不同生态修复手段对硝态氮和铵态氮脱除机制的影响

2017-09-06王昱，王浩,2

环境科技 2017年5期

王昱，王浩,2

（1.江苏省环境科学研究院江苏省环境工程重点实验室，江苏南京 210029；2.南京大学环境学院污染控制与资源化研究国家重点实验室，江苏南京 210023）

0 引言

近年来，随着社会经济快速发展及人口不断增加，大量工农业、渔业及生活污水进入周围水环境，其中富含的氮素营养盐会导致水体富营养化，对地表水环境造成严重的破坏[1-3]。贡湖是太湖的重要组成部分之一，由于城市的快速扩张，面临着自净能力下降、生态系统退化及生物多样性降低等问题。亲水河作为各水域水体流入贡湖前的主要缓冲河道，对拦截地表径流中各类污染物质进入贡湖起到重要作用。河道水体氮素营养盐的升高，会严重影响贡湖的生物多样性及系统稳定性。因此，采取合适方法降低河道氮素营养盐浓度，具有重要的意义。

目前，国内外学者对植物及脱氮微生物的生态修复方法去除河道水体氮素营养盐进行了大量研究[4-6]。然而，以往的研究主要针对河道水体氮素脱除效果，并未对氮素去除过程的定量贡献进行研究，对不同生态修复手段下，反硝化过程及植物吸收降低水体硝态氮和铵态氮的机制研究尚不多见[7]。

因此，研究通过运用脱氮微生物（INCB）与伊乐藻（Elodea nuttallii）相结合的生态修复手段，通过室内模拟实验分析添加INCB及种植沉水植物对河道反硝化速率及植物吸收的影响，探讨不同生态修复手段对硝态氮和铵态氮的脱除机制。

1 材料与方法

1.1 实验样品采集

实验样品于 2015年4月在亲水河（32°17′52″N,120°20′20″E）进行采集，见图1。采用特制有机玻璃柱状采泥器采集24根完整无扰动底泥柱，每柱保留泥样约40 cm。同时采集原位上覆水及长势良好伊乐藻样品，于4 h内送至实验室进行培养前处理。

图1 贡湖湾入湖河道-亲水河采样点地理位置示意

1.2 室内实验设计

将24根底泥柱样分成平行的6排，每排柱样使用4个不同的处理方式，分别为：A组，不做任何处理的裸泥组，仅作为对照；B组，仅添加60±1 g脱氮微生物INCB，INCB的制备与应用已在相关研究中详细描述[8]；C组，植入5株长约10 cm长势良好的伊乐藻；D组，添加INCB和沉水植物。保持室温约20±1℃进行为期6个月的室内培养，培养接受后，对相关理化数据及15N同位素丰度进行测定。

1.3 样品测定指标及方法

1.3.1 水质测定方法

紫外分光光度法测定硝态氮；纳氏试剂分光光度法测定氨态氮；过硫酸钾氧化紫外分光光度法（日本岛津UV-2450）测定TN；便携式溶氧仪（YSI 550A）进行测定溶解氧。

1.3.2 同位素15N的添加

经过6个月的室内培养后，系统内生态系统趋于稳定，向平行的3排泥柱分别加入同位素标记的①Na15(NO3ω（15N）=99.16）；②15NH4(Clω（15N）=99.11），使得每个处理组中的15NO3-和15NH4+浓度约为100 μmol/L，同位素添加后使用橡胶塞密封，在室温下（20±1℃）进行无顶空密闭静态培养24 h，培养结束后进行反硝化和植物吸收速率的测定。

1.3.3 反硝化速率的测定

使用注射器采集各处理组上覆水，溢流收集到密封良好的采集管中，加入约0.5 mL质量浓度为500 g/L的ZnCl2溶液，用以抑制管中微生物活性，恒温保存样品，使用膜接口质谱仪（Prisma QMS200f）对反应体系中溶解性气体28N2（14N14N），29N2（14N15N），30N2（15N15N）的浓度进行测定。反硝化速率计算公式如下[9-10]：

式中：r29和r30分别为同位素氮气29N2及30N2的产生速率；D15为利用15N的反硝化速率；D14为利用14N的反硝化速率；Dw为非耦合硝化反硝化速率；Dn为耦合硝化反硝化速率；Dtotal为总反硝化速率；δ为室内模拟实验柱中15N丰度，X代表NO3-或NH4+，a代表添加同位素前，b代表添加同位素后。

1.3.4 植物吸收速率测定

采集实验柱中伊乐藻样品，洗净表面泥土后，于80℃烘箱中烘至恒重，使用研钵将干燥后的伊乐藻样品研磨成均匀粉末后过0.15 mm筛，于1/10 000天平称取定量植物粉末样品，使用同位素比质谱仪和在线元素分析仪（Europa Scientific Integra,Crewe,UK）对样品15N丰度及氮素百分比进行测定。植物吸收速率计算公式如下[11]：

式中：δ15N（water,time=ambient）为添加植物前水体中15N；δ15N（water,time=0）为添加植物后即刻水体中15N；δ15N（veg,time=ambient）为添加植物前植物中15N；δ15N（veg,time=t）为培养结束后植物中15N；ω(TN（veg）)为植物中总氮，g/kg；Biomass（veg）为实验柱中伊乐藻总生物量，g/m2。

1.3.5 数据分析方法

使用Excel数据包对实验数据进行归纳；采用Origin 8.6进行图形绘制；数据统计采用SPSS 13.0进行分析；采用单向方差分析（ANOVA）来区别不同处理组样品间的差异；在不同组间的显著性差异水平设置为P＜0.05。

2 结果与讨论

2.1 氧侵蚀深度测定结果分析

通过对泥水界面底泥溶解氧侵蚀深度的研究发现，4个不同的处理组间存在显著性差异（P＜0.05）。C，D这2组（种植伊乐藻）溶解氧侵蚀深度约30 mm，而A，B这 2组（未种植伊乐藻）中溶解氧侵蚀深度仅约14 mm，见图2。由于植物根部释氧，C组和D组中氧侵蚀深度得到增加，在根系周围底泥一定范围内形成好氧-缺氧微环境，还导致根区底泥氧化还原电位的变化[12]，提升了氮素转化效率。

图2 不同处理组中底泥溶解氧侵蚀深度

2.2 反硝化速率测定结果分析

15NO3-和15NH4+添加后经过24 h静态培养，不同处理组中反硝化速率见图3（a：添加15NO3-；b：添加15NH4+），各处理组间反硝化速率存在显著差异（P＜0.05）。相较于其他3个处理组，在添加15NO3-和15NH4+的处理组中，C组总反硝化速率均最低，分别为82.01和49.65 μmol/(m2·h)；添加INCB的D组具有最高的反硝化速率，分别为 258.6 和 156.49 μmol/(m2·h)；同时，添加了INCB的处理组（B组和D组）反硝化速率显著高于未添加INCB的处理组（P＜0.05），INCB中富含大量脱氮微生物在系统中得到释放，增加氮循环菌数量，促进氮素向氮气的转化，提高系统内的反硝化速率[13]。

对于添加15NO3-和15NH4+的处理组，在A组中均具有最低的耦合反硝化速率，分别为52.8和25.1 μmol/(m2·h)；而在D组，具有最高的耦合反硝化速率，分别为 177.3和 98.5 μmol/(m2·h)。在处理组 D 中，由于INCB的添加，增加了系统中脱氮微生物丰度，植物的种植为微生物提供附着生长的表面，同时，植物分泌有机物为脱氮微生物提供碳源，从而促进了耦合反硝化作用[14-16]。添加15NO3-处理组中反硝化速率约是添加15NH4+的处理组1.5倍，结果说明模拟系统中微生物对NO3-的转化率要高于NH4+，NH4+经过硝化细菌的氧化变为亚硝酸盐（NO2-）和硝酸盐（NO3-），从而被反硝化微生物利用，生成N2或N2O，其被利用速率相较于15NO3-慢，从而导致添加15NO3-处理组具有更高的反硝化速率。

图3 不同处理组中反硝化速率

2.3 植物吸收速率测定结果分析

添加同位素15NO3-和15NH4+后，沉水植物伊乐藻对15N的吸收速率见图4。其中，种植沉水植物的C和D组植物中15N可检测丰度得到增加，伊乐藻对15NO3-的吸收速率分别为119.93和83.52 μg/(m2·h)，对15NH4+的吸收速率分别为208.42和162.07μg/(m2·h)。

不同处理组中伊乐藻对氮素的吸收速率不同，对于仅添加伊乐藻的处理组C，其植物吸收速率高于组D（伊乐藻+INCB），由于INCB的添加，脱氮微生物丰度得到增加，从而与伊乐藻形成氮素竞争[17]，部分15N被微生物转化为含氮素气体而脱除[18]。对比添加15NO3-的处理组，添加15NH4+的处理组中伊乐藻大约是对15NO3-吸收速率的2倍，结果说明伊乐藻对铵态氮具有更高的吸收量[19]，沉水植物伊乐藻中15N同位素的大量存积，说明硝态氮和铵态氮均可以被植物大量吸收，水生植物对氮素的吸收作用是河道系统脱氮的主要途径之一。

图4 不同处理组植物吸收速率

2.4 反硝化速率与植物吸收速率比较分析

对反硝化速率与植物吸收速率进行统一换算，对比见表1。

表1 反硝化速率与植物吸收率比较μmol·m-2·h-1

由表1可知，对于未添加沉水植物的处理组A和B，反硝化是主要脱氮过程；添加15NO3-的处理组中，组C 和D反硝化速率分别为82.01和258.6μmol/（m2·h)，植物吸收速率分别为 1.90 和 1.33 μmol/（m2·h)；对于添加15NH4+的处理组，组C和D反硝化速率分别为49.65 和 156.49 μmol/（m2·h)，植物吸收速率分别为10.97 和 8.53 μmol/（m2·h)。添加不同形态氮素的处理组中，反硝化速率脱氮速率均要高于植物吸收速率，沉水植物伊乐藻对反硝化的促进作用要大于其对氮素的吸收作用。D组中由于INCB的加入，降低了植物吸收率，但氮素总体去除率仍大于只添加INCB和伊乐藻的处理组。结果表明，反硝化和植物吸收均能去除河道水体氮素，相较于植物吸收，微生物反硝化作用是更为主要的氮素脱除途径[20]。