底泥修复中温度对微生物活性和污染物释放的影响

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环境污染与防治　第２９卷第１期　２００７年１月　底泥修复中温度对微生物活性和污染物释放的影响　杨　磊　林逢凯　胥峥　张　萌　高逸秀　（华东理工大学资源与环境工程学院，上海２００２３７）　摘要　通过分析底泥中微生物的酶活性以及污染物的释放规律，探讨了温度对河道底泥生物修复的影响。结果表明，底泥中　微生物的脱氢酶、脲酶和磷酸酶的活性随着温度的升高而显著增大，但温度对纤维素酶的活性影响较小。４℃和１ｏ℃时底泥中污　染物的释放量和微生物的酶活性均较低，水质较稳定；２Ｏ～３７℃时底泥中污染物的释放量明显增加，微生物的新陈代谢能力有较大　提高，水体的自净能力较强。在各种因素的综合作用下，２０～３ｏ℃是进行底泥生物修复的适宜环境温度。此外，当ｐＨ为９．０以及　添加葡萄糖时，底泥中微生物均表现出较高的脱氢酶活性。　关键词　生物修复　温度　底泥　酶活性　污染物释放　Ｅｆ￣ｃｔ　ｏｆ　ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ　ｏｎ　ｔｈｅ　ａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ　ｏｆ　ｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍ　ａｎｄ　ｔｈｅ　ｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ　ｒｅｌｅａｓｅ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｂｉｏｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｓｅｄｉｍｅｎｔ　Ｙａｎｇ　Ｌｅｉ，Ｌｉｎ　Ｆｅｎｇｋａｉ，Ｘｕ　Ｚｈｅｎｇ，Ｚｈａｎｇ　Ｍｅｎｇ，Ｇａｏ　Ｙｉｘｉｕ．（Ｒｅｓｏｕｒｃｅ　ａｎｄ　Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ　Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ　Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ，Ｅａｓｔ　Ｃｈｉｎａ　Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ　ｏｆ　Ｓｃｉｅｎｃｅ　ａｎｄ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，Ｓｈａｎｇｈａｉ　２００２３７）　Ａｂｓｔｒａｃｔ：　Ｕｎｄｅｒ　ｖａｒｉｏｕｓ　ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｓ，ｔｈｅ　ｅｎｚｙｍａｔｉｃ　ａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ　ｏｆ　ｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓ　ａｎｄ　ｔｈｅ　ｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ　ｒｅｌｅａｓｅ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｓｅｄｉｍｅｎｔ　ｗｅｒｅ　ｓｔｕｄｉｅｄ　ｉｎ　ｏｒｄｅｒ　ｔＯ　ｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｅ　ｔｈｅ　ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ　ｏｎ　ｔｈｅ　ｂｉｏｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ　ｏｆ　ｓｅｄｉｍｅｎｔｓ．Ｔｈｅ　ｒｅ—　ｓｕｌｔｓ　ｓｈｏｗｅｄ　ｔｈａｔ　ｔｈｅ　ａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ　ｏｆ　ｄｅｈｙｄｒｏｇｅｎａｓｅ，ｕｒｅａｓｅ　ａｎｄ　ｐｈｏｓｐｈａｔａｓｅ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｓｅｄｉｍｅｎｔ　ｉｎｃｒｅａｓｅｄ　ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙ　ｗｈｅｎ　ｔｈｅ　ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ　ｒａｉｓｅｄ，ｍｅａｎｗｈｉｌｅ　ｔｈｅ　ｃｅｌｌｕｌａｓｅ　ａｃｔｉｖｉｔｙ　ｗａｓ　ａｆｆｅｃｔｅｄ　ｌｉｔｔｌｅ　ｂｙ　ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ．Ｉｎ　４℃ａｎｄ　１０℃，ｔｈｅ　ｐｏｌ—　ｌｕｔａｎｔｓ　ｒｅｌｅａｓｅ　ａｍｏｕｎｔ　ａｎｄ　ｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍ＇ｓ　ａｃｔｉｖｉｔｙ　ｗｅｒｅ　ｌｏｗｅｒ，ｔｈｅ　ｑｕａｌｉｔｙ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｏｖｅｒｌｙｉｎｇ　ｗａｔｅｒ　ｗａｓ　ｒｅｌａｔｉｖｅｌｙ　ｓｔａ—　ｂｌｅ．Ｉｎ　２０￣３７℃，ｔｈｅ　ｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ　ｒｅｌｅａｓｅ　ａｍｏｕｎｔ　ａｎｄ　ｍｅｔａｂｏｌｉｓｍ　ｏｆ　ｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍ　ｉｎｃｒｅａｓｅｄ　ｄｉｓｔｉｎｃｔｌｙ．ｔｈｅ　ｓｅｌｆｐｕｒｉｆｉ—　ｃａｔｉｏｎ　ａｂｉｌｉｔｙ　ｏｆ　ｗａｔｅｒ　ｂｏｄｙ　ｗａｓ　ｅｎｈａｎｃｅｄ．Ｃｏｎｓｉｄｅｒｉｎｇ　ｔｈｅ　ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄ　ｅｆｆｅｃｔ，２０￣３０　ｏＣ　ｗａｓ　ｓｕｉｔａｂｌｅ　ｆｏｒ　ｔｈｅ　ｂｉｏｒｅｍｅｄ—　ｉａｔｉｏｎ　ｏｆ　ｓｅｄｉｍｅｎｔｓ．Ｆｕｒｔｈｅｒｍｏｒｅ，ｔｈｅ　ａｃｔｉｖｉｔｙ　ｏｆ　ｄｅｈｙｄｒｏｇｅｎａｓｅ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｓｅｄｉｍｅｎｔ　ｗａｓ　ｒａｉｓｅｄ　ｉｎ　ｐＨ　９．０　ａｎｄ　ｂｙ　ａｄｄｉｎｇ　ｇｌｕｃｏｓｅ．　Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：　Ｂｉｏｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ　Ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ　Ｓｅｄｉｍｅｎｔ　Ｅｎｚｙｍａｔｉｃ　ａｃｔｉｖｉｔｙ　Ｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ　ｒｅｌｅａｓｅ　城市河流长期以来接纳了大量的污染物，导致　提供依据。　河流水质严重恶化，同时由于沉积作用和底泥一水体　间的吸附交换，使得污染物汇集到河流底泥中，与自　１　实验部分　然沉积的泥沙和动植物代谢产物一起形成污染层。　１．１　取样　表层污染底泥沉积了大量的污染物，疏松、黑臭，易　实验底泥取自上海市区某富营养化河道的表层　于悬浮，底泥与其间隙水的物质交换和再悬浮将对　污染底泥，采用抓斗式取样器取样，底泥经筛网过　河流产生二次污染。底泥对河流的影响主要有两个　滤，去除枝叶、砂石和生活垃圾等物体，再进行抽滤，　方面：（１）底泥对污染物的释放和吸附作用，将导致　然后将底泥放入容器中，封口并置于冰箱中，温度约　水质变化；（２）由于表层污染底泥中具有大量微生　为４℃。　物，微生物通过新陈代谢对污染物进行降解，使水体　１．２底泥中微生物酶活性的测定和表征　自净。　在４、１０、２０、３０、３７℃条件下分，ＮＮ定了底泥中　温度对水体中微生物的生理活性、溶解氧含量、　微生物的脱氢酶、脲酶、磷酸酶和纤维素酶的酶活　污染物的溶解度和降解速率、污染物在液固相间的　性。测定方法如下：（１）脱氢酶。采用氯化三苯基四　迁移都具有显著影响。因此，本文在不同温度条件　氮唑（ＴＴＣ）法，投加１　９／６（质量分数）固体碳酸钙，调　下，研究了底泥中微生物的酶活性以及底泥中污染　节ｐＨ为弱碱性，培养２４　ｈ，利用乙酸乙酯萃取产物　物的释放规律，并且初步分析了ｐＨ和外加碳源（葡　２，３，５一甲膳（ＴＦ），在４８５　ｎｍ下测定ＴＦ；（２）脲酶。　萄糖）对底泥酶活性的影响，为河道底泥的生物修复　利用尿素作为基质，加入ｐＨ为６．７磷酸缓冲液，培　第一作者：杨磊，女，１９７２年生，博士研究生，讲师，主要研究领域为河道水体的生物修复，以及工业、生活废水的处理。　・　２２　・　维普资讯 http://www.cqvip.com 杨　磊等　底泥修复中温度对微生物活性和污染物释放的影响　养４８　ｈ，采用奈氏比色法测定产物ＮＨ。一Ｎ；（３）磷酸　酶。采用磷酸苯二钠法，加入０．５　（质量分数）磷　酸苯二钠溶液（ｐＨ为７．０），培养４　ｈ，以产物苯酚的　量表示酶活性；（４）纤维素酶。加入含可溶性羧甲基　纤维素（ＣＭＣ）的磷酸盐缓冲液（ｐＨ为５．５），培养２２　ｈ，以产物葡萄糖的量表示酶活性。　底泥酶活性的表征：将实验中投加的湿泥通过　脲酶和磷酸酶对水体中的氮、磷的转化和去除，降低　水体的富营养化程度，具有重要作用。　测定其含水率转化为干泥量，以培养时间内每克干　泥所产生的产物量表示酶活性ｌ１　］。　１．３　底泥中污染物的静态释放实验　称取湿底泥１５０　ｇ，放人数个敞口棕色瓶中，再　缓缓加入１．５　Ｌ去离子水。棕色瓶放人恒温暗箱　内，温度分别为４、１０、２０、３０、３７℃，静置培养，定期　取样测定上覆水中ＣＯＤ、ＴＮ和ＴＰ。　１．４　分析方法　ＣＯＤ采用重铬酸钾法测定；ＴＮ采用碱性过硫　酸钾消解一紫外分光光度法测定；ＴＰ采用过硫酸钾　鲁蛊　导　消化一钼锑抗分光光度法测定　］。登／（骷　普一　　２　结果和讨论　咖咖咖　湖伽姗　。　２．１　不同温度条件下底泥中微生物酶活性的变化　底泥中微生物的酶活性既可表征底泥中微生物　的生理活性，又可指示水体的污染情况，以及有机污　染物的生物可降解性ｌ４　］。水体中微生物酶活性的　增加，有助于污染物质的去除，对水体的自净具有重　要作用。　脱氢酶属于氧化还原酶类，无论在好氧处理还　是在污泥厌氧消化中，基质脱氢（包括脱电子）都是　生化反应的关键步骤，所以脱氢酶活性水平直接关　系到微生物的新陈代谢能力，此外脱氢酶活性还可　以表征微生物的数量口　］。纤维素酶是降解纤维素　的一类水解酶的总称，经过酶系各组分的协同作用，　可将纤维素水解为葡萄糖。在富营养化河道中，由　于微型藻类如蓝藻、裸藻和绿藻等的过度生长形成　水华，造成细胞壁等纤维素类物质大量沉积。纤维　素酶活性的增加可以促进微生物对纤维素的转化降　解，在氧化酶的作用下，葡萄糖可被进一步降解为　ＣＯ。和Ｈ：（），从而降低底泥中有机质的含量。脲酶　为肽和氨基的水解酶，能水解含氮有机物，矿化氮　素，最终产物是ＮＨ。和ＣＯ：，在硝化和反硝化细菌　的作用下，ＮＨ。一Ｎ被转化为Ｎ。从水体中去除。磷　酸酶为酶促各种有机磷化合物的水解酶，将有机磷　矿化为可溶性无机磷，被植物和微生物直接利用，亦　可转化为难溶性磷酸盐重新沉积到底泥中。可见，　Ｕ　，　ＪＵ　Ｊ，　２Ｕ　２，　ｊＵ　ｊ，４Ｕ　温度，℃　图１　温度对底泥的脱氢酶活性的影响　Ｆｉｇ．１　Ｔｈｅ　ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ　Ｏｎ　ｔｈｅ　ａｃｔｉｖｉｔｙ　ｏｆ　ｄｅｈｙｄｒｏｇｅｎａｓｅ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｓｅｄｉｍｅｎｔ　从图１可以看出，底泥的脱氢酶活性随着温度　的升高显著增加，４、１０、２０、３０、３７℃条件下的脱氢　酶活性（ＭＴ　／Ｍ千泥）分别为４．３×１０　、５８．６×　１０～。、９２．７×１０一　、４６０．２×１０。、８１４．５×１０。。　脱氢酶活性的提高反映出底泥中微生物的生理活　性增强，对有机污染物的降解转化能力增大。在低　温时，微生物的生长和活性受到抑制，因此底泥的　脱氢酶活性很微弱，而在２０　Ｃ以上时微生物的酶　活性明显增大。　鞋　Ｚ　Ｚ　将懈　｛　蛊　＂４－Ｉａ－　蔷赋　ｒｒ鲣　藿挂　ｌ甜　埘　　图２　温度对底泥的水解酶活性的影响　Ｆｉｇ．２　Ｔｈｅ　ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ　Ｏｎ　ｔｈｅ　ａｃｔｉｖｉｔｙ　ｏｆ　ｈｙｄｒｏｌｙｓｉｓ　ｅｎｚｙｍｅｓ（ｕｒｅａｓｅ，ｐｈｏｓｐｈａｔａｓｅ，ｃｅｌｌｕｌａｓｅ）　ｏｆ　ｔｈｅ　ｓｅｄｉｍｅｎｔ　底泥脱氢酶活性的提高，微生物将合成和分泌　更多的水解酶类，因此图２中脲酶活性（Ｍｍ　／　Ｍ干泥）和磷酸酶活性（Ｍ苯酚／Ｍ干泥）也随着温度的升　高而明显增大，分别从低温４。Ｃ时的２．３７×１０　和　０．３３×１０　，提高到３７　ＩＣ时的９．８５×１０　和２．２２　×１０　。而纤维素酶的活性除在４。Ｃ的低温条件下　较低外，在１０～３７。Ｃ，纤维素酶活性的变化并不明　显，表明纤维素酶除受温度的影响外，在很大程度上　还受到底泥中各类复杂有机污染物的影响。与脲酶　和磷酸酶两种水解酶不同，纤维素酶系包括内切葡　聚糖酶、外切葡聚糖酶和ｌ３葡萄糖苷酶，在不同碳源　的诱导下，酶系各组分的百分比各不相同，酶解效率　・　２３　・　维普资讯 http://www.cqvip.com 环境污染与防治　第２９卷第１期　２００７年１月　有较大差异，并且各类碳源对纤维素酶的诱导潜力　很大一部分取决于菌体对诱导物的敏感性，在本实　验中基质ＣＭＣ的诱导活性较低［９。　。　姗　稍　６　４　２　０　８　６　４　２　０　０　０　０　０　０　０　０　０　０　口４℃　蛊　日Ｊ０℃　口２Ｏ℃　团３０℃　田３７℃　２．２　温度对底泥中污染物释放规律的影响　在底泥系统中，污染物主要以３种形式存在：　溶解于间隙水、吸附于固相颗粒表面、分配于底泥　有机质内。其中溶解于间隙水相和附着于固相颗　粒表面的污染物占释放总量的绝大部分＿１　。在本　岳　＊　ＣＯＤ　ＴＮ　ＴＰ　水质指标　研究中，采用去离子水作为上覆水，上覆水中污染　物的水平主要与底泥的吸附和解吸作用、底泥中微　生物的转化降解能力有关，所以上覆水中污染物浓　度的变化直接反映了底泥中污染物的释放规律和　底泥的自净能力。　在培养初期，底泥中污染物先向上覆水释放，此　时微生物的数量相对较少，对污染物的降解能力较　∞　０　蚰　０　∞　０　０　加　０　０　０　４℃　Ｊ０℃　２０℃　３０℃　３７℃　培养时间，ｄ　图３　不同温度下底泥对上覆水中ＣＯＤ的影响　Ｆｉｇ．３　Ｔｈｅ　ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｓｅｄｉｍｅｎｔ　ｏｎ　ＣＯＤ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｏｖｅｒｌｙｉｎｇ　ｗａｔｅｒ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｓ　４℃　Ｊ０℃　２Ｏ℃　３０℃　３７℃　培养时间，ｄ　图４　不同温度下底泥对上覆水中ＴＮ的影响　Ｆｉｇ．４　Ｔｈｅ　ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｓｅｄｉｍｅｎｔ　ｏｎ　ＴＮ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｏｖｅｒｌｙｉｎｇ　ｗａｔｅｒ　ｉｎ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｓ　４℃　Ｊ０℃　２０℃　３０℃　３７℃　培养时间，ｄ　图５　不同温度下底泥对上覆水中ＴＰ的影响　Ｆｉｇ．５　Ｔｈｅ　ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｓｅｄｉｍｅｎｔ　ｏｎ　ＴＰ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｏｖｅｒｌｙｉｎｇ　ｗａｔｅｒ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｓ　・　２４　・　图６　不同温度下上覆水中污染物的去除率对比　Ｆｉｇ．６　Ｔｈｅ　ｃｏｎｔｒａｓｔ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｒａｔｅ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｏｖｅｒｌｙｉｎｇ　ｗａｔｅｒ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｓ　注：去除率一（ｃ峰值一Ｃ３３）／ｃ峰值×１００　，ｃ峰值为各污染指标在　各温度下的峰值质量浓度，Ｃ３ｓ为实验第３３天时的污染物质量浓度。　其中４℃时ＴＮ实验期间未出现峰值，不予计算。　弱，因此底泥对上覆水的影响以释放为主，上覆水中　污染物的浓度增加。随着培养的进行，底泥的生物　量逐渐增大，微生物对污染物的降解能力增强，上覆　水中污染物浓度开始降低。当污染物在底泥和上覆　水中的吸附、解吸和转化降解达到动态平衡时，上覆　水中的污染物可达到相对稳定的最大值。从图３至　图５可以看出，在不同温度条件下上覆水中ＣＯＤ、　ＴＮ、ＴＰ的变化曲线均出现峰值，并且其峰值随着温　度的升高而增大。　在图３中，２０、３０、３７℃条件下，培养第６天，上　覆水中ＣＯＤ达到最大，分别为４４．２、５２．６、５３．２　ｍｇ／Ｌ，而４、１０℃时，培养第ｌ２天，ＣＯＤ才达到最　大值，分别为４１．８、４４．９　ｍｇ／Ｌ，说明高温条件下底　泥中污染物释放量和释放速率均明显高于低温条　件。图６中，温度在３０℃以下时，ＣＯＤ的去除率基　本随着温度的升高而增大，这是因为随着温度的升　高，微生物的脱氢酶活性显著增加，即微生物的新陈　代谢能力增强，有助于对有机物的转化和降解。在　第３３天时，３０℃的上覆水中ＣＯＤ已降为１３．０　ｍｇ／Ｌ，其次是２０℃，为２２．１　ｍｇ／Ｉ　，而４、１０℃由于　温度较低，微生物的活性受到抑制，ＣＯＤ分别为　３１．１、３３．９　ｍｇ／Ｌ。　在图４和图６中，第１９天上覆水中的ＴＮ达到　峰值，并且随着温度的升高（除３７℃），ＴＮ的去除　率增大。３０¨Ｃ条件下上覆水中ＴＮ由峰值时的　１４．７　ｍｇ／Ｌ降至第３３天时的０．５　ｍｇ／Ｉ　，其次是３７、　２０、１０℃，ＴＮ分别由峰值时的１５．１、１４．２、１２．９　ｍｇ／Ｌ降至第３３天时的３．８、６．５、１２．２　ｍｇ／Ｌ。水体　中ＴＮ的去除过程主要包括氨化、硝化和反硝化作　用，以及微生物的生长对各类氮源的利用。底泥中　脲酶的活性随着温度的升高而明显增大，促进了底　维普资讯 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杨　磊等　底泥修复中温度对微生物活性和污染物释放的影响　泥中含氮有机物的矿化作用，致使上覆水中ＮＨ。一Ｎ　增加，亦加快了硝化和反硝化的进行。研究发现温度　底泥中微生物的脱氢酶活性（ＭＴｒ／Ｍ干泥）依次为　１　７２４．３×１０一　、２　１１８．０×１０一　、２　５９９．２×１０～　和　高的地方，反硝化速率也高；反之，反硝化速率明显变　小口引。温度对硝化细菌的抑制比反硝化细菌大，所以　降低温度影响的主要是硝化速率　。４℃时体系中　１　３５２．５×１０一。可见，当ｐＨ为９．０时，底泥脱氢酶　活性较高，且明显高于ｐＨ为７．１的中性条件，ｐＨ　进一步增加或减小都将降低底泥的脱氢酶活性，同　时由于脱氢酶对许多化学物质都比较敏感，采用　Ｔｒｉｓ—ＨＣ１溶液作缓冲液时，缓冲液中所含的有机物　可被底泥中的微生物利用，所以其产生的ＴＦ总量　的ＴＮ始终以释放为主，ＴＮ呈缓慢上升趋势，在第３３　天上覆水中ＴＮ已达到１３．６　ｍｇ／Ｉ　，表明低温不仅使　底泥中脲酶活性降低，而且还抑制了硝化和反硝化的　进行，造成上覆水中ＴＮ的不断累积。　从图５和图６可以看出，第６天上覆水中的ＴＰ　达到峰值，并且随着温度的升高，ＴＰ的去除率依次　增大。３０℃时上覆水中ＴＰ由峰值时的０．９７８　ｍｇ／Ｌ降至第３３天时的０．１９９　ｍｇ／Ｉ　，其次是２０、１０、　４℃，ＴＰ分别由峰值时的０．５５４、０．３３３、０．２８２　ｍｇ／Ｌ降至第３３天时的０．１８９、０．１３１、０．１１７　ｍｇ／Ｉ　。　上覆水中ＴＰ的去除，主要由于以下原因：（１）随着　温度的升高，底泥的磷酸酶活性增大，促进了底泥中　含磷有机物的矿化，有助于微生物对磷的吸收利用；　（２）随着体系中ＣＯＤ和ＴＮ的降低，耗氧物质减少，　溶解氧水平逐渐上升，体系的氧化还原电位提高，使　ＦｅＨ与上覆水中的磷酸盐结合生成难溶的磷酸铁，　重新沉积到底泥中，使磷从上覆水中去除，这也与上　覆水中ＣＯＤ和ＴＮ的变化相对应。　以上数据表明，４、１０℃时底泥中污染物的释放　作用和微生物的酶活性均较弱。上覆水的水质相对　稳定，受底泥的影响较小，但体系的自净能力亦较　弱；随着温度的升高，底泥中污染物的释放量和微生　物的酶活性均增大，这一方面加大了上覆水中污染　物的浓度，另一方面，微生物新陈代谢能力提高，体　系的自净能力增强，在２０、３０℃条件下，实验后期上　覆水的水质已接近甚至好于４、１０℃的低温条件，因　此更加有利于底泥的生物修复。温度过高如３７℃　时，不仅污染物的释放量大幅增加，而且微生物的新　陈代谢加快，耗氧速率大大提高，超过体系的自然复　氧能力，导致体系的溶解氧水平降低，其上覆水水质　与３０｜Ｃ条件下的相比明显下降。另外，微生物的新　陈代谢加快，还将产生大量的代谢产物和死亡细胞，　在体系中形成再次污染，３７℃时上覆水中的ＴＰ不　仅明显高于其他温度，并且在培养后期由于死亡细　胞的分解还造成上覆水中有机磷含量再次上升。　２．３　ｐＨ和外加碳源对河道底泥中微生物脱氢酶　活性的影响　通过加入Ｔｒｉｓ—ＨＣ１缓冲液，调节底泥的ｐＨ分　别为５．５、７．１、９．０和１０．０，培养温度均为３７。Ｃ时，　明显高于未加缓冲溶液的情况。另外，分别于两份　底泥（各５　ｇ）中加入１　ｍＬ质量浓度为２．５　ｍｇ／ｍＩ　的葡萄糖溶液和１　ｍＩ　去离子水，在培养温度为３７　℃的条件下进行对照实验（其他条件同实验１．２），测　得底泥的脱氢酶活性（ＭＴｒ／Ｍ干泥）分别为１　３６０．０　×１０一、８５２．２×１０～，脱氢酶活性的增长率达到　５９．６　，这是由于葡萄糖易于被微生物吸收利用，促　进了底泥中微生物的生长，生物量增加，脱氢酶活性　相应提高。上述实验结果表明，在底泥的生物修复　过程中，除温度外，ｐＨ和碳源也将对微生物的生理　活性产生较大影响，并且由于表面活性剂能够有效　地提高有机污染物的生物可利用性，不同种类表面　活性剂以及不同ｐＨ条件下，底泥中微生物的生理　活性都会发生变化。　３　结　论　（１）温度对底泥中微生物的生理活性具有显著　影响，在４～３７℃，底泥中脱氢酶、脲酶和磷酸酶的　活性随着温度的升高而明显增大，但纤维素酶的活　性受温度的影响较小。　（２）在２０～３０　Ｃ条件下，底泥中污染物的释放　量较大，但体系的自净能力也较强，上覆水的水质恢　复较快，有利于底泥的生物修复；而温度过低或过　高，将显著抑制微生物的活性或加大污染物的释放　量，均不利于底泥的生物修复。　（３）当ｐＨ为９．０，以及添加碳源（葡萄糖）时底　泥中微生物的脱氢酶活性较高。　参考文献　Ｅｌｉ哈兹耶夫（苏）．土壤酶活性［Ｍ］．郑洪元，周礼凯，译．北京：科　学出版社，１９８０．　Ｅ２３许光辉，郑洪元．土壤微生物分析方法手册ＥＭ］．北京：农业出　版社，１９８６．　Ｅ３］　国家环保局《水和废水监测分析方法》编委会．水和废水监测分　析方法ＥＭ］．第３版．北京：中国环境科学出版社，１９９７．　Ｅ４］　ＮＥＩ　ＳＯＮ　Ｄ。ＪＯＥ　Ｄ．Ｕｓｅ　ｏｆ　ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ｅｎｚｙｍｅｓ　ｉｎ　ｄｅｔｅｃｔｉｎｇ　ｐｏｌ—　ｌｕｔｉｏｎ　ｉｎ　ｅｓｔｕａｒｉｎｅ　ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ　ｉｎ　ＧｏａＥＪ］．Ｐｏｌｌｕｔ．Ｒｅｓ．，１９９９，　１８（３）：３１５　３２０．　（下转第２９页）　・　２５　・　维普资讯 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蔡昌凤等　粉煤灰／污泥烧结陶粒的研制与应用　粒。一般来说，化工厂污泥含钙、磷较高，而啤酒厂　粒性能的主要因素，随烧成温度升高，污泥用量减　少，陶粒吸水率逐渐减小，陶粒的容重增大；②最佳　污泥含有机质较高，在烧结过程中，有机质和磷会被　烧失，而钙还存留于陶粒中。钙的增加，增强了陶粒　的吸附活性，因此吸附量增大。　２．３　陶粒的起动流速　条件是：烧成温度１　０５０℃，污泥掺入量为３５　～　４Ｏ　，粉煤灰掺入量为５３　，烧结时间为１５　ｍｉｎ。　在此条件下，烧制的粉煤灰／污泥陶粒容重为０．７９　～太湖底泥的起动流速为Ｕ　一０．６　ｍ／ｓ。采用文　Ｏ．９０　ｇ／ｍ。，吸水率为６８．９５　～８Ｏ．Ｏ１　，颗粒抗　（２）实验表明，采用陶粒铺设于受微污染水体　献［７］计算起动流速。　一压强度能达到运输和使用标准。　（１）　（３．４５～４．８８）ｄ　。Ｈ　。　式中：ｄ为实际测得的陶粒的直径，取８　ｒｎｒｎ；Ｈ为　底部处理废水的思路是可行的：①陶粒对水中污染　水力坡度，取０．５　ｒｎ；计算的陶粒起动流速为ｕ　一　物有较好的吸附净化作用；②粉煤灰／污泥陶粒容重　０．８７　ｍ／ｓ，实测陶粒起动流速为Ｕ　’一３．２　ｍ／ｓ　Ｏ远　较轻，可以沉于水底、悬浮于底泥表面。陶粒粒度和　大于实测苏州河的平均流速Ｕ　一０．１～Ｏ．２　ｍ／ｓ，因　起动流速明显大于污泥，因此起到阻挡底泥悬浮的　此用所制得的陶粒铺设于底泥表面不会发生悬浮现　作用；③饱和吸附后，可以起到阻挡底泥污染物向上　象，可以达到很好地抑制底泥污染物扩散的效果。　覆水体扩散和分解的作用。　２．４　陶粒应用于水体的环境可行性　陶粒应用于水体．原料中重金属是否析出，产生　参考文献　二次污染，是陶粒能否被广泛应用的关键。　ＭＣＬＡＲＥＮ　Ｒ　Ｇ，ＣＩ　ＵＣＡＳ　Ｌ　Ｍ，ＴＡＹＬＯＲ　Ｍ　Ｄ．Ｉ　ｅａｃｈｉｎｇ　ｏｆ　刘云贵　对河道底泥陶粒中重金属的形态转化　ｍａｃｒｏｎｕｔｒｉｅｎｔｓ　ａｎｄ　ｍｅｔａｌｓ　ｆｒｏｍ　ｕｎｄｉｓｔｕｒｂｅｄ　ｓｏｉｌｓ　ｔｒｅａｔｅｄ　ｗｉｔｈ　ｍｅｔａｌ—ｓｐｉｋｅｄ　ｓｅｗａｇｅ　ｓ１ｕｄｇｅ——ｄｉｓｔ　ｒｉｂｕｔｉｏｎ　ｏｆ　ｒｅｓｉｄｕａｌ　ｍｅｔａｌｓ　和行为研究表明：熔沸点很低的Ｈｇ和Ｃｄ在陶粒烧　ＥＪ］．Ａｕｓｔｒａｌｉａｎ　Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆ　ＳｏｉｌＲｅｓｅａｒｃｈ，２００５，４３（２）：１５９—１７０．　结过程中挥发随烟气排出；Ｃｕ、Ｍｎ、Ｐｂ和Ｃｒ等通过　黄德志，何少先，江映翔，污水处理厂脱水污泥制作轻质陶粒添　高温烧结后多以离子晶体形态存在于晶格之中，晶体　加剂的研究ＥＪ］．环境科学学报，２０００，２０（１）：１２９—１　３２．　杨晓光，张学亮，潘慧．粉煤灰超轻陶粒的研制ＥＪ］．粉煤灰综合　的品格能大，稳定性好，能很好地固化于陶粒中，不易　利用，２００３（２）：４７．　浸出。刘云贵测定出Ｃｕ的固化率为９２．９３　～　郭玉顺，丁建彤．粉煤灰陶粒烧胀规律与膨胀机理研究［Ｊ］．粉　９４．６３　、Ｚｎ为６０．９１　～６９．Ｏ９　、Ｐｂ为７１．４４　～　煤灰，２００３（３）：１５．　许世远，陈振楼，愈立中，等．苏州河底泥污染现状分析［Ｍ］．北　７８．Ｏ１　、Ｃｒ（ＶＩ）为８７．４５　～８９．Ｏ５　。工业污泥中　京：科学出版社，２０００，　有机物在陶粒烧结过程中挥发排出，重金属的转化规　ＬＩＭ　Ｊ　Ｓ，ＰＡＲＫ　Ｓ　Ｊ，Ｋ（）Ｏ　Ｊ　Ｋ，ｅｔ　ａｌ，Ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ　ｏｆ　ｐｏｒｏｕｓ　ｃｅ—　ｒａｍｉｃ　ａｓ　ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ｃａｒｒｉｅｒ　ｏｆ　ｂｉｏｆｉｌｔｅｒ　ｔｏ　ｒｅｍｏｖｅ　ｔｏｌｕｅｎｅ　ｖａｐｏｒ　律与之相同。故重金属等毒物的二次污染可忽略，本　ＩＪ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００１，２２（１）：４７—５６．　陶粒应用于微污染水体治理具有环境可行性。　何文社，方铎，刘兴年，等．砾卵石起动临界条件［Ｊ］．四川Ｉ水力　发电，２００３，２２（１）：６４－６９，　３　结　论　刘云贵，河道底泥资源化——新型陶粒滤料的研制及其应用　［Ｄ］．上海：东华大学，２００２：１１３－１３２．　（１）通过污泥／粉煤灰陶粒烧制实验，得到如下　结论：①烧成温度和污泥用量是影响粉煤灰／污泥陶　责任编辑；贺锋萍（修改稿收到日期：２００６　０２—１　３）　（上接第２５页）　［５］ＤＳＯＵＺＡ　Ｎ，ＤＳＯＵＺＡ　Ｊ．Ｍａｎｇｒｏｖｅ　ｓｅｄｉｍｅｎｔ　ｅｎｚｙｍｅｓ：ｉｎｄｉｃａ—　Ｌ儿Ｊ　ｔｏｔｓ　ｏｆ　ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ［Ｊ］．Ｉｎｄｉａｎ　Ｊ，Ｅｎｖｉｒｏｎ，Ｐｒｏｔ，，１　９９９，１９（２）：１３２—　１３６．　［６１　ＨＯＳＥＴＴＩ　Ｂ，ＫＵＭＡＲ　Ｊ，ＪＥＢＡ　Ｐ．Ｅｎｚｙｍｅｓ　ａｓ　ｂｉｏｍａｒｋｅｒｓ　ｆｏｒ　Ｌ　Ｊ　ｏｒｇａｎｉｃ　ｐｏｌｌｕｔａｎｔ　ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｗａｓｔｅ　ｓｔａｂｉｌｉｚａｔｉｏｎ　ｐｏｎｄｓ　［Ｊ］．Ｉｎｄｉａｎ　Ｊ．Ｅｎｖｉｒｏｎ．Ｈｅａｌｔｈ，１９９８，４０（３）：２７７—２８５．　［７］　胡子斌．ＴＴＣ脱氢酶活性常温萃取测定法及应用ＩＪ］．工业水处　理，２００１，２１（１０）：２９—３ｌ＿　Ｌ　Ｊ　Ｅ８］唐宁，柴立元，闵小波，等．厌氧污泥体系脱氢酶活性表征细菌　数的研究ＩＪ］．微生物学杂志，２００５，２５（２）：３１－３４．Ｌｉ４Ｊ　［９］孙毅，金湘，毛培宏．细菌纤维素酶的结构和功能及菌种改良研　究ＩＪ］．生物技术，２００５，１５（３）：８７—８９．　［１Ｏ］王晓芳，徐旭士，吴敏，等．不同碳源对两株真菌纤维素酶合成　责任编辑：陈泽军　（修改稿收到日期；２００６—１０—１６）　・　２９　・