狐尾藻凈化生豬養(yǎng)殖場沼液的研究

吳曉梅，葉美鋒，吳飛龍，黃 薇，林代炎*

（1.福建省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)工程技術(shù)研究所，福州 350003；2.福建省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)質(zhì)量標準與檢測技術(shù)研究所,福州350003）

近年來，隨著我國畜牧業(yè)持續(xù)穩(wěn)定發(fā)展，畜禽養(yǎng)殖規(guī)?；s化水平顯著提高，保障了社會需求和養(yǎng)殖戶的收入，同時也產(chǎn)生了大量養(yǎng)殖糞污。利用沼氣工程可將糞污收集進行厭氧發(fā)酵處理，降低畜禽廢棄物對環(huán)境的影響，但其發(fā)酵產(chǎn)物（沼液）具有高濃度CODCr、氮磷等污染物質(zhì)，處理難度、花費成本較大，導(dǎo)致其不能得到有效處理與利用，甚至有養(yǎng)殖戶將其直接排入天然水體，導(dǎo)致地表水、地下水被污染[1]。據(jù)資料統(tǒng)計，2014年我國畜禽養(yǎng)殖業(yè)的CODCr、總氮（TN）和總磷（TP）排放量分別占農(nóng)業(yè)源總排放量的95.17%、63.37%和76.85%。另也有研究預(yù)測，到2020年我國畜禽業(yè)污染排放將比2007年增加37%[2]，沼液處理處置問題亟待解決。沼液的處理工藝主要包括A/O、SBR、氧化塘、耕地利用等，A/O、SBR工業(yè)化處理投資大、技術(shù)要求高；氧化塘、耕地利用等方法雖然耗能小、方便管理，但存在占地面積大、受自然環(huán)境影響嚴重、處理效果不穩(wěn)定等缺點[3]，不易被推廣。而水生植物因具有較高生產(chǎn)率及對水體有較好凈化能力，易收割、可資源化等優(yōu)點，目前被廣泛應(yīng)用于環(huán)境領(lǐng)域處理污水[4]。不同類型水生植物對營養(yǎng)物質(zhì)吸收積累能力不同，研究表明沉水植物＞漂浮植物＞挺水植物[5]。沉水植物在光合作用活性期間大量消耗水中的溶解性無機碳，增加溶解氧（DO）濃度，升高pH值，利于氨的揮發(fā)和磷的化學(xué)沉淀，可對氮磷做短期儲存，利于水中有機物的礦化[6－7]。

狐尾藻是一種常見的沉水植物，是水生植被恢復(fù)中被優(yōu)先考慮的先鋒物種之一。狐尾藻耐污染能力較強，根系泌氧作用強，對水體中的氮磷等富營養(yǎng)化元素吸收能力好，且其營養(yǎng)價值較高，收割后還可作為優(yōu)質(zhì)青飼料再利用，實現(xiàn)水體資源循環(huán)與凈化作用[8]。當(dāng)前狐尾藻在富營養(yǎng)化水體的治理方面得到了廣泛應(yīng)用[9－11]，但在生豬養(yǎng)殖場沼液上的應(yīng)用研究相對較少。利用狐尾藻處理沼液，一方面通過自生生長吸收沼液中氮磷等營養(yǎng)物質(zhì)；另一方面因其根系泌氧作用，提高水體溶氧量，促進水體有機物的降解，保護養(yǎng)殖場生態(tài)環(huán)境，同步實現(xiàn)資源再利用與污染治理。因此本文以生豬養(yǎng)殖場沼液為水培基質(zhì)，在半動態(tài)進水條件下，探究不同水力停留時間狐尾藻對沼液的凈化能力差異，為下一步沼液工程化利用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試狐尾藻為穗花狐尾藻（Myriophyllum spicatum）：多年生沉水性雙子葉植物，多裂葉型，具有較低的CO2補償點和對pH較高的耐受能力，對水體氮磷去除效果明顯。狐尾藻取自福清市某人工魚塘，其理化性質(zhì)見表1。

供試沼液：來源于福建省福清市某規(guī)?；i養(yǎng)殖場，其主要污染物濃度見表2。

1.2 試驗方法

選取葉子帶有光澤、長勢良好的狐尾藻，截取頂枝（10～12 cm，外形基本一致），清洗干凈放入試驗培養(yǎng)箱。培養(yǎng)箱選用直徑36 cm、高40 cm的塑料圓桶。試驗前將狐尾藻置于5%濃度沼液培養(yǎng)水箱培養(yǎng)，待長芽時開始每日進出水處理，期間觀察植株生長狀況。試驗設(shè)置處理組、空白組和對照組，每個處理各設(shè)3次重復(fù)。

表1 狐尾藻成分分析Table 1 Component analysis of Myriophyllum spicatum

表2 供試沼液的特性Table 2 Characteristics of testing biogas slurry

處理組（Z0、Z1、Z2）用 5%沼液水培，每個培養(yǎng)箱加受試液40 L。Z0：水力停留時間60 d，每日進出水量0.5 L；Z1：水力停留時間40 d，每日進出水量1 L；Z2：水力停留時間20 d，每日進出水量2 L；

空白組（CK）用5%沼液水培。空白組主要是作為在不同水力停留時間下沼液對狐尾藻的生理特性影響的參考，因而不設(shè)水力停留時間，其他條件同處理組。

對照組（K0、K1、K2）不放狐尾藻，其他處理同處理組。

上述每日進出水皆為沼液原液。每隔3 d用蒸餾水補充由蒸騰損失的水分（計算方法：第1 d進出水后，在桶對應(yīng)水位標識，隔3 d后在第4 d同一時間進出水后，根據(jù)水位離上一次標識位置距離，補給水量直到水位達到標識水平面。試驗正處于春季，氣溫適宜，試驗過程蒸騰損失的水分較小，在計算污染物去除量時忽略不計），每7 d測定一次水樣，并觀察記錄其生長狀況，在水力停留時間結(jié)束后收獲整株植物，用去離子水清洗、晾干。將植物在105℃下殺青30 min，在70℃下烘干至恒重，測量干重，并粉碎過篩，供分析測定用。

1.3 測試指標

狐尾藻生物量用鮮重表示，采用稱重法測定。

受試液檢測水體相關(guān)參數(shù)，包括CODCr、pH、溶解氧、溫度、氨氮、總磷、硝態(tài)氮（NO－3－N）及亞硝態(tài)氮（NO－2－N）。CODCr采用重鉻酸鹽法（HJ 828—2017）測定；溶解氧用便攜式溶氧儀測定；pH值及水溫分別用雷諾pH計、溫度計現(xiàn)場測定；氨氮用納氏試劑光度法測定；總磷利用鉬酸銨分光光度法測定（GB 11893—1989）；硝態(tài)氮用紫外分光光度法測量；亞硝態(tài)氮用重氮偶合分光光度法測定。

1.4 數(shù)據(jù)處理

污染物去除率公式：

ηi=（C進水－Ci出水）/C進水×100%

式中：ηi為第i日污染去除率，%；C進水為進水污染物濃度，mg·L－1；Ci出水為第 i日出水后污染物濃度，mg·L－1。

所有指標均取3次平均值，并求出標準差，采用Origin 7.5和SPSS 22.0軟件進行數(shù)據(jù)分析，顯著性差異分析采用One－way ANOVA分析方法。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對狐尾藻生物量的影響

圖1不同處理對狐尾藻生物量的影響Figure 1 Effects of different treatments on the biomass of Myriophyllum spicatum

圖1 為不同處理對狐尾藻生物量的影響，前兩周各處理的狐尾藻增長速率都大于CK，第三周Z1和Z2處理狐尾藻增長速率開始變緩并小于CK處理，第四周開始這3組狐尾藻長勢不良，開始出現(xiàn)死亡腐爛，Z1、Z2兩組增長速率呈現(xiàn)負值。隨著水力停留時間的增加，Z0處理生物量增長速率呈現(xiàn)先增后減的趨勢，其生物量在第六周即42 d時，達到最大1475 g，增長了24.6倍，是CK處理的4.9倍；其次是Z1，其最大生物量出現(xiàn)在第三周，為415.0 g，增長了6.9倍，是CK處理的1.6倍；Z2出現(xiàn)的最大生物量為233.3 g，僅增長了3.9倍，是CK處理的0.9倍，出現(xiàn)在第三周；第四周開始Z1和Z2處理生物量出現(xiàn)不同程度的降低，增長率出現(xiàn)負值。Z0的最大生物量最高，是CK處理最大生物量的4.44倍、Z1處理最大生物量的3.55倍、Z2處理最大生物量的6.32倍。

圖2是試驗期間水體溫度的變化。試驗期間最高溫度平均值是27.46℃，最低溫度平均值為19.64℃，該溫度波動均在狐尾藻合適的生長溫度范圍內(nèi)。因而本文中狐尾藻生長的主要影響因素還是沼液水質(zhì)和污染物濃度。2017年5月7日的水體溫度最低為1℃，主要原因是當(dāng)日最低溫度為－1℃，背景溫度較低，夜間水溫讀數(shù)較低。

圖2試驗期間水體溫度Figure 2 Water temperature during the test

2.2 不同處理植株氮磷鉀變化

圖3 為不同處理狐尾藻植株體內(nèi)氮磷鉀變化。不同的水力停留時間對狐尾藻氮磷鉀含量影響不同，隨著水力停留時間的增加，狐尾藻體內(nèi)氮磷鉀含量均呈現(xiàn)先增后減的變化趨勢，但全氮和全磷含量的變化幅度較小。

從圖3a中可以看出，試驗結(jié)束后各處理狐尾藻體內(nèi)全氮含量關(guān)系為Z1＞Z2＞Z0＞CK，處理組狐尾藻體內(nèi)全氮含量明顯高于CK，其中Z1處理全氮含量最高為7.69%，是CK處理的2.00倍，CK處理全氮含量最低為3.85%。圖3b為各處理狐尾藻體內(nèi)全磷含量，全磷含量關(guān)系為Z1＞Z2＞Z0＞CK，各處理植株全磷含量都高于CK，但各處理之間全磷含量沒有顯著差異。由此表明，20 d以上的水力停留時間對植株全磷含量的增加影響不大。Z1處理狐尾藻全磷含量最高為0.97%，是CK的1.90倍，CK處理狐尾藻全磷含量最低為0.51%。圖3c為各處理狐尾藻體內(nèi)全鉀含量變化，各處理關(guān)系為Z1＞Z0＞Z2＞CK，處理組狐尾藻體內(nèi)全鉀含量都高于CK。Z1全鉀含量最高為1.97%，是CK的1.88倍。Z2處理全鉀含量最低為1.42%，是CK的1.35倍。Z1處理即每日進出水為1 L·d－1時，狐尾藻氮磷鉀含量可達最大，分別為7.69%、0.97%及1.97%。

圖3 不同水力停留時間狐尾藻體內(nèi)氮磷鉀變化Figure 3 The NPK changes of Myriophyllum spicatum in different hydraulic retention time（HRT）

2.3 不同處理水體CODCr的變化

圖4不同水力停留時間處理水體CODCr的去除率Figure 4 CODCrremoval rate of water in different HRT

圖4 為不同處理水體CODCr的去除率。栽培狐尾藻的處理組對CODCr的去除能力都高于對照組，由此可見狐尾藻有利于水體CODCr的去除。各處理對CODCr去除率的關(guān)系為 Z1＞Z0＞Z2＞K1＞K2＞K0，Z1 處理對水體CODCr的去除率最高，為65.99%，K0去除率最低，為22.06%。對照組中K1處理對水體CODCr的去除率在同組中最高，為49.84%，這表明水力停留時間為 40 d（沼液進出水量為 1 L·d－1）時，狐尾藻對水體CODCr的去除效果最好。

2.4 不同處理水體氨氮的變化

圖5為不同處理水體氨氮的變化。各處理對水體氨氮去除率關(guān)系為 Z1＞Z0＞K1＞K0＞Z2＞K2，其中進出沼液水量為1 L·d－1時，狐尾藻對水體氨氮的去除效果最好，去除率可達59.54%。同一處理組中，Z2處理（水力停留時間為20 d）對水體氨氮去除率為39.72%，去除效果不及其他處理。另結(jié)合圖1狐尾藻的生物量，可以得出本試驗狐尾藻氨氮耐受值：當(dāng)水體氨氮濃度超過220.00 mg·L－1時，狐尾藻的生長受到抑制，增速明顯變緩；當(dāng)水體氨氮濃度超過368.17 mg·L－1時，狐尾藻出現(xiàn)生長量銳減；當(dāng)水體氨氮濃度超過450.00 mg·L－1時，狐尾藻呈現(xiàn)大面積氨中毒癥狀，大量死亡。

圖5不同水力停留時間處理水體氨氮的去除率Figure 5 NH3－N removal rate of water in different HRT

2.5 不同處理水體硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮的變化

圖6 為不同處理水體硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮的變化。對照組和處理組硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮含量較初始水樣都有不同程度的增加。其中硝態(tài)氮增長率最大為Z1處理，可達393%，增長最少的是K2處理，僅為32.9%；亞硝態(tài)氮增長率最大的是K0處理，為350%，最小的為Z2處理，為53.24%。

2.6 不同處理水體總磷的變化

圖7為不同處理水體總磷的去除率。從圖中可以看出Z1處理對總磷的去除率最高，為90.06%，其次為Z0處理（78.98%），去除率最小的是Z2處理（43.29%），Z2處理對總磷的去除率低于對照組。對于對照組，水體總磷去除率最大的是K1處理，為65.81%，所以當(dāng)水力停留時間為40 d（沼液進出量為1 L·d-1）時，狐尾藻或生物處理對水體總磷有較高的去除率。

2.7 不同處理水體性質(zhì)的變化

從圖8可以看出，各處理的pH值變化趨勢相近，且波動幅度不大，總體為小幅增加。變化最大的是K0處理，pH值從8.32升到8.76；Z0處理的變化幅度最小，從7.32降到7.27。各處理水體溶解氧隨著時間變化整體呈現(xiàn)下降趨勢，其中處理組水體溶氧量整體低于對照組。試驗結(jié)束時，對照組K0水體出水溶解氧含量最大，為15.18 mg·L-1，處理組Z1溶氧值最小，為 1.16 mg·L-1。

圖6 不同水力停留時間處理水體硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮的變化Figure 6 NO-3-N and NO-2-N changes of water in different HRT

3 討論

圖7 不同水力停留時間處理水體總磷的去除率Figure 7 The cumulative removal rate of TP of water in different HRT

圖8 不同水力停留時間處理水體pH值和溶解氧的變化Figure 8 The changes of pH value and DO of water in different HRT

本文在相同栽培方式下比較不同進出水量對狐尾藻生長量的影響，試驗結(jié)束后，各處理生物量關(guān)系為Z0＞Z1＞CK＞Z2，隨著沼液濃度的提高，各處理生物量、生物量增長率都出現(xiàn)不同程度的減少。主要是因為進出水量不同，水體沼液濃度高低不一。Z2處理每日進出水2 L，第三周結(jié)束受試液為沼液原液；Z1處理每日進出水1 L，第三周結(jié)束受試液濃度為原沼液的一半，水體沼液濃度為50%，水體污染物濃度逐漸超過了狐尾藻的承載能力；而Z0處理在整個試驗周期生物量均表現(xiàn)為增加，前期狐尾藻對沼液中營養(yǎng)物質(zhì)的需要量大于進水沼液中營養(yǎng)物質(zhì)濃度，隨著每日進水量累積，狐尾藻對沼液的需要量逐漸趨近飽和，沼液對狐尾藻的生長起到了一定的抑制作用，所以增長率呈現(xiàn)先增后降。試驗表明狐尾藻在5%～45%沼液中可以存活，當(dāng)提高狐尾藻的生物量時，則需要通過添加一定量的沼液原液提供營養(yǎng)物質(zhì)補給狐尾藻的生長消耗，沼液濃度維持在20%～30%為宜，當(dāng)沼液濃度超過50%，則會抑制狐尾藻生長。

利用沼液水培狐尾藻，可以提高狐尾藻養(yǎng)分氮磷鉀含量，全磷和全鉀含量的增加幅度小于全氮含量，主要是狐尾藻對全氮的吸收能力大于對全鉀的吸收能力。氮磷在植物生命活動中發(fā)揮首要作用，水體環(huán)境總氮、總磷的變化影響沉水植物的生長和生物合成。本試驗處理組狐尾藻植株體內(nèi)氮磷鉀含量都有不同程度的增加，這與王瑤等[12]結(jié)論一致。狐尾藻既可通過根吸收底質(zhì)中的氮磷營養(yǎng)，也可通過莖葉利用水中的營養(yǎng)物質(zhì)，氮磷被吸收后用以合成植物自身的結(jié)構(gòu)組成物質(zhì)，當(dāng)其被收割運移出水生生態(tài)系統(tǒng)時，大量的營養(yǎng)物質(zhì)也隨之從水體中輸出，從而達到凈化水體的目的。隨著水體氮磷濃度的升高，植株體內(nèi)氮磷鉀含量呈先增后減趨勢，在每日進出水量為1 L·d－1時，植株體內(nèi)氮磷鉀含量最大，同時水體總氮、總磷的去除量也最高，這表明狐尾藻在氮磷豐富的水體中有較高的吸收效果，但濃度過高也會阻礙植株光合作用、損傷植物根系，這與范國蘭等[11]及葛芳杰等[13]研究結(jié)論一致。可能是因為植物葉片中可溶性糖的積累影響某個代謝途徑的轉(zhuǎn)錄，進而影響了植物體內(nèi)的信號轉(zhuǎn)換[14]。

氨氮濃度是影響狐尾藻生長最重要的因素之一。低溶度氨氮含量有利于植物的生長和光合作用，而過高的濃度容易使狐尾藻中毒，出現(xiàn)葉黃、爛根等現(xiàn)象[15－17]。本試驗發(fā)現(xiàn)當(dāng)水體氨氮濃度超過220.00 mg·L－1時，狐尾藻的生長受到抑制，增速明顯變緩。當(dāng)水體氨氮濃度超過450.00 mg·L－1時，狐尾藻呈現(xiàn)大面積氨中毒癥狀，大量死亡，這個結(jié)論在劉少博等[18]的試驗中得到驗證。其原因可能來自兩方面：一是氨氮濃度增加引起狐尾藻氮同化作用加強，與光合作用一并競爭同化力ATP和NADPH（還原型輔酶Ⅱ），并且降低了呼吸作用提供碳架的能力，致使CO2同化速率降低、凈光合速率降低、暗呼吸速率升高，由此增加狐尾藻代謝負荷[19－20]；二是氨氮濃度升高，引起狐尾藻根系中過氧化物酶（POD）和過氧化氫酶（CAT）活性升高，葉片和根系膜脂過氧化程度增加，且這種毒害作用隨著其濃度增高，生理反應(yīng)增強[21]。

根據(jù)各處理試驗結(jié)束時水體中CODCr、總磷、氨氮、硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮變化可知，狐尾藻對沼液具有良好的凈化效果，特別是當(dāng)每日進出水為1 L時，狐尾藻對水體的凈化效果最好。狐尾藻根際有氧區(qū)和缺氧區(qū)共同存在，為根區(qū)亞硝化、硝化等好氧菌群與氨化、反硝化等兼氧或厭氧菌群提供了各自所需的小環(huán)境[22]。狐尾藻葉片的光合作用釋放氧氣，增加水中溶解氧，促進有機污染物和某些還原性無機物的氧化分解，從而達到凈化水質(zhì)的目的[23]。另狐尾藻發(fā)達的根系組織可以分泌有機碳和氧氣來調(diào)節(jié)水體氮生物轉(zhuǎn)化過程，水體中氮生物轉(zhuǎn)化過程包括硝化、反硝化反應(yīng)過程。水體溶解氧充足條件下，隨著水體銨態(tài)氮濃度不斷減少，硝態(tài)氮含量會增加，這與Reddy等[24]試驗結(jié)論類似。Bames等[25]研究表明，硝化過程氧化1 mg氨氮需要消耗4.3 mg的氧氣，而狐尾藻根系具有泌氧作用，改善水體充氧環(huán)境同時也為氨氮轉(zhuǎn)化提供條件，促進有機物降解及消化過程的進行。由此可見，水體氨氮去向主要是植物吸收、基質(zhì)吸附、揮發(fā)、硝化、反硝化等作用；而水體總磷去向主要是植物吸收、生物處理等。

狐尾藻對沼液較強的凈化效果與狐尾藻根系泌氧效率密不可分，吳建強等[26]及周洋洋等[27]研究表明，狐尾藻根系具有泌氧作用，可以改變水體溶氧環(huán)境，影響水體微生物環(huán)境，進而影響水體污染物的降解效果。狐尾藻根系泌氧作用可使根系周圍形成一個好氧區(qū)域，以根系為中心向外輻射，溶氧量減少。同時在收獲狐尾藻時發(fā)現(xiàn)其根系周圍存在大量微生物，微生物的活動及水體中的銨鹽、磷酸鹽、硝酸鹽、COD等物質(zhì)在降解過程中都需要大量氧氣，因此在狐尾藻供氧量與污染物處理需氧量之間存在動態(tài)關(guān)系[28]。文中水體溶氧值降低，可能是水體污染物降解需氧量大于狐尾藻供氧量所致。試驗中水體pH普遍有小幅度增加，主要可能是狐尾藻利用光合作用吸收CO2轉(zhuǎn)化為O2，導(dǎo)致水體中的pH有所增加，這與趙聯(lián)芳等[29]研究結(jié)論類似。Z0處理水體pH值變化最小，可能是因為Z0生物量最大，使污染物降解產(chǎn)生的部分CO2溶于水體。

4 結(jié)論

（1）20%～30%沼液濃度有利于狐尾藻生長，處理組相比空白組生物量可以提高1.6～4.9倍；各組狐尾藻植株體內(nèi)氮磷鉀含量相比空白組分別提高了1.5～2.0、1.57～1.90、1.35～1.88 倍。

（2）不同的進水量條件下，狐尾藻生長情況及其對沼液凈化能力存在明顯差異，綜合生物量、對沼液的凈化能力及試驗周期等方面考慮，當(dāng)水力停留時間為40 d時，狐尾藻對沼液的處理效果最好，沼液中CODCr、氨氮及總磷去除率分別可達65.99%、59.54%及90.06%。

（3）沼液中氨氮濃度小于 220.00 mg·L－1時，可以促進狐尾藻生長，當(dāng)水體氨氮濃度超過450.00 mg·L－1時，狐尾藻呈現(xiàn)大面積氨中毒癥狀，大量死亡。

（4）在處理氨氮、CODCr、總磷等高濃度生豬沼液廢水的生態(tài)濕地系統(tǒng)中，狐尾藻可作為一種良好的候選水生植物。

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