深水水庫人工介質強化脫氮作用研究

程新良，唐 偉，許 海*，倪子怡，朱廣偉，余貴英，王裕成

1.杭州市淳安生態環境監測站，浙江 杭州 311722

2.中國科學院南京地理與湖泊研究所，湖泊與環境國家重點實驗室，江蘇 南京 210008

湖泊是地表極其寶貴的淡水資源之一，在保障水生態安全格局中發揮了重要作用.然而，近年來湖庫富營養化和藍藻水華現象頻發，嚴重威脅飲用水安全和社會經濟可持續發展.據《中國生態環境狀況公報》[1]顯示，2022 年開展營養狀態監測的204 個重要湖泊(水庫)中，貧營養湖泊(水庫)僅占9.8%，比2021 年下降0.7%.近10 年來，我國湖庫富營養化程度向好趨勢不明顯，在水環境質量改善方面仍面臨壓力[2].研究[3]表明，氮、磷等營養鹽的輸入是引起水體富營養化的重要因素，同時也是藍藻水華現象暴發的誘因.

湖泊富營養化修復手段主要分為物理、化學和生物方法三類，物理修復法主要包括機械清除藻類、曝氣充氧、底泥疏浚等，雖幾乎沒有副作用，但工程量大、費用昂貴，很難解決面積較大的湖庫問題[4].化學修復法主要為投加硫酸鋁等絮凝劑、硫酸銅等除藻劑，雖見效較快，但藥劑需重復投加，不僅威脅人體健康，并且容易酸化水環境，因此不可作為長期的解決方案[5].生物修復法分為水生植物、水生動物以及微生物修復法3 種，以自然為基礎，健全湖泊生態系統結構，從水質向水生態轉變[6].其中生態浮床因其不額外占用土地、環境友好等優點已經被廣泛應用于水質凈化.但對于深水湖庫而言，生態浮床因受植物根長限制導致其對深層水體的凈化效果較差，加之部分植物根系附著生物量有限，致使生態浮床的去除效率不穩定.因此，全球的研究人員正在倡導使用各種強化型生態浮床來解決上述缺陷.其中，人工介質耦合生態浮床的優化引起了廣泛關注[7].通過添加比表面積大的介質作為微生物載體，為微生物的附著繁殖提供更大的表面積，更大程度上增強了微生物作用[8].生物填料是天然材質(礫石、礦土、木屑、碳酸鹽等)或人工填料(陶粒、玉米芯、塑料、碳棒、纖維等)的總稱，具有不可生物降解性、高機械穩定性、高擴散性和較好的生物保有量等性能[9]，通過吸附、陽離子交換、共沉淀、過濾等物理化學反應，能有效凈化水體中的氮和磷，各種介質由于其不同的特性而具有不同的污染物去除能力.懸掛的人工介質相當于將植物的根系延伸至更深層水體，有利于下層水體的微生物同化作用，進一步強化深層水體的氮素脫除[7].

目前多項研究均證實，介質對于生態浮床水質凈化能力有著顯著的提升效果.如張玲玲等[10]研究不同填料強化生態浮床凈化養殖水體時發現，生物填料強化浮床對總氮(TN)、總磷(TP)、化學需氧量(COD)的平均去除率分別為34.9%、12.2%、26.1%，且3 組填料浮床對TN、TP 的去除能力均表現為彈性填料>組合填料>生物繩填料；Sun 等[11]在植物浮床上添加生物填料考察脫氮效率，結果表明，添加生物載體不僅提高了脫氮效率，而且削減了溫室氣體排放；鄒聯沛等[12]通過在低污染水體構建生物繩填料-水蔥生態浮床，使其氮、磷凈化效率均提高了10%左右.此外，填料的物理性質、比表面積以及掛膜的深度和時間等都是影響凈化效果的關鍵因素[13]；趙志瑞等[14]在研究纖維填料生態浮床凈化城市尾水時發現，水力停留時間、生物膜長度、生物膜覆蓋面積對污染物的去除率產生不同影響，且在水力停留時間為6 d、覆蓋面積為20%、生物膜長度為1/2 水深長度時，氮素去除率在70%以上.目前研究多集中于通過對比不同填料凈化水質效果，篩選出適宜污水凈化的品種以及強化傳統生態浮床凈化水質效果，且更多應用于城市河道、富營養化水平較高的淺水湖泊，鮮有關于不同參數條件下生物填料對較清潔型深水水體反硝化作用的相關報道.

千島湖位于杭州市淳安縣，是我國首批15 個水質良好湖泊之一[15].然而近年來由于城鎮化和人類活動加劇，局部水域偶發藍藻水華，TN 濃度升高、TP濃度季節性波動超標等問題困擾著千島湖水生態安全[16].此外，千島湖生境單一，濕地凈化空間不足，同時深水水庫下層水溫較低，水體碳源較少，缺乏反硝化發生的環境，水體氮素脫除困難.因此，本研究選取組合填料、彈性填料兩種常見人工介質，通過在千島湖原位水體0.5 m、5 m、15 m 深度下分別自然掛膜15 d、30 d 后于水袋中避光脫氮培養，評估掛膜水深、掛膜時間、填料類型對千島湖水體氮素濃度的凈化效果及人工介質附著微生物的反硝化潛力，以期獲取千島湖水體人工介質的最佳掛膜參數.

1 材料與方法

1.1 試驗區域

千島湖又名新安江水庫(29°22'N～29°50'N、118°36'E～119°14'E)，位于浙江省西部與安徽省交界處，是一座大型山谷型深水水庫，地處亞熱帶季風氣候區，溫暖濕潤，四季分明[17].水庫水面面積為580 km2，庫容為178×108m3，平均水深為31.13 m，最深處達到100 m[18].采樣點位于國控斷面小金山，地處自上游狹長河道往開敞型水面過渡的區域，易受上游影響導致水質狀況波動，無法穩定達標[19].

1.2 試驗設計

1.2.1 試驗材料

試驗材料選用目前應用較為廣泛的彈性填料、組合填料，以上材料均購置于江蘇省宜興市某環保公司，其特點如表1 所示.

表1 不同填料的物理性質Table 1 Physical properties of different fillers

1.2.2 試驗設置

分別將兩種填料用膠帶纏繞在長度0.5 m、5m、15 m 的尼龍繩上，底部進行配重，使繩子保持垂直狀態.分別于第15 天、第30 天兩個時間段進行自然掛膜(鏡檢顯示有諸多細菌、微生物、原生動物時即表示掛膜成功[20-21])，每組填料設置3 個平行.分別于掛膜第15 天(D15)、第30 天(D30)取出兩種填料進行培養試驗.剪取填料放入培養水袋中，先預培養6 h，使系統內氧氣耗盡或微量，再往培養水袋中注入原水，將水袋搖勻后避光培養24 h.

1.2.3 水體理化指標測定

分別于試驗第0、8、16、24 小時使用便攜式水質參數分析儀(美國 YSI Proplus)測定初始水樣溶解氧(DO)濃度、pH、濁度等理化參數，后采集水樣立即用0.7 μm 孔徑的玻璃纖維濾膜(Whatman GF/F)進行過濾，使用Skalar 連續流動分析儀(SAN++型，荷蘭Skalar 公司)測定水體硝態氮(NO3--N)、銨態氮(NH4+-N)濃度，兩次培養試驗初始水樣的主要物理化學指標如表2 所示.

表2 初始水樣的物理化學性質Table 2 Physical and chemical properties of initial water samples

1.2.4 反硝化速率測定

水環境中溶解氮氣(N2)主要由反硝化作用產物N2和水氣平衡溶解的N2構成.因此反硝化過程可以用水體溶解N2濃度相對于自然水溫和鹽度平衡條件下溶解N2濃度的凈增量(Δ[N2])來定量.然而，大氣高N2背景值使得反硝化定量研究變得十分困難.膜進樣質譜儀(MIMS)的出現和發展使得直接、快速、精確地測定水中溶解氣體濃度成為可能.

為探究填料類型、掛膜時間、掛膜深度對反硝化脫氮強度的影響，分別于試驗第0、8、16、24 小時使用蠕動泵將培養袋中水體泵入到12 mL 頂空瓶(Labco Exetainer)中采集氮氣(N2)樣品，并立即加入質量分數為50%的ZnCl2終止微生物反應.樣品中溶解N2濃度和氬氣(Ar)濃度采用MIMS 測定.因為氬氣(Ar)的化學性質較為穩定，在水環境中的溶解度主要受溫度、鹽度條件控制，因此可利用MIMS 測定水樣N2/Ar(物質的量比)來計算N2濃度.

反硝化作用產生的N2凈增量使用Kana 等[22]提出的N2∶Ar 比法計算，如式(1)所示：

式中：Δ[N2]為N2濃度相對于自然水溫平衡條件下的凈增量，μmol/L；[N2]/[Ar]為經質譜儀矯正過的水樣中N2與Ar 濃度比值；[N2]*、[Ar]*分別為特定溫度、鹽度條件下N2、Ar 理論平衡濃度，μmol/L，由標準水樣溫度和鹽度值代入Weiss[23]方程計算得到.

反硝化速率(M)的計算公式如式(2)[24]所示：

式中：Δ[N2]i、Δ[N2]j分別為第i、j次取樣時水體中溶解性N2凈增量，μmol/L；t為兩次取樣間隔時間，h.

2 結果與分析

2.1 DO 濃度的變化情況

DO 濃度是影響水體營養水平的重要限制因子，是評判水體受污染程度的重要指標.兩次培養試驗中，DO 濃度都呈顯著的晝夜變化，結果如圖1 所示.兩次試驗DO 濃度都呈現先降低后升高的趨勢，且在第8 小時DO 濃度最低.初始取樣時間皆為當天16:30左右，初始水體DO 濃度為8.0 mg/L，第8 小時取樣時，D15 和D30 的DO 濃度分別為(3.9±0.21)(3.6±0.09)mg/L，達到最低值.8～24 h 內D15 和D30 的DO 濃度呈現上升趨勢，第24 小時取樣時，D15 和D30 的DO濃度分別為(8.2±0.14)(8.7±0.08) mg/L.綜上所述，兩次試驗的DO 濃度在第8 小時(當天23:30)達到最低值，范圍為3.6～3.9 mg/L，8～24 h 呈現升高趨勢，第0、24 小時(當天16:30)達到最高值，范圍為7.9～8.7 mg/L.

圖1 兩次試驗DO 濃度的變化情況Fig.1 Changes of DO concentration in two experiments

2.2 氮濃度的變化情況

彈性填料和組合填料NO3--N 濃度的變化情況如圖2 所示，兩種填料不同培養時間NO3--N 濃度在24 h內整體呈現先降低后升高的趨勢.其中D15 兩種填料NO3--N 濃度從0 h 的0.8～1.0 mg/L 降至8 h 的0.6～0.8 mg/L，而D30 從0 h 的0.8～0.9 mg/L 降至8 h的0.6～0.7 mg/L，兩種填料NO3--N 濃度均下降20%～25%.在0～8 h 內不同深度填料NO3--N 濃度的變化情況中，0.5 m 深度填料NO3--N 濃度下降28.9%～37.3%，而5 m 和15 m 深度NO3--N 濃度均下降5.9%～23.1%.從填料類型比較來看，0.5 m 深度D15、D30 組合填料NO3--N 濃度從0.81 mg/L 分別降至0.52、0.51 mg/L，分別下降了35.5%、37.3%，而彈性填料NO3--N 濃度分別從0.83、0.89 mg/L 降至0.54、0.63 mg/L，分別下降了34.4%、28.9%.而5 m 和15 m 深度的兩種填料NO3--N 濃度變化強度整體無顯著性差異，下降范圍為5%～10%.綜上所述，0～8 h 組合填料0.5 m 深度NO3--N 濃度下降最多，8～24 h 兩種填料均呈現先升高后平緩的趨勢.

圖2 D15 彈性填料、D15 組合填料、D30 彈性填料和D30 組合填料NO3--N 濃度的變化情況Fig.2 Variation of NO3--N concentration of D15 elastic filler,D15 combination filler,D30 elastic filler and D30 combination filler

從圖3 可以看出，兩種填料的NH4+-N 濃度整體呈現與NO3--N 濃度變化相似的趨勢(先降后升)，且不同掛膜深度之間存在較大差異，兩種填料起始0.5 m 深度NH4+-N 濃度遠高于5 m 和15 m 深度，且0.5 m 深度的NH4+-N 濃度在24 h 內分別提高0.13～0.39、1.04～1.15 mg/L，顯著高于5 m 深度(分別提高0.03～0.08、0.10～0.60 mg/L)、15 m 深度(分別提高0.01～0.03、0.10～0.11 mg/L).且兩種填料0.5 m、5 m 深度D30 的NH4+-N 濃度(0.5～2.0 mg/L)顯著高于D15(0.1～1.0 mg/L)，15 m 深度D15 和D30 的NH4+-N 濃度無明顯差異，變化范圍為0.1～0.2 mg/L.0.5 m 深度組合填料NH4+-N 濃度是彈性填料的1.1～3.0 倍，5 m、15 m 深度兩種填料NH4+-N 濃度無顯著性差異.由此可見，0.5 m 深度的D30 組合填料在第8 小時降幅最大.

圖3 D15 彈性填料、D15 組合填料、D30 彈性填料和D30 組合填料NH4+-N 濃度的變化情況Fig.3 Variation of NH4+-N concentration of D15 elastic filler,D15 combination filler,D30 elastic filler and D30 combination filler

2.3 反硝化速率的變化情況

N2凈增量(簡稱“ΔN2”)反映填料反硝化作用的強弱，從圖4 可以看出，水體中N2凈增量的變化呈現在0～8 h 升高、8～24 h 降低的現象，說明填料反硝化作用先增強后減弱.兩次培養試驗0～8 h 內，0.5 m 深度的填料ΔN2最高，其中D15 兩種填料ΔN2變化范圍為3.4～9.9 μmol/L，大于5 m 深度兩種填料ΔN2變化(1.7～6.2 μmol/L)，大于15 m 深度兩種填料ΔN2變化(1.4～3.7 μmol/L)，D30 兩種填料ΔN2大小排序表現為0.5 m 深度(5.0～16.6 μmol/L)>5 m 深度(2.0～10.1 μmol/L)>15 m 深度(1.5～9.6 μmol/L).0～8 h 內D30 兩種填料ΔN2大于D15，二者范圍分別為1.4～9.9、1.5～18.7 μmol/L.0.5 m 深度D15 和D30 組合填料在第8小時的ΔN2分別為9.9、17.2 μmol/L，彈性填料在第8 小時的ΔN2分別為7.5、16.6 μmol/L，由此可見組合填料反硝化作用強于彈性填料.綜上所述，兩種填料0.5 m 深度反硝化作用最強，組合填料反硝化作用強于彈性填料，D30 兩種填料反硝化作用強于D15，且兩次試驗都是在第8 小時填料的反硝化作用最強.

圖4 D15 彈性填料、D15 組合填料、D30 彈性填料和D30 組合填料ΔN2 的變化情況Fig.4 ΔN2 concentration change of D15 elastic filler,D15 combination filler,D30 elastic filler and D30 combination filler

為了更好地分析掛膜深度、掛膜時間、填料類型對兩種填料反硝化作用的影響，通過式(2)計算出兩種填料0～8 h 內的反硝化潛力，結果如圖5 所示.從圖5 可以看出，D30 兩種填料反硝化潛力高于D15，且D30 組合填料8 h 內的反硝化潛力最高，在0.5 m、5 m 深度組合填料的反硝化潛力分別為1.52、1.71 μmol/(L·h).D15 彈性填料與組合填料0.5 m 深度的反硝化潛力分別為0.25、0.82 μmol/(L·h)，表現出顯著差異性，而5 m、15 m 深度兩種填料的反硝化潛力分別為0.47～0.51、0.29～0.31 μmol/(L·h)，無顯著性差異.從掛膜深度看，兩種填料0.5 m 深度的反硝化潛力略大于5 m 深度，遠大于15 m 深度.

圖5 不同填料0～8 h 內反硝化潛力的對比Fig.5 Comparison of 0-8 h denitrification potential of different fillers

NO3--N 是水體反硝化過程中重要底物，同時也是影響水體反硝化過程的首要因素.該試驗中，0～8 h兩種填料NO3--N 濃度與ΔN2的關系如圖6 所示.兩次密閉狀態介質培養試驗NO3--N濃度與ΔN2呈顯著負相關(r=-0.43**，p<0.01)，培養水袋中NO3--N 濃度的減少導致水體中N2凈增量增加.

圖6 NO3--N 濃度與ΔN2 的線性擬合關系(n=2)Fig.6 Linear fit of NO3--N concentration to ΔN2 (n=2)

3 討論

3.1 氮素濃度變化原因分析

生物膜法是一種有效、環保、成本低廉的污水凈化技術，生物填料作為生物膜生長的有效載體，在諸多受污染水體治理中已得到廣泛應用.生物填料凈化受污染水體的原理是當生物填料與水體有良好的接觸時，載體表面形成包含大量微生物、活性細菌、有機物的生物膜，膜內表面積是一般生物膜的幾十倍或上百倍[25]，膜內原生動物屬于微生態系統營養鏈的最高級，通過掠食系統中細菌，對污染物產生吸附截留、氧化分解作用以去除污染物[26-27].生物膜去除污染物的具體過程是：生物膜首先吸附污染物，污染物在其表面從外部到內部進行擴散，污染物中化合物、活性元素通過胞外聚合酶的作用與生物膜中活性微生物、細菌進行生化或催化反應，最后生成代謝產物排出[28].

NO3--N 是氮素的重要組成部分，該試驗中NO3--N濃度整體呈現先降低后升高的現象(見圖2).0～8 h內兩種填料NO3--N 濃度下降的原因可能與兩種填料載體吸附作用和微生物反硝化作用有關.其中吸附作用主要指填料自身具有吸附截留物理作用，而微生物反硝化作用與反硝化細菌種類、數量有關[29].兩次試驗進行的時間都在當天16:30，DO 濃度處于當天最高值，在晝夜變換過程中，DO 濃度呈現先下降后升高的趨勢.王朝霞[30]在研究河流水體DO 濃度的晝夜變化特點時也發現，水體的DO 濃度每天09:00 左右開始逐漸上升，在16:00 左右出現一個最大值，隨后DO 濃度逐漸降低.兩次試驗第8 小時取樣時，DO濃度分別為3.6、3.9 mg/L(見圖1)，為反硝化細菌生長和微生物反硝化作用提供了良好的厭氧環境.后期隨著DO 濃度的提高，硝化細菌在好氧環境中得到快速生長.萬瓊等[31]在研究海綿鐵和陶粒填料生物膜凈化微污染水體時發現，在連續曝氣條件下，水體DO 濃度較高，NH4+-N 能通過硝化反應轉變成硝酸鹽.有研究[32]指出，當DO 濃度為4 mg/L 時，污染物去除效果最佳.因此，8 h 后NO3--N 濃度的升高可能歸因于硝化細菌對NH4+-N 的硝化作用.

填料培養試驗前期NH4+-N 濃度下降的原因主要包括氨揮發、厭氧氨氧化、硝化作用、吸附作用[33].其中，氨揮發對溫度、pH 等環境條件要求較高，且所占比例較低，基本可以忽略；厭氧氨氧化是指在厭氧環境中，厭氧氨氧化細菌將亞硝態氮(NO2--N)作為電子受體將NH4+-N 氧化成N2的過程；硝化作用是指NH4+-N 在有氧狀態下被亞硝化細菌、硝化細菌氧化成NO2--N 和NO3--N 的過程.本試驗中，0～8 h 內DO 濃度逐漸降低，因此筆者猜測NH4+-N 濃度下降的原因是：填料反硝化培養試驗前期硝化與亞硝化細菌的硝化作用，以及試驗后期DO 濃度降低3 mg/L左右占據主導地位的厭氧氨氧化作用.填料反硝化培養試驗后期NH4+-N 濃度呈現升高的趨勢，可能是由于填料生物膜表面附著的大量細菌、放線菌發生的生物固氮作用.但生物固氮必須發生在厭氧環境下，與該試驗后期DO 濃度升高的情況相沖突，具體原因需要進一步分析.部分處理組出現培養24 h 后水體NO3--N 和NH4+-N 濃度大于初始濃度的現象，猜測是附著在介質上的有機氮在微生物作用下被降解釋放進入水體中.而且填料反硝化培養24 h 后，0.5 m 深度NH4+-N 濃度顯著高于5 m 和15 m 深度，原因可能是在掛膜過程中，0.5 m 深度的填料附著的生物膜有機物、微生物數量和種類遠多于5 m 和15 m 深度，在微生物降解后重新轉化成NH4+-N 的形式釋放到水中.

3.2 生物填料反硝化作用差異性分析

反硝化作用是反硝化細菌以NO3--N 作為電子受體將氮素轉化成氣態N2或N2O 的過程，是地球水環境系統去除氮素和維持系統氮平衡的重要機制.當污染水體接觸生物填料載體時，其表面會逐漸附著生成菌膠團，菌膠團的表面存在大量活性細菌、微生物、有機物，其中就包含大量活性反硝化細菌.這些微生物在水體硝化反硝化等營養循環中起著關鍵作用[34]，因此，近些年利用生物膜進行氮脫除的技術被廣泛應用于水質凈化.眾多學者就自然生物膜對污水中氮的去除效果的研究也表明，自然生物膜可以有效去除氮[35-36]，生物膜中的微生物是調節淡水生境中氮循環過程的重要貢獻者.一方面，生物膜中的微生物固氮是許多低營養湖泊不可或缺的氮來源；另一方面，在一些富營養化湖泊中，生物膜中的自養生物能夠吸收周圍水體中的氮，為其生長提供養分[37]，基質中的胞外聚合物質(EPS)也能促進對氮的吸收[38-39].此外，微生物介導的厭氧氨氧化和反硝化是氮向大氣循環的主要生物途徑.該試驗中，掛膜深度、掛膜時間、填料類型對填料反硝化作用具有顯著性差異.圖5 顯示，兩種填料0.5 m 深度反硝化作用最強，原因可能是0.5 m 深度水體中含有大量活性細菌、微生物、有機物，而5 m、15 m 深度水體DO 濃度一般低于2 mg/L，導致水體長時間接觸填料時表面附著的微生物生物量均低于0.5 m 深度.黃延林等[40]在研究生物接觸氧化技術凈化受污染水體時發現，生物填料上的生物量隨著填料掛膜深度的增大而減小，且差異顯著，最佳掛膜深度為0～3 m.填料懸掛于千島湖這類微污染水體時，由于氮磷等營養鹽的限制，微生物、細菌有一個較長的適應階段，繁殖生長緩慢，且該試驗在11 月底進行，低溫條件也會削減微生物繁殖速率[41-42]，且自然掛膜法接種微生物的數量較少，生物膜形成速度慢[43].在一定時間范圍內，人工介質上附著的生物膜干重隨時間變化呈增長趨勢[44]，宋玉芝等[45]在太湖梅梁灣用漁網作為介質進行了為期18 d 的培養，從其試驗結果可以看出，培養后用無灰干重表征的附著生物量表現出了生物量的增加.而掛膜30 d (D30)的兩種填料反硝化作用強于掛膜15 d (D15)，也可以推斷出隨著培養時間的增加，填料上的附著生物膜也在增加，使得其反硝化作用更強.黃延林等[46]在研究貧營養原位生物接觸氧化法對微污染水體脫氮效果時也發現，反應器運行前3 周，生物膜厚度變化不明顯，填料表面為淡黃色，運行到第4 周，生物膜厚度明顯增加，生物填料外觀也變為淺褐色，并出現大量原生動物和少量后生動物.張濤等[47]研究不同生物池濾料掛膜水處理效果時發現，掛膜15 d 后，各種填料對NO2--N、NH4+-N、COD 的去除率明顯上升.而組合填料反硝化作用整體強于彈性填料，其主要原因可能與材料性質有關，組合填料四周的纖維束比表面積大，易在中間形成厭氧區域，且組合填料屬軟性材質，親水吸附性能、孔隙率都優于彈性填料[48-49].8～24 h 兩種填料反硝化作用強度均呈現先下降后平緩的趨勢，原因可能與培養水袋微環境中NO3--N 本底值變低有關.在一定的封閉區域內，N2含量會隨著NO3--N、NO2--N 濃度的降低而升高，沒有外加氮源條件下，氮元素處于一個收支平衡狀態.該試驗中，NO3--N 濃度與ΔN2呈顯著負相關(見圖6)，NO3--N 濃度的減少預示著反硝化過程對氮的消耗[50].

綜上所述，考慮到千島湖生態浮床的規模化推廣中對于深層水體污染物的去除能力較差，建議將組合填料懸掛于生態浮床5 m 深處30 d 以上，以深度強化深層水體反硝化脫氮作用，進一步提升水質凈化效果.

4 結論

a) 兩種填料的掛膜對比試驗表明，組合填料掛膜對水體NO3--N 的去除效果較好，0.5 m 深度掛膜15 d 和30 d 培養8 h 后對NO3--N 去除率分別為35.5%、37.3%.

b) NO3--N 濃度與ΔN2呈顯著負相關(r=-0.43**,p<0.01)，反應出反硝化過程對氮素的脫除作用.

c) 組合填料掛膜深度在5 m 以內，掛膜時間30 d產生的生物膜反硝化潛力最高，0.5 m、5 m 深度掛膜的反硝化潛力分別為1.52 和1.71 μmol/(L·h).

d) 本研究表明，人工填料應用于千島湖水體進行強化脫氮是可行性的，生態浮床耦合人工填料可以拓展反硝化脫氮的深度空間.