碱蓬及其与土著微生物协同修复海水养殖废水的比较研究

2020-10-26蔡鲁祥李丹丹滕丽华赵欣园

生态与农村环境学报 2020年10期

蔡鲁祥，杨娜，李丹丹，滕丽华①，赵欣园

(1.宁波财经学院环境系，浙江宁波 315100；2.宁海茶院许家山旅游发展有限公司，浙江宁海 315600；3.浙江万里学院生物与环境学院，浙江宁波 315100；4.宁波伊玛水环境科技有限公司，浙江宁波 315100)

我国海水养殖以池塘养殖为主要形式，由于目前尚未颁布海水养殖废水排放标准，大部分养殖户为了降低养殖成本，直接将含有大量残饵、生物残骸、排泄物、渔用肥料、化学药剂(包括杀虫剂、杀菌剂、除藻剂以及消毒水等)的养殖废水排入附近海域，导致近岸海域环境受到严重污染[1]，其中N、P等富营养元素浓度严重超标，导致水域生态系统功能丧失，赤潮频发[2]。浙江省生态环境厅2019年6月24日发布的《2018年浙江省生态环境状况公报》显示，全省近岸海域水体总体呈中度富营养化状态，一、二类海水占39.6%，三类海水占17.6%，四类和劣四类海水占42.8%，主要超标污染物为无机氮和活性磷酸盐(PO43--P)等[3]。

目前生物修复已成为普遍使用的污染治理技术，大部分研究认为植物和微生物对淡水养殖废水的修复过程中微生物起主要作用，其中硝化、反硝化作用是废水中N的主要去除途径[4]，而植物吸收P的去除作用有限；基质和填料的吸附、沉淀作用才是TP去除的主要原因[5-6]。与淡水生境不同，海水养殖废水具有水量大、盐度高、污染物种类复杂和治理难等特点，许多修复性能良好的水生植物无法适应且难以发挥修复作用[1,7]。

碱蓬(Suaedasala)是滨海湿地中的优势植物种群，它喜盐耐碱，是一种生长于高盐盆地、沼泽地和滨海湿地的盐生经济植物，具有优良的重金属耐受能力[8]，对海水养殖尾水有明显的修复效果[1,7,9]。同时，碱蓬在食品、医药和农业饲料等领域具有较好的药用价值和经济价值[10-11]。由于盐生植物和微生物对N、P的去除贡献与非盐生植物不同，为了进一步研究盐生植物及其与土著微生物对海水养殖废水中氨氮(NH3-N)、硝态氮(NO3--N)和PO43--P的去除效果与协同作用，开展不同污染水平下加入和不加入微生物抑制剂的对比试验，观察碱蓬修复前后目标污染物浓度及废水中相关土著微生物数量的变化，以期探究盐生植物碱蓬和微生物修复协同作用对不同污染水平下海水养殖废水中N、P的去除途径。

1 材料与方法

1.1 试验材料与仪器

试验用碱蓬采集于宁波市象山县涂茨镇滩涂湿地(北纬29°33′36.59″，东经121°56′58.15″)，试验前用去离子水冲去泥土并清洗后备用。供试水样采自象山县南美白对虾养殖废水，水体盐度为15‰，以此水样为母液设定中间浓度水平，用离子水稀释2倍成低浓度试验水样，用海水晶配置高浓度水样(浓度近似放大2倍)。同时利用分析纯氯化钠调节高、低2种浓度废水的盐度均为15‰。试验用仪器主要有I3型紫外分光光度计(济南海能仪器有限公司)、LS10T型手持式盐度计(深圳同奥科技有限公司)等。3种不同污染浓度水样的水质污染指标见表1。

表1 不同污染水平处理组的水质污染指标

1.2 试验设计

试验采取静态水培的方式，在人工气候室内进行，温度为27～30 ℃，[光]照度为15 000～20 000 lx。试验设2个组，其中一组加入5 mL 质量浓度为100 mg·L-1的微生物抑制剂(安卡青霉素钠)，以消除微生物对污染物的去除作用；另一组作为对照，不加微生物抑制剂。每个处理组均设置3个污染浓度梯度，每个浓度梯度设3组重复。每组取大小一致、长势相同的碱蓬4株(平均株高为18.35 cm，平均株重为3.50 g)，用高密度泡沫板固定于1 000 mL塑料量杯中，每个量杯中加入800 mL养殖废水。

1.3 试验方法及数据处理

试验从2019年5月31日开始，至2019年6月24日结束，分别在试验开始和结束时测定水体中污染物总量和微生物指标。取好水样后均在当日内测完。参照文献[7,9]，NO3--N、NH3-N、PO43--P和亚硝态氮(NO2--N)浓度分别采用紫外分光光度法、水杨酸次氯酸盐比色法、磷钼蓝分光光度法和萘乙二胺分光光度法测定。废水中硝化细菌、亚硝化细菌和反硝化细菌测定参照文献[12]，采用最大或然数(MPN)法检验。

污染去除率(η)和亚硝酸盐增长率(γ)计算公式为

(1)

(2)

式(1)～(2)中，m0和m1、n0和n1分别为试验初始和结束时废水中污染物、亚硝酸盐总量，mg。

利用SPSS 17.0软件进行数据分析，采用Duncan新复极差法进行多组样本间的差异性分析，并进行相关性分析，利用Origin 9.0软件作图。

2 结果与讨论

2.1 污染物去除率及相关性分析

除低浓度组外，其他2组浓度处理的NH3-N去除率在加入微生物抑制剂后均无显著差异。低NH3-N水平时，加入微生物抑制剂仅有碱蓬吸收作用下，其NH3-N最大去除率为94.56%(表2)。

表2 不同污染水平处理组对NH3-N、NO3--N、PO43--P的去除率

同一污染物的2列数据后英文小写字母不同表示不同污染水平处理组去除率差异显著 (P<0.05)。

除低NO3--N水平外，加入微生物抑制剂对NO3--N的去除有显著影响。加入微生物抑制剂组对NO3--N的去除率为47.71%～59.92%，均低于未加入抑制剂组对NO3--N的去除率(52.42%～91.47%，P<0.05)。

不同处理组对PO43--P均有去除作用。其中，高PO43--P水平下，未加入抑制剂组去除率最大，为68.39%；除高PO43--P水平外，低、中污染浓度组加入抑制剂对PO43--P去除率无显著影响。这是因为未加入抑制剂组的碱蓬根系与土著微生物之间形成了一个硝化作用与反硝化作用的体系，能有效去除硝酸盐，而在生物除磷工艺中，硝酸盐的去除是除磷的先决条件，但当NO3--N浓度逐渐升高时，碱蓬对NO3--N的吸收达到饱和后，多余的NO3--N则由反硝化细菌在厌氧条件下转化为NO2--N，水体中发生反硝化反应，进入生物除磷系统厌氧区的NO3--N会降低除磷能力，使聚磷菌在厌氧条件下失去对磷的去除作用。另外，由表2可知，加入抑制剂组和未加入抑制剂组的PO43--P去除率相差不大，也从另一个角度说明在有植物自由生长的情况下，聚磷菌对磷的同化速率较小。在水培条件下，碱蓬的吸收作用仍然是PO43--P去除的主要因素。

如图1所示，未加入抑制剂组NH3-N去除率随NH3-N浓度升高而显著上升(P<0.05)，但加入抑制剂组两者则无显著相关性(P>0.05)。

图1 各处理组NH3-N、NO3--N、PO43--P浓度与去除率的相关性分析Fig.1 Correlation analysis of NH3-N, NO3--N, PO43--P removal rates in different treatment

未加入抑制剂组NO3--N去除率随着NO3--N浓度的升高而显著上升(P<0.05)；加入抑制剂组则不具有显著相关性(P>0.05)。加入抑制剂和未加入抑制剂组PO43--P去除率均随PO43--P浓度的升高而显著上升(P<0.05)，其中加入抑制剂组两者的相关性(R2=0.729)低于未加入抑制剂组(R2=0.860)，这说明PO43--P的去除与根际微生物的协同作用有关。

2.2 NO3--N浓度、NO2--N积累率及其相关性分析

各处理组的NO2--N积累率见表3。从NO2--N水平来看，未加入抑制剂组的NO2--N积累率显著高于加入抑制剂组(P<0.05)。由此证明，微生物对水体中NO2--N的积累影响显著，微生物能将一部分NO3--N转化为NO2--N，而NO2--N就是反硝化细菌的产物。

表3 各处理组的NO2--N积累率

NO3--N浓度与NO2--N积累率的相关性分析结果见图2。

图2 各处理组NO3--N浓度与NO2--N 积累率的相关性分析Fig.2 Analysis of correlation between nitrate concentration and nitrite accumulation rate

未加入抑制剂组NO2--N积累率随NO3--N浓度的增加而有所增大；加入抑制剂组NO2--N积累率随NO3--N浓度升高的变化不明显，且远低于未加入抑制剂组(P<0.05)，但两组NO2--N积累率与NO3--N浓度之间无显著相关性(P>0.05)，推测微生物作用下NO2--N积累率会随NO3--N浓度上升而上升。

2.3 微生物指标变化

从表4可知，试验结束时，未加入抑制剂组反硝化细菌数量均提高了1～2个数量级，反硝化细菌产物亚硝酸盐较加入抑制剂组明显增加，证明微生物的反硝化与盐生植物对NO3--N的吸收去除有协同增效作用。在低、中、高3种污染水平下，硝化细菌数量变化与NO2--N增长率的变化趋势接近，这可能是由于反硝化产生的亚硝酸盐积累促进了硝化细菌数量的增加，而亚硝酸盐的积累是由于反硝化不完全造成的。另一组处理因为加入了抑制剂，基本未检测到微生物指标的变化。

表4 亚硝化、硝化和反硝化细菌数量的变化

2.4 微生物被抑制时仅有碱蓬吸收作用对N、P的去除效果

在3个污染水平下，加入微生物抑制剂仅有碱蓬吸收作用时NH3-N的去除率分别为94.56%、48.22%、77.97%；硝态氮的去除率分别为44.98%、59.92%、47.71%；活性磷酸盐的去除率分别为33.12%、45.41%、54.21%。其中，在低NH3-N浓度时，加入抑制剂组对NH3--N的最大去除率达94.56%，这可能与碱蓬对低浓度NH3--N的饱和吸收有关。有研究证明，当NH3--N浓度较小(μmol·L-1水平)时，NH3-N的高亲和力转运系统起主导作用，表现出饱和动力学的特征[13]；当外界浓度较高(约为1 mmol·L-1)时，低亲和力转运系统起主导作用，未出现饱和动力学特征[14]。结合相关性分析，加入抑制剂组NH3--N和NO3--N的去除率与NH3--N、NO3--N浓度上升无相关性，因此碱蓬直接利用养殖废水，对其中的NH3--N和NO3--N具有一定的修复效果，但是随着NH3--N和NO3--N浓度的提高，仅依靠碱蓬吸收作用的修复效果有限。而加入抑制剂组对PO43--P的去除率与PO43--P浓度水平提高有显著相关性，证明碱蓬对PO43--P的去除有较好潜力。BUHMANN等[15]的研究发现，相比于其他处理方式，盐生植物在水培条件下会有更高的磷摄取量，该方法对海水养殖废水中磷的去除有较好的潜力。

2.5 碱蓬和微生物协同作用对N、P的去除效果

微生物除氮的主要作用有硝化作用、反硝化作用以及同化作用。从相关性分析结果可知，未加入抑制剂组NH3--N浓度水平和NH3--N去除率有显著相关性，且NH3--N去除率随NH3--N浓度增加而增加，而加入抑制剂组则反之。说明当NH3--N浓度较低时，植物的修复占主要作用，此时加入抑制剂组NH3--N的去除率为94.56%，显著高于未加入抑制剂组；随NH3--N水平的提高，加入抑制剂组NH3--N的去除率为48.22%～77.97%，未加入抑制剂组NH3--N去除率为51.06%～77.82%，两组差异不明显，证明水体中微生物对NH3--N去除率无显著影响，碱蓬吸收是废水中NH3--N去除的主要途径。由2.3节可知，亚硝化细菌仅在试验初期被检出，数量极少且显著低于反硝化细菌。这是由于盐生植物和微生物以NH3--N为氮源而形成竞争作用[16]，使试验末期也未检测出亚硝化细菌，因此推测硝化作用对NH3--N的去除贡献不大，也间接证明废水中NH3--N的去除主要是由碱蓬的吸收作用完成的，水体中亚硝化细菌对NH3--N的竞争小于碱蓬植物的作用。

比较NO3--N去除率，加入抑制剂组对NO3--N的去除率仅为44.98%～59.92%，而未加入抑制剂组对NO3--N的去除率高达52.42%～91.47%，高于仅有碱蓬作用(加入抑制剂组)的去除率。由相关性分析可知，反硝化细菌数量随NO3--N浓度升高而上升，这说明NO3--N浓度升高促进了反硝化细菌的生长，修复前后反硝化细菌数量均有上升，证明微生物反硝化是NO3--N去除的重要因素。随着试验的进行，碱蓬吸收达到饱和，植物将吸收的NO3--N转变为NH3--N再进一步利用，这一过程需要能量，因此在NO3--N浓度较高时，对水体中NO3--N的去除并不是很快，随着时间延长，对NO3--N的去除率会持续提高。在低浓度时，加入抑制剂组和未加入抑制剂组对NO3--N的去除率并无显著差异，证明NO3--N浓度较低时碱蓬吸收作用是NO3--N去除的主要途径，而当NO3--N浓度上升时，碱蓬对NO3--N的吸收达到饱和，多余的NO3--N则由反硝化细菌转化为NO2--N，并进一步转化为氮气脱离水体。

在高PO43--P浓度水平时，未加入抑制剂组PO43--P去除率显著高于加入抑制剂组，而在低、中PO43--P浓度水平下，加入抑制剂组PO43--P去除率高于未加入抑制剂组。这说明PO43--P在低、中浓度时，碱蓬吸收作用仍然是PO43--P去除的主要因素，这可能是因为微生物对磷的同化速率低于碱蓬，而高PO43--P浓度水平时，未加入抑制剂组去除率显著高于加入抑制剂组(P<0.05)，这说明较高的PO43--P浓度会促进PO43--P的去除。水体中PO43--P一方面为硝化细菌和反硝化细菌等的生长提供磷源[17]，另一方面碱蓬根系的生长促进了其对水体中磷的吸收，并最终导致水体中磷含量下降。由于碱蓬是水培植物，根系不受土壤及其他基质等物理阻碍，可自由生长，并且也不存在附着在基质上的微生物对磷源的竞争，因此碱蓬能直接利用废水中的PO43--P。