蔡敏，崔娜欣*，張旭，陳桂發(fā)，周麗，鄒國(guó)燕

1.上海市農(nóng)業(yè)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境保護(hù)研究所

2.上海低碳農(nóng)業(yè)工程技術(shù)研究中心

在農(nóng)業(yè)快速發(fā)展過(guò)程中，為提高作物產(chǎn)量多依賴(lài)于化肥的大量使用，然而由于肥料氮磷利用率低等原因，導(dǎo)致過(guò)量氮磷隨降雨徑流等方式進(jìn)入周邊水體，加劇水體富營(yíng)養(yǎng)化。農(nóng)業(yè)非點(diǎn)源污染（agricultural non-point source pollution，ANSP）產(chǎn)生的過(guò)量氮磷排放加劇水污染和有害藻華發(fā)生，成為影響水生態(tài)系統(tǒng)和飲用水安全的全球性問(wèn)題[1-2]。目前，ANSP 已成為我國(guó)水體富營(yíng)養(yǎng)化的主要驅(qū)動(dòng)力之一[3-4]?！兜诙稳珖?guó)污染源普查公報(bào)》（2020 年）數(shù)據(jù)顯示，農(nóng)業(yè)源排放的總氮（TN）和總磷（TP）分別占水污染物排放總量的46.6%和67.2%；其中種植業(yè)排放的氨氮（N-N）、TN 和TP 分別為8.30×107、71.95×107和7.62×107kg，占農(nóng)業(yè)源排放量的38.4%、50.9%和35.9%。在農(nóng)田周邊主要匯水區(qū)利用低洼地或坑塘等構(gòu)建生態(tài)濕地，對(duì)農(nóng)田徑流進(jìn)行蓄滯凈化，可以有效攔截農(nóng)田面源污染[5-6]。然而由于農(nóng)業(yè)面源污染具有隨機(jī)性、不確定性等特征[7]，尤其是其多變的氮形態(tài)、低碳氮比等對(duì)濕地脫氮效率構(gòu)成挑戰(zhàn)[8-9]。

濕地主要通過(guò)植物吸收、微生物降解和基質(zhì)吸附等協(xié)同過(guò)程去除農(nóng)業(yè)面源污染中氮磷等污染物?？嗖荨睼allisneria natans(Lour.) Hara〕等沉水植物由于具有良好的凈化效果被廣泛應(yīng)用于濕地廢水處理中。濕地中種植苦草除可以通過(guò)直接吸收同化去除水體氮磷外，植物光合作用產(chǎn)氧可以強(qiáng)化硝化作用去除水體N-N，另外沉水植物葉片表面為微生物掛膜生長(zhǎng)提供微生境，進(jìn)而可促進(jìn)微生物降解脫氮[10]。然而，有學(xué)者報(bào)道僅種植沉水植物的濕地在處理低碳氮比廢水時(shí)，出水N-N 的積累降低導(dǎo)致TN 去除效率下降[10-11]；同理，其在處理以N-N 為主要氮組分的農(nóng)田徑流時(shí)凈化效率亦受限制。濕地中外加有機(jī)碳源是提升硝化反硝化脫氮的有效措施[12-15]。稻秸稈類(lèi)農(nóng)業(yè)廢物除具有易獲取、易分解等優(yōu)點(diǎn)外，在持續(xù)穩(wěn)定提供碳源的同時(shí)，其較大表面積也有利于反硝化細(xì)菌等微生物的附著生長(zhǎng)，其作為外加有機(jī)碳源已被廣泛應(yīng)用于人工濕地、生態(tài)溝渠等提升脫氮效果[16-17]。但是，目前關(guān)于稻秸稈與沉水植物組合對(duì)不同形態(tài)氮的去除效果研究較少。針對(duì)農(nóng)田徑流中氮形態(tài)多變、低碳氮比等特征，筆者采用沉水植物苦草與稻秸稈組合構(gòu)建強(qiáng)化濕地，研究其對(duì)不同形態(tài)氮的凈化效果，以期為利用生態(tài)濕地系統(tǒng)攔截凈化農(nóng)業(yè)面源污染提供理論依據(jù)與技術(shù)參考。

1 材料與方法

1.1 濕地系統(tǒng)構(gòu)建

試驗(yàn)在上海市農(nóng)業(yè)科學(xué)院莊行試驗(yàn)站(121°23′15″E，30°53′24″N)塑料大棚中進(jìn)行，大棚四周敞開(kāi)，避免降水影響試驗(yàn)的同時(shí)保持棚內(nèi)溫度與環(huán)境氣溫一致。當(dāng)?shù)貧夂驗(yàn)閬啛釒ШＱ笮约撅L(fēng)氣候，近10 年平均氣溫為16.1 ℃，年降水量為1 191.5 mm。

采用12 個(gè)容積為50 L 的藍(lán)色塑料桶（底部直徑33 cm，頂部直徑41 cm，高度57 cm）構(gòu)建小型濕地系統(tǒng)，每個(gè)桶內(nèi)添加濕質(zhì)量為20 kg、深度為12 cm 的底泥，共設(shè)置不種植苦草不添加稻秸稈（NS）、只種植苦草（VN）、只添加稻秸稈（SS）、種植苦草并添加稻秸稈（VS）4 個(gè)處理，每個(gè)處理設(shè)有3 個(gè)重復(fù)（圖1）。底泥取自試驗(yàn)站附近的楊家溝河，與黃沙按濕質(zhì)量比為2∶1 充分混合，底泥中TN、TP 和有機(jī)質(zhì)濃度分別為1.76、0.68 和22.5 g/kg。根據(jù)前期已開(kāi)展的稻秸稈碳源釋放規(guī)律試驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)稻秸稈浸泡后第1 天和第2 天為碳源快速釋放期，而后釋放速率逐漸變慢，第6 天進(jìn)入穩(wěn)定釋放期，COD 穩(wěn)定釋放速率為1.33 mg/(g·d)[18]。研究表明，以有機(jī)物為碳源時(shí)，碳氮比控制在7.0～11.6 可以達(dá)到更好的反硝化效果[19]。據(jù)此，在每個(gè)濕地系統(tǒng)內(nèi)添加稻秸稈200 g，稻秸稈（總碳432.12 mg/g，TN 8.25 mg/g，TP 2.16 mg/g）取自莊行試驗(yàn)站，將干稻秸稈切成0.5～0.8 cm 長(zhǎng)的小段，混勻后裝入尼龍網(wǎng)袋，預(yù)浸泡3 d 備用。

圖1 4 種小型濕地系統(tǒng)示意Fig.1 Diagram of 4 small wetland systems

2021 年4 月中旬，采集試驗(yàn)站池塘內(nèi)的苦草，先統(tǒng)一馴化1 周，然后選擇長(zhǎng)勢(shì)一致、高（13±2）cm、濕重（38.6±0.6 ）g 的幼苗，每桶種植14 株。采用池塘水對(duì)濕地進(jìn)行預(yù)培養(yǎng)60 d，試驗(yàn)正式啟動(dòng)前1 周將預(yù)浸泡3 d 的稻秸稈懸掛于濕地內(nèi)壁，保持稻秸稈在水位以下。預(yù)培養(yǎng)期間每2～3 d 換水1 次。

根據(jù)前期對(duì)試驗(yàn)站內(nèi)農(nóng)田徑流水質(zhì)監(jiān)測(cè)結(jié)果[9,20]，在配水池采用池塘水中加入硝酸鉀（KNO3）、氯化銨（NH4Cl）、磷酸二氫鉀（KH2PO4）和葡萄糖（C6H12O6）分別配置以N-N 和N-N 為主要氮形態(tài)的農(nóng)田徑流模擬廢水，2 種模擬廢水水質(zhì)見(jiàn)表1。

表1 濕地2 種模擬廢水進(jìn)水水質(zhì)特征Table 1 Water quality characteristics of two simulated wastewater influent in wetland

1.2 濕地運(yùn)行、樣品采樣及分析

1.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

所有試驗(yàn)數(shù)據(jù)均采用SPSS 19.0 軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。采用單因素方差分析和Tukey 檢驗(yàn)比較結(jié)果的顯著性，P<0.05 代表統(tǒng)計(jì)學(xué)顯著性差異。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同濕地對(duì)N-N 廢水凈化效果

圖2 處理N-N 廢水時(shí)各濕地水體理化指標(biāo)變化（n=9）Fig.2 Variation of physicochemical indexes of water in each wetland during treating ammonia-nitrogen wastewater (n=9)

圖3 處理N-N 廢水時(shí)各濕地水體氮磷濃度和COD 變化（n=9）Fig.3 Variation of nitrogen,phosphorus concentrations and COD of water in each wetland during treating ammonia-nitrogen wastewater (n=9)

各濕地中TP 濃度變化趨勢(shì)與TN 基本一致，總體表現(xiàn)為SS>NS>VS>VN，即種植苦草濕地對(duì)磷去除效果明顯優(yōu)于未種植苦草濕地。進(jìn)水中COD 平均值為（42±4）mg/L，總體呈現(xiàn)隨時(shí)間逐漸降低的趨勢(shì)，第7 天時(shí)為27～34 mg/L，表明種植苦草或添加稻秸稈均能有效去除水體COD，但由于稻秸稈碳源釋放，添加稻秸稈的SS 和VS 中COD 略高于未加稻秸稈的NS 和VN。

圖4 處理N-N 廢水時(shí)各濕地對(duì)氮磷的凈化效果(n=9)Fig.4 Nitrogen and phosphorus purification efficiency in each wetland during treating ammonia-nitrogen wastewater (n=9)

2.2 不同濕地對(duì)N-N 廢水凈化效果

圖5 處理N-N 廢水時(shí)各濕地水體理化指標(biāo)變化（n=9）Fig.5 Variation of physicochemical indexes of water in each wetland during treating nitrate-nitrogen wastewater (n=9)

圖6 處理N-N 廢水時(shí)各濕地氮磷濃度和COD 變化（n=9）Fig.6 Variation of nitrogen,phosphorus and COD concentrations of water in each wetland during treating nitrate-nitrogen wastewater (n=9)

圖7 處理N-N 廢水時(shí)各濕地對(duì)氮磷的凈化效果Fig.7 Nitrogen and phosphorus purification efficiency in each wetland during treating nitrate-nitrogen wastewater

3 討論

3.1 沉水植物調(diào)控濕地脫氮效果的機(jī)制

濕地中的水生植物主要通過(guò)植物本身或附著在植物表面的微生物進(jìn)行降解、吸收、代謝作用來(lái)去除污染物[11,22]。如沉水植物莖葉表面是微生物棲息的良好生境，可形成富集有大量硝化和反硝化菌的生物膜，從而促進(jìn)硝化和反硝化過(guò)程，提升脫氮效果[23-24]。但沉水植物的光合作用產(chǎn)氧使得水體DO 濃度相對(duì)較高，往往導(dǎo)致硝化速率高于反硝化速率，從而更有利于硝化過(guò)程而不利于反硝化過(guò)程[25-26]。另外，由于N-N 在被同化時(shí)不需要還原，而N-N 需要先被還原才能利用[27]，因此沉水植物對(duì)N-N 的吸收和轉(zhuǎn)化需要消耗更多能量，導(dǎo)致沉水植物通常優(yōu)先吸收環(huán)境中的N-N[28]。故此，相對(duì)較高的硝化速率以及沉水植物對(duì)N-N 的優(yōu)先吸收利用是VN 和VS 對(duì)N-N 廢水凈化效果顯著高于SS 和NS 的主要原因，即濕地中種植沉水植物苦草顯著提升了N-N 的去除率進(jìn)而提升脫氮效果。

3.2 稻秸稈添加對(duì)濕地脫氮效果的影響機(jī)理

4 結(jié)論

（3）VN 和VS 中TP 的去除率顯著高于SS 和NS（P>0.05），VN 對(duì)TP 的去除效果雖略高于VS，但二者無(wú)顯著差異，種植沉水植物苦草可以顯著提升除磷效果，而稻秸稈添加對(duì)除磷效果影響較小。