覃思躍, 陳國寧, 陸立海, 蔣 婷, 李文文, 陳永利, 宋海農(nóng)

(廣西博世科環(huán)?？萍脊煞萦邢薰? 南寧 530007)

氮、 磷含量過高是水體富營養(yǎng)化的主要因素, 目前, 人們已經(jīng)能夠在一定程度上控制水體中的磷含量, 但對水體中氮的去除較為困難, 隨著排放量增加, 氮逐漸成為水體富營養(yǎng)化的成因之一[1]。工業(yè)上對氮的去除研究較晚,多是通過構(gòu)筑物中的微生物作用,但傳統(tǒng)的生物處理工藝,如膜生物法、A2O等工藝都有處理極限,導(dǎo)致污水廠出水氮濃度偏高,C/N較低[2]。碳源短缺已經(jīng)成為低C/N比污水中氮去除的限制因子[3-4]。

自然水體中亞硝態(tài)氮是銨態(tài)氮向硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化的中間產(chǎn)物, 銨態(tài)氮、 硝態(tài)氮是無機氮的主要存在形態(tài)[5-6]。由于兩者的化學(xué)物理性質(zhì)不同, 以及植物對其吸收特性的不同等, 導(dǎo)致兩者的去除機理不同[7]。一般認為, 硝化反硝化作用是水體氮的主要去除途徑：硝化作用是指銨態(tài)氮在好氧條件下發(fā)生化學(xué)氧化或者好氧銨氧化作用最終轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮的過程；反硝化作用是硝態(tài)氮在缺氧條件下轉(zhuǎn)化為中間產(chǎn)物亞硝態(tài)氮, 最終轉(zhuǎn)化為氣體氮化物的過程。但有研究認為, 由于植物根系的泌氧作用, 其周圍形成了無數(shù)好氧-缺氧的微域, 因此微宇宙在好氧條件下也可以發(fā)生硝化反硝化作用, 即好氧硝化反硝化作用[8]; 另外, 植物還可通過向水體中分泌氧氣和有機物等作用改變水質(zhì), 影響氮的形態(tài)轉(zhuǎn)化和去除[9]; 植物根系等為微生物提供附著位點, 促進微生物的生長繁殖, 從而促進硝化反硝化作用的進行[10]。在自然水體中銨態(tài)氮和硝態(tài)氮經(jīng)常是同時存在的, 兩者之間存在相互轉(zhuǎn)化和相互作用, 影響彼此的凈化效果[11]。

植物能夠吸收低濃度氮源, 對其具有較好的去除效果。 碳源種類和C/N比均顯著影響水體中硝態(tài)氮的去除, 但少有研究碳源對銨態(tài)氮的去除以及碳源對銨態(tài)氮和硝態(tài)氮共存去除效果的影響。 本文通過對比是否施加碳源時銨態(tài)氮、 硝態(tài)氮及銨態(tài)氮和硝態(tài)氮混合氮源的去除效果, 探究碳源對不同氮源去除效果的影響及其機理, 以期為水體氮凈化和防治水體富營養(yǎng)化提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 裝置和材料

試驗裝置如圖1所示, 以5 L透光玻璃容器為反應(yīng)器, 用橡膠塞密封, 上端與氣泵連接, 并布設(shè)采樣口和氣體采樣袋。在反應(yīng)器底部平鋪5 cm厚的土壤, 種植長勢一致的矮生苦草, 加入自來水預(yù)培養(yǎng)。2周后, 置換為自配污水, 密封好, 置于恒定光照下培養(yǎng), 光譜為紅藍光4∶1, 光照強度為7 800 Lux。按照設(shè)定的采樣周期定時采集氣體樣品、 水樣和植物樣品待測。其中氣體樣品用連續(xù)通入6 L氬氣的方法采集。試驗植物矮生苦草, 株高為10～15 cm, 每個反應(yīng)器20株。

圖1 試驗裝置示意圖

1.2 試驗方案

主要考慮碳源(無水乙醇)對苦草凈化銨態(tài)氮、 硝態(tài)氮、 銨態(tài)氮硝態(tài)氮混合氮源效果的影響。自配污水詳情見表1。

表1 自配污水碳氮源組成及其濃度

為了排除氣體收集過程中O2和CO2變化對植物光合作用和呼吸作用的影響, 每個樣品采樣一次即結(jié)束。其中硝氮和硝氮+碳源處理每6 d取樣一次, 其他處理每天取樣一次。每個處理均取樣11次, 每次取3個平行樣品作為重復(fù), 故每個處理設(shè)33個重復(fù), 總計198個樣品。

1.3 樣品取樣和分析

1.4 計算指標

系統(tǒng)中產(chǎn)氣量主要來自于反硝化作用及厭氧氨氧化作用。產(chǎn)氣量大小表明反硝化作用、厭氧氨氧化作用的大小。日產(chǎn)氣量等于當日累積產(chǎn)氣量減去前一日累積產(chǎn)氣量。即日產(chǎn)氣量(Qn)為

Qn=Qn,T-Qn-1,T,

式中:Qn為第n天的產(chǎn)氣量, mg·L-1·d-1;Qn,T為第n天的累積產(chǎn)氣量, mg·L-1;Qn-1,T為第n-1天的累積產(chǎn)氣量, mg·L-1。植物氮日凈吸收量計算方法與此類似。

2 結(jié) 果

2.1 碳源對苦草凈化銨態(tài)氮效果的影響

當外源氮以銨態(tài)氮形態(tài)單獨施加時, 銨態(tài)氮濃度隨時間而下降, 去除量為6.18 mg·L-1, 去除率為69.39%(圖2a)。總氮去除趨勢與銨態(tài)氮一致(圖 2b), 去除量為3.28 mg·L-1, 去除率為34.49%, 銨態(tài)氮凈化率ANRR僅為53.11%。從圖 2c可知, 硝態(tài)氮濃度隨時間的延長而逐漸升高, 試驗結(jié)束時硝態(tài)氮濃度由初始的0.16 mg·L-1增至3.73 mg·L-1, 為初始的23.31倍, 銨態(tài)氮硝化率ANNR為57.80%。

當外源銨態(tài)氮與碳源共施時, 銨態(tài)氮去除量為8.27 mg·L-1, 去除率為96.16%, 均較外源銨態(tài)氮單獨施加時高(圖 2a)?？偟娜コ繛?.72 mg·L-1(圖 2b), 銨態(tài)氮凈化率ANRR為93.35%。試驗第1天, 由于水體的好氧環(huán)境, 部分銨態(tài)氮發(fā)生了硝化作用, 導(dǎo)致硝態(tài)氮濃度有少量積累, 較原始濃度增加了0.59 mg·L-1, 隨后硝態(tài)氮濃度逐漸下降, 銨態(tài)氮硝化率為1.71%(圖 2c)。COD濃度表現(xiàn)為先快速下降隨后上升再下降的波動下降過程(圖 2d)。由圖2e可知, 外源施加銨態(tài)氮使水體的溶解氧濃度迅速由初始的7.97 mg·L-1降至3.67 mg·L-1(第1天), 之后隨著銨態(tài)氮濃度的下降, 溶解氧濃度逐漸上升。試驗第2～6天, 外源銨態(tài)氮與碳源共施處理亦使水體DO濃度快速下降, 甚至達到厭氧水平(0.6 mg·L-1), 較相同情況下銨態(tài)氮單獨施加時降低了3.79～4.70 mg·L-1。試驗第7天開始, 外碳源共施處理水體DO濃度逐漸上升并逐漸恢復(fù)好氧水平。

相同時期(第2～6天), 銨態(tài)氮與碳源共施處理的產(chǎn)氣量也較第1天時顯著增加(圖3a)。系統(tǒng)產(chǎn)氣量也逐漸降低。與此不同, 銨態(tài)氮單獨處理試驗第2～6天時的產(chǎn)氣量保持在0.1±0.002 mg·L-1·d-1范圍內(nèi), 變化不大, 且與第1天時差異不顯著。試驗第7天開始, 外碳源與銨態(tài)氮共施處理、 銨態(tài)氮單獨處理, 系統(tǒng)產(chǎn)氣量均較低， 說明反硝化作用、厭氧氨氮化作用變小，可能是由于一方面氨氮濃度下降，另一方面水體溶解氧上升，不利于反硝化作用、厭氧氨氧化作用的條件。

由圖3b可知, 外源銨態(tài)氮單獨施加時, 試驗前1 d植物對氮源的凈吸收量為5.19～7.47 mg·g-1·d-1, 第3天開始下降, 第6天降至最低值0.17 mg·g-1·d-1, 后期植物凈吸收量又開始恢復(fù), 但始終低于初期時的凈吸收量。外源銨態(tài)氮與碳源共施時, 試驗初始前2 d植物對氮源的凈吸收量也較高, 且較銨態(tài)氮單獨施加處理最少增加了1.40倍。隨后植物氮凈吸收量隨時間的延長逐漸下降, 第11天達到最小值1.23 mg·g-1·d-1, 較第1天下降了18.56 mg·g-1·d-1。期間, 植物氮凈吸收總量為85.25 mg·g-1, 較銨態(tài)氮單獨施加時增加了2.94倍。

圖2 碳源凈化銨態(tài)氮對水質(zhì)指標的影響

圖3 碳源對銨態(tài)氮處理系統(tǒng)產(chǎn)氣量和植物氮吸收量

2.2 碳源對苦草硝態(tài)氮凈化效果的影響

由圖4a可知, 當外源硝態(tài)氮單獨施加時, 苦草對硝態(tài)氮的去除速率變化過程為: 前6 d慢—第7～12天快—第25～54天慢—第55～66天快。試驗期間硝態(tài)氮去除總量為1.40 mg·L-1, 去除率為6.83%?？偟娜コ兓?guī)律與此相似, 總氮總?cè)コ繛?.0 mg·L-1, 去除率為4.79%。當外源碳源硝態(tài)氮共施時(圖4b), COD濃度表現(xiàn)為先快速下降, 后有所回升, 再下降的波動下降過程。 硝態(tài)氮和總氮濃度隨時間逐漸下降, 去除量分別為10.17和10.20mg·L-1, 去除率分別為44.71%和44.45%, 均較硝態(tài)氮單獨處理高。由圖4b可知, 試驗前12天, 苦草對硝態(tài)氮和總氮有很強的去除能力, 平均每日去除量分別為0.47和0.37 mg·L-1, 試驗后期去除較慢。皮爾遜相關(guān)性分析表明, 硝態(tài)氮日去除量、 總氮日去除量均與水體COD濃度呈極顯著相關(guān)(相關(guān)性分別為0.96**、 0.93**)。因此, 沉水微宇宙對硝態(tài)氮的去除與氮源顯著相關(guān)。

硝態(tài)氮單獨施加時, 系統(tǒng)產(chǎn)氣量先隨時間逐漸升高, 第18天時達到最大值0.08 mg·L-1·d-1, 再逐漸下降, 第36天時達到較低值0.04 mg·L-1·d-1, 第48天達到次高峰0.07 mg·L-1·d-1后又開始下降。碳源與硝態(tài)氮共施時(圖4b), 開始時系統(tǒng)氣體產(chǎn)生量較低, 第6天為0.05 mg·L-1·d-1, 第12天開始產(chǎn)氣量顯著上升, 第30天達到最大值1.30 mg·L-1·d-1, 然后又急劇降至第42天的0.09 mg·L-1·d-1, 后期產(chǎn)氣量較低。試驗期間, 碳源硝態(tài)氮共施處理的總產(chǎn)氣量為5.41 mg·L-1, 為硝態(tài)氮單獨處理的9.18倍。外源施加硝態(tài)氮, 水體DO水平呈現(xiàn)先顯著下降, 后保持平穩(wěn), 再上升的過程：第12天時DO水平較開始時下降了2.64 mg·L-1, 第66天時DO水平恢復(fù)至6.26 mg·L-1, 仍較初始時低(圖4a)。 外源碳源硝態(tài)氮共施(圖4b)顯著降低水體溶解氧濃度, 試驗第12天就降至厭氧水平(0.56 mg·L-1), 第12～36天基本保持不變, 第42天開始回升至接近初始水平(2.71 mg·L-1)。皮爾遜相關(guān)性分析結(jié)果表明, 碳源硝態(tài)氮處理的產(chǎn)氣量與水體DO水體呈極顯著負相關(guān), 相關(guān)系數(shù)為-0.85**，這表明改變水體DO水平是碳源促進反硝化作用的機理之一。后期碳源消耗至較低濃度, 水體溶解氧濃度開始上升, 抑制了反硝化反應(yīng)的進行。

圖4 碳源對硝態(tài)氮凈化效果的影響

硝態(tài)氮單獨施加時, 植物對硝態(tài)氮的吸收量為(4.19±0.21)mg·g-1, 外源硝態(tài)氮與碳源共施處理的吸收量為(52.77±4.41)mg·g-1， 較前者增加了11.59倍。外源硝態(tài)氮和銨態(tài)氮分別單獨施加時, 植物對氮源的吸收量分別為4.19和28.99 mg·g-1。與碳源共施時, 植物對硝態(tài)氮和銨態(tài)氮的吸收量分別為單獨施加處理的12.59和1.82倍, 表明碳源對植物硝態(tài)氮的吸收的影響較其對銨態(tài)氮吸收的影響更顯著。

2.3 碳源對苦草銨態(tài)氮硝態(tài)氮混合氮源凈化效果的影響

由圖5a可知, 施加混合氮源時, 銨態(tài)氮濃度和總氮濃度隨時間逐漸下降, 總?cè)コ糠謩e為8.15和4.92 mg·L-1, 去除率分別為94.77%和40.27%。硝態(tài)氮濃度則隨時間波動上升, 銨態(tài)氮硝化率(ANNR)和銨態(tài)氮凈化率(ANRR)分別為32.75%和60.37%, 即硝化作用是銨態(tài)氮去除的主要途徑之一。

當碳源與混合氮源共施時(圖5b), 銨態(tài)氮濃度先隨時間急劇下降, 降至較低濃度后(0.76 mg·L-1), 再平緩下降。銨態(tài)氮總?cè)コ亢腿コ史謩e為8.06 mg·L-1和96.25%, 較混合氮源處理時不同, 碳源混合氮源共施時硝態(tài)氮濃度隨時間呈波動下降的趨勢, 試驗結(jié)束時硝態(tài)氮濃度較初始硝態(tài)氮濃度下降了1.16 mg·L-1, 去除率為51.6%, 銨態(tài)氮硝化率(ANNR)為-14.43%?？偟獫舛鹊娜コ厔菖c銨態(tài)氮相似, 表現(xiàn)為前期急劇下降, 后期緩慢下降的趨勢, 總?cè)コ繛?.86 mg·L-1, 去除率為90.84%。

由圖6a可知, 混合氮源處理中, 水體溶解氧濃度先逐漸下降, 在第3天時降至最低值3.01 mg·L-1, 再波動回升。當碳源與混合氮源共施時, 水體溶解氧濃度急劇下降, 第1～4天時甚至達到厭氧水平, 第5天又開始波動上升, 但溶解氧濃度均低于混合氮源處理相同時間點的溶解氧水平。

由圖6b可知, 混合氮源處理, 系統(tǒng)產(chǎn)氣先增加, 第2天達到最大值0.08 mg·L-1·d-1, 之后又慢慢下降, 但產(chǎn)氣量整體較低。外碳源與混合氮源共施時, 第1天時系統(tǒng)產(chǎn)氣量很弱, 第2天卻急劇增加, 達到最大值1.31 mg·L-1·d-1, 再急劇下降, 第6天時達到最小值0.02 mg·L-1·d-1, 此后產(chǎn)氣量很微弱。第2～5天時銨態(tài)氮濃度和硝態(tài)氮濃度均下降, 且水體DO濃度達到厭氧水平。

圖5 碳源對混合氮源凈化效果的影響

圖6 碳源混合氮源共施處理DO和產(chǎn)氣量的變化規(guī)律

混合氮源處理時, 植物氮平均吸收量為(33.20±2.11)mg/g; 碳源與混合氮源共施處理時, 植物對氮源的吸收量較混合氮源處理高35.80 mg/g, 為(69.00±4.10)mg/g， 再次證明了碳源促進植物對氮源的吸收。

3 討 論

3.1 促進植物對氮源的協(xié)同吸收

碳、 氮均為植物必需的大量元素, 是植物的重要組成成分。一定濃度范圍內(nèi), 碳源和氮源共同處理時, 植物對氮源的吸收量大于氮源單獨處理時的吸收量[13-14]。本研究結(jié)果與此類似, 碳源銨態(tài)氮共施處理植物對外源氮的凈吸收總量為銨態(tài)氮單獨施加處理的2.94倍; 碳源硝態(tài)氮共施處理則為硝態(tài)氮單獨處理的12.59倍; 當以銨態(tài)氮和硝態(tài)氮為混合氮源, 碳源混合氮源共施處理的吸收量為混合氮源處理的2.08倍。吳文衛(wèi)[15]通過對比碳源預(yù)處理和無碳源預(yù)處理對美人蕉氮吸收的影響研究發(fā)現(xiàn), 碳源預(yù)處理顯著促進美人蕉對硝態(tài)氮的吸收。水體中總氮濃度的變化也進一步印證了此觀點。

研究還發(fā)現(xiàn), 碳源共施能夠促進系統(tǒng)對銨態(tài)氮、 硝態(tài)氮和混合氮源的去除, 表現(xiàn)為碳源銨態(tài)氮共施、 碳源硝態(tài)氮共施、 碳源混合氮源共施處理的TN去除量均顯著高于各無碳源處理的去除量。當HRT為24 h, 硝態(tài)氮濃度為25～45 mg·L-1時, 投加25～50 mg的葡萄糖, 硝態(tài)氮去除率較不施葡萄糖處理增加了1倍以上[16]，說明了碳源存在時促進植物對氮源的協(xié)同吸收是碳源促進微宇宙中氮源去除的重要途徑之一。曹文平[17]以稻草作為植物生長的基質(zhì)及緩釋碳源的研究發(fā)現(xiàn), 稻草釋放的有機物符合一次線性方程, 并促進不同氮源按分數(shù)動力學(xué)(反應(yīng)級數(shù)α<1)規(guī)律去除。

銨態(tài)氮和硝態(tài)氮是水體中主要的無機氮源。與單一氮源處理相比, 碳源硝態(tài)氮共施、 碳源銨態(tài)氮共施時植物對氮源的吸收量分別增加了11.59和1.94倍, 說明了碳源對硝態(tài)氮的植物協(xié)同吸收的影響更顯著。這可能是因為植物對不同氮源的代謝機理不同[5], 且不同氮源對植物生理代謝的影響不同[18]。

3.2 碳源對氮源的形態(tài)轉(zhuǎn)化及去除途徑的影響

溶解氧是水體水質(zhì)的重要指標, 水體溶解氧對水體的氧化還原性質(zhì)、 水中物質(zhì)的遷移轉(zhuǎn)化、 水中動植物和微生物的活性具有重要影響。研究認為, 水生植物通過光合作用向水體分泌氧氣, 顯著影響水體的DO水平[11]。但銨態(tài)氮是還原性物質(zhì), 外源銨態(tài)氮在水中發(fā)生硝化作用會消耗水中的溶解氧, 降低水體溶解氧水平。研究發(fā)現(xiàn), 當銨態(tài)氮濃度為7.97 mg/L時, 外源施加銨態(tài)氮使水體DO最大下降了4.30 mg/L(圖2e)；外源碳源與銨態(tài)氮共施時, 水體DO濃度最大下降了7.09 mg/L, 說明了外碳源的施入也消耗水體溶解氧, 加劇氮源對水體DO的影響。硝態(tài)氮的研究結(jié)果與此相似。

莊沐凡等[19]研究發(fā)現(xiàn), 當以菖蒲殘體為外加碳源時, 菖蒲殘體添加量為0.5～1.5 mg·L-1時, 其腐解均使水體溶解氧降至厭氧水平。楊新平等[8]以檸檬酸鹽、 乙酸鹽、 葡萄糖為外碳源的搖瓶試驗發(fā)現(xiàn), 不同C/N處理下水體DO均快速下降至缺氧甚至厭氧水平, 隨碳源的消耗, DO又開始恢復(fù)至好氧水平。在厭氧條件下, 硝態(tài)氮發(fā)生反硝化作用、 銨態(tài)氮發(fā)生厭氧氨氧化作用均產(chǎn)生N2、 N2O等氣體, 因此, 氮化物氣體的產(chǎn)量可以表征系統(tǒng)反硝化作用或厭氧氨氧化作用的程度。

碳源銨態(tài)氮共施(圖3a)、 碳源硝態(tài)氮共施(圖4b)以及碳源混合氮源共施(圖6b)時系統(tǒng)產(chǎn)氣量較氮源單獨施加時顯著增加, 說明了碳源共施促進硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮的還原以及銨態(tài)氮的厭氧氨氧化作用。這是因為碳源氮源共施顯著降低水體溶解氧濃度, 使水體處于厭氧環(huán)境, 為系統(tǒng)厭氧氨氧化作用和反硝化作用的發(fā)生提供環(huán)境條件。與Boley 等[20]、 Shen等[21]、 Islam 等[22]的研究結(jié)果相似。因此，改變水體的性質(zhì), 改變氮源的轉(zhuǎn)化途徑, 使在厭氧條件下銨態(tài)氮發(fā)生厭氧氨氧化、 硝態(tài)氮發(fā)生反硝化也是碳源促進系統(tǒng)氮源去除的主要原因。銨態(tài)氮單獨施加時, 銨態(tài)氮凈化率ANRR僅為53.11%, 銨態(tài)氮硝化率ANNR為57.80%, 即部分銨態(tài)氮并沒有徹底的從水體中去除, 而是發(fā)生了硝化作用, 以更穩(wěn)定的硝態(tài)氮形式存在。但碳源與銨態(tài)氮共施時, 銨態(tài)氮凈化率ANRR為93.35%, 銨態(tài)氮硝化率ANNR為1.71%, 說明了碳源共施促進了銨態(tài)氮的去除, 且銨態(tài)氮是徹底地從水體中去除。這是因為, 一方面碳源的共施改變了系統(tǒng)的好氧環(huán)境, 從而抑制了硝化作用的發(fā)生; 另一方面, 硝化菌為自養(yǎng)型微生物, 反硝化菌為異養(yǎng)型微生物, 碳源的存在會抑制硝化作用的進行, 而促進反硝化作用的進行[23]。忽略掉原始低濃度硝態(tài)氮的影響, 碳源銨態(tài)氮共施處理的銨態(tài)氮日平均去除速率為1.11 mg·L-1·d-1(試驗前5 d), 較銨態(tài)氮單獨處理增加了0.27 mg·L-1·d-1。

綜上所述, 碳源的存在不僅改變了氮源的去除途徑及不同去除途徑的占比, 還改變了氮源的形態(tài)轉(zhuǎn)化途徑，說明了對水體水質(zhì)的影響程度不同導(dǎo)致反硝化作用程度不同，以及植物對氮源的協(xié)同吸收程度不同是導(dǎo)致不同碳源對硝態(tài)氮的去除能力差異的原因。

3.3 反硝化作用

反硝化作用和厭氧氨氧化作用都是在厭氧環(huán)境下發(fā)生的[24]。碳源與銨態(tài)氮共施時, 試驗第2～6天系統(tǒng)產(chǎn)氣量較高(圖 3a), 同時系統(tǒng)溶解氧濃度也達到了厭氧水平(圖 2e), 因此, 此氣體的增加可能是因為銨態(tài)氮發(fā)生了厭氧氨氧化作用產(chǎn)生的。由于第1天時系統(tǒng)處于好氧狀態(tài), 使系統(tǒng)中硝態(tài)氮濃度有了一定的積累, 因此, 此氣體也可能是系統(tǒng)中積累的硝態(tài)氮發(fā)生了反硝化作用產(chǎn)生的。有研究發(fā)現(xiàn), 厭氧氨氧化菌對外界條件較為敏感, 厭氧氨氧化作用啟動較為困難[25]。首先, 厭氧氨氧化菌只有達到一定的種群密度才能產(chǎn)生明顯的作用, 且其增殖速率很慢, 倍增時間為10～12 d[26], 由于初始時系統(tǒng)處于好氧狀態(tài), 因此厭氧氨氧化菌菌群密度不可能高, 在短時間內(nèi)厭氧氨氧化菌不可能大量繁殖。其次, 厭氧氨氧化菌為厭氧自養(yǎng)型微生物, 以水中CO2和H2CO3為碳源, 而有機碳源會促進異養(yǎng)型微生物的生長, 從而抑制厭氧氨氧化菌的生長[27]。在本試驗有(有機)碳源共存的情況下不利于厭氧氨氧化菌的生長繁殖,因此本試驗條件下發(fā)生厭氧氨氧化作用的可能性較小。另外, 當銨態(tài)氮與硝態(tài)氮共存時, 植物對銨態(tài)氮吸收具有優(yōu)先選擇性[5], 在本試驗銨態(tài)氮濃度較高的情況下, 植物對硝態(tài)氮的吸收很微弱, 此時硝態(tài)氮的減少是因為發(fā)生了反硝化作用。這是因為植物根系不僅為微生物提供棲息場所, 還通過光合作用在其根際形成好氧-厭氧的微域環(huán)境, 促進根系硝化反硝化作用的進行[28]。

綜上所述, 碳源與銨態(tài)氮共施前期產(chǎn)生氣體主要來自于早期積累的硝態(tài)氮的反硝化作用。研究還發(fā)現(xiàn), 當碳源與硝態(tài)氮共施時, 在試驗的前期也有一個產(chǎn)氣量高峰(圖 4b), 但產(chǎn)氣量較碳源銨態(tài)氮共施(圖 3a)時顯著增加。這是因為碳源硝態(tài)氮處理的硝態(tài)氮濃度顯著高于碳源銨態(tài)氮處理。在碳源與銨態(tài)氮共施處理中, 硝態(tài)氮濃度較開始時下降了。由于植物對銨態(tài)氮的優(yōu)先選擇性, 試驗第2～5天時水體中銨態(tài)氮濃度還較高, 此時植物對硝態(tài)氮吸收較弱, 因此硝態(tài)氮濃度的下降可能是發(fā)生了反硝化作用。上述研究發(fā)現(xiàn)佐證了碳源銨態(tài)氮共施處理的產(chǎn)氣量是發(fā)生了反硝化作用。

4 結(jié) 論

(1)碳源處理促進微宇宙對不同氮源的凈化效果, 與無碳源處理相比, 有碳源處理的TN去除率分別提高了53.07%(銨態(tài)氮)、 39.66%(硝態(tài)氮)、 50.57%(混合氮源)。促進植物對銨態(tài)氮、 硝態(tài)氮、 混合氮源的吸收是外碳源促進微宇宙對不同氮源去除效果的主要機理之一。

(2)碳源對環(huán)境條件的改變從而影響氮源的遷移轉(zhuǎn)化, 是其影響氮源去除效果的機理之一。外碳源加劇了氮源對水體DO的影響程度, 為銨態(tài)氮發(fā)生厭氧氨氧化和硝態(tài)氮發(fā)生反硝化作用提供環(huán)境條件。碳源銨態(tài)氮處理、 碳源硝態(tài)氮處理對DO的最大降低值分別較單一處理的最大降低值增加了2.79和4.08 mg·L-1。硝化作用是銨態(tài)氮主要的去除途徑, 外氮源消耗水體的溶解氧, 抑制硝化作用的進行, 導(dǎo)致碳源銨態(tài)氮處理的銨態(tài)氮硝化率ANNR較銨態(tài)氮單獨處理時低56.09%。

(3)硝態(tài)氮與銨態(tài)氮共存時, 在缺氧或厭氧條件下, 系統(tǒng)產(chǎn)生的氣體主要是因為發(fā)生了反硝化作用, 即反應(yīng)發(fā)生的難易程度:厭氧氨氧化作用難于反硝化作用。