1、生态环境 2006, 15(6): 1133-1137 http:/Ecology and Environment E-mail: 基金项目：国家高技术研究发展计划项目（2005AA6010100500 ）；国家重点基础研究发展规划项目（2002CB412300）作者简介：卢少勇（1976），男 ，博士，水污染控制与生态修复。E-mail: *责任作者：金相灿（1945），男，研究员。收稿日期：2006-05-30氯仿作为抑制剂对沉积物-水系 统中氮转化的影响卢少勇 1，金相灿 1*，郭建宁 1, 2，盛 利 21. 中国环境科学研究院湖泊生态环境创新基地/ 国家环境保 护湖泊污染控制重点实验
2、室，北京 100012；2. 吉林建筑工程学院环境工程系，吉林 长春 130026摘要：氯仿是土壤的营养物释放实验中常用的微生物活性抑制剂。文章探讨了在滇池沉积物-自配水系统中投加氯仿后系统中上覆水的氮质量浓度变化（上覆水初始质量浓度：总氮 15.0 mgL-1，氨氮 7.5 mgL-1，硝氮 7.5 mgL-1）以及沉积物中的硝化和反硝化活性的变化。结果表明， 实验过 程中上覆水的总氮、氨氮和有机氮的质量浓度升高，硝氮的质量浓度降低，加 氯仿组和未加氯仿组的总氮分别升高 35.9%和 46.9%。这是因为实验过程中硝化速率降低而反硝化速率升高导致的。加抑制剂组的上覆水中的总氮和氨氮质量浓度总
3、体上高，硝氮和有机氮 总体上低， 说 明氯仿对硝化反应的抑制作用持续到第 816 h，在最初和后期抑制作用更显著。加氯仿组的 pH 值明显高于未加氯仿组， DO 质量浓度稍高于未加氯仿组。实验结束后，加 氯仿组的沉积物的硝化速率和反硝化速率略低于未加氯仿组的。氯仿在沉积物-水系统中起到一定的抑制作用，使沉积物的硝化速率和反硝化速率均降低，但是硝化反硝化活性并未彻底地被抑制；而且抑制具有一定的时效性。关键词：沉积物；上覆水；氮；氯仿；硝化；反硝化中图分类号：X273.5 文献标识码：A 文章编号：1672-2175 （2006）06-1133-05自来水用氯气(Cl 2)消毒杀死水中的病菌和微生
4、物时会产生氯仿（一种致癌物质）。 氯仿是一种有机溶剂，可以用来终止酶切反 应，也可以用于抽提蛋白质。在土壤的营养物释放和吸附的研究以及植物的碳、氮和磷的溶出释放的研究中，为了撇除系统中的微生物对营养物变化过程的影响，常以 氯仿或甲苯为抑制剂 1-3，因 为它们能杀死系统中的微生物或者抑制系统中的微生物的繁殖。 这些研究主要考虑氮和磷的吸附与解吸，植物的碳、氮和磷的溶出量以及对上覆水和沉积物中的碳、氮和磷的影响，而对于在沉积物-水系统中添加氯仿后，系统中的氮的有关规律，如沉积物-水系统中氮的转化规律，尤其是沉积物的硝化活性和反硝化活性的 变化规律，少见报道。本研究探讨了在滇池沉积物-自配水系统中
5、投加氯仿后上覆水中和沉积物中的氮质量浓度的变化以及沉积物中的硝化和反硝化活性的变化。基于此评判氯仿作为沉积物-水系 统中的硝化和反硝化活性抑制剂的有效性，供今后 类似研究中选用氯仿为抑制剂时参考。1 材料和方法1.1 场址描述与样品采集福保湾（图 1）位于滇池外海北部，湖湾面 积 1 km2。东西两条入湾河流分别为海河和大清河。2005 年 10 月在福保湾用彼德森采泥器采集沉积物表层(010 cm)样品 FBE-1(图 1)。现场混匀， 测定水深和泥深，记录泥的颜色和性状，用塑料带封装泥样并编号。用 GPS 定位仪（GM-101, HOLUX）测定Lake Dianch。2450“。10 。
6、245630“。10 。2450“。10 3Fubao EstuaryFBE-1。24。10 30“56N010mNE NENE NEDaqingheRvrHaiheRvrDaqingheEsturyHaiheEstury图 1 滇池福保湾采样点示意图Fig. 1 Sampling points in Fubao Estuary of Dianchi Lake1134 生态环境 第 15 卷第 6 期（2006 年 11 月）采样点的经纬度，再结合 110000 的地图校核。采样点的基本特征见表 1。1.2 样品预处理于实验室粗筛沉积物鲜样，除去植物残体和 贝类等杂物，保持沉积物的均一性。样品
7、分为 4 部分分别用于：1)测定硝化和反硝化活性以及 pH 值；2) 抑制剂实验；3)分析含水率，4) 经真空冷冻干燥，研磨、过筛(100 目)后，测定沉积物中总氮(TN)、 总磷(TP)和有机 质。1.3 实验初始条件鉴于进入福保湾的人工排水多为处理后达标排放水，本实验中所配上覆水的 质量浓度符合污水综合排放标准(GB18918-2002) 中的城镇二级处理一级标准。本实验的上覆水的 初始质量浓度为COD =50 mgL-1，TN=15 mgL-1 和 TP=0.5 mgL-1。设置加氯仿（3 滴）组和未加氯仿组。1.4 分析方法1.4.1 沉积物1.4.1.1 含水率、pH 值、有机 质、
8、 总氮和总磷。沉积物中含水率、pH 值、有机 质和 TN 的测定依据标准方法 4。TP 采用 SMT 法测定 5。所测沉积物湿重含量均换算成干重含量。1.4.1.2 硝化强度测定培养液的配制：0.2 molL-1 的磷酸二氢钾溶液：0.2 molL-1 磷酸 氢二钾溶液：0.05 molL-1 的硫酸铵溶液=3 730，并用 NaOH 稀溶液 调节 pH 值至 7.26。具体测定步骤见文献9。1.4.1.3 反硝化强度的测定参考 Matthew 7介绍的方法，作相应改进9。1.4.2 上覆水采 用 标 准 方 法 8监 测 上 覆 水 中 的 TN、氨 氮 和 硝氮 ，忽 略 亚 硝 氮 的
9、产 量 ，有 机 氮 为 总 氮 扣 除 氨 氮 和 硝氮 所 得 ，用 仪 器 法 测 定 上 覆 水 中 的 pH 值 (pHS-3C)，DO 值 (TOA DO-11P)和 Eh 值 (Thermo Orin-250)。2 结果和讨论2.1 氯仿对上覆水中氮质量浓度的影响投加 CH3Cl 到上覆水中导致的上覆水中各物理指标的变化规律见图 2。表 1 滇池福保湾表 层沉积物采样点的基本特征Table 1 Basic characteristic of the sampling sites in Fubao Estuaryof Dianchi Lake泥颜色泥性状 水深/m泥深/m含水率/%
10、pH值有机质/%总磷/(mgkg-1)有机质/总磷黑 有臭味 3.60 1.00 61.3 7.14 3.86 3258.5 11.85.006.007.008.000 300 600 900时 间 /hpH无 抑 制 剂 有 抑 制 剂0.002.004.006.008.0010.000 300 600 900时 间 /hDO/ (mgL-1)无 抑 制 剂 有 抑 制 剂(A) pH 值的历时变化 (B) DO 值的 历时变化200.00300.00400.000 300 600 900时 间 /hEh/mv无 抑 制 剂 有 抑 制 剂10.0015.0020.0025.0030.000
11、 300 600 900时 间 /hT/无 抑 制 剂 有 抑 制 剂(C) Eh 值的 历时变化 (D) 值的历时变化图 2 不同抑制剂投加组 pH 值、Eh、DO 和 值的历时变化Fig. 2 pH value, Eh, DO and value in overlaying water of various addition of CH3Cl/(DO)/(mgL-1)Eh/mVt/ht/ht/h t/h卢少勇等：氯仿作为抑制剂对沉积物-水系统中氮转化的影响 1135由图 2 可见，1) 试验组的温度很接近。 2) 加抑制剂组的 pH 值比不加抑制 剂组的高 3.4%。在 实验后期（528-
12、816 h），加氯仿 组的 pH 值明显高于未加氯仿组的，在实验前期（0-216 h）前者略高， 实验中期二者相近。可能是因为氯 仿抑制了系统中的硝化细菌的活性和硝化反应；因此未加氯仿组的硝化反应要快一些，未加氯仿组的消耗碱度而 导致 pH值的降低的速度要大。3) 加氯仿组的 DO 值比未加氯仿组的高 12.6 %，这是因为硝化反应是好氧反应。加氯仿组硝化反应受抑制，导致 DO 的消耗速度降低。4) 加 氯仿组的 Eh 值比未加氯仿组的低12.3%。Eh 值的 变化规律和 DO 值的不一致， 这是因为 Eh 值不仅和 DO 质量浓度有关，可能 还受其它因素的影响。投加 CH3Cl 对上覆水中氮
13、形态的变化规律见图 3。投加 CH3Cl 对上覆水中氮形 态的影响见表2。实验中上覆水的 TN 质量质量 浓度均高于初始值，加氯仿组和未加氯仿组的分 别比初始值高 35.9%和46.9%。说明加氯仿后抑制了沉积物向上覆水中的氮转化。加氯仿组的上覆水的 TN 质量浓度总体上低于未加氯仿组的（图 3）。实验过 程中氨氮质量浓度和有机氮质量浓度升高，而硝氮 质量浓度降低（表 2）。加氯仿组的上覆水的氨氮质量浓度总体上高于未加氯仿组的。尤其是在前 48 h 和第 456 h 之后。说明氯仿对硝化反应的抑制持续到第 816 h，而且在最初 48 h 以及后期阶段的抑制作用体现得更显著些。这证实了前文论述
14、 pH 值变化时关于硝化反应的推测。加氯仿组的上覆水的硝氮和有机氮质量浓度总体上低于未加氯仿组的（图 3）。加氯仿组的上覆水中的总氮组成中以氨氮为主；其次为有机氮，而硝氮的含量最低（表 2）。未加氯仿组的上覆水中的 TN 以氨氮为主；其次为硝氮，有机氮的含量略低于硝氮的含量（表 2）。表 2 CH3Cl 投加对上覆水中氮形 态的影响Table 2 Effect of CH3Cl addition on nitrogen forms in overlaying water氨氮 硝氮 有机氮占总氮比例/% 正常 抑制制剂 正常 抑制制剂 正常 抑制制剂实验前 50.0 50.0 50.0 50.0
15、 0.0 0.0平均 65.1 78.6 14.0 11.8 20.9 9.6最大 82.72 91.34 19.80 19.35 47.48 34.22实验后最小 41.02 54.76 7.16 6.65 2.48 0.4415.020.025.00 300 600 900时 间 /hTN/(mgL-1)无 抑 制 剂 有 抑 制 剂0.05.010.015.020.025.00 300 600 900时 间 /hAmmonia/(mgL-1)无 抑 制 剂 有 抑 制 剂(A) TN 值的历时变化 (B) 氨氮值 的历时变化0.02.55.00 300 600 900时 间 /hNitr
16、ate/(mgL-1)无 抑 制 剂 有 抑 制 剂0.05.010.015.020.00 300 600 900时 间 /hOrg-N/(mgL-1)无 抑 制 剂 有 抑 制 剂(C) 硝氮 值的历时变化 (D) 有机氮值的历时变化图 3 有抑制剂（CH 3Cl）和无抑制剂组的上覆水中各形 态氮含量的历时变化Fig. 3 Nitrogen forms of various initial phosphorus content in overlaying water caused by addition of CH3Clt/ht/ht/h t/h(Ammonia)/(mgL-1)(Nitra
17、te)/(mgL-1)(TN)/(mgL-1)(Org-N)/(mgL-1)1136 生态环境 第 15 卷第 6 期（2006 年 11 月）氯仿对于上覆水中氮的形态有影响，加 氯仿组的上覆水中的 TN 中的氨氮含量高于未加 氯仿组的；有机氮低于未加氯仿组的。上覆水中氮的质量浓度在第 216 h 达到较高值，未加氯仿组的总氮质量浓度为（36.2 和 35.5）mgL-1，加氯仿组的总氮质量浓度为 （31.4 和 27.2）mgL-1（图 2）。因此，氯仿对上覆水中氮的质 量浓度得影响较大。氯仿的作用是抑制沉积物中的微生物的活性，由此可见，本沉积物中微生物的活性 对氮质量浓度的变化的影响较大。
18、2.2 氯仿对沉积物中硝化反硝化强度的影响2.2.1 硝化速率硝化速率曲线见图 4。硝化速率的 测定结果见表 3。由图 4 和表 3 可见，和实验 前比，硝化速率均降低，这解释了前文的氨氮质 量浓度升高的结果。实验后，加氯仿组的硝化速率比无抑制 剂组的低，可见加氯仿后抑制了沉积物中硝化反应的进行。由表 3 可见，实验后沉积 物的硝化速率的值和文献9报道的人工湿地中的表铺沸石的硝化速率（8.8123.8 mgkg-1L-1h-1）接近。本研究中的沉积物和以前研究中的沸石均处于缺氧状态。2.2.2 反硝化速率硝化速率曲线见图 5。反硝化 强度测定结果见表 4。由表 4 可见，实验结束后沉 积物的反
19、硝化速率增加，这解释了前文中的上覆水中的硝氮 质量浓度的降低的结果。虽然通常认为 人工湿地中的反硝化速率比天然湖泊以及河口的沉积物中的高 13 个数量级 10-11。但本研究中湖泊沉积物（表层 10 cm）的反硝化速率值高于文献9报道的人工湿地（滇池边）中 040 cm 深的土壤的 Rdn（208 mgkg-1L-1h-1，w(C)/w(N)=5）。这是因为人工湿地中表层沉积物的硝化和反硝化活性明显强于其它层次 10-11。实验结束后，加抑制剂组的反硝化速率略低于未加抑制剂组的。说明氯仿对 沉积物的反硝化速率的抑制作用不明显。2.3 氯仿对沉积物中总氮的影响实验前后沉积物中 TN 的变化 见图
20、 6。由图 6 可见，实验后，抑制剂组和无抑制剂组沉积物中的总氮质量分数均减少了 0.5 gkg-1 左右，表 4 反硝化强度测定结果Table 4 Measure results of denitrification rate样品号 样品质量/g 反硝化速率 Rdn/(mgkg-1L-1h-1)实验前 5.012 214实验后（未加氯仿组） 5.060 421实验后（加氯仿组） 5.127 41300.511.522.50 4 8 12 16 20 24 28时 间 /hNitrate/(mgL-1)实 验 前 实 验 后 无 抑 制 剂实 验 后 抑 制 剂图 4 硝化速率曲线Fig. 4
21、 Curve of nitrification rate03060901201501800 12 24 48 72时 间 /hNitrate/(mgL-1)实 验 前 实 验 后 无 抑 制 剂实 验 后 抑 制 剂图 5 反硝化速率曲线Fig. 5 Curve of denitrification rate表 3 硝化速率测定结果Table 3 Measure results of nitrification rate样品号 样品质量/g 硝化速率 Rn/(mgkg-1L-1h-1)实验前 5.028 17.2实验后（未加氯仿组） 5.188 11.3实验后（加氯仿组） 5.190 9.50
22、.002.004.006.008.00实 验 前 实 验 后 无 抑 制 实 验 后 抑 制不 同 分 组总氮质量分数/(gkg-1)图 6 沉积物中总氮含量Fig. 6 Total nitrogen content of the sedimentst/h(Nitrate)/(mgL-1)(Nitrate)/(mgL-1)t/hw(TN)/(mgL-1)卢少勇等：氯仿作为抑制剂对沉积物-水系统中氮转化的影响 1137这跟前文上覆水中总氮质量浓度总体升高相符。两组沉积物中氮的减少量相差无几， 说明氯仿的加入对沉积物中氮的质量分数影响不大，但 对上覆水中氮的质量浓度有较大影响。3 结论（1）硝化速
23、率的降低而反硝化速率的升高导致实验过程中上覆水的总氮、氨氮和有机氮的 质量浓度升高，硝氮的质量浓度降低。加氯仿组和未加氯仿组的总氮的质量浓度分别升高 35.9%和 46.9%。（2）抑制剂对硝化反应的抑制持续到第 816 h，而且后期的抑制作用更显著。加抑制 剂组的上覆水中的总氮和氨氮质量浓度总体上高，硝氮和有机氮总体上低，加抑制剂组的 pH 值明显高， DO 稍高。（3）加抑制剂组的沉积物的硝化速率和反硝化速率略低于未加抑制剂组的。（4）氯 仿 在 沉 积 物 -水 系 统 中 对 硝 化 和 反 硝 化细 菌 的 活 性 有 一 定 的 抑 制 作 用 ，导 致 沉 积 物 的 硝化 速
24、率 和 反 硝 化 速 率 的 降 低 ，但 是 硝 化 活 性 和 反硝 化 活 性 并 未 被 彻 底 抑 制 ；而 且 抑 制 具 有 一 定 的时 效 性 。参考文献：1 晏维金, 亢宇, 章申, 等. 磷在土壤中的解吸动力学J. 中国环境科学, 2000, 20(2): 97-101.YAN Weijin, KANG Yu, ZHANG Shen, et al. The desorption kinetics of phosphorus from calcareous soil in China J. China Environmental Science, 2000, 20(2):
25、 97-101. 2 高超, 张桃林, 吴蔚东. 不同利用方式下农田土壤对磷的吸持与解吸特征J. 环境科学, 2001, 22(4): 67-72.GAO Chao, ZHANG Taolin, WU Weidong. Phosphorus sorption and desorption of agricultural soil under different land use J. Environmental Science, 2001, 22(4): 67-72.3 刘义新, 刘武定, 朱端卫, 等. 结晶有机肥对土壤磷吸附和解吸特性的影响J. 华中农业大学学报, 2000, 19(1):
26、 22-24.LIU Yixin, LIU Wuding, ZHU Duanwei, et al. The Effect of Crystal Organic Fertilizer on adsorption-desorption properties of soil phosphorusJ. Journal of Huazhong Agricultural University, 2000, 19(1): 22-24.4 鲍士旦 . 土壤农 化分析 M. 第 3 版. 北京: 中国农业出版社, 495.BAO Shidan. Soil and agricultural chemistry a
27、nalysis M. 3rd Edition. Beijing: Chinese Agriculture Publishing House, 2000: 495.5 RUBAN V, BRIGAULT S, DEMARE D, et al. An investigation of the origin and mobility of phosphorus in freshwater sediments from Bort-Les-Orgues Reservoir, FranceJ. Journal of Environmental Monitoring, 1999, 1(4): 403-407
28、.6 MATTHEWS R R. Extending retention time in a storm water pond with petrofitted bafflesJ. Water Quality Research Journal of Canada. 1997, 32: 73-81.7 汪民, 吴永锋, 钟佐燊, 等. 污水快速惨滤土地处理M. 北京: 地质出版社, 1993.WANG Min, WU Yongfeng, ZHONG Zuorui, et al. Rapid Infiltration Treatment of WastewaterM. Beijing: Geolo
29、gical Publishing House, 1993.8 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法M. 第 4 版. 北京: 中国环境出版社, 2002.SEPA. Monitoring and analytical method of water and wastewater (in Chinese) M. 4th Edition. Beijing: Environmental and Scientific Press of China, 2002.9 卢少勇. 农田排灌水的人工湿地处理机理及工程示范研究D. 北京: 清华大学, 2004.LU Shaoyong. Technologic
30、al and Engineering Demonstration Research on Constructed Wetland for Agricultural Irrigation and Drainage Wastewater TreatmentD. Beijing: Tsinghua University, 2004.10 FLEMING-SINGER M S, HORNE A J. Enhanced nitrate removal efficiency in wetland microcosms using an episediment layer for denitrificati
31、onJ. Environment Science 2. Department of Environment Engineering, Jilin Architectural and Civil Engineering Institute, Changchun 130021, ChinaAbstract: CH3Cl is usually used as microbe activity inhibiter in soil system for nitrogen concentration variation study. Effect of CH3Cl addition on nitrogen
32、 content of overlying water and on nitrification and denitrification activity of sediment in sediment-water system were made. The initial total nitrogen, ammonia and nitrate concentration in overlying water are 15.0 mgL-1, 7.5 mgL-1 and 7.5 mgL-1. During the experiment, total nitrogen content, ammon
33、ia content and organic nitrogen content of overlying water increased, nitrate content of overlying water decreased. Total nitrogen concentration in overlying water increased 35.9% and 46.9% in CH3Cl addition set and control set, respectively. These were caused by the decrease of nitrification rate a
34、nd increase of denitrification rate. The study indicated that CH3Cl addition set usually had high total nitrogen content and ammonia content but low nitrate content and organic nitrogen content. This stated that nitrification function was inhibited by CH3Cl during all the experiment period, and it w
35、as stronger in the initial phase and anaphase than in the other phases. CH3Cl addition set had significantly high pH value and slight high DO content than the control set. At the end of this experiment, both nitrification rate and denitrification rate of sediment in CH3Cl addition set were larger th
36、an the control set. CH3Cl addition had definite inhibit function in sediment-water system, which caused the decrease of nitrification rate and denitrification rate of sediment, but the nitrification reaction and denitrification reaction were inhibited incompletely, and the inhibit function did not persist forever.Key words: sediment; overlying water; nitrogen; CH3Cl; nitrification; denitrification
