1 引言(Introduction)

　　地下水是人們生活和社會(huì)發(fā)展必須的重要資源, 廣泛應(yīng)用于居民生活、農(nóng)業(yè)灌溉、工業(yè)生產(chǎn)等領(lǐng)域(Menció et al., 2016; Rodriguez-Galiano et al., 2018).但隨著工農(nóng)業(yè)迅速發(fā)展、人口增加、城市化進(jìn)程加快, 地下水的污染問題也愈發(fā)嚴(yán)峻(Huan et al., 2018).其中, 地下水硝酸鹽污染已成為國際上普遍關(guān)注的環(huán)境問題(Chen et al., 2005; Chen et al., 2007).地下水硝酸鹽污染來源廣泛, 有農(nóng)業(yè)施用的化肥、生活污水和工業(yè)廢水、固體廢棄物的滲濾液、污水回灌及大氣干濕沉降等(Zhang et al., 2018).其中, 固體廢棄物滲濾液造成的污染可分為兩類：①垃圾滲濾液下滲造成的地下水污染;②畜禽養(yǎng)殖糞污滲濾液造成的地下水污染(畢晶晶等, 2010).我國畜牧業(yè)快速發(fā)展, 糞污的產(chǎn)生量不斷增加.據(jù)2007年全國污染源普查結(jié)果顯示, 畜禽養(yǎng)殖業(yè)的糞便總產(chǎn)生量高達(dá)2.43×108 t.其中含氮量為102.48×108 t, 占農(nóng)業(yè)污染源氮素總排放量的38%(仇煥廣等, 2013; 劉明等, 2017).同時(shí), 我國規(guī)模化養(yǎng)殖較為落后, 多數(shù)養(yǎng)殖場為中小規(guī)模(吳昊等, 2014; 趙興征等, 2015), 缺乏防雨、防滲設(shè)施和基本的污染治理設(shè)備, 通常采用自然堆肥技術(shù)對糞污熟化處理(Li et al., 2016).但在降雨淋溶作用下糞肥中的有機(jī)氮組分會(huì)滲入土壤, 并通過氨化作用轉(zhuǎn)化為氨氮(Dong et al., 2018).其中一部分氨氮被土壤吸附或被植物吸收, 另外一部分在微生物的作用下發(fā)生硝化反應(yīng), 生成亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮.亞硝態(tài)氮很不穩(wěn)定, 而硝態(tài)氮會(huì)通過淋溶進(jìn)入地下水, 造成地下水硝酸鹽污染(胡敏杰等, 2016).

　　地下水污染治理技術(shù)可分為原位處理和抽出處理兩大類(姜烈等, 2014).抽出處理是較為常用的技術(shù), 短期處理效率高, 但長期普遍存在拖尾、反彈等現(xiàn)象, 且成本高昂.地下水原位修復(fù)技術(shù)是通過人為干預(yù), 在污染發(fā)生處將受污染地下水體修復(fù)的方法, 具備污染修復(fù)效果良好、環(huán)境擾動(dòng)小, 成本低廉等優(yōu)勢(董慧峪等, 2010).但地下水中硝酸鹽遷移能力強(qiáng), 原位修復(fù)具有局限性.因此, 對地下水的硝酸鹽污染問題應(yīng)更加注重防控(馮錦霞等, 2006).糞污中污染物濃度較高(Girotto and Cossu, 2017; Ren et al., 2010), 而土壤非飽和帶中的有機(jī)碳含量較低, 反硝化反應(yīng)會(huì)受限, 因此需要外加碳源.反硝化層是通過人工添加固體有機(jī)物強(qiáng)化反硝化作用來實(shí)現(xiàn)硝酸鹽去除的修復(fù)技術(shù).微生物將固體有機(jī)物水解產(chǎn)生的小分子有機(jī)物作為碳源, 在4種金屬酶(硝酸鹽還原酶、亞硝酸鹽還原酶、一氧化氮還原酶和氧化亞氮還原酶)催化作用下, 將硝酸鹽最終還原為氮?dú)?Wang and Chu, 2016).日本學(xué)者高畑等(2013)曾使用工業(yè)用硬脂酸作為持續(xù)性碳源, 設(shè)計(jì)了在農(nóng)耕地下鋪設(shè)水平脫氮層以阻控硝酸鹽污染滲入地下水的試驗(yàn), 取得了較好的硝酸鹽去除效果.但其碳源造價(jià)較高, 且試驗(yàn)中設(shè)計(jì)的脫氮反應(yīng)層厚度較薄(20 cm), 對于高濃度含氮廢水的持續(xù)處理能力未知.相比之下, 木質(zhì)生物質(zhì)作為碳源具有廉價(jià)易獲取、使用壽命長、副產(chǎn)物少(亞硝酸鹽、氧化亞氮、溶解性有機(jī)物)等優(yōu)點(diǎn)(李同燕等, 2015; 陸松柳等, 2011; 宋宇杰等, 2013).Hu等(2017)采用熟石灰對木屑進(jìn)行預(yù)處理, 提高了木屑釋碳能力, 強(qiáng)化了脫氮效能.

　　本文針對典型的養(yǎng)殖場糞污堆肥污染, 在土壤非飽和帶中構(gòu)建強(qiáng)化脫氮反應(yīng)層, 揭示反應(yīng)層內(nèi)部環(huán)境特征以及非飽和帶中硝酸鹽的濃度變化規(guī)律, 計(jì)算出反應(yīng)層的脫氮能力, 從而阻控硝酸鹽污染物滲入地下水.本研究對防控地下水硝酸鹽污染具有重要的科學(xué)意義和應(yīng)用價(jià)值.

　　2 材料和方法(Materials and methods)

      2.1 供試材料

      2.1.1 碳源材料

　　采用處理木屑作為碳源材料.木屑原料為山東省產(chǎn)白楊木, 粒徑0.18~0.7 mm, 總有機(jī)碳(TOC)為480 g·kg-1, 總氮(TN)為1400 mg·kg-1.木屑在熟石灰投加量為100 mg·kg-1和95 ℃條件下處理24 h, 然后進(jìn)行抽濾, 至濾液的pH為7后烘干備用(Hu et al., 2017).

　　2.1.2 土樣

　　原位試驗(yàn)場布置于山東省青島萊西市店埠鎮(zhèn)東莊頭村(36°43′ N, 120°20′E)某畜禽養(yǎng)殖廠的堆肥場.供試土樣包括壤土和砂土.壤土樣取自試驗(yàn)場地地表 10~30 cm深度原位壤土, 其pH為6.7, 硝態(tài)氮、TN和TOC的含量分別為60.5、500、3300 mg·kg-1;砂土樣取自附近河砂, 其粒徑小于2.0 mm, 中值粒徑為0.45 mm, 屬于中砂.

　　2.1.3 糞肥

　　采用豬糞及其滲濾液模擬糞肥污染源.豬糞取至山東省店埠鎮(zhèn)養(yǎng)豬場, 硝酸鹽氮為63 mg·kg-1, TOC和TN分別為401 g·kg-1和22 g·kg-1.

　　2.1.4 水樣

　　試驗(yàn)水樣由自來水與豬糞滲濾液按照體積比5:2混合配置.各批次配水中化學(xué)物質(zhì)濃度存在一定差異, 取其平均值, 硝態(tài)氮濃度為170.00 mg·L-1, 亞硝態(tài)氮濃度為0.25 mg·L-1, 銨態(tài)氮濃度為3.15 mg·L-1, pH為7.1, 化學(xué)需氧量(COD)為483 mg·L-1.

　　2.2 試驗(yàn)裝置

　　現(xiàn)場試驗(yàn)裝置主要由圓形土柱、采樣裝置、含水量測試系統(tǒng)等組成(圖 1).土柱為PVC管材, 分上下兩個(gè)部分：上部為等直徑管(φ40 cm×150 cm), 為試驗(yàn)的滲流區(qū);下部為變徑管, 底部進(jìn)行了密封, 高度為20 cm, 為試驗(yàn)的集水區(qū).

　　圖 1

　　圖 1脫氮試驗(yàn)裝置示意圖 

　　在距裝置頂部55、85和115 cm處兩側(cè)的對稱部位埋設(shè)6個(gè)取樣陶土頭, 其直徑為2.5 mm, 而微孔的平均孔徑為0.15 μm, 用透明延長管與取樣陶土頭相連接, 通過土壤水分采樣器(Rhizon, 荷蘭)采集不同深度的水樣.另外, 在集水區(qū)的底端設(shè)置一個(gè)出水口, 使用真空泵抽取底部出水至采樣瓶, 用于出水體積測量和水質(zhì)分析.從土柱滲流區(qū)的頂部開始埋設(shè)一根直徑為5 cm的專用TECANAT材質(zhì)套管, 采用水分傳感器(TRIME-PICO-IPH, 德國)測定不同深度上含水介質(zhì)的溫度和體積含水量.

　　2.3 試驗(yàn)方法2.3.1 裝置構(gòu)建

　　現(xiàn)場試驗(yàn)設(shè)置為對照組、壤土組和砂土組, 并依次標(biāo)記為CK、1#和2#處理, CK處理從下至上分為5層, 依次填充礫石、壤土(下層)、壤土、壤土(上層)、糞肥, 其厚度分別為30、30、50、30和10 cm;1#和2#處理從下至上也分為5層, 厚度與CK相同, 依次填充礫石、壤土(下層)、反應(yīng)層、壤土(1#)或砂土(2#)(上層)、糞肥.反應(yīng)層的具體構(gòu)建方法為：①分層挖掘深度為150.0 cm的基坑, 取地表下0~30 cm的土樣, 并篩分去除大于4.0 mm顆粒雜物;②將實(shí)驗(yàn)裝置放入基坑, 在各處理底部分別鋪設(shè)礫石層, 并將含水率觀測孔底端設(shè)置在礫石層頂部, 頂端至地表以上30.0 cm;③各處理下層按等容重(1.5 g·cm-3)法分層(5 cm)將壤土裝入土柱;④在埋設(shè)反應(yīng)層時(shí), 按土樣與木屑的質(zhì)量比(9:1)進(jìn)行混合后, 將混合材料按等容重(1.2 g·cm-3)分層填入土柱;⑤對于1#和2#處理, 上層分別按等容重的壤土(1.5 g·cm-3)和砂土(1.65 g·cm-3)分層填充;⑥各處理土柱的頂部鋪設(shè)10.0 cm的糞肥層.具體情況參考圖 1.

　　2.3.2 試驗(yàn)運(yùn)行

　　從9月13日開始, 每15 d灌水1次.灌水前配置水樣并靜置, 待穩(wěn)定后分別向CK、1#、2#處理中一次性灌水12 L(100 mm).試驗(yàn)期間總共灌水6次, 至12月10日結(jié)束試驗(yàn).在各批次灌水試驗(yàn)中第1、3、5、7、10和14 d, 用套管式TDR水分傳感器分別測定CK、1#、2#處理的剖面溫度和體積含水率.套管式TDR水分傳感器可通過測定電磁波的傳播速度差異確定介質(zhì)的介電常數(shù), 并由介電常數(shù)與體積含水率的數(shù)學(xué)關(guān)系計(jì)算出介質(zhì)的體積含水率(張瑞國等, 2016);第3、7 d, 使用土壤水分采樣器采集土壤水樣帶回實(shí)驗(yàn)室分析;第7、15 d, 用真空泵抽取集水區(qū)出水, 記錄處理水量.

　　2.3.3 分析方法

　　土壤水和出水水樣經(jīng)過濾后, 分別測定水樣的NO3--N、NO2--N、NH4+-N的濃度及COD值和pH值.其中, NO3--N、NO2--N和NH4+-N濃度分別用N-(1-萘基)-乙二胺光度法、紫外分光光度法和納氏試劑光度法進(jìn)行測定;COD用重鉻酸鉀氧化法測定;pH值用電極探頭(哈希HQ40D, 美國)進(jìn)行測定.

　　3 結(jié)果與討論(Results and discussion)3.1 非飽和帶反硝化系統(tǒng)的環(huán)境特征

　　從9月開始試驗(yàn), 氣溫持續(xù)降低, 1#處理反應(yīng)層剖面溫度和地表溫度均呈下降趨勢(圖 2a).后者變化幅度較為平緩, 由25 ℃逐漸降低至10 ℃.因反應(yīng)層位于地面以下75 cm, 對地表溫度變化具有一定的緩沖作用.所以當(dāng)?shù)乇頊囟冉抵? ℃時(shí), 反應(yīng)層內(nèi)溫度維持在10 ℃以上, 保持了反硝化微生物的活性.

　　圖 2

　　圖 2 3種處理(CK、1#、2#)的溫度(a)、剖面pH(b)、上層含水率(c)、反應(yīng)層含水率(d)、下層含水率(e)隨時(shí)間變化曲線 

　　1#、2#處理反應(yīng)層及CK的相應(yīng)層位pH動(dòng)態(tài)變化如圖 2b所示.CK處理pH隨時(shí)間降低, 這主要是發(fā)生了硝化作用, 氨氮向硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化的同時(shí)會(huì)產(chǎn)生酸, 使土壤環(huán)境酸化;1#和2#處理的pH同步波動(dòng)且高于進(jìn)水, 均值分別為7.28、7.32.反硝化過程會(huì)產(chǎn)生一定量的堿從而使pH升高.另外, 由于2#處理上層為砂土, 滲透性較強(qiáng).灌水后水分快速入滲反應(yīng)層, 減少了上層水分蒸發(fā)量, 增加了處理水量, 使得2#處理的脫氮總量更多, 發(fā)生了較強(qiáng)的反硝化作用, 所以pH高于1#處理.具體聯(lián)系污水寶或參見http://szhmdq.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　在間歇灌水條件下, CK和1#處理在灌水后5 d內(nèi)水分完全滲入表層以下, 2#處理灌水后30 min內(nèi)水分完全滲入表層以下.由于2#處理上層砂土的滲透性較強(qiáng), 使其入滲速度明顯快于CK和1#處理.CK、1#、2#處理的上層含水量隨灌水呈現(xiàn)周期性波動(dòng)(圖 2c), CK和1#處理波形明顯, 含水量明顯高于2#處理.這是由于其上層為壤土, 灌水呈均勻穩(wěn)定下滲狀態(tài), 地表積水不斷補(bǔ)充上層水分, 使含水量維持在相對高位.同時(shí), CK和1#處理的含水量隨灌水批次升高, 可能是因?yàn)樵囼?yàn)過程中氣溫逐漸降低, 土壤水分蒸發(fā)速率變緩, 導(dǎo)致含水量上升.

　　1#、2#處理反應(yīng)層和CK處理相同層位的含水量隨灌水周期同步變化(圖 2d).CK處理含水量波動(dòng)平緩, 1#、2#處理的含水量波動(dòng)劇烈.這是因?yàn)槟拘季哂休^強(qiáng)的吸水性, 灌水后吸水膨脹, 填充反應(yīng)層內(nèi)部空隙并吸附更多水分, 使反應(yīng)層含水量短時(shí)間內(nèi)迅速升高.1#處理的含水量緩慢降低, 2#處理的含水量迅速下降.這是因?yàn)?#處理上層滲透性強(qiáng), 灌水后水分集中且快速入滲反應(yīng)層, 并在處理后流出.而1#處理上層滲透性弱, 灌水后呈連續(xù)穩(wěn)定的下滲狀態(tài), 一段時(shí)間內(nèi)反應(yīng)層可得到上層的水量補(bǔ)給, 所以含水量降低緩慢.同時(shí), 2#處理上層含水量較低, 有利于反應(yīng)層水分蒸發(fā), 加快了其含水量降低速率.試驗(yàn)前期1#和2#處理的反應(yīng)層含水量逐次升高, 這是因?yàn)樵囼?yàn)初始階段土柱內(nèi)部較為干燥, 灌入的一部分水分被土壤吸收, 隨著試驗(yàn)進(jìn)行, 土柱含水率變化范圍趨于穩(wěn)定.

　　CK、1#、2#處理的下層含水量總體呈平穩(wěn)狀態(tài)(圖 2e).隨灌水周期, CK處理波動(dòng)平緩, 1#和2#處理則未出現(xiàn)明顯的波形, 且含水量略高于CK處理.由于下層均為壤土, 而底部集水區(qū)可視為自由排泄邊界, 所以反應(yīng)層出水量差異是造成3種處理下層含水量差異的主要原因.CK處理中, 上方壤土對灌水形成濾波, 下層含水量波動(dòng)在時(shí)間上滯后于灌水周期, 波幅上較為平緩.1#和2#處理未產(chǎn)生明顯的波形, 通過測定其反應(yīng)層和下層界面處的含水量, 發(fā)現(xiàn)界面上方含水量始終保持在60%以上, 下方驟降至30%附近.據(jù)此可推測在反應(yīng)層底部界面處產(chǎn)生了積水, 從而為下層提供了穩(wěn)定流量的上邊界.所以試驗(yàn)中1#和2#處理的下層含水量基本保持恒定, 與灌水周期無明顯關(guān)聯(lián).

　　3.2 現(xiàn)場強(qiáng)化反應(yīng)層的脫氮行為3.2.1 COD垂向分布

　　間歇性淋溶糞肥, 取3種處理中不同剖面上COD平均值, 見圖 3a.由圖可知, 上層中CK、1#和2#處理的COD隨深度增加而降低.反應(yīng)層中1#和2#處理COD明顯升高, CK處理相同層位COD繼續(xù)降低.下層中, 各處理COD均隨深度增加緩慢降低.上層COD降低是因?yàn)槿劳粱蛏巴镣ㄟ^截留作用去除了淋溶出的部分有機(jī)物.CK和1#處理比2#處理濃度下降更多是因?yàn)槿劳两亓粜Ч�好于砂�?1#和2#處理反應(yīng)層中COD升高是因?yàn)槟拘荚谖⑸�物作用下水解釋放出大量的溶解性有機(jī)碳, 供給反硝化微生物進(jìn)行脫氮.2#處理的COD高于1#處理, 因?yàn)槠涮幚硭�量�? 含NO3--N總量多, 而氮源是制約木屑水解的關(guān)鍵因素之一, 豐富的氮源有利于木屑的水解(宋宇杰等, 2013), 所以2#反應(yīng)層中釋放出了更多的有機(jī)碳.但1#和2#處理出水COD較高, 這主要是由于反應(yīng)層木屑水解釋放碳源過多導(dǎo)致的, 在實(shí)際應(yīng)用中應(yīng)適量減少木屑配比.

　　圖 3

　　圖 3間歇性灌水條件下3種處理(CK、1#、2#)COD(a)、NO3--N(b)和NH4+-N(c)濃度的垂向分布 

　　3.2.2 硝酸鹽氮的去除效果

　　各處理中NO3--N濃度的變化如圖 3b所示.CK處理中NO3--N濃度隨深度增加持續(xù)升高, 這是因?yàn)閺募S肥中淋溶出的有機(jī)氮在非飽和帶中經(jīng)過氨化作用轉(zhuǎn)化為氨氮, 一部分氨氮被壤土吸附, 另一部分則通過硝化作用轉(zhuǎn)化為NO3--N隨滲流垂向遷移, 使CK處理中NO3--N濃度不斷上升.1#處理上層NO3--N濃度隨深度增加而增加, 2#處理上層NO3--N濃度隨深度增加小幅降低, 滲入反應(yīng)層后兩者NO3--N濃度均迅速降低.當(dāng)進(jìn)水NO3--N濃度為170 mg·L-1時(shí), CK、1#和2#處理的出水NO3--N濃度分別為310.27、6.29和2.95 mg·L-1.1#和2#處理的反應(yīng)層對NO3--N去除率分別達(dá)到97.63%和96.98%.反應(yīng)層可以高效脫氮的原因在于它同時(shí)提供了有利于反硝化進(jìn)行的缺氧環(huán)境和有效碳源.灌水后由于木屑的強(qiáng)吸水特性, 反應(yīng)層含水量迅速升高, 氣體(O2)向反應(yīng)層內(nèi)部的擴(kuò)散速率隨之降低(Mekala and Nambi, 2017), 從而使反應(yīng)層內(nèi)形成厭氧環(huán)境.較高的含水量也增加了底物的遷移擴(kuò)散能力并且對微生物的繁殖代謝產(chǎn)生積極影響(Rubol et al., 2013).更為重要的是, 反應(yīng)層中的木屑在水解類微生物作用下釋放出溶解性有機(jī)碳, 它們被直接提供給反硝化微生物進(jìn)行脫氮.因?yàn)橛行�碳含量是限制生物反硝化最為關(guān)鍵的因素, 所以在碳源充足的條件下, 反應(yīng)層中的NO3--N被充分去除.

　　3.2.3 亞硝酸鹽氮的去除效果

　　CK、1#、2#處理的出水NO2--N濃度均低于0.5 mg·L-1, 可忽略不計(jì).土壤中的硝化和反硝化作用均會(huì)生成中間產(chǎn)物NO2--N, 且土壤含水率大于田間持水量的80%時(shí)主要發(fā)生反硝化作用(杜曉娜, 2016).強(qiáng)化反應(yīng)層具有較高的含水量和有機(jī)物濃度, 容易形成缺氧環(huán)境, 這說明亞硝酸鹽主要來源于反硝化作用.亞硝酸鹽作為反硝化的中間產(chǎn)物, 可以被亞硝酸鹽還原酶和氧化亞氮還原酶最終還原為氮?dú)? 而發(fā)生完全反硝化過程.由于反應(yīng)層中木屑提供了充足的碳源, 使得反硝化過程完全進(jìn)行, 生成的NO2--N很快被進(jìn)一步還原, 所以幾乎不發(fā)生累積.

　　3.2.4 氨氮濃度的垂向分布

　　NH4+-N在3種處理不同剖面的分布情況如圖 3c所示.上層中, CK、1#和2#的NH4+-N濃度隨深度增加而降低, 且2#處理的NH4+-N濃度降低幅度比CK和1#處理小.反應(yīng)層中, 1#和2#處理的NH4+-N濃度隨深度增加呈上升趨勢, 而CK處理相同層位NH4+-N濃度則相對較低.下層中, CK和1#處理的NH4+-N濃度隨深度增加降低, 而2#處理的NH4+-N濃度隨深度增加而升高.CK、1#和2#處理的出水NH4+-N平均濃度分別為0.32、2.50和5.20 mg·L-1.造成NH4+-N濃度變化的主要原因是土壤吸附作用和DNRA(Dissimilatory nitrate reduction to ammonium)過程.銨態(tài)氮在土壤中發(fā)生的吸附機(jī)制與土壤界面性質(zhì)有關(guān), 試驗(yàn)中壤土表面帶有負(fù)電荷, 其對于銨態(tài)氮吸附作用主要為離子交換作用(杜青青等, 2017).隨著下滲深度增加, 土壤對銨態(tài)氮的吸附量增大, 所以上層中各處理NH4+-N濃度呈降低趨勢.基于不同類型介質(zhì)吸附試驗(yàn)和Langmuir模型, 砂質(zhì)土對銨態(tài)氮的吸附能力低于壤土(陳堅(jiān), 2011), 所以2#處理上層氨氮的降低幅度小于CK和1#處理.反應(yīng)層中NH4+-N濃度上升主要是因?yàn)榘l(fā)生了DNRA作用.一般認(rèn)為, DNRA強(qiáng)度受缺氧環(huán)境和有機(jī)質(zhì)含量的影響(Salk et al., 2017; Zhang et al., 2015), 反應(yīng)層內(nèi)部兼具缺氧環(huán)境條件和充足碳源, 使得部分硝態(tài)氮在微生物作用下經(jīng)由DNRA途徑異化還原為銨, 而1#處理反應(yīng)層中NH4+-N濃度增加幅度大于2#處理, 這可能是因?yàn)楣嗨��?#處理反應(yīng)層較長時(shí)間保持了較高的含水量, 延長了缺氧環(huán)境持續(xù)時(shí)間, 從而增加了DNRA的反應(yīng)時(shí)間, 產(chǎn)生更多的NH4+-N.在下層中, 處理水量較小的CK和1#處理滲流中的NH4+被壤土充分吸附而得以去除.2#處理的出水流量較大, NH4+離子得不到充分吸附而隨水流出, 所以出水中NH4+-N濃度略有升高.

　　3.3 強(qiáng)化反應(yīng)層的脫氮量

　　采用各批次灌水試驗(yàn)反應(yīng)層進(jìn)水和出水NO3--N濃度差平均值與處理水量的乘積計(jì)算反應(yīng)層的總脫氮量, 用總脫氮量除以反應(yīng)層體積計(jì)算出單位體積反應(yīng)層脫氮量, 結(jié)果如圖 4所示.前3批次試驗(yàn)脫氮量較少是因?yàn)閱��?dòng)階段處理水量較少.后3次試驗(yàn)處理水量趨于穩(wěn)定, 在灌水量為100 mm條件下, CK、1#和2#處理反應(yīng)層的平均處理水量分別為31.85、30.7和70.6 mm.CK處理的脫氮量沒有在圖中展示, 是因?yàn)槠銷O3--N濃度隨深度增加而升高, 使得計(jì)算脫氮量為負(fù)值.1#和2#處理中平均脫氮量分別為9.56 g·m-3和24.61 g·m-3, 2#處理脫氮量明顯高于1#處理.這是因?yàn)樵谶M(jìn)水NO3--N濃度為170 mg·L-1條件下, 裝置的處理能力尚未達(dá)到飽和, 所以盡管處理水量差異較大, 對NO3--N去除率卻十分接近.此時(shí)造成脫氮量差異的主要因素在于處理水量的多少, 2#處理的處理水量較大, 因此脫氮量更高.

　　圖 4

　　圖 4 1#和2#處理反應(yīng)層脫氮量的批次變化

　　4 結(jié)論(Conclusions)

　　1) 反應(yīng)層中的木屑材料具有強(qiáng)吸水特性, 灌水后短時(shí)間內(nèi)使反應(yīng)層含水量大幅提升, 形成有利于反硝化反應(yīng)進(jìn)行的厭氧環(huán)境.木屑在水解類微生物作用下釋放出溶解性有機(jī)碳, 供給反硝化微生物進(jìn)行脫氮.

　　2) 在入滲硝態(tài)氮濃度為170.00 mg·L-1條件下, 1#和2#處理反應(yīng)層NO3--N的去除率分別為97.63%和96.98%.上層選用滲透性較強(qiáng)的砂土可以提升反應(yīng)層處理水量, 進(jìn)而使脫氮量顯著提高.在灌水量為100 mm條件下, 1#和2#處理的平均處理水量分別為30.7 mm和70.6 mm, 脫氮量分別為9.56 g·m-3和24.61 g·m-3.

　　3) 反應(yīng)層內(nèi)碳源充足, NO3--N發(fā)生了完全反硝化, 出水NO2--N濃度低于0.5 mg·L-1, 幾乎不發(fā)生積累.反應(yīng)層中發(fā)生的DNRA過程使其內(nèi)部NH4+-N濃度小幅升高.(來源：環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào) 作者：孫柒國)