劉杰，方宏達(dá)，李劍捷，劉婉欣，何俊銘，林佳慧，藍(lán)偉斌，郭沛涌

（1.集美大學(xué)港口與海岸工程學(xué)院，福建 廈門361021；2.華僑大學(xué)化工學(xué)院環(huán)境科學(xué)與工程系，福建 廈門361021；3.中科同恒環(huán)境科技有限公司，福建 廈門361021）

氮是自然界中廣泛存在的基本元素之一，也是構(gòu)成生命的重要元素，但由于人類社會(huì)的生產(chǎn)活動(dòng)，如快速的農(nóng)業(yè)發(fā)展、城市化和燃燒排放，含氮污染物的排放量急劇增加，極大地改變了全球氮循環(huán)，與氮污染相關(guān)的環(huán)境問題也成為當(dāng)今全球關(guān)注的問題[1-3]。從1977年到2005年，中國糧食年總產(chǎn)量從2.83億t增加到4.84億t，增長了71%，但同期合成氮肥的總施用量從707 萬t 增加到2 621 萬t，增長了271%[4]。大 量氮肥施用使得氮對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的輸入增加，而當(dāng)陸地生態(tài)系統(tǒng)接近氮素平衡時(shí)，過量的氮?jiǎng)t易進(jìn)入湖泊、河流等水生生態(tài)系統(tǒng)，從而增加了水體富營養(yǎng)化的風(fēng)險(xiǎn)[5-6]。生活污水和雨水中的總氮（TN）含量分別為30～100 mg·L-1和0.30～2.74 mg·L-1，被認(rèn)為是水體富營養(yǎng)化的關(guān)鍵因素[7-9]。

隨著全球水環(huán)境富營養(yǎng)化問題日益嚴(yán)重，氮去除技術(shù)的研究不斷被重視。如電滲析、離子交換、滲透反應(yīng)墻等技術(shù)對(duì)水體中氮的去除具有良好效果，但其在實(shí)際應(yīng)用中往往存在運(yùn)行費(fèi)用高、運(yùn)行條件復(fù)雜、易產(chǎn)生廢物造成二次污染等問題[1]。此外，生物膜技術(shù)因具有處理效率較高、占地面積小等優(yōu)點(diǎn)而被應(yīng)用于受污染中小河流水體的氮凈化，但微生物掛膜過程易受水體水質(zhì)、溶解氧（DO）等的影響，導(dǎo)致掛膜時(shí)間延長、掛膜質(zhì)量不佳影響凈化效果[10]。投加微生物菌劑技術(shù)具有能耗低、操作簡單等特點(diǎn)，也被應(yīng)用于污染河流氮去除，但其存在微生物菌劑易流失以及對(duì)原有生態(tài)系統(tǒng)造成破壞的隱患[11]。與單一修復(fù)技術(shù)相比，組合生態(tài)修復(fù)技術(shù)不僅修復(fù)效率更高，而且能使多種生態(tài)修復(fù)技術(shù)協(xié)同互補(bǔ)進(jìn)而表現(xiàn)出更好的穩(wěn)定性[12]。馮喻等[13]探究了不同濃度污水的TN 在模擬復(fù)合人工濕地中的去除效果，結(jié)果表明模擬復(fù)合人工濕地對(duì)低濃度模擬污水處理時(shí)的TN 去除率為80.06%～92.88%，在處理高濃度模擬污水時(shí)，TN 去除率為59.32%～86.07%。Jia 等[14]研究了一種將沉淀池、多級(jí)人工濕地和污水處理廠相結(jié)合的地表徑流綜合處理系統(tǒng)，該系統(tǒng)將化學(xué)需氧量（COD）、和TN的平均出水濃度分別降至10、0.5 mg·L-1和1.0 mg·L-1，基本滿足國家地表水環(huán)境質(zhì)量Ⅲ級(jí)標(biāo)準(zhǔn)。

目前，許多學(xué)者對(duì)氮去除技術(shù)的研究證實(shí)了組合修復(fù)技術(shù)能夠較好地實(shí)現(xiàn)水體氮的去除，但多數(shù)研究為人工模擬實(shí)驗(yàn)。在實(shí)際工程中，組合修復(fù)技術(shù)受溫度條件[15-16]、進(jìn)水負(fù)荷[17]、不同進(jìn)水氮形態(tài)[18-19]等因素的影響，對(duì)于自然環(huán)境下異位組合修復(fù)技術(shù)脫氮性能的研究較少。此外，異位組合修復(fù)技術(shù)不同處理單元脫氮性能和穩(wěn)定性各有差異，多種異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)單元對(duì)污染物的去除機(jī)理也較為復(fù)雜，相關(guān)研究鮮見報(bào)道。因此，本研究以九龍江支流浦林溪段污染水體異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)為依托的水質(zhì)提升工程為例，探討了異位生態(tài)修復(fù)技術(shù)對(duì)水體不同形態(tài)氮的去除效應(yīng)及去除機(jī)理，分析了異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)水體氮形態(tài)百分含量影響及不同氮形態(tài)與環(huán)境因子的相關(guān)性，以期為污染河流異位修復(fù)技術(shù)對(duì)水體修復(fù)機(jī)制的深入研究提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 工程區(qū)概況與工程設(shè)計(jì)

福建九龍江為福建省第二大河流，支流豐山溪（浦口）總流域面積40.1 km2，有浯滄溪和浦林溪兩條干流，總長22.8 km，流經(jīng)石亭鎮(zhèn)鰲門村、南山村等7個(gè)行政村。工程區(qū)域?yàn)槠至窒廴竞佣危?4°38′29″N，117°37′04″E），該水質(zhì)提升工程采用異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)，由4 個(gè)相對(duì)獨(dú)立的處理單元組合串聯(lián)形成。為了應(yīng)對(duì)浦林溪水質(zhì)波動(dòng)較大的問題，采用泥膜共生高效混凝凈水系統(tǒng)對(duì)浦林溪污染水體（原水）的污染物進(jìn)行去除和預(yù)處理后，再依次進(jìn)入生態(tài)塘做進(jìn)一步的處理。異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)工藝流程如圖1所示。

圖1 異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)工藝流程圖Figure 1 Process flow diagram of ex-situ ecological combined remediation technology

泥膜共生高效混凝凈水系統(tǒng)：由自循環(huán)高密度懸浮污泥濾沉高效凈水器、加藥系統(tǒng)、污泥脫水系統(tǒng)組成。絮凝劑選用聚合氯化鋁（PAC），投加量為107 mg·L-1，進(jìn)水量為2 160 t·d-1。

生態(tài)塘1：有效容積15 095 m3（面積6 563 m2，水深2.3 m），工藝設(shè)計(jì)為圍隔阻控、掛膜輕質(zhì)濾料和底部曝氣。塘內(nèi)圍隔共設(shè)置4 條，沿水流方向圍隔長度依次為46、65、57 m 和39 m，寬度為7～21 m。掛膜濾料材質(zhì)為低密度高分子聚乙烯，直徑10～25 mm，長5～10 mm，堆積密度0.075～0.080 g·cm-3，微生物著床填料總用量90 m3。底部曝氣裝置風(fēng)量7.25 m3·min-1，風(fēng)壓29.4 kPa。生態(tài)塘1水力停留時(shí)間為7.0 d。

生態(tài)塘2：有效容積9 766 m3（面積4 439 m2，水深2.2 m），塘底種植沉水植物矮型苦草，種植密度40株·m-2，微納米曝氣裝置曝氣量同生態(tài)塘1。生態(tài)塘2 水力停留時(shí)間為4.5 d。

生態(tài)塘3：有效容積12 480 m3（面積5 673 m2，水深2.2 m），沉水植物選用矮型苦草，塘底種植密度40株·m-2，微納米曝氣裝置曝氣量同生態(tài)塘1。生態(tài)塘3水力停留時(shí)間為5.8 d。

1.2 樣點(diǎn)布設(shè)與樣品采集

自2021 年5 月至10 月共采樣8 次。無降雨?duì)顟B(tài)下，每隔14 d 進(jìn)行1 次樣品采集；如遇降雨、疫情防控則延長采樣時(shí)間間隔。采樣時(shí)間依次為5 月29 日、6月19 日、7 月6 日、7 月20 日、8 月3 日、8 月17 日、8 月31 日及10 月19 日，分別用1～8 表示。在浦林溪受污染水體（原水）進(jìn)水口布設(shè)采樣點(diǎn)1#，在泥膜共生高效混凝凈水系統(tǒng)出水口、生態(tài)塘1出水口、生態(tài)塘2出水口和生態(tài)塘3 出水口（總出水口）依次布設(shè)采樣點(diǎn)2#、3#、4#和5#。每個(gè)采樣點(diǎn)分別采集3 個(gè)500 mL、3個(gè)250 mL 水樣于聚乙烯水樣瓶中，其中250 mL 水樣瓶加入H2SO4調(diào)節(jié)pH 小于2[測(cè)TN 和可溶性總氮（DTN）] ，然后將水樣置于裝有冰袋的保溫箱中低溫保存帶回實(shí)驗(yàn)室，所有指標(biāo)于采樣24 h內(nèi)完成測(cè)定。

1.3 樣品測(cè)定

1.4 數(shù)據(jù)分析

數(shù)據(jù)采用Excel 2016 和Origin 2018 軟件進(jìn)行處理和繪圖，利用SPSS 25 軟件進(jìn)行顯著性差異分析和Pearson 相關(guān)性分析，其中，不同氮濃度差異采用單因素方差分析（ANOVA），不同形態(tài)氮去除率差異采用T-test檢驗(yàn)，P＜0.05認(rèn)為有顯著差異。

2 結(jié)果與分析

2.1 異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)氮的去除效應(yīng)

2.1.1 對(duì)不同形態(tài)氮的總?cè)コ?/p>

如圖2 所示，異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)TN 和DTN 總?cè)コ势骄捣謩e為73.35%和77.67%，其對(duì)二者的去除率無顯著差異（P＞0.05）。異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)有最好去除效應(yīng)，總?cè)コ势骄禐?8.03%，顯著高于對(duì)其他形態(tài)氮的去除率（P＜0.05）。異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)水體的總?cè)コ势骄鶠?5.16%，對(duì)的去除率均值顯著低于對(duì)TN和DTN的去除率（P＜0.05）。

圖2 異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)不同形態(tài)氮的總?cè)コ蔉igure 2 Total removal rate of different forms of nitrogen by ex-situ ecological combinational remediation technology

2.1.2 對(duì)TN、DTN的去除效應(yīng)

由圖3 和圖4 可知，異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)水體中TN 和DTN 的去除效應(yīng)明顯，出水中TN 和DTN的濃度均保持在相對(duì)較低水平，出水濃度平均值分別為2.60 mg·L-1和1.89 mg·L-1。各處理單元中，泥膜共生高效混凝凈水系統(tǒng)處理后水體中TN的濃度存在顯著性差異（P＜0.05）。當(dāng)泥膜共生高效混凝凈水系統(tǒng)出水中TN 濃度（10.33～33.71 mg·L-1）較高時(shí)，生態(tài)塘1 對(duì)TN 和DTN 去除率的平均值分別為61.72%和60.98%，生態(tài)塘2 對(duì)TN 和DTN 去除率的平均值分別為49.94%和47.86%。但當(dāng)泥膜共生高效混凝凈水系統(tǒng)出水中TN 濃度（4.55～8.79 mg·L-1）較低時(shí)，TN、DTN在生態(tài)塘2中的去除率比在生態(tài)塘1中的去除率分別高約15%～36%、9%～40%，其中生態(tài)塘2 對(duì)TN 的去除效應(yīng)顯著高于生態(tài)塘1（P＜0.05）。生態(tài)塘3 對(duì)TN 和DTN 的去除效應(yīng)處于波動(dòng)狀態(tài)，但在出水中TN和DTN 的濃度均保持在相對(duì)較低水平，出水濃度平均值分別為2.60 mg·L-1和1.89 mg·L-1。

圖3 異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)TN的去除效應(yīng)Figure 3 Removal effect of TN by ex-situ ecological combinational remediation technology

圖4 異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)DTN的去除效應(yīng)Figure 4 Removal effect of DTN by ex-situ ecological combinational remediation technology

圖5 異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)的去除效應(yīng)Figure 5 Removal effect of by ex-situ ecological combinational remediation technology

圖6 異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)的去除效應(yīng)Figure 6 Removal effect of by ex-situ ecological combinational remediation technology

圖7 異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)

2.1.6 對(duì)COD的去除效應(yīng)

如圖8 所示，出水中COD為23.58～47.66 mg·L-1，異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)COD總體去除率平均為52.33%。原水水體COD存在顯著差異（P＜0.05），當(dāng)原水水體COD（135.93～355.70 mg·L-1）較高時(shí)，異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)COD總體去除率為64.94～87.00%。其中生態(tài)塘1 對(duì)COD的去除效應(yīng)顯著高于泥膜共生高效混凝凈水系統(tǒng)和生態(tài)塘3（P＜0.05），生態(tài)塘1 出水COD由進(jìn)水的171.07～301.00 mg·L-1降至57.68～72.24 mg·L-1。當(dāng)原水水體COD（41.64～71.24 mg·L-1）較低時(shí)，泥膜共生高效混凝凈水系統(tǒng)對(duì)COD的去除效應(yīng)最好，去除率為44.09%，出水COD平均值降至29.39 mg·L-1。

圖8 異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)COD的去除效應(yīng)Figure 8 Removal effect of CODby ex-situ ecological combinational remediation technology

2.2 異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)水體氮形態(tài)百分含量的影響

圖10 異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)中3種氮形態(tài)占DIN百分比Figure 10 The percentage of 3 nitrogen forms to DIN in ex-situ ecological combination remediation technology

2.3 異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)氮形態(tài)與理化因子的相關(guān)性

表1 不同形態(tài)氮與環(huán)境因子的相關(guān)性Table 1 Correlation between different forms of nitrogen and environmental factors

3 討論

3.1 異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)氮的去除效應(yīng)

泥膜共生高效混凝凈水系統(tǒng)主要是利用自循環(huán)高密度懸浮污泥濾沉技術(shù)，通過添加絮凝劑PAC 完成對(duì)原水懸浮物、COD等的去除和預(yù)處理。PAC是一種羥基化鋁單體的聚合物，極易水解，水解后產(chǎn)生一些帶正電荷的高價(jià)聚合離子[21]，水體中的細(xì)微顆粒或膠體污染物能夠在高價(jià)聚合離子作用下進(jìn)行吸附電中和、吸附架橋或吸附卷掃等作用，使這些細(xì)微物質(zhì)脫離穩(wěn)定狀態(tài)，生成粗大的絮凝體，從水體中沉淀去除[22]。經(jīng)泥膜共生高效混凝凈水系統(tǒng)處理后，水體DO 濃度升高2.19 倍，極顯著高于原水DO 濃度（P＜0.01），水體濁度降低85.91%，極顯著低于原水濁度（P＜0.01）。但混凝主要是去除水中懸浮物和膠體物質(zhì)，對(duì)于中性和溶解性的、TN 的去除效果較差。另外，在水中其他污染物質(zhì)被去除的同時(shí)，大量有機(jī)碳也被去除，使得C/N 降低，反硝化所需能量及電子供體不足，脫氮效率下降，導(dǎo)致及TN去除效果不佳。

生態(tài)塘1 中主要工藝為圍隔阻控、掛膜濾料和曝氣。本研究發(fā)現(xiàn)，生態(tài)塘1對(duì)去除效應(yīng)最好且具有穩(wěn)定性，去除率最高可達(dá)89.28%，對(duì)TN 和DTN去除效應(yīng)良好，去除率分別為38.03%和43.91%。這是由于圍隔阻控工程技術(shù)形成塘內(nèi)整體推流布局的水動(dòng)力條件，并盡量避免了塘內(nèi)出現(xiàn)短流區(qū)。物理的沉淀和吸附、生物的同化利用等對(duì)水體中污染物質(zhì)進(jìn)行多級(jí)轉(zhuǎn)化降解去除[23]，促進(jìn)了水體污染物自然降解、凈化功能。好氧微生物的氨化過程是耗氧過程，有研究表明，底部微孔曝氣（MA）可顯著提高池塘水體DO 水平，MA 增強(qiáng)了池底的氧化還原電位，促進(jìn)好氧微生物的增長[24]。生態(tài)塘1 中曝氣工藝的存在保證了水體DO 的濃度，DO 能夠滿足好氧氨氧化細(xì)菌進(jìn)行硝化反應(yīng)，將轉(zhuǎn)化為，實(shí)現(xiàn)的有效去除[25-26]。江成等[27]的研究也發(fā)現(xiàn)多段好氧式“生物+生態(tài)”組合工藝是硝化作用去除的關(guān)鍵。但在生態(tài)塘1 中濃度并未出現(xiàn)明顯上升現(xiàn)象，且水體流經(jīng)生態(tài)塘1 后其pH 有一定程度的升高，這說明生態(tài)塘1 中同時(shí)進(jìn)行著反硝化反應(yīng)。本工程中，掛膜濾料構(gòu)造的厭氧/缺氧-好氧環(huán)境為微生物提供了良好生存環(huán)境，使得微生物在氮的去除方面有較大貢獻(xiàn)，研究表明微生物的反硝化可去除54%～94%的TN[28]。生態(tài)塘1出水呈上升趨勢(shì)，也說明了微生物進(jìn)行著較為強(qiáng)烈的反硝化反應(yīng)作為反硝化反應(yīng)的中間產(chǎn)物，微生物在不同環(huán)境條件下的不同生物活性可能會(huì)造成反硝化過程中的積累[29]，其主要原因是碳缺乏會(huì)導(dǎo)致硝酸鹽與亞硝酸鹽反硝化過程中的電子競(jìng)爭[30]。

生態(tài)塘2和生態(tài)塘3的主要工藝為沉水植物種植和微孔曝氣。植物修復(fù)主要是通過植物或附著植物微生物進(jìn)行降解、吸收、代謝作用來達(dá)到去除污染物的目的[31]。沉水植物直接吸收并同化水體中氮為生長所需的蛋白質(zhì)、核酸等物質(zhì)[32]。但植物對(duì)不同形態(tài)氮的吸收存在較大差異，研究表明[33-34]，當(dāng)和同時(shí)存在時(shí)，是植物、微生物吸收的首選氮源，這是因?yàn)槲胀枰母嗄芰?。生態(tài)塘2 對(duì)的去除效應(yīng)較其他幾種氮更為顯著的原因之一可能就是微生物和植物的優(yōu)先利用。但同化吸收并非沉水植物去除氮的主要機(jī)制，研究表明[35-38]，同化吸收對(duì)氮的去除僅占TN 去除量的1.65%～15.69%，而植物增效作用對(duì)水體氮的去除率為33.45%～47.14%。沉水植物對(duì)水體氮去除的主要機(jī)制為沉水植物與微生物的協(xié)同轉(zhuǎn)化[39]，通過沉水植物根際泌氧和分泌有機(jī)碳源等物質(zhì)，增加微生物的豐度、多樣性和植物根系的活性[40]，數(shù)量、活性增加的氮循環(huán)微生物與植物共同起到去除水體中氮的作用。此外，沉水植物可以通過光合作用增加水體DO 濃度，且可形成以植物葉片、根系為中心的好氧-缺氧微環(huán)境[41]，有利于硝化反硝化作用的發(fā)生。生態(tài)塘2出水中濃度仍較高，且濃度高于濃度，說明生態(tài)塘2中反硝化不完全。這可能是生態(tài)塘2 中COD濃度和沉水植物根系分泌物不能提供充足碳源供反硝化細(xì)菌正常生長[42]，以致微生物反硝化作用不完全。而生態(tài)塘3 對(duì)的去除效應(yīng)顯著低于生態(tài)塘2（P＜0.05），同時(shí)也顯著低于生態(tài)塘3 對(duì)的去除效應(yīng)（P＜0.05），這可能是由于生態(tài)塘3 水體濁度極顯著高于生態(tài)塘2（P＜0.01），使得生態(tài)塘3中沉水植物光合作用受到抑制，植物生長狀況受影響，泌氧減少，水體DO 濃度較低，硝化作用下降，反硝化作用增強(qiáng)，這與水體pH的變化也相吻合。

分析發(fā)現(xiàn)，當(dāng)流經(jīng)異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)的水體中氮素濃度具有較大差異時(shí)，各處理單元對(duì)氮的去除效應(yīng)表現(xiàn)不同。通過將水體高濃度氮和低濃度氮分別與環(huán)境因子進(jìn)行Pearson 相關(guān)性分析，發(fā)現(xiàn)高濃度氮常與環(huán)境因子溫度的相關(guān)性較大，呈顯著或極顯著負(fù)相關(guān)，即溫度越高，水體氮濃度相對(duì)越低，氮的去除效應(yīng)相對(duì)較高。而低濃度氮與DO 相關(guān)性更強(qiáng)，生態(tài)塘1 和生態(tài)塘2 中低濃度TN 和DTN 與DO 均呈現(xiàn)顯著或極顯著負(fù)相關(guān)性，當(dāng)DO 濃度較高時(shí)，氮濃度較低，脫氮性能上升。當(dāng)流經(jīng)異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)的水體中各形態(tài)氮濃度相對(duì)較低時(shí)，各處理單元對(duì)其去除率往往不如水體較高濃度氮時(shí)的去除率，并且在水體氮濃度較低時(shí)出現(xiàn)氮濃度不降反升的現(xiàn)象。這可能是因?yàn)楸狙芯恐兴w氮主要存在形態(tài)為，去除主要通過硝化反應(yīng)，當(dāng)DO 濃度下降時(shí)不利于的去除，因此對(duì)于TN 和DTN 的去除也會(huì)產(chǎn)生影響。Wu等[43]的研究也發(fā)現(xiàn)當(dāng)?shù)妮斎胨俾式档蜁r(shí)，去除率較低。此外，底泥中富集的內(nèi)源污染物也可能通過分子擴(kuò)散和濃度梯度擴(kuò)散作用釋放到水體[44-46]。燕文明等[47]的研究表明，、作為水體環(huán)境中最“活潑”的氮賦存形態(tài)，能夠從底泥中擴(kuò)散遷移至水體中。進(jìn)入生態(tài)塘3的水體經(jīng)前置處理單元凈化后氮濃度通常較低，但也有氮濃度較高的情況，這就導(dǎo)致了生態(tài)塘3 對(duì)氮的去除率處于波動(dòng)狀態(tài)。

3.2 異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)水體氮形態(tài)百分含量的影響

水體中氮形態(tài)主要分為有機(jī)氮和無機(jī)氮。本實(shí)驗(yàn)中，DIN 為水體中主要存在形式，這與一些研究結(jié)果一致[48-49]。是異養(yǎng)細(xì)菌分解含氮有機(jī)物質(zhì)的主要產(chǎn)物[50]，原水中為水體DIN 的主要形式，說明水體受有機(jī)污染較為嚴(yán)重[51]，這可能是由于河流上游建有養(yǎng)殖場(chǎng)。經(jīng)泥膜共生高效混凝凈水系統(tǒng)處理，水體所占比例仍為最高，與原水相比有下降趨勢(shì)但變化較小，這也可能與水流在泥膜共生高效混凝凈水系統(tǒng)中停留時(shí)間較短有關(guān)。停留時(shí)間較短會(huì)增大進(jìn)水負(fù)荷，過高的進(jìn)水負(fù)荷會(huì)使水流發(fā)生過度流動(dòng)，導(dǎo)致硝化作用缺乏，使得脫氮性能不佳[52]，進(jìn)而使NH+4-N 所占比例變化較小。隨著水體流經(jīng)各處理單元，NH+4-N 所占比例呈下降趨勢(shì)，和占比呈上升趨勢(shì)。生態(tài)塘1中百分含量分別為37.02%、32.98%和30.01%，生態(tài)塘1 中占比顯著低于泥膜共生高效混凝凈水系統(tǒng)中占比（P＜0.05）。這是由于生態(tài)塘1 中安裝有曝氣裝置對(duì)水體進(jìn)行充氧，同時(shí)掛膜濾料為微生物提供了良好的生存環(huán)境，使好氧微生物、硝化細(xì)菌活性增強(qiáng)，硝化反應(yīng)強(qiáng)烈，轉(zhuǎn)化為N 或[53]，使得占比明顯下降。生態(tài)塘2中和三者的平均占比分別為45.23%、29.55%、25.21%，其中占比顯著高于占比（P＜0.05），可以看出逐漸占據(jù)主導(dǎo)地位占比進(jìn)一步下降。沉水植物莖葉表面是微生物棲息的良好生境，K?rner[54]研究發(fā)現(xiàn)，沉水植物表面富集的大量硝化和反硝化細(xì)菌，有利于水體中的硝化和反硝化作用。但沉水植物的存在使得硝化速率高于反硝化速率[55]，這是由于沉水植物使得DO濃度相對(duì)較高，從而有利于硝化過程而不利于反硝化過程。周裔文等[56]研究發(fā)現(xiàn)，水體濃度較高時(shí)沉水植物優(yōu)先吸收環(huán)境中的，待水體中為主要氮形態(tài)時(shí)，沉水植物才開始吸收。這是由于在被同化時(shí)不需要還原，而需要先被還原才能利用[57]。因此，由于相對(duì)較高的硝化速率以及沉水植物對(duì)的優(yōu)先利用使占比下降，占比升高。生態(tài)塘3 中和三者的平均占比分別為33.63%、28.63%和37.88%。與生態(tài)塘2相比，可以發(fā)現(xiàn)占比呈下降趨勢(shì)，占比略有上升。這可能是因?yàn)橄鄬?duì)生態(tài)塘2 而言，生態(tài)塘3 地勢(shì)略低，且生態(tài)塘3 四周植物較少，由于降雨及其他自然因素有較多泥沙進(jìn)入生態(tài)塘3，導(dǎo)致生態(tài)塘3濁度極顯著高于生態(tài)塘2（P＜0.01），生態(tài)塘3 水體中沉水植物光合作用受抑，DO 減少，有利于反硝化反應(yīng)。因此占比下降，占比升高。

3.3 氮形態(tài)與環(huán)境因子的相關(guān)性

本研究發(fā)現(xiàn)，泥膜共生高效混凝凈水系統(tǒng)、生態(tài)塘1 和生態(tài)塘3 出水濃度與DO 呈極顯著、顯著正相關(guān)，這可能是由于DO 的存在有利于硝化作用的進(jìn)行[58]。作為硝化作用終產(chǎn)物，當(dāng)有利于硝化反應(yīng)時(shí)，濃度也會(huì)增加。Zhuang 等[59]的研究也發(fā)現(xiàn)曝氣可以增強(qiáng)氨氧化，即DO 增加有利于氨氧化反應(yīng)產(chǎn)出。生態(tài)塘2 出水濃度與DO 呈極顯著負(fù)相關(guān)。類似地，Chen 等[60]在人工潛流濕地中發(fā)現(xiàn)，DO 降低有利于脫氮，但限制了的去除濃度較高。Cui等[61]研究發(fā)現(xiàn)，濕地對(duì)的去除效率與DO 呈顯著正相關(guān)，即濃度與DO 呈負(fù)相關(guān)。這是由于較低的DO 濃度使?jié)竦爻霈F(xiàn)厭氧條件，促進(jìn)了反硝化作用，抑制了硝化作用。

3 個(gè)生態(tài)塘TN 均與溫度具有極顯著負(fù)相關(guān)，生態(tài)塘2 出水濃度與溫度也具有極顯著負(fù)相關(guān)性。段田莉等[62]發(fā)現(xiàn)人工濕地單一處理單元及組合工藝對(duì)TN的去除率與溫度呈正相關(guān)，即TN、濃度與溫度具有負(fù)相關(guān)性。Huang 等[63]的研究表明，隨著溫度的升高，濕地TN、的去除效果不斷增加，且種植植物的濕地比未種植植物的濕地對(duì)溫度變化更敏感。這是由于溫度升高使得硝化細(xì)菌活性不斷升高，繁殖速度加快，有利于TN、的去除。同時(shí)溫度也會(huì)影響植物的生理生態(tài)特征，增加沉水植物對(duì)無機(jī)氮的吸收，并影響根際微環(huán)境[64]。但生態(tài)塘3出水和DTN 與溫度呈極顯著正相關(guān)，可能是生態(tài)塘3 底泥中的微生物對(duì)溫度變化更為敏感，在溫度的變化下使得底泥中氮釋放。

4 結(jié)論

（1）異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)不同濃度氮的總?cè)コ?yīng)具有較好穩(wěn)定性，對(duì)受污染水體修復(fù)效率較高。對(duì)的去除率顯著高于對(duì)其他形態(tài)氮的去除率（P＜0.05），具有最好的去除效應(yīng)，去除率平均為88.03%，出水濃度平均為0.62 mg·L-1；對(duì)水體中TN 和DTN 的去除率分別為73.35%和77.67%，出水濃度分別為2.60 mg·L-1和1.89 mg·L-1，顯著高于對(duì)的去除效應(yīng)（P＜0.05）。

（2）不同異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)單元對(duì)水中氮的去除機(jī)理具有差異。泥膜共生高效混凝凈水系統(tǒng)通過吸附電中和、吸附架橋等作用實(shí)現(xiàn)對(duì)原水預(yù)處理；生態(tài)塘1 氮的去除主要依靠微生物的硝化、反硝化作用；生態(tài)塘2 氮去除的主要途徑為植物增效作用下的硝化作用以及少量的植物吸收和微生物反硝化作用；生態(tài)塘3主要通過反硝化作用實(shí)現(xiàn)對(duì)氮的去除。

（3）各異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)單元中，水體氮以DIN為主要存在形式；原水中DIN占TN的76%～96%，為原水水體DIN 的主要形式。泥膜共生高效混凝凈水系統(tǒng)在DIN 中所占比例最高，平均為62.51%；生態(tài)塘1 中占比下降顯著（P＜0.05），降至37.02%；生態(tài)塘2 中占比顯著高于占比（P＜0.05），分別為45.23%和25.21%；生態(tài)塘3 中占比呈下降趨勢(shì)，占比上升，分別為33.63%和37.88%。

（4）環(huán)境因子（DO、溫度、pH 和濁度）主要通過影響混凝效果、硝化-反硝化反應(yīng)、植物及微生物生長代謝調(diào)控異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)的氮去除過程。泥膜共生高效混凝凈水系統(tǒng)出水與DO、pH 均呈極顯著正相關(guān)。3 個(gè)生態(tài)塘出水TN 與溫度呈極顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.01），其他不同氮形態(tài)與環(huán)境因子（DO、溫度、pH和濁度）之間表現(xiàn)出不同的相關(guān)性。

（5）由于工程時(shí)間安排及疫情防控原因，本研究樣品采集頻率與次數(shù)受到一定影響，為深入探究異位生態(tài)組合修復(fù)技術(shù)對(duì)水體不同形態(tài)氮的去除效應(yīng)，建議今后類似研究進(jìn)行全年采樣分析。