采礦廢水是由礦井排水、露天采場(chǎng)排水和廢石場(chǎng)雨排水構(gòu)成的一種酸性廢水, 含有高濃度的硫酸鹽和重金屬等物質(zhì).人工濕地作為常見的廢水處理方法之一, 在采礦廢水的處理領(lǐng)域中已有一定的應(yīng)用.濕地沉積物中氮含量與其遷移轉(zhuǎn)化過程對(duì)濕地系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)、功能和生產(chǎn)力有重要影響, 氮含量被視為濕地營(yíng)養(yǎng)水平指示劑, 是天然或者人工濕地沉積物中的主要限制性養(yǎng)分.采礦廢水、酸性礦山排水、礦井排水等中缺乏氮磷等營(yíng)養(yǎng)元素, 研究處理此類廢水濕地中氮循環(huán)過程具有重要的意義.

　　濕地生態(tài)系統(tǒng)的氮素輸入過程包括大氣氮沉降、生物固氮、人為氮和徑流氮輸入等途徑.對(duì)于流入濕地的無(wú)機(jī)氮, 首先將還原價(jià)態(tài)氨氮氧化成高價(jià)態(tài)氮, 例如氨氮被氧化成亞硝酸鹽或硝酸鹽, 再被還原成氮?dú)?常見的厭氧氨氧化(ANAMMOX)廣泛存在于河口、中國(guó)華南水稻土和天然淡水濕地等環(huán)境中.近年來, 厭氧氨氧化與鐵還原耦合作用(Feammox)過程得到了國(guó)內(nèi)外研究者的廣泛關(guān)注, 研究對(duì)象包括美國(guó)新澤西州的河岸濕地、波多黎各的熱帶雨林土壤、中國(guó)稻田土壤和美國(guó)卡羅萊納州薩凡納河流流域等.然而, 目前對(duì)酸性礦山排水污染土壤及相關(guān)濕地中發(fā)生的Feammox過程尚缺乏公開報(bào)道.

　　凹山濕地處理的采礦廢水含高濃度的SO42-, 沉積物中含有較高濃度的離子交換態(tài)鐵, 以及濕地中有機(jī)質(zhì)、總氮等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)流失較為嚴(yán)重。本實(shí)驗(yàn)以人工濕地為研究對(duì)象, 采集沉積物, 通過添加氨氮和水鐵礦, 以及利用乙炔抑制劑的技術(shù)手段, 探究Feammox是否存在及其對(duì)氮轉(zhuǎn)化過程的影響, 同時(shí)分析了水鐵礦加入對(duì)濕地氨氮厭氧轉(zhuǎn)化過程的影響, 達(dá)到了減少濕地系統(tǒng)總氮流失的目的.

　　1 材料與方法1.1 沉積物取樣地點(diǎn)和預(yù)處理

　　考察用于處理采礦廢水的安徽省馬鞍山市凹山濕地, 并采集沉積物樣品.樣品迅速裝入冰盒保鮮箱, 保鮮箱中預(yù)存保濕劑和脫氧劑, 并在6 h內(nèi)送到合肥工業(yè)大學(xué).在厭氧手套箱中沉積物樣品經(jīng)人工除雜后, 過220 mm篩子待用.將沉積物攪拌均勻后裝入血清瓶, 加入體積比為1:3的去離子水, 高純度氬氣(99.99%)鼓氣密封, 在黑暗32℃下預(yù)培養(yǎng)25 d, 以消耗本底氨氮、亞硝酸鹽、硝酸鹽和氧氣.預(yù)處理完后取樣分析未發(fā)現(xiàn)氨氮、亞硝酸鹽、硝酸鹽.

　　1.2 培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)

　　在厭氧手套箱中將預(yù)處理的沉積物泥漿除去上清液, 分別稱取10.0 g剩余泥漿(pH≈6.5)置于25個(gè)50.0 mL血清瓶中, 每瓶各加入30.0 mL營(yíng)養(yǎng)液, 按照實(shí)驗(yàn)分組相應(yīng)加入NH4Cl溶液(1 719.49 mg·L-1)和水鐵礦, 添加氨氮反應(yīng)瓶中初始氮含量為90.0 mg·kg-1.實(shí)驗(yàn)加入的營(yíng)養(yǎng)液組成為16.0 mg·L-1 KH2PO4; 300.0 mg·L-1 MgCl2·6H2O; 74.0 mg·L-1 KCl; 840.0 mg·L-1 NaHCO3; 200.0 mg·L-1 NaCl; 180.0 mg·L-1CaCl2·2H2O; 微量元素溶液1.0 mL·L-1.微量元素溶液組成為: 204.0 mg·L-1 ZnCl2; 240.0 mg·L-1 CoCl2·6H2O; 990.0 mg·L-1 MnCl2·4H2O; 149.0 mg·L-1 CuCl2·2H2O; 220.0 mg·L-1 Na2MoO4·2H2O; 190.0 mg·L-1 NiCl2·6H2O; 140.0 mg·L-1H3BO4·2H2O; 210.0 mg·L-1 NaSeO4·10H2O.

　　將25個(gè)血清瓶隨機(jī)分為5組, 第一組為空白對(duì)照組, 加入2.0 mL去離子水; 第二組加入2.0 mL NH4Cl溶液; 第三組加入2.0 mL NH4Cl溶液, 上層氣相含30.0%(~3 kPa)乙炔氣體; 第四組加入2.0 mL NH4Cl溶液和41.24 mg水鐵礦; 第五組加入2.0 mL NH4Cl溶液、41.24 mg水鐵礦, 上層氣相含30.0%(~3 kPa)乙炔氣體.添加上述NH4Cl溶液和水鐵礦后, 將所有血清瓶鼓氬氣15 min(DO<0.10 mg·L-1)脫氧之后密封, 其中第三和第五組抽取血清瓶上層氬氣6.0 mL, 添加等體積的高純度純乙炔(99.99%)氣體, 體積比為30.0%(~3 kPa).然后將所有血清瓶置于32℃培養(yǎng)箱避光下培養(yǎng)15 d, 反應(yīng)瓶每1~2 d以100 r·min-1搖晃1.0 min.

　　1.3 測(cè)試方法

　　氮?dú)?N2)濃度采用魯南氣相色譜儀(SP 6890, 杭州瑞析科技有限公司)檢測(cè); 一氧化二氮濃度(N2O)采用傅里葉變換紅外光譜儀(VERTEX 70, 德國(guó))檢測(cè); 硫化氫氣體(H2S)采用氣相分子吸收光譜儀(GMA33xx, 上海北裕分析儀器有限公司, 上海)檢測(cè); pH值采用梅特勒-托利多Delt320型酸度計(jì)檢測(cè).

　　2 mol·L-1KCl溶液提取泥漿中的NH4+、NO2-和NO3-, 提取2.0 h后, 稀釋5~10倍后采用氣相分子吸收光譜儀(GMA33xx, 上海北裕分析儀器有限公司, 上海)檢測(cè); 0.5 mol·L-1HCl溶液提取泥漿中的Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ), 用菲啰嗪法測(cè)定溶液中的Fe(Ⅱ)和Fe(Ⅲ)濃度; 硫酸鹽(SO42-)采用1+1 HCl溶液煮沸提取, 用離子色譜儀(皖儀, S600)測(cè)定的硫酸鹽濃度; 硫化物濃度(S2-)采用氣相色譜法(AJ-2100氣相分子吸收光譜儀, 上海安杰環(huán)�？萍加邢薰�司)檢測(cè); 單質(zhì)硫(S)采用高效液相色譜儀(ULTIMATE 3000, USA)檢測(cè)[15]; 重金屬濃度采用火焰原子吸收法(WAYEE-WYS 2200)檢測(cè); TOC濃度采用重鉻酸鉀氧化法檢測(cè).

　　2 結(jié)果與討論2.1 不同體系的氮?dú)?N2)產(chǎn)生

　　五組反應(yīng)體系氮?dú)馍�成及五組硫酸鹽還原過程結(jié)果如圖 1所示.在空白對(duì)照組中氮?dú)猱a(chǎn)生量為(0.80±0.05)mg·kg-1, 氮?dú)猱a(chǎn)生速率為(0.05±0.003) mg·(kg·d)-1, 與其他三組對(duì)比可以忽略. NH4+組體系中氮?dú)猱a(chǎn)生量為(63.17±5.34) mg·kg-1, 氮?dú)猱a(chǎn)生速率為(4.21±0.36) mg·(kg·d)-1, 沉積物氮損失達(dá)到了(70.15±1.25)%. NH4++C2H2組體系中氮?dú)猱a(chǎn)生量為(25.35±3.32) mg·kg-1, 氮?dú)猱a(chǎn)生速率為(1.69±0.221) mg·(kg·d)-1, 沉積物氮損失達(dá)到了(27.05±2.01)%. NH4++Fe(Ⅲ)組體系中氮?dú)猱a(chǎn)生量為(41.07±5.17) mg·kg-1, 氮?dú)猱a(chǎn)生速率為(2.74±0.35) mg·(kg·d)-1, 沉積物氮損失達(dá)到了(45.44±0.98)%. NH4++Fe(Ⅲ)+C2H2組體系中氮?dú)猱a(chǎn)生量為(38.18±1.23) mg·kg-1, 氮?dú)猱a(chǎn)生速率為(2.55±0.08) mg·(kg·d)-1, 沉積物氮損失達(dá)到了(42.29±2.11)%.

　　圖 1

圖 1 培養(yǎng)15 d后反應(yīng)體系中積累氮?dú)猱a(chǎn)量和硫酸鹽/硫離子含量

　　孫志高等應(yīng)用C2H2抑制原狀土柱培育法研究濕地土壤反硝化速率, 發(fā)現(xiàn)反硝化速率變化為0.301~1.595 mg·(kg·d)-1, 分析溫度因素因子與反硝化速率存在顯著相關(guān), 采用孫等的線性回歸方程估算本實(shí)驗(yàn)反硝化速率為1.561~1.786 mg·(kg·d)-1, 未加C2H2抑制劑反應(yīng)器氮?dú)猱a(chǎn)生速率比此值高出53.42%~169.70%.據(jù)報(bào)道在沉積物、土壤、純培養(yǎng)中, C2H2分壓≥0.7 kPa時(shí)可完全抑制反硝化過程中N2O的還原， 而ANAMMOX群落對(duì)C2H2的抑制作用更加敏感, 乙炔≥70 Pa時(shí)即被抑制95%, Feammox菌群對(duì)C2H2的敏感性較低.如圖 1所示, NH4++Fe(Ⅲ)+C2H2組的氮?dú)猱a(chǎn)量低于NH4++Fe(Ⅲ)組(P<0.05), NH4++C2H2組的氮?dú)猱a(chǎn)量低于NH4+組(P < 0.01), 這主要是由于乙炔的加入對(duì)反硝化及ANAMMOX微生物群落具有抑制作用.因此, NH4++C2H2組和NH4++Fe(Ⅲ)+C2H2組體系產(chǎn)生的氮?dú)馐怯捎谄渌�微生物的作�? 可能的途徑是Fe(Ⅲ)參與的Feammox或SO42-參與的S-ANAMMOX.

　　本實(shí)驗(yàn)各體系中硫酸鹽和硫化物初始含量差異不顯著, 分別是(307.59±65.21)mg·kg-1和(64.64±3.83) mg·kg-1.反應(yīng)體系培養(yǎng)15 d后, 硫酸鹽含量為(284.11±25.48)~(295.1±38.73) mg·kg-1, 硫化物含量為(89.04±12.51)~(114.56±25.93) mg·kg-1, 單質(zhì)硫在體系中并沒有被檢測(cè)到[圖 1(b)].富鐵沉積物中, Fe(Ⅲ)與SO42-同時(shí)作為電子受體具有競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系, Fe(Ⅲ)抑制了SO42-的還原[20].因此, 在凹山濕地沉積物中硫酸鹽的還原過程主要由硫酸鹽還原菌參與作用, 沒有發(fā)生S-ANAMMOX生物化學(xué)過程. NH4++C2H2組和NH4++Fe(Ⅲ)+C2H2組體系由于C2H2的抑制作用, N2主要為Feammox過程產(chǎn)生的, 如反應(yīng)方程式(1)所示.此外, 本實(shí)驗(yàn)中含C2H2實(shí)驗(yàn)組中產(chǎn)氮?dú)馑俾蕼p少了0.19 mg·(kg·d)-1, 同Ding等的報(bào)道數(shù)據(jù)接近. Yang等的研究發(fā)現(xiàn)在培養(yǎng)24 h熱帶森林土壤后Feammox產(chǎn)生氮?dú)馑俾蚀蠹s為0.32 mg·(kg·d)-1, Li等的研究發(fā)現(xiàn)在培養(yǎng)24 h潮汐帶濕地沉積物中Feammox產(chǎn)生氮?dú)馑俾蚀蠹s為0.24~0.36 mg·(kg·d)-1, 且潮汐對(duì)Feammox有著一定的影響, 大潮時(shí)期Feammox活性更強(qiáng).

(1)

　　2.2 水鐵礦的影響

　　在NH4+組和NH4++C2H2組中, Fe(Ⅲ)還原速率提高, Fe(Ⅱ)生成量高于空白對(duì)照組(圖 2), 說明氨氮的加入能夠促進(jìn)Fe(Ⅲ)還原.此外, 在NH4++Fe(Ⅲ)組和NH4++Fe(Ⅲ)+C2H2組體系中, Fe(Ⅱ)生成量分別為(3 394.10±286.34) mg·kg-1和(2 730.81±442.11) mg·kg-1, Fe(Ⅲ)還原速率顯著提高.在NH4+組和NH4++C2H2組體系中Fe(Ⅱ)生成量分別為(1 139.97±123.93) mg·kg-1和(1 043.50±54.69) mg·kg-1, 加入外源鐵體系的Fe(Ⅱ)生成量明顯高于其他沒有加入外源鐵體系組(圖 2). NH4++Fe(Ⅲ)組比NH4+組高出197.36%, NH4++Fe(Ⅲ)+C2H2組比NH4++C2H2組高出161.70%, 說明水鐵礦能夠被微生物利用進(jìn)而促進(jìn)了Feammox生物化學(xué)過程.本實(shí)驗(yàn)中NH4++C2H2組和NH4++Fe(Ⅲ)+C2H2組體系中Feammox產(chǎn)生氮?dú)饬繛?25.35±3.32) mg·kg-1和(38.18±1.23) mg·kg-1, 說明鐵氧化物的生物可利用性和還原速率能夠?qū)�Feammox起到明顯的調(diào)控作用, 氨氮氧化速率從1.69 mg·(kg·d)-1增強(qiáng)到2.72 mg·(kg·d)-1.文獻(xiàn)報(bào)道Feammox種群對(duì)土壤中生物可利用鐵氧化物含量有很大的依賴性. Fe(Ⅲ)還原程度和速率與比表面積有著顯著的關(guān)系. Fe(Ⅲ)可利用性很高, 能夠促進(jìn)Feammox生化過程同時(shí)還原生成Fe(Ⅱ).

　　圖 2

圖 2 培養(yǎng)15 d后反應(yīng)體系中鹽酸可提取態(tài)Fe(Ⅱ)含量

　　如圖 1所示, NH4+組體系的N2量明顯高于NH4++Fe(Ⅲ)組的反應(yīng)體系(P < 0.01), 表明水鐵礦的加入影響沉積物生物化學(xué)過程, 進(jìn)而顯著降低系統(tǒng)的氨氮流失量.以Fe(Ⅲ)為電子受體的厭氧自養(yǎng)型微生物群落與以NO2-為電子受體的ANAMMOX菌群在電子傳遞上存在競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系.Fe(Ⅱ)與反硝化產(chǎn)生的NO2-通過表面催化作用將Fe(Ⅱ)氧化成Fe(Ⅲ), 礦化成針鐵礦, 使其附著在細(xì)菌表面, 阻止了基質(zhì)NO2-和NO3-進(jìn)入細(xì)胞內(nèi), 即形成鈍化, 進(jìn)而抑制了ANAMMOX和反硝化過程.由于實(shí)驗(yàn)中NH4++Fe(Ⅲ)組和NH4++Fe(Ⅲ)+C2H2組中以NO2-為電子受體的ANAMMOX過程可能受到鐵還原過程抑制. NH4++Fe(Ⅲ)組的氮?dú)庵饕�產(chǎn)生于反硝化和Feammox過程, 其中反硝化速率較低, 約為0.19 μg·(kg·d)-1, 這主要是由于水鐵礦的加入抑制了反硝化微生物與繁殖.

　　2.3 一氧化二氮?dú)?N2O)和硝酸鹽的產(chǎn)生

　　土壤生態(tài)系統(tǒng)中NO2-和NO3-的主要產(chǎn)生途徑是有機(jī)質(zhì)礦化作用和硝化作用, 消耗途徑是反硝化過程及厭氧氨氧化過程.研究發(fā)現(xiàn)厭氧環(huán)境下有機(jī)大分子礦化作用產(chǎn)生硝酸鹽的效率遠(yuǎn)低于好氧環(huán)境, 通常小于1 μmol·L-1.本實(shí)驗(yàn)條件為厭氧環(huán)境, 有機(jī)質(zhì)礦化過程效率較低, 產(chǎn)生的硝酸鹽含量可以忽略不計(jì).因此, 沉積物中NO3-的含量改變主要受到反硝化過程的影響.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　在空白組和其他實(shí)驗(yàn)組, 在任何時(shí)間段都沒有檢測(cè)到NO2-.加入NH4Cl溶液的4組體系在培養(yǎng)15 d后, 均檢測(cè)到了NO3-的產(chǎn)出, 含量約為4.43 mg·kg-1, 平均產(chǎn)生速率約為0.288 μg·(kg·d)-1, 而空白對(duì)照組沒有檢測(cè)到. Yang等的研究發(fā)現(xiàn)在熱帶森林土壤中Feammox現(xiàn)象, 并且可以產(chǎn)生N2、NO2-或者NO3-[方程式(1)~(3)].本實(shí)驗(yàn)可以發(fā)生Feammox生物代謝過程, 以及檢測(cè)到了NO3-的產(chǎn)出, 說明NH4Cl溶液的加入影響了NO3-的產(chǎn)出, 反應(yīng)體系中的NO3-主要來源于Feammox過程, 即反應(yīng)方程式(3).

(2) (3)

　　如圖 3所示, NH4+、NH4++C2H2、NH4++Fe(Ⅲ)和NH4++Fe(Ⅲ)+C2H2組體系中均產(chǎn)生了N2O, 其產(chǎn)量從(16.22±1.07)~(31.46±1.67) mg·kg-1, 空白對(duì)照組沒有檢測(cè)到N2O的產(chǎn)生.氨氮的加入提高了微生物群落活性, 進(jìn)而促進(jìn)了N2O的產(chǎn)出.如前所述, C2H2的加入抑制反硝化過程, 從而導(dǎo)致N2O的累積.另外, NH4++Fe(Ⅲ)+C2H2組體系中N2O產(chǎn)量顯著高于NH4++C2H2組體系(P < 0.01), 這表明水鐵礦的加入顯著促進(jìn)了N2O的產(chǎn)生.王慶等的研究發(fā)現(xiàn), 水稻土在添加外源鐵對(duì)N2O的產(chǎn)生和排放產(chǎn)生了顯著的影響, 高添加量水鐵礦處理導(dǎo)致硝態(tài)氮含量明顯高于對(duì)照和N2O排放速率先低后高于對(duì)照, 外源鐵抑制了反硝化功能微生物種群數(shù)量. Feammox生物代謝過程可能產(chǎn)生N2O, 此外在實(shí)驗(yàn)中也發(fā)現(xiàn)了向土壤添加水鐵礦能夠促進(jìn)N2O的產(chǎn)生.盧燕宇等經(jīng)過多年建立農(nóng)田N2O年度排放數(shù)據(jù)庫(kù), 分析發(fā)現(xiàn)N2O排放與溫度及降水呈現(xiàn)顯著相關(guān)性, 與土壤pH值、有機(jī)碳及氮含量無(wú)顯著相關(guān)性.因此, 將盧燕宇等利用統(tǒng)計(jì)學(xué)和經(jīng)溫度因子修正后的N2O排放估算方法運(yùn)用到本實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)中, 本實(shí)驗(yàn)條件下得到N2O的理論排放量為5.74 mg·kg-1, 而本實(shí)驗(yàn)N2O的實(shí)際排放量遠(yuǎn)高于此數(shù)值.另外, 本實(shí)驗(yàn)反硝化產(chǎn)氮?dú)馑俾始s為0.19 μg·(kg·d)-1, 說明了N2O的產(chǎn)生可能存在新途徑, 來自Feammox過程[反應(yīng)方程式(4)].

(4)

　　圖 3

圖 3 培養(yǎng)15 d后反應(yīng)體系中N2O產(chǎn)量

　　2.4 沉積物中Fe參與的氮循環(huán)途徑分析

　　在好氧環(huán)境中, 硝化過程主導(dǎo)氮的轉(zhuǎn)化, 先將氨氮氧化成NO2-再氧化成NO3-.在厭氧環(huán)境下, NH4+的濃度是隨著有機(jī)氮礦化程度增加而得到積累以及NOx-被ANAMMOX和反硝化還原。但是, 本實(shí)驗(yàn)中NH4+的濃度在4個(gè)厭氧體系中均逐漸減少, 而NOx-存在積累現(xiàn)象. 4組體系中均發(fā)生了Fe(Ⅲ)的還原, Fe(Ⅱ)隨著水鐵礦的加入而顯著升高(圖 2).同時(shí), ANAMMOX及反硝化過程受水鐵礦抑制作用, 氨氮的轉(zhuǎn)化率僅僅降低了20%.這表明Fe(Ⅲ)在處理采礦廢水濕地沉積物中作為電子受體, 改變了氨氮轉(zhuǎn)化途徑, 發(fā)生了氮循環(huán)新途徑——Feammox過程.

　　培養(yǎng)15 d后NH4+和NH4++Fe(Ⅲ)組體系中氨氮剩余量從20%增加到40%, 其他途徑也有所改變(圖 4).其中, ANAMMOX和反硝化過程在NH4+組體系中消耗氨氮24.99 mg·kg-1和12.83 mg·kg-1, 占比28%和14%, 而在NH4++Fe(Ⅲ)組體系中ANAMMOX過程完全消失, 反硝化過程也降低到了2.88 mg·kg-1, 占比3%.同時(shí), NH4+組和NH4++Fe(Ⅲ)組體系沉積物氮損失分別達(dá)到了76%和51%, 說明水鐵礦的加入在一定程度上減少了處理采礦廢水濕地沉積物氮損失, 這與水鐵礦二次成礦抑制了ANAMMOX和反硝化過程有著顯著的關(guān)系. Feammox過程在NH4+組體系中消耗氨氮25.35 mg·kg-1, 占比28%, 而在NH4++Fe(Ⅲ)組體系中Feammox過程增加到了38.18 mg·kg-1, 占比42%, 說明水鐵礦促進(jìn)了Feammox過程, 其中氧化氨氮速率從1.68 mg·(kg·d)-1增強(qiáng)到2.72 mg·(kg·d)-1, 對(duì)氮損失貢獻(xiàn)率從40%增加到了82%.因此, 在凹山濕地沉積物氨氮的厭氧氧化過程中, NH4+被轉(zhuǎn)化成N2、N2O或者NO3-進(jìn)一步進(jìn)行脫氮, 而水鐵礦的加入改變了氨氮的轉(zhuǎn)化途徑和減少了氮損失, 這也為貧瘠濕地的水生生物和植物保留氮源提供一定的參考價(jià)值.

　　圖 4

內(nèi)環(huán)：NH4+, 外環(huán): NH4++Fe(Ⅲ)圖 4 培養(yǎng)15 d后NH4+和NH4++Fe(Ⅲ)組體系中氮平衡和流失途徑分析

　　本實(shí)驗(yàn)證明氮?dú)庵苯赢a(chǎn)生于Feammox過程, 乙炔抑制劑的添加直接將其與通過反硝化和ANAMMOX產(chǎn)生的氮?dú)馑鶇^(qū)分.一些證據(jù)說明Feammox可能直接產(chǎn)生NO3-及N2O.但是, Feammox直接產(chǎn)生NO3-和N2O的速率需要進(jìn)一步研究, 這可能對(duì)全球變暖氣體的產(chǎn)生途徑有所影響.濕地中氨氮的轉(zhuǎn)化是以Feammox產(chǎn)生氮?dú)鉃橹饕�過程, 而不是將還原價(jià)態(tài)氨氮氧化成高價(jià)態(tài)的亞硝酸鹽或硝酸鹽, 再被還原成氮?dú)?因此, Feammox過程對(duì)氮損失有著不可忽視的重要性, 在特定環(huán)境中比反硝化和ANAMMOX的影響更為顯著.比如, 富鐵水稻土過量施肥可能會(huì)影響濕地植物和水稻的生長(zhǎng)[8].

　　3 結(jié)論

　　(1) 培養(yǎng)期間發(fā)現(xiàn)了Feammox過程直接產(chǎn)生了氮?dú)? 以及可能直接產(chǎn)生NO3-及N2O.

　　(2) 乙炔抑制劑很大程度上使ANAMMOX過程得到抑制, 而對(duì)Feammox過程沒有顯著影響, 兩個(gè)過程產(chǎn)氮量區(qū)分效果明顯, ANAMMOX產(chǎn)生氮?dú)饬繛?4.99 mg·kg-1, Feammox產(chǎn)生氮?dú)饬繛?5.35 mg·kg-1, 為接下來通過乙炔抑制劑技術(shù)研究Feammox過程提供較為可靠的依據(jù).

　　(3) 水鐵礦通過二次成礦抑制了ANAMMOX和反硝化過程, 以及通過促進(jìn)Feammox過程氧化氨氮速率而改變了氨氮的轉(zhuǎn)化途徑和減少了氮損失.但是, 水鐵礦在一定程度上抑制了人工濕地去除硫酸鹽效率.因此在后續(xù)研究中為提高人工濕地去除硫酸鹽效率, 需更深一步探討水鐵礦的添加量.(來源：環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào) 作者：汪海波)