污水氮浓度和NH4+/NO3-比对粉绿狐尾藻去氮能力和植物体氮组分的影响

引用本文

马永飞, 杨小珍, 赵小虎, 胡承孝, 谭启玲, 孙学成, 吴金水. 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻去氮能力和植物体氮组分的影响[J]. 环境科学, 2018, 39(3): 1167-1179. 复制到剪切板

MA Yong-fei, YANG Xiao-zhen, ZHAO Xiao-hu, HU Cheng-xiao, TAN Qi-ling, SUN Xue-cheng, WU Jin-shui. Effects of Wastewater Nitrogen Concentrations and NH₄⁺/NO₃^- on Nitrogen Removal Ability and the Nitrogen Component of Myriophyllum aquaticum (Vell.) Verdc[J]. Environmental Science, 2018, 39(3): 1167-1179. 复制到剪切板

污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻去氮能力和植物体氮组分的影响

马永飞¹, 杨小珍¹, 赵小虎¹, 胡承孝¹, 谭启玲¹, 孙学成¹, 吴金水²

1. 华中农业大学资源与环境学院, 新型肥料湖北省工程实验室, 武汉 430070;
2. 中国科学院亚热带农业生态研究所, 长沙 410000

收稿日期: 2017-06-14; 修订日期: 2017-08-28

基金项目: 国家外国专家局"学校特色"项目（农业环境污染防治）

作者简介: 马永飞(1991~), 男, 硕士, 主要研究方向为水污染修复, E-mail:303282317@qq.com

通信作者: 胡承孝, E-mail:hucx@mail.hzau.edu.cn

摘要: 采用溶液培养法，设置3个氮浓度20、100、200 mg ·L^-1和3个NH₄⁺/NO₃^-比1：0、0.5：0.5、0：1，研究污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻去氮能力和植物体氮组分的影响.结果表明，粉绿狐尾藻的生物量在第1周增长最快，其中氮浓度20 mg ·L^-1、100 mg ·L^-1时，生物量以NH₄⁺/NO₃^-=1：0处理最大；氮浓度200 mg ·L^-1时，以NH₄⁺/NO₃^-=0.5：0.5处理最大.粉绿狐尾藻在第1周对总氮、铵态氮和硝态氮去除速率最高，且随氮浓度升高而增加；氮浓度20 mg ·L^-1时，铵态氮和硝态氮的去除率无显著差异，氮浓度100 mg ·L^-1、200 mg ·L^-1时硝态氮的去除率高于铵态氮.粉绿狐尾藻氮积累量及对水体和底泥氮去除的贡献率均随氮浓度升高而增加，其氮含量和积累量均以第1周增长最快，氮浓度20 mg ·L^-1时氮积累贡献率以NH₄⁺/NO₃^-=0：1最大，氮浓度100 mg ·L^-1、200 mg ·L^-1时以NH₄⁺/NO₃^-=0.5：0.5最大.粉绿狐尾藻体内蛋白质、氨基态氮和硝态氮的含量均随氮浓度的升高而增加，且蛋白质>氨基态氮>硝态氮；NH₄⁺/NO₃^-为1：0和0.5：0.5时蛋白质含量较高，NH₄⁺/NO₃^-=1：0时氨基态氮含量最高，NH₄⁺/NO₃^-=0：1时硝态氮含量最高.由此说明，在试验范围内，粉绿狐尾藻的去氮能力随污水氮浓度升高而提高，可以用于高氮浓度污水修复；粉绿狐尾藻喜铵态氮，但在100 mg ·L^-1以上的高氮浓度下以硝铵等比时生长和去除氮能力最强；粉绿狐尾藻体内氮组分受硝铵比调节，蛋白氮比例最高，铵态氮和硝态氮则分别随污水NH₄⁺和NO₃^-比升高而提高.

关键词: 粉绿狐尾藻污水氮浓度 NH₄⁺/NO₃^- 氮积累氮组分

Effects of Wastewater Nitrogen Concentrations and NH₄⁺/NO₃^- on Nitrogen Removal Ability and the Nitrogen Component of Myriophyllum aquaticum (Vell.) Verdc

MA Yong-fei¹ , YANG Xiao-zhen¹ , ZHAO Xiao-hu¹ , HU Cheng-xiao¹ , TAN Qi-ling¹ , SUN Xue-cheng¹ , WU Jin-shui²

1. Hubei Provincial Engineering Laboratory for New-type Fertilizer, College of Resource and Environment, Huazhong Agricultural University, Wuhan 430070, China;
2. Institute of Subtropical Agriculture, Chinese Academy of Sciences, Changsha 410000, China

Abstract: Solution culture experiments were conducted to investigate the effect of wastewater nitrogen levels and NH₄⁺/NO₃^- on nitrogen removal ability and the nitrogen component of Myriophyllum aquaticum. Experiments with three nitrogen levels and NH₄⁺/NO₃^- were set up as follows:20, 100, and 200 mg·L^-1and NH₄⁺/NO₃^- 1:0, 0.5:0.5, and 0:1. The results showed that the biomass of plants increased fastest during the first week. The plants treated with NH₄⁺/NO₃^-=1:0 with nitrogen levels of 20 and 100 mg·L^-1 and those treated with NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5 with a nitrogen concentration of 200 mg·L^-1 exhibited higher biomass than the others. The removal rates of water total nitrogen, ammonium nitrogen, and nitrate nitrogen during the first week were the maximum for all treatments and increased with water nitrogen levels. There were no significant differences in the removal rate between ammonium nitrogen and nitrate nitrogen with a nitrogen level of 20 mg/L, while with nitrogen levels of 100 and 200 mg·L^-1, the nitrate removal rates were higher than those for ammonium nitrogen. The Myriophyllum aquaticum nitrogen accumulation and its contribution rate to nitrogen removal from water and sediment were all increased with water nitrogen levels and increased fastest during the first week. The contribution rate of nitrogen accumulated by plants with NH₄⁺/NO₃^-=0:1 was the highest with nitrogen levels of 20 mg·L^-1, while plants with NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5 were the highest with nitrogen levels of 100 and 200 mg·L^-1. The protein, amino, and nitrate nitrogen contents in Myriophyllum aquaticum plants were all increased by increasing water nitrogen levels with a ranking of protein content > amino nitrogen content > nitrate nitrogen content. The protein concentrations in plants with NH₄⁺/NO₃^-=1:0 and NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5 were higher regardless of water nitrogen levels, while the amino nitrogen concentration in plants with NH₄⁺/NO₃^-=1:0 and the nitrate nitrogen content in plants with NH₄⁺/NO₃^-=0:1 were higher than the others. It was concluded that the nitrogen removal ability of Myriophyllum aquaticum was improved by raising water nitrogen levels under the tested condition, which indicates that Myriophyllum aquaticum could purify high nitrogen wastewater. Myriophyllum aquaticum is an ammonium-nitrophile, but had the strongest capacity for growing and removing wastewater nitrogen exhibited with higher than 100 mg·L^-1 nitrogen levels only with equal NH₄⁺ to NO₃^-. The nitrogen component concentrations of protein, amino, and nitrate in Myriophyllum aquaticum plant were all affected by the ratio of NH₄⁺/NO₃^-.

Key words: Myriophyllum aquaticum wastewater nitrogen concentrations NH₄⁺/NO₃^- nitrogen accumulation nitrogen component

水污染是目前湖泊等天然水体面临的最为严重的问题, 而面源污染的原因是水体中氮磷等营养元素的增加, 其中氮是主要的限制因子之一^[1~3].水体污染会使脆弱的水生生态系统遭到破坏, 影响人类的生产和生活活动^[4].氮是植物生长所必需的营养元素, 水生植物是水生生态系统的重要组成部分, 能够从水体中吸收氮供给自身生长的需要, 从而达到去除水体氮的目的^{[3, 5, 6]}.粉绿狐尾藻具有适应性强、生物量增长快和耐污染能力强等优点, 是污水生态处理和控制农业面源污染的重要植物^[7], 对氮具有较强的去除能力, 不仅能够净化水体^[8~10], 且能够分泌某些化感物质抑制藻类的生长, 破坏藻细胞的超微结构、抑制藻类的光合作用和呼吸作用、影响细胞内某些蛋白质的合成和酶的活性, 从而实现对藻类生长的抑制甚至死亡^[11~14].粉绿狐尾藻富含粗蛋白, 还能够做成优良的饲料, 为其资源化利用提供了有利条件^{[15, 16]}.本课题组已有试验结果证明, 粉绿狐尾藻的氮含量和积累量在污水氮浓度为20、100、200 mg·L^-1时存在显著差异, 随氮浓度升高而增加, 但有关NH₄⁺、NO₃^-及其比例对粉绿狐尾藻去氮能力、体内氮积累及组分的影响尚不清楚.本文采用溶液培养试验, 研究污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻去氮能力和氮组分的影响, 明确粉绿狐尾藻对不同氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比污水的去氮能力及氮形态转化的影响, 以期为污水修复、净化和粉绿狐尾藻的资源再利用提供依据和技术.

1 材料与方法 1.1 试验材料

试验材料粉绿狐尾藻采自华中农业大学生态基地培养池, 供试水体和底泥取自华中农业大学南湖池塘.污水和底泥的基本理化性质：污水总氮浓度为0.70 mg·L^-1, 铵态氮浓度为0.52 mg·L^-1, 硝态氮浓度为0.06 mg·L^-1, 总磷浓度为0.12 mg·L^-1, 溶解氧浓度为6.45 mg·L^-1, pH为6.97, 底泥全氮含量为3.58g·kg^-1.试验于夏季自然光照条件下在华中农业大学资源与环境学院校内实习基地进行, 时间为2016年6月19日至2016年7月25日, 期间测定水温为21.9~32.0℃, 室温为21.5~33.2℃.

1.2 试验处理

试验采用高40 cm, 桶口直径35 cm, 体积为20 L的塑料桶, 每个塑料桶盛装污水的体积为18 L, 底泥过筛且每桶盛装重量为5 kg(含水率45.3%, 折合风干土2.74 kg), 厚度约为5 cm.试验设置3个污水氮浓度(20、100、200 mg·L^-1)和3个NH₄⁺/NO₃^-比(1:0、0.5:0.5、0:1), 总磷的浓度均调节为15.9 mg·L^-1, 共9个处理, 水体的铵态氮用NH₄Cl补充, 硝态氮用KNO₃补充, 总磷用KH₂PO₄补充.试验开始前粉绿狐尾藻用清水驯化7 d, 选取生长旺盛, 形态大小均匀的粉绿狐尾藻剪取(20±1)cm长的茎, 每个处理生物量为(100±2)g, 重复4次.每天定时用纯水补充蒸发水量以保证体积恒定.

1.3 监测指标与方法

试验期间分别于7、14、21、28、35 d测定粉绿狐尾藻的生物量以及水体总氮、铵态氮、硝态氮; 采集不同处理植物样和底泥用于氮含量测定; 35 d收获后测定氮在植物体内的主要存在形态(蛋白质、硝态氮、氨基酸).总氮采用过硫酸钾消解-紫外分光光度法测定; 铵态氮用纳氏试剂比色法测定; 硝态氮用紫外分光光度法测定^[17]; 粉绿狐尾藻体氮含量用浓H₂SO₄-H₂O₂消化-半微量蒸馏法测定; 底泥中全氮用凯氏-蒸馏法测定^[18]; 蛋白质含量用考马斯亮蓝G-250法测定; 硝态氮含量用比色法测定^[19]; 氨基态氮含量用茚三酮试剂显色法测定^[20].

1.4 数据分析

采用Excel 2013软件统计数据, 用Sigmaplot 10.0绘制图表, 采用SPSS 18.0软件对试验数据进行方差分析和显著性分析.

2 结果与分析 2.1 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻生物量的影响

粉绿狐尾藻的生物量和生物量增长速率随时间因污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的变化而不同(表 1和2).不同处理粉绿狐尾藻的生物量均在0~14 d增长最快, 其中0~7 d生物量增长速率最大约为7~14 d的1.79~3.14倍, 氮浓度200 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理在14~21 d仍具有相对较高的生长速率, 其它处理14 d后生物量增长速率显著降低.氮浓度20 mg·L^-1、100 mg·L^-1时以NH₄⁺/NO₃^-=1:0的生物量最大, 且氮浓度20 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理生物量均在28 d达到最大; 氮浓度200 mg·L^-1时以NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5处理生物量最大, 且生物量均在21 d达到最大.粉绿狐尾藻在氮浓度为20 mg·L^-1、100 mg·L^-1时, 可能主要以铵态氮作为氮源供给植物生长的需求, NH₄⁺/NO₃^-=1:0的生物量显著高于NH₄⁺/NO₃^-为0.5:0.5和0:1的处理, 而氮浓度为200 mg·L^-1时, 铵态氮和硝态氮平衡更有利于粉绿狐尾藻的生长.由此说明, 氮浓度200 mg·L^-1时, 粉绿狐尾藻以NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5处理生长最好, 铵态氮和硝态氮的平衡更有利于其生长, 且由于氮供应充足不同NH₄⁺/NO₃^-比处理生物量均在21 d达到最大; 氮浓度20 mg·L^-1、100 mg·L^-1时, 可能以铵态氮作为主要氮源, 生物量均以NH₄⁺/NO₃^-=1:0处理最大.

表 1 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻生物量的影响¹⁾/g Table 1 Effects of wastewater nitrogen concentrations and NH₄⁺/NO₃^- on the biomass of Myriophyllum aquaticum/g

天数/d	氮浓度/mg·L^-1
	20			100			200
	1:0	0.5:0.5	0:1	1:0	0.5:0.5	0:1	1:0	0.5:0.5	0:1
0	100.00±0.00c	100.00±0.00c	100.00±0.00d	100.00±0.00d	100.00±0.00c	100.00±0.00c	100.00±0.00d	100.00±0.00d	100.00±0.00e
7	243.00±7.39b	206.00±8.60b	201.67±8.02c	221.00±11.27c	218.33±23.71b	199.00±2.65b	228.00±6.56c	248.67±27.15c	220.00±6.48d
14	302.47±22.59a	265.10±12.28a	246.82±11.59b	274.18±16.62b	270.02±5.13a	242.66±5.86a	289.16±15.04ab	320.88±24.58b	258.19±1.89c
21	309.97±8.66a	262.54±18.52a	272.37±20.01a	286.74±3.61b	274.62±10.07a	256.33±17.62a	311.38±23.54a	377.82±14.42a	296.71±10.81a
28	324.78±26.69a	279.73±26.92a	277.74±11.85a	295.18±10.07b	265.06±12.86a	252.22±15.59a	295.16±22.37ab	372.63±13.53a	294.87±7.94ab
35	323.97±4.92a	261.10±12.37a	275.36±4.73a	333.84±24.54a	270.01±13.05a	251.26±14.01a	273.41±18.5b	363.12±10.02a	283.68±13.18b
1)P < 0.05, 不同字母表示同一氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-不同时间生物量差异显著

表 2 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻生物量增长速率的影响/g·d^-1 Table 2 Effects of wastewater nitrogen concentrations and NH₄⁺/NO₃^- on the biomass accumulation rates of Myriophyllum aquaticum/g·d^-1

2.2 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻去氮能力和效果的影响 2.2.1 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻总氮去除能力的影响

不同处理总氮浓度随粉绿狐尾藻处理时间增长而降低, 且因污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的变化而不同(表 3).氮浓度20 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理, 0~7 d总氮的去除率为85.2%~93.3%, 其中以NH₄⁺/NO₃^-=1:0的处理去除率最高, 14 d后总氮浓度均保持在较低的水平, 35 d时去除率为95.1%~95.4%, 且不同NH₄⁺/NO₃^-比处理间总氮浓度无显著差异; 氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理, 0~7d总氮的去除率分别为75.9%~96.7%、63.2%~91.8%, 且均以NH₄⁺/NO₃^-=0:1处理去除率最高, 35 d时去除率分别为95.1%~98.5%、82.7%~99.3%.不同处理总氮的去除速率均在0~7 d最高, 去除速率随总氮浓度而升高而增加.氮浓度20 mg·L^-1时, NH₄⁺/NO₃^-=1:0处理去除速率最高; 氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1时, NH₄⁺/NO₃^-=0:1处理去除速率最高. 7 d后不同处理总氮去除速率随时间降低, 且氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1时, NH₄⁺/NO₃^-=1:0处理去除速率显著高于其它处理, 28~35 d水体总氮的浓度基本保持稳定.综上所述, 不同氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比污水总氮均在0~7 d去除速率最高, 且能够达到较高的去除率, 总氮的去除速率随氮浓度的升高而增加, 氮浓度20 mg·L^-1时, 以NH₄⁺/NO₃^-=1:0去除率和去除速率最高, 氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1时, 以NH₄⁺/NO₃^-=0:1去除率和去除速率最高.不同处理总氮的去除速率随时间逐渐降低, 其中氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1时, NH₄⁺/NO₃^-=1:0处理总氮浓度呈持续下降的趋势. 35 d时除氮浓度200 mg·L^-1的NH₄⁺/NO₃^-=1:0处理, 不同处理总氮的去除率均达到95%以上, 粉绿狐尾藻对污水中总氮的去除受污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的影响.

表 3 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻总氮去除能力的影响¹⁾/mg·L^-1 Table 3 Effects of wastewater nitrogen concentrations and NH₄⁺/NO₃^- on total nitrogen removal ability of Myriophyllum aquaticum/mg·L^-1

2.2.2 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻铵态氮去除能力的影响

不同处理铵态氮浓度随粉绿狐尾藻处理时间增长而降低, 且因污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的变化而不同(表 4).处理7 d时, 氮浓度20、100、200 mg·L^-1的NH₄⁺/NO₃^-为1:0、0.5:0.5的处理铵态氮的去除率分别为91.7%和96.3%、68.2%和95.9%、72.0%和93.2%; 35 d时除氮浓度200 mg·L^-1的NH₄⁺/NO₃^-=1:0处理铵态氮去除率为87.36%, 其它处理去除率基本均达到100%.不同氮浓度时, NH₄⁺/NO₃^-=0:1处理铵态氮浓度均出现增长, 但试验期间一直维持在较低的水平.不同处理铵态氮的去除速率均在0~7 d最高, 且去除速率随铵态氮浓度的升高而增加即以NH₄⁺/NO₃^-=1:0最高, 随后随时间逐渐降低.氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1时, NH₄⁺/NO₃^-=1:0处理在7~21 d仍具有较高的去除速率, 21~35 d铵态氮的浓度保持稳定.由上可知, 不同氮浓度的NH₄⁺/NO₃^-为1:0和0.5:0.5时, 处理7 d时铵态氮均能达到较高的去除率, 且0~7 d铵态氮的去除速率均以NH₄⁺/NO₃^-=1:0最高, 随后去除速率逐渐下降; 氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1的NH₄⁺/NO₃^-=1:0处理在7~21 d仍具有较高的去除速率, 其它处理7 d后铵态氮浓度基本保持稳定, 35 d时不同处理铵态氮的去除率均接近100%.粉绿狐尾藻对铵态氮的去除能力受污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-的影响.

表 4 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻铵态氮去除能力的影响¹⁾/mg·L^-1 Table 4 Effects of wastewater nitrogen concentrations and NH₄⁺/NO₃^- on ammonium nitrogen removal ability of Myriophyllum aquaticum/mg·L^-1

2.2.3 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻硝态氮去除能力的影响

不同氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比污水硝态氮浓度随粉绿狐尾藻处理时间而增长降低(表 5).氮浓度20、100、200 mg·L^-1时, NH₄⁺/NO₃^-为0.5:0.5和0:1的处理在7 d时硝态氮的去除率分别为93.9%和91.5%、86.2%和97.8%、94.6%和94.8%, 去除率均接近100%.氮浓度20 mg·L^-1的NH₄⁺/NO₃^-=1:0处理, 硝态氮的浓度有所升高, 但保持在较低的浓度范围内; 氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1时, 该处理硝态氮的浓度呈先升高后降低的趋势.硝态氮的去除速率随水体硝态氮浓度的升高而增加, 不同氮浓度时NH₄⁺/NO₃^-为0.5:0.5和0:1的处理均在0~7 d硝态氮的去除速率最高, 7 d后去除速率显著降低, 21 d后硝态氮的浓度保持在较低的浓度范围.综上所述, 不同氮浓度时NH₄⁺/NO₃^-为0.5:0.5和0:1的处理硝态氮在7 d时去除率超过90%, 且去除速率均在0~7 d最大, 硝态氮的去除速率随硝态氮浓度的升高而增加.氮浓度20 mg·L^-1时NH₄⁺/NO₃^-=1:0处理硝态氮浓度有所升高但维持在相对较低的浓度水平, 氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1时NH₄⁺/NO₃^-=1:0的处理硝态氮的浓度呈先升高后降低的趋势.粉绿狐尾藻对硝态氮去除能力受污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-的影响.

表 5 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻硝态氮去除能力的影响¹⁾/mg·L^-1 Table 5 Effects of wastewater nitrogen concentrations and NH₄⁺/NO₃^- on nitrate nitrogen removal ability of Myriophyllum aquaticum/mg·L^-1

2.3 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻氮含量和氮积累的影响 2.3.1 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻氮含量的影响

粉绿狐尾藻氮含量随时间因污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的变化而不同(表 6).不同处理粉绿狐尾藻氮含量在0~7 d显著增加, 7 d后随时间变化不大, 氮含量随氮浓度的升高而增加. 7~35 d期间, 氮浓度20 mg·L^-1、100 mg·L^-1时, 粉绿狐尾藻氮含量分别为1.94%~2.96%、3.45%~4.16%, 平均氮含量均以NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5最高; 氮浓度200 mg·L^-1时, 氮含量为4.36%~6.03%, 7~35 d平均氮含量以NH₄⁺/NO₃^-=1:0最高.综上所述, 粉绿狐尾藻氮含量受污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-的影响, 0~7 d增长最快可能与试验前粉绿狐尾藻受驯化处理, 体内营养物质极度缺乏有关, 氮含量随污水氮浓度的升高而增加, 且因NH₄⁺/NO₃^-比的变化而不同.

表 6 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻氮含量的影响/%¹⁾ Table 6 Effects of wastewater nitrogen concentrations and NH₄⁺/NO₃^- on nitrogen content of Myriophyllum aquaticum/%

2.3.2 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻不同部位氮含量的影响

粉绿狐尾藻不同部位氮含量因污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的变化而不同(表 7).粉绿狐尾藻水上部分和水下部分氮含量随氮浓度的升高显著增加.氮浓度20 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理, 粉绿狐尾藻水上部分和水下部分干物质氮含量无显著差异; 氮浓度100 mg·L^-1时, NH⁴⁺/NO₃^-=0.5:0.5处理水上部分氮含量显著高于NH⁴⁺/NO₃^-为1:0和0:1的处理, 水下部分氮含量无显著差异; 200 mg·L^-1时, NH⁴⁺/NO₃^-为1:0和0.5:0.5的处理水上部分氮含量显著高于NH₄⁺/NO₃^-=0:1处理, 水下部分氮含量无显著差异.不同处理水上部分的氮含量均高于水下部分, 水上部分氮含量/水下部分氮含量之比均以NH₄⁺/NO₃^-=1:0最大, 且其比值随氮浓度的升高而降低.综上所述, 粉绿狐尾藻水上部分和水下部分氮含量均随氮浓度升高而增加, 且因NH₄⁺/NO₃^-比的变化不同, 同一氮浓度的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理水下部分氮含量无显著差异.水上部分氮含量/水下部分氮含量之比随氮浓度升高和铵态氮比例的降低而减小, 氮的分配机制可能发生变化, 氮在植物体内更趋于均匀化分配.

表 7 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻不同部位氮含量的影响¹⁾ Table 7 Effects of wastewater nitrogen concentrations and NH₄⁺/NO₃^- on the nitrogen content in different parts of the Myriophyllum aquaticum

2.3.3 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻干物质氮积累量的影响

粉绿狐尾藻氮积累量随时间因污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的变化而不同(图 1).不同处理粉绿狐尾藻氮积累量均在0~7 d增长最快, 氮积累量和积累速率随氮浓度的升高而增加, 期间氮浓度20、100、200 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理干物质氮积累平均速率分别为0.037~0.059、0.057~0.067和0.090~0.171 g·d^-1; 35 d期间氮积累平均速率分别为0.012~0.016 g·d^-1、0.022~0.026 g·d^-1和0.031~0.049 g·d^-1.氮浓度20 mg·L^-1时, NH₄⁺/NO₃^-为0.5:0.5和0:1的处理在7~28 d氮积累量缓慢增长, 且在28 d时达到最大, NH₄⁺/NO₃^-=1:0处理氮积累增长速率在0~14 d显著高于其它处理, 且氮积累量在35 d时达到最大; 氮浓度100 mg·L^-1时, 不同NH₄⁺/NO₃^-比处理在7~21 d氮积累量增长缓慢, 21 d后出现显著增长, NH₄⁺/NO₃^-=0:1处理在28 d时氮积累量达到最大, NH₄⁺/NO₃^-为1:0和0.5:0.5的处理氮积累量则在35 d时达到最大; 氮浓度200 mg·L^-1时, 不同时间NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5处理氮积累量均高于NH₄⁺/NO₃^-为1:0和0:1的处理, 且在35 d时达到最大, NH₄⁺/NO₃^-为0.5:0.5和0:1的处理氮积累量则在28 d时达到最大.综上所述, 不同处理粉绿狐尾藻氮积累量均在0~7 d增长最快, 积累速率最大, 这可能与试验前粉绿狐尾藻受驯化处理, 粉绿狐尾藻生物量和氮含量快速增长有关; 7 d后氮含量变化不大, 氮积累量随粉绿狐尾藻生物量和含水率的变化而增加.粉绿狐尾藻氮积累量和积累速率随氮浓度升高而增加且因NH₄⁺/NO₃^-比的变化而不同.

图 1 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻氮积累量的影响 Fig. 1 Effects of wastewater nitrogen concentrations and NH₄⁺/NO₃^- on nitrogen accumulation by Myriophyllum aquaticum

2.4 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对底泥氮沉降和释放的影响

底泥氮含量随粉绿狐尾藻处理时间因污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的变化而不同(表 8).氮浓度20 mg·L^-1时, 底泥氮含量随时间无显著变化, 但由于水体氮浓度较低, 底泥会向水体中释放氮供给粉绿狐尾藻的生长需求, 底泥中氮含量随时间呈降低的趋势, 且降低速率在0~7 d最大, 35 d时底泥氮释放量NH₄⁺/NO₃^-=1:0>NH₄⁺/NO₃^-=0:1>NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5.氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1时, 氮通过沉降作用进入底泥, 底泥氮含量在0~7 d增长显著, 7 d后底泥逐渐向水体释放氮, 28~35 d时底泥氮的增加量最小; 35 d时, 氮浓度100 mg·L^-1时, 底泥全氮的增加量NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5>NH₄⁺/NO₃^-=1:0>NH₄⁺/NO₃^-=0:1, 而氮浓度200 mg·L^-1时, NH₄⁺/NO₃^-为1:0和0.5:0.5的处理底泥全氮含量均有所降低, 且底泥全氮含量NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5＜NH₄⁺/NO₃^-=1:0, NH₄⁺/NO₃^-=0:1仍有所增加.综上所述, 氮浓度20 mg·L^-1时, 不同NH₄⁺/NO₃^-比处理底泥氮含量无显著差异, 底泥能够向水体释放氮以满足植物生长的需求; 氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1时, 底泥氮在0~7 d增加量最大, 且随时间逐渐降低, 35 d时底泥氮含量表现为NH₄⁺/NO₃^-=0:1>NH₄⁺/NO₃^-=1:0>NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5.

表 8 不同氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比污水底泥全氮含量随粉绿狐尾藻处理时间的变化¹⁾/g·kg^-1 Table 8 Variations of total nitrogen content in sediments of NH₄⁺/NO₃^- under different wastewater nitrogen concentrations with Myriophyllum aquaticum treatment time/g·kg^-1

天数/d	氮浓度/mg·L^-1
	20			100			200
	1:0	0.5:0.5	0:1	1:0	0.5:0.5	0:1	1:0	0.5:0.5	0:1
0	3.58±0.00a	3.58±0.00a	3.58±0.00a	3.58±0.00a	3.58±0.00a	3.58±0.00ab	3.58±0.00b	3.58±0.00ab	3.58±0.00b
7	3.26±0.08a	3.27±0.24a	3.41±0.07a	3.76±0.47a	3.83±0.24a	3.94±0.05a	4.01±0.04a	4.05±0.35a	4.29±0.27a
14	3.23±0.29a	3.26±0.10a	3.36±0.38a	3.75±0.30a	3.66±0.30a	3.61±0.11ab	3.94±0.16a	3.98±0.22a	3.85±0.43b
21	3.25±0.25a	3.30±0.30a	3.35±0.21a	3.75±0.15a	3.73±0.21a	3.67±0.30ab	3.77±0.18ab	3.68±0.31ab	3.72±0.10b
28	3.15±0.33a	3.24±0.23a	3.20±0.17a	3.67±0.26a	3.49±0.21a	3.53±0.13b	3.70±0.23ab	3.70±0.23ab	3.70±0.23b
35	3.15±0.22a	3.20±0.49a	3.19±0.21a	3.62±0.10a	3.73±0.21a	3.59±0.36ab	3.48±0.21b	3.44±0.06b	3.76±0.18b
1)P < 0.05, 不同字母表示同一氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比不同时间底泥全氮含量差异显著

2.5 粉绿狐尾藻氮积累对不同氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比污水和底泥总氮去除的贡献率及底泥氮沉降对污水总氮去除的贡献率

水体和底泥总氮的去除量随粉绿狐尾藻处理时间因污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的变化而不同(表 9).氮浓度20 mg·L^-1时, 7~21 d以NH₄⁺/NO₃^-=1:0处理水体和底泥总氮的去除量最大, NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5处理去除量最小, 35 d时水体和底泥总氮的去除量NH₄⁺/NO₃^-=1:0>NH₄⁺/NO₃^-=0:1>NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5;氮浓度100 mg·L^-1时, NH₄⁺/NO₃^-=1:0处理在7~28 d水体和底泥总氮的去除量最小且小于氮浓度20 mg·L^-1的处理, 不同NH₄⁺/NO₃^-处理水体和底泥总氮的去除量在28 d时达到最大, 且以NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5处理总氮去除量最大, 35 d时水体和底泥总氮去除量NH₄⁺/NO₃^-=0:1>NH₄⁺/NO₃^-=1:0>NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5, 35 d时氮浓度20 mg·L^-1、100 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理, 水体和底泥总氮的去除量无显著差异; 氮浓度200 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理, 水体和底泥总氮的去除量随时间逐渐增加, 且在35 d时去除量最大, 且NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5>NH₄⁺/NO₃^-=1:0>NH₄⁺/NO₃^-=0:1, 去除量分别为氮浓度20 mg·L^-1、100 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-处理的2.01~2.84倍和1.74~2.93倍.粉绿狐尾藻对水体和底泥总氮的去除量因污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的变化而不同.

表 9 不同氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比污水和底泥总氮的去除量随粉绿狐尾藻处理时间的变化/mg Table 9 Variations in total nitrogen removal of different nitrogen concentrations and NH₄⁺/NO₃^- in wastewater and sediment with Myriophyllum aquaticum treatment time/mg

粉绿狐尾藻氮积累对水体和底泥总氮去除的贡献率随时间因污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的变化而不同(表 10).氮浓度20 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理, 粉绿狐尾藻不同时期氮积累量对水体和底泥总氮去除的贡献率为23.9%~43.5%, 平均为34.1%, 7~35 d粉绿狐尾藻氮积累平均贡献率NH₄⁺/NO₃^-=0:1>NH₄⁺/NO₃^-=1:0>NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5;氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-处理, 粉绿狐尾藻不同时期氮积累对水体和底泥总氮去除的贡献率分别为23.8%~66.1%和32.0%~72.8%, 平均为43.9%和47.0%, 7~35 d粉绿狐尾藻氮积累平均贡献率NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5>NH₄⁺/NO₃^-=1:0>NH₄⁺/NO₃^-=0:1.由此说明, 粉绿狐尾藻氮积累是水体和底泥氮去除的主要途径, 其对水体和底泥氮去除的贡献率随污水氮浓度的升高而增加, 且因NH₄⁺/NO₃^-比的变化而不同.氮浓度为20 mg·L^-1时, 7~35 d平均贡献率NH₄⁺/NO₃^-=0:1>NH₄⁺/NO₃^-=1:0>NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5;氮浓度为100 mg·L^-1、200 mg·L^-1时, 粉绿狐尾藻氮积累均在0~7d对污水和底泥总氮去除的贡献率最大, 且7~35 d平均贡献率NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5>NH₄⁺/NO₃^-=1:0>NH₄⁺/NO₃^-=0:1, 较高氮浓度下铵态氮和硝态氮平衡更有利于粉绿狐尾藻从水体和底泥中吸收积累氮.

表 10 粉绿狐尾藻氮积累对不同氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比污水和底泥总氮去除的贡献率/% Table 10 Nitrogen accumulation contribution rates of Myriophyllum aquaticum on total nitrogen removal with different nitrogen concentrations and NH₄⁺/NO₃^- in wastewater and sediment/%

底泥氮沉降对污水总氮去除的贡献率随时间因污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的变化而不同(表 11).氮浓度20 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理, 试验期间底泥向水体释放氮供给粉绿狐尾藻的生长, 底泥氮含量降低.氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理, 底泥氮沉降对污水总氮去除的贡献率均在0~7 d最大为35.4%~58.6%, 且均以NH₄⁺/NO₃^-=0:1最大.氮浓度100 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理, 7~35 d底泥氮沉降对水体总氮去除的平均贡献率为13.6%~23.5%, 且NH₄⁺/NO₃^-=1:0>NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5>NH₄⁺/NO₃^-=0:1;氮浓度200 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理, 7~35 d底泥氮沉降对水体总氮去除的贡献率为16.1%~24.5%, 平均为21.3%, NH₄⁺/NO₃^-=0:1>NH₄⁺/NO₃^-=1:0>NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5.由此说明, 氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理, 试验初期水体中的氮易沉降进入底泥, 以NH₄⁺/NO₃^-=0:1处理底泥的贡献率最大, 底泥氮沉降是试验初期污水氮去除的主要途径; 底泥氮沉降对水体总氮去除的贡献率随氮浓度的升高而增加, 且因NH₄⁺/NO₃^-比变化而不同. 0~7 d粉绿狐尾藻的干物质氮积累快速增加和底泥氮沉降量增加量最大是其水体氮浓度迅速降低的主要原因.

表 11 底泥氮沉降对不同氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比污水总氮去除的贡献率/% Table 11 Contribution of sediment nitrogen deposition to total nitrogen removal at different nitrogen concentrations and NH₄⁺/NO₃^- in wastewater/%

2.6 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻体内氮组分的影响

粉绿狐尾藻体内蛋白质、氨基态氮和硝态氮的含量因污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的变化而不同(表 12).总体而言, 蛋白质、氨基态氮和硝态氮的含量均随污水氮浓度的升高而增加.氮浓度为20 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理, 粉绿狐尾藻体内蛋白质和氨基态氮的含量无显著差异; 不同氮浓度处理, 蛋白质的含量以NH₄⁺/NO₃^-为1:0和0.5:0.5时较高, 氨基态氮含量以NH₄⁺/NO₃^-=1:0时最高, 硝态氮含量以NH₄⁺/NO₃^-=0:1时最高, 且氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理蛋白质和氨基态氮的含量分别为氮浓度20 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理的1.42~1.72倍、2.21~3.35倍和6.07~13.10倍、6.75~30.20倍.综上所述, 粉绿狐尾藻体内蛋白质、氨基态氮和硝态氮的含量均随氮浓度的升高而增加, 且不同处理均表现为蛋白质含量>氨基态氮含量>硝态氮含量, 氮主要以蛋白质和氨基态氮的形式存在, 有利于粉绿狐尾藻的资源化再利用, 氮组分主要形态基本不受污水氮浓度的影响, 而受NH₄⁺/NO₃^-比的影响.

表 12 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻体内氮组分的影响¹⁾ Table 12 Effects of wastewater nitrogen concentrations and NH₄⁺/NO₃^- on the main forms and contents of nitrogen in Myriophyllum aquaticum

3 讨论 3.1 粉绿狐尾藻生长特性对污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的响应

本文结果表明, 粉绿狐尾藻的生长受污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的影响.不同处理粉绿狐尾藻的生物量均在0~7 d增长最快, 氮浓度20 mg·L^-1、100 mg·L^-1时, 不同时间的生物量均以NH₄⁺/NO₃^-=1:0处理最大; 氮浓度200 mg·L^-1时, 则以NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5处理最大, 且生物量均在21~35 d达到最大.粉绿狐尾藻的生物量在0~7 d增长最快, 这与前一阶段的试验结果一致, 可能与试验前对粉绿狐尾藻进行驯化处理, 植物体内营养元素大量缺乏有关.上述试验结果与刘少博等^[21]的研究结果一致, NH₄⁺水平过高会抑制绿狐尾藻的生物量的增长.在一定氮浓度下水生植物的生长速率随氮浓度的升高而增加, 不同水生植物对NH₄⁺和NO₃^-表现出不同的偏好性, 其生长速率随NH₄⁺/NO₃^-比的变化而不同, 且生物量达到最大的时间不同^{[22, 23]}.

综上所述, 不同处理粉绿狐尾藻的生物量在0~7 d增长最快.氮浓度20 mg·L^-1、100 mg·L^-1时, 生物量均以NH₄⁺/NO₃^-=1:0最大, 粉绿狐尾藻生长较快可能是将铵态氮作为主要氮源, 表现出对铵态氮较高的耐受性和喜好性; 氮浓度200 mg·L^-1时, 生物量以NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5最大, 说明铵态氮和硝态氮的平衡更有利于粉绿狐尾藻的生长, 且不同处理粉绿狐尾藻生物量均在21~35 d达到最大.

3.2 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻去氮能力的影响

研究表明, 不同处理总氮均在7 d时能够达到较高的去除率为63.2%~96.7%, 且0~7 d去除速率最高, 去除速率随氮浓度的升高而增加; 0~7 d期间, 氮浓度20 mg·L^-1时, NH₄⁺/NO₃^-=1:0处理总氮的去除率和去除速率最高, 氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1时, NH₄⁺/NO₃^-=0:1处理总氮的去除率和去除速率最高.不同处理铵态氮在7d时的去除率为68.2%~96.4%, 同一氮浓度铵态氮的去除速率均以NH₄⁺/NO₃^-=1:0最高. 7~35 d期间, 氮浓度为20 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理, 铵态氮的浓度基本保持稳定; 氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1时, NH₄⁺/NO₃^-=1:0处理铵态氮在7~21 d仍具有较高的去除速率, 28 d时去除率分别为97.2%和89.5%, 随后铵态氮的浓度基本稳定在较低的水平.肖继波等^[24]利用绿狐尾藻等水生植物构成的生态槽对铵态氮和总氮浓度分别为6.95~17.98 mg·L^-1和7.50~20.00 mg·L^-1污水的去除率分别为97.96%和69.63%;马永飞等^[10]利用粉绿狐尾藻对氮浓度为100~400 mg·L^-1的污水进行净化试验, 0~7 d总氮和铵态氮的去除速率最高, 且能达到较大的去除率; Liu等^[25]利用绿狐尾藻对总氮和铵态氮浓度分别为458.1 mg·L^-1和416.8 mg·L^-1的原始和50%猪场对废水进行净化试验, 总氮和铵态氮的去除率均超过90%.

不同处理硝态氮在7 d时的去除率为86.2%~94.8%, 硝态氮的去除速率随氮浓度的升高而增加, 且均以NH₄⁺/NO₃^-=0:1最高, 7 d后硝态氮的浓度基本保持稳定, NH₄⁺/NO₃^-=1:0处理硝态氮的浓度有所上升, 但基本保持在较低的浓度范围内.高温季节尤其是夏季水体中的反硝化作用加强, 有利于硝态氮等的去除^[26].金春华等^[27]的研究表明, 凤眼莲对硝态氮的吸收速率高于铵态氮, 粉绿狐尾藻则表现出相反的趋势.

综上所述, 粉绿狐尾藻对不同氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比污水总氮、铵态氮和硝态氮均具有较高的去除率.粉绿狐尾藻处理7 d, 不同处理总氮、铵态氮和硝态氮均能达到较高的去除率, 且在此阶段去除速率最高, 去除速率随氮浓度的升高而增加, 且因NH₄⁺/NO₃^-的变化而不同, 同一氮浓度时NH₄⁺/NO₃^-=1:0处理铵态氮的去除速率最高, NH₄⁺/NO₃^-=0:1处理硝态氮的去除速率最高.试验初期氮浓度20 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理, 粉绿狐尾藻需要从水体和底泥中吸收大量的氮供给自身的生长需求; 氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1的不同NH₄⁺/NO₃^-比污水中氮的浓度较高, 氮主要通过粉绿狐尾藻的吸收利用和底泥的沉降去除.

3.3 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻氮积累和底泥氮沉降释放的影响

粉绿狐尾藻氮含量随氮浓度的升高显著增加, 同一氮浓度的不同NH₄⁺/NO₃^-比处理氮含量在不同时间差异不大.试验前粉绿狐尾藻受驯化处理, 期间缺少营养物质的供应, 氮含量和积累量在0~7 d增长最快, 这与向速林等^[28]的研究结果一致, 苦草在夏季试验初期生长旺盛, 期间对水体中氮的吸收能力最强.粉绿狐尾藻氮积累量随水体氮浓度和时间的增长而增加, 且因NH₄⁺/NO₃^-的变化而不同.氮浓度为20 mg·L^-1时, 氮积累量以NH₄⁺/NO₃^-=1:0最大, 氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1时, 氮积累量以NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5最大.氮浓度为20 mg·L^-1时, 底泥向水体释放氮供给粉绿狐尾藻生长的需求; 氮浓度为100 mg·L^-1、200 mg·L^-1时, 污水中的氮会通过沉降作用进入底泥. 7~35 d期间, 氮浓度为20 mg·L^-1时, 粉绿狐尾藻氮积累对水体和底泥总氮去除的平均贡献率为32.1%~36.4%, 其中以NH₄⁺/NO₃^-=0:1最高; 氮浓度为100 mg·L^-1、200 mg·L^-1时, 平均贡献率分别为39.4%~46.5%和40.0%~52.4%, 其中均以NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5最高.氮浓度为100 mg·L^-1、200 mg·L^-1时, 底泥氮沉降对水体氮去除的贡献率均在0~7 d最大, 且以NH₄⁺/NO₃^-=0:1处理最大, 随后植物逐渐从底泥中获取氮, 底泥氮含量随时间逐渐降低, 但整体而言底泥氮含量无显著变化. Zhao等^[2]和Gottschall等^[29]的研究表明植物对水体中氮的吸收受植物种类、氮浓度的因素影响.植物氮吸收量与水体氮浓度、植物自身氮含量和生物量有密切的关系^[30], 余红兵等^[31]利用室内绿狐尾藻湿地系统处理200 mg·L^-1、400 mg·L^-1的高铵态氮废水, 废水中29.7%和12.7%的氮被植物吸收利用, 部分氮通过沉降作用进入底泥. Jampeetong等^[32]通过利用香根草等4种水生植物处理含有不同氮源的废水, 证明植物对铵态氮的吸收能力显著高于硝态氮.张贵龙等^[33]研究了狐尾藻对污水NH₄⁺-N和NO₃^--N的吸收动力学特征, 证明水体铵态氮和硝态氮供应充足时, 狐尾藻能够平衡吸收水体中的铵态氮和硝态氮.水体铵态氮和硝态氮供应充足时, 紫萍对铵态氮的吸收能力高于硝态氮^[34].魏岚等^[35]的研究表明, 水体强酸强碱的环境能促进底泥氮的释放, 水生植物能够维持水体pH稳定在中性范围内, 减少底泥氮的释放.综上所述, 粉绿狐尾藻氮积累和底泥氮沉降释放受氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-的影响, 试验初期粉绿狐尾藻氮含量显著增加随后保持稳定, 粉绿狐尾藻氮积累量随氮浓度的升高而增加, 且因NH₄⁺/NO₃^-的变化而不同.粉绿狐尾藻氮积累和底泥氮沉降对水体氮去除的贡献率因氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-的变化而不同, 铵态氮为氮源高于硝态氮为氮源的贡献率, 粉绿狐尾藻对铵态氮吸收能力高于硝态氮; NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5处理, 粉绿狐尾藻氮积累贡献率最高, 说明铵态氮和硝态氮平衡更有利于粉绿狐尾藻的氮积累.植物氮积累和底泥氮沉降是污水氮去除的主要途径.

3.4 污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比对粉绿狐尾藻体内氮组分的影响

粉绿狐尾藻体内氮组分因污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的变化而不同.蛋白质、氨基态氮和硝态氮含量均随水体氮浓度的升高而增加, 其中蛋白质含量>氨基态氮含量>硝态氮含量, 且其含量因NH₄⁺/NO₃^-比的变化而不同, NH₄⁺/NO₃^-为0.5:0.5和1:0时蛋白质含量较高, NH₄⁺/NO₃^-=1:0时氨基态氮含量最高, NH₄⁺/NO₃^-=0:1时硝态氮含量最高.绿狐尾藻在富含氮的水体中营养价值较高, 干样中粗蛋白含量达17%, 穗花狐尾藻可溶性蛋白的含量随氮浓度的升高而增加, 蛋白质的含量是评价植物作为饲料的重要指标, 是水生植物进行资源再利用的重要途径^{[15, 23]}; 铵态氮和硝态氮供应不同时, 紫萍植物组织中铵态氮和硝态氮的流动速度和流通量不同^[34]; 凤眼莲组织中硝态氮的含量随培养液中硝态氮的浓度和比例的升高而增加^[36].水生植物吸收硝态氮需要多种酶的协同作用才能转化为氨基酸和蛋白质, 因此以硝态氮为主要氮源的处理粉绿狐尾藻体内氨基酸和蛋白质的含量相对较低^[37].由此说明粉绿狐尾藻体内氮组分受污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的影响, 氮主要以蛋白质和氨基态氮的形态存在, 具有较高的营养价值, 且硝态氮的含量较低, 为其资源化再利用提供了有利条件.

4 结论

(1) 粉绿狐尾藻的生物量受污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的影响.不同处理粉绿狐尾藻的生物量均在第1周增长最快, 且生物量均在第3~5周达到最大.氮浓度20 mg·L^-1、100 mg·L^-1时, 生物量以NH₄⁺/NO₃^-=1:0最大, 氮浓度200 mg·L^-1时, 生物量以NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5最大.

(2) 粉绿狐尾藻的去氮能力和效果受污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的影响.不同处理总氮、铵态氮和硝态氮的去除速率均在第1周最大, 且均能达到较高的去除率, 铵态氮的去除速率以NH₄⁺/NO₃^-=1:0最高, 总氮和硝态氮的去除速率以NH₄⁺/NO₃^-=0:1最高.氮浓度为20 mg·L^-1时, 不同NH₄⁺/NO₃^-比处理总氮、铵态氮和硝态氮浓度7 d后基本保持稳定; 氮浓度100 mg·L^-1、200 mg·L^-1时, 21 d后总氮、铵态氮基本保持稳定, 硝态氮浓度7 d后基本保持稳定.

(3) 底泥氮和粉绿狐尾藻氮积累受污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的影响.氮浓度20 mg·L^-1时, 底泥能够向水体释放氮; 氮浓度为100 mg·L^-1、200 mg·L^-1时, 水体中的氮会沉降进入底泥, 且以第1周沉降量最大; 粉绿狐尾藻氮积累对水体和底泥总氮去除的贡献率随氮浓度的升高而增加, 铵态氮为氮源氮积累贡献率高于硝态氮, 且以NH₄⁺/NO₃^-=0.5:0.5最高.氮含量在第1周增长显著, 且均表现为水上部分高于水下部分, 且其比值均以NH₄⁺/NO₃^-=1:0最高, 随氮浓度升高和铵态氮比例的降低而减小.

(4) 粉绿狐尾藻体内氮组分受污水氮浓度和NH₄⁺/NO₃^-比的影响.粉绿狐尾藻体内蛋白质、氨基态氮和硝态氮的含量随污水氮浓度升高而增加, 蛋白质含量均以NH₄⁺/NO₃^-为1:0和0.5:0.5较高, 氨基态氮含量以NH₄⁺/NO₃^-=1:0最高, 硝态氮含量以NH₄⁺/NO₃^-=0:1最高, 且蛋白质含量>氨基态氮含量>硝态氮含量, 氮主要以蛋白质和氨基态氮的形态存在, 有利于资源化再利用.

参考文献

[1]	李珊珊, 单保庆, 张洪. 滏阳河河系表层沉积物重金属污染特征及其风险评价[J]. 环境科学学报, 2013, 33(8): 2277-2284. Li S S, Shan B Q, Zhang H. Characteristics and ecological risk assessment of heavy metal pollution in surface sediments of Fuyang River[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2013, 33(8): 2277-2284.
[2]	Zhao F L, Yang W D, Zeng Z, et al. Nutrient removal efficiency and biomass production of different bioenergy plants in hypereutrophic water[J]. Biomass and Bioenergy, 2012, 42: 212-218. DOI:10.1016/j.biombioe.2012.04.003
[3]	Qin B Q, Gao G, Zhu G W, et al. Lake eutrophication and its ecosystem response[J]. Chinese Science Bulletin, 2013, 58(9): 961-970. DOI:10.1007/s11434-012-5560-x
[4]	Qin B Q, Zhu G W, Gao G, et al. A drinking water crisis in Lake Taihu, China:linkage to climatic variability and lake management[J]. Environmental Management, 2010, 45(1): 105-112. DOI:10.1007/s00267-009-9393-6
[5]	钟爱文, 曹特, 张萌, 等. 光照和黑暗条件下苦草(Vallisneria natans)和穗花狐尾藻(Myriophyllum spicatum)对铵态氮的吸收[J]. 湖泊科学, 2013, 25(2): 289-294. Zhong A W, Cao T, Zhang M, et al. Uptake of ammonium by Vallisneria natans and Myriophyllum spicatum under light and dark regimes[J]. Journal of Lake Sciences, 2013, 25(2): 289-294. DOI:10.18307/2013.0217
[6]	张惠, 汪鹏合, 张文娟, 等. 利用不同物候期水生植物配置提高浮床人工湿地的除氮效果[J]. 湖泊科学, 2017, 29(3): 575-584. Zhang H, Wang P H, Zhang W J, et al. Improving nitrogen removal by phenophase arrangement of aquatic macrophyte species in the floating-bed constructed wetland[J]. Journal of Lake Sciences, 2017, 29(3): 575-584. DOI:10.18307/2017.0306
[7]	陈鸿, 黄世洋, 黎庶凯, 等. 绿狐尾藻人工湿地治理水污染模式及其在广西的应用[J]. 亚热带植物科学, 2016, 45(4): 386-390. Chen H, Huang S X, Li S K, et al. The mode of water pollution prevention and control based on Myriophyllum elatinoides artificial wetland and its application in Guangxi[J]. Subtropical Plant Science, 2016, 45(4): 386-390.
[8]	方焰星, 何池全, 梁霞, 等. 水生植物对污染水体氮磷的净化效果研究[J]. 水生态学杂志, 2010, 3(6): 36-40. Fang Y X, He C Q, Liang X, et al. The purifying effect of polluted water by the aquatic plants[J]. Journal of Hydroecology, 2010, 3(6): 36-40.
[9]	Sytsma M D, Anderson L W J. Nutrient limitation in Myriophyllum aquaticum[J]. Journal of Freshwater Ecology, 1993, 8(2): 165-176. DOI:10.1080/02705060.1993.9664847
[10]	马永飞, 杨小珍, 赵小虎, 等. 污水氮浓度对粉绿狐尾藻去氮能力的影响[J]. 环境科学, 2017, 38(3): 1093-1101. Ma Y F, Yang X Z, Zhao X H, et al. Effect of wastewater nitrogen concentrations on nitrogen removal ability of Myriophyllum aquaticum[J]. Environmental Science, 2017, 38(3): 1093-1101.
[11]	秦松岩, 吴波, 闫颖怡, 等. 旱伞草与粉绿狐尾藻立体复合的抑藻效能[J]. 哈尔滨工业大学学报, 2011, 43(10): 134-138. Qin S Y, Wu B, Yan Y Y, et al. Allelopathic effects of Cyperus alternifolius and Myriophyllum aquaticum on phytoplankton[J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2011, 43(10): 134-138. DOI:10.11918/j.issn.0367-6234.2011.10.027
[12]	吴程, 常学秀, 董红娟, 等. 粉绿狐尾藻(Myriophyllum aquaticum)对铜绿微囊藻(Microcystis aeruginosa)的化感抑制效应及其生理机制[J]. 生态学报, 2008, 28(6): 2595-2603. Wu C, Chang X X, Dong H J, et al. Allelopathic inhibitory effect of Myriophyllum aquaticum (Vell.) Verdc. on Microcystis aeruginosa and its physiological mechanism[J]. Acta Ecologica Sinica, 2008, 28(6): 2595-2603.
[13]	朱俊英, 刘碧云, 王静, 等. 穗花狐尾藻化感作用对铜绿微囊藻光合效率的影响[J]. 环境科学, 2011, 32(10): 2904-2908. Zhu J Y, Liu B Y, Wang J, et al. Allelopathic influence of Myriophyllum spicatum on the photosynthetic efficiency of Microcystis aeruginosa[J]. Environmental Science, 2011, 32(10): 2904-2908.
[14]	Zuo S P, Fang Z S, Yang S Y, et al. Effect of allelopathic potential from selected aquatic macrophytes on algal interaction in the polluted water[J]. Biochemical Systematics and Ecology, 2015, 61: 133-138. DOI:10.1016/j.bse.2015.06.011
[15]	黄珂, 李丽立, 肖润林, 等. 饲粮中添加绿狐尾藻对临武鸭生长性能、屠宰性能和免疫器官指数的影响[J]. 动物营养学报, 2017, 29(4): 1376-1382. Huang K, Li L L, Xiao R L, et al. Effects of dietary Myriophylium elatinoides on growth performance, slaughter performance and immune organ indexes of Linwu ducks[J]. Chinese Journal of Animal Nutrition, 2017, 29(4): 1376-1382.
[16]	丁哲利, 朱骏杰, 赵和平, 等. 珍珠岩对蚯蚓同步处理污泥-狐尾藻的研究[J]. 环境科学学报, 2014, 34(5): 1256-1261. Ding Z L, Zhu J J, Zhao H P, et al. Assessment of different perlite levels for synchronization of sludge and Myriophyllum aquaticum by vermicomposting[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2014, 34(5): 1256-1261.
[17]	国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 2002: 243-284.
[18]	鲍士旦. 土壤农化分析[M]. 北京: 中国农业出版, 1999: 42-50.
[19]	王学奎. 植物生理生化实验原理和技术[M]. 北京: 高等教育出版社, 2006.
[20]	王文平. 植物样品中游离氨基酸总量测定方法的改进[J]. 北京农学院学报, 1998, 13(3): 9-13. Wang W P. Improving the method for determining the total dissociative amino acid in fresh plant tissue[J]. Journal of Beijing Agricultural College, 1998, 13(3): 9-13.
[21]	刘少博, 冉彬, 曾冠军, 等. 高铵条件下绿狐尾藻的生理与氮磷吸收特征[J]. 环境科学, 2017, 38(9): 3731-3737. Liu S B, Ran B, Zeng G J, et al. Physiological characteristics and nitrogen and phosphorus uptake of Myriophyllum aquaticum under high ammonium conditions[J]. Environmental Science, 2017, 38(9): 3731-3737.
[22]	朱增银, 陈灿, 贾海霞, 等. 不同氮源对苦草(Vallisneria natans)生长及生理指标的影响[J]. 植物资源与环境学报, 2006, 15(4): 48-51. Zhu Z Y, Chen C, Jia H X, et al. Effects of different nitrogen forms on growth and physiological indexes of Vallisneria natans[J]. Journal of Plant Resources and Environment, 2006, 15(4): 48-51.
[23]	葛芳杰, 刘碧云, 鲁志营, 等. 不同氮、磷浓度对穗花狐尾藻生长及酚类物质含量的影响[J]. 环境科学学报, 2012, 32(2): 472-479. Ge F J, Liu B Y, Lu Z Y, et al. Effects of different nitrogen and phosphorus levels on the growth and total phenolic contents of Myriophyllum spicatum[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2012, 32(2): 472-479.
[24]	肖继波, 王慧明, 褚淑祎, 等. 生态槽净化污染河水的动态试验研究[J]. 水土保持学报, 2012, 26(2): 220-223. Xiao J B, Wang H M, Chu S Y, et al. Dynamic test-study of eco-tank on polluted river purification[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2012, 26(2): 220-223.
[25]	Liu F, Zhang S N, Wang Y, et al. Nitrogen removal and mass balance in newly-formed Myriophyllum aquaticum mesocosm during a single 28-day incubation with swine wastewater treatment[J]. Journal of Environmental Management, 2016, 166: 596-604.
[26]	McCarthy M J, Lavrentyev P J, Yang L Y, et al. Nitrogen dynamics and microbial food web structure during a summer cyanobacterial bloom in a subtropical, shallow, well-mixed, eutrophic lake (Lake Taihu, China)[J]. Hydrobiologia, 2007, 581(1): 195-207. DOI:10.1007/s10750-006-0496-2
[27]	金春华, 陆开宏, 胡智勇, 等. 粉绿狐尾藻和凤眼莲对不同形态氮吸收动力学研究[J]. 水生生物学报, 2011, 35(1): 75-79. Jin C H, Lu K H, Hu Z Y, et al. Kinetics of ammonium and nitrate uptake by Myriophyllum aquaticum and Eichhornia crassipes[J]. Acta Hydrobiologica Sinica, 2011, 35(1): 75-79.
[28]	向速林, 朱梦圆, 朱广伟, 等. 太湖东部湖湾大型水生植物分布对水质的影响[J]. 中国环境科学, 2014, 34(11): 2881-2887. Xiang S L, Zhu M Y, Zhu G W, et al. Influence of macrophytes on water quality in the eastern bays of Lake Taihu, China[J]. China Environmental Science, 2014, 34(11): 2881-2887.
[29]	Gottschall N, Boutin C, Crolla A, et al. The role of plants in the removal of nutrients at a constructed wetland treating agricultural (dairy) wastewater, Ontario, Canada[J]. Ecological Engineering, 2007, 29(2): 154-163. DOI:10.1016/j.ecoleng.2006.06.004
[30]	秦红杰, 张志勇, 刘海琴, 等. 两种漂浮植物的生长特性及其水质净化作用[J]. 中国环境科学, 2016, 36(8): 2470-2479. Qin H J, Zhang Z Y, Liu H Q, et al. Growth characteristics and water purification of two free-floating macrophytes[J]. China Environmental Science, 2016, 36(8): 2470-2479.
[31]	余红兵, 何洋, 李红芳, 等. 室内绿狐尾藻湿地系统对高氨氮废水的净化作用[J]. 草业科学, 2016, 33(11): 2189-2195. Yu H B, He Y, Li H F, et al. Purification effects of indoor Myriophyllum elatinoides wetland system on ammonium nitrogen wastewater[J]. Pratacultural Science, 2016, 33(11): 2189-2195. DOI:10.11829/j.issn.1001-0629.2016-0272
[32]	Jampeetong A, Brix H, Kantawanichkul S. Effects of inorganic nitrogen forms on growth, morphology, nitrogen uptake capacity and nutrient allocation of four tropical aquatic macrophytes (Salvinia cucullata, Ipomoea aquatica, Cyperus involucratus and Vetiveria zizanioides)[J]. Aquatic Botany, 2012, 97(1): 10-16. DOI:10.1016/j.aquabot.2011.10.004
[33]	张贵龙, 赵建宁, 刘红梅, 等. 不同水生植物对富营养化水体无机氮吸收动力学特征[J]. 湖泊科学, 2013, 25(2): 221-226. Zhang G L, Zhao J N, Liu H M, et al. Kinetics of nitrate and ammonium uptake from eutrophic waters by different hydrophytes[J]. Journal of Lake Sciences, 2013, 25(2): 221-226. DOI:10.18307/2013.0207
[34]	Fang Y Y, Babourina O, Rengel Z, et al. Ammonium and nitrate uptake by the floating plant Landoltia punctata[J]. Annals of Botany, 2007, 99(2): 365-370. DOI:10.1093/aob/mcl264
[35]	魏岚, 刘传平, 邹献中, 等. 广东省不同水库底泥理化性质对内源氮磷释放影响[J]. 生态环境学报, 2012, 21(7): 1304-1310. Wei L, Liu C P, Zou X Z, et al. Release of nitrogen and phosphorus from the sediments of ten reservoirs in Guangdong province[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2012, 21(7): 1304-1310.
[36]	李卫国, 龚红梅, 常天俊. 富营养化条件下凤眼莲(Eichhornia crassipes)对不同氮素形态的生理响应[J]. 农业环境科学学报, 2008, 27(4): 1545-1549. Li W G, Gong H M, Chang T J. Effects of nitrogen form on growth and physiological responses of an aquatic plant Eichhornia crassipes[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2008, 27(4): 1545-1549.
[37]	胡绵好, 袁菊红, 向律成, 等. 富营养化水体中水生植物氮代谢酶特性与不同形态氮去除的关系[J]. 农业环境科学学报, 2008, 27(4): 1489-1494. Hu M H, Yuan J H, Xiang L C, et al. Relationship between characteristics of nitrogen metabolism enzymes of aquatic plants and nitrogen removal of different forms from eutrophic water bodies[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2008, 27(4): 1489-1494.


环境科学 2018, Vol. 39 Issue (3): 1167-1179	PDF