海水人工湿地氮降解动力学模拟及其影响因素分析

2020-08-11张可可崔正国李悦悦曲克明

渔业现代化 2020年4期

张可可，崔正国，李悦悦，曲克明

(1 上海海洋大学水产与生命学院，上海 201306；2 农业农村部海洋渔业可持续发展重点实验室，山东省渔业资源与生态环境重点实验室，中国水产科学研究院黄海水产研究所，青岛海洋科学与技术试点国家实验室，海洋渔业科学与食物产出过程功能实验室，山东青岛 266071)

采用复合垂直流人工湿地系统，在探讨海水养殖尾水中氮去除效果的基础上，利用一级动力学模型，拟合了不同形态无机氮、有机氮的动力学降解特征，并分析了海水人工湿地氮净化效果与微生物群落组成、pH、溶氧、温度等因素间的关系，以期为系统阐明海水人工湿地的除氮机理提供理论参考。

1 材料与方法

1.1 试验装置

复合垂直流人工湿地具有下行流和上行流的复合水流方式，可实现较长的水力停留时间(HRT)，使其硝化、反硝化能力显著强于其他类型湿地。构建了实验室规模的复合垂直流人工湿地水处理循环系统，循环系统包括人工湿地处理系统和养殖水回用系统两大部分。人工湿地规格为60 cm × 40 cm × 70 cm，有效体积为60 L，由上、下行池构成，进水口处安装布水管，以确保养殖尾水均匀进入处理系统(图1)。

下行池、上行池基质的填充材料按照粒径由大到小、自下而上分别为：粒径3～5 cm的粗珊瑚石各20 cm，粒径1～3 cm的细珊瑚石各20 cm，粒径1～2 mm的细砂20 cm、15 cm。湿地植物选取耐盐碱且根系发达的互花米草，种植密度为32株/m2。试验用水为牙鲆海水养殖尾水。

1.2 试验内容及方法

1.2.1 运行与采样方法

人工湿地循环水处理系统釆用序批式进水方式，水力停留时间约为9 min。将牙鲆养殖尾水通过水泵和布水管均匀注入人工湿地处理系统下行池，养殖尾水自下行池底部流入上行池，经人工湿地处理系统后进入储水池，然后通过水泵再循环至湿地系统。正式试验前先进行预试验。其中无植物人工湿地处理系统运行1个月，然后筛选生长状况良好的植株移植到系统中再运行1个月。经过2个月的试运行，微生物群落形成，出水水质基本达到稳定。每天监测系统进出水指标，2周后处理系统达到稳定状态。

温度、溶氧(DO)、pH等理化参数及主要水质指标每2 d监测一次，水样过滤后置于-20 ℃冰箱内冷冻储存，用于测定DIN、DON和TDN的质量浓度。完成氮降解动力学试验后，进行微生物样品采集。利用五点取样法(图2)分别采集不同基质层和植物根部样品进行16S rDNA测序。采样后，将各层基质和植物根部样品分别混匀，基质层样品分别记为S1、S2、S3、S4、S5、S6，上行池和下行池植物根部分别记为G1和G2，共8个样品分别放入无菌袋后置于-80 ℃冰箱保存。

图2 复合垂直流人工湿地循环系统采样示意图

1.2.2 水质分析

1.2.3 微生物群落结构PCR-DGGE分析

以样品基因组DNA为模板，采用细菌引物338F(ACTCCTACGGGAGGCAGCAG)和806R(GGACTACHVGGGTWTCTAAT)扩增样品16S rDNA高变区序列，其中，PCR仪为ABI GeneAmp© 9700型。

PCR扩增体系(20 μL)：5×FastPfu Buffer 4 μL；dNTPs(2.5 mmol/L)2 μL；rTaq(5 U/μl)0.4 μL；Forward Primer(5 umol/L)0.8 μL；Reverse Primer(5 umol/L)0.8 μL；FastPfu Polymerase 0.4 μL；BSA 0.2 μL；Template DNA 10 ng；补ddH2O至20 μL。

PCR扩增程序：第1阶段，95 ℃ 预变性3 min；第2阶段，95 ℃变性30 s、55 ℃退火30 s和72 ℃延伸45 s，循环27次；第3阶段，72 ℃延伸7 min，后10 ℃保存。

1.3 结果与数据分析

采用一级动力学模型描述人工湿地中各形态氮的降解过程，计算公式如下[7]：

(1)

式中：c表示出水质量浓度，mg/L；c0表示进水质量浓度，mg/L；c*表示背景质量浓度，mg/L；T表示尾水净化时间，h；Kv表示去除速率常数，h-1。

半衰期计算公式为：

T1/2=ln2/Kv

(2)

式中：T1/2表示半衰期，h；Kv表示去除速率常数，h-1。

微生物多样性用Shannon指数表征[12]，其值越大说明群落多样性越高。试验数据采用Origin 2018和Excel 2016处理。

2 结果

2.1 人工湿地系统内各形态氮的去除效果

2.1.1 DIN、DON和TDN的去除效果

试验期间，系统内水质pH(7.34±0.37)，DO(7.00±0.33)mg/L，水温(16.32±0.32)℃，盐度(32.79±1.37)，各理化参数有利于系统内脱氮过程的进行。人工湿地系统出水口处TDN、DON、DIN质量浓度和去除率如图3a所示。从图中可以看出，3种氮出水质量浓度均呈下降趋势，DIN的质量浓度降低明显，第5天质量浓度为0.49 mg/L，出水质量浓度符合SC/T 9103—2007《海水养殖水排放要求》一级标准[13](≤0.50 mg/L)，去除率为90.70%；TDN去除效果次之，去除率为72.65%；DON去除效果较差，去除率仅为44.53%。

DIN、DON占TDN质量浓度比例如图3b所示。DIN质量浓度占比总体呈下降趋势，第0天为60.13%，5 d后基本稳定在20%左右；DON质量浓度占比随系统运行呈升高趋势，第5天达到79.76%。因而，DON较DIN难降解。

图3 人工湿地系统DIN、DON、TDN去除效果和比例变化

图4 人工湿地系统去除效果和比例变化

2.2 不同形态氮降解的动力学特征

2.2.1 DIN、DON和TDN降解特征

人工湿地处理牙鲆养殖尾水过程中，DIN、DON、TDN的动力学拟合曲线及参数如图5a、表1所示。一级动力学模型能够较好地描述人工湿地系统中DIN、DON、TDN的降解特征，其中，DIN、TDN的拟合程度最好，拟合度R2分别为0.98和0.99，DON稍差，R2为0.70。3种氮的去除速率常数和半衰期有所不同，DIN去除速率最快，去除速率常数和半衰期分别为0.10 h-1和7.24 h；TDN次之，分别为0.09 h-1和7.47h；DON最难降解，分别为0.03 h-1和27.18 h。

图5 人工湿地系统内DIN、DON、TDN和的降解拟合曲线

表1 氮的动力学参数

2.3 微生物多样性分析

2.3.1 16S rDNA PCR扩增结果

从图6可以看出，经PCR扩增后的8个样品DNA均只含一条亮带，未出现非特异性扩增，且阴性对照未有产物出现，表明PCR扩增效果良好，可用于DGGE分析。

图6 PCR扩增结果鉴定电泳图

2.3.2 微生物群落多样性

不同基质层和植物根部样品的微生物群落Shannon指数见图7。人工湿地系统中不同基质层间微生物群落的Shannon指数均在6以上，表明植物根部和基质层间的微生物多样性都较高。系统中上、下行池两组取样点微生物群落的Shannon指数差异不显著(P>0.05)，系统中植物根部微生物群落Shannon指数略低于基质层。

图7 各样品的微生物群落Shannon指数

2.3.3 微生物群落组成

复合垂直流人工湿地系统在门水平上的微生物群落结构如图8所示。人工湿地系统中基质及植物根部微生物丰富度很高，这与系统具有较好的净化效果符合。将丰度>1%的菌门作为主要菌门，共发现11个菌门，分别为变形菌门(Proteobacteria)、蓝细菌门(Cyanobacteria)、放线菌门(Actinobacteria)、绿弯菌门(Chloroflexi)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、酸杆菌门(Acidobacteria)、浮霉菌门(Planctomycetes)、匿杆菌门(Latescibacteria)、厚壁菌门(Firmocutes)、脱铁杆菌门(Deferribacteres)、芽单胞菌门(Gemmatimonadetes)。其中，基质和植物根部主要的优势菌门为变形菌门(31.52%～37.87%)、蓝细菌门(8.34%～19.81%)、放线菌门(8.30%～14.07%)、绿弯菌门(8.72%～ 13.81%)和拟杆菌门(5.66%～10.46%)。