樊 琳,產江為,周 波,胡思海,張江華,吳耀國*

1.西北工業(yè)大學應用化學系,陜西 西安 710129

2.中國地質調查局西安地質調查中心,陜西 西安 710054

氮元素是影響甚至是控制水體富營養(yǎng)化的關鍵要素之一[1]。因此，陸地水生生態(tài)系統(tǒng)中的脫氮研究一直是我國乃至世界生物地球化學科學的學科前沿，研究解決自然界中污染水體的氮轉化規(guī)律及氮的復合污染問題是一項緊迫的任務[2,3]。傳統(tǒng)的生物脫氮技術依賴于硝化作用和反硝化作用的有機結合，但由于硝化和反硝化作用的功能微生物其生態(tài)位差別非常大，硝化和反硝化作用通常需要在兩個獨立的反應器中進行[2,4,5]。而好氧反硝化微生物的發(fā)現(xiàn)，使得硝化和反硝化作用能夠同步進行成為可能，這不僅大大節(jié)省了基建投資費用，反硝化過程產生的堿度也能夠補償硝化作用所消耗的酸度，進一步減少了運行成本[2,3]。憑借其獨特優(yōu)勢，好氧反硝化生物脫氮技術自提出以來，受到國內外環(huán)境領域學者的廣泛關注[2-6]。因此，有必要在異養(yǎng)硝化-好氧反硝化（HN-AD）體系中研究氮的轉化規(guī)律。

目前關于HN-AD 體系中氮轉化領域的研究非常多[2,3,7,8]，主要集中在探究環(huán)境因子對與氮轉化的影響，例如：溫度、碳種類、pH、C/N 和溶解氧等。例如，Zheng JH,et al.研究了低溫狀態(tài)下，異養(yǎng)硝化需氧反硝化細菌Acinetobacter harbinensisHITLi7T的脫氮能力和生長動力學特性[3]。Chen 等探究了DO（溶解氧）、pH、C/N（碳氮比）對異養(yǎng)硝化和好氧反硝化細菌Acinetobactersp.T1 脫氮功能的影響[5]。Fu 等研究了復合發(fā)酵液對異養(yǎng)硝化好氧反硝化細菌群落對人工濕地鹽分污水中氮去除的影響[6]。以上研究豐富了人們對影響異養(yǎng)硝化好氧反硝化菌脫氮性能的認識，然而在自然環(huán)境中，除了以上環(huán)境因子，環(huán)境中初始氮源種類、濃度、不同氮組成的比例等因素對HN-AD 體系中氮轉化過程也存在很大影響。而這種地域特性對于水體中氮轉化的影響研究鮮有報道。

鑒于上述，本研究將這種新型生物脫氮技術應用到較為現(xiàn)實的自然污染水體中，通過建立HN-AD 體系模擬自然水生生態(tài)系統(tǒng)，考察了不同初始濃度、不同氮源種類、不同氮組成對HN-AD體系中氮轉化的影響，初步探討其氮轉化機制，以期為富營養(yǎng)化水體的修復提供理論支持。

1 材料與方法

1.1 試劑與儀器

NH4Cl、KI、KNaC4H12O10·4H2O，均為分析純，購買自廣東光華科技股份有限公司、KNO3、NaNO2、HgI2、C12H14N2·2HCl、NH2SO3H，均為分析純，購買自國藥集團化學試劑有限公司。本實驗所用-N、-N 和-N 分別用NH4Cl，KNO3和NaNO2配制。其中，NH4Cl、KNO3和NaNO2標準儲備液濃度均為100 mg/L，4 ℃冰箱下保存，實驗中根據(jù)需要稀釋至使用濃度。實驗用水均為超純水，電阻率不低于18 K?·cm；電子天平（上海越平）；紫外分光光度計（上海光譜）；可見分光光度計（尤尼珂上海）；便攜式pH 測量儀、便攜式ORP 測量儀（上海三信）；離心分離機（安徽中科中佳）；超聲波清洗機（昆山超聲儀器）；曝氣泵（廣東中山藍海電器）。

1.2 采樣

沉積樣和水樣采自西北工業(yè)大學長安校區(qū)啟翔湖(北緯34°1′30′′-34°1′40′′，東經108°45′3′′-108°45′40′′)，湖表面積為0.03 km2，平均水深1.4 m，最大水深3 m。該地區(qū)屬典型的大陸性季風氣候，夏季炎熱多雨，冬季寒冷干燥，年均氣溫15.6 ℃，年平均降水量約554 mm(夏秋季多雨)。在20 個隨機沿湖堤岸的沉積-水界面分別采集沉積物樣和水樣，其中采集的20 個沉積樣混合均勻后形成復合樣品，20 個水樣等比例混合均勻形成水樣。水樣和沉積物樣品的理化性質見表1 所示。

表1 水和沉積物樣品的物理化學性質(n=3)Table 1 Physicochemical property of the water and sediment samples(n=3)

1.3 實驗方法

將100 g 均質沉積物和800 mL 湖水注入1000 mL 棕色玻璃瓶中，同時根據(jù)實驗目的外加適宜的化學組分。微宇宙實驗是在持續(xù)曝氣反應器中進行，實驗裝置如圖1 所示。每個反應器中根據(jù)實驗設計要求，加入不同濃度的-N、-N、-N 等化學物質構成微宇宙系統(tǒng)。

分別取5 mL待測溶液于離心管中，于10000 r/min轉速下離心10 min取上清液測量溶液中-N、-N、-N 含量。其中，-N 測定采用納氏試劑法、-N 測定采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法、-N 測定采用紫外分光光度法。

2 結果與討論

本實驗設置6×3 組實驗，其中D1、D2、E1、E2、F1、F26 組實驗分別為-N 與-N 組合、-N 與-N 組合、-N 與-N 組合等多種組合形式中的一種。試驗中通過對比單一氮源條件下體系中氮轉化的規(guī)律，得出一種氮源的介入對另一種固定氮源氮轉化帶來的影響。其中，D1與D2組分別探究-N 與-N 的介入對-N 轉化的影響，E1與E2組分別探究-N 與-N 的介入對-N 轉化的影響，F(xiàn)1與F2組分別探究-N 與-N 的介入對-N 轉化的影響。每組實驗下又設置3 小組，分別探究0，25，50 mg/L 3 種濃度的介入氮源對已有氮源的影響情況。所有實驗小組均于上述已經確定的體系中進行實驗探究，各小組均添加曝氣裝置，不添加外來碳源。不加碳的原因是：（1）搭建體系中的沉積物含有碳源；（2）確立體系實驗過程中發(fā)現(xiàn)，外加碳后，體系內氮轉化速率過快，不利于研究進行。

設置D1-1、D1-2、D1-3、D2-1、D2-2、D2-36 小組實驗。其中D1組中3 個實驗分別探究0，25，50 mg/L濃度的-N 對50 mg/L-N 中氮轉化過程的影響；D2組中3 個實驗分別探究0，25，50 mg/L濃度的-N 對50 mg/L-N 中氮轉化過程的影響。圖2 是硝態(tài)氮加入對氨氮體系中氮轉化的影響情況。圖3 是亞硝態(tài)氮加入對氨氮體系中氮轉化的影響。該實驗過程中持續(xù)監(jiān)測DO 含量，數(shù)據(jù)顯示DO 始終維持在7～9 mg/L 范圍內，整個反應過程均于好氧條件下進行。

圖2 硝態(tài)氮加入對氨氮體系中氮轉化的影響Fig.2 Effect of NO3--N on the nitrogen transformation in -N system

由圖2 可以看出，濃度相同的氨氮體系中投加不同濃度的硝態(tài)氮后，氮轉化特點為：（1）對比D1-1未投加硝態(tài)氮組別，其他兩組加入硝態(tài)氮的組別中，前5 d 內氨氮降解速率明顯加快，且比較D1-2和D1-3隨著硝態(tài)氮濃度增加，氨氮的去除率越大；（2）加入硝態(tài)氮后，體系中亞硝態(tài)氮的最大積累濃度沒有明顯變化，但達到該值的時間明顯前移；（3）整個反應體系中硝態(tài)氮濃度反應前后幾乎沒有變化。這是由于加入硝態(tài)氮導致氨氮降解速率增大，是因為硝態(tài)氮有利于增加羥胺氧化酶的活性，進而加速氨氮向亞硝態(tài)氮的轉化[7,9]。這也是導致亞硝態(tài)氮峰值前移的原因之一，另外隨著硝態(tài)氮的量增加，反硝化作用中反應物濃度增大，又有利于反硝化→進行，這也導致了前期亞硝態(tài)氮的積累速度增加。整個反應過程中，硝態(tài)氮濃度存在起伏波動，但最終在反應前后其含量維持不變，這可能是由于硝化作用和反硝化作用產生和消耗的硝態(tài)氮量幾乎抵消[10,11]。

由圖3 可以看出，濃度相同的氨氮體系中投加不同濃度的亞硝態(tài)氮后，氮轉化特點為：（1）對比D2-1未投加亞硝態(tài)氮組別，其他兩組加入亞硝態(tài)氮的組別中，氨氮的去除率增加；比較D2-2和D2-3隨著亞硝態(tài)氮濃度增加，氨氮去除率沒有明顯變化，甚至有下降趨勢。（2）體系中亞硝態(tài)氮含量一直處于遞減，起始亞硝態(tài)氮濃度為25 mg/L 時，亞硝態(tài)氮大約在第20 d 降解完全，去除速率為1.19 mg/L/d，起始亞硝態(tài)氮濃度增加到50 mg/L 時，反應到30 d 時，去除速率為1.26 mg/L/d，因此增加亞硝態(tài)含量對其自身的去除影響不大。（3）由于亞硝態(tài)氮介入，硝態(tài)氮積累濃度出現(xiàn)大幅增長。但起始亞硝態(tài)氮濃度為50 mg/L 的體系中硝態(tài)氮的積累量反而小于25 mg/L 的體系。這說明亞硝態(tài)氮的介入有利于反硝化細菌的生長[8,11,12]，進而促進亞硝態(tài)氮向氮氣的轉化反應→N2O ↑→(N2)↑。從而使得→轉化的產物減少，進而促進硝化作用進行，增加氨氮的去除率。

體系中增加亞硝態(tài)氮，對其去除速率影響較小的原因有兩個方面：一方面可能是體系已經達到了對亞硝態(tài)氮去除的最大負荷；另一方面較高濃度的亞硝態(tài)氮具有一定的毒性，會抑制微生物的活性，進而減慢了其去除速率[7,11-13]。隨著亞硝態(tài)氮的介入，硝態(tài)氮的大量積累的原因有：一方面亞硝態(tài)氮是硝化作用→的反應物，增大反應物濃度有利于促進反應進行，故增加了硝態(tài)氮積累；另一方面亞硝態(tài)氮也是反硝化過程→的產物，增大產物濃度會抑制反應進行，進一步促進了硝態(tài)氮的積累[9,11,14,15]。增加亞硝態(tài)氮含量會降低生物活性，因此過多的亞硝態(tài)氮可能不利于硝化作用積累更多的硝態(tài)氮。

圖4 氨氮加入對硝態(tài)氮體系中氮轉化的影響Fig.4 Effect of -N on the nitrogen transformation in NO3--N system

圖4 所示，向濃度相同的硝態(tài)氮體系中投加濃度不同的氨氮后，體系中氮轉化的特點為：（1）對比E1-1未投加氨氮組別，其他兩組加入氨氮，硝態(tài)氮的轉化作用出現(xiàn)了明顯抑制；比較E1-2和E1-3可知，氨氮濃度增加對硝態(tài)氮轉化影響作用的提高不明顯。（2）氨氮本身的變化情況隨著濃度升高。（3）隨著氨氮濃度的增加，體系中亞硝態(tài)氮的積累量降低，且達到最大值時間前移。

加入氨氮對硝態(tài)氮的降解有抑制作用，有幾方面因素：（1）氨氮可以直接作為細菌合成生物大分子例如蛋白質的氮源，一般認為氨氮作為氮源要優(yōu)于硝態(tài)氮[9,14,15]。因此，向硝態(tài)氮體系中加入氨氮會影響微生物對硝態(tài)氮的降解。（2）加入氨氮后，體系中微生物優(yōu)先利用氨氮進行硝化作用會產生硝態(tài)氮，這也彌補了反硝化消耗的硝態(tài)氮[7,13]。因此導致反應前后檢測到的硝態(tài)氮濃度幾乎保持不變，甚至出現(xiàn)積累。整個反應過程，反應前后亞硝態(tài)氮的積累量減小，主要是因為體系中反硝化作用由于氨氮的介入受抑制：→。而加入氨氮體系中，前期亞硝態(tài)氮的積累主要是由于硝化作用產生→，加入的氨氮濃度越高，亞硝態(tài)氮的積累量越大且達到最大值的時間越早。

圖5 亞硝態(tài)氮加入對硝態(tài)氮體系中氮轉化的影響Fig.5 Effect of -N on the nitrogen transformation in NO3—N system

圖5 可以看出，向濃度相同的硝態(tài)氮體系中投加濃度不同的亞硝態(tài)氮后，氮轉化特點為：（1）對比E2-1未投加亞硝態(tài)氮組別，其他兩組加入亞硝態(tài)氮的組別中，硝態(tài)氮的轉化受到了極大地抑制作用，未加入亞硝態(tài)氮時，其轉化率達到了50%，但加入了亞硝酸鹽后，體系中硝態(tài)氮幾乎沒有降解，甚至產生了少量積累；比較E2-2和E2-3可知，改變投加亞硝態(tài)氮的濃度對硝態(tài)氮轉化影響作用不明顯。（2）亞硝態(tài)氮的加入對于氨氮的積累也有一定的抑制，這與D2組別中的實驗結果一致，增加體系中亞硝態(tài)氮濃度有利于氨氮降解，故不利于其積累；（3）在硝態(tài)氮體系中投加亞硝態(tài)氮，亞硝態(tài)氮本身的降解并未受到影響。

圖6 可以看出，向濃度相同的亞硝態(tài)氮體系中投加濃度不同的氨氮后，體系中氮轉化的特點為：（1）對比F1-1（未投加氨氮）和F1-2，F(xiàn)1-3（投加氨氮），前6 d 體系中主要發(fā)生硝化作用，體系中氨氮濃度下降，亞硝態(tài)氮濃度維持穩(wěn)定，尤其是→轉化過程明顯加快，體系中硝態(tài)氮的積累增大。特別是前3 d 體系中溶解性無機氮濃度相對穩(wěn)定，說明此時體系中正在進行：→→的反應，在此過程中，亞硝態(tài)氮的濃度并未出現(xiàn)下降現(xiàn)象。反應第3 d 到第5 d 體系中氨氮濃度不再下降，亞硝態(tài)氮濃度開始下降，硝態(tài)氮濃度達到峰值，體系內溶解性無機氮略有下降，說明此時體系中存在→的硝化反應和→N2的反硝化反應。（2）反應進行6 d 后，體系中亞硝態(tài)氮濃度繼續(xù)下降，而氨氮與硝態(tài)氮濃度幾乎維持穩(wěn)定，整體溶解性無機氮濃度也在下降。最后到達第20 d 時，體系中伴隨亞硝態(tài)氮濃度持續(xù)降低，硝態(tài)氮濃度也開始下降，體系中主要進行反硝化反應。

圖6 氨氮加入對亞硝態(tài)氮體系中氮轉化的影響Fig.6 Effect of -N on the nitrogen transformation in -N system

圖7 硝態(tài)氮加入對亞硝態(tài)氮體系中氮轉化的影響Fig.7 Effect of -N on the nitrogen transformation in -N system

由圖7 可知，向濃度相同的亞硝態(tài)氮體系中投加濃度不同的硝態(tài)氮，氮轉化的特點為：（1）對比F2-1（未投加硝態(tài)氮）和F2-2，F(xiàn)2-3（投加硝態(tài)氮），亞硝態(tài)氮降解速率下降。加入硝態(tài)氮濃度越大，對亞硝態(tài)氮的降解率越小。（2）硝態(tài)氮的加入，氨氮的積累量減少。（3）隨著硝態(tài)氮加入，體系內硝態(tài)氮積累含量反而增加，這導致體系內DIN 去除率大大降低，且硝態(tài)氮濃度越大，抑制DIN 去除作用越明顯。加入-N 對-N 體系中氮轉化影響，有以下幾方面因素：（1）體系中亞硝態(tài)氮降解減慢，是因為硝態(tài)氮是硝化反應的產物：→，加入產物會影響反應進度；硝態(tài)氮是反硝化的反應物：→，反應有利于的積累。對比F2-1和F2-2，F(xiàn)2-3，硝態(tài)氮的加入會進一步導致亞硝態(tài)氮的累積，會降低亞硝態(tài)氮的降解率[11,15,17]。（2）加入硝態(tài)氮導致氨氮積累量減小，一方面是因為硝態(tài)氮有利于增加羥胺氧化酶的活性，進而加速氨氮向亞硝態(tài)氮的轉化，減小其積累量，這與D1的實驗現(xiàn)象一致。另一方面，硝態(tài)氮加入，不利于體系中亞硝態(tài)氮的同化反應進行：。（3）當體系中含有亞硝態(tài)氮時，體系中硝態(tài)氮的含量幾乎維持不變，但增加硝態(tài)氮不影響亞硝態(tài)氮最終的去除率，故導致體系中DIN 的去除率大大減小。

3 結論

通過模擬自然水生生態(tài)系統(tǒng)，構建HN-AD 體系，探究在該體系下氮組成對氮轉化的影響。HN-AD 體系中以-N/-N、-N/-N、-N/-N 等不同組合氮源作為體系中外來碳源，一種氮源對另一種氮源氮轉化影響為：（1）當-N 與-N 分別加入到含有-N 的體系中，加速體系中氨氮的降解，氨氮的降解率從30%分別提高到65%和55%；（2）當-N 與-N 分別加入到含有-N 的體系中，會嚴重影響硝態(tài)氮的降解，-N 的體系中硝態(tài)氮的降解率從50%左右下降到幾乎不降解，-N 的體系中硝態(tài)氮濃度甚至會增加；（3）當-N 與-N 加入到含有-N 的體系中，會降低亞硝態(tài)氮的降解率，但亞硝態(tài)氮的轉化率幾乎都能達到100%。因此，在水生生態(tài)系統(tǒng)中存在HN-AD 體系并導致氮轉化率的提高，而培養(yǎng)良好的HN-AD沉積物可能是修復富營養(yǎng)化水體的有用生物工具，研究結果為修復水體氮污染水體提供理論依據(jù)。