菌劑強(qiáng)化耕作型稻田濕地凈化重污染村莊河水效能研究

桂 松，侯君霞，王逸超，毛林強(qiáng)，胡林潮，張文藝

（常州大學(xué)環(huán)境與安全工程學(xué)院，江蘇 常州 213164）

越來(lái)越多的發(fā)展中國(guó)家正面臨著治理農(nóng)村日益加重的水資源環(huán)境污染的嚴(yán)峻挑戰(zhàn)［1］。早在20 世紀(jì)末，中國(guó)村莊污水的排量已趕超工業(yè)廢水的排量，其中村莊污水年平均排量超8×1010m3，約占總排量的50%［2］。當(dāng)前，中國(guó)一些發(fā)達(dá)地區(qū)對(duì)于農(nóng)村污水的治理多借鑒城市污水處理工藝，建造小型分散式污水處理設(shè)施。分散式村莊污水水量較小，較城市污水處理設(shè)施，具有建設(shè)投資費(fèi)用高、運(yùn)營(yíng)維護(hù)點(diǎn)多、面廣等特點(diǎn)，運(yùn)行和維護(hù)成本亦較高，造成多地村莊污水處理重建設(shè)、輕管護(hù)的現(xiàn)狀［3］。現(xiàn)階段，中國(guó)仍有近90%的村落沒(méi)有配套的污水設(shè)施，而已建有污水設(shè)施的村落，其出水水質(zhì)也未達(dá)到城市污水處理廠的排放標(biāo)準(zhǔn)［4］。

人工濕地（CWs）是一種基于自然濕地而模擬建造的人工生態(tài)環(huán)境系統(tǒng)，可以有效去除廢水中的懸浮物、有機(jī)物和營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)［5］，同時(shí)具備耐沖擊負(fù)荷大、出水水質(zhì)穩(wěn)定、管理流程簡(jiǎn)單、運(yùn)行費(fèi)用少和良好的經(jīng)濟(jì)效益等優(yōu)點(diǎn)［6］，被普遍應(yīng)用于工業(yè)廢水、農(nóng)村生活污水、農(nóng)田排放廢水、微污染河水的處理過(guò)程中。Martin 等［7］研究顯示常規(guī)人工濕地的年均脫氮率僅為15.4%，脫氮能力較為有限。其中微生物在脫氮系統(tǒng)內(nèi)的貢獻(xiàn)率為54%～91%，生物填料基質(zhì)和植物貢獻(xiàn)占比為 20%～30%［8，9］。向濕地內(nèi)投加具有特殊功能的生物菌劑，可以強(qiáng)化濕地對(duì)特定污染物的去除效果。有研究表明脫氮菌的投加可以有效增加濕地系統(tǒng)中脫氮菌的數(shù)量，提高濕地植物和微生物的脫氮效率，同時(shí)減少污泥的產(chǎn)生，增強(qiáng)系統(tǒng)的抗沖擊能力［10］。此外，由于水稻對(duì)氮、磷等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)具有較好的消納作用，水稻田也可以視作一種人工濕地［11］。稻田濕地使用村落的污染河水灌溉，通過(guò)水稻、土壤、微生物的協(xié)同作用來(lái)達(dá)到凈化污水的目的，實(shí)現(xiàn)污染物質(zhì)的肥料化、資源化［12］。

本研究采用菌劑強(qiáng)化耕作型稻田濕地的方法凈化重污染村莊河水，以投加反硝化聚磷菌（B8）為強(qiáng)化手段，考察耕作型水平潛流濕地在菌劑協(xié)同作用下對(duì)村莊重污染河水中的COD、總磷、氨氮、總氮、葉綠素a及UV254的去除效果，并探究其降解機(jī)制。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置

本試驗(yàn)設(shè)計(jì)2 套相同的稻田濕地系統(tǒng)，裝置A為未投菌組（對(duì)照組），裝置B 為投菌組。裝置材料選用 PP 板，L×B×H=1.5 m×0.4 m×0.5 m，主要由水箱、集水池濕地處理區(qū)和出水區(qū)所構(gòu)成，集水區(qū)和匯水區(qū)的有效容積為50 L（L×B×H=0.25 m×0.4 m×0.5 m），中部反應(yīng)區(qū)的有效容積為 90 L（L×B×H=0.45 m×0.4 m×0.5 m）。集水區(qū)以填充 25 cm 高的 4～8 mm NaCl 改性沸石［13］為主。反應(yīng)區(qū)濕地填料基質(zhì)自下而上主要由 40～50 mm 礫石、15～35 mm 紅磚碎塊、4～8 mm 陶粒，平均孔隙率為31.2%。上層土壤取自常州市洛陽(yáng)鎮(zhèn)薛家河邊稻田土壤，覆土厚度為20 cm。試驗(yàn)進(jìn)水通過(guò)恒流水泵抽入集水區(qū)，經(jīng)集水區(qū)的沸石層初步過(guò)濾后，進(jìn)入稻田濕地，濕地出水通過(guò)沸石填料層過(guò)濾后排放。2 套試驗(yàn)裝置如圖1 所示。

圖1 潛流式濕地剖面

1.2 試驗(yàn)水質(zhì)

試驗(yàn)進(jìn)水水質(zhì)如表1 所示。

表1 試驗(yàn)進(jìn)水水質(zhì)

1.3 反硝化聚磷菌B8

反硝化聚磷菌（被命名為B8）由安徽省天長(zhǎng)市污水處理廠氧化溝外溝中的活性污泥篩選所得，經(jīng)16S rDNA 測(cè)序及同源性鑒定，為惡臭假單胞菌（Pseudomonas putidasp.），保存于中國(guó)微生物菌種保藏管理委員會(huì)普通微生物中心（登記入冊(cè)編號(hào)為CGMCC9168）［14］。將 B8 接種于 pH 6.5 的液體 PAM培養(yǎng)基中，培養(yǎng)溫度為30 ℃、轉(zhuǎn)速為120 r/min 條件下培育20 h，即制得反硝化聚磷菌B8 菌液（活菌數(shù)為6.25×107～8.55×107CFU/mL）（表2）。

表2 B8 菌的形態(tài)特征

1.4 試驗(yàn)儀器

紫外可見(jiàn)分光光度計(jì)（UV-1800）用于總氮、總磷、氨氮和葉綠素a 的測(cè)定，精密酸度計(jì)（PHS-3C）用于水質(zhì)pH 的檢測(cè)，熒光分光光度計(jì)用于測(cè)定UV254，便攜式水質(zhì)監(jiān)測(cè)儀（哈希HQ30d）用于測(cè)定溶解氧。

1.5 裝置的啟動(dòng)與投菌

B8 液體培養(yǎng)基成分：魚(yú)粉蛋白胨10 g，牛肉膏5 g，氯化鈉5.0 g，蒸餾水1 L，瓊脂粉20 g，pH 7.0。

將填料和土壤填充到裝置內(nèi)后，移植水稻秧苗，水稻秧苗取自常州市洛陽(yáng)鎮(zhèn)水稻田中（種植密度為45 株/m2）。配制基礎(chǔ)液體培養(yǎng)基，按照體積分?jǐn)?shù)2.5%的比例，接入菌種B8，培養(yǎng)48 h，按進(jìn)水流量的1%投加到進(jìn)水（村莊重污染河水）中，進(jìn)入裝置B 稻田濕地內(nèi)，在水力負(fù)荷為0.024 m3（/m2·d）的條件下自然掛膜，連續(xù)投加2 周，A 裝置不投菌視為對(duì)照組。生物掛膜2 周后，停止投菌。裝置啟動(dòng)的時(shí)間為 2019 年 6 月 20 日，環(huán)境溫度為 26～35 ℃。

1.6 檢測(cè)指標(biāo)

水質(zhì)分析方法參照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》（第四版）［15］。其中COD 采用快速密閉催化消解法，總磷采用鉬酸鹽分光光度法，氨氮采用納氏試劑光度法，硝態(tài)氮采用紫外分光光度法，總氮采用堿性過(guò)硫酸鉀消解分光光度法。葉綠素a 采用分光光度計(jì)分別于665、750 nm 處測(cè)定吸光度，UV254通過(guò)紫外分光光度計(jì)測(cè)定波長(zhǎng)為254 nm 的條件下紫外吸收度，三維熒光光譜則采用熒光分光光度計(jì)測(cè)定。檢測(cè)所用試劑均為分析純。

2 結(jié)果與分析

2.1 菌劑強(qiáng)化型濕地除污效果分析

2.1.1 對(duì)COD 的去除特性分析 圖2 是在水力負(fù)荷為0.024 m3/（m2·d）條件下，菌劑強(qiáng)化耕作型水平潛流式濕地對(duì)COD 降解過(guò)程的影響。從圖2 可看出，加入B8 菌劑的B 裝置與未投菌的A 裝置相比，對(duì)COD 的降解并未產(chǎn)生顯著性差異。在試驗(yàn)初期濕地內(nèi)的水稻正處幼苗期，土壤微生物種群尚未健全，只能依靠填料及生物膜來(lái)吸附。試驗(yàn)后期，一方面隨著氣溫從27.2 ℃升至33.2 ℃，另一方面隨著水稻生物量的增多，A 裝置與B 裝置的COD 去除效果相差不大，平均去除率在61%左右，平均出水濃度為（33±2）mg/L，達(dá)到《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB3838—2002）中Ⅳ類(lèi)水的標(biāo)準(zhǔn)，濕地生物量趨于穩(wěn)定。稻田濕地對(duì)COD 的去除主要包括溶解性和非溶解性兩部分［16］。一方面通過(guò)濕地填料的截留降低非溶解性COD 的含量，另一方面通過(guò)填料表面生物膜上的好氧厭氧微生物［17］及水稻根系的協(xié)同作用，將部分溶解性COD 和大分子有機(jī)物轉(zhuǎn)化成簡(jiǎn)單的無(wú)機(jī)物質(zhì)。

圖2 菌劑強(qiáng)化濕地對(duì)COD 的去除效果

2.1.2 對(duì)總磷的去除特性分析 圖3 為水力負(fù)荷為0.024 m3（/m2·d）情況下菌劑強(qiáng)化耕作型水平潛流式濕地對(duì)總磷降解過(guò)程的影響。運(yùn)行期間，裝置B 的總磷平均去除率為91%，平均出水濃度0.25 mg/L，裝置A 的總磷平均去除率為85%，平均出水濃度為0.47 mg/L，說(shuō)明B8 菌的引入，在一定程度上提高了裝置的除磷效率。水稻秧苗長(zhǎng)至30 cm 左右（25 d）以后，對(duì)總磷的去除率趨于穩(wěn)定。

圖3 菌劑強(qiáng)化濕地對(duì)總磷的去除

2.1.3 對(duì)氨氮的去除特性分析 圖4 為水力負(fù)荷為0.024 m3（/m2·d）條件下菌劑強(qiáng)化耕作型水平潛流式濕地對(duì)氨氮的去除效能。由圖4 可以看出，A、B 裝置對(duì)氨氮的去除基本穩(wěn)定，投菌組比未投菌組的氨氮去除率高8～10 個(gè)百分點(diǎn)，平均出水濃度低1.13 mg/L，向B 裝置中投加B8 菌能夠強(qiáng)化濕地對(duì)氨氮的去除能力。在試驗(yàn)中期，水稻施用一次復(fù)合肥后，A、B 裝置的氨氮去除率有一次波動(dòng)，肥料向濕地內(nèi)部補(bǔ)充了氮源，促進(jìn)了水稻有效分蘗，使水稻的根系得到充分延伸，增多了濕地內(nèi)根系好氧區(qū)，增強(qiáng)了濕地的硝化作用，提高了氨氮的去除能力［18］。在去除氨氮貢獻(xiàn)率方面，投菌B 裝置的平均濕地貢獻(xiàn)率要比A 裝置高12 個(gè)百分點(diǎn)，這是由于B8 菌也具有異養(yǎng)硝化的功能，B8 菌的投加增強(qiáng)了濕地系統(tǒng)的硝化能力，使得濕地的脫氮能力進(jìn)一步加強(qiáng)。兩裝置沸石層貢獻(xiàn)率相差不大。

圖4 菌劑強(qiáng)化濕地對(duì)氨氮的去除影響

2.1.4 對(duì)總氮的去除特性分析 圖5 為水力負(fù)荷為0.024 m3（/m2·d）條件下菌劑強(qiáng)化耕作型水平潛流式濕地對(duì)總氮降解過(guò)程的影響。在停止投菌20 d 內(nèi)，濕地對(duì)總氮的降解率隨著時(shí)間的推移呈現(xiàn)上升的趨勢(shì)，B 裝置（投菌組）的上升趨勢(shì)要優(yōu)于A 裝置（未投菌組），運(yùn)行初期未投菌的裝置降解率僅為62%，比投菌組少了近13%，未投菌組的出水平均濃度為3.74 mg/L，比投菌組高了2.26 mg/L。在氣溫33 ℃以上幾天內(nèi)，B 裝置的總氮降解率達(dá)到最高95%。在20 d 經(jīng)過(guò)一次施肥后，濕地的總氮去除率較施肥前又提高了，水中氮源的補(bǔ)充滿足了水稻的生長(zhǎng)需求，根系延伸，增加了好氧區(qū)域，同時(shí)吸附在基質(zhì)和植物表面的微生物也充分吸收了氮源，硝化能力得到加強(qiáng)［19］。B 裝置的平均濕地脫氮貢獻(xiàn)率要比A 裝置高15 個(gè)百分點(diǎn)，沸石貢獻(xiàn)率基本一致，B8 菌的投加有效地增強(qiáng)了濕地的硝化、反硝化能力，提高了植物區(qū)對(duì)總氮的吸收效率。

圖5 菌劑強(qiáng)化濕地對(duì)總氮的去除影響

2.1.5 對(duì)UV254的去除特性分析 UV254指的是水中的有機(jī)物在紫外波長(zhǎng)254 nm 處的吸光度，代表的是水體中天然狀態(tài)下存在的腐殖質(zhì)類(lèi)大分子有機(jī)物及芳香族化合物的含量，UV254作為能反映水源中芳香烴、羥基的共軛有機(jī)物含量的一個(gè)替代參數(shù)，其值亦能間接表示水體中有機(jī)污染物程度。從圖6 可以看出，A 裝置的平均去除率為59%，B 裝置的平均去除率為70%，A、B 裝置對(duì)UV254的去除效果差異約10%。重污染河水中的有機(jī)物主要通過(guò)水稻根系微生物及填料上附著的生物膜降解去除的［20］。

圖6 菌劑強(qiáng)化濕地對(duì)UV254的去除影響

2.1.6 對(duì)葉綠素a 的去除特性分析 葉綠素a 主要來(lái)自藻類(lèi)細(xì)胞，去除方式分為沸石物理截留和生物膜上微生物的噬藻和溶藻。從圖7 可以看出，在水力負(fù)荷為0.024 m3/（m2·d）條件下，裝置A、B 葉綠素a平均去除率為90%，去除率隨運(yùn)行時(shí)間的變化趨勢(shì)較為一致?？梢哉J(rèn)為稻田濕地系統(tǒng)對(duì)于葉綠素a 的去除效果較為良好。本試驗(yàn)水力停留時(shí)間較長(zhǎng)，生物膜上的微生物有較充分的時(shí)間進(jìn)行溶藻及噬藻。

圖7 菌劑強(qiáng)化濕地對(duì)葉綠素a 的去除影響

2.2 三維熒光區(qū)域積分法評(píng)估耕作型濕地的凈化效能

圖8 為裝置B 處理重污染河水時(shí)，其中的溶解性有機(jī)物生物降解進(jìn)程中相應(yīng)的熒光光譜變化。由圖 8 可以看出，4 個(gè)峰波長(zhǎng)變化范圍是：①λEx/λEm為（220～235）nm/（285～320）nm 和（220～240 nm）/（330～380）nm，這2 部分主要為芳香性簡(jiǎn)單蛋白類(lèi)Ⅰ、Ⅱ物質(zhì)；②λEx/λEm 為（220～245）nm/（380～480）nm，這部分主要為富里酸類(lèi)物質(zhì)；③λEx/λEm 為（290～375）nm/（410～500）nm，這部分主要為腐殖酸類(lèi)物質(zhì)［21］。以上表明有機(jī)污染物是進(jìn)水中的主要成分，這與楊毅等［22］分析城市污水處理工藝中，水體中DOM 的趨勢(shì)變化相同。

圖8 濕地系統(tǒng)進(jìn)出水三維熒光光譜

表3 為試驗(yàn)期間水體中各熒光區(qū)域的平均熒光峰強(qiáng)度系數(shù)。試驗(yàn)運(yùn)行過(guò)程中，裝置進(jìn)水的平均熒光（FI）指數(shù)為 2.05，在范圍指數(shù) 2.03～2.16 內(nèi)，說(shuō)明進(jìn)水有機(jī)物成分主要來(lái)源于DOM，芳香程度較低［23］，水體中的DOM 主要來(lái)源于進(jìn)水中的藻類(lèi)細(xì)胞，經(jīng)微生物噬藻后，從細(xì)胞內(nèi)溢出的溶解性有機(jī)物及生物降解過(guò)程中衍生的附帶產(chǎn)物等。從熒光強(qiáng)度指數(shù)之和可以看出，污水中有機(jī)污染物的去除主要通過(guò)稻田區(qū)的植物及微生物的協(xié)同凈化作用。

表3 濕地進(jìn)出水的熒光峰值

稻田濕地將進(jìn)水中較易吸收的類(lèi)蛋白物質(zhì)幾乎全部消化，一部分通過(guò)植物的根系吸收，增強(qiáng)根系生長(zhǎng)的同時(shí)加強(qiáng)對(duì)污染物的去除能力，另一部分則是靠好氧區(qū)及缺氧區(qū)的硝化及反硝化作用。因?yàn)闈竦刂蠨O 含量較低，反硝化反應(yīng)占比較大，所以反硝化對(duì)溶解性有機(jī)物質(zhì)的去除影響較大。經(jīng)過(guò)稻田濕地凈化后的尾水主要含有富里酸類(lèi)和腐殖酸類(lèi)物質(zhì)，這兩部分物質(zhì)相對(duì)較難溶解，但是這兩類(lèi)物質(zhì)易溶于水，所以在稻田濕地后接一個(gè)生態(tài)溝渠濕地，利用水溶性的特點(diǎn)，來(lái)通過(guò)水生植物的代謝吸收達(dá)到凈化目的。從圖8（d）可以直觀地看出經(jīng)過(guò)生態(tài)溝渠濕地處理后，大部分的腐殖酸類(lèi)物質(zhì)已被吸收，還剩下部分腐殖酸類(lèi)物質(zhì)可能來(lái)源于內(nèi)部微生物及浮游植物的代謝產(chǎn)物［24］。UV254作為能反映水源中芳香烴、羥基的共軛有機(jī)物含量的一個(gè)替代參數(shù)，結(jié)合UV254的生物降解規(guī)律，同樣可得出，稻田區(qū)對(duì)有機(jī)物的去除貢獻(xiàn)占比較大。

3 結(jié)論

1）B8 菌劑的投加顯著提高了稻田濕地脫氮除磷能力，但對(duì)于溶解性有機(jī)物的去除，效果并不明顯。COD 及UV254的平均去除率為68%、70%，比未投菌組分別提高了8、11 個(gè)百分點(diǎn)，平均出水濃度為31.09 mg/L、0.08，濕地系統(tǒng)對(duì)葉綠素a 的去除效果良好，投菌組與未投菌組的去除率均達(dá)到90%，平均出水濃度為2.35 μg/L，其中COD 的最低出水濃度達(dá)到了Ⅴ類(lèi)水質(zhì)要求。投菌組的總磷、氨氮、總氮的平均去除率分別91%、91.34%、89.22%，與未投菌組相比分別提高了6.4、10、16.22 個(gè)百分點(diǎn)，出水平均濃度為0.25、1.00、1.48 mg/L，出水均達(dá)到了《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》GB3838—2002 中的Ⅳ類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)。

2）三維熒光分析表明，重污染村莊河水中有機(jī)物的主要成分是DOM，來(lái)源于河水中的藻細(xì)胞和村莊排水中的腐殖類(lèi)物質(zhì)，可以通過(guò)稻田區(qū)的植物及微生物的協(xié)同來(lái)去除。反硝化作用對(duì)溶解性有機(jī)物質(zhì)的去除影響較大，稻田濕地凈化后的尾水成分主要包含富里酸類(lèi)和腐殖酸類(lèi)物質(zhì)。菌劑強(qiáng)化下的稻田濕地對(duì)污染物的去除方式包括微生物的降解，植物吸收之后通過(guò)收割去除，基質(zhì)層的吸附、過(guò)濾和離子交換，其中微生物的降解起到了重要的作用，表現(xiàn)出濕地系統(tǒng)對(duì)水中污染物具有較高的去除貢獻(xiàn)率。