碳源共施對(duì)不同氮源的凈化效果的影響

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(duì)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(duì)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(jī)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(duì)其吸收特性的不同等, 導(dǎo)致兩者的去除機(jī)理不同[7]。一般認(rèn)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(rèn)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(jī)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(diǎn), 促進(jìn)微生物的生長繁殖, 從而促進(jìn)硝化反硝化作用的進(jìn)行[10]。在自然水體中銨態(tài)氮和硝態(tài)氮經(jīng)常是同時(shí)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(duì)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(duì)銨態(tài)氮的去除以及碳源對(duì)銨態(tài)氮和硝態(tài)氮共存去除效果的影響。 本文通過對(duì)比是否施加碳源時(shí)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(duì)不同氮源去除效果的影響及其機(jī)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(yàn)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(shì)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(lán)光4∶1, 光照強(qiáng)度為7 800 Lux。按照設(shè)定的采樣周期定時(shí)采集氣體樣品、 水樣和植物樣品待測(cè)。其中氣體樣品用連續(xù)通入6 L氬氣的方法采集。試驗(yàn)植物矮生苦草, 株高為10～15 cm, 每個(gè)反應(yīng)器20株。

圖1 試驗(yàn)裝置示意圖

1.2 試驗(yàn)方案

主要考慮碳源(無水乙醇)對(duì)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(duì)植物光合作用和呼吸作用的影響, 每個(gè)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(gè)處理均取樣11次, 每次取3個(gè)平行樣品作為重復(fù), 故每個(gè)處理設(shè)33個(gè)重復(fù), 總計(jì)198個(gè)樣品。

1.3 樣品取樣和分析

1.4 計(jì)算指標(biāo)

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(dāng)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(jì)算方法與此類似。

2 結(jié) 果

2.1 碳源對(duì)苦草凈化銨態(tài)氮效果的影響

當(dāng)外源氮以銨態(tài)氮形態(tài)單獨(dú)施加時(shí), 銨態(tài)氮濃度隨時(shí)間而下降, 去除量為6.18 mg·L-1, 去除率為69.39%(圖2a)?？偟コ厔?shì)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(shí)間的延長而逐漸升高, 試驗(yàn)結(jié)束時(shí)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(dāng)外源銨態(tài)氮與碳源共施時(shí), 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(dú)施加時(shí)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(yàn)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(dòng)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(yàn)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(dá)到厭氧水平(0.6 mg·L-1), 較相同情況下銨態(tài)氮單獨(dú)施加時(shí)降低了3.79～4.70 mg·L-1。試驗(yàn)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(shí)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(shí)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(dú)處理試驗(yàn)第2～6天時(shí)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(shí)差異不顯著。試驗(yàn)第7天開始, 外碳源與銨態(tài)氮共施處理、 銨態(tài)氮單獨(dú)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(dú)施加時(shí), 試驗(yàn)前1 d植物對(duì)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(shí)的凈吸收量。外源銨態(tài)氮與碳源共施時(shí), 試驗(yàn)初始前2 d植物對(duì)氮源的凈吸收量也較高, 且較銨態(tài)氮單獨(dú)施加處理最少增加了1.40倍。隨后植物氮凈吸收量隨時(shí)間的延長逐漸下降, 第11天達(dá)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(dú)施加時(shí)增加了2.94倍。

圖2 碳源凈化銨態(tài)氮對(duì)水質(zhì)指標(biāo)的影響

圖3 碳源對(duì)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(duì)苦草硝態(tài)氮凈化效果的影響

由圖4a可知, 當(dāng)外源硝態(tài)氮單獨(dú)施加時(shí), 苦草對(duì)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(yàn)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(dāng)外源碳源硝態(tài)氮共施時(shí)(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(dòng)下降過程。 硝態(tài)氮和總氮濃度隨時(shí)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(dú)處理高。由圖4b可知, 試驗(yàn)前12天, 苦草對(duì)硝態(tài)氮和總氮有很強(qiáng)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(yàn)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(duì)硝態(tài)氮的去除與氮源顯著相關(guān)。

硝態(tài)氮單獨(dú)施加時(shí), 系統(tǒng)產(chǎn)氣量先隨時(shí)間逐漸升高, 第18天時(shí)達(dá)到最大值0.08 mg·L-1·d-1, 再逐漸下降, 第36天時(shí)達(dá)到較低值0.04 mg·L-1·d-1, 第48天達(dá)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(shí)(圖4b), 開始時(shí)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(dá)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(yàn)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(dú)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(shí)DO水平較開始時(shí)下降了2.64 mg·L-1, 第66天時(shí)DO水平恢復(fù)至6.26 mg·L-1, 仍較初始時(shí)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(yàn)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(fù)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(jìn)反硝化作用的機(jī)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(jìn)行。

圖4 碳源對(duì)硝態(tài)氮凈化效果的影響

硝態(tài)氮單獨(dú)施加時(shí), 植物對(duì)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(dú)施加時(shí), 植物對(duì)氮源的吸收量分別為4.19和28.99 mg·g-1。與碳源共施時(shí), 植物對(duì)硝態(tài)氮和銨態(tài)氮的吸收量分別為單獨(dú)施加處理的12.59和1.82倍, 表明碳源對(duì)植物硝態(tài)氮的吸收的影響較其對(duì)銨態(tài)氮吸收的影響更顯著。

2.3 碳源對(duì)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(shí), 銨態(tài)氮濃度和總氮濃度隨時(shí)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(shí)間波動(dòng)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(dāng)碳源與混合氮源共施時(shí)(圖5b), 銨態(tài)氮濃度先隨時(shí)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(shí)不同, 碳源混合氮源共施時(shí)硝態(tài)氮濃度隨時(shí)間呈波動(dòng)下降的趨勢(shì), 試驗(yàn)結(jié)束時(shí)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%。總氮濃度的去除趨勢(shì)與銨態(tài)氮相似, 表現(xiàn)為前期急劇下降, 后期緩慢下降的趨勢(shì), 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(shí)降至最低值3.01 mg·L-1, 再波動(dòng)回升。當(dāng)碳源與混合氮源共施時(shí), 水體溶解氧濃度急劇下降, 第1～4天時(shí)甚至達(dá)到厭氧水平, 第5天又開始波動(dòng)上升, 但溶解氧濃度均低于混合氮源處理相同時(shí)間點(diǎn)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(dá)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(shí), 第1天時(shí)系統(tǒng)產(chǎn)氣量很弱, 第2天卻急劇增加, 達(dá)到最大值1.31 mg·L-1·d-1, 再急劇下降, 第6天時(shí)達(dá)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(shí)銨態(tài)氮濃度和硝態(tài)氮濃度均下降, 且水體DO濃度達(dá)到厭氧水平。

圖5 碳源對(duì)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(shí), 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(shí), 植物對(duì)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(jìn)植物對(duì)氮源的吸收。

3 討 論

3.1 促進(jìn)植物對(duì)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(shí), 植物對(duì)氮源的吸收量大于氮源單獨(dú)處理時(shí)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(duì)外源氮的凈吸收總量為銨態(tài)氮單獨(dú)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(dú)處理的12.59倍; 當(dāng)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(duì)比碳源預(yù)處理和無碳源預(yù)處理對(duì)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(jìn)美人蕉對(duì)硝態(tài)氮的吸收。水體中總氮濃度的變化也進(jìn)一步印證了此觀點(diǎn)。

研究還發(fā)現(xiàn), 碳源共施能夠促進(jìn)系統(tǒng)對(duì)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(dāng)HRT為24 h, 硝態(tài)氮濃度為25～45 mg·L-1時(shí), 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(shí)促進(jìn)植物對(duì)氮源的協(xié)同吸收是碳源促進(jìn)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(jī)物符合一次線性方程, 并促進(jìn)不同氮源按分?jǐn)?shù)動(dòng)力學(xué)(反應(yīng)級(jí)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(jī)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(shí)植物對(duì)氮源的吸收量分別增加了11.59和1.94倍, 說明了碳源對(duì)硝態(tài)氮的植物協(xié)同吸收的影響更顯著。這可能是因?yàn)橹参飳?duì)不同氮源的代謝機(jī)理不同[5], 且不同氮源對(duì)植物生理代謝的影響不同[18]。

3.2 碳源對(duì)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(biāo), 水體溶解氧對(duì)水體的氧化還原性質(zhì)、 水中物質(zhì)的遷移轉(zhuǎn)化、 水中動(dòng)植物和微生物的活性具有重要影響。研究認(rèn)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(huì)消耗水中的溶解氧, 降低水體溶解氧水平。研究發(fā)現(xiàn), 當(dāng)銨態(tài)氮濃度為7.97 mg/L時(shí), 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(shí), 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(duì)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(dāng)以菖蒲殘?bào)w為外加碳源時(shí), 菖蒲殘?bào)w添加量為0.5～1.5 mg·L-1時(shí), 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(yàn)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(shí)系統(tǒng)產(chǎn)氣量較氮源單獨(dú)施加時(shí)顯著增加, 說明了碳源共施促進(jìn)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?yàn)樘荚吹垂彩╋@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(jìn)系統(tǒng)氮源去除的主要原因。銨態(tài)氮單獨(dú)施加時(shí), 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(shí), 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(jìn)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?yàn)? 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(huì)抑制硝化作用的進(jìn)行, 而促進(jìn)反硝化作用的進(jìn)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(yàn)前5 d), 較銨態(tài)氮單獨(dú)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(duì)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(duì)氮源的協(xié)同吸收程度不同是導(dǎo)致不同碳源對(duì)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(shí), 試驗(yàn)第2～6天系統(tǒng)產(chǎn)氣量較高(圖 3a), 同時(shí)系統(tǒng)溶解氧濃度也達(dá)到了厭氧水平(圖 2e), 因此, 此氣體的增加可能是因?yàn)殇@態(tài)氮發(fā)生了厭氧氨氧化作用產(chǎn)生的。由于第1天時(shí)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(duì)外界條件較為敏感, 厭氧氨氧化作用啟動(dòng)較為困難[25]。首先, 厭氧氨氧化菌只有達(dá)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(shí)間為10～12 d[26], 由于初始時(shí)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(shí)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(jī)碳源會(huì)促進(jìn)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(yàn)有(有機(jī))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(yàn)條件下發(fā)生厭氧氨氧化作用的可能性較小。另外, 當(dāng)銨態(tài)氮與硝態(tài)氮共存時(shí), 植物對(duì)銨態(tài)氮吸收具有優(yōu)先選擇性[5], 在本試驗(yàn)銨態(tài)氮濃度較高的情況下, 植物對(duì)硝態(tài)氮的吸收很微弱, 此時(shí)硝態(tài)氮的減少是因?yàn)榘l(fā)生了反硝化作用。這是因?yàn)橹参锔挡粌H為微生物提供棲息場(chǎng)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(jìn)根系硝化反硝化作用的進(jìn)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(dāng)碳源與硝態(tài)氮共施時(shí), 在試驗(yàn)的前期也有一個(gè)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(shí)顯著增加。這是因?yàn)樘荚聪鯌B(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(shí)下降了。由于植物對(duì)銨態(tài)氮的優(yōu)先選擇性, 試驗(yàn)第2～5天時(shí)水體中銨態(tài)氮濃度還較高, 此時(shí)植物對(duì)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(jìn)微宇宙對(duì)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(jìn)植物對(duì)銨態(tài)氮、 硝態(tài)氮、 混合氮源的吸收是外碳源促進(jìn)微宇宙對(duì)不同氮源去除效果的主要機(jī)理之一。

(2)碳源對(duì)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(jī)理之一。外碳源加劇了氮源對(duì)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(duì)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(jìn)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(dú)處理時(shí)低56.09%。

(3)硝態(tài)氮與銨態(tài)氮共存時(shí), 在缺氧或厭氧條件下, 系統(tǒng)產(chǎn)生的氣體主要是因?yàn)榘l(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。