1 引言(Introduction)

　　地下水是人們生活和社會發(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、城市化進程加快, 地下水的污染問題也愈發(fā)嚴峻(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, 我國規(guī)�；�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氮組分會滲入土壤, 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)氮會通過淋溶進入地下水, 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, 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碳含量較低, 反硝化反應(yīng)會受限, 因此需要外加碳源.反硝化層是通過人工添加固體有機物強化反硝化作用來實現(xiàn)硝酸鹽去除的修復(fù)技術(shù).微生物將固體有機物水解產(chǎn)生的小分子有機物作為碳源, 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氣(Wang and Chu, 2016).日本學者高畑等(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, 取得了較好的硝酸鹽去除效果.但其碳源造價較高, 且試驗中設(shè)計的脫氮反應(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、溶解性有機物)等優(yōu)點(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行預(yù)處理, 提高了木屑釋碳能力, 強化了脫氮效能.

　　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意義和應(yīng)用價值.

　　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, 化學需氧量(COD)為483 mg·L-1.

　　2.2 試驗裝置

　　現(xiàn)場試驗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, 分上下兩個部分：上部為等直徑管(φ40 cm×150 cm), 為試驗的滲流區(qū);下部為變徑管, 底部進行了密封, 高度為20 cm, 為試驗的集水區(qū).

　　圖 1

　　圖 1脫氮試驗裝置示意圖 

　　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 試驗方法2.3.1 裝置構(gòu)建

　　現(xiàn)場試驗設(shè)置為對照組、壤土組和砂土組, 并依次標記為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將實驗裝置放入基坑, 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, 按土樣與木屑的質(zhì)量比(9:1)進行混合后, 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 試驗運行

　　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).試驗期間總共灌水6次, 至12月10日結(jié)束試驗.在各批次灌水試驗中第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)學關(guān)系計算出介質(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驗室分析;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, 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?shù)乇頊囟冉抵? ℃時, 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)隨時間變化曲線 

　　1#、2#處理反應(yīng)層及CK的相應(yīng)層位pH動態(tài)變化如圖 2b所示.CK處理pH隨時間降低, 這主要是發(fā)生了硝化作用, 氨氮向硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化的同時會產(chǎn)生酸, 使土壤環(huán)境酸化;1#和2#處理的pH同步波動且高于進水, 均值分別為7.28、7.32.反硝化過程會產(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.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://wlmqsb.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, 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(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), 地表積水不斷補充上層水分, 使含水量維持在相對高位.同時, CK和1#處理的含水量隨灌水批次升高, 可能是因為試驗過程中氣溫逐漸降低, 土壤水分蒸發(fā)速率變緩, 導致含水量上升.

　　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處理含水量波動平緩, 1#、2#處理的含水量波動劇烈.這是因為木屑具有較強的吸水性, 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.這是因為2#處理上層滲透性強, 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), 一段時間內(nèi)反應(yīng)層可得到上層的水量補給, 所以含水量降低緩慢.同時, 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.試驗前期1#和2#處理的反應(yīng)層含水量逐次升高, 這是因為試驗初始階段土柱內(nèi)部較為干燥, 灌入的一部分水分被土壤吸收, 隨著試驗進行, 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, 下層含水量波動在時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降低是因為壤土或砂土通過截留作用去除了淋溶出的部分有機物.CK和1#處理比2#處理濃度下降更多是因為壤土截留效果好于砂土.1#和2#處理反應(yīng)層中COD升高是因為木屑在微生物作用下水解釋放出大量的溶解性有機碳, 供給反硝化微生物進行脫氮.2#處理的COD高于1#處理, 因為其處理水量大, 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致的, 在實際應(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, 這是因為從糞肥中淋溶出的有機氮在非飽和帶中經(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.當進水NO3--N濃度為170 mg·L-1時, 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去除率分別達到97.63%和96.98%.反應(yīng)層可以高效脫氮的原因在于它同時提供了有利于反硝化進行的缺氧環(huán)境和有效碳源.灌水后由于木屑的強吸水特性, 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碳, 它們被直接提供給反硝化微生物進行脫氮.因為有效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.土壤中的硝化和反硝化作用均會生成中間產(chǎn)物NO2--N, 且土壤含水率大于田間持水量的80%時主要發(fā)生反硝化作用(杜曉娜, 2016).強化反應(yīng)層具有較高的含水量和有機物濃度, 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氣, 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行, 生成的NO2--N很快被進一步還原, 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)生的吸附機制與土壤界面性質(zhì)有關(guān), 試驗中壤土表面帶有負電荷, 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)吸附試驗和Langmuir模型, 砂質(zhì)土對銨態(tài)氮的吸附能力低于壤土(陳堅, 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濃度上升主要是因為發(fā)生了DNRA作用.一般認為, DNRA強度受缺氧環(huán)境和有機質(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, 這可能是因為灌水后1#處理反應(yīng)層較長時間保持了較高的含水量, 延長了缺氧環(huán)境持續(xù)時間, 從而增加了DNRA的反應(yīng)時間, 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 強化反應(yīng)層的脫氮量

　　采用各批次灌水試驗反應(yīng)層進水和出水NO3--N濃度差平均值與處理水量的乘積計算反應(yīng)層的總脫氮量, 用總脫氮量除以反應(yīng)層體積計算出單位體積反應(yīng)層脫氮量, 結(jié)果如圖 4所示.前3批次試驗脫氮量較少是因為啟動階段處理水量較少.后3次試驗處理水量趨于穩(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, 是因為其NO3--N濃度隨深度增加而升高, 使得計算脫氮量為負值.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.這是因為在進水NO3--N濃度為170 mg·L-1條件下, 裝置的處理能力尚未達到飽和, 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吸水特性, 灌水后短時間內(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碳, 供給反硝化微生物進行脫氮.

　　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的砂土可以提升反應(yīng)層處理水量, 進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)境科學學報 作者：孫柒國)