童偉軍 鄭文萍 馬 琳 張 義 賀 鋒 吳振斌

(1. 武漢理工大學 資源與環(huán)境工程學院, 武漢 430070; 2. 中國科學院水生生物研究所淡水生態(tài)與生物技術國家重點實驗室, 武漢 430072; 3. 中國科學院大學, 北京 100049)

在中國農(nóng)村地區(qū), 由于其落后的經(jīng)濟現(xiàn)狀以及對污水治理的重視不足, 農(nóng)村地區(qū)污水處理設施有限, 生活污水沒有得到有效地治理, 90%以上的農(nóng)村生活污水沒有經(jīng)過適當?shù)奶幚硖幹镁椭苯优湃氘數(shù)氐暮雍1], 而生活污水中豐富的氮磷等營養(yǎng)物質會造成水體富營養(yǎng)化等水環(huán)境問題以及其他潛在的危險問題[2]。因此, 利用經(jīng)濟、高效的污水處理系統(tǒng)對農(nóng)村地區(qū)生活污水進行治理對于維護農(nóng)村居民身體健康以及農(nóng)村水域環(huán)境良好具有十分重要的意義。

在過去的各種研究中, 諸多污水處理系統(tǒng)已被應用于農(nóng)村生活污水的處理, 如穩(wěn)定塘[3]、生物濾池[4]、人工濕地[5, 6]等, 而在這些現(xiàn)有的污水處理系統(tǒng)中, 人工濕地由于建設運行費用低、出水水質好以及維護管理方便等優(yōu)點而得到廣泛的應用[7, 8],人工濕地是處理生活污水最有效的生態(tài)系統(tǒng)之一,特別是垂直流人工濕地, 其系統(tǒng)充氧更加充分, 有利于好氧微生物的生長和硝化反應的進行, 并在氮磷等污染物質的去除過程中起著重要的作用。污水在通過垂直流人工濕地系統(tǒng)中多孔基質的過程中, 在濕地植物以及微生物的作用下而得到凈化[9]。因此, 濕地系統(tǒng)中基質、植物以及微生物是人工濕地發(fā)揮凈化作用的3個主要因素, 污染物通過一系列復雜的物理、化學、生物作用而得到去除[10]。

在污水處理過程中, 大分子有機物降解為小分子的營養(yǎng)物質, 主要是微生物通過一系列廣泛的機制進行的。在垂直流人工濕地系統(tǒng)中, 微生物對有機物的降解同樣發(fā)揮著重要作用。但是高濃度高負荷的生活污水, 垂直流人工濕地的凈化性能有限,通過向系統(tǒng)中添加生物促生劑來提高系統(tǒng)中微生物活性進而提高系統(tǒng)對污染物的凈化能力是從根本上解決這一問題的重要手段之一。生物促生劑是一種富含能量物質、無毒表面活性劑、電子受體、酶等的復合制劑, 可以刺激系統(tǒng)中關鍵酶活性以及提高微生物活性。生物促生劑包含的多種成分, 如多肽、氨基酸、激素[11], 可以促進微生物的新陳代謝, 促使微生物在較差的環(huán)境里快速生長[12]。目前有很多關于人工濕地對污染物的凈化能力以及微生物活性的研究[13, 14], 但將生物促生劑應用于人工濕地系統(tǒng)中用以提高系統(tǒng)中微生物活性進而提高系統(tǒng)對污水降解能力的研究還未有報道。

本研究以垂直流人工濕地作為研究對象, 將生物促生劑應用于人工濕地處理生活污水的研究中,通過研究不同添加量的生物促生劑對垂直流人工濕地系統(tǒng)的水質凈化效果, 篩選出生物促生劑在垂直流人工濕地系統(tǒng)中最優(yōu)的添加量, 并分析系統(tǒng)中基質酶活和污染物去除率的相關性, 探究生物促生劑在水質凈化方面的作用機理, 為后續(xù)生物促生劑在人工濕地的應用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

本實驗以垂直流人工濕地系統(tǒng)作為研究對象,采用內(nèi)徑為250 mm的PVC管制成, 管高920 mm, 填料高度為600 mm, 裝置從下到上依次填入粒徑為5—8 mm粗礫石100 mm高, 粒徑為3—5 mm細礫石300 mm高以及粒徑為1—2 mm石英砂200 mm高,系統(tǒng)中種植已放入自來水中穩(wěn)定半月的美人蕉(Cannaflaccida), 如圖 1所示。實驗系統(tǒng)共分為4組, 分別是CK、B1、B5和B10, 其中CK系統(tǒng)為對照組, 不添加生物促生劑, B1、B5和B10系統(tǒng)為實驗組, 分別添加1、5和10 μL/L的生物促生劑于進水中混合均勻, 然后通過蠕動泵經(jīng)布水器均勻輸送至人工濕地系統(tǒng)中, 每組設置3個平行。

1.2 實驗材料

實驗所添加的生物促生劑為實驗室自主配置的生物促生劑, 參考相關文獻確定生物促生劑中發(fā)揮激活系統(tǒng)土著微生物活性的物質有氨基酸、酶類、維生素、電子受體以及微量元素等[15, 16], 最終確定生物促生劑的制備過程: 分別稱取酵母浸膏25 g、天冬氨酸3.6 g、色氨酸14.4 g、維生素H 1 g、氯化鈉0.5 g、6-芐基嘌呤0.45 g以及其他微量元素,混合溶解于200 mL蒸餾水中, 過濾后棄去殘渣, 所得濾液即為所制得的生物促生劑, 放入4℃冰箱中儲存?zhèn)溆谩?/p>

1.3 系統(tǒng)運行條件

系統(tǒng)進水采用自配污水, 其中碳源主要采用蛋白胨、牛肉膏和葡萄糖, 含量分別為0.16、0.11和0.2 g/L, 氮源主要采用氯化銨, 含量為0.057 g/L, 磷源主要采用磷酸氫二鉀, 含量為0.038 g/L, 微量元素主要采用無水氯化鈣和無水硫酸鎂, 含量分別為0.004和0.002 g/L, 另含有0.007 g/L NaCl。實際配置的污水化學需氧量(COD)濃度為(408.7±18.6) mg/L, 總氮(TN)濃度為(45.20±2.92) mg/L, 總磷(TP)濃度為(5.93±0.51) mg/L, 氨氮(-N)濃度為(19.62±1.93) mg/L, 水溫(27.54±1.07)℃, pH為7.31±0.05。系統(tǒng)采用間歇式進水, 單個系統(tǒng)進水量為15 L, 水力負荷為200 mm/d, 水力停留時間為3d。系統(tǒng)建成后, 穩(wěn)定2月后開始本實驗研究。

1.4 主要監(jiān)測指標及方法

所有系統(tǒng)在裝置進水采樣口和出水采樣口進行采樣, 水樣采樣頻率為每3天1次, 基質采樣頻率為每9天1次。TN采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法;-N采用納氏試劑分光光度法; TP采用鉬酸銨分光光度法; COD采用快速消解分光光度法, 均參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》進行[17]。

圖 1 垂直流人工濕地實驗裝置圖Fig. 1 Experimental device shcematic of a vertical flow constructed wetland

磷酸酶活性采用p-硝基苯磷酸二鈉法, 以p-硝基苯磷酸二鈉為酶促反應基質, 測定反應后p-硝基酚含量, 磷酸酶活性以1 g土壤作用于基質(p-硝基苯磷酸二鈉)24h釋放出的p-硝基苯酚量表示; 脲酶活性采用奈氏比色法, 以尿素作為脲酶酶促反應基質, 測定反應結束后生成的-N含量, 脲酶活性以1 g土在37℃培養(yǎng)24h釋放出-N的含量表示[18]。

1.5 數(shù)據(jù)處理

所有數(shù)據(jù)均利用SPSS 22軟件進行One-way ANOVA方差利用LSD法進行多個樣本的均數(shù)比較以及對系統(tǒng)水質凈化效果和基質酶活進行Pearsons相關性分析, 顯著性水平均設為0.05。

2 結果

2.1 不同生物促生劑添加量對水質凈化效果的影響

本實驗的垂直流人工濕地系統(tǒng)運行于2017年2月至7月, 水樣每3天采集1次進行水質指標的分析,各系統(tǒng)去除率見表 1以及水質各指標去除率變化如圖 2所示。

由表 1可知, 各個系統(tǒng)水質指標的去除率均存在著B5＞B1＞B10＞CK的規(guī)律。實驗組(B1、B5、B10)的出水-N和TN去除率均達到80%以上,相較于對照組(CK)的-N和TN去除率分別提高了近70%和30%, 二者具有極顯著性差異(P＜0.01),而不同實驗組間只有B5系統(tǒng)的TN去除率顯著高于B10系統(tǒng)(P＜0.05), 其他系統(tǒng)間無顯著性差異。對于TP去除率, 實驗組B1、B5和B10系統(tǒng)去除率分別達到30.8%、36.0%和27.2%, B5系統(tǒng)顯著高于B10系統(tǒng)(P＜0.05); 與對照組CK相比, B5系統(tǒng)與其具有極顯著性差異(P＜0.01), TP去除率提高了10%左右。對于COD去除率, 與TP去除率存在著類似的規(guī)律。B1系統(tǒng)和B5系統(tǒng)對COD的去除率分別達到89.6%和91.6%, 顯著高于CK系統(tǒng)(P＜0.05), 但B1系統(tǒng)和B5系統(tǒng)間卻無顯著性差異; B10系統(tǒng)對COD的平均去除率為86.3%, 與B5系統(tǒng)存在顯著性差異(P＜0.05)。

表 1 各系統(tǒng)污染物平均去除率Tab. 1 Average removal rates of pollutants in different systems

圖 2 各系統(tǒng)污染物去除率變化Fig. 2 Variation of pollutant removal rates in different systems

2.2 不同生物促生劑添加量對基質酶活的影響

系統(tǒng)中基質磷酸酶和脲酶活性隨系統(tǒng)運行時間變化如圖 3所示。實驗組的基質磷酸酶活性高于對照組, 但各系統(tǒng)間無顯著性差異。對于系統(tǒng)中基質脲酶活性, B5系統(tǒng)與CK系統(tǒng)存在極顯著性差異(P＜0.01), B10系統(tǒng)與CK系統(tǒng)存在顯著性差異(P＜0.05); 而實驗組間, 只有B5系統(tǒng)與B1系統(tǒng)間存在顯著性差異(P＜0.05), 其他系統(tǒng)間無顯著性差異。

2.3 水質凈化效果與基質酶活間的相關性

由表 2可知, 系統(tǒng)COD去除率與基質磷酸酶活性呈極顯著正相關(P＜0.01), 相關性系數(shù)達到0.602,同時, COD去除率也與基質脲酶活性呈顯著正相關(P＜0.05)。但TP去除率與磷酸酶活性、TN去除率與脲酶活性均無顯著相關性。

3 討論

3.1 不同生物促生劑添加量對水質凈化效果的影響

人工濕地對氮的去除主要有3個方面的作用,分別是高等濕地植物的吸收轉化、微生物硝化反硝化生物脫氮作用以及氨的揮發(fā), 其中濕地微生物的作用是濕地去除氮的主要因素[19—22], 通過生物硝化反硝化或厭氧氨氧化去除的氮量占濕地系統(tǒng)總氮去除量75.2%—85.6%[23, 24]。在本研究中, 實驗組的-N和TN去除率在整個系統(tǒng)運行的周期內(nèi)均保持一個穩(wěn)定的狀態(tài), 對氮的去除均到80%以上,如圖 2a、2b所示, 極顯著高于對照組(P＜0.01), 這說明生物促生劑的添加可顯著提高垂直流人工濕地系統(tǒng)對氮的去除。B5系統(tǒng)-N、TN平均去除率分別較對照組提高了71.5%和31.7%, 可能是由于生物促生劑是隨進水一同垂直進入人工濕地系統(tǒng)中, 同時最先與系統(tǒng)上層基質接觸, 繼而對上層基質中附著的微生物產(chǎn)生作用, 而硝化細菌多分布于垂直流人工濕地上層好氧區(qū), 生物促生劑促進了硝化細菌的生長繁殖, 從而提高了人工濕地對-N的去除。隨著生物促生劑進入人工濕地系統(tǒng)中下層基質, 生物促生劑逐漸被消耗利用, 其對反硝化細菌產(chǎn)生的作用弱于對硝化細菌的作用, 使得人工濕地系統(tǒng)中硝化作用強于反硝化作用,-N在人工濕地系統(tǒng)中發(fā)生積累, 最終使得人工濕地系統(tǒng)-N去除率明顯高于TN去除率。李繼洲等[25, 26]的研究也得到了類似的結果, 其利用生物激活劑原位生物修復污染水體和黑臭水體,-N去除率分別達到78.2%和76.6%, 得出生物激活劑的添加對-N降解作用最為顯著的結果。在未添加生物促生劑的系統(tǒng)中,-N和TN去除率呈現(xiàn)出“降低-升高-穩(wěn)定”的過程, 此為人工濕地自然降解污染物的過程, 因為在實驗前期階段, 濕地系統(tǒng)尚未完全成熟, 濕地植物尚未完全發(fā)育, 進而向濕地系統(tǒng)內(nèi)部輸氧不充分, 還未在植物根區(qū)形成好氧-缺氧-厭氧的連續(xù)環(huán)境, 抑制了硝化反硝化細菌的生長繁殖, 進而導致氮的去除效率較低[27]; 實驗階段的中后期, 隨著濕地系統(tǒng)的運行, 植物生長逐漸穩(wěn)定, 硝化反硝化細菌作用得到提高,-N和TN去除率逐漸增加。而生物促生劑的添加, 在人工濕地運行前期就可提高濕地系統(tǒng)對氮的去除效率。

圖 3 各系統(tǒng)基質酶活性變化Fig. 3 Variation of substrate enzymatic activities in different systems

表 2 基質酶活與污染物去除率間的相關性Tab. 2 Correlations between substrate enzymatic activities and pollutant removal rates

人工濕地對磷的去除途徑主要有基質的物理吸附, 濕地植物的化學吸附以及微生物作用, 其中基質的物理吸附在是主要磷去除途徑[28]。在濕地運行前期, 基質的孔隙率較大, 物理吸附作用強,TP去除率高, 隨著濕地的運行, 基質孔隙率逐漸降低, 對磷的吸附作用減弱, TP的去除率也逐漸降低[29]。這能夠解釋本實驗濕地系統(tǒng)對TP去除率隨時間變化的情況, 呈現(xiàn)出一種“降低-穩(wěn)定”的過程(圖 2c)。在本研究中, B5系統(tǒng)的TP去除率顯著高于CK系統(tǒng)以及B10系統(tǒng), 而其他系統(tǒng)間無顯著性差異, 適量生物促生劑的添加可以顯著提高人工濕地系統(tǒng)對TP的去除, 當添加量過低時, 其發(fā)揮作用不顯著; 反之, 當添加量過高時, 會造成資源浪費, 增加污水處理成本, 同時生物促生劑中的營養(yǎng)成分可使水體中污染物濃度增加, 影響出水水質, 生物促生劑添加量對TP去除具有顯著影響。胡湛波等[30]利用生物促生劑修復城市黑臭河道水體, 曝氣作用以及生物促生劑的添加顯著提升了-N和TP的去除。

人工濕地中有機物的去除主要是微生物的作用, 當污水通過人工濕地時, 不溶性有機物被基質以及濕地植物根系所截留, 然后被微生物利用分解; 可溶性有機物通過基質表面生物膜的吸附和微生物代謝而去除。植物的泌氧作用使得濕地系統(tǒng)中呈現(xiàn)出連續(xù)的好氧-缺氧-厭氧的區(qū)域, 有利于系統(tǒng)中微生物對有機物的降解[31]。在本研究中, 系統(tǒng)對COD的去除呈現(xiàn)出一個“上升-穩(wěn)定”的過程(圖2d), 由于在實驗階段的前期, 濕地系統(tǒng)尚未穩(wěn)定成熟, 系統(tǒng)中微生物對有機物降解能力有限; 隨著濕地系統(tǒng)的運行, 連續(xù)的好氧-缺氧-厭氧的區(qū)域在系統(tǒng)中形成, 好氧菌、兼性菌以及厭氧菌對有機物降解更徹底。B1、B5系統(tǒng)對COD的去除率顯著高于CK、B10系統(tǒng)。當生物促生劑添加量逐漸增大時,系統(tǒng)對COD去除率逐漸增大, 當添加量為10 μL/L時, COD去除率反而降低, 是因為生物促生劑添加過多, 其中營養(yǎng)物質未被完全利用而成為出水中COD的部分來源, 此結果與TP的內(nèi)容具有一致性,對生物促生劑添加量的優(yōu)選具有重要意義, 方一豐等[32]、李弦等[33]都進行了生物促生劑添加量的優(yōu)選工作。另外, 江淦福等[15]將生物促生劑應用于接觸氧化池, 對COD的去除率提高了20%以上。

3.2 不同生物促生劑添加量對基質酶活的影響

濕地系統(tǒng)中基質磷酸酶與有機磷的轉化有關,它能夠使磷酸酯水解而釋放出磷酸根, 磷酸酶活性與溫度、溶解氧、底物濃度水平以及微生物活動有直接關系。由圖 3a可知, 在整個實驗周期內(nèi), 各系統(tǒng)基質磷酸酶活性隨系統(tǒng)運行時間而逐漸增加,隨著系統(tǒng)的運行, 系統(tǒng)中微生物數(shù)量逐漸增加, 微生物分泌磷酸酶能力得到提高。實驗組的基質磷酸酶活性高于對照組的基質磷酸酶活性, 其中生物促生劑添加量為5 μL/L的系統(tǒng)基質磷酸酶活性最高, 但各系統(tǒng)間無顯著性差異, 說明生物促生劑的添加對人工濕地系統(tǒng)中基質磷酸酶活性作用不顯著。這可能與濕地植物根系分泌物有一定的關系,諸多研究已表明, 植物根系分泌物對人工濕地微生物群落結構有顯著影響, 且不同濕地植物產(chǎn)生的影響也不盡相同[34—37]。可能由于本研究中人工濕地系統(tǒng)都種植了濕地植物美人蕉, 其根系分泌物導致各系統(tǒng)中能夠分泌磷酸酶的微生物數(shù)量相差不大,致使各系統(tǒng)磷酸酶活性無顯著性差異。而生物促生劑對各系統(tǒng)基質磷酸酶活性不顯著, 可能說明生物促生劑對人工濕地系統(tǒng)中能夠分泌磷酸酶的微生物的作用弱于濕地植物根系分泌物對其的影響。還可能是由于配水中的磷主要來源于磷酸氫二鉀, 有機磷含量非常低, 磷酸酶可以發(fā)揮的作用太小。

濕地系統(tǒng)中脲酶能夠酶促有機質分子中肽鍵的水解, 脲酶活性可受到諸多因素的影響, 如溫度,溶解氧、微生物活動等。由圖 3b可知, 所有系統(tǒng)基質脲酶活性在整個實驗階段呈現(xiàn)一個“升高-降低-升高”的過程, 但各系統(tǒng)變化幅度各不相同, 對照組變化不明顯, 而實驗組變化劇烈, 特別是B5系統(tǒng), 其基質脲酶活性變化最大, 該系統(tǒng)運行第63天時基質脲酶活性出現(xiàn)劇烈增長, 可能是因為在持續(xù)的有機氮的輸入條件下, 人工濕地系統(tǒng)中能夠分泌脲酶的微生物數(shù)量在生物促生劑的作用下得到顯著增加,從而顯著提高了系統(tǒng)基質脲酶活性。同時生物促生劑的添加量對基質脲酶活性有顯著影響, B5、B10系統(tǒng)顯著高于對照組(P＜0.05), B1系統(tǒng)與對照組無顯著性差異, 但該實驗組仍高于對照組, 可能是因為生物促生劑添加量過少時, 其對系統(tǒng)內(nèi)能夠分泌脲酶的微生物作用能力有限, 當生物促生劑添加量逐漸增加時, 它的作用逐漸增強, 基質脲酶活性得到提高。生物促生劑對酶活的影響只報道于利用生物促生劑修復受污土壤的研究, Manuel Tejada進行了大量這類研究, 利用生物促生劑修復的土壤的脲酶活性比未利用生物促生劑的土壤提高了90%以上, 磷酸酶活性、脫氫酶也得到了相同的結果[12]。

3.3 水質凈化效果與基質酶活間的相關性分析

對系統(tǒng)基質磷酸酶活性與TP去除率做相關性分析發(fā)現(xiàn): 磷酸酶活性與TP去除率無顯著相關性,這可以說明磷酸酶并不是人工濕地去除磷的主要途徑, 前文也已提到人工濕地基質的物理吸附作用是濕地系統(tǒng)中磷去除的主要途徑, 這一結果與諸多研究相一致[38, 39]。另外, 由于實驗配水主要采用磷酸氫二鉀作為磷源, 其中的有機磷在TP比例中所占不大, 磷酸酶酶促磷酸酯水解釋放正磷酸鹽對污水中TP的去除作用不大, 使得基質磷酸酶活性與TP去除率無顯著相關性。但在一些研究中, 二者存在相反的關系[5, 14], 磷酸酶活性與TP去除率間的相關性受到諸多因素的影響, 如溫度、溶解氧水平、污水成分等, 若要探明二者關系還需更加深入的研究。

脲酶是一種酰胺酶, 能夠酶促有機質分子中肽鍵的水解。在本實驗中, 進水配方含有蛋白胨、牛肉膏和葡萄糖, 使得進水中含有部分有機氮, 可能因為這部分有機氮在TN含量中比例不高, 所以致使脲酶活性與TN去除率間無顯著相關性, 在本研究中脲酶的作用并不是系統(tǒng)脫氮的主要途徑而是硝化、反硝化作用。但脲酶活性與COD去除率間卻存在顯著正相關(P＜0.05), 這可能是因為進水中有機氮的COD含量占進水COD含量比例較高。但是一些研究得出了相反的關系, 王林等[40]利用人工濕地處理養(yǎng)殖廢水, 得出了脲酶活性與TN去除率具有顯著相關性, 而與高錳酸鹽指數(shù)不相關的結論。因此, 人工濕地基質脲酶活性與污染物去除率間的相關關系與進水成分有很大的關系, 與進水中有機氮含量以及基質中有機氮的分布有著直接的關系[41]。

4 結論

本研究發(fā)現(xiàn)使用生物促生劑可有效提高垂直流人工濕地對污水的處理的效果。在本實驗的條件下生物促生劑最佳添加量為5 μL/L, 生物促生劑的添加可顯著提高人工濕地系統(tǒng)-N、TN的去除率, 適當添加量的生物促生劑也可提高系統(tǒng)對TP、COD的去除率, 同時, 生物促生劑可提高系統(tǒng)中基質磷酸酶、脲酶活性。