銅和磺胺甲唑復(fù)合污染下人工濕地對禽畜養(yǎng)殖尾水的處理效果

楊玲麗 馬 琳 劉 偉 褚一凡 譚啟洋 周巧紅 吳振斌 賀 鋒

(1.中國科學(xué)院水生生物研究所 淡水生態(tài)與生物技術(shù)國家重點實驗室, 武漢 430072; 2.中國科學(xué)院大學(xué), 北京 100049;3.中國科學(xué)院武漢植物園/水生植物與流域生態(tài)重點實驗室, 武漢 430074)

一些重金屬(銅、鋅、鐵等)和抗生素(四環(huán)素類、喹諾酮類、磺胺類等)可以促進(jìn)養(yǎng)殖動物生長、預(yù)防和治療動物疾病, 常作為飼料添加劑, 在禽畜養(yǎng)殖中應(yīng)用廣泛[1,2]。然而飼料中的重金屬和抗生素生物利用率較低, 20%—80%以原型或代謝產(chǎn)物形式隨排泄物排出[3]。農(nóng)村地區(qū)受經(jīng)濟(jì)和技術(shù)的雙重限制, 大量的禽畜養(yǎng)殖廢水不經(jīng)處理直接排放或處理后尾水中含量仍超過相應(yīng)排放標(biāo)準(zhǔn), 因而重金屬和抗生素在水環(huán)境中普遍存在。水環(huán)境中的重金屬和抗生素具有一定穩(wěn)定性, 復(fù)合污染也影響污染物的環(huán)境行為和生態(tài)毒性, 使污染治理工作面臨巨大挑戰(zhàn)[4—6]。

N、P、COD與水體富營養(yǎng)化密切相關(guān), 一直是養(yǎng)殖尾水中備受關(guān)注的污染物[7]。水體富營養(yǎng)化本質(zhì)上是水環(huán)境物質(zhì)與能量的動態(tài)輸入與輸出的不平衡, 影響水環(huán)境與外部的物質(zhì)能量交換, 使水體溶解氧含量降低, 不利于水生生物的生長和繁殖,導(dǎo)致水生生物的多樣性降低[8]。人工濕地作為一種成本低、效果穩(wěn)定、景觀性高、運行維護(hù)簡單的廢水深度處理技術(shù), 可以通過微生物轉(zhuǎn)化、植物吸收和基質(zhì)吸附高效去除廢水中的N、P和COD, 在禽畜養(yǎng)殖尾水治理中已廣泛應(yīng)用。Li等[9]用人工濕地處理養(yǎng)殖場廢水, 發(fā)現(xiàn)微生物作用是氮去除的主因, 而微生物的作用受到環(huán)境因子的影響。除傳統(tǒng)污染物外, 禽畜養(yǎng)殖尾水也是重金屬、抗生素等新興污染物的重要污染來源之一。禽畜養(yǎng)殖廢水中的重金屬主要是Cu、Zn和Cd等, 抗生素以磺胺類、喹諾酮類和四環(huán)素類為主, 因此目前的研究也主要集中在這些污染物的去除上。Almeida等[10]采用蘆葦構(gòu)建人工濕地去除禽畜養(yǎng)殖廢水, 發(fā)現(xiàn)人工濕地去除重金屬的同時高效去除了常規(guī)污染物, 但長期運行后去除效果明顯下降。黃翔峰等[11]用人工濕地處理禽畜養(yǎng)殖廢水中的常規(guī)污染物和抗生素, 發(fā)現(xiàn)人工濕地對N、TP、COD和磺胺類抗生素都有較好的去除效果, 且適當(dāng)提高水力停留時間能顯著提高N和SMZ的去除效果。大量研究表明人工濕地具有高效去除養(yǎng)殖尾水中常規(guī)污染物和新興污染物的潛力, 但共存的高濃度的重金屬和抗生素可能對人工濕地污染物去除能力產(chǎn)生一定影響[12,13]。目前對于人工濕地同步處理養(yǎng)殖尾水中常規(guī)污染物和重金屬、抗生素的研究較少, 明確重金屬和抗生素脅迫對人工濕地凈化能力的影響對于人工濕地的應(yīng)用具有重要指導(dǎo)意義。

因此, 本文綜合考慮養(yǎng)殖尾水中重金屬和抗生素的檢出情況和毒性效應(yīng), 以Cu和SMZ為例, 模擬不同水平的重金屬-抗生素復(fù)合污染, 構(gòu)建了5組小試垂直流人工濕地, 驗證其凈化性能, 探討復(fù)合污染對人工濕地污水處理效果的影響, 以期為應(yīng)用人工濕地同步處理禽畜養(yǎng)殖尾水中的常規(guī)污染物、重金屬和抗生素提供理論支撐。

1 材料與方法

1.1 實驗裝置與方法

本研究采用垂直流人工濕地, 用聚氯乙烯材料搭建5組長×寬×高為40 cm×20 cm×100 cm小試裝置, 分別記為A、B、C、D和E, 每組設(shè)置兩個重復(fù),濕地構(gòu)造見圖1。濕地從下至上分別為排水層(礫石, 粒徑20—40 mm, 厚度0.2 m)、隔板(長×寬40 cm×20 cm, 厚度5 mm)和填料層(陶粒, 2—4 mm, 厚度0.5 m), 每個裝置內(nèi)種植兩棵株高50 cm左右的美人蕉, 底部和距底部45 cm處各設(shè)一個出水口。

圖1 人工濕地示意圖Fig.1 Illustration of constructed wetlands

濕地進(jìn)水為人工配制的模擬養(yǎng)殖尾水, 使用葡萄糖、KH2PO4、NaNO3、NH4Cl、C10N3O3SH11和CuCl2作為污染物添加源, 進(jìn)水水質(zhì)見表1, 水力停留時間為7d, 單次進(jìn)水量20 L。A組為空白, 僅添加常規(guī)污染物, B—E組在A組基礎(chǔ)上添加不同濃度的Cu和SMZ。此外, 各組還需添加植物生長必需的Mg和Ca, 添加形式及濃度為MgSO4(6 mg/L)和CaCl2(2 mg/L)。實驗自2021年5月22日開始, 濕地馴化約2個月, 正式實驗于2021年7月27日開始, 運行12個周期。

表1 人工濕地進(jìn)水水質(zhì)Tab.1 Influent water quality of constructed wetlands

1.2 常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)測定

濕地運行期間, 每7天取各組進(jìn)水和出水測定理化指標(biāo)和常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)。理化指標(biāo)包括水體溫度(Water temperature, W-temp)、溶解氧(Dissolved Oxygen, DO)、pH、鹽度(Salinity, Sal)和氧化還原電位(Oxidation-Reduction Potential, ORP), 使用便攜式水質(zhì)分析儀(哈希HQ30D)現(xiàn)場測定。常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)包括硝態(tài)氮(Nitrate Nitrogen,)、NH3-N、亞硝態(tài)氮(Nitrite Nitrogen,)、TN、總磷(Total Phosphorus, TP)和COD。水樣用100 mL聚氯乙烯瓶盛裝, 取樣后迅速帶回實驗室于4℃ 冰箱中冷藏保存, 12h內(nèi)完成處理和測定。測定采用紫外分光光度法, NH3-N測定采用納氏試劑分光光度法,測定采用N-1-萘基-乙二胺分光光度法, TN測定采用堿性過硫酸鉀-紫外分光光度法, TP測定采用鉬酸銨分光光度法, COD測定采用重鉻酸鉀法。

1.3 水樣銅和磺胺甲唑測定

為確定人工濕地同步去除重金屬和抗生素的效果, 取第1、第4、第8、第12周進(jìn)出水測定Cu和SMZ濃度。水樣中目標(biāo)物的前處理及測定方法如下:

銅的處理及測定: 出水Cu的前處理及測定依據(jù)中華人民共和國水質(zhì)監(jiān)測標(biāo)準(zhǔn)(GB7475-87)。水樣用100 mL聚氯乙烯采樣瓶收集, 取樣后迅速帶回實驗室, 用稀硝酸(優(yōu)級純)調(diào)節(jié)pH至1—2, 處理好后于4℃下冷藏, 用火焰原子吸收光譜儀(Agilent 280 FS AA)測定。測試過程中每測50個樣品后校正一次標(biāo)線。

磺胺甲唑的處理及測定: 水樣用500 mL聚氯乙烯采樣瓶采集, 取樣后立即帶回實驗室于4℃下避光冷藏保存, 24h內(nèi)完成前處理, 用高效液相色譜儀(Agilent 1100 Series, 5 μm, 4.6 mm×250 mm)測定SMZ濃度。樣品的前處理步驟為: 水樣經(jīng)0.7 μm玻璃纖維濾膜過濾, 按0.5 g/L標(biāo)準(zhǔn)加入適量Na4EDTA后混勻, 用乙酸調(diào)節(jié)pH至3±0.02; 過HLB小柱(Waters, 3 mL, 120 mg), HLB小柱依次用 6 mL甲醇、6 mL去離子水活化, 重復(fù)兩次; 將處理好的水樣過柱, 流速控制為10 mL/min; 用5 mL色譜純甲醇淋洗固相萃取柱, 重復(fù)兩次; 將洗脫液置于可視化恒溫氮吹儀(NK200-1B, 杭州米歐儀器有限公司)中, 在40℃下吹干; 加1 mL色譜純甲醇于氮吹管中, 渦旋振蕩2min, 用0.22 μm有機(jī)尼龍濾頭過濾后轉(zhuǎn)移至棕色色譜進(jìn)樣瓶中, 于-20℃下冷凍保存, 待測, 方法回收率為82%—97%。色譜檢測條件: 柱溫25℃,進(jìn)樣量20 μL, 檢測波長278 nm, 流動相A為0.01%乙酸, 流動相B為乙腈, A∶B=75∶25, 流速1 mL/min。方法檢出限為50 μg/L。

1.4 植物的處理及測定

濕地運行結(jié)束后立即收割所有植物, 現(xiàn)場記錄植物根長、株高和分蘗數(shù), 將植物分為地上部分和地下部分, 分別測定兩部分濕重和干重。

1.5 微生物樣品的處理及檢測

濕地正式運行第7、第84天取植物根系基質(zhì),于-84℃冷凍保存, 濕地運行結(jié)束后統(tǒng)一進(jìn)行高通量測序。采用 E.Z.N.A.?soil DNA kit試劑盒(Omega Bio-tek, Norcross, GA, U.S)進(jìn)行微生物群落總基因組DNA抽提, 純化后使用正向引物338F(5′-ACTCC TACGGGAGGGAGCA-3′)和反向引物806R(5′-GGAC TAGHVGGGTWTCTAAT-3′)對細(xì)菌16S rDNA基因的V3-V4高突變區(qū)進(jìn)行PCR擴(kuò)增, 利用AxyPrep DNA Gel Extraction Kit (Axygen Biosciences, Union City, CA, USA) 進(jìn)行回收產(chǎn)物純化, 使用NEXTFLEX Rapid DNA-Seq Kit對純化后的PCR產(chǎn)物進(jìn)行建庫, 細(xì)菌多樣性檢測委托美吉生物公司完成。

1.6 數(shù)據(jù)分析

取各平行處理組的平均值, 用單因素方差分析檢驗五組出水理化指標(biāo)和差異, 顯著性水平為設(shè)定為P＜0.05。用多重比較檢驗處理組兩兩的差異性,數(shù)據(jù)分析在SPSS 22中進(jìn)行。實驗數(shù)據(jù)用Excel 2019記錄整理, 微生物數(shù)據(jù)在美吉生物云平臺完成分析, 用Origin 2022進(jìn)行圖表繪制。

2 結(jié)果

2.1 污染物整體去除效果

從出水的理化指標(biāo)看(表2), 不同處理組出水SAL和pH較為穩(wěn)定, 差異不大, 但添加Cu或Cu-SMZ的組別水體中的溶解氧含量處于一個不穩(wěn)定的狀態(tài), 波動變大, 總體上E組DO和ORP都較A組和B組低。

表2 出水理化指標(biāo)Tab.2 Physical-chemical characteristics of the effluent

由圖2可知, 濕地運行期間各組常規(guī)污染物的去除效果總體較好。A、B、C、D、E組TP平均去除率依次為90.29%、90.88%、89.94%、88.98%和89.78%, COD平均去除率依次為94.87%、93.89%、94.22%、93.29%和92.58%, NH3-N平均去除率依次為81.75%、87.59%、79.50%、74.45%和65.41%,-N平均去除率依次為98.94%、96.17%、99.04%、99.58%和99.52%, TN去除率依次為81.59%、87.63%、80.82%、74.15%和67.56%。A、B、C組與D組和E組NH3-N和TN平均去除率存在極顯著差異(P＜0.01)。

圖3 各組進(jìn)出水氮濃度Fig.3 The influent and effluent concentration of N of different groups

氨氮的去除效果是衡量人工濕地凈化能力強弱的重要指標(biāo)。濕地運行期間各組NH3-N去除效果表現(xiàn)為B＞A＞C＞D＞E, 各組系統(tǒng)出水NH3-N濃度在0.28—9.00 mg/L波動, 平均濃度依次為3.55、2.65、3.66、4.96和6.59 mg/L。B組NH3-N出水濃度較A組低, C組NH3-N出水濃度與A組相近但較B組高。當(dāng)Cu添加濃度增加至20 mg/L時, 兩個實驗組NH3-N出水濃度均高于A組和B組, B組和C組、D組和E組出水NH3-N出水濃度差別較為明顯。前3周各組NH3-N出水濃度呈現(xiàn)一致的上升趨勢, 第四周開始A、B、C組NH3-N出水濃度開始下降, 而D組和E組NH3-N出水濃度仍舊上升。

各組出水TP濃度為0.03—0.54 mg/L, 平均出水濃度依次為0.20、0.19、0.21、0.19和0.18 mg/L。圖4展示了不同組TP的去除情況, 總體上看, 后期人工濕地的TP凈化效果略優(yōu)于前期。濕地運行前5周A、B、C組的TP效果較D組和E組好, 第6周情況開始轉(zhuǎn)變, 并在后4周轉(zhuǎn)變?yōu)镈組和E組去除效果優(yōu)于A組和B組。第4周時TP出水濃度波動較大, B組出水濃度0.54 mg/L明顯高于D組0.41 mg/L和E組0.22 mg/L, 除此外TP去除效果基本平穩(wěn)。

圖4 各組進(jìn)出水總磷濃度Fig.4 The influent and effluent concentration of TP of different groups

實驗期間出水COD濃度最高達(dá)到40.38 mg/L,各組出水COD平均濃度依次為9.67、11.82、10.76、13.80 和10.38 mg/L, 未出現(xiàn)顯著性差異。由圖5可知, 前8周COD出水濃度總體平穩(wěn), 之后4周出水COD濃度高于前期, 但組間差異仍不顯著。

圖5 各組進(jìn)出水COD濃度Fig.5 The influent and effluent concentration of COD of different groups

各組進(jìn)出水Cu和SMZ濃度見表3, 濕地處理后Cu和SMZ濃度均出現(xiàn)了數(shù)量級的下降。就Cu而言,D組和E組出水濃度總體高于B組和C組, 大部分取樣時間B組和C組、D組和E組之間出水濃度無顯著性差異, 濕地運行期間, 各組出水Cu濃度均處于較低水平。前3次出水基本無法檢出SMZ, 第12周時C、D、E組均檢出SMZ且檢出濃度較前期高, 但總體去除率仍達(dá)到99%, 人工濕地對Cu和SMZ具有較好的去除效果。

表3 進(jìn)出水Cu和SMZ濃度Tab.3 The concentration of Cu and SMZ in influent and effluent in wetlands

2.2 不同復(fù)合污染水平下植物生理指標(biāo)變化

測量了不同處理組植物的根長、株高、分蘗數(shù)和含水量等指標(biāo)(表4), C、D和E組植物株高分別較A組下降了13.31%、32.37%和28.97%, 地上部分干重和地下部分干重分別下降了20.24%、39.22%、34.36%和22.22%、30.58%、30.64%, 復(fù)合污染對美人蕉的株高和生物量產(chǎn)生了明顯的抑制作用, 根的形態(tài)變化極為明顯(圖6)。

圖6 各組美人蕉根部圖Fig.6 The roots of canna in different groups

表4 各組植物生理指標(biāo)Tab.4 Physical characteristics of the plants in different groups

2.3 不同復(fù)合污染水平下微生物群落結(jié)構(gòu)特征

取各組不同時期的濕地基質(zhì)進(jìn)行高通量測序,基于綱水平分類的結(jié)果顯示, 第7天時共有10個綱相對豐度超過1%(圖7a), 其中γ-變形菌綱(Gammaproteobacteria)、芽孢桿菌綱(Bacilli)、脫硫單胞菌綱(Desulfuromonadia)和α-變形菌綱(Alphaproteobacteria)占優(yōu)勢地位。5個組中Gammaproteobacteria相對豐度依次為30.38%、55.97%、62.02%、42.88%和69.86%; Bacilli相對豐度依次為28.09%、10.37%、4.32%、30.14%和12.49%; Desulfuromonadia相對豐度依次為20.40%、11.16%、7.83%、5.17%和6.71%; Alphaproteobacteria相對豐度依次為4.34%、4.04%、4.69%、9.38%和5.77%。添加2 mg/L Cu后, B組Gammaproteobacteria相對豐度增加了84.23%, 同時添加2 mg/L Cu和5 mg/L SMZ時C組Gammaproteobacteria平均相對豐度較A組增加了104.15%, 較B組增加了10.79%。當(dāng)Cu濃度變?yōu)?0 mg/L時, D組Gammaproteobacteria平均相對豐度較B組下降了23.41%, 但仍高于A組, E組相對豐度最高。添加2 mg/L Cu后, Bacilli相對豐度下降了63.28%, C組平均相對豐度較B組下降了58.29%, 較A組下降了102.94%。當(dāng)Cu濃度增加至20 mg/L時,D組Bacilli平均相對豐度明顯高于B組和C組, E組平均相對豐度較C組高189.12%, 較D組低58.56。Desulfuromonadia和Gammaproteobacteria相對豐度也出現(xiàn)了較為明顯的變化。第84天共有29個綱相對豐度超過1%。

基于Brary-Curtis多樣性距離矩陣對微生物相對豐度前30的屬進(jìn)行聚類分析, 使用非加權(quán)組平均法計算構(gòu)建樹狀結(jié)構(gòu), 按照98%的同源性獲得群落結(jié)構(gòu)相似度樹狀圖。圖7b反映了不同實驗組之間微生物群落結(jié)構(gòu)的相似性及相對豐度大小, 復(fù)合污染組與單一組和空白組相似性較低, 無Cu或低濃度Cu添加組、高濃度Cu添加組具有較高的相似性。

圖7 細(xì)菌群落分析Fig.7 Microbial community analysis

3 討論

3.1 不同復(fù)合污染水平下人工濕地凈化能力比較分析

在一般情況下, 微生物轉(zhuǎn)化和植物吸收是人工濕地系統(tǒng)中氮和有機(jī)物去除的主要途徑。在本實驗中, 不同復(fù)合污染水平下人工濕地對常規(guī)污染物仍具有較高的去除率和較為穩(wěn)定的去除效果。復(fù)合污染的影響主要體現(xiàn)在NH3-N和TN的去除上。2 mg/L的Cu對NH3-N和TN的去除表現(xiàn)為促進(jìn)作用, 加入SMZ后則表現(xiàn)為抑制作用, 且污染物濃度越高抑制作用越強烈。劉愛菊等[14]用不同濃度的Cu(0、100和500 mg/kg)和磺胺甲基嘧啶(0、5、25、50和100 mg/kg)對土壤微生物進(jìn)行處理,發(fā)現(xiàn)與單一SMZ污染相比, Cu的復(fù)合污染對土壤的硝化潛勢產(chǎn)生了顯著的抑制作用, 進(jìn)而影響了氮的轉(zhuǎn)化與去除, 且這種抑制作用與污染物濃度緊密相關(guān), 與本研究結(jié)果一致。趙偉等[15]用水平潛流人工濕地處理養(yǎng)殖廢水中的四環(huán)素(TC)和Cu也得出了同樣的結(jié)論, 說明這很可能是這類型污染的共性, 即重金屬-抗生素復(fù)合污染會抑制人工濕地對TN和NH3-N的去除。在本實驗中, 各組出水氮主要以NH3-N形式存在, 所占比例為86.73%—100%, 各組TN去除效果的差異可能主要受NH3-N去除結(jié)果的影響。

硝化細(xì)菌轉(zhuǎn)化和水生植物的吸收利用是水體中氨氮去除的兩個主要途徑, 濕地基質(zhì)雖然對氨氮有一定吸附作用, 但整體貢獻(xiàn)率并不高[16,17]。硝化細(xì)菌和反硝化細(xì)菌的活性在很大程度上受溶解氧、溫度和pH的影響[18]。濕地處于好氧狀態(tài)時, 硝化細(xì)菌先通過硝化作用將污水中的氨氮轉(zhuǎn)化為硝酸鹽或者亞硝酸鹽, 在厭氧且存在有機(jī)碳源時, 通過反硝化細(xì)菌的反硝化作用, 進(jìn)一步將硝酸鹽還原為N2, 實現(xiàn)氮的徹底去除[19]。王偉等[20]發(fā)現(xiàn)DO濃度低于1.6 mg/L時硝化細(xì)菌的作用就明顯被抑制。張樹蘭等[21]發(fā)現(xiàn)溫度為30℃時土壤硝化細(xì)菌活性較強, 20℃時硝化作用延緩, 40℃時硝化作用顯著被抑制。張志等[22]發(fā)現(xiàn)pH 8.0—9.0內(nèi)好氧微生物對NH3-N去除率都可以達(dá)到95%。本實驗中溫度較為穩(wěn)定, pH處于相對適宜的區(qū)間, 復(fù)合污染組不穩(wěn)定的溶解氧狀態(tài)是氨氮去除率低的重要原因之一。前3周各系統(tǒng)內(nèi)均有不同程度的積累,說明氮的轉(zhuǎn)化不徹底, 這也在一定程度上說明NH3-N的硝化過程受到了抑制。

對于Cu和SMZ, 不同污染物體系中SMZ的主要去除方式可能不同, 杜露[23]認(rèn)為微生物降解是人工濕地中磺胺類抗生素去除的主要途徑, 劉琳等[24]的研究則表明基質(zhì)吸附占比更高。重金屬無法被微生物降解, 目前的研究普遍認(rèn)為基質(zhì)吸附是人工濕地去除Cu的主要途徑[25,26]。在復(fù)合體系中, 污染物與污染物之間、污染物與濕地組分之間存在復(fù)雜的作用, 使得Cu和SMZ的去除具有很多不確定性, 有待進(jìn)一步深入研究。

3.2 不同復(fù)合污染水平下植物生理指標(biāo)差異分析

濕地植物可以直接吸收轉(zhuǎn)移污水中的污染物,也可以通過根系向水中分泌氨基酸、糖、內(nèi)源激素和酶等代謝產(chǎn)物, 加速重金屬和抗生素去除的同時為根系微生物提供碳源, 維持其代謝活性。此外,植物也可以通過根系向水體釋放氧氣, 形成氧化層,構(gòu)建氧化微環(huán)境, 利于濕地中有機(jī)物的氧化分解和脫氮反應(yīng)。根際氧化量的多少直接影響人工濕地氮的去除, 一般植物根系生物量越高輸送的氧氣越多, 根系氧化層越高, 硝化反應(yīng)越容易進(jìn)行[27],SMZ和Cu復(fù)合污染可以通過影響濕地植物的生長狀態(tài)間接影響氨氮去除[28]。在本研究中, 同時添加Cu和SMZ后, C、D和E組植物地下部分干重分別較A組下降了22.22%、30.58%和30.64%, 復(fù)合污染對美人蕉的地下部分生物量產(chǎn)生了明顯的抑制作用,復(fù)合污染對植物的毒害作用也是影響氨氮去除的原因之一。

3.3 不同復(fù)合污染組微生物群落結(jié)構(gòu)差異分析

在復(fù)合體系中, 微生物群落的變化是重金屬和抗生素共同作用的結(jié)果[29]。在Cu添加濃度不超過2 mg/L的3組中, A組和B組相似性較高, 說明單獨添加低濃度Cu對濕地微生物群落結(jié)構(gòu)影響不明顯,但添加SMZ后, 群落微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生了較大變化, 復(fù)合污染對微生物的作用較為顯著。添加20 mg/L Cu的3組中, 微生物按SMZ添加的濃度聚為了兩個小類?？傮w上來看, 高濃度Cu對微生物的影響較SMZ大。Gammaproteobacteria和Alphaproteobacteria中含有較多的反硝化細(xì)菌, 他們的廣泛存在利于硝酸鹽和亞硝酸鹽的去除。在屬水平上, 添加高濃度Cu和SMZ的組中脫氮單胞菌屬(Denitratisoma)、Actinotalea和紅桿菌屬(Rhodobacte)具有較大的優(yōu)勢,Denitratisoma是典型的厭氧反硝化菌, 和厭氧氨氧化細(xì)菌之間存在一定的協(xié)同效應(yīng),Actinotalea和Rhodobacter是重要的有機(jī)物降解菌, 它們的廣泛存在是人工濕地氮去除能力的保障[30,31]。在復(fù)合污染組尤其是高濃度復(fù)合組中,Propionicicella和Bacillus出現(xiàn)了較為明顯的下降,Propionicicella和Bacillus都是N去除的關(guān)鍵細(xì)菌, 這可能是復(fù)合組NH3-N和TN去除率的下降的另一個原因[32—35]。

4 結(jié)論

目前應(yīng)用人工濕地技術(shù)同步處理養(yǎng)殖尾水中常規(guī)污染物和重金屬、抗生素的研究較少, 本研究以Cu和SMZ為切入點, 設(shè)計了5組小試垂直流人工濕地模擬處理不同重金屬-抗生素復(fù)合水平的養(yǎng)殖尾水, 發(fā)現(xiàn): (1)不同復(fù)合污染水平下人工濕地對模擬禽畜養(yǎng)殖尾水中的N、P、COD、Cu和SMZ都具有較高的去除率和較為穩(wěn)定的去除效果, 各組各污染物平均去除率均達(dá)到99%。復(fù)合污染的影響主要體現(xiàn)在NH3-N和TN的去除上, 添加不同濃度Cu和SMZ后, 各組NH3-N平均去除率依次為81.75%、87.59%、79.50%、74.45%和65.41%, TN平均去除率依次為81.59%、87.63%、80.82%、74.15%和67.56%, 2 mg/L的Cu對NH3-N和TN的去除表現(xiàn)為促進(jìn)作用, 加入SMZ后則表現(xiàn)為抑制作用, 且污染物濃度越高抑制作用越強烈。(2)復(fù)合污染可能通過影響濕地植物狀態(tài)間接影響NH3-N和TN的去除。高濃度的Cu-SMZ復(fù)合污染對美人蕉的生長產(chǎn)生了負(fù)面影響, 主要體現(xiàn)在株高和根的生物量上,C、D和E組植物株高分別較A組下降了13.31%、32.37%和28.97%, 地上部分干重和地下部分干重分別下降了20.24%、39.22%、34.36%和22.22%、30.58%、30.64%, Cu濃度較高時美人蕉的根形態(tài)變化尤為明顯。(3)復(fù)合污染通過影響微生物群落結(jié)構(gòu)直接影響NH3-N和TN的去除。復(fù)合污染對微生物具有選擇作用, 使對Cu和SMZ敏感的微生物相對豐度降低, 其中包括一些在氮去除過程中具有重要作用的微生物, 比如Propionicicella和Bacillus。

明確重金屬和抗生素脅迫對人工濕地的影響對于人工濕地技術(shù)的應(yīng)用和性能優(yōu)化具有重要指導(dǎo)意義。本文初步闡明了復(fù)合污染對人工濕地凈化能力的影響, 而Cu和SMZ在人工濕地中的相互作用及主要去除機(jī)理尚不明確, 有待進(jìn)一步研究。