电动导排间隙水脱除底泥内源氮的性能

2021-03-30吴兴熠汤显强肖尚斌三峡大学水利与环境学院湖北宜昌443002长江科学院流域水环境研究所湖北武汉43000流域水资源与生态环境科学湖北省重点实验室湖北武汉43000湖北省地质局第七地质大队湖北宜昌44300

中国环境科学 2021年3期

吴兴熠,黎睿,汤显强*,肖尚斌,韩丁（.三峡大学水利与环境学院,湖北宜昌 443002；2.长江科学院流域水环境研究所,湖北武汉 43000；3.流域水资源与生态环境科学湖北省重点实验室,湖北武汉 43000；4.湖北省地质局第七地质大队,湖北宜昌 44300）

我国湖泊众多,面积 1.0km2以上的湖泊计有2759个,总面积约91000余km2[1].随着我国工农业迅速发展,全国五大湖区 59.1%的典型湖泊处于不同程度的富营养化状态[2],湖泊生态安全受到严重威胁.氮是限制湖泊生态系统初级生产力的主要因子之一[3],对藻类生长调控起重要作用[4],过剩的氮素存在能使湖泊保持数 10a富营养状态[5].研究表明,底泥释放氮进入水体的负荷量与外源输入相当[6],在外源污染负荷逐步得到控制的情况下,底泥内源释放将在较长时空尺度上成为湖泊富营养化的关键因素.内源氮污染控制已成为富营养化防治领域的一个热点问题,内源控制的好坏直接关系到湖泊治理成败.

目前底泥内源污染释放的控制技术主要有原位覆盖、环保疏浚及生物修复等[7-9].这些技术存在一定的局限性,原位覆盖效果持久性较差,疏浚破坏底栖生境[10]且成本较高,生物修复对环境要求高,修复周期长.电动修复技术兴起于20世纪80年代末[11],通过电渗、电迁移、电泳等途径使土壤/底泥中的污染物定向转移[12],具备对污染物有针对性,应用方式灵活,修复效率高等优势.近年来电动修复技术的研究主要集中于土壤重金属[13-14]和有机污染物[15-16].针对氮素污染,有研究采用电动修复技术使电解锰残渣中 88.20% NH4+-N得到去除[17];通过电动修复使污染高岭土中NO3－-N去除率达到了87.67%[18].这些研究证明了电动修复技术用于降低氮素污染的可行性,但大多研究中只实现了污染物的迁移,未能将污染物从介质中分离出来.

间隙水是底泥内源氮释放的主要载体,直接影响底泥-水界面氮交换过程和上覆水中氮素浓度[19].根据国内外学者调查研究,底泥间隙水中的氮素污染物浓度能达到上覆水的数倍到数十倍[20-21].因此,排出间隙水是直接脱除底泥中氮素污染的重要途径.EKG是一种新型电动土工合成材料,使用 EKG作为电极可以使底泥间隙水通过极板上的凹槽排出,已有研究验证了 EKG电极用于现场软土电渗法排水的可靠性[22].本文采用EKG电极,使用电动导排合成装置,实现电动修复与间隙水导排一体化.该装置已成功用于原位修复重金属污染土壤[23],对于含水率较高的底泥,随间隙水的迁移排出,底泥中氮的迁移和转化机理尚不清楚.本文以富营养湖泊中氮素污染底泥为对象,探索电动导排间隙水过程中,底泥中氮素污染物质的去除效果及机理,通电方式对修复效果的影响,同时开展隔绝上覆水的电动导排技术研发,以期为污染底泥原位治理技术和装备的研发提供部分理论技术支撑,为内源治理提供新思路.

1 材料与方法

1.1 样品采集

实验泥样取自武汉市蔡甸区万家湖,现场采用抓斗式采泥器采集表层 20cm 泥样,剔除杂草、石块,搅拌均匀后用塑料箱密封遮光保存.采用Hydrolab多参数水质分析仪对上覆水pH值、电导率进行测定,并取水样用于实验室测定TN、NH4+-N和NO3－-N等指标.采集水样前先将聚乙烯采样瓶现场润洗3次,最后将瓶口密封带回实验室置于冰箱中避光冷藏.根据检测结果,采集区域上覆水pH值为7.6,电导率为734μS/cm,TN、NH4+-N和NO3－-N浓度分别为16.26,11.60,0.18mg/L,水质劣于地表水Ⅴ类水水质标准,其中NH4+-N超出地表水Ⅴ类水标准限值4.8倍.所采集底泥的理化性质如表1所示,底泥污染严重.

表1 初始底泥基本理化特性Table 1 Physic-chemical characteristics of the sediment before treatment

1.2 实验设计

电动修复实验装置[23]主要由 3部分组成:两块对称的EKG电极板组件、TL-BT-600T蠕动泵及直流稳压电源（WYK-305K）（图1）.其中EKG电极板组件呈三明治结构布置,柔性 EKG 电极（长×宽×高:30×0.3×30cm）为内层,中间层采用有机玻璃板对电极进行固定与平整,板上开有孔径为5mm的均匀小孔,外层为0.5mm厚纤维滤网,避免小孔被底泥颗粒堵塞.

在室内（室温（26±1）℃）模拟电动修复,实验布设如图1（c）所示,首先在箱底铺设一层约10cm厚混合均匀的底泥样品,然后将EKG电极板组件对称垂直放置于箱体两侧（电极板间距 30cm）,最后将混合均匀的底泥样品全部填装入箱体（有效修复底泥尺寸:30×30×20cm）,保证每组底泥体积、整体含水率一致.以不通电自然排出间隙水为对照组,设置间歇通电（12h On/12h Off）和持续通电处理组,每组设置 1个平行实验.

图1 电动导排间隙水装置Fig.1 Pore water electrokinetic drainage equipment

整个实验持续8d,实验开始前,每d定时检测表层析出水的高度和氮浓度,当连续3d测定TN浓度相差不超过5%时,认为系统进入稳定状态并开展实验.出于安全用电与保护底栖生态考虑,采用最大电压和电压梯度分别为30V和1V/cm[24].采用交流电表记录实验过程中通过底泥的电流,分别在0、4、8、12、20、32、44、56、72、96、120、144、168 和192h收集阴、阳极存储的间隙水,并同步测量排水的体积、pH值、电导率、NH4+-N、NO3－-N及TN浓度.

实验结束后分别在阴、阳极和中部区域按照0～2、2～5、5～10 和 10～15cm 对底泥进行垂向分层采集,进行含水率、pH值、有机质含量、NH4+-N、NO3－-N及TN浓度分析测试.

1.3 样品分析

使用sartorius PB-10酸度计（精度0.01）测量水体及底泥 pH值,DDS-310型电导率仪（精度1μs/cm）测量电导率.参照《水和废水监测分析方法》（第四版）[25],NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定,NO3－-N采用紫外分光光度法测定,TN采用过硫酸钾消解紫外分光光度法测定.使用氯化钾浸提提取底泥后,分别采用次溴酸盐氧化法、紫外分光光度法和过硫酸钾消解紫外分光光度法测定底泥NH4+-N、NO3－-N和TN的浓度[26].底泥含水率测定采用质量法[27],有机质测定采用烧失量法[28].

实验过程中,收集阴、阳极存储的间隙水时,同步记录直流电源上的电流与电压,采用积分累积公式计算能耗:

式中:E为每单位体积底泥的电动修复能耗,（kW·h）/m3; Vs为底泥体积,m3;U为电压,V;I为电流密度,A;t为通电时间,h.

电动导排间隙水修复过程中氮脱除量 QN采用求和公式计算:

式中:n表示取样次数;Ci为第i次取样阴极/阳极间隙水中氮浓度,mg/L;Qwi表示第i次取样间隙水体积,L.

1.4 数据处理

实验数据使用Excel记录处理;数据统计分析使用 IBM SPSS 25.0软件,其中指标间的相关性采用Pearson检验,处理组和对照组结果方差分析采用 F检验方法;最后使用Origin 8.5制图.

2 结果与讨论

2.1 间隙水导排量及底泥含水率变化

修复期间,不通电、间歇通电和持续通电模式下间隙水导排总量分别为6865、8535和8370mL（图2（a））.修复后,对比初始底泥含水率（72.82±1.25）%,底泥整体含水率均降低,降幅为4.95%～6.16%（图2（b））.修复过程中阴、阳极导排出的间隙水初步分为重力流和电渗流,以不通电自然状态下的排水为重力流,电动导排间隙水过程中重力流约占总排水量的80.43%～82.02%.在电场作用下,底泥间隙水由阳极向阴极流动,产生电渗流,使通电组阴极排水总量大于阳极,对比持续通电模式下阴、阳极排水总量差值500mL,间歇通电模式下阴、阳极排水总量相差较大,阴极排水总量较阳极多出1105mL.

图2 不同通电模式下总排水量及排水后底泥含水率分布Fig.2 The total water drainage volume and sediment moisture contents distribution after drainage under differently powered scenarios

电渗系数表示电渗流通过底泥孔隙的难易程度,根据 Helmholtz-Smoluchowski理论[29]计算电动过程中电渗系数keo（cm2/（V·s））:

式中:Veof是最终累计电渗流体积,mL;A是有效修复底泥的横截面积,cm2,本研究中横截面积为 900cm2;Ez是施加的电压梯度,V/cm;T对应于产生电渗流的时间,s.

间歇通电和持续通电模式下累计电渗流分别为 1670和 1505mL,相应的底泥电渗系数分别为5.37×10-6和 2.42×10-6cm2/（V·s）.间歇通电模式下电渗系数为持续通电的2.22倍,电渗流渗透能力更强,但相比于黏土、沙土污染修复研究实验中的电渗系数（1×10-5～1×10-4cm2/（V·s））[30-32],实验中底泥的电渗系数较低.电渗系数与底泥-间隙水体系的Zeta电位成正比[33],一般底泥表面带负电荷,Zeta电位为负,实验过程中由于阳极H+浓度增加,引起Zeta电位绝对值减小,从而使阳极流向阴极的电渗流减少[34].实验过程中间歇通电模式下阳极间隙水pH值在一定程度上有向中性恢复的趋势,这有助于维持稳定的电渗流.此外,间歇通电缓解了电极的极化效应,相同电压下间歇通电模式的电流效率更高.并且间断式对底泥施加电场,使得离子的迁移变缓,底泥中金属与氢氧根形成沉淀的速度相对较慢,数量相对较少,不易对导水通道造成堵塞,从而维持相对较高的排水量.金锦强等人研究间歇通电作用下电渗法加固滩涂淤泥实验时发现,随实验时间的增加,间歇通电与持续通电模式下排水量出现明显的差异,通电时间达36h后,间歇效果最好的（2h On/0.25h Off）组排水量比持续通电组排水多出 211.07mL[35],与本文实验结果一致.

图3为电动导排间隙水过程中阴、阳极排水量随时间变化曲线,两种通电模式下排水量变化趋势无显著差异（P＞0.05）,阴、阳极排水速率（排水量/间隔时间）均呈现先快后慢逐渐减小的趋势,在20h内,阴、阳极平均排水速率从216.56mL/h降至27.03mL/h,处理192h后阴、阳极平均排水速率降至 1.82mL/h.初始底泥间隙水过饱和,电阻率低,离子自由流动导电性好,所以初期排水速率较快.但随着间隙水的排出,底泥发生竖向沉降和横向收缩,孔隙比减少[36],底泥与电极之间的接触电势变大,电阻增加,有效电流衰减,造成实验过程中排水速率持续减小.从图 3中可以看出,间歇通电模式下修复至32和56h时,阴极排水量相比前一时段明显升高,说明间断通电的设置有利于底泥排水能力的恢复.

图3 阴、阳极排水量Fig.3 Water drainage volume from cathode and anode

2.2 间隙水氮脱除特征

不通电、间歇通电和持续通电模式下随间隙水的排出,阴、阳极TN脱除总量分别为273.28,544.48,552.26mg（图4（a））.电场的施加不仅促进了间隙水导排,也提高了间隙水中氮素浓度,使 TN 脱除量增加了 50%左右.在电渗和电迁移的共同作用下,间歇通电和持续通电模式下分别有80.71%和78.02%的TN从阴极排出,其中间歇通电模式下阴极TN脱除量为439.46mg,持续通电模式下为430.85mg.

间歇通电和持续通电模式下 NH4+-N脱除总量分别为503.58,493.73mg,NO3－-N脱除总量分别为 10.72mg和 12.48mg（图 4（b））,脱除的 TN 中NH4+-N所占比例高达89 %以上.间歇通电和持续通电两种模式下,阴极间隙水 NH4+-N浓度均值分别为98.85和113.49mg/L,达到上覆水NH4+-N浓度的8.52倍和9.78倍,阳极间隙水NH4+-N浓度均值分别为17.93和18.86mg/L,与上覆水形成明显的浓度梯度.

图4 TN和不同形态氮脱除量Fig.4 TN and fractional nitrogen separation amount

通电组与不通电情况下阴、阳极间隙水NH4+-N浓度的变化趋势存在显著差异（P＜0.05）,但两种通电模式之间 NH4+-N浓度的变化趋势不存在显著差异（P＞0.05）（图5（a））.随修复时间的增加,不通电情况下阴、阳极间隙水NH4+-N浓度变化趋势相同,均呈现先缓慢增加再逐渐下降的趋势,修复44h后,阴、阳极间隙水NH4+-N浓度分别达到最大值 44.37和 37.51mg/L.在电场作用下,阳极酸化造成 NH4+释放,受电迁移驱动,NH4+向阴极迁移,随间隙水通过电极极板上的导水槽排出.通电组阳极排水 NH4+-N浓度在12h内迅速下降,再呈现波动变化的趋势,最终与不通电情况下阳极排水 NH4+-N浓度保持一致.相应阴极排水 NH4+-N浓度在 56h内上升至峰值,但修复 120h后,两种通电模式下阴极排水NH4+-N浓度差值逐渐增加.修复后期,由于电阻增加,电动作用逐渐减弱,而阴、阳极 NH4+-N浓度存在明显的浓度梯度,阴极的 NH4+-N有向阳极扩散的趋势.

图5 间隙水不同氮素浓度变化Fig.5 Concentration variation of fractional nitrogen in pore water

不通电情况下阴、阳极间隙水NO3－-N浓度均小于0.37mg/L,通电组与不通电情况下阳极间隙水NO3－-N浓度的变化趋势存在显著差异（P＜0.05）（图5（b））.NO3－在电迁移作用下向阳极迁移,使阳极排水 NO3－-N 浓度迅速升高,修复至 120h后,两种通电模式下阳极排水 NO3－-N浓度呈现出明显差异,间歇通电模式下,阳极排水NO3－-N浓度发生了大幅降低再回升的现象,且浓度远低于持续通电模式.这个时段内两种通电模式下阳极排水量相当,NO3－-N浓度的大小主要受电迁移作用的影响,在间断通电的设置下,断电时底泥中的 NO3－-N迁移较为困难.

如图6所示,除通电组阴极区域NH4+-N和TN浓度超出初始值外,其他区域氮素污染均得到了有效降低.由于电迁移和电渗作用均促进了 NH4+向阴极的迁移,使间歇通电和持续通电两种模式下阳极和中部区域 NH4+-N的最高去除率分别达到了70.60%和 69.28%,但 NH4+-N不断迁移至阴极区域形成累积,使阴极区域NH4+-N含量上升至高于初始底泥.其中,间歇通电和持续通电模式下 NH4+-N 浓度分别超出初始底泥 315.21,328.13mg/kg,TN浓度分别超出442.46,504.81mg/kg.

图6 修复后底泥不同形态氮含量及去除率Fig.6 Contents and removal rate of sediment fractional nitrogen after remediation

表2为底泥中不同形态氮的平均去除率,不通电情况下底泥中 TN的去除率为 5.29%,由于 NH4+和NO3－的电迁移作用,阳极和中部区域的 NH4+-N含量大幅降低,阴极和中部区域的 NO3－-N 含量降低,使间歇通电和持续通电模式下TN的平均去除率分别达到 32.61%和33.76%.由于间隙水中NO3－-N含量相对较低,在重力排水作用下 NO3－-N 去除率仅为 1.22%,施加电场后,间歇通电和持续通电模式分别使NO3－-N的去除率增加了20.16和21.90倍,达到了25.82%和27.94%.

表2 电动修复中不同形态氮平均去除率（%）Table 2 Average removal rate of sediment fractional nitrogen（%）

2.3 导排的间隙水及修复后底泥的理化性质

实验过程中,电极表面发生电解反应,阳极产生O2和H+,阴极产生H2和OH－,使通电组阳、阴极间隙水在8h内分别快速酸化、碱化（图7（a））.持续通电模式下阴、阳极排水pH值均值分别为12.96和1.59.间歇通电模式下,阳极间隙水 pH 值在降至2.02后,随修复时间的增加有升高的趋势,最终 pH值回升至6.90,而阴极pH值在快速升高至12.73后也呈下降的趋势.H+迁移过程中会对底泥中金属离子进行解吸,使金属污染物转化为离子态后在电场作用下向阴极迁移,使OH－在迁移过程中与金属离子发生沉淀反应,实验结束后阳极极板未发生腐蚀现象,阴极极板上附着有沉淀物.修复过程中对间隙水的导排减少了 OH-、H+在阴、阳极的积累,且底泥胶体表面存在着可变电荷,对 pH值具有较强的缓冲能力,在持续通电修复后,阳极区域底泥 pH值平均为5.08,阴极区域底泥pH值平均为9.57,在一定程度上缓解了电动修复造成的 pH值变动.修复后的底泥pH值在自然放置状态下有向中性恢复的趋势,放置一周后测得底泥 pH值基本恢复至6.64～7.58中性范围内.

图7 间隙水pH值和电导率Fig.7 Pore water pH and electrical conductivity

电导率反映了底泥溶液电解质浓度的高低[37],可描述物质中电荷流动的难易程度,在电场作用下,由于电解反应以及离子解析和迁移,导致电导率重新分布,使持续通电模式下阳极区域电导率高于阴极（图 7（b））.持续通电模式下,阳极的电导率先增长后下降,随着离子向阴极迁移,阴极电导率持续增加,阴、阳极间隙水电导率最大值分别为 9300,17590μS/cm.间歇通电模式下阴、阳区域电导率呈波动变化,且变化趋势较为一致,断电时电导率明显减小.阴、阳极间隙水电导率水平基本呈现为:持续通电＞间歇通电＞不通电.随着电动导排间隙水修复的进行,底泥含水量逐渐降低,底泥含水量的变化将改变底泥中离子的平衡状态,随着底泥水分降低使底泥溶液离子浓度增加,导致一部分离子滞留在底泥颗粒中.

底泥中的有机质以液膜状、颗粒状、吸附于底泥颗粒上或溶解于间隙水中等多种形式存在[38].由于一些有机物疏水性强、难降解,故在底泥中大量累积.综合国内外研究,底泥中的氮 70%～90%为有机氮[39],底泥中有机质会逐步矿化分解释放氮素,由于有机质迁移性较弱,在电动作用下并没有明显的降低,但经电动排水修复后阳极有机质含量有所下降（图 8）,说明有部分溶解态有机质随电渗流作用有向阴极迁移的趋势.

图8 底泥有机质含量分布Fig.8 Sediment organic matter content distribution

2.4 电动导排间隙水脱除底泥氮的机理和能效分析

电动修复氮素污染底泥的机制包括3个方面,一是电渗、电迁移等作用促进污染物的迁移;二是利用电极电解产酸使底泥中酸解态氮被提取出来,酸解态氮主要以有机氮形式存在,在矿化作用下可被转化而释放[40];三是氧化还原作用,氧化分解污染物质使其最终转化为其他形态释放,主要发生在电极附近.在阳极处,电极主要发生氧化反应,阳极附近的氯离子也可能发生反应生成具有强氧化性的次氯酸根离子等活性氯[41],间接氧化间隙水中的 NH4+-N[42].阳极附近离子态 NH4+在活性氯或氨氧化细菌作用下被氧化为 NO3－后,可在短时间内发生反硝化反应,最终以氮气的形式去除,但电极反应使阳极pH值偏低,会抑制氨氧化细菌活性[24].

本文主要探索导排间隙水分离脱除底泥氮素污染物的性能,在技术实践过程中,外排的间隙水氮浓度较高,为避免造成二次污染,建议根据间隙水外排量及氮浓度选择小型净化设备、人工湿地和生态沟渠等技术进行处理.在电动修复中,电渗流作用增加了间隙水的流动性,使阴极间隙水导排量大于阳极.同时电迁移作用促进NH4+也向阴极迁移,阴极区域 NH4+-N浓度升高,使阴极导排出的间隙水中NH4+-N浓度也远大于阳极.由于底泥无机氮中NH4+-N占比较高,氮素的去除主要通过脱除NH4+-N实现.带电离子的迁移率比其扩散系数至少高出1个数量级,通过离子迁移进行的质量迁移比通过电渗流进行的传输至少高10倍[33],且后期电迁移贡献比例还会升高,故电迁移作用是不同形态氮含量和分布发生变化的主要机制.

底泥中氮素的分布和转化还与溶解氧水平,pH值、盐度及营养物质含量等理化条件相关.溶解氧主要通过微生物的硝化和反硝化作用影响氮的迁移和转化,在厌氧状态主要以NH4+-N形态溶出,高溶解氧时则主要以NO3--N形态溶出[43],实验中底泥处于厌氧状态,间隙水中NH4+-N约占TN的89.40%～92.49%.通过表3可以看出通电组pH值与NH4+-N呈显著正相关.pH值越低时,水溶液中H+浓度越高,底泥中H+与 NH4+竞争吸附位置,从而促进 NH4+-N 的释放,一部分随间隙水排出,一部分向阴极迁移.由于阴极为碱性环境,NH4+与 OH—发生反应,生产不稳定的氨水化合物,游离氨的比例升高,实验过程中存在大量氨气产生并在碱性环境中挥发,进一步验证了大量NH4+-N从阴极脱除.通电组pH值与NO3--N浓度呈负相关性,这是由于电场作用下 NO3-不断向阳极迁移,且部分 NH4+-N在阳极氧化条件下被氧化为NO3--N,阳极电解产生的氧与NO3--N争夺电子而抑制 NO3--N 的还原,使阳极 NO3--N 浓度升高,因此NO3--N主要从阳极随间隙水排出.

表3 间隙水不同形态氮与理化因素之间的Pearson相关性Table 3 Pearson correlation between pore water fractional nitrogen concentration and physic-chemical parameters

两种通电模式下TN脱除量随时间变化趋势无显著差异（P＞0.05）,而阴极与阳极之间 TN脱除量变化存在显著差异（P＜0.05）（图9）.阴极TN脱除量随修复时间先上升再下降,修复4h后,间歇通电和持续通电均达到最高脱除量 83.88,91.94mg,而阳极 TN脱除量随修复时间持续下降.底泥中污染物浓度越高,通过电渗透传输污染物所需时间越长,修复过程中脱氮速率（TN脱除量/间隔时间）呈持续下降的趋势,实验后期间歇通电和持续通电的脱氮速率分别降至0.23,0.98mg/h.

图9 TN脱除量Fig.9 TN separation amount

在电动导排间隙水修复过程中,各形态氮脱除量与排水量呈现正相关（P＜0.05）（图 10）,这表明排出底泥间隙水是从底泥基质中分离出内源氮的有效途径.由于实验初期排水速率快,排水量较大,离子迁移过程相对滞后,导致排水量迅速增长时各形态氮脱除量增长速率未达到最大.由于修复过程中NH4+-N 的转化释放,随排水量的增加,间隙水中NH4+-N在TN中所占比例有下降的趋势.随着电动导排间隙水修复的进行,底泥的含水率降低,电渗作用减弱,排水量的减少是脱氮速率下降的主要因素之一.

图10 不同形态氮脱除量与排水量关系Fig.10 Relationship between fractional nitrogen separation amount and pore water drainage volume

电动力学现象引起的离子迁移,消耗了流动离子,且电极极化现象导致电阻增加,随修复时间的增加,电流呈下降趋势,电能消耗增大.电动导排间隙水脱除内源氮时,累计能耗电能与TN脱除量呈显著正相关关系（P＜0.05）（图11）,在相同能耗下,间歇通电模式下的TN脱除量显著高于持续通电模式,且TN脱除量越高,两种通电模式能耗差异越大.文中间歇通电和持续通电模式下累计电能消耗分别为15.57和24.68（kW·h）/m3,间歇通电模式下的累积能耗为持续通电的63.09%.综合考虑能耗和TN去除率2种因素,间歇通电模式效益相对较高.此外,间歇通电模式在保护电极,延长电极寿命方面表现良好,在进一步的实验中可通过改变间歇周期对间歇通电的效果进行验证.经过192h电动导排间隙水修复后,间隙水中氮素浓度仍远高于上覆水,但由于后期间隙水导排量过低,导致氮从底泥介质中分离去除有限,在下一步的实验中可考虑通过补水来增加脱氮效率.