余紅兵，何 洋，李紅芳，劉 鋒，張樹楠，王 迪，肖潤林

(1.湖南城市學(xué)院建筑與城市規(guī)劃學(xué)院，湖南 益陽 413000；2.中國科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所 亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過程重點實驗室，湖南 長沙 410125；3.中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049)

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室內(nèi)綠狐尾藻濕地系統(tǒng)對高氨氮廢水的凈化作用

余紅兵1，何 洋2,3，李紅芳2，劉 鋒2，張樹楠2,3，王 迪2,3，肖潤林2

(1.湖南城市學(xué)院建筑與城市規(guī)劃學(xué)院，湖南 益陽 413000；2.中國科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所 亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過程重點實驗室，湖南 長沙 410125；3.中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049)

本研究以綠狐尾藻(Myriophyllumelatinoides)濕地系統(tǒng)為對象，分析綠狐尾藻濕地系統(tǒng)中NH4+-N的去除規(guī)律及氮質(zhì)量平衡。結(jié)果表明，試驗第28天，在200和400 mg·L-1NH4+-N兩個處理中，水體全氮(TN)去除率分別為86.1%和77.7%，NH4+-N去除率分別為89.8%和78.8%。根據(jù)氮質(zhì)量平衡得出，在200和400 mg·L-1NH4+-N兩個處理中分別有14.7%和30.2%的外源NH4+-N直接被底泥吸附，25.3%和11.0%轉(zhuǎn)化成底泥NO3--N，29.7%和12.7%被綠狐尾藻直接吸收利用，14.0%和23.3%殘留在水體，剩余16.3%和22.8%可能被微生物硝化反硝化作用去除。研究結(jié)果表明，綠狐尾藻對氨氮有較好的凈化效果，為其在人工濕地的應(yīng)用提供了科學(xué)依據(jù)。

綠狐尾藻；氨氮；氮去除；植物吸收；硝化和反硝化作用；氮質(zhì)量平衡

近年來，隨著工業(yè)發(fā)展和養(yǎng)殖業(yè)的集約化，高氨氮廢水排放造成了嚴重的環(huán)境問題[1]。氮引起的地表水、地下水污染，已對農(nóng)業(yè)、漁業(yè)等多個行業(yè)造成危害，已威脅到人們的健康安全[2]。常用的氨氮廢水處理方法有厭氧/好氧工藝(A/O)、活性污泥法(SBR)、膜生物反應(yīng)器(MBR)、氧化溝、人工濕地等[3-4]?；钚晕勰喾ê湍ど锓磻?yīng)器等處理工藝程序復(fù)雜，技術(shù)成本較高。與其它處理工藝相比，人工濕地是一種簡單有效、價格低廉的處理技術(shù)，已廣泛用于處理農(nóng)業(yè)、工業(yè)、礦山廢水和生活污水[5-7]。

人工濕地由植物-基質(zhì)-微生物組成，在其內(nèi)部發(fā)生著許多物理、化學(xué)和生物過程。在人工濕地中，氨氮去除的主要途徑有植物吸收、基質(zhì)吸附、氨揮發(fā)和微生物硝化反硝化等[8-9]。水生植物對于人工濕地的氮去除起著重要作用。除植物本身對氮素直接吸收外，水生植物的存在還可改變基質(zhì)的理化特性、提高系統(tǒng)中溶解氧含量[10-11]，同時，水生植物還可作為先鋒植物用于相應(yīng)重金屬污染嚴重區(qū)域[12-13]。然而，水體中氨氮濃度過高，會對水生植物產(chǎn)生一定的毒害作用，并抑制其正常生長[14]。由于許多植物不能耐受高氨氮，因此，人工濕地在處理高氨氮廢水的應(yīng)用中受到限制。綠狐尾藻(Myriophyllumelatinoides)為小二仙草科(Haloragidaceae)狐尾藻屬，系多年生沉水或浮水草本植物，其不僅營養(yǎng)價值高，是優(yōu)質(zhì)飼料和綠肥，而且對水體氮、磷也有較強的吸收能力。研究表明，綠狐尾藻對高氨氮具有較強的耐受性，可作為生態(tài)治理的先鋒植物[15]；同時相對于大薸(Pistiastratiotes)、鳳眼蓮(Eichhorniacrassipes)等水生植物，具有較小的生態(tài)風(fēng)險[16]。且處理廢水的綠狐尾藻凈化系統(tǒng)中微生物對沉積物的脫氮發(fā)揮重要作用[17-18]，但有關(guān)綠狐尾藻濕地對高氨氮廢水的去除效率及其主要去除途徑的報道不多。本研究以綠狐尾藻濕地系統(tǒng)為對象，分析綠狐尾藻濕地系統(tǒng)對不同負荷氨氮的去除特征，研究外源氨氮在該系統(tǒng)的質(zhì)量平衡，旨為推廣綠狐藻濕地在廢水處理中應(yīng)用提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試植物綠狐尾藻采自長沙縣金井鎮(zhèn)野外生態(tài)溝渠。試驗前，選取長勢較一致的植株，剪取頂端20 cm，在清水中預(yù)培養(yǎng)1周。供試水為人工配置的高氨氮營養(yǎng)液，其氨氮由純度為99.5%的硫酸銨提供。濕地基質(zhì)為混合均勻的風(fēng)干過篩水稻土，其土壤總氮(TN) 含量為1.86 g·kg-1，總磷(TP)含量0.83 g·kg-1，有機碳含量21.93 g·kg-1，pH為6.3，沙土、粉土、粘土含量分別為32.6%、41.1%、26.3%。

1.2 試驗設(shè)計

該試驗在玻璃溫室內(nèi)進行，試驗時間為2013年8月14日至9月11日。試驗期間，溫室內(nèi)的氣溫為18.8～37.4 °C。選用透光鋼化玻璃箱(長50 cm×寬40 cm×高50 cm)作為小型人工濕地裝置，構(gòu)建表面流人工濕地。每個裝置加入20 kg基質(zhì)土，土層為10 cm。將選取的綠狐尾藻植株移入濕地裝置，植物密度為500株·m-2。為了使植物適應(yīng)濕地環(huán)境，先在清水中預(yù)培養(yǎng)1周。將清水完全排出后，加入15 L高氨氮水，水深為5 cm。試驗共設(shè)置3個污染負荷的處理，即含NH4+-N濃度分別為0、200和400 mg·L-1，每個處理3個重復(fù)，共9個裝置。為了補充蒸發(fā)造成的水量損失，每次水樣采集的前一天加入蒸餾水，保持濕地的水深為5 cm。

1.3 樣品采集與分析

1.3.1 水樣采集 水樣采集時間是0、1、4、7、10、14、17、21、25 和28 d。水樣過0.45 μm孔徑濾膜后，直接用流動分析儀(Fir-5000)測定銨態(tài)氮(NH4+-N)、硝態(tài)氮(NO3--N)濃度；采用堿性過硫酸鉀消解后用流動分析儀(Fir-5000)測定總氮(TN)濃度[19]。

1.3.2 底泥樣品采集 在0、1、7、14、21、28 d用圓柱形采樣器采集底泥樣，將根系、石子等雜質(zhì)去除，然后混均分裝，放入-20 ℃冰箱保存待測。其中，鮮樣用2 mol·L-1KCl溶液浸提后，用流動分析儀(Fir-5000)測定底泥NH4+-N和NO3--N；風(fēng)干樣品磨碎過篩(0.25 mm)后，用半微量開氏法(GB7173-87)測定TN含量[19]。

1.3.3 植物樣品采集 在1、4、7、10、14、17、21、25、28 d，用直尺分別量取各處理植株的株長。在試驗的0和28 d，采集綠狐尾藻植株樣品。樣品帶回實驗室后，用蒸餾水清洗，待晾干后，經(jīng)105 ℃殺青30 min后，放置70 ℃烘箱烘干至恒重，并計算其生物量。將烘干植物樣磨碎，過0.250 mm孔徑篩,裝入自封袋中保存。植物樣品中的TN經(jīng)濃硫酸-過氧化氫消解后，用流動分析儀(Fir-5000)測定其氮濃度。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計

氮質(zhì)量平衡法可用于評估濕地系統(tǒng)中的氮去除途徑及其貢獻率[20]。在人工濕地系統(tǒng)中，植物吸收、底泥吸附、氨揮發(fā)和微生物硝化反硝化是銨態(tài)氮去除的主要途徑。植物吸收氮量由鮮重乘以單位鮮重的植物全氮含量得出，底泥吸附氮量由鮮重乘以底泥含氮量得出，水體氮量由水樣總氮濃度乘以水體積得出?；谝陨蟽?nèi)容，由微生物硝化反硝化作用去除的氮量可由以下公式推算得出：

N=I-F-P-F-S-V.

式中:N為微生物硝化反硝化去除的氮量；I為廢水中的初始氮量(g)；F為試驗結(jié)束時廢水中殘留的氮量(g)；P為植物吸收的氮量(g)；S為底泥中累積的氮量(g)；V為氨揮發(fā)的氮量(g)，由于試驗期間廢水中pH在5.59～7.43，遠低于氨揮發(fā)所需的pH 8.0[21]，因此，本研究中氨揮發(fā)損失的氮量可忽略不計。

各部分氮質(zhì)量計算方法：進水總氮量和水體殘留總氮量直接用培養(yǎng)液體積與試驗前后濃度相乘得出；由于添加自配溶液不含有機氮，所以近似認為底泥吸附氮增量等于銨態(tài)氮、硝態(tài)氮增量的和；綠狐尾藻吸收量為植物鮮重增量乘以干鮮比再乘以植物全氮含量得出。

I=Vw×Cw；

F=Vw×Cf；

P=M1×Cp；

S=M2×Cs.

式中:Vw為水體積(L)；Cw為試驗開始時的水體總氮濃度(mg·L-1)；Cf為試驗結(jié)束時的水體總氮濃度(mg·L-1)；M1為植物收獲鮮重(g)；Cp為植物全氮含量(mg·kg-1)；M2為植物收獲鮮重(g)；Cs為底泥全氮含量(mg·kg-1)。

2 結(jié)果

2.1 水體TN及NH4+-N、NO3--N的去除效果

28 d后200、400 mg·L-1NH4+-N處理的水體TN去除率分別為86.1%和77.7%(圖1)，NH4+-N去除率分別為89.8%和78.8%(圖1)。其中，0-7 d的TN及NH4+-N濃度迅速降低，7 d后降低速度減緩。200 mg·L-1處理的TN濃度，7 d下降為初始濃度的55.4%，28 d下降為16.3%；400 mg·L-1處理的TN濃度，7 d下降為初始濃度的62.2%，28 d下降為25.8%。0-7 d，200和400 mg·L-1處理減少的水體TN濃度占0-28 d TN濃度減少量的60.8%和50.9%。其中0-1 d去除速率最高，兩個處理在處理1 d時的處理率分別達到73.8%和69.0%，有26.2%和31.0%的水體TN在0-1 d被去除。 0-28 d內(nèi)，200和400 mg·L-1處理的水體NO3--N濃度先升高后降低，分別在14和7 d出現(xiàn)最大值，200 mg·L-1處理NO3--N濃度達到0.9 mg·L-1，400 mg·L-1處理NO3--N濃度達到1.1 mg·L-1(圖1)。

圖1 水體總氮、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮濃度的變化Fig.1 Changes in the concentrations of ammonium nitrogen total nitrogen and nitrate nitrogen in water

2.2 底泥NH4+-N、NO3--N含量隨時間的變化

200和400 mg·L-1處理，底泥NH4+-N含量0-7 d表現(xiàn)為先升后降，在7-14 d底泥NH4+-N含量有所升高，14 d之后含量變化趨于平緩(圖2)。在14-28 d這一階段，200和400 mg·L-1處理中底泥NH4+-N含量分別為19.3～29.5和80.3～94.5 mg·kg-1，是原底泥背景值(12.0 mg·kg-1)的1.6～2.5倍和6.7～7.9倍。

200 mg·L-1處理中NO3--N含量在0-14 d上升速率先快[0-1 d速率為22.8 mg·(kg·d)-1]后慢[1-7 d速率為4.0 mg·(kg·d)-1]，400 mg·L-1處理中NO3--N含量0-1 d急劇上升[速率為24.0 mg·(kg·d)-1]，然后1-7 d逐漸穩(wěn)定[速率為0.7 mg·(kg·d)-1]，1-7 d兩個處理上升速率差異明顯(圖2)。7-14 d，NO3--N含量逐漸增至峰值，200和400 mg·L-1處理分別達到53.7和31.5 mg·kg-1。0 mg·L-1處理在0-1 d也出現(xiàn)波動，NO3--N含量在處理1 d時達到16.4 mg·kg-1，隨后降低至小于1.0 mg·kg-1。

2.3 綠狐尾藻全氮含量及株長增長

經(jīng)過28 d的培養(yǎng)，綠狐尾藻全氮含量及植株株長明顯增加。試驗前后，0、200、400 mg·L-1處理植物的鮮重分別為211.3、397.3和345.0 g。200 mg·L-1處理的全氮含量及植株株長增加量最大，增加量分別為22.3 mg·kg-1和44.3 cm，400 mg·L-1處理次之，空白對照最低，其中綠狐尾藻在400 mg·L-1處理培養(yǎng)下28 d生物量低于200 mg·L-1處理，全氮含量少3.5mg·kg-1，植株株長少7.7 cm(圖3)。可見，一定銨態(tài)氮濃度有利于綠狐尾藻的生長，但銨態(tài)氮含量過高，反而會影響植物生長。

圖2 底泥銨態(tài)氮和硝態(tài)氮濃度的變化Fig.2 Changes in the concentrations of ammonium nitrogen and nitrate nitrogen in sediments

圖3 綠狐尾藻全氮含量和植株株長的變化Fig.3 Changes in plant total nitrogen and plant length of Myriophyllum elatinoides

2.4 氮質(zhì)量平衡計算

28d后，200和400mg·L-1處理中，14.0%和22.3%的外源NH4+-N成為水體殘留氮，14.7%和30.2%的外源NH4+-N轉(zhuǎn)化為底泥NH4+-N，25.3%和11%的外源NH4+-N轉(zhuǎn)化為底泥NO3--N，29.7%和12.7%的外源NH4+-N被綠狐尾藻植物吸收利用，16.3%和22.8%的外源NH4+-N最終以硝化反硝化途徑去除(表1)?？梢?，植物吸收在氮去除中貢獻較大，尤其在200 mg·L-1處理下，綠狐尾藻的種植有利于水體氮污染的凈化。

表1 試驗系統(tǒng)在試驗28 d后的氮質(zhì)量平衡Table 1 The total amount of nitrogen of all parts of the system after 28 days test

注：括號里數(shù)據(jù)是不同基質(zhì)中總氮變化量占進水總氮量的百分比。

Note: Data in bracket is total nitrogen variation as a percentage of total nitrogen in different substrates of water.

3 討論

28 d的試驗過程中，0 mg·L-1處理的綠狐尾藻生長利用的氮全部來自底泥NH4+-N(表1、圖2)，說明綠狐尾藻優(yōu)先利用底泥NH4+-N，而底泥初始NH4+-N沒有轉(zhuǎn)化為NO3--N的趨勢[22-23]。兩個處理的植物吸收氮的總量跟濃度關(guān)系不大[24]，區(qū)別也不大，植物吸收氮量分別為0.89和0.76 g。這說明，0-28 d，400 mg·L-1處理中添加的多余的NH4+-N并沒有被植物吸收[25]。

在只添加外源NH4+-N的條件下，底泥NH4+-N和NO3--N含量的增加是底泥吸附和硝化共同作用的結(jié)果[26]。底泥NH4+-N含量在0-1 d上升，吸附起主要作用；1-7 d底泥NH4+-N濃度下降，這是底泥NH4+-N吸附和底泥內(nèi)部硝化共同作用產(chǎn)生的結(jié)果，在這一階段，硝化作用較強，NH4+-N轉(zhuǎn)化為NO3--N[27]。7-14 d，受制于氧氣濃度，硝化作用放緩，底泥NH4+-N含量又有上升。0-1 d底泥NO3--N含量顯著上升，硝化作用明顯，1-14 d底泥NO3--N含量增速逐漸降低，可能的原因是0-1 d底泥氧氣消耗得不到及時補給供應(yīng)，硝化作用放緩，同時反硝化作用也開始消耗硝化作用產(chǎn)生的NO3--N。14-28 d，此階段水和底泥的氮濃度均呈緩慢下降趨勢，說明水體、底泥和綠狐尾藻之間的氮流動達到與空白對照處理相似的較穩(wěn)定的狀態(tài)[21]。焦立新等[28]研究沉水植物穗花狐尾藻(M.spicatum)對高濃度NH4+-N(通過底泥釋放)抑制作用時發(fā)現(xiàn)，上覆水NO3--N有一定程度升高，達到7.26～9.31 mg·L-1，相比之下，沉積物底泥NO3--N濃度為2.60～16.01 mg·L-1，沉積物間隙水NO3--N濃度為0.71～0.88 mg·L-1，說明硝化作用主要發(fā)生在上覆水。水深方面，有研究達到了1 m[28]，深水條件下不利于水體復(fù)氧，同時本研究底泥沉積物厚度與上覆水深度比例為2∶1(上述研究比例為1∶4)便于外界空氣向水體富氧，加上試驗植物向水體較強的泌氧作用，本研究淺水條件更有利于水體NH4+-N的硝化作用。

高濃度NH4+-N水體進入綠狐尾藻濕地系統(tǒng)后，對植物生長產(chǎn)生了抑制作用，400 mg·L-1處理植物株長和全氮濃度均低于200 mg·L-1處理，但均高于添加0 mg·L-1NH4+-N處理。潘琦等[29]在研究苦草(Vallisnerianatans)和黑藻(Hydrillaverticillata)對水體中高濃度NO3--N抑制作用時得出，在其3個處理濃度范圍的植物生長情況，低濃度和高濃度均對植物生長不利，而中濃度最適，在水中只有高濃度NO3--N條件下，才不利于植物生長。本研究中，在去除外源添加高濃度NH4+-N時，產(chǎn)生的NO3--N濃度最大值不超過1.2 mg·L-1，不足以抑制綠狐尾藻的生長。同時，在高濃度NH4+-N廢水處理下，由于植物吸收、微生物硝化-反硝化作用、底泥吸附等途徑能較快地去除NH4+-N污染，減少了其對綠狐尾藻生長的脅迫作用。上述結(jié)果表明，綠狐尾藻可以耐受高濃度NH4+-N。

4 結(jié)論

室內(nèi)綠狐尾藻濕地系統(tǒng)對高NH4+-N水體的處理效果明顯，其去除率可達89.8%。

不同濃度NH4+-N處理的綠狐尾藻的氮含量顯著增加，但400 mg·L-1處理中添加的多余的NH4+-N并沒有被植物利用，說明綠狐尾藻對的吸收利用有一定的限度，綠狐尾藻植物吸收氮量只能達到總進水氮量的12.7%～29.7%。

綠狐尾藻濕地對于高濃度NH4+-N水體具有潛在的NH4+-N消解能力，是因為濕地微生物的硝化反硝化作用，且高濃度NH4+-N水體處理中22.8%的NH4+-N最終以硝化反硝化途徑去除。

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(責(zé)任編輯 武艷培)

Purification effects of indoorMyriophyllumelatinoideswetland system on ammonium nitrogen wastewater

Yu Hong-bing1, He Yang2,3, Li Hong-fang2, Liu Feng2，Zhang Shu-nan2,3, Wang Di2,3, Xiao Run-lin2

(1.College of Architecture and Urban Planning, Hunan City University, Yiyang, 413000, China;2.Key Laboratory of Agro-ecological Processes in Subtropical Regions, Institute of Subtropical Agriculture, Chinese Academy of Sciences, Changsha 410125, China;3.University of Chinese Academy of Science, Beijing 100049, China)

In the present study, the ammonium nitrogen removal characteristics and nitrogen mass balance in indoorMyriophyllumelatinoideswetland system were analysis. The results showed after 28 days treatment with 200 and 400 mg·L-1NH4+-N, the removal rates of total nitrogen (TN) and NH4+-N in artificial wastewater were 77.7% and 86.1% , 89.8% and 78.8%, respectively. According to the nitrogen mass balance, 14.7% and 30.2% of the exogenous NH4+-N were transformed into sediment NH4+-N and 25.3% and 11% of exogenous NH4+-N were transformed into sediment NO3-N by 200 mg·L-1NH4+-N and 400 mg·L-1NH4+-N treatments; 29.7% and 12.7% of exogenous NH4+-N was absorbed byM.elatinoides; 14.0% and 23.3% of exogenous NH4+-N became residual nitrogen in the water and 16.3% and 22.8% of exogenous NH4+-N eventually to nitrification and denitrification removal. The results suggested thatM.elatinoidescan effectively purify ammonium nitrogen which provides scientific basis for its application in artificial wetland.

Myriophyllumelatinoides; artificial wetland; nitrogen removal; nitrification and denitrification; nitrogen mass balance

Xiao Run-lin E-mail:xiaorl@isa.ac.cn

10.11829/j.issn.1001-0629.2016-0272

2016-05-23 接受日期：2016-08-30

“十二五”國家科技支撐計劃項目(2014BAD14B05)；湖南省戰(zhàn)略性新興產(chǎn)業(yè)成果轉(zhuǎn)化項目(2015GK1014); 湖南省科技支撐計劃(2015NK3003)

余紅兵(1976-)，女，湖南益陽人，副教授，博士，主要從事園林植物及溝渠濕地植物凈化研究。E-mail:bingbingyu76@163.com

肖潤林(1963-)，男，湖南衡東人，研究員，本科，主要從事農(nóng)村污染水體氮磷減控研究。E-mail:xiaorl@isa.ac.cn

Q945.12

A

1001-0629(2016)11-2189-07*

余紅兵,何洋,李紅芳,劉鋒,張樹楠,王迪,肖潤林.室內(nèi)綠狐尾藻濕地系統(tǒng)對高氨氮廢水的凈化作用.草業(yè)科學(xué),2016,33(11)：2189-2195.

Yu H B,He Y,Li H F,Liu F,Zhang S N,Wang D,Xiao R L.Purification effects of indoorMyriophyllumelatinoideswetland system on ammonium nitrogen wastewater.Pratacultural Science，2016,33(11)：2189-2195.