伊樂藻-固定化氮循環(huán)菌技術(shù)入湖河道修復(fù)研究

王易超,李正魁,周 莉,范念文,馮露露 (南京大學(xué)環(huán)境學(xué)院,污染控制與資源化研究國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 210046)

伊樂藻-固定化氮循環(huán)菌技術(shù)入湖河道修復(fù)研究

王易超,李正魁*,周 莉,范念文,馮露露 (南京大學(xué)環(huán)境學(xué)院,污染控制與資源化研究國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 210046)

從太湖金墅灣水體篩選出包括土著氨化、亞硝化、硝化和反硝化細(xì)菌的氮循環(huán)菌,固定于多孔性載體內(nèi),對伊樂藻-固定化氮循環(huán)菌聯(lián)用技術(shù)在秋冬季太湖金墅灣水源地入湖河道水體生態(tài)修復(fù)效果進(jìn)行了研究.經(jīng)室內(nèi)生態(tài)修復(fù)模擬與原位圍隔實(shí)驗(yàn)表明,伊樂藻-固定化氮循環(huán)菌聯(lián)用對水質(zhì)改善效果要優(yōu)于單獨(dú)使用伊樂藻或固定化氮循環(huán)菌,該技術(shù)對原位入湖河道有效去除率為:總氮 5.9%～61.2%,氨氮12.4～70.3%,硝氮6.1%～68.0%,COD 4.2%～78.5%;通過氮循環(huán)菌釋放可明顯提高水體氮循環(huán)菌數(shù)量,MPN值比對照水體高出3～4個(gè)數(shù)量級;相關(guān)性分析表明,差異性顯著(P＜0.01).經(jīng)5個(gè)月原位圍隔試驗(yàn)表明,伊樂藻-氮循環(huán)菌聯(lián)用技術(shù)可有效降低秋冬季入湖河道營養(yǎng)鹽負(fù)荷,有助于控制湖泊水源地富營養(yǎng)化.

富營養(yǎng)化；入湖河道；伊樂藻-固定化氮循環(huán)菌聯(lián)用；生態(tài)修復(fù)；MPN

太湖金墅灣水源地位于太湖東北部貢湖地區(qū),是蘇州市與高新區(qū)自來水供應(yīng)最重要的水源地之一.近年來,由于流域內(nèi)人類活動(dòng)的影響及不合理開發(fā)利用,貢湖水生態(tài)系統(tǒng)遭到破壞,氮磷引起的水體富營養(yǎng)化程度加劇,藍(lán)藻頻發(fā),直接威脅到水源地飲水安全,嚴(yán)重制約流域經(jīng)濟(jì)建設(shè)和社會(huì)發(fā)展.

金墅灣水源地周邊河網(wǎng)密布,主要入湖河道有位于取水口北側(cè)的金墅港、田雞港,以及位于南側(cè)的龍?zhí)粮鄣?水源地入湖河道流域污染源主要包括外部河道來水污染、保護(hù)區(qū)大氣干濕沉降,保護(hù)區(qū)內(nèi)工農(nóng)業(yè)污染、居民生活污水排放、畜禽及水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水等[1].因此,控制金墅灣水源地入湖河道污染,改善河道水體水質(zhì),對于水源地水質(zhì)保護(hù)具有重要意義.

各國學(xué)者對利用沉水植物吸收水體氮磷,控制水體富營養(yǎng)化進(jìn)行了廣泛的研究[2-3],目前對于湖泊生態(tài)修復(fù)的研究熱點(diǎn)主要集中在水生植物對營養(yǎng)鹽控制方面[4-5].另外,單獨(dú)利用固定化氮循環(huán)菌技術(shù)(INCB)進(jìn)行土著脫氮微生物分離、篩選及去除湖泊過量氮素的應(yīng)用研究已有相關(guān)報(bào)道[6-7],單獨(dú)使用沉水植物改善富營養(yǎng)化水體水質(zhì)也已有較多研究[8-11],而利用兩者聯(lián)合作用控制入湖河道富營養(yǎng)化的研究尚不多見.常規(guī)水生植物凈化水質(zhì)方法對秋冬季水質(zhì)凈化效果往往表現(xiàn)不佳,本研究針對太湖金墅灣水源地主要入湖河道在秋冬季節(jié)氮磷污染較嚴(yán)重、河道水體風(fēng)浪小、一般水生植物逐漸死亡的特點(diǎn),選擇秋冬季生長良好的伊樂藻種(Elodea nuttallii),采用伊樂藻-固定化氮循環(huán)菌聯(lián)用技術(shù),在室內(nèi)生態(tài)修復(fù)模擬實(shí)驗(yàn)的基礎(chǔ)上,搭建河道原位圍隔,進(jìn)行入湖河道水體生態(tài)修復(fù)應(yīng)用研究,通過釋放土著氮循環(huán)細(xì)菌提高水體氮素轉(zhuǎn)化效率,結(jié)合伊樂藻吸收水體營養(yǎng)鹽,控制入湖河道水體富營養(yǎng)化.同時(shí)分析了伊樂藻-固定化氮循環(huán)菌聯(lián)用與河道水體水質(zhì)改善之間的關(guān)系,初步探討了各因素對水體脫氮的影響機(jī)理,以期為水源地入湖河道水體富營養(yǎng)化治理提供有效方案.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

研究區(qū)域位于太湖東北部金墅灣水源地主要入湖河道田雞港與金墅港之間的支流南涇河內(nèi)(圖1),河流污染主要來自沿岸居民生活用水排放、農(nóng)業(yè)及水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水排放等,受污染水體最終流入貢湖,給區(qū)域內(nèi)水源地水質(zhì)保護(hù)造成較大威脅.2009年11月～2010年3月監(jiān)測資料顯示,南涇河TN 1.24～8.13mg/L、NO3-0.19～5.49mg/L、NH4+0.043～1.76mg/L、NO2-0.016～0.13mg/L、TP 0.081～0.38mg/L、PO43-0.022～0.27mg/L、COD 4.49～51.21mg/L,水體透明度 0.6～1.3m.南涇河秋冬季水質(zhì)變化較大,并受氣象、人類活動(dòng)等因素綜合影響,富營養(yǎng)化趨勢明顯.

圖1 太湖金墅灣水源地入湖河道試驗(yàn)地點(diǎn)Fig.1 Location of inflow river experiment site in Jinshu bay, Taihu Lake

1.2 脫氮菌種采集、分離與篩選

采集太湖金墅灣水源地水樣、沉水植物及底泥中微生物樣品,接種至選擇性培養(yǎng)基上,富集篩選出純化的太湖金墅灣土著氨化、硝化、亞硝化以及反硝化細(xì)菌.

1.3 載體制備及氮循環(huán)菌固定化

將親水性玻璃態(tài)單體甲基丙烯酸-β-羥乙酯(HEMA)、丙烯酸羥乙酯(HEA)與蒸餾水按特定體積比均勻混合,并用氮?dú)怙柡?采用60Co-γ射線(輻射劑量1×104Gy),在-78℃溫度條件下輻照制備形成生物相容性固定化聚合物載體[6].將輻射聚合后載體切成 5mm立方小塊,用蒸餾水浸泡至充分膨脹,然后加入4種氮循環(huán)菌培養(yǎng)基培養(yǎng).培養(yǎng)基充分進(jìn)入膨脹后載體內(nèi)部之后,投加經(jīng)活化后進(jìn)入對數(shù)生長期的氨化、硝化、亞硝化和反硝化細(xì)菌各 200mL,利用曝氣設(shè)備在28℃下按照16h曝氣攪動(dòng),8h靜置的模式連續(xù)培養(yǎng),使氮循環(huán)菌在有氧和厭氧的交替條件下吸附于固定化載體表面,并通過增殖進(jìn)入多孔載體內(nèi)部實(shí)現(xiàn)固定化.

1.4 室內(nèi)-原位實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.4.1 室內(nèi)實(shí)驗(yàn) 共設(shè)4組試驗(yàn)柱,進(jìn)行模擬生態(tài)修復(fù)對比:A柱為裸泥對照樣,B柱為固定化氮循環(huán)菌,C柱為伊樂藻,D柱為伊樂藻-固定化氮循環(huán)菌聯(lián)用.

2009年8月中旬在南涇河用有機(jī)玻璃柱狀采樣器(內(nèi)徑9cm,長60cm)采集4根未擾動(dòng)柱樣,柱樣泥深15cm左右,柱內(nèi)保留部分上覆水,兩端用橡皮塞密封后,盡量保證垂直無擾動(dòng),同步采集50L上覆水及一定量伊樂藻,一起運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室,小心將泥柱分別移入相同尺寸的有機(jī)玻璃生態(tài)修復(fù)模擬柱內(nèi). 對 4根柱樣分別進(jìn)行不同處理:A柱作為對照樣不做任何處理,B柱利用柔性網(wǎng)孔材料包覆的方法添加固定化氮循環(huán)菌,C柱采用扦插法種植5株10cm長的長勢茁壯的伊樂藻,D柱采用相同方法同時(shí)添加固定化氮循環(huán)菌及種植伊樂藻.處理完之后,采用虹吸法將采集的原位河道水注滿各試驗(yàn)柱,進(jìn)行預(yù)培養(yǎng),試驗(yàn)柱內(nèi)氮循環(huán)菌載體與水每周更換 1次.14d以后試驗(yàn)柱生態(tài)系統(tǒng)趨于穩(wěn)定,再次更換載體,并用新采集的河道上覆水替換柱內(nèi)水,穩(wěn)定24h后,測定水體各理化指標(biāo),分別考察固定化氮循環(huán)菌、伊樂藻、伊樂藻-固定化氮循環(huán)菌聯(lián)用對水源地入湖河道水質(zhì)改善效果.

1.4.2 原位河道實(shí)驗(yàn) 采用圍隔,圍隔主體采用防水布料,尺寸為 3m×2m.頂部用高強(qiáng)度泡沫材料制成浮體,底部采用沙袋作為配重物,各結(jié)合處用扁鐵、螺絲、加強(qiáng)帶連接.

原位圍隔在南涇河道進(jìn)行安裝.通過樁繩牽引固定確保圍隔隔離效果,減少外來水流風(fēng)浪等因素對圍隔內(nèi)部實(shí)驗(yàn)效果的影響.搭建完成后,在圍隔內(nèi)種植伊樂藻,同時(shí)利用網(wǎng)兜包覆固定化載體的方式投加氮循環(huán)菌,新鮮固定化載體濕重為(50±1)g/包,每周更換1次.對河道圍隔內(nèi)外水質(zhì)參數(shù)進(jìn)行監(jiān)測,考察伊樂藻-固定化氮循環(huán)菌聯(lián)用技術(shù)對水源地入湖河道水質(zhì)凈化效果.

1.5 反硝化菌數(shù)量

圍隔內(nèi)外水體中反硝化菌數(shù)量測定采用MPN法[12-13],采用 Giltay培養(yǎng)基培養(yǎng).調(diào)節(jié)培養(yǎng)基pH值為7.0～7.2,滅菌處理后加入試管中,采用三管法進(jìn)行反硝化菌計(jì)數(shù).以無菌操作法,對每個(gè)水樣做 10倍系列稀釋,每支試管中接種水樣 1 mL.在25℃恒溫培養(yǎng)箱內(nèi)培養(yǎng)14d后,培養(yǎng)基變藍(lán)的試管視作陽性管[14],對照MPN表讀數(shù)[15].

1.6 水質(zhì)測定儀器設(shè)備

日本島津 UV-2450紫外可見分光光度計(jì),便攜式 YSI pH計(jì) pH100,便攜式 YSI溶氧儀550A,溫度計(jì).

1.7 水質(zhì)指標(biāo)及測定方法

正磷酸鹽:鉬銻抗分光光度法;氨氮:納氏試劑分光光度法;硝態(tài)氮:麝香-草酚分光光度法;亞硝酸鹽氮:N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;總氮:過硫酸鉀氧化、紫外分光光度法;pH:便攜式 pH計(jì);DO:便攜式溶氧儀;CODcr:重鉻酸鉀法.

1.8 數(shù)據(jù)分析

本研究中數(shù)據(jù)歸納和圖表分析采用Excel或Origin7.5進(jìn)行,數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析采用SPSS13.0.

2 結(jié)果與討論

2.1 室內(nèi)試驗(yàn)柱模擬生態(tài)修復(fù)效果對比

2.1.1 氮素營養(yǎng)鹽水平變化 室內(nèi)試驗(yàn)在2009年 9月進(jìn)行,試驗(yàn)容器采用生態(tài)修復(fù)模擬柱,7:00～17:00每隔2h取試驗(yàn)柱水樣,分別測定4個(gè)試驗(yàn)柱內(nèi)總氮、氨氮、硝氮、亞硝氮、DO、ORP及pH值等參數(shù)(圖2～圖7).結(jié)果表明,與其他試驗(yàn)柱相比,當(dāng)伊樂藻-固定化氮循環(huán)菌聯(lián)用時(shí),水體總氮和硝氮的去除率分別達(dá)到最高的65.2%與78.3%,說明伊樂藻-INCB聯(lián)用對水體氮素的脫除效果最好,硝氮變化規(guī)律與總氮一致(r=0.991, P＜0.01).而氨氮去除率為5.3%,添加氮循環(huán)菌的B柱與D柱中,氨氮濃度呈先增后減之趨勢,未添加氮循環(huán)菌的試驗(yàn)柱則未見該現(xiàn)象(圖 6),這可能是由于投放氮循環(huán)菌后,水體氨氮濃度先由氨化細(xì)菌的礦化作用而增高,隨后又經(jīng)硝化細(xì)菌轉(zhuǎn)化而降低造成的.從圖5看到,投放固定化氮循環(huán)菌的柱體內(nèi)亞硝氮濃度明顯高于未投放的柱體(ANOVA,P＜0.001),說明作為水體微生物脫氮過程的中間體之一,亞硝氮濃度由于氮循環(huán)菌作用呈暫時(shí)性累積.

2.1.2 pH值與DO變化 從圖6可見看出,試驗(yàn)過程中4個(gè)試驗(yàn)柱水體的pH值均有不同程度升高,添加伊樂藻的C、D兩柱的pH值分別高達(dá)9.26和9.92,而未添加植物的柱體pH值均在8.5以下.有研究指出沉水植物會(huì)分泌有機(jī)酸而導(dǎo)致水體pH值下降[16],但另一方面,沉水植物在晝間光照條件下,會(huì)因其強(qiáng)烈的光合作用消耗水中的CO2,導(dǎo)致水體 pH值的增加.結(jié)果表明,本試驗(yàn)伊樂藻提高水體 pH值的作用占據(jù)主導(dǎo).添加伊樂藻的C、D試驗(yàn)柱DO均達(dá)到11mg/L以上,證實(shí)水體在沉水植物的強(qiáng)烈光合作用下,溶解氧往往呈明顯過飽和現(xiàn)象,與Cheng等[17]的研究結(jié)果相同;裸泥柱樣DO無明顯變化,而僅投放INCB的試驗(yàn)柱由于氮循環(huán)菌生命代謝耗氧,10h內(nèi)水體DO從初始值8.86mg/L緩慢減至8.21mg/L.通過Pearson相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn),含伊樂藻的試驗(yàn)柱內(nèi)總氮濃度與DO呈負(fù)相關(guān)(P＜0.01, r=-0.897).隨著水體DO的升高,水體硝化速率可能會(huì)進(jìn)一步增大,從而有更多來自上覆水中的硝氮進(jìn)入底泥中反硝化區(qū),促進(jìn)非耦合反硝化作用.

圖2 試驗(yàn)柱總氮變化趨勢Fig.2 Variation of TN concentration in the experiment tubes

圖3 試驗(yàn)柱硝態(tài)氮變化趨勢Fig.3 Variation of NO3- concentration in the experiment tubs

圖4 試驗(yàn)柱亞硝氮變化趨勢Fig.4 Variation of NO2- concentration in the experiment tubes

圖5 試驗(yàn)柱氨氮變化趨勢Fig.5 Variation of NH4+ concentration in the experiment tubes

圖6 試驗(yàn)柱pH值變化趨勢Fig.6 Variation of pH in the experiment tubes

圖7 試驗(yàn)柱溶解氧變化趨勢Fig.7 Variation of DO in the experiment tubes

2.2 入湖河道原位圍隔實(shí)驗(yàn)

2.2.1 圍隔內(nèi)外水質(zhì)生態(tài)修復(fù)效果對比 在室內(nèi)實(shí)驗(yàn)基礎(chǔ)上,原位實(shí)驗(yàn)于 2009年 11月～2010年3月連續(xù)進(jìn)行,分別監(jiān)測圍隔內(nèi)伊樂藻-固定化氮循環(huán)菌聯(lián)用與圍隔外河道水體的氮、磷、反硝化菌數(shù)量、COD等數(shù)據(jù).結(jié)果表明,圍隔內(nèi)伊樂藻、固定化氮循環(huán)菌聯(lián)用時(shí),對總氮有效去除率為 5.9%～61.2%、硝態(tài)氮 6.1%～68.0%,氨氮12.4%～70.3%,總磷 9.3%～71.1%, COD 4.2%～78.5% (圖8～圖12).實(shí)驗(yàn)期間硝態(tài)氮變化趨勢與總氮基本一致(r=0.671, P＜0.01),河道水體硝態(tài)氮含量占總氮含量為 40.2%～92.7%,平均值為61.8%.由于總氮主要以硝酸鹽氮形式存在,因此水體硝氮去除率的高低直接關(guān)系到水體營養(yǎng)鹽凈化總體效果,本實(shí)驗(yàn)利用固定化載體負(fù)載氮循環(huán)細(xì)菌,一方面由于載體具有良好的微孔結(jié)構(gòu),為氮循環(huán)菌提供了好氧-厭氧的微生態(tài)環(huán)境[18],有利于發(fā)生耦合硝化-反硝化脫氮作用,提高水體總氮去除能力;另一方面負(fù)載的反硝化細(xì)菌擴(kuò)散至水體與伊樂藻根部,參與反硝化過程,減少硝酸鹽氮積累;再一方面伊樂藻除了為底泥中微生物提供有機(jī)質(zhì)外,還可通過匍匐莖向底泥釋氧,在植物根區(qū)土壤形成好氧-厭氧環(huán)境,擴(kuò)大氮循環(huán)菌分布空間,促進(jìn)底泥脫氮細(xì)菌反硝化作用[19-20].

與室內(nèi)實(shí)驗(yàn)相比,圍隔實(shí)驗(yàn)水質(zhì)凈化效果有所降低,而且隨著時(shí)間變化,圍隔水質(zhì)與去除率波動(dòng)劇烈,這主要是由于實(shí)驗(yàn)室與原位實(shí)驗(yàn)條件存在較大差異所造成的,入湖河道流域流量變化、風(fēng)浪作用、污染物排放以及沉水植物和微生物活性隨氣溫的變化等因素都會(huì)給圍隔試驗(yàn)的穩(wěn)定性帶來不同程度的影響.

圖8 河道圍隔內(nèi)外總氮對比Fig.8 Variation of TN concentration in the enclosure and surrounding river water

圖9 河道圍隔內(nèi)外硝態(tài)氮對比Fig.9 Variation of NO3-concentration in the enclosure and surrounding river water

2.2.2 圍隔內(nèi)外反硝化細(xì)菌數(shù)量 固定化氮循環(huán)細(xì)菌技術(shù)采用的多孔性載體具有良好生物相容性,載體內(nèi)部富集的四種菌可對氮素進(jìn)行形態(tài)轉(zhuǎn)化,同時(shí)可向圍隔水體釋放,維持較高微生物數(shù)量,強(qiáng)化水體氮素營養(yǎng)鹽的脫除能力.

圖10 河道圍隔內(nèi)外氨氮對比Fig.10 Variation of NH4+concentration in the enclosure and surrounding river water

圖11 河道圍隔內(nèi)外總磷對比Fig.11 Variation of TP concentration in the enclosure and surrounding river water

圍隔實(shí)驗(yàn)開始后1周,采用MPN法對水體中的反硝化菌數(shù)量進(jìn)行定期檢測,取樣期間水溫變化范圍2.9～10.6℃.結(jié)果表明,圍隔內(nèi)投放載體后,水體中反硝化細(xì)菌迅速增加,其數(shù)量在第2周達(dá)到最大值1.1×107cells/L.整個(gè)試驗(yàn)過程中,圍隔內(nèi)伊樂藻-氮循環(huán)菌聯(lián)用時(shí),水體反硝化菌數(shù)量比圍隔外部對照水體提高 3～4個(gè)數(shù)量級(ANOVA P＜0.01).由于季節(jié)原因,試驗(yàn)后期圍隔內(nèi)反硝化菌數(shù)量呈減少趨勢,但仍高于對照水體.在溫度較低的環(huán)境中,微生物活性受到一定抑制,反硝化速率減緩,客觀上對水體脫氮效果不利,而沉水植物的存在又為微生物提供了適宜的生存環(huán)境,從而使圍隔內(nèi)微生物量維持在相對高的水平.圍隔內(nèi)外水體硝態(tài)氮的去除率和對應(yīng)的反硝化菌數(shù)量并不顯著相關(guān)(P＞0.05),說明除固定化氮循環(huán)菌之外,還有沉水植物吸收、溫度、水量水質(zhì)變化等其他因素制約著水體氮素營養(yǎng)鹽的脫除.

圖12 河道圍隔內(nèi)外COD對比Fig.12 Variation of COD concentration in the enclosure and surrounding river water

表1 圍隔內(nèi)外反硝化菌釋放效果對比Table 1 The comparison of denitrifying bacteria quantities in enclosure and surrounding river water during INCB releasing experiment

結(jié)果表明,采用固定化氮循環(huán)細(xì)菌技術(shù)在圍隔內(nèi)能較好釋放反硝化細(xì)菌,并在實(shí)驗(yàn)周期內(nèi)保持較高微生物數(shù)量,有助于提高河道水體反硝化能力.另外,由于秋冬季一般沉水植物水質(zhì)凈化能力有限,本實(shí)驗(yàn)結(jié)合固定化氮循環(huán)菌和秋冬季生長的伊樂藻共同作用,著重發(fā)揮植物-脫氮微生物互利共生優(yōu)勢,有助于改善秋冬季富營養(yǎng)化入湖河道水質(zhì).

3 結(jié)論

3.1 長達(dá)5個(gè)月的貢湖金墅灣水源地入湖河道圍隔實(shí)驗(yàn)表明,河道營養(yǎng)鹽水平隨季節(jié)變化較大,平均水體硝態(tài)氮含量占到總氮含量的 61.8%,而秋冬季采用伊樂藻-固定化氮循環(huán)菌聯(lián)用技術(shù)可有效凈化水源地入湖河道水質(zhì),控制水體富營養(yǎng)化,該技術(shù)對原位入湖河道總氮去除率為 5.9%～61.2%,氨氮去除率 12.4%～70.3%,硝氮去除率6.1%～68.0%, COD去除率4.2%～78.5%.由于河道原位環(huán)境條件變化的影響,河道圍隔實(shí)驗(yàn)水質(zhì)改善效果低于室內(nèi)生態(tài)修復(fù)模擬實(shí)驗(yàn).

3.2 本研究采用固定化氮循環(huán)菌(INCB)技術(shù),在河道圍隔內(nèi)人工釋放氮循環(huán)菌,使圍隔內(nèi)水體反硝化菌數(shù)量比圍隔外河道水體高出 3～4個(gè)數(shù)量級,在秋冬季 2.9～10.6℃溫度條件下仍然能維持較高微生物量,強(qiáng)化水體反硝化脫氮能力.

3.3 室內(nèi)模擬、原位河道生態(tài)修復(fù)實(shí)驗(yàn)表明,伊樂藻-固定化氮循環(huán)菌聯(lián)用對水體氮素去除能力要優(yōu)于單獨(dú)使用沉水植物或微生物的手段,為控制水源地水體富營養(yǎng)化和水域生態(tài)修復(fù)提供了一種有效方法.

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Study of Elodea nuttallii-immobilized nitrogen cycling bacteria restoration in an inflow river channel of water source, Taihu Lake.

WANG Yi-chao, LI Zheng-kui*, ZHOU Li, FAN Nian-wen, FENG Lu-lu (State Key Laboratory of Pollutant Control and Resources Reuse, School of Environment, Nanjing University, Nanjing 210046, China). China Environmental Science, 2012,32(3)：510～516

Nitrogen cycling bacteria, including ammonifying bacteria, nitrobacteria, nitrosobacteria and denitrifying bacteria were screened and immobilized to the porous carries from nature water of Jinshu Bay, Taihu Lake. The restoration effect of Elodea nuttallii-Immobilized Nitrogen Cycling Bacteria (INCB) assemblage technology applied in one of the inflow river channels of Jinshu bay water source, Taihu Lake was studied in autumn and winter. Lab ecological restoration simulation and in situ enclosure experiment demonstrated that Elodea nuttallii-INCB assemblage technology has better water quality improvement ability than either use INCB or Elodea nuttallii separately. We applied this technology in the inflow river channel water restoration and TN concentration reduced 5.9%～61.2%, NO3-concentration reduced 6.1%～68.0% and COD concentration reduced 4.2%～78.5% during the experiment process. The result also showed nitrogen bacteria quantities increased significantly after releasing INCB, and the MPN values of denitrifying bacteria in the enclosure was 3～4 order of magnitudes higher than the comparison water. There is significant difference between them (P＜0.01). In situ enclosure experiment lasted for five months showed Elodea nuttallii-INCB assemblage technique can efficiently decrease inflow river nutrient loading and is helpful in water source eutrophication control in autumn and winter.

eutrophication；inflow river；Elodea nuttallii-INCB assemblage；restoration；MPN

X703.5

A

1000-6923(2012)03-0516-07

2011-07-04

江蘇省自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(BK2010056);國家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2008ZX07101-012,2008 ZX07101-004)

* 責(zé)任作者, 教授, zhkuili@nju.edu.cn

王易超(1982-),男,江蘇無錫人,南京大學(xué)環(huán)境學(xué)院碩士研究生,主要從事水污染控制研究.