菌劑強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，胡林潮，張文藝

（常州大學環境與安全工程學院，江蘇 常州 213164）

越來越多的發展中國家正面臨著治理農村日益加重的水資源環境污染的嚴峻挑戰［1］。早在20 世紀末，中國村莊污水的排量已趕超工業廢水的排量，其中村莊污水年平均排量超8×1010m3，約占總排量的50%［2］。當前，中國一些發達地區對于農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施。分散式村莊污水水量較小，較城市污水處理設施，具有建設投資費用高、運營維護點多、面廣等特點，運行和維護成本亦較高，造成多地村莊污水處理重建設、輕管護的現狀［3］。現階段，中國仍有近90%的村落沒有配套的污水設施，而已建有污水設施的村落，其出水水質也未達到城市污水處理廠的排放標準［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環境系統，可以有效去除廢水中的懸浮物、有機物和營養物質［5］，同時具備耐沖擊負荷大、出水水質穩定、管理流程簡單、運行費用少和良好的經濟效益等優點［6］，被普遍應用于工業廢水、農村生活污水、農田排放廢水、微污染河水的處理過程中。Martin 等［7］研究顯示常規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內的貢獻率為54%～91%，生物填料基質和植物貢獻占比為 20%～30%［8，9］。向濕地內投加具有特殊功能的生物菌劑，可以強化濕地對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中脫氮菌的數量，提高濕地植物和微生物的脫氮效率，同時減少污泥的產生，增強系統的抗沖擊能力［10］。此外，由于水稻對氮、磷等營養物質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，通過水稻、土壤、微生物的協同作用來達到凈化污水的目的，實現污染物質的肥料化、資源化［12］。

本研究采用菌劑強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）為強化手段，考察耕作型水平潛流濕地在菌劑協同作用下對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，并探究其降解機制。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

本試驗設計2 套相同的稻田濕地系統，裝置A為未投菌組（對照組），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、集水池濕地處理區和出水區所構成，集水區和匯水區的有效容積為50 L（L×B×H=0.25 m×0.4 m×0.5 m），中部反應區的有效容積為 90 L（L×B×H=0.45 m×0.4 m×0.5 m）。集水區以填充 25 cm 高的 4～8 mm NaCl 改性沸石［13］為主。反應區濕地填料基質自下而上主要由 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鎮薛家河邊稻田土壤，覆土厚度為20 cm。試驗進水通過恒流水泵抽入集水區，經集水區的沸石層初步過濾后，進入稻田濕地，濕地出水通過沸石填料層過濾后排放。2 套試驗裝置如圖1 所示。

圖1 潛流式濕地剖面

1.2 試驗水質

試驗進水水質如表1 所示。

表1 試驗進水水質

1.3 反硝化聚磷菌B8

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

表2 B8 菌的形態特征

1.4 試驗儀器

紫外可見分光光度計（UV-1800）用于總氮、總磷、氨氮和葉綠素a 的測定，精密酸度計（PHS-3C）用于水質pH 的檢測，熒光分光光度計用于測定UV254，便攜式水質監測儀（哈希HQ30d）用于測定溶解氧。

1.5 裝置的啟動與投菌

B8 液體培養基成分：魚粉蛋白胨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后，移植水稻秧苗，水稻秧苗取自常州市洛陽鎮水稻田中（種植密度為45 株/m2）。配制基礎液體培養基，按照體積分數2.5%的比例，接入菌種B8，培養48 h，按進水流量的1%投加到進水（村莊重污染河水）中，進入裝置B 稻田濕地內，在水力負荷為0.024 m3（/m2·d）的條件下自然掛膜，連續投加2 周，A 裝置不投菌視為對照組。生物掛膜2 周后，停止投菌。裝置啟動的時間為 2019 年 6 月 20 日，環境溫度為 26～35 ℃。

1.6 檢測指標

水質分析方法參照《水和廢水監測分析方法》（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，硝態氮采用紫外分光光度法，總氮采用堿性過硫酸鉀消解分光光度法。葉綠素a 采用分光光度計分別于665、750 nm 處測定吸光度，UV254通過紫外分光光度計測定波長為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測定。檢測所用試劑均為分析純。

2 結果與分析

2.1 菌劑強化型濕地除污效果分析

2.1.1 對COD 的去除特性分析 圖2 是在水力負荷為0.024 m3/（m2·d）條件下，菌劑強化耕作型水平潛流式濕地對COD 降解過程的影響。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COD 的降解并未產生顯著性差異。在試驗初期濕地內的水稻正處幼苗期，土壤微生物種群尚未健全，只能依靠填料及生物膜來吸附。試驗后期，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，達到《地表水環境質量標準》（GB3838—2002）中Ⅳ類水的標準，濕地生物量趨于穩定。稻田濕地對COD 的去除主要包括溶解性和非溶解性兩部分［16］。一方面通過濕地填料的截留降低非溶解性COD 的含量，另一方面通過填料表面生物膜上的好氧厭氧微生物［17］及水稻根系的協同作用，將部分溶解性COD 和大分子有機物轉化成簡單的無機物質。

圖2 菌劑強化濕地對COD 的去除效果

2.1.2 對總磷的去除特性分析 圖3 為水力負荷為0.024 m3（/m2·d）情況下菌劑強化耕作型水平潛流式濕地對總磷降解過程的影響。運行期間，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。水稻秧苗長至30 cm 左右（25 d）以后，對總磷的去除率趨于穩定。

圖3 菌劑強化濕地對總磷的去除

2.1.3 對氨氮的去除特性分析 圖4 為水力負荷為0.024 m3（/m2·d）條件下菌劑強化耕作型水平潛流式濕地對氨氮的去除效能。由圖4 可以看出，A、B 裝置對氨氮的去除基本穩定，投菌組比未投菌組的氨氮去除率高8～10 個百分點，平均出水濃度低1.13 mg/L，向B 裝置中投加B8 菌能夠強化濕地對氨氮的去除能力。在試驗中期，水稻施用一次復合肥后，A、B 裝置的氨氮去除率有一次波動，肥料向濕地內部補充了氮源，促進了水稻有效分蘗，使水稻的根系得到充分延伸，增多了濕地內根系好氧區，增強了濕地的硝化作用，提高了氨氮的去除能力［18］。在去除氨氮貢獻率方面，投菌B 裝置的平均濕地貢獻率要比A 裝置高12 個百分點，這是由于B8 菌也具有異養硝化的功能，B8 菌的投加增強了濕地系統的硝化能力，使得濕地的脫氮能力進一步加強。兩裝置沸石層貢獻率相差不大。

圖4 菌劑強化濕地對氨氮的去除影響

2.1.4 對總氮的去除特性分析 圖5 為水力負荷為0.024 m3（/m2·d）條件下菌劑強化耕作型水平潛流式濕地對總氮降解過程的影響。在停止投菌20 d 內，濕地對總氮的降解率隨著時間的推移呈現上升的趨勢，B 裝置（投菌組）的上升趨勢要優于A 裝置（未投菌組），運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，B 裝置的總氮降解率達到最高95%。在20 d 經過一次施肥后，濕地的總氮去除率較施肥前又提高了，水中氮源的補充滿足了水稻的生長需求，根系延伸，增加了好氧區域，同時吸附在基質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［19］。B 裝置的平均濕地脫氮貢獻率要比A 裝置高15 個百分點，沸石貢獻率基本一致，B8 菌的投加有效地增強了濕地的硝化、反硝化能力，提高了植物區對總氮的吸收效率。

圖5 菌劑強化濕地對總氮的去除影響

2.1.5 對UV254的去除特性分析 UV254指的是水中的有機物在紫外波長254 nm 處的吸光度，代表的是水體中天然狀態下存在的腐殖質類大分子有機物及芳香族化合物的含量，UV254作為能反映水源中芳香烴、羥基的共軛有機物含量的一個替代參數，其值亦能間接表示水體中有機污染物程度。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UV254的去除效果差異約10%。重污染河水中的有機物主要通過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 菌劑強化濕地對UV254的去除影響

2.1.6 對葉綠素a 的去除特性分析 葉綠素a 主要來自藻類細胞，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%，去除率隨運行時間的變化趨勢較為一致。可以認為稻田濕地系統對于葉綠素a 的去除效果較為良好。本試驗水力停留時間較長，生物膜上的微生物有較充分的時間進行溶藻及噬藻。

圖7 菌劑強化濕地對葉綠素a 的去除影響

2.2 三維熒光區域積分法評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，其中的溶解性有機物生物降解進程中相應的熒光光譜變化。由圖 8 可以看出，4 個峰波長變化范圍是：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單蛋白類Ⅰ、Ⅱ物質；②λEx/λEm 為（220～245）nm/（380～480）nm，這部分主要為富里酸類物質；③λEx/λEm 為（290～375）nm/（410～500）nm，這部分主要為腐殖酸類物質［21］。以上表明有機污染物是進水中的主要成分，這與楊毅等［22］分析城市污水處理工藝中，水體中DOM 的趨勢變化相同。

圖8 濕地系統進出水三維熒光光譜

表3 為試驗期間水體中各熒光區域的平均熒光峰強度系數。試驗運行過程中，裝置進水的平均熒光（FI）指數為 2.05，在范圍指數 2.03～2.16 內，說明進水有機物成分主要來源于DOM，芳香程度較低［23］，水體中的DOM 主要來源于進水中的藻類細胞，經微生物噬藻后，從細胞內溢出的溶解性有機物及生物降解過程中衍生的附帶產物等。從熒光強度指數之和可以看出，污水中有機污染物的去除主要通過稻田區的植物及微生物的協同凈化作用。

表3 濕地進出水的熒光峰值

稻田濕地將進水中較易吸收的類蛋白物質幾乎全部消化，一部分通過植物的根系吸收，增強根系生長的同時加強對污染物的去除能力，另一部分則是靠好氧區及缺氧區的硝化及反硝化作用。因為濕地中DO 含量較低，反硝化反應占比較大，所以反硝化對溶解性有機物質的去除影響較大。經過稻田濕地凈化后的尾水主要含有富里酸類和腐殖酸類物質，這兩部分物質相對較難溶解，但是這兩類物質易溶于水，所以在稻田濕地后接一個生態溝渠濕地，利用水溶性的特點，來通過水生植物的代謝吸收達到凈化目的。從圖8（d）可以直觀地看出經過生態溝渠濕地處理后，大部分的腐殖酸類物質已被吸收，還剩下部分腐殖酸類物質可能來源于內部微生物及浮游植物的代謝產物［24］。UV254作為能反映水源中芳香烴、羥基的共軛有機物含量的一個替代參數，結合UV254的生物降解規律，同樣可得出，稻田區對有機物的去除貢獻占比較大。

3 結論

1）B8 菌劑的投加顯著提高了稻田濕地脫氮除磷能力，但對于溶解性有機物的去除，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 個百分點，平均出水濃度為31.09 mg/L、0.08，濕地系統對葉綠素a 的去除效果良好，投菌組與未投菌組的去除率均達到90%，平均出水濃度為2.35 μg/L，其中COD 的最低出水濃度達到了Ⅴ類水質要求。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 個百分點，出水平均濃度為0.25、1.00、1.48 mg/L，出水均達到了《地表水環境質量標準》GB3838—2002 中的Ⅳ類標準。

2）三維熒光分析表明，重污染村莊河水中有機物的主要成分是DOM，來源于河水中的藻細胞和村莊排水中的腐殖類物質，可以通過稻田區的植物及微生物的協同來去除。反硝化作用對溶解性有機物質的去除影響較大，稻田濕地凈化后的尾水成分主要包含富里酸類和腐殖酸類物質。菌劑強化下的稻田濕地對污染物的去除方式包括微生物的降解，植物吸收之后通過收割去除，基質層的吸附、過濾和離子交換，其中微生物的降解起到了重要的作用，表現出濕地系統對水中污染物具有較高的去除貢獻率。