异位生态组合修复技术对九龙江支流水体不同形态氮的去除效应.pdf

农业环境科学学报Journal of AgroEnvironment Science2023，42（8）:1790-18022023年8月刘杰，方宏达，李剑捷，等.异位生态组合修复技术对九龙江支流水体不同形态氮的去除效应J.农业环境科学学报,2023,42（8）：1790-1802.LIU J,FANG H D,LI J J,et al.The removal effect of ex-situ combined ecological remediation technology on different forms of nitrogen in Jiulong RivertributaryJ.Journal of Agro-Environment Science,2023,42（8）：1790-1802.异位生态组合修复技术对九龙江支流水体不同形态氮的去除效应刘杰2，方宏达1*，李剑捷2，刘婉欣3，何俊铭2，林佳慧2，蓝伟斌3，郭沛涌2（1.集美大学港口与海岸工程学院，福建 厦门 361021；2.华侨大学化工学院环境科学与工程系，福建 厦门 361021；3.中科同恒环境科技有限公司，福建 厦门 361021）The removal effect of ex-situ combined ecological remediation technology on different forms of nitrogen inJiulong River tributaryLIU Jie2,FANG Hongda1*,LI Jianjie2,LIU Wanxin3,HE Junming2,LIN Jiahui2,LAN Weibin3,GUO Peiyong2（1.College of Harbour and Coastal Engineering,Jimei University,Xiamen 361021,China;2.Department of Environmental Science andEngineering,College of Chemical Engineering,Huaqiao University,Xiamen 361021,China;3.ZKTH Environmental Technology Co.,Ltd.,Xiamen 361021,China）Abstract：The study aims to identify the effects and mechanisms of removing different forms of nitrogen from the water,the influence of ex-situ ecological combined remediation technologies on nitrogen concentrations in water,and the correlation between different nitrogen formsand environmental factors.The results discussed in this paper are based on a project involving an ex-situ combined remediation system forcontaminated water in Pulin Creek,a tributary of the Jiulong River.The results demonstrated that the average removal rate of NH+4-N by ex-收稿日期：2022-09-18录用日期：2023-03-08作者简介：刘杰（2000），女，河北邢台人，学士，主要研究方向为环境生态学。E-mail：*通信作者：方宏达E-mail：基金项目：国家自然科学基金项目（20777021）；福建省自然科学基金项目（2017J01018）；厦门市高校科研院所产学研项目（3502Z20193051）Project supported：The National Natural Science Foundation of China（20777021）;The Natural Science Foundation of Fujian Province,China（2017J01018）;Industry-University-Research Project of Scientific Research Institutes of Universities in Xiamen（3502Z20193051）摘要：为探讨异位生态修复技术对水体不同形态氮的去除效应及去除机理，分析异位生态组合修复技术对水体氮形态百分含量影响及不同氮形态与环境因子的相关性，本文以实际工程九龙江支流浦林溪段污染水体异位生态组合修复系统为依托开展研究。结果表明：异位生态组合修复技术对NH+4-N的去除率平均值为88.03%，显著高于对其他形态氮的去除率（P0.05），具有最好的去除效应；对水体中总氮（TN）和可溶性总氮（DTN）的去除效应明显，去除率平均值分别为73.35%和77.67%。泥膜共生高效混凝净水系统对NH+4-N有一定的去除效应，出水NH+4-N浓度为7.72 mgL-1。生态塘1对NH+4-N去除效应最好且具有稳定性，去除率为63.55%，出水NH+4-N浓度为2.19 mgL-1。生态塘2处理后NO-3-N、NO-2-N和NH+4-N的出水浓度分别降至0.99、0.73 mgL-1和0.58 mgL-1。生态塘3对NO-3-N的去除效应最好，NO-3-N出水浓度为0.64 mgL-1。在各异位生态修复技术处理单元中，水体氮以可溶性无机氮（DIN）为主要存在形式。泥膜共生高效混凝净水系统、生态塘1、生态塘3中的NH+4-N在DIN中所占比例最高，分别为62.51%、37.02%、37.88%。生态塘2中NO-3-N在DIN中占比最高，为45.23%。各异位生态组合修复处理单元出水不同氮形态与环境因子（溶解氧、温度、pH和浊度）之间表现出不同的相关性。研究表明，异位生态组合修复技术主要通过悬浮污泥滤沉技术、微生物硝化、反硝化作用、沉水植物直接吸收及植物增效作用实现对不同形态氮的去除，其对污染水体修复效果良好。关键词：异位生态组合修复技术；不同形态氮；去除效应；环境因子中图分类号：X52文献标志码：A文章编号：1672-2043（2023）08-1790-13doi:10.11654/jaes.2022-0921刘杰，等：异位生态组合修复技术对九龙江支流水体不同形态氮的去除效应2023年8月氮是自然界中广泛存在的基本元素之一，也是构成生命的重要元素，但由于人类社会的生产活动，如快速的农业发展、城市化和燃烧排放，含氮污染物的排放量急剧增加，极大地改变了全球氮循环，与氮污染相关的环境问题也成为当今全球关注的问题1-3。从1977年到2005年，中国粮食年总产量从2.83亿t增加到4.84亿t，增长了71%，但同期合成氮肥的总施用量从707万t增加到2 621万t，增长了271%4。大量氮肥施用使得氮对生态系统的输入增加，而当陆地生态系统接近氮素平衡时，过量的氮则易进入湖泊、河流等水生生态系统，从而增加了水体富营养化的风险5-6。生活污水和雨水中的总氮（TN）含量分别为30100 mgL-1和0.302.74 mgL-1，被认为是水体富营养化的关键因素7-9。随着全球水环境富营养化问题日益严重，氮去除技术的研究不断被重视。如电渗析、离子交换、渗透反应墙等技术对水体中氮的去除具有良好效果，但其在实际应用中往往存在运行费用高、运行条件复杂、易产生废物造成二次污染等问题1。此外，生物膜技术因具有处理效率较高、占地面积小等优点而被应用于受污染中小河流水体的氮净化，但微生物挂膜过程易受水体水质、溶解氧（DO）等的影响，导致挂膜时间延长、挂膜质量不佳影响净化效果10。投加微生物菌剂技术具有能耗低、操作简单等特点，也被应用于污染河流氮去除，但其存在微生物菌剂易流失以及对原有生态系统造成破坏的隐患11。与单一修复技术相比，组合生态修复技术不仅修复效率更高，而且能使多种生态修复技术协同互补进而表现出更好的稳定性12。冯喻等13探究了不同浓度污水的TN在模拟复合人工湿地中的去除效果，结果表明模拟复合人工湿地对低浓度模拟污水处理时的TN去除率为80.06%92.88%，在处理高浓度模拟污水时，TN 去除率为59.32%86.07%。Jia等14研究了一种将沉淀池、多级人工湿地和污水处理厂相结合的地表径流综合处理系统，该系统将化学需氧量（COD）、NH+4-N和TN的平均出水浓度分别降至10、0.5 mgL-1和1.0 mgL-1，基本满足国家地表水环境质量级标准。目前，许多学者对氮去除技术的研究证实了组合修复技术能够较好地实现水体氮的去除，但多数研究为人工模拟实验。在实际工程中，组合修复技术受温度条件15-16、进水负荷17、不同进水氮形态18-19等因素的影响，对于自然环境下异位组合修复技术脱氮性能的研究较少。此外，异位组合修复技术不同处理单元脱氮性能和稳定性各有差异，多种异位生态组合修复技术单元对污染物的去除机理也较为复杂，相关研究鲜见报道。因此，本研究以九龙江支流浦林溪段污染水体异位生态组合修复技术为依托的水质提升工程为例，探讨了异位生态修复技术对水体不同形态氮的去除效应及去除机理，分析了异位生态组合修复技术对水体氮形态百分含量影响及不同氮形态与环境因子的相关性，以期为污染河流异位修复技术对水体修复机制的深入研究提供科学依据。1材料与方法1.1 工程区概况与工程设计福建九龙江为福建省第二大河流，支流丰山溪situ ecological combined remediation technology was 88.03%,which was significantly higher than that of other forms of nitrogen（P0.05）;the removal effect of total nitrogen（TN）and dissolved total nitrogen（DTN）in water is noticeable,with average removal rates of 73.35%and 77.67%,respectively.The NH+4-N removal rate of the sludge-membrane symbiotic high-efficiency coagulation water purificationsystem has a specific removal,and the NH+4-N concentration in the effluent is 7.72 mgL-1.In Ecological pond 1,the NH+4-N has the bestand most stable removal treatment.The NH+4-N removal rate of Ecological pond 1 is 63.55%,and the content of NH+4-N in the effluent is2.19 mgL-1.The NO-3-N,NO-2-N and NH+4-N concentration in the effluent of the Ecological pond 2 are 0.99,0.73 mgL-1and 0.58 mgL-1,respectively.Ecological pond 3 had the best removal effect for NO-3-N,with a content of NO-3-N in the effluent of 0.64 mgL-1.Among allthe ex-situ ecological remediation treatment units,the main form of nitrogen in water is dissolved inorganic nitrogen（DIN）.The proportionof NH+4-N in DIN is highest in the sludge-membrane symbiotic high-efficiency coagulation water purification system,Ecological pond 1,and Ecological pond 3,at 62.51%,37.02%,and 37.88%,respectively.In Ecological pond 2,NO-3-N accounts for the highest proportionof DIN（45.23%）.In various ecological combination remediation treatment units,different forms of nitrogen are associated withenvironmental factors（DO,temperature,pH,and turbidity）.The study discovered that ex-situ ecological combined remediation technologymainly removes different forms of nitrogen through suspended sludge filtration and sedimentation technology,microbial nitrification anddenitrification,absorption of submersed macrophytes,and plant synergy and has a good remediation effect on polluted water.Keywords：ex-situ ecological combined remediation technology;different forms of nitrogen;removal effect;environmental factors1791农业环境科学学报第42卷第8期（浦口）总流域面积40.1 km2，有浯沧溪和浦林溪两条干流，总长22.8 km，流经石亭镇鳌门村、南山村等7个行政村。工程区域为浦林溪污染河段（243829N，1173704E），该水质提升工程采用异位生态组合修复技术，由4个相对独立的处理单元组合串联形成。为了应对浦林溪水质波动较大的问题，采用泥膜共生高效混凝净水系统对浦林溪污染水体（原水）的污染物进行去除和预处理后，再依次进入生态塘做进一步的处理。异位生态组合修复技术工艺流程如图1所示。泥膜共生高效混凝净水系统：由自循环高密度悬浮污泥滤沉高效净水器、加药系统、污泥脱水系统组成。絮凝剂选用聚合氯化铝（PAC），投加量为 107mgL-1，进水量为2 160 td-1。生态塘1：有效容积15 095 m3（面积6 563 m2，水深2.3 m），工艺设计为围隔阻控、挂膜轻质滤料和底部曝气。塘内围隔共设置4条，沿水流方向围隔长度依次为46、65、57 m和39 m，宽度为721 m。挂膜滤料材质为低密度高分子聚乙烯，直径 1025 mm，长510 mm，堆积密度0.0750.080 gcm-3，微生物着床填料总用量90 m3。底部曝气装置风量7.25 m3min-1，风压29.4 kPa。生态塘1水力停留时间为7.0 d。生态塘2：有效容积9 766 m3（面积4 439 m2，水深2.2 m），塘底种植沉水植物矮型苦草，种植密度40株 m-2，微纳米曝气装置曝气量同生态塘1。生态塘2水力停留时间为4.5 d。生态塘3：有效容积12 480 m3（面积5 673 m2，水深2.2 m），沉水植物选用矮型苦草，塘底种植密度40株 m-2，微纳米曝气装置曝气量同生态塘1。生态塘3水力停留时间为5.8 d。1.2 样点布设与样品采集自2021年5月至10月共采样8次。无降雨状态下，每隔14 d进行1次样品采集；如遇降雨、疫情防控则延长采样时间间隔。采样时间依次为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，分别用18表示。在浦林溪受污染水体（原水）进水口布设采样点1#，在泥膜共生高效混凝净水系统出水口、生态塘1出水口、生态塘2出水口和生态塘3出水口（总出水口）依次布设采样点2#、3#、4#和5#。每个采样点分别采集3个500 mL、3个250 mL水样于聚乙烯水样瓶中，其中250 mL水样瓶加入 H2SO4调节 pH 小于 2测 TN 和可溶性总氮（DTN），然后将水样置于装有冰袋的保温箱中低温保存带回实验室，所有指标于采样24 h内完成测定。1.3 样品测定水样NO-3-N、NO-2-N和NH+4-N分别采用紫外分光光度法、N-（1-萘基）-乙二胺光度法、纳氏试剂光度法测定，TN和DTN采用过硫酸钾氧化紫外分光光度法测定20。DO和温度采用便携式溶解氧仪测定，pH采用便携式pH计测定，浊度采用浊度计测定。1.4 数据分析数据采用 Excel 2016 和 Origin 2018 软件进行处理和绘图，利用SPSS 25软件进行显著性差异分析和Pearson相关性分析，其中，不同氮浓度差异采用单因素方差分析（ANOVA），不同形态氮去除率差异采用T-test检验，P0.05）。异位生态组合修复技术对NH+4-N有最好去除效应，总去除率平均值为 88.03%，显著高于对其他形态氮的去除率（P0.05）。异位生态组合修复技术对水体NO-3-N的总去除率平均为35.16%，对NO-2-N的去除率均值显著低于对TN和DTN的去除率（P0.05）。2.1.2 对TN、DTN的去除效应由图3和图4可知，异位生态组合修复技术对水体中 TN和 DTN的去除效应明显，出水中 TN和 DTN图1 异位生态组合修复技术工艺流程图Figure 1 Process flow diagram of ex-situ ecological combined remediation technology1792刘杰，等：异位生态组合修复技术对九龙江支流水体不同形态氮的去除效应2023年8月的浓度均保持在相对较低水平，出水浓度平均值分别为2.60 mgL-1和1.89 mgL-1。各处理单元中，泥膜共生高效混凝净水系统处理后水体中TN的浓度存在显著性差异（P0.05）。当泥膜共生高效混凝净水系统出水中TN浓度（10.3333.71 mgL-1）较高时，生态塘1 对 TN 和 DTN 去除率的平均值分别为 61.72%和60.98%，生态塘2对TN和DTN去除率的平均值分别为49.94%和47.86%。但当泥膜共生高效混凝净水系统出水中 TN 浓度（4.558.79 mgL-1）较低时，TN、DTN在生态塘2中的去除率比在生态塘1中的去除率分别高约15%36%、9%40%，其中生态塘2对TN的去除效应显著高于生态塘 1（P0.05）。生态塘 3 对TN和DTN的去除效应处于波动状态，但在出水中TN和DTN的浓度均保持在相对较低水平，出水浓度平图2 异位生态组合修复技术对不同形态氮的总去除率Figure 2 Total removal rate of different forms of nitrogen by ex-situ ecological combinational remediation technology图3 异位生态组合修复技术对TN的去除效应Figure 3 Removal effect of TN by ex-situ ecological combinational remediation technology不同字母表示同一采样时间、不同采样点氮浓度有显著性差异（P0.05）。下同。Different letters indicate significant differences of the nitrogen concentration in same sampling time and different sampling points（P0.05）.The same below.图4 异位生态组合修复技术对DTN的去除效应Figure 4 Removal effect of DTN by ex-situ ecological combinational remediation technologyTNDTNNH+4-NNO-3-NNO-2-NTN浓度Concentration of TN/（mgL-1）DTN浓度Concentration of DTN/（mgL-1）1793农业环境科学学报第42卷第8期均值分别为2.60 mgL-1和1.89 mgL-1。2.1.3 对NH+4-N的去除效应原水 NH+4-N 浓度变化较大，变化范围为 2.2837.00 mgL-1。由图5可以看出，出水NH+4-N浓度平均值为0.62 mgL-1，与原水水体中NH+4-N浓度存在显著性差异（P0.05）。在各处理单元中，经泥膜共生高效混凝净水系统处理后NH+4-N浓度有下降趋势，出水浓度为7.72 mgL-1。生态塘1、生态塘2对NH+4-N的去除效应尤其明显，显著高于生态塘3对NH+4-N的去除效应（P0.05），去除率最大值分别为 89.28%和90.77%，生态塘 1、生态塘 2出水 NH+4-N浓度分别为2.19、0.58 mgL-1。NH+4-N在生态塘3中浓度变化较小，去除效应处于波动状态，最终NH+4-N出水浓度较低，为0.201.10 mgL-1。2.1.4 对NO-3-N的去除效应各处理单元 NO-3-N 浓度依次为 1.88、1.22、0.99mgL-1和0.64 mgL-1。但异位生态组合修复技术对NO-3-N 的去除效应因原水中 NO-3-N浓度（0.434.80mgL-1）的不同而具有一定差异。如图6所示，当原水中NO-3-N浓度（0.43、0.55 mgL-1）较低时，水体流经处理系统后NO-3-N浓度不降反升。其中，NO-3-N浓度在泥膜共生高效混凝净水系统中上升最多，在生态塘1和2中处于波动状态。生态塘3对NO-3-N的去除效应最好，显著高于泥膜共生高效混凝净水系统对NO-3-N的去除效应（P0.05），最终NO-3-N出水浓度为0.101.26 mgL-1。2.1.5 对NO-2-N的去除效应NO-2-N在原水中浓度较低，进水平均浓度为0.70mgL-1，出水平均浓度为0.55 mgL-1。由图7可知，在各处理单元中，泥膜共生高效混凝净水系统处理后整体上NO-2-N浓度显著下降（P0.05），NO-2-N浓度最低为0.01 mgL-1。而水体流经生态塘1后NO-2-N浓度显著上升（P0.05），平均值达1.43 mgL-1。经生态塘2处理后NO-2-N浓度有明显下降趋势（P0.05），平均浓度降至0.73 mgL-1。在生态塘3中，NO-2-N的去除效应呈现波动趋势。NH+4-N浓度Concentration of NH+4-N/（mgL-1）NO-3-N浓度Concentration of NO-3-N/（mgL-1）图6 异位生态组合修复技术对NO-3-N的去除效应Figure 6 Removal effect of NO-3-N by ex-situ ecological combinational remediation technology图5 异位生态组合修复技术对NH+4-N的去除效应Figure 5 Removal effect of NH+4-N by ex-situ ecological combinational remediation technology1794刘杰，等：异位生态组合修复技术对九龙江支流水体不同形态氮的去除效应2023年8月2.1.6 对COD的去除效应如图8所示，出水中COD为23.5847.66 mgL-1，异位生态组合修复技术对 COD 总体去除率平均为52.33%。原水水体 COD 存在显著差异（P0.05），当原水水体 COD（135.93355.70 mgL-1）较高时，异位生态组合修复技术对 COD 总体去除率为 64.9487.00%。其中生态塘1对COD的去除效应显著高于泥膜共生高效混凝净水系统和生态塘3（P0.05），生态塘1出水COD由进水的171.07301.00 mgL-1降至57.6872.24 mgL-1。当原水水体 COD（41.6471.24mgL-1）较低时，泥膜共生高效混凝净水系统对COD的去除效应最好，去除率为44.09%，出水COD平均值降至29.39 mgL-1。2.2 异位生态组合修复技术对水体氮形态百分含量的影响水体中NO-3-N、NO-2-N和NH+4-N为DIN的主要组成形式，由图9可见，原水中DIN占TN的76%96%，同样，在各异位生态修复处理单元中，水体氮也以DIN为主要存在形式。由图10可见，原水中NH+4-N为DIN的主要形式，所占比例最高可达98%，最低为47%。流经异位生态组合修复技术各处理单元后，NH+4-N在水体DIN中所占比例呈现下降趋势，而NO-2-N和NO-3-N占比具有上升趋势。但总体来看，经泥膜共生高效混凝净水系统处理后，NH+4-N所占比例仍最高，平均占比62.51%。经生态塘1处理后，出水3种形态的氮均呈现不同程度的变化，NH+4-N、NO-2-N 和 NO-3-N 在DIN中的平均占比分别为37.02%、32.98%和30.01%，NH+4-N占比显著下降（P0.05）。经生态塘2处理后，NO-3-N、NO-2-N 和 NH+4-N 三者的平均占比分别为45.23%、29.55%、25.21%，其中 NO-3-N占比显著高于NH+4-N（P0.05）。经生态塘3处理后NO-3-N占比呈下降趋势，NH+4-N占比上升，NO-3-N、NO-2-N和NH+4-N三者在DIN中的平均占比分别为33.63%、28.63%和37.88%。2.3 异位生态组合修复技术氮形态与理化因子的相关性由表1可知，经泥膜共生高效混凝净水系统处理后水体NO-3-N与DO、pH呈极显著正相关（P0.01）。NO-2-N浓度Concentration of NO-2-N/（mgL-1）COD浓度Concentration of COD/（mgL-1）图7 异位生态组合修复技术对NO-2-N的去除效应Figure 7 Removal effect of NO-2-N by ex-situ ecological combinational remediation technology图8 异位生态组合修复技术对COD的去除效应Figure 8 Removal effect of COD by ex-situ ecological combinational remediation technology1795农业环境科学学报第42卷第8期图10 异位生态组合修复技术中3种氮形态占DIN百分比Figure 10 The percentage of 3 nitrogen forms to DIN in ex-situ ecological combination remediation technologyNH+4-N/DINNO-2-N/DINNO-3-N/DIN图9 异位生态组合修复技术中DIN占TN的百分比Figure 9 The percentage of DIN to TN in ex-situ ecological combination remediation technology处理单元Treatmentunits泥膜共生高效混凝净水系统生态塘1不同形态氮Different formsof nitrogenNO-3-NNO-2-NNH+4-NTNDTNNO-3-NNO-2-NNH+4-NTNDTNDODissolvedoxygen0.675*-0.0070.0370.1330.1190.502*-0.1090.013-0.1130.060温度Temperature0.153-0.0350.1740.2220.1990.279-0.163-0.342-0.601*-0.381pHPondushydrogenii0.786*0.216-0.122-0.019-0.0230.056-0.532*-0.685*-0.846*-0.892*浊度Turbidity-0.2240.2560.0800.1110.0960.2880.823*-0.0090.1410.339处理单元Treatmentunits生态塘2生态塘3不同形态氮Different formsof nitrogenNO-3-NNO-2-NNH+4-NTNDTNNO-3-NNO-2-NNH+4-NTNDTNDODissolvedoxygen0.3000.293-0.533*-0.2880.0130.444*0.018-0.275-0.2990.099温度Temperature0.133-0.002-0.815*-0.637*-0.2970.603*0.597*0.019-0.617*0.557*pHPondushydrogenii-0.2700.3450.3180.2500.121-0.3470.000-0.883*-0.178-0.488*浊度Turbidity-0.3700.558*0.2650.1500.246-0.126-0.2690.828*0.0120.113表1 不同形态氮与环境因子的相关性Table 1 Correlation between different forms of nitrogen and environmental factors注：*表示在0.05水平（双侧）显著相关；*表示在0.01水平（双侧）极显著相关。Note：*indicates significant correlation at 0.05 level（bilateral）；*indicates a very significant correlation at 0.01 level（bilateral）.3个生态塘出水TN与温度呈极显著负相关（P0.01）。此外，生态塘1出水NO-3-N与DO呈显著正相关（P0.05），NO-2-N、NH+4-N、TN和DTN均与pH呈极显著负相关（P0.01），NO-2-N与浊度呈极显著正相关（P0.01）。生态塘 2出水 NH+4-N与 DO和温度呈极显著负相关（P0.01），NO-2-N与浊度呈极显著正相关（P0.01）。1796刘杰，等：异位生态组合修复技术对九龙江支流水体不同形态氮的去除效应2023年8月生态塘3出水NO-3-N、NO-2-N和DTN与温度呈极显著正相关（P0.01），NO-3-N与DO显著正相关（P0.05），NH+4-N 与 pH 呈极显著负相关（P0.01），与浊度呈极显著正相关（P0.01），DTN 与 pH 呈显著负相关（P0.05）。3讨论3.1 异位生态组合修复技术对氮的去除效应泥膜共生高效混凝净水系统主要是利用自循环高密度悬浮污泥滤沉技术，通过添加絮凝剂PAC完成对原水悬浮物、COD等的去除和预处理。PAC是一种羟基化铝单体的聚合物，极易水解，水解后产生一些带正电荷的高价聚合离子21，水体中的细微颗粒或胶体污染物能够在高价聚合离子作用下进行吸附电中和、吸附架桥或吸附卷扫等作用，使这些细微物质脱离稳定状态，生成粗大的絮凝体，从水体中沉淀去除22。经泥膜共生高效混凝净水系统处理后，水体DO 浓度升高 2.19 倍，极显著高于原水 DO 浓度（P0.01），水体浊度降低 85.91%，极显著低于原水浊度（P0.01）。但混凝主要是去除水中悬浮物和胶体物质，对于中性和溶解性的 NH+4-N、TN 的去除效果较差。另外，在水中其他污染物质被去除的同时，大量有机碳也被去除，使得C/N降低，反硝化所需能量及电子供体不足，脱氮效率下降，导致NO-3-N、NO-2-N及TN去除效果不佳。生态塘1中主要工艺为围隔阻控、挂膜滤料和曝气。本研究发现，生态塘1对NH+4-N去除效应最好且具有稳定性，去除率最高可达89.28%，对TN和DTN去除效应良好，去除率分别为38.03%和43.91%。这是由于围隔阻控工程技术形成塘内整体推流布局的水动力条件，并尽量避免了塘内出现短流区。物理的沉淀和吸附、生物的同化利用等对水体中污染物质进行多级转化降解去除23，促进了水体污染物自然降解、净化功能。好氧微生物的氨化过程是耗氧过程，有研究表明，底部微孔曝气（MA）可显著提高池塘水体DO水平，MA增强了池底的氧化还原电位，促进好氧微生物的增长24。生态塘1中曝气工艺的存在保证了水体DO的浓度，DO能够满足好氧氨氧化细菌进行硝化反应，将NH+4-N转化为NO-3-N，实现NH+4-N的有效去除25-26。江成等27的研究也发现多段好氧式“生物+生态”组合工艺是硝化作用去除 NH+4-N 的关键。但在生态塘 1中 NO-3-N浓度并未出现明显上升现象，且水体流经生态塘1后其pH有一定程度的升高，这说明生态塘1中同时进行着反硝化反应。本工程中，挂膜滤料构造的厌氧/缺氧-好氧环境为微生物提供了良好生存环境，使得微生物在氮的去除方面有较大贡献，研究表明微生物的反硝化可去除 54%94%的TN28。生态塘1出水NO-2-N呈上升趋势，也说明了微生物进行着较为强烈的反硝化反应，NO-2-N作为反硝化反应的中间产物，微生物在不同环境条件下的不同生物活性可能会造成反硝化过程中NO-2-N的积累29，其主要原因是碳缺乏会导致硝酸盐与亚硝酸盐反硝化过程中的电子竞争30。生态塘2和生态塘3的主要工艺为沉水植物种植和微孔曝气。植物修复主要是通过植物或附着植物微生物进行降解、吸收、代谢作用来达到去除污染物的目的31。沉水植物直接吸收并同化水体中氮为生长所需的蛋白质、核酸等物质32。但植物对不同形态氮的吸收存在较大差异，研究表明33-34，当NH+4-N和NO-3-N同时存在时，NH+4-N是植物、微生物吸收的首选氮源，这是因为吸收同化NO-3-N需要消耗更多能量。生态塘2对NH+4-N的去除效应较其他几种氮更为显著的原因之一可能就是微生物和植物的优先利用。但同化吸收并非沉水植物去除氮的主要机制，研究表明35-38，同化吸收对氮的去除仅占 TN去除量的1.65%15.69%，而植物增效作用对水体氮的去除率为33.45%47.14%。沉水植物对水体氮去除的主要机制为沉水植物与微生物的协同转化39，通过沉水植物根际泌氧和分泌有机碳源等物质，增加微生物的丰度、多样性和植物根系的活性40，数量、活性增加的氮循环微生物与植物共同起到去除水体中氮的作用。此外，沉水植物可以通过光合作用增加水体 DO 浓度，且可形成以植物叶片、根系为中心的好氧-缺氧微环境41，有利于硝化反硝化作用的发生。生态塘2出水中NH+4-N、NO-3-N浓度仍较高，且NO-3-N浓度高于NH+4-N浓度，说明生态塘2中反硝化不完全。这可能是生态塘2中COD浓度和沉水植物根系分泌物不能提供充足碳源供反硝化细菌正常生长42，以致微生物反硝化作用不完全。而生态塘3对NH+4-N的去除效应显著低于生态塘2（P0.05），同时也显著低于生态塘3对NO-3-N的去除效应（P0.05），这可能是由于生态塘3水体浊度极显著高于生态塘2（P0.01），使得生态塘3中沉水植物光合作用受到抑制，植物生长