颤蚓生物扰动对湘江沉积物--水界面氮交换的影响研究-共享资料网
颤蚓生物扰动对湘江沉积物--水界面氮交换的影响研究
学校代号：１０５３６ 学密 号：０９１０４０５３４２ 级：公开长沙理工大学硕士学位论文颤蚓生物扰动对湘江沉积物一水界面氮交 换的影响研究学位申请人姓名 培养单位 导师姓名及职称闺艳红 ：筮过理王太堂 丞量全昱友回熬援 副熬援学科专业 研究方向 论文提交日期 论文答辩日期 答辩委员会主席壶亟王程 盔处堡堡途皇撞苤 星Ｑ！至笙垒旦 星Ｑ！窒生曼县逝圭蓉
Ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌ Ｓｔｕｄｙｏｎｔｈｅ Ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ ｏｆ ＴｕｂｉｆｉｃｉｄＷｏｒｍｓ＇－Ｂｉｏｔｕｒｂａｔｉｏｎｏｎｎｉｔｒｏｇｅｎ ｅｘｃｈａｎｇｉｎｇ ｆｒｏｍ ｔｈｅＳｅｄｉｍｅｎｔ―ｗａｔｅｒ ｉｎｔｅｒｆａｃｅ ｏｆＸｉａｎｇｊｉａｎｇＲｉｖｅｒｂｙＹＡＮ Ｙａｈ―ｈｏｎｇＢ．Ｅ．（Ｃｈａｎｇｓｈａ ＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ）２００９Ａ ｔｈｅｓｉｓ ｓｕｂｍｉｔｔｅｄ ｉｎ ｐａｒｔｉａｌ ｓａｔｉｓｆａｃｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅＲｅｑｕｉｒｅｍｅｎｔｓ ｆｏｒ ｔｈｅ ｄｅｇｒｅｅ ｏｆＭａｓｔｅｒｏｆ ＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇＭｕｎｉｃｉｐａｌ ＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇＣｈａｎｇｓｈａ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ ｏｆ Ｓｃｉｅｎｃｅ＆ＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙＳｕｐｅｒｖｉｓｏｒＰｒｏｆｅｓｓｏｒ ＺＨＡＮＧＧｕｉ－ｊｉｎ，ＷＵ Ｆａｎｇ－ｔｏｎｇＡｐｒｉｌ，２０１２
长沙理工大学 学位论文原创性声明本人郑重声明：所呈交的论文是本人在导师的指导下独立进行研究所取得的 研究成果。除了文中特别加以标注引用的内容外，本论文不包含任何其他个人或 集体已经发表或撰写的成果作品。对本文的研究做出重要贡献的个人和集体，均 已在文中以明确方式标明。本人完全意识到本声明的法律后果由本人承担。作者签名：ｌ习丰色缸日期：≯户年厂月＂Ｚｏ Ｅｌ学位论文版权使用授权书本学位论文作者完全了解学校有关保留、使用学位论文的规定，同意学校保 留并向国家有关部门或机构送交论文的复印件和电子版，允许论文被查阅和借 阅。本人授权长沙理工大学可以将本学位论文的全部或部分内容编入有关数据库 进行检索，可以采用影印、缩印或扫描等复制手段保存和汇编本学位论文。本学位论文属于 １、保密口，在 ２、不保密团。 年解密后适用本授权书。．（请在以上相应方框内打“４”）作者签名：ｌ习丰色钆日期：ｐ Ｊ埠厂月必Ｅｌ翩戳．＼猩、渺舯ｍ”…
释放的影响，以及ｐＨ值、溶解氧和上覆水氮浓度等常规环境参数对颤蚓生物扰 动过程的影响规律。在实验的基础上，探讨生物扰动对底泥污染物释放的影响， 旨在为正确认识湘江沉积物内源污染特点，为湘江水体生态修复提供科学依据。 本研究取得结果主要如下： （１）颤蚓生物扰动很明显地促进了底泥氮的释放，且在一定范围内颤蚓水平密 度越高，释放强度越大。颤蚓水平密度为ｌｉｎｄ．／ｃｍ２、２ｉｎｄ．／ｃｍ２和３ｉｎｄ．／ｃｍｚ时， 与空白组相比，ＴＮ释放分别提高了２７％、３８％、３２％，ＮＨ４＋－Ｎ分别提高了２０．７％、 ３９．２％、３１．８％。颤蚓生物扰动对底泥Ｎ０３＂－Ｎ释放除前５天略有升高外，以后都 是逐渐降低的并趋于稳定ｊ从整体上看，颤蚓生物扰动促进了上覆水中的Ｎ０３。．Ｎ 向底泥中迁移，强化沉积物作为Ｎ０３＂－Ｎ汇的作用。 （２）较中性环境而言，酸性或碱性环境中颤蚓生物扰动对沉积物氮释放的促进 效果更为明显。在底泥中投加颤蚓密度为２ｉｎｄ．／ｃｍｚ，ｐＨ值为５、７、９、１１时， 上覆水中ＴＮ的浓度平均值分别为７．３ｍｇ／Ｌ、６．２ｍｇ／Ｌ、７．６ｍｇ／Ｌ、９．２ｍｇ／Ｌ；上覆 水中ＮＨ４＋－Ｎ的浓度平均值分别为１．６９ｍｇ／Ｌ、１．５７ｍｇ／Ｌ、１．７７ ｍｇ／Ｌ、１．９６ｍｇ／Ｌ；上覆水中Ｎ０３。．Ｎ的平均浓度分别为０．７４ｍｇ／Ｌ、０．６３ｍｇ／Ｌ、０．７２ｍｇ／Ｌ和０．７１ｍｇ／Ｌ。 由此可知酸性或碱性条件颤蚓的扰动加强，在一定程度上促进了氮的释放。 （３）不同浓度的ＤＯ会影响颤蚓生物对沉积物的扰动效果。颤蚓生物扰动在 好氧条件和厌氧条件下均能促进ＴＮ、ＮＨ４＋－Ｎ和Ｎ０３＂－Ｎ的释放，且厌氧条件下 促进效果更为显著。．（４）上覆水氮浓度的不同会影响颤蚓生物扰动效果。低浓度上覆水ＴＮ、ＮＨ４＋－Ｎ 释放速率比高浓度上覆水ＴＮ、ＮＨ４＋－Ｎ释放速率大，能更快的达到峰值并趋于平 衡。上覆水体中营养盐氮的浓度（营养水平）不会影响其底质的释放规律，但影响 其释放速率和释放量。 上述研究结果表明，颤蚓在沉积物底泥中一系列的活动：迁移运动、摄食、 排泄等，使沉积物和沉积物．水界面的生化和物化特性发生改变，颤蚓生物扰动促 进了沉积物中氮的释放。同样，ｐＨ值、ＤＯ、上覆水氮浓度等环境参数的改变影 响了颤蚓的生活习性，进而影响了沉积物氮的释放。充分利用颤蚓生物扰动的上 述特点，可以有效降低沉积物污染负荷水平，在此基础上对上覆水辅以适当的污 染物原位控制技术，则可实现对整个水体污染负荷的削减。
关键词：湘江；沉积物；氮释放：颤蚓；生物扰动Ｈ
ＡＢ ＳＴＲＡＣＴｂｅｎｔｈｉｃＴ．ｔｕｂｉｆｅｘ，ａｎ ｃｏｍｍｕｎｉｔｙ ｏｆａｑｕａｔｉｃｏｌｉｇｏｃｈａｅｔｅ ｕｓｅｄａｓｄｏｍｉｎａｔｉｎｇｔｈｅｍａｃｒｏｂｉｏｔｉｃＸｉａｎ酹ｉａｎｇＲｉｖｅｒ，ｗａｓｓｔｕｄｙｏｂｊｅｃｔｉｎ ｔｈｉｓ ｒｅｓｅａｒｃｈ．Ｂｙｏｎｓｉｍｕｌａｔｉｎｇ ｔｈｅ ｂｉｏｔｕｒｂｉｔｉｏｎ ａｃｔｉｖｉｔｙ ｏｆ Ｔ．ｔｕｂｉｆｅｘ ｉｎ ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ，ｂｉｏｔｕｒｂａｔｉｏｎ ｅｆｆｅｃｔｓｔｈｅ ｒｅｌｅａｓｅ ｏｆ Ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ ｏｆＸｉａｎｇｊ ｉａｎｇＲｉｖｅｒ ｓｕｃｈａｓｐＨ，ＮＨ４＋－Ｎ，Ｎ０３‘－Ｎ．ｏｎＴｈｅ ｉｎｆｌｕｅｎｃｅｓ ｏｆ ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｊ ＤＯ ａｎｄ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｔｈｅ ｏｖｅｒｌｙｉｎｇ ｗａｔｅｒｒｅｌｅａｓｉｎｇ ｐｒｏｃｅｓｓ ｄｕｒｉｎｇ ｔｈｅ ｓｅｄｉｍｅｎｔｓ ｂｉｏｔｕｒｂａｔｉｏｎ ｏｆ Ｔ．ｔｕｂｉｆｅｘ ｗｅｒｅ ｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｅｄ ａｌｓｏ．Ｔｈｅｍａｊｏｒｐｕｒｐｏｓｅ ｏｆ ｔｈｅ ｐｒｅｓｅｎｔ ｒｅｓｅａｒｃｈ．ｉｓ ｔｏ ｒｅｃｏｇｎｉｚｅ ｔｈｅ ｃｈａｒａｃｔｅｒｓ ｏｆｅｎｄｏｇｅｎｏｕｓｐｏｌｌｕｔｉｏｎ ｆｒｏｍ ｓｅｄｉｍｅｎｔ ｏｆＸｉａｎｇｊｉａｎｇＲｉｖｅｒ ａｎｄｔｈｅｎ ｐｒｏｖｉｄｅ ｂａｓｉｃｐａｒａｍｅｔｅｒｓ ａｎｄ ｓｃｉｅｎｔｉｆｉｃ ｆｏｕｎｄａｔｉｏｎ ｆｏｒ ｔｈｅ ｂｉｏ－ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｓｅｄｉｍｅｎｔ ｒｅｓｔｏｒａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅＲｉｖｅｒ． Ｔｈｅ ｐｒｉｎｃｉｐａｌ ｆｉｎｄｉｎｇｓ ｏｆ ｔｈｅ ｐｒｅｓｅｎｔ ｒｅｓｅａｒｃｈａｒｅ ａｓｆｏｌｌｏｗｓ：（１）Ｔｈｅｂｉｏｔｕｒｂａｔｉｏｎ ｏｆ Ｔ．ｔｕｂｉｆｅｘ ｃｏｕｌｄ ｐｒｏｍｏｔｅ ｔｈｅ ｒｅｌｅａｓｅ ｏｆ ｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ ｆｒｏｍａｓｅｄｉｍｅｎｔ ａｎｄ ｔｈｅ ｈｉｇｈｅｒ ｗｏｒｍ ｄｅｎｓｉｔｙ，ｔｈｅ ｓｔｒｏｎｇｅｒ ｒｅｌｅａｓｅ ｉｎｔｅｎｓｉｔｙ ｉｎｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｒａｎｇｅ．Ｃｏｍｐａｒｅｄ ｔｏ ｃｏｎｔｒｏｌ ｇｒｏｕｐ，ｔｈｅ ｉｎｔｒｏｄｕｃｔｉｏｎ ｏｆｃｅｒｔａｉｎｗｏｒｍ ｗｉｔｈｄｅｎｓｉｔｙ ｏｆ １ ｉｎｄ．／ｃｍｚ，２ ｉｎｄ．／ｃｍｚ ａｎｄ ３ ｉｎｄ．／ｃｍ２ ｉｎｄｕｃｅｄ ２７％，３８％ａｎｄ ３８％ｉｎｃｒｅａｓｅ ｏｆ ＴＮ ｒｅｌｅａｓｅ ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ．Ｆｏｒ ＮＨ４＋－Ｎ ｔｈｅ ｉｎｃｒｅａｓｅ ｗｅｒｅ ２０．７％，３９．２％ａｎｄ ３１．８％． Ｂｅｃａｕｓｅ ｏｆ ｔｈｅ ｂｉｏｔｕｒｂｉｔｉｏｎ ａｃｔｉｖｉｔｙ ｏｆ Ｔ．ｔｕｂｉｆｅｘ，ｔｈｅ ｒｅｌｅａｓｅ ｏｆ Ｎ０３。－Ｎ ｆｒｏｍ ｓｅｄｉｍｅｎｔ ｄｅｃｒｅａｓｅｓ ｇｒａｄｕａｌｌｙ ａｎｄ ｓｔａｂｌｉｓｅ ｌａｔｅｒ ｅｘｃｅｐｔ ｉｎｃｒｅａｓｉｎｇ ｓｌｉｇｈｔｌｙ ｉｎ ｔｈｅ ｆｉｒｓｔ ５ ｄａｙｓ．Ｏｖｅｒａｌｌ，ｔｈｅ ｂｉｏｔｕｒｂａｔｉｏｎ ｏｆ Ｔ．ｔｕｂｉｆｅｘ ｃｏｕｌｄ ｐｒｏｍｏｔｅ ｍｉｇｒａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ Ｎ０３。一Ｎ ｃｏｕｌｄ ｐｒｏｍｏｔｅｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｔｏｓｅｄｉｍｅｎｔａｎｄｓｔｒｅｎｇｔｈｅｎｔｈｅ ｓｅｄｉｍｅｎｔａｓｔｈｅ ｒｏｌｅｏｆＮ０３。Ｎ ｓｉｎｋｓ．（２）ＡｄｖｅｒｓｉｔｙｓｔｒｅｓｓｏｎＴ．ｔｕｂｉｆｅｘｗｏｕｌｄ ｂｅｉｎｄｕｃｅｄ ｂｙｓｔｒｅｓｓａｃｉｄｉｃａｎｄ ａｌｋａｌｉ ｕｎｄｅｒ ｓｕｃｈｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ．Ｃｏｍｐａｒｅｄｔｏｎｅｕｔｒａｌ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，ｔｈｅｂｅｈａｖｉｏｒｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ ｅｎｈａｎｃｅｄ ｔｈｅ ｂｉｏｔｕｒｂａｔｉｏｎ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ Ｔ．ｔｕｂｉｆｅｘ．Ａｆｔｅｒ ｔｈｅ ｉｎｔｒｏｄｕｃｔｉｏｎ ｏｆｗｏｒｍｔｏｓｅｄｉｍｅｎｔｓ，ｗｈｅｎ ｔｈｅ ｐＨ ｉｓ ７，ｔｈｅ ｍｅａｎ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓ ｏｆ ＴＮ ａｎｄ ＮＨ４＋－Ｎ ｉｎｏｖｅｒｌｙｉｎｇ ｗａｔｅｒ ｉｓ ６．２１ｍｇ／Ｌ，１．５７ｍｇ／Ｌ，ｗｈｅｎ ｔｈｅ ｐＨ ｉｓ ５，ｔｈｅ ｍｅａｎ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓ ｏｆ ＴＮ ａｎｄ ＮＨ４＋－Ｎ ｉｎ ｏｖｅｒｌｙｉｎｇ ｗａｔｅｒ ｉｓ ７．３３ｍｇ／Ｌ，１．６９ ｍｇ／Ｌ，ｗｈｅｎ ｔｈｅ ｐＨ ｉｓ １１，ｔｈｅｍｅａｎｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓｏｆＴＮａｎｄＮＨ４＋－Ｎｉｎｏｖｅｒｌｙｉｎｇｗａｔｅｒｉｓ９．２４ｍｇ／Ｌ，１．９６ｍｇ／Ｌ．ｗｈｅｎ ｔｈｅ ｐＨ ｉｓ ５，７，９ａｎｄｌ １，ｔｈｅ ｍｅａｎ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓ ｏｆ Ｎ０３’一Ｎ ｉｎｏｖｅｒｌｙｉｎｇ ｗａｔｅｒ ｉｓ ０．７４ｍｇ／Ｌ，０．６３ｍｇ／Ｌ，０．７２ｍｇ／Ｌ ａｎｄ ０．７１ｍｇ／Ｌ．Ｔｈｅ ａｌｋａｌｉ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ ｃｏｕｌｄ ｓｔｒｅｎｇｔｈｅｎ ｔｈｅａｃｉｄｉｃ ａｎｄ ａｎｄｂｉｏｔｕｒｂａｔｉｏｎｏｆＴ．ｔｕｂｉｆｅｘｐｒｏｍｏｔｅ ｔｈｅ ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ａｎｄ ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｆｕｒｔｈｅｒ．（３）Ｔｈｅｃｈａｎｇｅ ｏｆ ＤＯ ｃｏｕｌｄ ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ Ｔ．ｔｕｂｉｆｅｘ ｂｉｏｔｕｒｂａｔｉｏｎｏｎＩＨ
ｓｅｄｉｍｅｎｔ．Ｒｅｓｕｌｔｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｉｎ ｂｏｔｈ ａｎａｅｒｏｂｉｃ ａｎｄ ａｅｒｏｂｉｃ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，ｔｈｅ ｒｅｌｅａｓｅ ｏｆ ＴＮ，ＮＨ４＋－Ｎ ａｎｄ Ｎ０３。一Ｎ ｗｅｒｅ ｐｒｏｍｏｔｅｄ ｂｙ。Ｔ．’ｔｕｂｉｆｅｘ ｂｉｏｔｕｒｂａｔｉｏｎ，ａｎｄ ｍｏｒｅ ｒｅｍａｒｋａｂｌｅ ｐｒｏｍｏｔｉｖｅ ｅｆｆｅｃｔ ｗａｓ ｏｂｓｅｒｖｅｄ ｉｎ ａｎａｅｒｏｂｉｃ ｔｈａｎ ｉｎ ａｅｒｏｂｉｃ．（４）Ｄｉｆｆｅｒｅｎｔｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｉｎ ｔｈｅ ｏｖｅｒｌｙｉｎｇ ｗａｔｅｒ ｗｏｕｌｄ ａｌｓｏ ｉｎｆｌｕｅｎｃｅｏｎｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ Ｔ．ｔｕｂｉｆｅｘ ｂｉｏｔｕｒｂａｔｉｏｎｓｅｄｉｍｅｎｔ．Ｔｈｅ ｒｅｌｅａｓｅｒａｔｅ ｏｆＴＮ ａｎｄ ＮＨ４＋－Ｎｉｓ ｈｉｇｈｅｒ ａｎｄ ｒｅａｃｈｔｏｐｅａｋｍｏｒｅ ｑｕｉｃｋｌｙ ａｎｄ ｓｔａｂｉｌｉｚｅ ｉｎ ｌｏｗ ＴＮ ａｎｄ ＮＨ４＋－Ｎｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｔｈａｎ ｈｉｇｈ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ．Ｔｈｅ ｎｕｔｒｉｅｎｔｓ ｎｉｔｒｏｇｅｎｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ（ｎｕｔｒｉｅｎｔ，．１ｅｖｅｌｓ）ｉｎｔｈｅ ｏｖｅｒｌｙｉｎｇ ｗａｔｅｒ ｗｏｕｌｄ ｎｏｔ ａｆｆｅｃｔ ｔｈｅ ｌａｗ ｏｆ ｔｈｅ ｒｅｌｅａｓｅ ｏｆ ｓｅｄｉｍｅｎｔｅｘｃｅｐｔ ｔｈｅ ｒｅｌｅａｓｅ ｒａｔｅ ａｎｄ ｒｅｌｅａｓｅ ａｍｏｕｎｔ． Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ Ｚｔｕｂｉｆｅｘｂｉｏｔｕｒｂａｔｉｏｎｃａｎｐｒｏｍｏｔｅ ｔｈｅ ｒｅｌｅａｓｅ ｐｒｏｃｅｓｓｏｆ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｔｈｒｏｕｇｈ ｔｈｅｉｒ ｍｉｇｒａｔｉｏｎ，ｉｎｇｅｓｔｉｏｎ ａｎｄ ｅｇｅｓｔｉｏｎ ｉｎ ｓｅｄｉｍｅｎｔｓ，ｂｙ ｗｈｉｃｈ ｔｈｅ ｐＨｙｓｉｃａｌｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ，ｃｈｅｍｉｃａｌａｓｅｑｕｉｌｉｂｒｉｕｍａｒｅａｌｔｅｒｅｄｉｎｓｅｄｉｍｅｎｓ．Ｓｕｃｈ ｔｈｅ ｏｖｅｒｌｙｉｎｇｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ｐａｒａｍｅｔｅｒｓｗａｔｅｒｃａｎｐＨ，ＤＯ ａｎｄ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｉｎｉｎｆｌｕｅｎｃｅｔＯｔｈｅｗｏｒｍｓ’ｌｉｒｅｈａｂｉｔａｎｄｅｆｆｅｃｔｏｎｐｒｏｍｏｔｉｖｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｏｆｏｆｂｉｏｔｕｒｂａｔｉｏｎｒｅｌｅａｓｅｐｒｏｃｅｓｓｏｆ ｐｏｌｌｕｔａｎｔｓｉｎ ｓｅｄｉｍｅｎｔｓ．Ｔｈｅ ｌｏａｄｉｎｇ ｌｅｖｅｌｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ ｉｎ ｓｅｄｉｍｅｎｔ ｉｓ ｈｏｐｅｆｕｌ ｔｏ ｂｅ ｃｕｔ ｄｏｗｎ ｅｆｆｅｃｔｉｖｅｌｙ ｂｙ ｆｕｌｌ ｕｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｃｈａｒａｃｔｅｒｓ ｏｆ Ｚｔｕｂｉｆｅｘ ｂｉｏｔｕｒｂａｔｉｏｎ．Ｆｕｒｔｈｅｒｍｏｒｅ，ｐｏｌｌｕｔａｎｔｓｐｒｏｖｉｄｅｄ ｐｒｏｐｅｒｌｏａｄｉｎｇ ｌｅｖｅｌ ｏｆ ｔｈｅ ｏｆ ｐｏｌｌｕｔａｎｔｓｗｈｏｌｅ ｗａｔｅｒ ｂｏｄｙ ｗｉｌｌ ｂｅ ｄｅｃｒｅａｓｅｄ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｉｎ ｓｉｔｕａｒｅｔｅｃｈｎｏｌｏｇｉｅｓｉｎｔｒｏｄｕｃｅｄ ａｌｓｏ．ＫｅｙＷｏｒｄｓ：ＸｉａｎｇｊｉａｎｇＲｉｖｅｒ；ｓｅｄｉｍｅｎｔｓ；ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｒｅｌｅａｓｅ；ｔｕｂｉｆｉｃｉｄ ｗｏｒｍｓ；ｂｉｏｔｕｒｂａｔｉｏｎＩＶ
目录摘要．．．．．．．．．．．．．．．．．…．．…．．．．．．．．．．．．…．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．…．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．ＩＡ】日；ＳＴ】［认ＣＴ……………．………．．……………………．………………．．………．…………．…．…．…．ＩＩＩ第一章绪论…１．１课题研究背景………………………………………………………………………。１ １．１．１湘江流域的基本情况…………………………………………………………１ １．１．２湘江的水环境污染……………………………………………………………４ １．１．３湘江底栖生物的分布及其生物扰动作用……………………………………７ １．１．４氮污染………………………………………………………………………．８。１．２国内外研究现状……………………………………………………………………．９ １．２．１底栖生物对沉积物的扰动作用……………………………………………一９ １．２．２底泥中氮释放的研究进展…………………………………………………．１０ １．２．３颤蚓的生物扰动对沉积物中氮释放的影响………………………………１２ １．３课题研究意义和研究内容…………………………………………………………１３ １．３．１课题来源……………………………………………………………………。１３ １．３．２课题研究意义………………………………………………………………．１３ １．３．３课题研究内容………………………………………………………………、１４第二章实验材料与方法２．１实验方法………………………………………………………………………………１５ ２．１．１试样来源……………………………………………………………………１５ ２．１．２底栖生物扰动作用实验方法………………………………………………１５ ２．２实验仪器和试剂……………………………………………………………………．１７ ２．２．１实验仪器……………………………………………………………………１７ ２．２．２实验试剂……………………………………………………………………１８ ２．３指标分析方法………………………………………………………………………１８ ２．３．１水样中总氮的测定方法……………………………………………………１８ ２．３．２水样中氨氮的测定方法……………………………………………………１９ ２．３．３水样中硝酸氮的测定方法…………………………………………………２０ ２．３．４底泥中总氮、氨氮、硝酸氮的测定方法…………………………………２１ ２．４数据处理……………………………………………………………………………．２１第三章颤蚓密度对沉积物中氮释放影响３．１颤蚓扰动的行为观察………………………………………………………………．．２３ ３．１．１颤蚓扰动的可见性观察……………………………………………………２３ ３．１．２在不同环境刺激下，颤蚓的应激性观察…………………………………２４
３．２颤蚓密度对总氮释放的影响………………………………………………………．２５ ３．３颤蚓密度对氨氮释放的影响。二…………………。：……………………：………．ｊ…２５ ３．４颤蚓密度对硝酸和上覆水初始氮浓度等氮释放的影响…………………………２６ ３．５本章小结……………………………………………………………………………２８第四章不同环境条件对颤蚓生物扰动下氮释放的影响４．１不同ｐＨ值下颤蚓生物扰动对氮释放的影响研究………………………………２９ ４．１．１不同ｐＨ值下颤蚓生物扰动对总氮释放的影响…………………………．２９ ４．１．２不同ｐＨ值下颤蚓生物扰动对氨氮释放的影响…………………………．３１ ４．１．３不同ｐＨ值下颤蚓生物扰动对硝酸氮释放的影响………………………．３２ ４．２不同ＤＯ下颤蚓生物扰动对氮释放的影响研究……………．－．：…………………３４ ４．２．１不同ＤＯ下颤蚓生物扰动对总氮释放的影响……………………………．３４ ４．２．２不同ＤＯ下颤蚓生物扰动对氨氮释放的影响……………………………．３５ ４．２．３不同ＤＯ下颤蚓生物扰动对硝酸氮释放的影响…………………………．３６ ４．３本章小结…………………………………………………………………………。３７第五章上覆水中不同氮浓度下扰动对氮释放的影响．５．１不同上覆水氮浓度对颤蚓扰动下总氮释放的影响………………………………３９ ５．２不同上覆水氮浓度对颤蚓扰动下氨氮释放的影响………………………………４０ ５．３不同上覆水氮浓度对颤蚓扰动下硝酸氮释放的影响……………………………４０ ５．４本章小结……………………………………………………………………………４１第六章颤蚓扰动对沉积物．水界面氮交换的影响机理６．１生物扰动下沉积物．水系统的氮循环……………………………………………．４２ ６．２颤蚓扰动对沉积物．水系统氮循环交换的影响机理……………………………．４３第七章结论与展望７．１结论……………………………………………………………………………………………………………４６ ７．２展望…………………………………………………………………………………４７参考文献……………………………………………………………………………４８ 至ｊ【谢…………………………………………………………………………………………………．．５４附录Ａ（攻读学位期间发表论文目录）……………………………………．５５ 附录Ｂ（攻读学位期间参加的科研课题项目）………………………………５６
第一章绪论１．１课题研究背景河流和湖泊是地球上重要的淡水资源库，地球上９０％的可利用的淡水资源都 蓄积在其中。河流在人们的生活和生产中具有很重要的社会、生态功能，如生活 和生产水源地、调水防洪、旅游观光、水产养殖等。与此同时，河流作为湿地生 态系统为多种水生生物提供了宝贵的栖息地。近２０年来，我国经济发展加快，城 市化加速，对江河湖泊的利用也越来越大，对江河湖泊的整个水系统造成破坏， 使污染问题越来越严重。人类不正确、过度的使用和开发破坏了江河的生态系统 平衡，严重的工业、生活等污染影响了江河周边人们的生活和生产，也使江河丧 失了本来的生态功能。根据全国水资源综合规划评价成果，选取８４个有代表性的 江河湖泊进行营养状况评价：其中出现富营养化的江河湖泊有４４个，占一半以上， 其余的大都为中营养状态【ｔ１。 在江河富营养化的过程中，人类的各种生活生产活动起到了主要的作用，如 随着工农业的迅速发展，以及大量的农药、化肥的使用，使氮、磷等物质向江河 排放量大大增加了，使江河的富营养化程度加大。由于蓝、绿等多种藻类大量生 长在富营养化的水体中，使水源、水质渐渐恶化，不但失去了它的美学价值，还 对生活在周围的人群的身心健康造成了影响，另外由于污染导致贵重鱼种的消失， 大幅度降低了养殖业的经济效益。目前我国受污染的河流的比例达到９０％，如果 不采取有效措施，到２０１０年为止，长江上游重点地区废水排放量的年均增长速度 达到４．１％；沿江城镇居民生活垃圾排放量从１９９５年到２０１０年将由２００万ｔ增加 到４６７万ｔ；上海每天排入黄浦江的工业废水和生活污水，约为５００万吨，污染 了全市唯一的饮用水源；南京的秦淮河如今成了污臭的下水道。可见，我国目前 面临的江河水体富营养化的问题主要有：污染程度高，覆盖面积广，生态环境被 破坏。水资源的污染缺乏，严重影响了人们的饮水，制约了经济的发展。目前我 国江河的富营养化很严重，它的保护和治理已经是我国环境保护的重点，随着经 济的发展，国家在水污染治理方面投入了一定的资金，这样在一定程度上遏制了 水生态环境继续恶化的势头，但是江河污染势头依然存在，且不容乐观。１．１．１湘江流域的基本情况（１）地理位置湘江作为长江主要支流之一，是湖南省最大的河流。湘江流域位于北纬 ２４０３ｌ’～２９０，东经“００３０，～１ １４０之间。发源于广西东北部灵川、兴安ｊ全州、灌 阳等县境内的海洋山，上游称海洋河，在潇水与湖南省永州市汇合，开始称湘江，向东经过永州一衡阳一株洲一湘潭一长沙，至湘阴县入洞庭湖后归长江。全长８５６ｋｍ，流域面积９．４６万平方ｋｍ。沿途共汇集了１３００多条大小支流，入湖水量 多年平均为７１３亿ｍ３。湘江沿线有很多支流，部分支流的水土流失情况比较较重。 零陵以上为上游，流经山区，谷狭、流短、水急，雨期多暴雨，枯水期的地下补 给占四分之一左右；零陵至衡阳为中游，途径起伏的丘陵、红色的盆地，河宽为 ２５０ｍ＇－．－１０００ｍ；衡阳以下进入下游，很多汊道、河构成湖泊。资、沅、澧水的河 口平原与河口冲击平原连成宽广的滨湖平原。大部分干流和支流可以通航，以前 是湖南、湖北和广东、广西的重要交通运输线路。下图为湖南省境内部分湘江流 域。图１．１湖南省境内的湘江流域（２）湘江径流 雨水径流是湘江径流的主要来源，年内降雨分配及不均匀，２０１０年５个月（３ 流量占全年的６６．６％，其中５月降雨量最大，占全年的１７．３％； ０１１年２月（７个月）径流量占全年的３３．４％，其中１月降雨量最 ３．３％。湘江枯水径流一年中出现两次，第一次是每年夏季内短暂是１ ０月至第二年２月的冬季枯水，这５个月的平均径流只占年径２流量的２１．２％，如湘潭站历年实测最小流量为１００ｍ３／ｓ（１９９６年１０月６日）。 ‘（３）‘水位及流量‘。‘‘湘江主要水文站有：长沙、株洲、湘潭、归阳、衡阳、衡山ｉ老埠头等，根 据其水文站资料的统计分析，发现湘江的水位和流量的变化规律：①洪水位和枯 水位的变化幅度比较大，达到１１．６～ｌ ７．３ｍ，其中衡阳的变幅最大，衡阳以下依 次递减。②衡阳以下的流域面积增大很快，多年均流量以倍数增长。③湘潭以下 河段２０１０年７＂－－＇９月水位抬高了因为受到洞庭湖洪水的顶托。这种顶托的影响随 着洞庭湖水位的高低而强弱，湘江下游流量小时，洞庭湖顶托影响强，湘江下游 流量增大时，项托影响减弱。 （４）泥沙 湘江泥沙主要来源是降雨尤其是暴雨，对表土的侵蚀性强，汛期是河流含沙量 最大的时候，且水沙比、含沙量、侵蚀模数从上游到下游逐渐增大。水土流失现 象也从上而下逐渐加剧。湘江的侵蚀模数多年平均在１００－－一６００ｔ／ｋｍｚ之间。根据 衡阳、湘潭、老埠头三个站的实测资料分析，老埠头站至衡阳站区间来水的含沙 量，比老埠头站以上来水的含沙量大９２％，‘衡阳站至湘潭站区间来水的含沙量又 比衡阳以上大５１％，也比老埠头站至衡阳区间大１ ８％。湘江的流域面积大，密布 河网，雨量丰富，水系成树枝状呈南北向分布展开，湘江干流的中下游洪水过程 多为肥胖单峰型。湘江流域的洪水形成原因主要是气旋雨，洪水的时空变化特性 与暴雨的特性一致，每年４＂－－９月为汛期，每年４＂－８月多发生年最大洪水，其中 ５月、６两月出现最大洪水机率最大。 （５）气候 湘江流域属亚热带季风湿润气候，雨量比较丰沛，但是年内分配不均匀，春 夏之间降水较多，冬冷夏热，暑热期长，因此形成了流域内多湿高温的气候特征。 因受季风影响，全年多北或东北风，平均风速达到１．９＂－＇２．８ｍ／ｓ，由北向南风力逐 渐减弱。２０１０年７月至８月受太平洋高气压影响，南风盛行，风速平均达到３．５～ ５．４ｍ／ｓ。流域年均气温１６～１８℃，气温在７月＂－－＇９月份最高，平均２４－，－－２９℃，极 端最低气温．１２℃，极端最高气温４３．６℃。湘江流域平均每年降雨量１ ３００～ｌ５００ｍｍ，年内降水时间分配不均，４月～６月份降水较多，占全年的４０％＂－－４５％；７月＂－－９月干旱少雨，降水量约占年降雨量的１ ８％；１月＂－－２月最少，仅有全 年的８％；地域分配明显不均，就沿湘江的降雨量而言，中部少、南北多，上游 广西全州、兴安一带，是湘江的暴雨区之一，雨量较丰富，中游衡阳盆地降水较 少，下游长沙地区又比中游略高；年际分配不同，一般雨量的变差为２＂－＇３倍，如 株洲１９５４年雨量１９１２．６ｍｍ，是１９６３年雨量９３２．６ｍｍ的２．０５倍；湘潭１９５３年 雨量２０８１ｍｍ，是１９６３年雨量１０２９．４ｍｍ的２．０２倍。１．１．２湘江的水环境污染湘江一湖南的母亲河，是维系全省人民生存和发展的重要根基。毫无疑问，湘江流域是湖南省最发达的区域，流域面积占全省面积的４０．３％，流域内人口众 多、城镇密集、工业集中。湘江流域干流和主要支流基本情况见表１．１。表Ｉ．１湘江干流及主要支流基本情况表湘江干流湖南省境内河段长６７０ｋｍ，涉及长沙、株洲、湘潭、岳阳、永州、 衡阳、郴州、娄底等８个地市，各地市均为湖南省内的重要人口聚居地。为保证 生产、生活用水要求，特别是保证生活用水安全，湖南省人民政府对湘江水域实 行分类管理，划定饮用水源地取水口附近一定范围水域为一级保护区，水质执行 ＧＢ３８３８．２００２中ＩＩ类标准；在一级保护区外划定一定范围水域为二级保护区，水 质执行ＩⅡ类标准。湘江干流及其一级、二级支流众多，涉及到的饮用水源保护区 数量也较多，其中一级保护区１１６个、二级保护区５６个，一、二级水源保护区河 段共计约５９０ｋｍ。２００８年底，湘江流域的总人口数量达到４０６９．４３万人，约占全 省人口的５９．４５％。城镇人１２１数量在总人１２１中为１８４０万，城市化率达到４５．２１％。４流域内每日生活垃圾产生量为１．３０万ｔ，一年产量为４７３万ｔ，其中设市的城市年 产量３０５．８万ｔ：县城年产量为１６７．２万ｔ。已建成垃圾处理场３２座，日处理垃圾 量为４７９０ｔ，而无害化处理率达到３９．３％。 最近几年来，湖南经济建设的快速发展，也加速了湘江流域生态环境的日益 恶化，主要表现：水生生物资源遭到大量破坏、生物多样性的不断减少、水生生 态环境脆弱而退化；流域内陆生生态环境也受到极大的干扰和破坏、森林资源减 少、水土流失加剧、局部地质灾害频繁发生；湘江的水质受到大量重金属、有机 物、微生物等的综合污染，水体中镉、汞、氨氮、石油类、总氮以及粪大肠菌群 在沿线均出现超标的情况，而在株洲霞湾港、衡阳松柏河等江河段重金属超标更 严重，这样造成湘江流域的水环境在整体上是逐年下降的。此外，受到三峡工程 建设、温室效应等多种因素的影响，湘江枯水位近年频繁发生，湘江长沙站枯水 位在２０１１年创历史新低，沿江城市的供水水源、航运交通、工农业生产等均受到 了不同程度的严重影响。 湘江流域水污染源主要包括了工业污染源、生活污染源和农业面源三部分。 （１）工业污染源‘湘江流域内人口稠密、工矿企业集中，各工业企业排放的废水成为湘江主要 工业污染源。个别流域内受到采选冶废水、有色冶炼废气夹带的重金属等污染相 当严重。２００７年湘江水一度出现暗红色，甚至出现了基本灌溉功能的丧失，因为 这一年内湘江流域内的工业废水排放量将近五亿吨，２００８年对湘江流域进行水污 染综合整治，大批污染企业被迫停产、关闭、退出，经过等以阶段工作开展后， 工业污染明显的得到控制。湘江流域内企业重金属污染排放现状见表１．２。 （２）生活污染源 湘江流域在２００８年排放的生活污水为１１．１９亿ｔ、ＣＯＤ３９．７９万ｔ，分别占全 省排放量的６８．９７％、４４．４８％，这个比值在湘江的污水排放量中占有比较大的比例。 城市生活垃圾污染、生活污废水的排放，使湘江有机污染负荷逐年提高。 目前随着经济的发展，各流域中的大城市均已部分建立了污水处理厂，但是 还有一部分生活污废水没有经过处理，而径直排入湘江水体，导致湘江饮用水源 水体中的ＣＯＤ、总氮、氨氮、磷等有机污染物都有超标现象。 （３）农业面源 农业面源污染主要为农药施用流失和农田使用化肥所致。这些农药、化肥经 过雨水冲洗，地面径流汇入湘江，另外还有养殖畜禽业的快速发展，共同导致了 湘江干流有机物浓度快速升高。例如，２００７年，郴州市化肥施用量和化学农药用 量分别为１２６７２１吨和１７１９９吨。但被农作物吸收的只有三成到四成，剩余的部分 全部排入周边水体；畜禽养殖场有３３ｌ家，但配有简单污水设施的仅有５％，农 村水域的有机污染物浓度严重超标。５Ｈｇ、Ａｓ中度污染，Ｃｒ为清洁。在７０年代以前，湘江即使在枯水期也从没有出 现过四类以下的水质，而现在在丰水期出现四类以下水质的情况也经常发生。＋ 湖南省水质监测中心选取湘江的４３个河段，进行了一次监测，监测发现：在 三类水质标准内的有１１个河段（达标），在四类内的有３２个河段（污染水体）， 甚至在湘江干流的２个河段出现了五类水质，根本无法饮用。地表水中涟溪河水 系砷最大超标倍数达１０７倍，锡矿山地区７５个地下水井中，砷含量超标有１４个， 这导致了长株潭核心区饮用水水源水质得不到保证，沿线人们的身心健康得不到 保障，流域内水环境的质量有待改善。同时湖南省环保局公布的数据显示，２００６ 至２００７年中，湘江流域４０个省控水质监测断面，２００６年有２２个断面超标，２００７ 年有２０个断面超标。超标污染物主要为粪大肠菌群、氨氮、化学需氧量（ＣＯＤ）、 石油类和镉、砷等重金属。湘江流域的化学需氧量和Ｓ０２分别占湖南全省排放总 量的５９％和６８％。６表１．２湘江流域工业重金属污染排放情况重点行业 项目 湘江流域有色金属采选有色金属冶黑色金属冶炼３８２ １１０化工 企业数（家） 工业废水排放量（万ｔ）铅．．炼３２ ８７２８．０３ １２．８１ ７．０２１４０４ ２９３０８．５７６６３ ６５６３．９３ ８８．８ １５８．２ｌ３０５２．８２３４．１ １０．９ｌ２００８．３９４．８６ １１．９２１５２．２８ １９１．２５４２．５２ Ｏ．４９ ３．０８ ３６９３．７５ ２９１．８９工业废水中重金’ ．砷镉 汞 铬属２２．６３０．３２ ０．０１ ２８．５３ ２．５８９．４５‘０．０２ ０．０ｌ ５０５．２ ２８４．３５６．０３０．０２ Ｏ．１８ ｌ ｌ ８．５８ ３．８６ １４．２５ ０．６１ ０．０７ ０．１４ １７２．８１１．３６Ｏ ０．４５ ２３４８．０２ １．０９污染物排放量（ｔ）’工业废气排放量（亿标ｍ３）铅工业废气中重金属 污染物排放量（”砷． 镉 ．汞ｉ１９．５５．４９．４２ １．２６１．８９．０．９ ０ ０ １４３８．０４．７３．４ｌ ４６．６９ １．１９ Ｏ．３８ ４１５．２９ １７８５．９７ ２６７．６９Ｏ一， ０．９７ Ｏ ０ ６４７．５８ ７４４．４５ ２８１．７ｌ铬０．５２ 产生量 贮存量３１９９．８５ ２２５４０．３４ ７２５．２７１８７０１．５６９２．５５１６２３１．５９．含重金属工业固。处置量 综合利废（万ｔ）１３４３．７５ １３７．１２ ４７９．２７ １０３．２３ ３５９．４４用量 排放量１０８３．７１ ３７６．６ ３５６．２ｌ ２４．２３３１．１８１．１．３湘江底栖生物的分布及其生物扰动作用底栖动物在河流和淡水湖泊中的优势种群有水生昆虫、水栖寡毛类、软体类 等，是水生生态系统的重要生态类型，它们不但可以作为鱼类的食物，也能起到 良好的水质监测作用１５】。通常来说，底栖动物基本上长期生活在水体底部，它们 的存活、生长和繁殖直接受到水体质量的影响，水体质量还决定底栖动物的整体 分布。因此可以通过研究底栖动物的群落特征来了解水质的状况【６】。在２００１年对 东洞庭湖保护区大型底栖动物的调查中，发现底栖动动物总计５１种，隶属４门８ 纲２０科。其中，寡毛类２科１３属１ ８种０５．３％），软体动物８科１３属１ ５种（２９．４％）， 摇蚊科８属８种（１５．７％），其它昆虫６科６属６种（１１．８％），其他动物８种（９．１％）。 ２００８～２００９年刘俊【，】等人对湘江衡阳段软体动物进行了广泛的调查，根据调查结７果，初步确定湘江衡阳段计有软体动物４５种，分别隶属于２纲９科１ ８属，其中 双壳纲３科７属１５种、腹足纲６科１１属３０种，各科内种数相差较大，‘豆螺科２ 属３种，田螺科５属１６种，扁蜷螺科ｌ属２种，贻贝科ｌ属１种，肋蜷科１属３ 种，膀胱螺科ｌ属１种，椎实螺科ｌ属５种，蚌科５属１ １种，蚬科１属３种。湘 江水系共有鱼类包括亚种共有１４７种，分属于１１目２４科，占长江水系的鱼类总 数的３９．７％左右。． ．．生物扰动（ｂｉｏｔｕｒｂａｔｉｏｎ）是指底栖动物，特别是沉积食性大型动物通过掘穴、 沉积物再构造ＩＳ?９１、生物冲灌［１０川１、生物搬运１１２１、再悬’浮【－，】、摄食［１４１、排粪【１５川】、排泄［１７１、分泌ＤＳｌ等生命活动引起一系列物理、化学和微生物过程，从而增加泥．…水界面面积和沉积物中ＤＯ的消耗【垤以０１。生物扰动作用的直接结果：对底泥沉积物 的混合和垂直搬运，加快上覆水和间隙水之间的物质通量交换，另外还有各种小 微型生物对有机质的分解、矿化和代谢过程。生物扰动作用使沉积物的化学性质、 物理性质发生变化，并对水层．底栖界面的生物地球化学过程造成很大的影响。有 众多因子影响限制水生生态系统，氮是限制因子之一。氮的增多是导致江河湖泊 出现富营养化的一个重要原因。氮素反硝化转化的最终产物Ｎ２，使反硝化过程成。 为一个最彻底、最理想的去除氮过程，对于控制江河湖泊的氮含量，减缓江河湖 泊的富营养化有这非常重要的意义。反硝化发生的最重要场所是江河湖泊的底泥 沉积物，氧化还原条件、反硝化微生物活性、沉积物．上覆水反硝化底物的迁移速 率、有机碳水平、温度等因素共同控制着反硝化的过程和速率，生物扰动改变了 反硝化微生物活性、上覆水硝酸盐的迁移速率等因素，也将因此改变江河湖泊沉 积物的反硝化过程和速率。１．１．４氮污染水体中的无机氮主要指硝酸盐氮，亚硝酸盐氮，氨氮三种营养盐类，三者含 量之间的比例随水域环境及季节变化而异。氮是水中浮游植物生长繁殖所必需的 一类营养盐，它们的来源是陆源性径流输入和水体中生物体分解转化的结果。 水体中氮是水体中的重要营养元素。对整个水体生态系统、水质、水体、结 构等的变化有重要的影响。因此水体中氮的富集是困扰发达国家的水污染问题之 一，也是发展中国家面临的现实环境问题。由于营养盐含量的增加可能引起湖泊 和河流的富营养化，富营养化及其“水华＂灾害是当今国际上重大的水环境问题， 已经引起世界各国和联合国环境规划署（ＵＮＥＰ）等国际组织充分关注，自２０世纪８０ 年代开始，水体富营养化问题也引起了中国政府的关注。８１．２国内外研究现状 １。２．１底栖生物对沉积物的扰动作用片脚类动物和寡毛纲动物是淡水中主要底泥扰动生物。研究发现，底栖生物 扰动深度、生物的组成与沉积物的底泥的级配、有机物含量、压实程度以及孔隙 水的性质等有关。生物扰动作用同时又改变了沉积物的生物、物理和化学特性， 影响了沉积物的早期成岩、沉积记录和海底生物群落的结构和演化。生物扰动作 用很大程度上影响了原生沉积结构、海底动物地层的保存和物质的埋藏速率、再 循环；改变了矿物蛋白石、方解石和磷灰石等颗粒的溶解速率；加快了扩散速率 限制的反应速度；导致了平滑沉积物中古海洋、古气候信息环境信号记录的模糊、 位移和扭曲。所以现在越来越多的研究者研究生物扰动的作用，因为它对于正确 理解海底的各种生物活动、沉积记录和过程是非常重要的，受到海洋研究者的重 视。 ．在１９８０～１９９０年期间，陆．海相互作用（ＬＯＩＺＳ）研究和全球海洋通量研究 （ＪＧＯＦＳ）对生物扰动的研究极大地重视，并取得了突破性进展，因为它是水层一 底栖系统耦合过程中的一个重要的机制。Ｄａｒｗｉｎｔ２ｔｌ第一个发现了蚯蚓对土壤的扰 动，而且就陆地动物的活动方式影响地质过程进行了详细的调查。随后， Ｓｏｌｏｗｉｅｗｔ２２ｊ对内生动物群活动导致沉积物．水界面上部几厘米均质化的现象进行 了辨认；Ｄａｖｉｓｏｎｔ２３Ｊ对海蚯蚓处理海滩沙的数量进行了调查；．Ｃｒｏｚｉｅｒｔ２４１对海参群体 的习性进行了细致的观察，并估算出它们能够消耗多少海底沉积物。杨群慧等【：ｓ】 则对位于东北热带太平洋的中国多金属结核区里的生物扰动作用展开了相关研 究，发现了生产力低下缺乏营养的深海里也有明显的生物扰动作用存在，沉积物 生物扰动的扩散系数可达到２．７５ｃｍ２／ａ，这种生物扰动作用对多金属结核在沉积物 表面的长期赋存有着非常积极的作用。李风业等１２２１以２１０Ｐｂ作为示踪剂，研究了 冲绳海槽底泥沉积物的生物混合作用，计算出来的生物扰动的扩散系数在０．５ｌ～６．８８ｃｍ２／ａ。Ａｌｌｅｒ［２６’２７１对大型底栖动物的扰动对有机物质降解过程的影响进行了总结，认 为底栖动物的活动可以翻动沉积物颗粒，使基质暴露，增大了表面积，增强了分 解有机质的能力。底栖动物的摄食可以消耗部分微生物，刺激其加快生长繁殖， 增强了再矿化作用；冲灌，可以增大ＤＯ的浓度，降低代谢物的积累，使氧化还 原作用、再矿化作用增强；排泄／分泌，释放营养素、粘液，刺激细菌快速生长， 使再矿化作用增强；建造洞穴／分泌，可合成抑制性或难熔性的产物，使再矿化作 用降低；另外还有，底栖动物的活动会使氧化还原作用、再矿化作用增强，让沉 积物颗粒在主要氧化还原带之间进行传输ｍｌ。９Ｐｅｌｅｇｒｉｔ２９Ｊ对穴居动物在潮滩中的扰动促进了沉积物中氮的反硝化和硝化作用 进行研究，发现穴居动物扰动在很大程度上促进了硝化反硝化之间的耦合作用。 也有研究表明河蚬的扰动可以加速沉积物．水界面间氮的离子交换和有机物质的 矿化分解，从而使底泥氮向上覆水中释放。Ｙａｍａｄａｔ３０］等研究了底栖动物的扰动与 沉积物中氮的迁移关系，发现了底栖动物的排泄物在底泥氮的迁移转化过程中起 到非常重要的作用。水体中的营养元素中，氮是关键限制性的元素，在水环境中， 氮在生物．地球．化学中的循环研究一直是国际学术界热门领域之一【，－１。Ｓａｙａｍａ等 ［３２１研究了日本刺沙蚕的活动对沉积物中硝化．脱氮作用的影响。Ｍｏｒｔｉｍｅｒ等【，，】在英 国沿岸沉积物特性调查（ＬＩＳＰ）中采用了环行通量系统（ＡＦＳ），在Ｈｕｍｂｅｒ河口泥滩 上，可以发现紫贻贝的存在让有机颗粒的生物沉降率在最大时是天然沉降率的４０ 倍，波罗的海白樱蛤的扰动让底泥沉积物的再悬浮率将近提高了４倍。Ｊｏｎｅｓｐ４１ 使用先进的地球物理技术、南视频数字仪和计算机影象分析组成的现场监测系统， 对穴居大动物对沉积物性质的改造进行了研究。英国的普利茅斯海洋研究所在 Ｔａｍａｒｙ河口定量研究了：生物扰动、扩散和物理扰动对营养盐、金属元素在沉积 物．海水界面交换的相对贡献。 张雷【３５】对水丝蚓扰动对磷在湖泊沉积物．水界面迁移的影响，研究结果表明水 丝蚓扰动能够使表层沉积物的氧化还原电位、含水率增大，使间隙水中的Ｆｅ２＋浓 度减小。孙网ＪｌＪ［３６］用玻璃珠作为示踪颗粒，对水丝蚓扰动在水田．沉积物颗粒的垂直 分布做了相关研究，探讨了在水层．底栖界面耦合过程中发生的生物扰动作用。而 商景阁［３７１同样运用同位素示踪及同位素配对技术，对长足摇尾幼虫的扰动作用对 太湖梅梁湾硝酸盐在沉积物．水界面的迁移、沉积物反硝化速率、溶解氧侵蚀深度、 耦合反硝化过程和非耦合反硝化过程的影响进行了深入的探讨研究。结果表明： 生物扰动作用使水中的硝酸盐浓度降低，底泥沉积物中的氮含量增加，加强了沉 积物作为上覆水中Ｎ０３＂－Ｎ汇的作用，同时发现，底栖摇蚊幼虫的扰动使沉积物总 反硝化速率显著地提高了。路永正【３３】研究了颤蚓扰动对铅镉在沉积物一水相中的迁 移，结果表明，生物扰动促进了沉积物中铅和镉的释放，这些铅和镉主要吸附在 悬浮颗粒中，而在颤蚓体内的富集并不明显。 另外国内针对生物扰动的研究是有关有机污染物指示生物的，例如张夏梅等 【，，】通过小头虫室内受控实验发现了，沉积物的理化环境的变化和生物扰动有关， 扰动使烃类氧化菌生长．繁殖．代谢得到提高，并因此提高了沉积物中油污生物的 降解率，提高了将近１５％。１．２．２底泥中氮释放的研究进展目前国外有关氮在底泥．水界面的迁移、转化和循环的研究有许多¨们，建立 了全面系统的底泥．水界氮循环模型【４ｌｌ。国内主要偏向于对各形态氮在水体中的分ｌＯ布特征【４２】和面源流失【４３】的研究，过去人们认为磷是河流、湖泊等水体富营养化的 主要影响因子；因而对氮（底泥中以及泥．水界面的氮）在其中扮演的角色研究较 少。戴树桂等【¨，初步研究了底泥中氮的转化模式和主要迁移变化过程。范成新等 【４５，研究了泥．水界面氮的迁移转化特征，并得出了初步规律，但是该规律仅限于对 Ｎ０３＂－Ｎ和ＮＨ４＋－Ｎ表观溶出量（速率）做一个大致预测。杨龙元等ｆ４６】通过物理模型试 验，认为造成ＮＨ４＋－Ｎ通过间隙水向上扩散迁移的原因以及自上覆水体向底泥内部 扩散迁移的Ｎ０３＂－Ｎ均是由于浓度梯度的驱动，而湖泊中Ｎ０３’．Ｎ的去除可能由于底泥具有一定自净能力的原因。吴丰哥”】通过对云贵高原的几个湖泊的取样研究，发现由湖泊水环境进入底泥中的氮主要是以颗粒有机氮的形态，湖泊系统内的氮 循环大都发生在底泥．水界面０～２ｃｍ以内，对底泥和水体之间氮水平起了非常重要 的调节作用。有机氮在微生物作用下可以通过降解、氨化生成氨态氮，氨态氮再 被粘土中的矿物质所吸附转变成可交换态氨态氮，再经由间隙水重新被微生物的 同化作用转化为有机氮或者扩散至底泥氧化层而被氧化成Ｎ０２＂－Ｎ和Ｎ０３‘．Ｎ。湖泊 底泥中可溶性氮和可交换氮的含量能够在一定程度上水体的污染程度【４８】。另外氮 的迁移主要通过异氧微生物的硝化作用和异养型反硝化细菌的反硝化作用这两种 主要形式。 Ｓｅｉｔｚｉｎｇｅｒ等【４９ｌ认为，底泥厌氧区发生的反硝化作用，使硝态氮转化为Ｎ２、ＮＯ、 Ｎ２０等气体溢出水体，这些溢出量达到湖泊外源氮输入量的５０％以上。１９８１年 Ｂｕｒｅｓｈ等Ｄｏ］研究认为，硝酸氮不但会发生反硝化作用还可以发生氨化作用被还原 成ＮＨ４＋－Ｎ（ＤＮＲＡ）或者发生同化作用生成有机氮（ＡＮＲ），产生有机氮的过程受到高 浓度的ＮＨ４＋－Ｎ的抑制，因为微生物在合成代谢中更倾向于利用ＮＨ４＋－Ｎ。在一定条 件下，ＡＮＲ和ＤＮＲＡ过程可能取代反硝化作用成为主导过程。 底泥沉积物氮的释放与氮的降解有很大的关联，影响其降解的因素主要有： 温度、ＤＯ、ｐＨ值等。刘培芳等ｌｓｌｌ认为不同温度对氮的降解速率有很大影响，在 温度很低时，水体深处的底泥氮的降解接近停滞。 Ｒｅｄｄｙ和Ｍｏｏｒｅ【记】认为，氮的降解在好氧条件、厌氧条件下都可以进行。在好 氧条件下，表层的硝化细菌可以把ＮＨ４＋－Ｎ氧化成Ｎ０２－－Ｎ和Ｎ０３＂－Ｎ。在厌氧条件下， 有机物的降解速率比较慢，又由于厌氧微生物对氮元素的需求量比较小，所以以 ＮＨ４＋－Ｎ的形式释放出来的较好氧条件下多些，ＮＨ４＋－Ｎ常常以交换态的形式在还原 层中积累。在缺氧条件下，锰、铁等氧化物可以成为ＮＨ４＋－Ｎ氧化的电子受体，产 生Ｎ２，Ｎ２０和ＮＯ等气态化合物ＩＳ３］；胡雪峰等ｆｓ４ｌ对河流底泥ＮＨ４＋－Ｎ释放规律进行了 研究，结果表明：底泥沉积物ＮＨ４＋－Ｎ的释放量、释放速率在厌氧条件下要高于好 氧条件，硝化作用在厌氧条件进行缓慢，因而释放的ＮＨ４＋－Ｎ在溶液中可保持较长 时间的稳定。Ｗｉｌｌｉａｍ Ｆ．Ｊａｒａｅｓ等【５５】将底泥直接放置于于空气中，并设置了三种底泥含水率（分别为８０％、４０％、５％），探讨分析了三种底泥含水率条件下对底泥ｈｂＮＨ４＋＝Ｎ、 Ｎ０３＂－Ｎ，Ｎ０２＂－Ｎ释放的影响。试验结果表明含水率较低时底泥降低－］＂ＮＨ４＊．Ｎ、 Ｎ０３＂－Ｎ、Ｎ０２－Ｎ释放速率。底泥中各形态氮均不断在改变，表现为一个动态平衡 过程，同时对大型水生植物的生长有～定的影响。 另外也有学者发现，氮的释放和氮化合物的分解难易程度有关，影响因素主 要有：ＤＯ、ｐＨ值、氧化还原电位、底泥的性质（Ｃ／Ｎ比和粒度等）、温度以及水动 力条件等等，此外底泥中存在各形态氮且转化方式具有多样性，主要与厌氧、好 氧的条件有关。在好氧微生物的作用下，有机氮被分解为氨氮等无机氮，而后氨 氮还可以被转化为Ｎ０３＂－Ｎ、Ｎ０２＂－Ｎ等，因此水体中存在着较多价态的氮。１．２．３颤蚓的生物扰动对沉积物中氮释放的影响颤蚓是水体中常见的一类环节动物门寡毛纲类动物，通常生活在微流水、有 机质丰富的水底淤泥中，在淡水水域中分布广泛，是大多数水体中底栖动物的优 势种属，而且耐污能力较强，在污染水体中往往最后才消失【５６ｉ。由于颤蚓具有的 特殊生活习性和耐污性，．它的生物扰动作用与其他底栖生物相比更为显著［５７１，因 而常用来做生物扰动的效果试验研究，研究内容涉及颤蚓生物扰动对多环芳烃释 放的影响（ｓｓ】，对水田和雨水蓄集系统等人工水体沉积物营养盐释放的影响，重金 属污染水体中颤蚓生物扰动【＂】，以及颤蚓生物扰动下富营养化湖泊中的硝化和反 硝化过程。近年来，国内外时有给水厂颤蚓污染爆发的报道【６０Ｉ，并且水源水体的 富营养化往往相关。这说明在水体被污染的情况下，颤蚓逐渐成为底栖动物的优 势种属，数量突增，当密度太大时，颤蚓将会寻找新的栖息地生活，其中颤蚓从 底泥向上覆水的竖向迁移将直接导致颤蚓跟随原水进入水厂，将引起颤蚓的污染 大爆发。因此，加强颤蚓在底泥中迁移的研究，全面了解不同底泥对颤蚓迁徙的 影响，有助于水厂预测颤蚓污染爆发，从而能有针对性的控制颤蚓污染。此外， 部分学者【６ｌｉ还对颤蚓处理污水厂污泥进行了尝试，深入了解污泥性质（如氮磷含 量、有机质等）对颤蚓迁移的影响，也有助于发挥颤蚓的污泥减量能力。Ｓｃｈｅｎｋｏｖａ 等Ｄ２）研究了Ｒｏｋｙｔｎａ河中颤蚓对栖息环境的选择，认为ＢＯＤ和Ｎ０３＂－Ｎ显著影响了颤 蚓的分布，因为它们代表了颤蚓的食物量的贫富情况。 Ｃｏｌｌａｄｏ等【∞】研究发现，贫营养的Ｓｔｅｃｈｌｉｎ湖颤蚓密度是富营养Ｈａｕｓｓｅｅ湖的３ 倍左右。Ｌａｎｇ等【¨】研究了，瑞士的４个湖泊中颤蚓的分布变化在富营养化治理过程 中，发现从二十世纪八十年代到二十世纪九十年代，颤蚓的出现频率伴随着湖泊 磷输入量的减少一直在不同程度的变化着。Ｃｈｒｉｓｔｏｐｈｅ等Ｄｓ）研究发现，底质颗粒大 小对颤蚓的迁移有着显著的影响，颤蚓在粗砂和中砂中的数量要远远小于在细碎 石和细砂。 魏全源、聂小保ｆ６６】等通过室内静态模拟实验，研究了底泥沉积物中氮的释放１２特性。经研究发现，灭菌装置沉积物中总氮减少量要比未灭菌装置中少，上覆水 中可监测总氮多于未灭菌装置，说明在厌氧条件下，微生物作用会使氮元素从底 泥中释放出来，通过厌氧氨氧化作用、反硝化作用等生产气体溢出水体。通过对 实验前后氨化细菌、硝化细菌、反硝化细菌、亚硝化细菌数量的比较，结果发现 在厌氧条件下增量明显是氨化细菌和反硝化细菌，这说明这两种细菌在厌氧条件 下氮释的过程起主要作用。 一由于颤蚓具有特殊的生活习性，它能对沉积物颗粒、－上覆水和间隙水的状况 作出敏感反应１６７１，因次不同的环境条件对颤蚓的生命活动有很大的影响作用，进 而对其生物扰动的效果有影响。目前在颤蚓生物扰动机制方面有比较深入的研究， 但鲜见关于不同环境因子对颤蚓生物扰动的影响的报道。吕继涛【矾１通过采用 Ｔｅｓｓｉｅｒ连续萃取方法对在经过生物扰动后不同深度沉积物中的镉的形态进行分 析。结果表明：颤蚓活动区域内的沉积物微环境（如氧化还原电位、ｐＨ值等）以 及镉的主要存在形态在其活动影响下得以改变。颤蚓扰动不但可以增加可交换态 镉及碳酸盐结合态在沉积物表层的质量化，影响镉在水．沉积物界面中的交换，而 且还能在提高镉从沉积物的内部微孔向溶液中扩散的速率，同时提高镉在沉积物 的纵向迁移速率。花修艺就生物扰动对不同深度沉积物中重金属形态的影响进行 了研究。１．３课题研究意义和研究内容＋ｏ．１．３．１课题来源东洞庭湖沉积物污染特性及静态释放规律研究，“水沙科学与水灾害防治湖 南省重点实验室开放基金项目’’（ＮＯ．２００８ＳＳ０５）。１．３．２课题研究意义随着经济的发展，各大湖泊江河都受到了污染，湘江更是面临着严重的重金 属污染的影响。湘江水体和底泥主要有３个污染物来源：①工业废水和生活污水；②工业废渣和冲洗废渣水；③大气中、地表污染物随降水径流进入湘江。其中①是主要来源。长期以来，这些污染物和营养物不断汇入湘江流域内，不断沉积聚 集在江底沉积物中。随着外源污染被逐步切断，而由江底沉积物引起的内源污染 将成为江区的主要污染源。当条件齐备时，江底沉积物将向水体释放大量的污染 物，不但破坏了水体原有的正常功能，严重时甚至威胁流域供水水质安全。水层． 底栖界面生物扰动效应研究作为水生态动力学的重要分支和前言热点领域，系统 深入地研究并了解了水生生态系统结构与功能的启动点，因此具有非常广阔的应 用前景。我国拥有众多不同类型的水域，但是该研究尚处于初级阶段。因此，急需根据不同的水域特点，引进各种先进的技术手段如室内测试、现场观测，使底。’ ‘栖生物扰动研究得以快速发展。本课题研究的主要意义如下： （１）对控制水体内源污染释放有重要意义； （２）生物通过摄食、筑穴、排泄等活动改变上覆水硝酸盐迁移速率、反硝化 微生物活性等因素，对改变底泥沉积物的反硝化速率和过程有重要意 义； （３）对调节水田营养循环和供应有重要的参考价值； （４）对控制水中氮负荷，减缓水体富营养化有重要的意义； ．（５）对生态建模和对水体修复有重要意义。．１．３。３课题研究内容由于湘江是浅水湖，水不深，底泥污染比较严重，底泥的污染物极非常容易 受到环境因素影响而重新释放到上覆水中再次污染湘江水体。因此，在详细了解 湘江底泥的污染状况后，对氮交换影响进行系统的研究。 （１）不同颤蚓投放密度下，扰动对湘江底泥污染物氮释放的影响 泥样采集回来经污染物分析检测后，加入不同密度的颤蚓，然后用湘江上覆 水进行人工复水；每隔一定时间（前期２４小时，中后期４８小时）在上覆水同一 深度取样，进行上覆水氮浓度分析，并结合原泥样氮检测的结果，进行颤蚓生物 扰动作用对氮在沉积物．水界面的释放规律研究，进一步探明不同颤蚓密度对氮释 放的影响。 （２）颤蚓扰动下不同环境因子对湘江底泥污染物氮释放的影响 泥样采集回来经污染物分析检测后，用湘江上覆水进行人工复水；在不同的 环境因子影响下，每隔一定时间（前期２４小时，中后期４８小时）在上覆水同一 深度取样，进行上覆水氮浓度分析，并结合原泥样氮检测的结果，进行颤蚓扰动 对氮在沉积物．水界面的释放规律研究，用颤蚓组和对照组做对比，探明各种环境 因子对氮释放的影响。１４第二章实验材料与方法２．１实验方法２．１．１试样来源选用购自长沙花鸟鱼虫市场的颤蚓成虫作为试验动物，在实验室进行培养驯 化１５天，培养箱直径．１０００ｍｍ，高３００ｒａｍ。基质选取湘江表层的松软沉积物， 上覆水为湘江曝气上覆水，一天换水一次。实验时，取出培养箱的部分沉积物， 放到盛有蒸馏水的搪瓷托盘里，用塑料镊子小心的挑出活动能力强、长度在 １．５０～３．５０ｃｍ之间的成熟颤蚓，数够数量，剩余的颤蚓丢弃。 实验用底泥取自湘江长沙段沉积物，底泥自然风干后捶碎，经通过１００目 （０．１５０ｍｍ）标准筛过筛，一部分用于试验，另一部分用保鲜袋密封放在冰箱内，温 度定在４℃保存。’。上覆水采用湘江原水（长沙橘子洲头段），实验前用石英砂过滤以去除悬浮 颗粒和降低浊度。上覆水和底泥的各项指标如如表２．１。表２．１湘江上覆水、底泥的各指标值２．１．２底栖生物扰动作用实验方法 通过采用室内静态模拟装置，观察颤蚓在底泥一上覆水界面的活动，并观察在不同ｐＨ值、ＤＯ下，颤蚓的应激反应，研究这些活动对底泥污染物如总氮、氨 氮、硝酸氮由底泥向上覆水释放过程的影响，进一步深入研究ｐＨ值、ＤＯ、颤蚓 密度、上覆水浓度对氮释放的影响作用规律，探讨底栖生物对内源污染控制和水 体环境修复中的作用效果。实验装置为高３００ｍｍ，直径为１２０ｍｍ的标本瓶。 （１）颤蚓密度对沉积物氮释放的实验方法 在做实验前，先测出装置的底面面积，依据测得的面积计算出不同颤蚓密度 下的颤蚓条数，数够条数后放入底质中。测出１２０×３００ｍｍ的标本瓶的底面面积 为１１３．０４ｃｍ２， 即ｌ号对照样不加颤蚓，而２、３、４号样加入颤蚓水平密度分别为ｌｉｎｄ．／ｃｍ２（１１３条）、２ｉｎｄ．／ｅｒａｚ（２２６条）、３ｉｎｄ．／ｅｍ２（３３９条）。将筛过的风干泥样慢慢放入标本瓶中ｊ使其均匀，厚度为‘１０ｅｒａ，加二定湘江上覆水，把泥样完全覆盖，待泥样完全浸透，变成松软底泥时将颤蚓放入其中，静置片刻，颤蚓 钻入底泥后，用注射器在底泥不冲悬浮的情况下沿杯壁加入湘江上覆水，泥水总 深为３０ｃｍ，泥水比为１：２，采用湘江上覆水。密度组样品均放在室内，温度控制 在２５℃左右。在室温、ｐＨ值＝７，自然复氧条件下进行各污染物最佳水平密度试 验，每隔一定时间（前期２４小时，中后期４８小时）取样一次测各污染物指标， 用５０ｍｌ的移液管在距离泥面５ｅｒａ处抽取５０ｍｌ水样，然后补充注入同体积同水质 湘江上覆水。各设一组平行样，．作为重复试验。（２）． ．．生物扰动下ｐＨ值对沉积物氮释放的实验方法 将风干泥样筛过后均匀放入标本瓶中，厚度为１０ｅｒａ，加一定湘江上覆水，把泥样完全覆盖，待泥样完全浸透变成松软底泥，根据颤蚓水平密度试验放入各污 染物对应的最佳颤蚓数，静置片刻。用ＮａＯＨ和ＨＣＩ调节上覆水的ｐＨ值，使其 ｐＨ值分别为５、７、９、１１。颤蚓钻入底泥后，用注射器在底泥不冲悬浮的情况下沿杯壁加入湘江上覆水，泥水总深为３０ｃｍ，泥水比为１：２，采用湘江上覆水。ｐＨ值组样品均放在室内，温度控制在２５℃左右。在室温、自然复氧、颤蚓存在条件 下，每隔一定时间（前期２４小时，中后期４８小时）取样一次测各污染物指标， 用５０ｍｌ的移液管在距离泥面５ｅｍ处抽取５０ｍｌ水样，然后补充注入同体积同水质 上覆水。各设一组平行样作为重复试验。 （３）生物扰动下ＤＯ对沉积物氮释放的实验方法， 将风干泥样筛过后均匀放入标本瓶中，厚度为１０ｃｍ，加一定湘江上覆水，把 泥样完全覆盖，待泥样完全浸透变成松软底泥，根据颤蚓密度的不同放入相对应 的最佳颤蚓数量，颤蚓钻入底泥后，用注射器在底泥不冲悬浮的情况下沿杯壁加 入湘江上覆水，泥水总深为３０ｃｍ，泥水比为１：２，采用湘江上覆水。ＤＯ组样品 都放在室内，温度控制在２５℃左右。ＤＯ组分为好氧条件（ＤＯ＞９ｍｇ／Ｌ）、自然 复氧条件（ＤＯ，＞５．０ｍｇ／Ｌ）与厌氧条件（ＤＯ＜０．５０ ｍｇ／Ｌ），好氧组是通过小型空 气泵连续充入新鲜空气，自然复氧组则进行自然复氧，厌氧组通过连续充入氮气 而达到试验条件，并用定时用便携式溶解氧仪测定实验样品上覆水中的ＤＯ。在 室温、ｐＨ值＝７、颤蚓存在的条件下，每隔一定时间（前期２４小时，中后期４８ 小时）取样一次测各污染物指标，用５０ｍｌ的移液管在距离泥面５ｃｍ处抽取５０ｍｌ 水样，然后补充注入同体积同水质上覆水。另外各设平行样一组，作为重复试验。 （４）生物扰动下上覆水中氮化合物浓度对沉积物氮释放的实验方法 先测定湘江上覆水中氮含量，设湘江上覆水中氮含量为１，则初始氮含量梯 度为Ｏ．５、１、２；其中上覆水氮浓度含量通过稀释、投加铵盐和硝酸盐来实现。 将筛过的风干泥样均匀放入标本瓶中，厚度为１０ｃｍ，分别加入湘江原水稀释水、１６湘江上覆水、高浓度湘江水，把泥样完全覆盖，待泥样完全浸透变成松软底泥， 根据颤蚓水平密度试验放入各污染物对应的最佳颤蚓数，静置片刻。颤蚓钻入底 泥后，用注射器在底泥不冲悬浮的情况下沿杯壁加入湘江上覆水，泥水总深为 ３０ｃｍ，泥水比为１：２，采用湘江上覆水。在室温、ｐＨ值＝７，好氧、颤蚓存在条件 下，每隔一定时间（前期２４小时，中后期４８小时）取样一次测各污染物指标， 用５０ｍｌ的移液管在距离泥面５ｃｍ处抽取５０ｍｌ水样，然后补充注入同体积同水质 上覆水。另外各设平行样一组，作为重复试验。２．２实验仪器和试剂 ２．２．１实验仪器主要实验仪器、设备见表２．２。表２．２实验仪器、设备实验试剂名称分子式生产日期产地１７２．２．２实验试剂本实验所用试剂见表２．３。２．３指标分析方法 ２．３．１水样中总氮的测定方法水样中的氮测定采用紫外分光光度法［６９ｊ，水样的消解采用过硫酸钾消解法。 （１）水样消解 取水样１０ｍｌ于消解罐内，加５％碱型过硫酸钾５ｍｌ，。旋紧盖帽。放入微波闭 式消解仪，沿玻璃盘周边均匀放好，关上炉门，按（２．１）式选择所需要消解时间并 按启动键进行消解。（ＴＰ）、（ＴＮ）消解时间（ｍｉｎ）＝消解罐数（个）＋４（２．１）（２）样品测定 消解完毕后，待罐身冷却后，拎开罐帽，将试样转入２５ｍｌ‘比色管中，用少 量无氨水冲洗２～３次罐帽内沾余液，并入比色管中，各比色管加入１ ０％ＨＣｌｌｍｌ，再用无氨水稀释至刻度线摇匀。用１０ｍｍ石英比色皿，以“标零”作参比分别在 ２２０ｎｍ和２７５ｎｍ波长下测其吸光度。 （３）标准曲线绘制 分别吸取１０Ｉ．ｔｇ／ｍｌ（Ｎ）的硝酸钾标准使用液０、１、２、３、５、８ｍｌ于２５ｍｌ 比色管中，用无氨水稀释至２５ｍｌ刻度线。加入１０％ＨＣｌ ｌｍｌ，再用无氨水稀释至 刻度线摇匀。用１０ｍｍ石英比色皿，以“标零”作参比分别在２２０ｎｍ和２７５ｎｍ波长 下测其吸光度。用校正后的吸光值制作标准曲线，按（２．２）式计算。校正吸光值（Ａ）＝Ａ２２０一２Ａ２７５（４）结果计算（２．２）取适量水样按上步骤操作，然后按吸光度在标准曲线上查出相应的总氮量， 再用（２．３）式计算总氮含量。总氮（Ｎ，ｍｇ／Ｌ）：罟ｙ（２．３）式中：ｍ一标准曲线上查得的含氮量（肛ｇ）； Ｖ一水样体积（ｍ１）。１８＾ Ｖ∞ ｊ馘 袋 聪：疃图２．２总氮含量标准曲线：２．３．２水样中氨氮的测定方法本实验水样中的ＮＨ４＋－Ｎ测量采用纳氏试剂光度法１６９１。 （１）水样处理 本实验水样用活性碳吸附、过滤处理后取适量 （２）样品测定 分取适量经絮凝沉淀预处理后的水样（使氨氮含量不超过０．１ｍｇ），加入５０ｍｌ 比色管中，稀释至标线，加１．０ｍｌ酒石酸钾钠溶液，混匀。加１．５ｍｌ纳氏试剂， 混匀。放置１０ｍｉｎ后，在波长４２０ｎｍ处，用光程２０ｍｍ比色皿，以水为参比， 测定吸光度。确定吸光度后从校准曲线上查氨氮含量； （３）标准曲线绘制 吸取０、１．００、３．００、５．００、７．００、１０．００ｍｌ铵标准使用液于５０ｍｌ比色管中， 加水至标线，加１．０ｍｌ酒石酸钾钠溶液，混匀。加１．５ｍｌ纳氏试剂，混匀。放置 １０ｍｉｎ后，在波长４２０ｎｍ处，用光程２０ｍｍ比色皿，以水为参比，测量吸光度。 由测得的吸光度，减去零浓度空白管的吸光度后，得到校正吸光度，绘制以氨氮‘含量（ｍｇ）对校正吸光度的校准曲线。 （４）结果计算 以无氨水代替水样，做全程空白测定。 取适量水样按上步骤操作，然后按吸光度在标准曲线上查出相应的氨氮量， 再用（２．４）式计算氨氮含量。１９．．．．氨氮（Ｎ，ｍｇ．／Ｌ）＝ｍｙ（２．４）式中：ｍ一标准曲线上查得的氨氮量（ｍｇ）； Ｖ一水样体积（ｍ１）。再用（２．５）式计算硝酸氮含量。（Ｎ，ｍｇ／Ｌ）＝等一式中：ｍ一标准曲线上查得的硝酸氮量（ｒａｇ）；Ｖ一水样体积（ｍ１）。（２．５），－、Ｍ ｊＶ越爱 矧 锰 翟图２．４硝酸氦含量标准曲线２．３．４底泥中总氮、氨氮、硝酸氮的测定方法试验前后分别测定沉积物样品的ＴＮ、ＮＨ４＋－Ｎ、Ｎ０３＂－Ｎ的含量。沉积物中 ＴＮ、ＮＨ４＋－Ｎ、Ｎ０３＂－Ｎ的测量方法：取过ｌ ００目筛的沉积物样品５９和０．５ｍｏｌ／Ｌ ｇＫ２Ｓ０４溶液２０ ｍＬ于１００ ｍＬ聚乙烯离心管中，在２００ ｒ／ｍｉｎ下振荡３０ ｍｉｎ后，６０００下离心１０ ｍｉｎ，再分别用紫外分光光度法、纳氏试剂光度法、酚二磺硫光度法测 定提取液中总氮、氨氮和硝态氮的含量。２．４数据处理根据以上所得的标准曲线，测得值在标准曲线上查找相应的对应值，作出相应２１ｑ＝Ｃｏ第三章颤蚓密度对沉积物中氮释放影响本章主要研究了颤蚓扰动对沉积物中氮类释放的影响，通过做实验，考察了 颤蚓投放密度的不同条件下颤蚓扰动对沉积物中氮的释放规律。通过全面系统的 研究，探明颤蚓生物扰动对沉积物中总氮、氨氮、硝酸氮释放的作用规律。３．１颤蚓扰动的行为观察３．１．１颤蚓扰动的可见性观察在实验前，观察空白组和颤蚓组泥水界面的差别，发现空白组的上覆水清澈 （图３．１ａ），可见度高，泥表面光滑（图３．１ｂ）。而颤蚓组上覆水浑浊，有颤蚓 的排泄物（图３．１ｃ），可见度低，泥水界面有很多突出的洞穴（图３．１ｄ）。（ａ）空白组泥水交界面（ｂ）空白组泥水交界面图３．１空白组与颤蚓组的可见性观察３．１．２在不同环境刺激下，颤蚓的应激性观察根据观察，颤蚓投放量密度越大（图３．２ａ、图３．２ｂ），上覆水越浑浊，这些和 泥表面颤蚓的挖掘通道、建造穴所、排泄等活动携带出来的泥沙和排泄物有关； 颤蚓组ｐＨ值为５（图３．２ｄ）、１１时与ｐＨ值为７（图３．２ｃ）时相比，前者颤蚓钻进底 泥的深度更深。颤蚓部分身体伸出泥面，在水中摇摆（图３．２ｅ），扰动所挖掘的大 量沟渠如（图３．２０示。试验结束后，把底泥倒出，空白组底泥较结实，而颤蚓组 的底泥松软。（ａ）颤蚓组水平密度９＝１泥表面≮｝（ｂ）颤蚓组水平密度９＝２泥表面。纛龟 蠢∥国－■、。适Ｊ嘲 ●ｔ露畦（ｃ）颤蚓组ｐＨ－－７沟渠深度（ｄ）颤蚓组ｐＨ＝５沟渠深度（ｅ）颤蚓组泥水交界面（ｆ）颤蚓组泥水交界面图３．２颤蚓组的应激性观察３．２颤蚓密度对总氮释放的影响在ｐＨ值＝７，室温２５℃左右，自然复氧的条件下，颤蚓密度选择ｐ＝０ （空白）、ｐ＝ｌｉｎｄ．／ｃｍ２、ｐ＝２ ｉｎｄ．／ｃｍ２、ｐ＝３ ｉｎｄ．／ｅｍｚｉｎｄ．／ｃｍ２四种情况下，进行颤蚓密度对总氮释放影响的试验，释放装置进行自然复氧，具体总氮释放情况见图３．３。 由图３．３可以看出，自释放第２天开始，颤蚓的扰动明显地促进了底泥总氮 的释放，且颤蚓密度在２ｉｎｄ．／ｃｍ２内时，释放速率随密度增大而释放速率提高，在 密度为３ｉｎｄ．／ｃｍ２时，其释放速率反而下降了。说明颤蚓对沉积物中总氮的释放在 一定范围内随着颤蚓密度增大而增加，当密度增大到环境能承受的最大密度时， 密度越大反而不利于沉积物中氮的释放。分析因为颤蚓密度过大，颤蚓的活动空 间受到限制，颤蚓的正常需氧量超过水中溶解氧，使颤蚓的生命活动能力下降， 导致颤蚓的生长、繁殖缓慢。Ｉ－１．譬＼疆国¨ ¨：３¨ ＝；¨ 拍¨拍抽怕图３．３顿蚓密度对总氦释放的影响与空白组相比，密度为ｌｉｎｄ．／ｃｍ２时引起的总氮释放平均增量为０．７８ｍｇ／Ｌ、 ２ｉｎｄ．／ｅｍ２时为１．６３ｍｇ／Ｌ、３ｉｎｄ．／ｃｍ２时则为１．４ｍｇ／Ｌ。从释放过程来看，总氮的释 放在不同投放密度下都集中在前４ｄ，自第４ｄ后，上覆水总氮浓度基本保持不变， 在密度为ｌ、２和３ｉｎｄ．／ｃｍ２时，总氮浓度分别稳定在６．９、７．５和７．１ｍｇ／Ｌ左右， 与空白相比，分别提高了２７％、３８％、３２％。这与吴淑娟在研究颤蚓扰动对东 洞庭湖底泥总氮释放得到的规律一致［７０ｌ。上覆水中的总氮浓度在释放后期趋于稳 定，表明上覆水和底泥间隙水的氮浓度梯度是整个释放过程中的主要释放动力。３．３颤蚓密度对氨氮释放的影响在ｐＨ／ｆｉ呈＝７，室温２５℃左右，自然复氧的条件下，颤蚓密度选择ｐ＝０ （空白）、ｐ＝ｌｉｎｄ．／ｃｍ２、ｐ＝２ ｉｎｄ．／ｃｍ２、ｐ＝３ ｉｎｄ．／ｃｍ２ｉｎｄ．／ｃｍ２四种情况下，进行颤蚓密度对氨氮释放影响的试验，释放装置进行自然复氧，具体氨氮释放情况见图３．４。拍’．８’启＇．４ｏ曹１‘２疆，．ｏ 冀ｎ８ ¨ｏ．４心ｕ Ｚ ４ ５ ■ １ｕ １Ｚ时ｔｌｌ／ｄ图３．４颤蚓密度对氨氮释放的影响从图３．４可以看出，底泥氨氮释放与总氮的释放规律相似。自释放第２天开 始，颤蚓对沉积物中氨氮的释放有明显的促进作用，密度为２ｉｎｄ．／ｃｍ２时释放最快。 与空白相比，１ｉｎｄ．／ｃｍ２时引起的氨氮释放增量平均为０．２１ｍｇ／Ｌ之间、２ｉｎｄ．／ｃｍ２ 时为０．４１ｍｇ／Ｌ、３ｉｎｄ．／ｅｍ２时则为０．４０ｍｇ／Ｌ。从释放过程来看，各投放密度下，总 氮的释放都集中在前４ｄ，自第４ｄ后，上覆水氨氮基本保持不变，在密度为ｌ、２ 和３ｉｎｄ．／ｃｍ２时，氨氮浓度分别稳定在１．６９、１．８８和１．７８ｍｇ／Ｌ左右，与空白相比， 分别提高了２０。７％、３９．２％、３１．８％。上覆水氨氮浓度在释放后期趋于稳定，表明 氨氮在底泥和上覆水中的氨氮浓度梯度也是主要的释放动力。本实验中发现颤蚓活动引起底泥氨氮的释放，也经过掘穴一再悬浮一平衡的 过程，试验中氨氮“释放一吸附”过程达到平衡需要４ｄ。Ｒａｓｍｕｓｓｅｎ等１７１１研究也发现颤蚓活动使沉积物发生再悬浮的现象，造成溶液中的浊度显著增加。当颤蚓 在底泥中找到了适合的栖身位置后，它的扰动作用逐渐减弱，水中的浊度也逐渐 减小。３．４颤蚓密度对硝酸氮释放的影响在ｐＨ值＝７，室温２５℃左右，自然复氧的条件下，颤蚓密度选择ｐ＝０ （空白）、ｐ＝ｌｉｎｄ．／ｅｍ２、ｐ＝２ ｉｎｄ．／ｅｍ２、ｐ＝３ ｉｎｄ．／ｅｒａ２ｉｎｄ．／ｅｍ２四种情况下，进行颤蚓密度对硝酸氮释放影响的试验，释放装置进行自然复氧，具体硝酸氮释放情况见图３．５。图３．５颐蚓密度对硝酸氦释放的影响从图３．５可以看出，底泥Ｎ０３＂－Ｎ的释放除了前５天略有升高外，以后的大致 趋势是逐渐降低的，从整体上看，颤蚓生物扰动促进了上覆水中的Ｎ０３。－Ｎ向底 泥中迁移，沉积物作为Ｎ０３＂－Ｎ汇的作用得以加强。大量研究表明，底栖动物的 生物扰动作用会同时促进硝化反应和反硝化反应。由图３．５进一步分析可知：在 颤蚓开始扰动前５天，沉积物深层的颤蚓摄食后，会将消化之后的有机物排泄到 沉积物表面，增加了沉积物的表面有机负荷量。从而提供氨氮给硝化菌以促进其 反应。沉积物．水界面之间的氨氮在颤蚓的掘穴活动中进行交换，增强了硝化作用， 从而使硝化反应起主导作用。第５天以后，由于颤蚓的管状洞穴增加了沉积物－ 水界面接触面积，还间歇地将上覆水抽入到这些坑道中＂＂，将上覆水中的硝酸盐 转移到沉积物的下层，缩短了硝酸盐向沉积物底层的缺氧反硝化区扩散的距离， 而这些坑道为硝化和反硝化细菌提供了大量增殖、活动的场所，增强微生物活性， 促进了反硝化作用：颤蚓扰动加强了氧气的侵蚀深度，从而使上层沉积物中氨氮 的硝化作用及其产物Ｎ０３＂－Ｎ向沉积物反硝化层位的迁移能力得以加强，更多的 Ｎ０３＂－Ｎ进入底层反硝化层，参与到反硝化过程中，形成了反硝化反应的主导作用。 颤蚓在底泥中和泥水界面的活动能够对泥水界面和底泥间隙水处的ＤＯ造成 影响：首先颤蚓的自身新陈代谢需要耗氧，降低了底栖环境中的ＤＯ；其次颤蚓 在泥水界面钻行迁移能够增加底泥中的过水通道的数量从而加速ＤＯ传递，提高 底泥间隙水和泥水界面处ＤＯ的水平，总体上来说，ＤＯ浓度得到提高。研究表 明，底栖环境ＤＯ的提高将抑制ＴＮ的释放，但在本试验中因为颤蚓的投加，虽 然增加了泥水界面的ＤＯ，但其对ＴＮ的释放效果却比较明显，这可能是颤蚓生物 扰动增加环境ＤＯ的同时，它的颤动和钻行加速了泥水界面的传质过程，总体上 促进了ＴＮ的释放。Ｍｅｒｍｉｌｌｏｄ．Ｂｌｏｎｄｉｎ【＂１等的研究也表明颤蚓扰动明显地促进了 底泥中氨氮的释放，在一定程度上抑制硝态氮的释放，但是对氨氮的释放幅度要 高于对硝酸氮的抑制，导致最终对底泥的总氮释放有较强的促进作用。３．５本章小结本章系统进行了在ｐＨ值＝７，室温２５℃左右，自然复氧的条件下，选择颤蚓 密度９＝０ ｉｎｄ．／ｃｍｚ（空白）、ｐ＝ｌｉｎｄ．／ｃｍ２、ｐ＝２ ｉｎｄ．／ｃｍ２、ｐ＝３ｉｎｄ．／ｃｍｚ四种情况下，进行颤蚓密度对总氮、氨氮、硝酸氮释放影响的规律研究，取得结论如下： （１）颤蚓的扰动对底泥ＴＮ、ＮＨ４＋－Ｎ释放有明显的促进作用，首先减少了 上覆水ＴＮ、ＮＨ４＋－Ｎ到达峰值的时间，其次提高了湘江上覆水中的ＴＮ、ＮＨ４＋－Ｎ 的浓度，并且促进作用在一定范围内与颤蚓投放密度呈正相关。颤蚓扰动得到促 进是因为其在泥水界面的颤动和底泥中的钻行迁移增加了泥水之间的传质过程。 （２）颤蚓生物扰动对底泥Ｎ０３＂－Ｎ释放除了前５天略有升高外，以后的大致 趋势是逐渐降低的，从整体上看，颤蚓生物扰动促进了上覆水中的Ｎ０３＂－Ｎ向底 泥中迁移，强化沉积物作为Ｎ０３＂－Ｎ汇的作用。这和颤蚓生物扰动作用会同时促 进硝化反应和反硝化反应密切相关。第四章不同环境条件对颤蚓生物扰动下氮释放的影响在水体中，ｐＨ值、ＤＯ是重要的指标，ｐＨ值对水环境整体组成状况起决定 性作用，对水体中各类物质的迁移和转化过程有控制作用，ＤＯ能够反应河流水 质得污染程度。本章主要研究不同环境条件下颤蚓扰动对沉积物中氮类释放的影 响，通过做实验，考察了不同ｐＨ值、不同ＤＯ下颤蚓扰动对沉积物中氮的释放 规律。●４．１不同ｐＨ值下颤蚓生物扰动对氮释放的影响研究 ４．１．１不同ｐＨ值下颤蚓生物扰动对总氮释放的影响在不同ｐＨ值下，采取对照试验，研究颤蚓扰动对总氮释放的影响，分别为 颤蚓组和空白组，ｐＨ值分别取５、７、９、１ｌ，试验在室温（２５℃左右）、自然复 氧条件下进行。图４．１－４．４分别给出了ｐＨ值为５、７、９、１１时，颤蚓投放组和空 白组底泥中总氮的释放过程。圜’。７■ １ ■Ｉ Ｊ －■＿ＪＩ ｌ＿Ｊ２ ３●■―■ ■ ―■ ■● Ｊ４ ５―＿１ ●＿Ｊ ●ｌＪＩ ｌ＿Ｊ ■ ＿－■１●－＿ｌ７■●■ ●■●■ ■Ｊ８ ９－＿ ●１＿ ＿ ●Ｊ 厂ｌ ｌ ｌ Ｌ■ ■ ■ ■● ● ■●■ ■ｌＯ６帅ｉ－＿ｆ！旧蛆ｎ● ■ ●■ ■Ｉ２ｄ图４．１ ｐＨ＝５时颤蚓对沉积物总氮释放的影响图４．２ ｐＨ＝７时颧蚓对沉积物总氮释放的影响厦僵．１一＾一１ 屑麈鹰＾。图４．３ ｐＨ＝９时颤蚓对沉积物总氦释放的影响图４．４２９■ ●■ ● ■Ｉ２●■ ■ ■ ■ ■Ｊ３■＿ Ｊ＿■ ■ ■ ｌＪ４Ｉ＿ －●－Ｉ ＿ｌ■● ｌ ■ ５―．， ． 、 ． ，．Ｌ ―■ ●■ ■８ ■● ■ ９Ｉ＿１＿－＿－Ｊｍ一自墼，【ｌ一ｏ●一ｒｌ『【ＩｆＬ． 一空颧●■ ■ ●Ｉ＿－●＿ Ｉ。悯虱到Ｉ－Ｊ 地７。ｐＨ＝ｌｌ时颤蚓对沉积物总氮释放的影响由图４．Ｉ－４．４可知，不同ｐＨ值条件下，与空白组相比，颤蚓组中上覆水的ＴＮ浓度提高的比较明显，表明颤蚓生物扰动作用在不同ｐＨ值条件下均能促进底泥中ＴＮ的释放。空白组ｐＨ值为５、７、９和１１时，上覆水中ＴＮ的平均浓度分 别为４．７５ ｍｇ／Ｌ、５．５ｍｇ／Ｌ、５．１ｍｇ／Ｌ和４．５６ ｍｇ／Ｌ，经进一步分析可知，ｐＨ值为 ７时，总氮的释放量最大，酸性或碱性条件下，总氮的释放降低，这与于军亭１７４１ 对浅水湖泊沉积物中氮释放的研究一致。一般认为ｐＨ值影响氮在泥．水界面的迁 移转化，ｐＨ值较小的强酸性环境对硝化细菌、氨化细菌等微生物的活动不利，抑 制了氮的释放，当６＜ｐＨ值＜８时氨化细菌较活跃，能够促进沉积物中氮的释放， 当ｐＨ值再增大时，在碱性环境中，微生物活性降低，抑制了氮的释放；从电化 学方面，ｐＨ值越低，水溶液中Ｈ＋浓度越大，沉积物胶体中ＮＨ４＋同Ｈ＋离子竞争 吸附位置而被释放出来，水溶液中总氮的浓度也相应提高。ｐＨ值越高，水溶液中 ＯＨ’浓度越大，底泥中释放的ＮＨ４＋会和ＯＨ’反应，会生产ＮＨ３逸出水面，使水中 总氮的浓度降低。 图４．５、４．６分别给出了在不同ｐＨ值下，颤蚓扰动对沉积物总氮释放和增量 的影响。¨２¨ ＝； ¨ ¨ 拈 ＝； 拍ｏ．－．／■骜黛国１Ｏ９８７ｅＩ．１曲Ｉ，囊码５＂侣 仙‘３２¨ ¨，图４．５不同ｐＨ值下扰动对４．６不同ｐＨ值下扰动对沉积物总氮释放的影响图沉积物总氮增量的影响由图４．５～４．６可知，对于颤蚓投放组，总氮的释放和空白组相比，有明显不 同的规律，分析因为颤蚓的投加导致的。颤蚓在偏酸、偏碱的条件下，受到外部 刺激，身体向底泥更深处钻行，达到扰动效果。ｐＨ值为５、７、９和１ｌ时，上覆 水中总氮的平均浓度分别为７．３ｍｇ／Ｌ、６．２ｍｇ／Ｌ、７．６ ｍｇ／Ｌ和９．２ｍｇ／Ｌ，各自的平 均增幅分别为２．６、１．８、２．５和３．３ｍｇ／Ｌ。说明在酸性或碱性条件下，颤蚓生物扰 动引起的底泥总氮释放增量均要高于中性条件，颤蚓扰动的加强能更快的促进总 氮的释放。这与聂小保【，ｓ】等研究一致，在偏碱和偏酸的逆境胁迫下，正颤蚓加强 迁移的应激行为客观上起到了进其生物扰动效应的效果。３０４．１．２不同ｐＨ值下颤蚓生物扰动对氨氮释放的影响在不同ｐＨ值下，采取对照试验，研究颤蚓扰动对氨氮释放的影响，分别为 颤蚓组和空白组，ｐＨ值分别取５、７、９、１ｌ，试验在室温、自然复氧条件下进行。 图４．７－４．１０分别给出了ｐＨ值为５、７、９、１１时，颤蚓投放组和空白组底泥中氨 氮的释放过程。２５后函词一＾Ｈ㈨野一２！壁蚓堡１● ５ｌＩ－１．＝＼一一ｎ５ Ｏ㈧川■ ■ １■ Ｊ２西鲤ｌ＿Ｊ旧溘ｏｆ：习ＩＡ型ｌ＿｜ Ｉ－Ｊ９■ ■ ■Ｉ■ ■ ■ ＿■Ｏ，■■■■■■■■■２２●■― ■● ■＿ ■ ■● ■―ｌ３ ４●■ ■●■ ■ ■ ■Ｊ５ｌ ｌ－●＿ Ｊ．１．＾ ¨＾．Ａ７ ８６时 同／ｄ图４．７ ｐＨ＝５时沉积物氨氮释放的情况２．５图４．８ ｐＨ＝７时沉积物氨氦释放的情况．ｎ ｇ口空白组拍 ５２■颤蚓组ｏ ２¨ ５广Ｔ＿１．－Ｉ／黛疆。 ●■■■■■■３ Ｉ●■ Ｊ■●Ｊ■ ■●Ｊ■ ■ ■＿Ｊ５．Ｉ ｜＿川。帆 磁鳢●＿｜―１蛆ｏ 翮删● ＪⅡ。一空颤一■ ■ ●■ ■０ ９司纠Ｉ■Ｉｌ＿Ｊ¨５Ｉ＿ ＿Ｊ＿ｌＩＪ 一ｌｌＬ ■ ■●■ ■ ■ ■ ■ｍｌ● 广｛ｌ 【ｌ Ｌ―■ ■● ■ ●■ Ｌｏ ＯｍｐＨ＝ｌｆ―ｉｒ―广―『＿Ｉ２Ｉ＿Ｊ旧 懂咀，几图４．９ ｐＨ＝９时沉积物氨氮释放的情况图４．１０１时沉积物氨氮释放的情况由图４．７～４．１０可知，各个ｐＨ值条件下，颤蚓投放组与空白组相比，其上覆 水中的氨氮浓度均发生了较明显的提高，表明不同ｐＨ值条件下颤蚓生物扰动作 用对底泥中的氨氮释放同样有促进作用。空白组ｐＨ值为５、７、９和１１时，上覆 水中ＮＨ４＋－Ｎ的平均浓度分别为０．９７ｍｇ／Ｌ、１．０７ ｍｇ／Ｌ、Ｏ．９５ｍｇ／Ｌ和０．９ ｍｇ／Ｌ，很 明显，中性条件下上覆水中氨氮的含量比在酸性或碱性条件下高。分析因为间隙 水中ｐＨ值的变化，打破了沉积物中氮释放与固定的动态平衡。酸性条件下，Ｈ＋ 的存在时使吸附的Ｈ＋留在晶体晶格中，这使晶体中的ＮＨ４＋－Ｎ更接近交换态阳离 子１７６１。碱性条件下，水溶液中ＯＨ‘浓度大，底泥中释放的ＮＨ４＋会和ＯＨ’反应，会 生产ＮＨ３逸出水面，使水中氨氮的浓度降低。 图４．１１、４．１２分别给出了在不同ｐＨ值下，颤蚓扰动对沉积物氨氮释放和增量的影响。３ｌ２鼻１．３ １２＇．１２Ｊ２工２．Ｏ１．０１．０―０．９■１．６‘已ｏ．８童¨焉，．２ ■＇Ｄ０Ｊ童０７妻０８疆０．５ Ｈ０?４０．３０Ｊ Ｏ．．ＯｊＯ．１０２ Ｏ．Ｏ图４．１１不同ｐＨ值下扰动对沉积物氨氮释放的影响图４．１２不同ｐＨ值下扰动对沉积物氨氮增量的影响由图４．１１、４．１２可知，颤蚓组在酸性或碱性条件下，氨氮的释放强度均要高 于中性条件，ｐＨ值为５、７、９和１１时，颤蚓组上覆水中氨氮的平均浓度分别为１．６９ｍｇ／Ｌ、１．５７ｍｇ／Ｌ、１．７７ｍｇ／Ｌ和１．９６ｍｇ／Ｌ。相对于空白组而言，ｐＨ值为５、７、９和１１时，各自的平均增幅分别为Ｏ．７２、０．５、０．８２和１．０６ｍｇ／Ｌ；梁淑轩等【‘７。７】研 究发现，不同ＰＨ值下，总氮、氨氮的累积释放量均为正值，即总氮和氨氮都自 沉积物向上覆水释放。在酸性或碱性条件下颤蚓生物扰动明显地促进氨氮的释放， 中性条件下，氨氮的释放量最小。进一步分析可以发现，因为颤蚓受到环境刺激， 产生了更加强烈的扰动效果，而使颤蚓组氨氮的释放规律和空白组有显著差异。４．１．３～不同ｐＨ值下颤蚓生物扰动对硝酸氮释放的影响在不同ｐＨ值下，采取对照试验，研究颤蚓扰动对硝酸氮释放的影响，分别 为颤蚓组和空白组，ｐＨ值分别取５、７、９、１１，试验在室温２５℃左右、自然复氧 条件下进行。图４．１３～４．１６分别给出了ｐＨ值为５、７、９、１１时，颤蚓投放组和空 硝酸氮的释放过程。ｒ＇ｌ窄白组Ｉ― ■门１嚏吨．嘎悝ｆｌ 嚏阻．阻３２一ｌ?颠蚓组Ｉ憔■ ■ ■ ■＿０■■■Ｉ２ ■ ■ ■ｇ●■ －Ｉ图４．１４ ｐＨ＝７时沉积物硝酸氮释放的情况ｏ Ｌ嗣Ｉ．１扣葫挚ｏ●■＿ ●■●＿■ ＿ Ｊ■●Ｊ■＿ Ｊ５■ Ｊ＿ ＿ －Ｊ广Ｊ■■■■■■■Ｊ葡到ｎ旧旧Ｊ ．１●，■＿Ｊ一旧灌一ｎ№旧 １ 江０１●，ｌＩ＿＿ＪＩ．芒垤旧Ｕ●２两魁几旧 Ｊ，ｍｎ１ｌ ■ －Ｊ坦ｎ们 ¨１ｌ ２ ３ ４ ５ｊ黉蛔利６时 ７凡图４．１５ ｐＨ＝９时沉积物硝酸氮释放的情况图４．１６ｐＨ＝ｌｌ时沉积物硝酸氮释放的情况由图４．１３～４．１６可知，在各ｐＨ值条件下，随着时间的增加，空白组硝酸氮浓 度变化不大，但颤蚓组硝酸氮的浓度在逐渐降低。表明各ｐＨ值条件下颤蚓生物 扰动作用前期能促进底泥中硝酸氮的释放，后期主要表现为抑制作用。空白组ｐＨ 值为５、７、９和ｌｌ时，上覆水中Ｎ０３。．Ｎ的平均浓度分别为Ｏ．５５ｍｇ／Ｌ、０．６６ｍｇ／Ｌ、Ｏ．６６ｍｇ／Ｌ和Ｏ．６７ ｍｇ／Ｌ，通过实验数据发现，中性条件、碱性条件下上覆水中硝酸氮的浓度相差不大，而酸性条件下硝酸氮的浓度相对较低。分析因为沉积物经 微生物的氨化作用分解成氨氮，一部分氨氮扩散进入上覆水中，一部分氨氮在好 氧状态下经硝化作用转换成硝酸盐进入上覆水。由于强酸性环境不利于硝化细菌、 氨化细菌等微生物的活动，所以间接的抑制了硝酸氮的释放。在中性条件下，氨 化细菌、．硝化细菌较活跃，能够促进沉积物中硝酸氮的释放，当ｐＨ值继续增大 时，微生物活性降低，硝酸氮的释放量降低。从电化学方面，ｐＨ值越低，水溶液 中Ｈ＋浓度越大，沉积物胶体中Ｎ０３＂－Ｎ同Ｈ＋离子形成酸，水溶液中的硝酸氮变化 不大。ｐＨ值越高，水溶液中ＯＨ。浓度越大，ＯＨ‘的存在时使吸附的ＯＨ’留在晶体 晶格中，这使晶体中的Ｎ０３＂－Ｎ更接近交换态阴离子，更易从沉积物中释放出来， 使水中的硝酸氮浓度增大。 图４．１７、４．１８分别给出了在不同ｐＨ值下，颤蚓扰动对沉积物硝酸氮释放和 增量的影响。¨ 他 ¨ ＂∞ 珏 ¨ ∞ 他＂¨¨ ” ｌ－１‘一／■翟鼙 ¨¨ ｌ－１毒Ｉ／一鲁疆饪砰 甜¨ ¨ ¨北 ∞ “１毁ｉｔ藤－４１－－－ｐｔ｝Ｓｚ一 √４时闻／ｄＫ涎＼图４．１７不同ｐＨ值扰动对４．１８不同ｐＨ值扰动对 沉积物硝酸氮增量的影响沉积物硝酸氮释放的影响图３３：：１１１