基于生物協(xié)同作用的強化生態(tài)浮床對養(yǎng)殖水體的凈化效果

許國晶，段登選，杜興華，田功太，張明磊，劉飛

(山東省淡水漁業(yè)研究院，山東濟南250013)

隨著社會經(jīng)濟的高速發(fā)展，水環(huán)境污染日趨嚴重。各種外源性污染物及養(yǎng)殖自身過程，使得養(yǎng)殖水體富營養(yǎng)化加劇，生態(tài)環(huán)境質(zhì)量下降，從而影響了養(yǎng)殖生物的品質(zhì)和效益，因此，開展養(yǎng)殖池塘水環(huán)境質(zhì)量改善的研究已成為保證中國水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)健康發(fā)展的必然需求。生物浮床技術(shù)作為凈化修復水體的有效手段之一，其具有成本低廉、節(jié)約能源、簡便易行的優(yōu)點，已被廣泛運用于相關(guān)研究和實踐中［1-2］。近年來，中國在浮床技術(shù)理論研究和應用方面發(fā)展迅速，并取得了良好的應用效果［3-6］。傳統(tǒng)的生物浮床凈化機理主要是通過在浮床上種植水生植物，并利用其吸收氮、磷等營養(yǎng)物和有機物質(zhì)，達到凈化養(yǎng)殖水體的效果。但是，浮床水生植物量的限制阻礙了凈化效果的進一步提高，為優(yōu)化浮床凈化性能，本研究中在傳統(tǒng)浮床基礎上增加人工介質(zhì) (基質(zhì))，強化微生物單元，試圖通過植物吸收、基質(zhì)吸附和微生物凈化三者的協(xié)同作用，達到水體凈化的目的［7-10］。

鳳眼蓮Eichhornia crassipes是一種多年生漂浮植物，因其能有效去除水中總氮 (TN)、總磷(TP)、化學耗氧量 (COD)等多種營養(yǎng)物質(zhì)，被廣泛應用于城市污水及水產(chǎn)養(yǎng)殖排放水處理中［11-17］，但目前尚未見應用鳳眼蓮構(gòu)建強化生態(tài)浮床的研究報道。為此，本研究中在傳統(tǒng)鳳眼蓮浮床基礎上，增加生物陶粒單元構(gòu)建強化生態(tài)浮床，通過比較強化生態(tài)浮床與傳統(tǒng)鳳眼蓮浮床對養(yǎng)殖水體的凈化效果，探討基質(zhì)單元對強化生態(tài)浮床凈化養(yǎng)殖水體效果的影響，旨在為構(gòu)建適宜養(yǎng)殖水體凈化的強化生態(tài)浮床提供基礎數(shù)據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料

供試用水采自山東濟寧浩洋生態(tài)科技有限公司養(yǎng)殖基地，隨機選取3個鯉Cyprinus carpio混養(yǎng)池塘進行取水，每個池塘抽取同水層的水充分混合后作為試驗用水，水質(zhì)指標TN、TP、-N、-N、-N、COD的含量分別為 2．93～3．03、0．36 ～ 0．38、0．57 ～ 0．59、0．07、0．43 ～0．47、68 ～70 mg/L。

鳳眼蓮購自濟南園林苗木市場，選取個體均勻完整、葉子較小的植株作為試驗材料，大小為40～60 g/株。基質(zhì)選取掛膜效率高的生物陶粒，購自山東省濟寧市某陶瓷有限公司，其粒徑為3～5 mm，孔隙率為46%，比表面積為3×104～5×104cm2/g，堆積密度為 0．8 ～1．1 g/cm3，表觀密度為1．2 ～1．5 g/cm3。

1.2 方法

1．2．1 試驗設計 試驗在山東濟寧浩洋生態(tài)科技有限公司養(yǎng)殖基地進行。試驗分為強化生態(tài)浮床組、鳳眼蓮組、生物陶粒組和對照組，每組設3個重復。強化生態(tài)浮床組由植物單元 (覆蓋率20%，200 g鳳眼蓮)和生物陶粒基質(zhì)單元構(gòu)成;鳳眼蓮組僅加入同等量的鳳眼蓮而不添加生物陶粒;生物陶粒組僅加入同等量的生物陶粒而不放置鳳眼蓮;對照組只加入供試水體。試驗開始前，先將植株大小和質(zhì)量相同的鳳眼蓮分別放入供試水體中進行1個月的適應性培養(yǎng)。生物陶粒投放前先經(jīng)過滅菌處理、烘干，精確稱量800 g。試驗時間為2013年8月2日至2013年8月18日。試驗期間，各組水溫控制在25～30℃，光照強度為正常日光照。在鳳眼蓮及生物陶粒放置之前取一次水樣作為對照(即0 d)，之后每隔4 d取1次水樣進行水質(zhì)分析。

1．2．2 試驗裝置 強化生態(tài)浮床試驗裝置由浮床植物和基質(zhì)兩部分組成，選用鳳眼蓮為浮床植物，采用竹竿為浮床邊框?qū)⑵涔潭ㄔ谒芰贤八w中，根部下放置用塑料編織袋盛放的基質(zhì) (圖1)。各試驗組在70 cm×50 cm×45 cm的塑料桶中進行，實際水深為40 cm。在塑料桶邊設置一個功率為2．5 kW的鼓風機，每個塑料桶放置1個氣石，每天19:00至次日6:00通過氣石給水體增氧。

圖1 強化生態(tài)浮床裝置示意圖Fig.1 Schematic diagram of an enhanced ecological floating bed

1．2．3 指標的測定 每次取樣檢測時間均為當日8:00，在水面下30 cm處采樣5 L，采集的水樣立即送實驗室進行測定，在24 h內(nèi)完成相應的分析測試。

采用便攜式溶解氧儀測定溶解氧 (DO)含量;采用堿性過硫酸鉀氧化紫外分光光度法測定TN含量;采用過鉬酸銨分光光度法測定TP含量;采用酚二磺酸分光光度法測定-N含量;采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定-N含量;采用水楊酸-次氯酸鹽比色法測定-N含量;采用重鉻酸鉀法測定COD含量。

1．2．4 去除率計算 考慮到試驗條件下水體內(nèi)可能發(fā)生吸附、沉淀和降解等作用，為消除上述作用對去除效果的影響，準確評價浮床的凈化效果，去除效率 (簡稱去除率)計算中扣除了對照組的影響［18］，其計算公式為

1.3 數(shù)據(jù)處理

試驗所得數(shù)據(jù)均表示為平均值，用SPSS 16．0軟件進行方差分析和多重比較，顯著性水平設為0．05。

2 結(jié)果與分析

2.1 強化生態(tài)浮床對TN的凈化效果

由圖2-A可見:試驗結(jié)束時，強化生態(tài)浮床組、鳳眼蓮組、生物陶粒組水體中TN濃度由開始時的 3．00 mg/L 分 別 降 至 1．80、2．40、2．20 mg/L，分別下降了40%、20%、27%，而對照組從3．00 mg/L 上升到 3．50 mg/L，增加了 14．0%;試驗過程中，強化生態(tài)浮床組、鳳眼蓮組和生物陶粒組TN水平均呈下降趨勢，試驗結(jié)束時均顯著低于對照組 (P＜0．05)，同時強化生態(tài)浮床組TN含量顯著低于鳳眼蓮組 (P＜0．05)，但與生物陶粒組無顯著性差異 (P＞0．05)。在試驗后期 (8～16 d)，各處理組TN水平均能達到淡水養(yǎng)殖廢水排放一級標準 (SC/T9101—2007，下同)。從圖2-B可見，試驗結(jié)束時，強化生態(tài)浮床組對TN的去除率為48．57%，顯著高于鳳眼蓮組 (31．43%)和生物陶粒組 (37．14%)(P＜0．05)。

2.2 強化生態(tài)浮床對－N的凈化效果

從圖3-A可見:試驗結(jié)束時，強化生態(tài)浮床組、鳳眼蓮組、生物陶粒組和對照組水體中NH+4-N濃度由開始時的 0．58 mg/L分別降至 0．17、0．33、0．26、0．54 mg/L;各處理組 NH4+-N濃度均顯著低于對照組 (P＜0．05)，同時強化生態(tài)浮床組-N濃度顯著低于鳳眼蓮組及生物陶粒組(P＜0．05)，而生物陶粒組與鳳眼蓮組無顯著性差異 (P＞0．05)。從圖3-B可見，試驗結(jié)束時，強化生態(tài)浮床組對-N的去除率為68．52%，顯著高于鳳眼蓮組 (38．89%)和生物陶粒組(51．85%)(P＜0．05)。

圖2 各處理組TN濃度及去除率的變化Fig.2 Dynamic changes in TN concentration and removal rate in different groups

圖3 各處理組－N濃度及去除率的變化Fig.3 Dynamic changes in－N concentration and removal rate in different groups

2.3 強化生態(tài)浮床對－N的凈化效果

從圖4-A可見:試驗結(jié)束時，強化生態(tài)浮床組、鳳眼蓮組、生物陶粒組和對照組水體中-N濃度由開始時的 0．07 mg/L分別降至 0．01、0．03、0．03、0．06 mg/L;各處理組-N 濃度顯著低于對照組 (P＜0．05)，同時強化生態(tài)浮床組-N濃度顯著低于鳳眼蓮組及生物陶粒組 (P＜0．05)，而生物陶粒組與鳳眼蓮組無顯著性差異(P＞0．05)。從圖4-B可見，試驗結(jié)束時，強化生態(tài)浮床組對-N的去除率為77．05%，顯著高于鳳眼蓮組 (52．46%)和生物陶粒組 (57．38%)(P＜0．05)。

圖4 各處理組－N濃度及去除率的變化Fig.4 Dynamic changes in－N concentration and removal rate in different groups

2.4 強化生態(tài)浮床對－N的凈化效果

從圖5可見:試驗結(jié)束時，強化生態(tài)浮床組、鳳眼蓮組、生物陶粒組和對照組水體中-N濃度由開始時的0．43 mg/L分別升高至0．83、0．60、1．10、0．53 mg/L;強化生態(tài)浮床組、生物陶粒組-N濃度顯著高于對照組 (P＜0．05)，鳳眼蓮組略高于對照組，但無顯著性差異 (P＞0．05)。

圖5 各處理組－N濃度的變化Fig.5 Dynamic changes in－N concentration in different groups

2.5 強化生態(tài)浮床對TP的凈化效果

從圖6-A可見:試驗結(jié)束時，強化生態(tài)浮床組、鳳眼蓮組、生物陶粒組水體中TP濃度由開始時的 0．36 mg/L 分 別 降 至 0．11、0．26、0．21 mg/L，而對照組由0．36 mg/L升高至0．37 mg/L;各處理組TP濃度顯著低于對照組 (P＜0．05)，同時強化生態(tài)浮床組顯著低于鳳眼蓮組及生物陶粒組(P＜0．05)，生物陶粒組顯著低于鳳眼蓮組 (P＜0．05)。在試驗后期 (8～16 d)，各處理組TP水平均能達到淡水養(yǎng)殖廢水排放一級標準。從圖6-B可見，試驗結(jié)束時，強化生態(tài)浮床組對TP的去除率為71．17%，顯著高于鳳眼蓮組(29．73%)和生物陶粒組(43．24%)(P＜0．05)。

圖6 各處理組TP濃度及去除率的變化Fig.6 Dynamic changes in TP concentration and removal rate in different groups

2.6 強化生態(tài)浮床對COD的凈化效果

從圖7-A可見:試驗結(jié)束時，強化生態(tài)浮床組、鳳眼蓮組、生物陶粒組水體中COD濃度由開始時的69 mg/L分別下降至38、54、49 mg/L，對照組水體中COD濃度由開始時的69 mg/L升高至72 mg/L;各處理組COD濃度均顯著低于對照組(P＜0．05)，同時強化生態(tài)浮床組COD濃度顯著低于鳳眼蓮組及生物陶粒組 (P＜0．05)，而生物陶粒組與鳳眼蓮組無顯著性差異 (P＜0．05)。從圖7-B可見，試驗結(jié)束時，強化生態(tài)浮床組對COD的去除率為47．22%，顯著高于鳳眼蓮組 (25．00%)和生物陶粒組 (31．94%)(P＜0．05)。

2.7 強化生態(tài)浮床對DO的改善效果

從圖8可見:對照組、生物陶粒組、鳳眼蓮組和強化生態(tài)浮床組水體中DO濃度由開始時的4．44 mg/L 分別上升至 4．49、5．91、5．73、6．76 mg/L，分別上升了 0．05、1．47、1．24、2．32 mg/L;各處理組DO濃度顯著高于對照組 (P＜0．05)，同時強化生態(tài)浮床組DO濃度顯著高于鳳眼蓮組及生物陶粒組 (P＜0．05)，而生物陶粒組與鳳眼蓮組無顯著性差異 (P＞0．05)。

圖7 各處理組COD濃度及去除率的變化Fig.7 Dynamic changes in COD concentration and removal rate in different groups

圖8 各處理組DO濃度的變化Fig.8 Dynamic changes in DO concentration in different groups

3 討論

本研究中，強化生態(tài)浮床對TP的去除率為71．17%，低于李威等［8］采用美人蕉與陶粒構(gòu)建的組合浮床對TP的去除率 (95．82%)，可能是因選取的水生植物不同所致。宋偉等［19］在研究幾種植物凈化能力的比較時發(fā)現(xiàn)，美人蕉除磷效果優(yōu)于鳳眼蓮。本研究結(jié)果與張亞娟等［20］采用蕹菜-麻繩組合對TP的去除率 (71．70%)相近，高于其采用蕹菜-聚苯乙烯纖維繩組合對 TP的去除率(54．72%)，推測可能是因選取的水生植物及人工介質(zhì)不同所致。本試驗中強化生態(tài)浮床對TP的去除率顯著高于水生植物對照組、基質(zhì)對照組和空白對照組，本研究結(jié)果與李威等［8］、張亞娟等［20］的研究結(jié)果一致，推測可能是強化生態(tài)浮床中除了生物陶粒吸附和鳳眼蓮吸收兩種途徑外，還與兩者之間的協(xié)同作用有關(guān)。生物陶?？梢酝ㄟ^離子交換的方式與接觸的可溶性磷發(fā)生吸附反應，在吸附接觸的同時伴隨著解吸的過程［21］，并且在吸附和解吸過程中產(chǎn)生的吸附態(tài)磷及未吸附的可溶性磷可以很快變成Ca2-P，Ca2-P呈微沉淀狀態(tài)，是一種最易被水生植物吸收的磷酸鹽種類［22］。因此，在強化生態(tài)浮床中，生物陶粒不僅自身對TP有吸附作用，同時促進了鳳眼蓮對TP的吸收作用。

本研究結(jié)果表明，試驗結(jié)束時，強化生態(tài)浮床對TN的去除率為48．57%，高于王國芳等［9］構(gòu)建的組合型生態(tài)浮床對TN的去除率 (45．7%)，與張亞娟等［20］采用蕹菜-聚苯乙烯纖維繩組合對TN的去除率 (49．46%)相近，但低于張亞娟等［20］采用蕹菜-麻繩組合對TN的去除率 (60．43%)及李威等［8］構(gòu)建的組合生態(tài)浮床對 TN的去除率(64．03%)，推測可能是試驗條件差異所致。本研究中，經(jīng)強化生態(tài)浮床凈化后的水體中TN水平達到淡水養(yǎng)殖池塘排放水一級標準，表明本研究中構(gòu)建的強化生態(tài)浮床能夠?qū)N實現(xiàn)有效控制。同樣強化生態(tài)浮床對-N、-N的去除率顯著高于其他試驗組，這與李威等［8］構(gòu)建的組合生態(tài)浮床凈化污水及虞中杰等［23］利用人工浮床加掛填料凈化富營養(yǎng)河水的結(jié)果一致。推測可能是因強化生態(tài)浮床中鳳眼蓮、生物陶粒和微生物的相互促進作用，使該組凈化效果明顯優(yōu)于其他試驗組。鳳眼蓮除自身對TN有吸收作用外，發(fā)達的根系不僅擴大了微生物的附著面積［24］，為微生物的生長、繁殖提供了良好的環(huán)境，同時還能分泌一些有機物質(zhì)，直接或間接地促進微生物的新陳代謝［25-27］，從而促進對N、P和COD等物質(zhì)的去除。鳳眼蓮根系的泌氧作用也提高了水體中的溶氧含量，為硝化細菌提供了良好的好氧環(huán)境，吳海明等［28］研究表明，-N的去除率與水體中DO含量呈正相關(guān)關(guān)系。

4 結(jié)論

(1)利用鳳眼蓮與生物陶粒構(gòu)建的強化生態(tài)浮床，16 d時對養(yǎng)殖水體中TN、-N、-N、TP、COD的去除率分別達到 48．57%、68．52%、77．05%、71．17%、47．22%，均顯著高于鳳眼蓮組和生物陶粒組 (P＜0．05)。

(2)經(jīng)強化生態(tài)浮床凈化后的養(yǎng)殖水體中，TN、TP水平分別達到淡水池塘養(yǎng)殖排放水一級標準，-N濃度降至0．20 mg/L以下，-N濃度降至0．01 mg/L以下，均顯著低于鳳眼蓮組、生物陶粒組和對照組 (P＜0．05)。

(3)強化生態(tài)浮床對TN、TP的去除率顯著高于鳳眼蓮組和生物陶粒組，說明鳳眼蓮吸收、生物陶粒吸附和微生物的協(xié)同作用提高了生態(tài)浮床對污染物的去除效果，本研究結(jié)果可為構(gòu)建適宜養(yǎng)殖水體凈化的強化生態(tài)浮床提供基礎數(shù)據(jù)。

［1］Wu Q T，Gao T，Zeng S C，et al．Plant-biofilm oxidation ditch for in situ treatment of polluted waters［J］．Ecological Engineering，2006，28(2):124-130．

［2］Li W，F(xiàn)riedrich R．In situ removal of dissolved phosphorus in irrigation drainage water by planted floats:preliminary results from growth chamber experiment［J］．Agriculture Ecosystems ＆ Environment，2002，90(1):9-15．

［3］范潔群，鄒國燕，宋祥甫，等．不同類型生態(tài)浮床對富營養(yǎng)河水脫氮效果及微生物菌群的影響［J］．環(huán)境科學研究，2011，24(8):850-856．

［4］黎華壽，聶呈榮，方文杰，等．浮床栽培植物生長特性的研究［J］．華南農(nóng)業(yè)大學學報:自然科學版，2003，24(2):12-15．

［5］盧進登，帥方敏，趙麗婭，等．人工生物浮床技術(shù)治理富營養(yǎng)化水體的植物遴選［J］．湖北大學學報:自然科學版，2005，27(4):402-404．

［6］李猛，馬旭洲，王武，等．大薸對網(wǎng)箱養(yǎng)殖長吻鮠生長及氮、磷排放的影響［J］．大連海洋大學學報，2012，27(5):402-406．

［7］李先寧，宋海亮，朱光燦，等．組合型浮床生態(tài)系統(tǒng)的構(gòu)建及其改善湖泊水源地水質(zhì)的效果［J］．湖泊科學，2007，19(4):367-372．

［8］李威，陳曉國，方濤．組合生態(tài)浮床的水體凈化效果與作用機理探討［J］．水生態(tài)學雜志，2012，33(6):76-81．

［9］王國芳，汪祥靜，吳磊．組合型生態(tài)浮床中各生物單元對污染物去除的貢獻及凈化機理［J］．水土建筑與環(huán)境工程，2012，34(4):136-141．

［10］戴棟超，黃延林，王震，等．生態(tài)組合技術(shù)凈化景觀水體試驗研究［J］．西安建筑科技大學學報:自然科學版，2006，38(6):786-789．

［11］Gersberg R M，Elkins B V，Lyon S R，et al．Role of aquatic plants in wastewater treatment by artificial wetland［J］．Water Research，1986，20(3):363-368．

［12］Tchobanoglous G．Aquatic plant system for wastewater treatment:engineering considering［C］//Aquatic plants for wastewater and resource recovery．Orlando:Magnolia Publishing Inc，1987:27-29．

［13］方云英，楊肖娥，常會慶，等．利用水生植物原位修復污染水體［J］．應用生態(tài)學報，2008，19(2):407-412．

［14］張金鋒，施雪良，郭敏曉．鳳眼蓮和梭魚草對水體凈化能力的初步研究［J］．安徽農(nóng)業(yè)科學，2008，36(28):12167-12168．

［15］王錦旗，鄭有飛，宋玉芝，等．不同蓋度鳳眼蓮對2種水流模式下水體凈化效果比較［J］．生態(tài)環(huán)境學報，2012，21(1):124-129．

［16］袁桂良，劉鷹．鳳眼蓮對集約化甲魚養(yǎng)殖污水的靜態(tài)凈化研究［J］．農(nóng)業(yè)環(huán)境保護，2001，20(5):322-325．

［17］周陽，陳有光，段登選，等．鳳眼蓮漂浮密度與凈化能力的研究［J］．漁業(yè)現(xiàn)代化，2008，35(4):32-35．

［18］田功太，劉飛，段登選，等．EM菌對海參養(yǎng)殖水體主要污染物凈化效果的研究［J］．山東農(nóng)業(yè)大學學報，2012，43(3):381-386．

［19］宋偉，周慶，王彥玲，等．幾種植物凈化能力的比較及浮床應用效果研究［J］．江蘇農(nóng)業(yè)科學，2010(5):474-477．

［20］張亞娟，劉存歧，王軍霞，等．植物-生物繩組合生態(tài)浮床對富營養(yǎng)化水體的凈化效果［J］．重慶師范大學學報:自然科學版，2012，29(3):31-36．

［21］王世和．人工濕地污水處理理論與技術(shù)［M］．北京:科學出版社，2007．

［22］沈仁芳，蔣柏藩．石灰性土壤無機磷的形態(tài)分布及其有效性［J］．土壤學報，1992，29(1):80-86．

［23］虞中杰，王東啟，陳振樓，等．人工浮床加掛填料對富營養(yǎng)化河水的凈化效果［J］．中國給水排水，2011，27(17):31-35．

［24］汪敏，鄭師章．鳳眼蓮與其根際細菌相互作用的研究［J］．應用生態(tài)學報，1994，5(3):309-313．

［25］樂毅全，鄭師章，周紀倫．鳳眼蓮根際微生物在污水處理中的應用［J］．城市環(huán)境與城市生態(tài)，1988，1(1):17-19．

［26］梁晶晶．復合微生物和水生植物聯(lián)合修復富營養(yǎng)化水體的研究［D］．寧波:寧波大學，2009:43-50．

［27］胡智勇．幾種水生植物根際微生物的數(shù)量動態(tài)及其協(xié)同去污能力的初步研究［D］．寧波:寧波大學，2009:26-35．

［28］吳海明，張建，李偉江，等．人工濕地植物泌氧與污染物降解耗氧關(guān)系研究［J］．環(huán)境工程學報，2010，4(9):1973-1977．

［29］常會慶，李娜，徐曉峰．三種水生植物對不同形態(tài)氮素吸收動力學研究［J］．生態(tài)環(huán)境，2008，17(2):511-514．