黎麗雯，潘 綱 ，李 梁 ，李 宏 ，施文卿，張洪剛，朱廣偉

(1:中國(guó)科學(xué)院南京地理與湖泊研究所，南京210008)

(2:中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心，北京100085)

湖泊水體中的化合態(tài)氮素大部分通過(guò)固氮生物和大氣沉降而來(lái)，這些化合態(tài)氮素又可以通過(guò)水生生物的吸收利用以及微生物的硝化和反硝化作用等轉(zhuǎn)化為生物量或者氮?dú)鈴暮粗腥コ?，從而維持湖泊中氮素循環(huán)的平衡狀態(tài)［1］.但是人類(lèi)活動(dòng)，如大規(guī)模的合成氨工業(yè)以及大量施用化肥，使得大量外源性氮素進(jìn)入湖泊，并在湖泊底泥中富集［1-2］.很多研究均已表明，湖泊氮素的增加對(duì)于環(huán)境有持久的不良影響，包括污染飲用水、導(dǎo)致水體富營(yíng)養(yǎng)化等［2］.淡水的富營(yíng)養(yǎng)化是全球關(guān)注的熱點(diǎn)問(wèn)題，湖泊富營(yíng)養(yǎng)化的典型標(biāo)志之一就是藍(lán)藻的暴發(fā).藻華的暴發(fā)也伴隨著藍(lán)藻在湖體中的自然沉降.在厭氧情況下，除了底泥營(yíng)養(yǎng)鹽的釋放，藻類(lèi)殘?bào)w的分解也可以產(chǎn)生大量顆粒態(tài)、溶解態(tài)和膠體態(tài)的氮、有機(jī)碳［3］.已有研究表明，美國(guó)Narragansett Bay藻量與沉積物中反硝化過(guò)程存在相關(guān)關(guān)系［4］.但沉降的藍(lán)藻促進(jìn)反硝化作用的機(jī)制以及如何影響底泥中的C、N未見(jiàn)報(bào)道.

反硝化脫氮同物理、化學(xué)除氮法相比，不是將硝酸鹽簡(jiǎn)單地濃縮，而是將它轉(zhuǎn)化為N2和N2O，被認(rèn)為是湖泊中去除氮元素的最主要生物途徑［5］.反硝化菌大部分為異養(yǎng)型厭氧微生物，需要碳源提供能量以及電子供體以實(shí)現(xiàn)氮素的降解［8］.生物脫氮過(guò)程中，電子供體通常來(lái)源于可生物降解的溶解性有機(jī)物.在過(guò)去的幾十年中，大量的研究嘗試補(bǔ)充各種碳源以促進(jìn)反硝化的進(jìn)行［6-7］.已有研究表明往太湖底泥中添加淀粉和乙酸鈉可促進(jìn)底泥總氮(TN)的去除［6］.但是外加碳源可能會(huì)涉及巨大的經(jīng)濟(jì)投入和增加環(huán)境負(fù)擔(dān)［8］.藻細(xì)胞含有比農(nóng)作物更高的脂類(lèi)、可溶性多糖和蛋白質(zhì)等，已被用于制造生物柴油，也被認(rèn)為是生物可降解的有機(jī)物［9-10］.沉降到底泥中的藍(lán)藻若可以為底泥反硝化菌提供碳源，對(duì)充分利用資源和降低成本來(lái)說(shuō)都具有重要意義，但是關(guān)于藍(lán)藻提高底泥反硝化菌脫氮能力的可行性以及其效率的研究很少.

絮凝除藻技術(shù)已被認(rèn)為是一種較好的從水體中去除藻類(lèi)水華的方法.潘綱等不斷改進(jìn)改性黏土技術(shù)，提出改性當(dāng)?shù)赝寥佬跄寮夹g(shù)(MLS技術(shù)).該技術(shù)利用湖泊周?chē)椎?、無(wú)污染、廉價(jià)的土壤，通過(guò)微生物可降解的殼聚糖改性，可將湖泊中88%TN和89%的藻華去除［11-12］.通過(guò)絮凝除藻技術(shù)將藻體從水體中轉(zhuǎn)移至底泥表面，可能會(huì)給底泥微生物提供大量的可生物降解有機(jī)碳并且提供電子供體，從而影響微生物的生物地球化學(xué)作用.因此需要研究沉降藻體對(duì)底泥微生物活動(dòng)的影響，為絮凝技術(shù)在湖泊治理中降低氮素的內(nèi)源污染提供新的技術(shù)依據(jù).

本文通過(guò)向太湖底泥中添加不同量的藻細(xì)胞以模擬藍(lán)藻沉降后與底泥的混合狀態(tài)，監(jiān)測(cè)底泥中TN、pH、Eh、COD、揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)和氮元素轉(zhuǎn)化，研究藻細(xì)胞的存在是否會(huì)對(duì)底泥中氮去除產(chǎn)生影響，并探究其影響機(jī)制，為富營(yíng)養(yǎng)化湖泊氮內(nèi)源污染的治理提供新的科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1樣品采集

底泥和藍(lán)藻樣品均采集于太湖北部檀溪灣(31°26'42″N，120°07'49″E)，用柱狀采泥器(有機(jī)玻璃柱，內(nèi)徑8.4 cm，高50 cm)于2012年11月10日采集6個(gè)表層10 cm底泥樣品，置于冰盒中送至實(shí)驗(yàn)室，混合均勻后4℃下保存.用浮游植物網(wǎng)收集水體表面藍(lán)藻，置于冰盒中送至實(shí)驗(yàn)室，用0.5%的NaCl溶液清洗3遍后離心富集，冷凍干燥后備用.冷凍干燥是一種可以保證微生物保藏期長(zhǎng)、成活率高的干燥方式［13］.采用此種方式可以極大程度地保證細(xì)胞活性、藻體內(nèi)碳素和氮素等成分，將其作為實(shí)驗(yàn)材料盡可能地表達(dá)沉降藍(lán)藻在底泥中的變化以及C、N情況.經(jīng)元素分析儀(Vario ELⅢ)測(cè)得底泥中N含量為0.110%，C含量為0.712%;藻粉中N含量為9.679%，C含量為45.807%.

1.2 厭氧培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)

為了屏蔽掉天然水體中溶解性碳素和其他物質(zhì)對(duì)于實(shí)驗(yàn)的干擾作用，以便更清晰地探究藍(lán)藻作為底泥反硝化菌碳源的效果和機(jī)理，實(shí)驗(yàn)體系為將30 g底泥(干重)和300 ml人工湖水(1 mg/L NH4Cl，1 mg/L KNO3，0.1 mg/L NaNO2)［6］置于500 ml滅菌三角瓶中.1 g藻粉和2 g藻粉分別添加于上述三角瓶體系中構(gòu)成1×藻組和2×藻組;無(wú)藻粉添加的上述三角瓶體系構(gòu)成對(duì)照組.因土壤部分理化性質(zhì)易受到傳統(tǒng)滅菌方法如高壓高溫滅菌影響［14］，但汞能抑制藻類(lèi)光合作用，影響葉綠素合成，使藻細(xì)胞發(fā)生畸變并損傷細(xì)胞膜導(dǎo)致細(xì)胞膜通透性增大［15-16］，對(duì)土壤微生物有殺滅作用而對(duì)土壤理化性質(zhì)影響較?。?7］.因此采用1 g藻粉和0.4 g HgCl2添加于上述三角瓶體系中構(gòu)成滅菌對(duì)照組［17］.所有處理均做3次重復(fù).實(shí)驗(yàn)開(kāi)始前及每次取樣后，向所有處理中通入10 min N2以去除瓶中氧氣，然后橡膠塞密封，置于振蕩培養(yǎng)箱中150轉(zhuǎn)/min，25℃培養(yǎng)21 d.pH和Eh用pH電極測(cè)定(Thermo Orion Model 250，USA).定期采集10 ml泥水混合物置于10 ml離心管中，用于COD、TN、化合態(tài)氮素和揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)的測(cè)定.

1.3 樣品化學(xué)分析

泥水混合物中TN的測(cè)定采用堿性過(guò)硫酸鉀消解法［18］.COD用哈希COD測(cè)定儀(HACH DRB200，DB2800)測(cè)定.各實(shí)驗(yàn)組在泥水混合狀態(tài)下的TN、COD濃度初始值為:對(duì)照組TN濃度為15.33 mg/L，COD濃度為32.5 mg/L;滅菌對(duì)照組和1×藻組TN濃度均為37.26 mg/L，COD濃度均為99.31 mg/L;2×藻組TN濃度為49.35 mg/L，COD濃度為154.49 mg/L.VFAs采用比色測(cè)定法，用不同濃度乙酸溶液做標(biāo)準(zhǔn)曲線［19］.剩余泥水混合物在7000轉(zhuǎn)/min下離心8 min并且通過(guò)0.45 μm的針式過(guò)濾器用于化合態(tài)氮素和揮發(fā)性脂肪酸的測(cè)定.為了維持系統(tǒng)穩(wěn)定性，銨態(tài)氮(-N)、硝態(tài)氮(-N)、亞硝態(tài)氮(NO－2-N)均參照微縮的光度法用酶標(biāo)儀(Varioskan Flash)測(cè)定，銨態(tài)氮的測(cè)定采用水楊酸-次氯酸鹽光度法，硝態(tài)氮的測(cè)定采用鎘還原法，亞硝態(tài)的測(cè)定采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法［20-21］.

2 結(jié)果與討論

2.1 底泥TN去除率

圖1 各實(shí)驗(yàn)處理組中底泥TN去除率Fig.1 TN removal ratio of sediments in each system

實(shí)驗(yàn)處于厭氧條件下，底泥中TN的去除主要依靠反硝化過(guò)程，用底泥TN的去除率來(lái)表征藻增強(qiáng)底泥反硝化的效果［6］.在21 d的實(shí)驗(yàn)里，各實(shí)驗(yàn)處理組的TN去除率如圖1所示.

滅菌對(duì)照組在前3 d對(duì)TN有一定的去除效果(最高為9.17%)，這可能跟HgCl2殺死微生物需要一定時(shí)間有關(guān).添加藻的處理組TN去除率均比對(duì)照組和滅菌對(duì)照組要高，最高可達(dá)到42.1%，為對(duì)照的2.43倍，說(shuō)明藻的添加促進(jìn)了反硝化反應(yīng)的進(jìn)行.總體上，1×藻組和2×藻組具有相同變化趨勢(shì)，1 g和2 g太湖藍(lán)藻生物量作為底泥反硝化菌的碳源以及促進(jìn)反硝化脫氮效率上，不存在顯著差異(t檢驗(yàn)，P=0.95).

雖然藍(lán)藻細(xì)胞也增加了底泥中氮素的含量，但經(jīng)過(guò)21 d實(shí)驗(yàn)后，各實(shí)驗(yàn)組樣品中氮素含量均低于初始濃度，滅菌對(duì)照組的TN濃度最高(33.84 mg/L)，其次為2×藻組(28.57 mg/L)，再次是1×藻組(22.00 mg/L)，均高于對(duì)照組(12.67 mg/L).通過(guò)計(jì)算實(shí)驗(yàn)體系中氮素去除量與剩余量的比值可得，1×藻組(69.36%)和2×藻組(72.73%)均大于對(duì)照組(20.99%)和滅菌對(duì)照組(10.11%).由此可知，添加藍(lán)藻的實(shí)驗(yàn)組顯著提高了底泥微生物的脫氮效率.值得注意的是，本實(shí)驗(yàn)中僅依靠藍(lán)藻對(duì)底泥中土著反硝化菌脫氮的促進(jìn)作用，并不能完全去除由于藍(lán)藻添加導(dǎo)致的氮素增量，可能是由于本實(shí)驗(yàn)周期較短(21 d)，而在實(shí)際天然湖泊中，底泥微生物的反硝化作用是長(zhǎng)時(shí)間的持續(xù)過(guò)程，只要碳源充足，由沉降藍(lán)藻導(dǎo)致底泥中的碳素增量也可以逐漸被去除.

2.2 COD去除率和Eh變化

COD去除率變化可以用來(lái)表征體系中有機(jī)物質(zhì)的降解程度，也間接表征體系中微生物利用碳素的情況.Eh表征氧化還原狀況，它與體系中氧化還原物質(zhì)的含量、溶解氧濃度、酸性物質(zhì)等有關(guān)，與體系的氧化還原反應(yīng)呈正相關(guān)關(guān)系［22］.滅菌對(duì)照組中COD濃度幾乎沒(méi)有變化，最大去除率僅為2.63%，對(duì)照組、2×藻組和1×藻組COD最大去除率分別為14.46%、42.08%和32.93%(圖2A)，說(shuō)明藻體中高含量的碳素大部分為可生物降解的物質(zhì)，并且在厭氧情況下得到有效分解.前6 d添加藻的處理組COD濃度變化不大，甚至有少量增加，對(duì)照組COD濃度減小的速率大于添加藻的處理組，這可能是因?yàn)樵弩w轉(zhuǎn)化為反硝化菌可直接利用的物質(zhì)需要一定的降解時(shí)間.第10 d后1×藻組和2×藻組COD濃度持續(xù)降低并且低于對(duì)照組，說(shuō)明異養(yǎng)微生物已經(jīng)開(kāi)始有效分解藻細(xì)胞.

實(shí)驗(yàn)結(jié)束后，1×藻組(66.61 mg/L)和2×藻組(89.48 mg/L)的COD濃度均高于對(duì)照組(27.80 mg/L).計(jì)算實(shí)驗(yàn)體系中COD去除量與剩余量的比值可得，1×藻組(48.63%)和2×藻組(72.71%)均大于對(duì)照組(15.11%)和滅菌對(duì)照組(2.38%).由此可見(jiàn)，在底泥微生物的作用下，藻體中被有效降解的部分比底泥中有效降解的部分大許多，說(shuō)明藍(lán)藻中可生物利用的部分高于底泥中的有機(jī)質(zhì).根據(jù)文獻(xiàn)可知，藍(lán)藻中的蛋白質(zhì)占藻體干重的30%～70%，脂肪占2%～5%，產(chǎn)生于細(xì)胞外的多糖占16%～41%［23-24］，可生物降解部分占藻體干重的50%～70%，在最佳條件下可達(dá)90%以上［25］，但如何提高其降解率，更好地給底泥中反硝化菌提供能量和電子供體，以促進(jìn)脫氮作用需要進(jìn)一步研究.

滅菌對(duì)照組中電位波動(dòng)較小，一直處于100 mV左右，對(duì)照組中電位除了第1 d、第14 d為正值，其他時(shí)候處于－7.5～－23.13 mV之間(圖2B).1×藻組和2×藻組電位有相同的變化規(guī)律，其中1×藻組電位略低于2×藻組.當(dāng)藍(lán)藻處于厭氧環(huán)境中，有的以發(fā)酵的形式，分解、利用積累在細(xì)胞體內(nèi)的糖原作為能量來(lái)源，從而可以維持其生命活動(dòng)并生長(zhǎng)良好，而生長(zhǎng)良好的藻甚至可以產(chǎn)生氧氣，而不具備這種能力的其他藻類(lèi)在暴露于黑暗、厭氧條件下2～3 h后，細(xì)胞就會(huì)死亡和分解［26］.在第 2 ～6 d，1 × 藻組中電位為正值，第2～14 d，2×藻組電位為正值.添加藻的處理組中實(shí)驗(yàn)初期的正電位可能與部分藻在厭氧、黑暗培養(yǎng)條件下持續(xù)存活了一定時(shí)間有關(guān).從第14 d開(kāi)始，添加藻的處理組中電位急劇下降，表明還原反應(yīng)如反硝化過(guò)程占居主導(dǎo)地位，藻體迅速降解成為了反硝化菌的電子供體.

2.3 揮發(fā)性脂肪酸的產(chǎn)生和pH變化

在反硝化脫氮過(guò)程中，能夠直接被反硝化菌利用的只有可溶解性、易生物降解的有機(jī)物，如乙酸、甲酸、丙酸等低分子有機(jī)酸等，其他大分子有機(jī)物和不易生物降解的有機(jī)物必須先轉(zhuǎn)化為低分子有機(jī)酸才能被微生物利用［7］.甲酸、乙酸、丙酸、丁酸、戊酸等10個(gè)碳原子以下的脂肪酸統(tǒng)稱為揮發(fā)性脂肪酸(VFAs).在厭氧條件下，通過(guò)厭氧發(fā)酵將藍(lán)藻中有機(jī)物轉(zhuǎn)化為揮發(fā)性脂肪酸［27］，從而給反硝化過(guò)程提供能量和電子供體.對(duì)照組VFAs在初始階段含量高，隨后逐漸減小，而滅菌對(duì)照組與添加藻的處理組具有相同規(guī)律，VFAs持續(xù)不斷產(chǎn)生，總體上VFAs含量均高于對(duì)照組，并且2×藻組VFAs含量(最高可達(dá)2232.96 μl/L)高于1×藻組(最高可達(dá)1263.36 μl/L)，幾乎與投加量呈正比關(guān)系(圖3A).這表明添加藻可以為底泥中的反硝化菌提供大量的VFAs，為其脫氮活動(dòng)提供直接碳源，且添加藻量與VFAs含量具有明顯相關(guān)性.實(shí)驗(yàn)開(kāi)始時(shí)，對(duì)照組的VFAs含量高于添加藻組和滅菌對(duì)照組，這有可能與藻細(xì)胞的吸附作用有關(guān)［28］，而實(shí)驗(yàn)過(guò)程中添加藻組(特別是2×藻組)和滅菌對(duì)照組中VFAs含量的增加表明，這些體系中VFAs的排放通量大于吸收通量，但具體原因還有待進(jìn)一步研究.在前3 d，滅菌對(duì)照組VFAs含量高于添加藻的處理組，這說(shuō)明VFAs的產(chǎn)生與藻細(xì)胞核微生物的活性有關(guān).在滅菌對(duì)照組中因?yàn)镠gCl2的加入使得藻細(xì)胞在前3 d迅速衰亡，而在添加藻的處理組中藻細(xì)胞是一個(gè)逐漸衰亡的過(guò)程.滅菌對(duì)照組、1×藻組、2×藻組中VFAs含量的波動(dòng)變化可能與通入N2吹脫掉有關(guān)，使得VFAs含量并未持續(xù)增加.對(duì)照組未持續(xù)產(chǎn)生VFAs，故在N2吹脫后，呈現(xiàn)出VFAs濃度下降的趨勢(shì).

圖2 各實(shí)驗(yàn)處理組中COD(A)去除率和電位(B)的變化Fig.2 The changes of COD removal ratio(A)and electric potential(B)in each system

圖3 各實(shí)驗(yàn)處理組中VFAs(A)和pH(B)變化Fig.3 The changes of VFAs content(A)and pH(B)in each system

圖4 各實(shí)驗(yàn)處理組中氮的變化(A:銨態(tài)氮，B:硝態(tài)氮，C:亞硝態(tài)氮)Fig.4 Nitrogen transformations in each system(A:ammonium，B:nitrate，C:nitrite)

pH是控制水-土界面污染物轉(zhuǎn)化機(jī)制的重要因素［29］.對(duì)照組中 p H 總體上處于 6 .36～7.42之間;滅菌對(duì)照組在前3 d pH從5.78持續(xù)下降，隨后基本保持在4.85左右(圖3B).這可能跟HgCl2加入后產(chǎn)生大量的VFAs，并且微生物失活使得體系中的pH緩沖體系遭到破壞有關(guān).前12 d，添加藻的處理組pH處于對(duì)照組和滅菌對(duì)照組之間，并且2×藻組的pH比1×藻組的低，這可能與藻的分解產(chǎn)生VFAs以及底泥微生物對(duì)pH的緩沖作用有關(guān).隨后，添加藻的處理組的pH發(fā)生逆轉(zhuǎn)，超過(guò)了對(duì)照組的pH，并且在第18 d和21 d時(shí)2×藻組的pH高于1×藻組的pH，這可能與實(shí)驗(yàn)后期產(chǎn)生了大量銨態(tài)氮等堿性物質(zhì)有關(guān).

2.4 化合態(tài)氮素的轉(zhuǎn)化

添加藻的處理組使得體系中的銨態(tài)氮濃度比對(duì)照組高，并且2×藻組高于1×藻組(圖4A).銨態(tài)氮的持續(xù)增加同時(shí)也解釋了第12 d后添加藻的處理組中pH變高的原因.pH和電位同樣也影響著氮素的種類(lèi).在第2～6 d，1×藻組中電位為正值，第2～14 d，2×藻組電位為正值，并且體系中pH保持在弱酸范圍內(nèi)(6.1～7.0)，此時(shí)底泥存在著較弱的氧化反應(yīng)和還原反應(yīng).因此，添加藻的處理組中-N濃度先增加再降低并且高于2個(gè)對(duì)照組，1×藻組最高為3.37 mg/L，2 × 藻組最高為 5 .44 mg/L(圖4B).-N濃度在所有體系中均逐漸降低，并且添加藻的處理組下降幅度最高，說(shuō)明還原反應(yīng)進(jìn)行得徹底(圖4C).實(shí)驗(yàn)結(jié)果也反映出氮素在沉積物的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制，添加藻的處理組先產(chǎn)生硝態(tài)氮，在厭氧和碳源充足的情況下，反硝化菌再將硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮降解為氣態(tài)氮.

2.5 環(huán)境意義

藻華暴發(fā)的湖泊中必然伴隨著藻類(lèi)的自然沉降，絮凝除藻技術(shù)在富營(yíng)養(yǎng)化湖泊治理中的發(fā)展和應(yīng)用更是加大了湖泊底泥中藻細(xì)胞的沉積.大量的沉積藻細(xì)胞經(jīng)過(guò)衰亡、腐爛和降解等過(guò)程釋放其體內(nèi)的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，有可能會(huì)導(dǎo)致湖泊底泥中氮素和有機(jī)物的增加，長(zhǎng)期積累后可能變成湖泊富營(yíng)養(yǎng)化的內(nèi)源污染來(lái)源之一.而藻細(xì)胞由于含有很高的脂類(lèi)、多糖和蛋白質(zhì)等物質(zhì)已被廣泛研究并被用來(lái)提煉生物柴油等可利用生物資源.因此，如果能夠?qū)⒊练e在底泥中的大量藻細(xì)胞進(jìn)行資源化利用，不但能夠降低湖泊內(nèi)源污染的風(fēng)險(xiǎn)，而且還能夠?yàn)楹此鷳B(tài)系統(tǒng)提供能量來(lái)源.本研究通過(guò)模擬實(shí)驗(yàn)，探究了厭氧情況下太湖藍(lán)藻沉積對(duì)底泥反硝化過(guò)程的影響及其機(jī)制，研究證明沉積在底泥中的藍(lán)藻細(xì)胞不但能夠?yàn)榈啄辔⑸锏姆聪趸^(guò)程提供可利用碳源，而且還能提高底泥脫氮的效率，同時(shí)不同的藍(lán)藻沉積量對(duì)底泥的物理化學(xué)性質(zhì)產(chǎn)生一定影響.本研究結(jié)果可以為富營(yíng)養(yǎng)化湖泊尤其是暴發(fā)藍(lán)藻水華的湖泊內(nèi)源氮素污染的治理提供新的思路和理論依據(jù).同時(shí)，本研究還發(fā)現(xiàn)沉降藍(lán)藻需要一定時(shí)間的降解過(guò)程，這也為絮凝除藻技術(shù)的完善提供了思路.如潘綱等［12］提出，絮凝除藻技術(shù)實(shí)施后，為了避免營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)從沉降藍(lán)藻和底泥中釋放到水體，需要適當(dāng)?shù)母采w技術(shù)對(duì)藻體以及營(yíng)養(yǎng)鹽進(jìn)行封存，再結(jié)合水草吸收或調(diào)節(jié)底泥中微生物群落結(jié)構(gòu)來(lái)強(qiáng)化硝化-反硝化的共同作用等，最終提高湖泊底泥的脫氮率.但如何提高藍(lán)藻對(duì)底泥脫氮的促進(jìn)作用還需要進(jìn)一步進(jìn)行實(shí)驗(yàn)室以及野外原位實(shí)驗(yàn)研究.

3 結(jié)論

1)沉降藻體的降解能夠產(chǎn)生大量的揮發(fā)性脂肪酸，而揮發(fā)性脂肪酸可以直接被反硝化菌利用，使得產(chǎn)生的硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮得以在反硝化菌的作用下還原成N2和N2O，從而提高TN去除率，最高可達(dá)42.1%，為對(duì)照組(無(wú)添加藍(lán)藻)的2.43倍.

2)沉降藍(lán)藻的生物量影響底泥物理化學(xué)性質(zhì)以及底泥反硝化過(guò)程，并且在厭氧、黑暗條件下藻體降解需要一定時(shí)間，受到氧環(huán)境、微生物作用強(qiáng)度和降解時(shí)間的限制.

3)對(duì)底泥土著反硝化菌的促進(jìn)作用不足以全部去除藍(lán)藻自身給沉積物帶來(lái)的氮負(fù)荷，沉降的藍(lán)藻可能會(huì)使得底泥銨態(tài)氮、COD濃度增加.

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