許國晶，杜興華， 王春生， 田功太， 張金路， 張明磊， 栗 明， 李 敏，

馬亞梅3

(1.山東省淡水漁業(yè)研究院，山東 濟(jì)南250013;2.上海海洋大學(xué)生命學(xué)院，上海201306;3.山東省魚臺縣漁業(yè)技術(shù)推廣站，山東 魚臺272300)

水產(chǎn)養(yǎng)殖過程中排放的污染物危害了水域生態(tài)環(huán)境，對養(yǎng)殖業(yè)的健康發(fā)展造成了一定影響。有效改善養(yǎng)殖池塘水環(huán)境質(zhì)量，減少污染物排放量，對保證水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)健康發(fā)展具有重要意義。目前，許多專家學(xué)者采用不同的方法研究養(yǎng)殖水體凈化。其中有益微生物菌群(Effective microoganisms，EM)對養(yǎng)殖廢水的凈化已經(jīng)得到很多學(xué)者的證實［1-3］。有效微生物菌是由多種有益菌群(光合細(xì)菌、乳酸菌、芽孢桿菌、硝化細(xì)菌等)組成［1，4］，在凈化水質(zhì)、降低氨氮(NH+4-N)和亞硝態(tài)氮(NO-2-N)等污染物濃度和實現(xiàn)健康養(yǎng)殖方面發(fā)揮重要作用［5-6］。邵青［5］通過實驗證明EM 菌可顯著提高氨氮(NH+4-N)和總磷(TP)的去除率;田功太等［6］研究了EM 菌原液對海參養(yǎng)殖水體的凈化效果，發(fā)現(xiàn)EM 菌能顯著降解NH+4-N、NO-2-N、化學(xué)耗氧量(Chemical oxygen demand，COD)。

利用水生植物凈化修復(fù)水體是一種成本低廉、節(jié)約能源、簡便易行的辦法，作為水體凈化修復(fù)的有效手段被廣泛運用于研究和實踐［7-10］。其中大薸(Pistia stratiotes)為一種多年生漂浮性的水生植物，在養(yǎng)殖排放水和城市污水處理中發(fā)揮重要作用［11-17］。Nahlik 等［16］等利用水葫蘆(Eichhornia crassipes)和大薸凈化濕地廢水，結(jié)果表明兩種水生植物對NO-2-N、TP 有較好的去除效果;王國惠［17］在研究大薸和海芋(Alocasia macrorrhiza)對池塘水凈化時發(fā)現(xiàn)，兩種植物對NH+4-N 和COD 有明顯的去除效果。但是目前把EM 菌和大薸(即有效微生物菌群和水生植物)相結(jié)合來凈化養(yǎng)殖排放水的研究還很少。水生植物及其根系為微生物生長、繁殖提供了良好的生長環(huán)境，直接或間接地促進(jìn)微生物對氮、磷、硫和COD 的代謝［18-20］，從而有利于微生物和水生植物更好地聯(lián)合凈化養(yǎng)殖水體。因此，本研究利用EM 菌與大薸構(gòu)建微生物-水生植物聯(lián)合凈化體系，比較不同大薸覆蓋面積構(gòu)建的聯(lián)合凈化體系對總氮(TN)、TP、NH+4-N、NO2--N、COD 等的去除效果，分析該聯(lián)合凈化體系對養(yǎng)殖水體中氮、磷等物質(zhì)的去除率，從而為構(gòu)建養(yǎng)殖水凈化技術(shù)體系提供技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

EM 原液由山東濟(jì)寧九益生物科技有限公司提供，有效微生物含量為1.0 ×1010CFU/ml，主要成分為光合細(xì)菌(Photosynthetic bacteria)、硝化細(xì)菌(Nitrobacteria)、乳酸菌(Lactobacill)、放線菌(Actinomycetes)、酵母菌(Yeast)及芽孢桿菌(Bacillus cohn)。

水生植物采用大薸，選取個體均勻完整、葉子較小、具有快速生長特性的植株，先用供試水體進(jìn)行14 d 的預(yù)馴化培養(yǎng)，待用。

1.2 試驗設(shè)計

試驗在山東濟(jì)寧浩洋生態(tài)科技有限公司養(yǎng)殖基地進(jìn)行。選擇12 個代表性的小池塘，單個池塘面積為24 m2(4 m×6 m)，池塘水深1.5 m。在每個池塘中放養(yǎng)鯉魚(Cyprinus carpio，規(guī)格每尾0.06 kg，密度1 m230.0 尾)、鰱魚(Hypophthalmichthys molitrix，規(guī)格每尾0.05 kg，密度1 m25.6 尾)和鳙魚(Aristichthys nobilis，規(guī)格每尾0.05 kg，密度1 m21.5 尾)，各池塘中放養(yǎng)魚的種類、數(shù)量、規(guī)格基本一致。試驗共分4組，第1、2 組分別移植覆蓋面積為10%、20%的大薸(分別為3.5 kg、7.0 kg)，浮床邊框采用竹竿為材料，并在此基礎(chǔ)上添加EM 菌液，終濃度為3.0×1010CFU/m3;第3 組只添加EM 菌液，終濃度同上;第4 組為空白對照組。每組3 個重復(fù)。在放置大薸及EM菌液前(即0 d)采樣1 次，作為對照，放置之后每隔2 d 采樣檢測1 次，連續(xù)檢測8 次。

1.3 養(yǎng)殖管理

魚種放入水泥池后第2 d 開始投喂德琨牌鯉魚配合飼料。每天分別于上午8∶ 00及下午15∶ 00投喂，每個池塘投喂量占魚體質(zhì)量的比例均為2% ～3%。投喂至試驗結(jié)束。

1.4 檢測項目和方法

每次取樣檢測時間均為當(dāng)日上午8∶ 00，在水面下30 cm 處采樣5 L，采集的水樣立即送實驗室檢測，在24 h 內(nèi)完成相應(yīng)的分析測試。水溫、pH 值、溶解氧(DO)采用YSI556MPS 多參數(shù)水質(zhì)儀現(xiàn)場測定。濃度等用Spectroquant Pharo 100 分光光度計(德國MERCK 公司生產(chǎn))測定;COD 濃度測定方法:用消解爐148 ℃消解2 h 后，用Spectroquant Pharo 100 分光光度計測定。

1.5 去除率計算

考慮到試驗條件下水體內(nèi)可能發(fā)生吸附、沉淀及降解等作用，為消除上述作用對去除效果的影響，準(zhǔn)確評價浮床的凈化效果，去除率計算中扣除了空白對照池塘的去除效果。計算方法為:去除率=(空白對照組濃度-處理組濃度)/空白對照組濃度×100%。

1.6 數(shù)據(jù)、圖表處理

試驗數(shù)據(jù)用SPSS16.0 統(tǒng)計軟件進(jìn)行方差分析。用Microsoft Excel 2007 進(jìn)行圖表處理。

2 結(jié)果與分析

2.1 EM 菌與大薸對養(yǎng)殖水體總氮(TN)的凈化效果

圖1 反映了試驗期間各池塘養(yǎng)殖水體中TN 隨時間的變化情況。從圖1 中可以看出，對照組和處理組中TN 濃度呈現(xiàn)隨時間上升的趨勢。從試驗開始至試驗結(jié)束時，對照組池塘TN 的濃度從2.00 mg/L 上升到3.80 mg/L，增加1.80 mg/L;EM 菌液組從1.80 mg/L上升到3.00 mg/L，增加1.20 mg/L;EM 菌液+10% 大薸組從1.70 mg/L上升到2.33 mg/L，增加0.67 mg/L;EM 菌液+20% 大薸組從1.80 mg/L 上升到1.87 mg/L，增加0.07 mg/L。試驗結(jié)果表明，各處理組TN 水平的絕對增加量均顯著低于對照組(P＜0.05)，同時EM 菌液+10%大薸組及EM 菌液+20%大薸組TN 絕對增加量顯著低于EM 菌液組(P＜0.05)，并且隨移植面積的增大，EM 菌液+大薸組TN 水平的絕對增加量呈下降趨勢，但兩組間差異不顯著。在試驗后期(14 d)，各處理組TN 水平均能達(dá)到淡水養(yǎng)殖排放水一級標(biāo)準(zhǔn)(SC/T9101-2007)。從圖1 還可以看出，EM 菌液組、EM 菌液+10%大薸組及EM 菌液+20%大薸組在前8 d 對TN 的去除速率較快，8 d 之后，去除速率明顯下降。到14 d 時，EM 菌液+10%大薸組對TN的去除率為38.60%，EM 菌液+20%大薸組對TN的去除率為50.88%，均顯著高于EM 菌液組去除率21.05%(P＜0.05)。

圖1 EM 菌和大薸處理組中總氮(TN)濃度及去除率的變化Fig.1 The changes of total nitrogen (TN)concentration and removal rate in effective microorganisms (EM)and Pistia stratiotes treatment groups

2.2 EM 菌與大薸對養(yǎng)殖水體NH4+ -N 的凈化效果

從圖2 中可以看出，試驗期間對照組和EM 菌液組NH4+-N 濃度在第8 d 達(dá)到最高值，試驗后期(8 ～14 d)有不同程度的下降;EM 菌液+10%大薸組及EM 菌液+20%大薸組NH+4 -N 濃度整體呈下降趨勢。對照組中NH+4-N 濃度變化范圍為0.35 ～1.24 mg/L，在14 d 時NH+4-N 濃度為0.99 mg/L，較試驗初期(0 d)增加0.64 mg/L;EM 菌液組變化范圍為0.33 ～0.59 mg/L，在14 d 時NH+4-N 濃度為0.33 mg/L，較試驗初期沒有變化;EM 菌液+10%大薸組變化范圍為0.17 ～0.31 mg/L，在14 d 時NH+4-N 濃度為0.20 mg/L，較試驗初期下降0.11 mg/L，與對照組差異顯著(P＜0.05);EM 菌液+20%大薸組變化范圍為0.17 ～0.28 mg/L，在14 d 時濃 度 為0.17 mg/ml，較試驗初期下降0.11 mg/L，與對照組差異顯著(P＜0.05)。試驗結(jié)果表明，添加EM 菌液后，水體中NH+4-N 濃度得到了控制，其中EM 菌液+10%大薸組及EM 菌液+20%大薸組NH4+-N 減少量顯著高于EM 菌液組(P＜0.05)，但兩組之間NH+4-N 減少量差異不顯著。從圖2 還可以看出，EM 菌液+10%大薸組及EM 菌液+20%大薸組在前8 d 對NH+4-N 的去除速率較快，8 d 之后，去除速率明顯下降。到第14 d 時，EM 菌液+10%大薸組對NH+4-N 的去除率為79.46%，EM 菌液+20%大薸組對NH+4 -N 的去除率為83.16%，均顯著高于EM 菌液組對NH+4-N 的去除率66.67%(P＜0.05)。

圖2 EM 菌和大薸處理組中NH +4 -N 濃度及去除率的變化Fig.2 The changes of NH +4 -N concentration and removal rate in EM and P.stratiotes treatment groups

2.3 EM 菌與大薸對養(yǎng)殖水體NO2－ -N 的凈化效果

對照組、EM 菌液組、EM 菌液+10%大薸組和EM 菌液+20%大薸組水體中NO2--N 濃度的變化范圍分別在0.27 ～0.53 mg/L、0.18 ～0.25 mg/L、0.09～0.26 mg/L 和0.04 ～0.25 mg/L(圖3)。在14 d時，對照組池塘較之于養(yǎng)殖初期NO-2-N 濃度上升0.26 mg/L;而EM 菌液組、EM 菌液+10%大薸組和EM 菌液+20%大薸組水體較之于養(yǎng)殖初期NO-2-N濃度分別下降0.07 mg/L、0.17 mg/L和0.21 mg/L。與對照組相比，各處理組NO-2-N 水平顯著降低(P＜0.05)，同時兩組EM 菌液+大薸處理組NO2--N減少量均顯著高于EM 菌液組(P＜0.05)，并且隨移植面積的增大，NO2--N水平的絕對減少量顯著增加(P＜0.05)。EM 菌液+10%大薸組及EM 菌液+20%大薸組在前8 d 對NO-2 -N 的去除速率較快，8 d 之后，去除速率明顯下降。到14 d 時，EM 菌液+10%大薸組對NO2--N 的去除率為81.63%，EM 菌液+20%大薸組對NO-2-N 的去除率為95.52%，均顯著高于EM菌液組對NO2--N 的去除率63.27%(P＜0.05)。

圖3 EM 菌和大薸處理組中NO －2 -N 濃度及去除率的變化Fig.3 The changes of NO－2 -N concentration and removal rate in EM and P.stratiotes treatment groups

2.4 EM 菌與大薸對養(yǎng)殖水體NO－3-N的凈化效果

圖4 反映了試驗期間各池塘養(yǎng)殖水體中NO3--N 濃度隨時間的變化情況。對照組中NO-3-N 的濃度變化范圍為0.80 ～1.10 mg/L，在14 d 時NO-3-N濃度為1.1 mg/L，較試驗初期(0 d)增加0.30 mg/L;EM 菌液組NO-3-N 濃度變化范圍為0.90 ～1.40 mg/L，在14 d 時為1.40 mg/L，較試驗初期增加0.40 mg/L，與對照組差異不顯著;EM 菌液+10%大薸組NO-3-N 濃度變化范圍為0.93 ～2.27 mg/L，在14 d 時為2.27 mg/L，較試驗初期增加1.34 mg/L，與對照組差異顯著(P＜0.05);EM 菌液+20%大薸組NO-3-N 濃度變化范圍為0.97 ～1.90 mg/L，在14 d 時較試驗初期增加0.93 mg/L，與對照組差異顯著(P＜0.05)。試驗結(jié)果表明，EM 菌液+10%大薸組及EM 菌液+20%大薸組NO-3-N 增加量顯著高于EM 菌液組(P＜0.05)，但兩組之間NO3--N 增加量差異不顯著。

2.5 EM 菌與大薸對養(yǎng)殖水體總磷(TP)的凈化效果

如圖5 所示，對照組、EM 菌液組、EM 菌液+10%大薸組和EM 菌液+20%大薸組水體中TP 濃度的變化范圍分別在0.08 ～0.43 mg/L、0.07 ～0.28 mg/L、0.07 ～0.20 mg/L 和0.07 ～0.18 mg/L。在14 d 時，對照組池塘較之于養(yǎng)殖初期TP 濃度上升0.34 mg/L;EM 菌液組、EM 菌液+10%大薸組和EM 菌液+20%大薸組水體較之于養(yǎng)殖初期TP 濃度分別上升0.21 mg/L、0.12 mg/L、0.10 mg/L。各處理組TP 水平的絕對增加量均顯著低于對照組(P＜0.05)，同時兩組水生植物與EM 菌液處理組TP 增加量顯著低于EM 菌液組(P＜0.05)，并且EM 菌液+10%大薸組TP 增加量顯著低于EM 菌液+20%大薸組(P＜0.05)。在試驗后期(14 d)，各處理組TP 水平均能達(dá)到淡水養(yǎng)殖排放水一級標(biāo)準(zhǔn)。從圖5 還可以看出，EM 菌液組、EM 菌液+10%大薸組及EM 菌液+20%大薸組在前8 d 對TN 的去除速率較快，8 d 之后，去除速率明顯下降。到14 d 時，EM 菌液+10%大薸組對TP 的去除率為54.76%，EM 菌液+20%大薸組對TP 的去除率為60.32%，均顯著高于EM 菌液組對TP 的去除率33.33%(P＜0.05)。

圖4 EM 菌和大薸處理組中NO －3 -N 濃度及去除率的變化Fig.4 The changes of NO －3 -N concentration in EM and P.stratiotes treatment groups

圖5 EM 菌和大薸處理組中總磷(TP)濃度及去除率的變化Fig.5 The dynamic changes of total phosphorus (TP)concentration and removal rate in EM and P.stratiotes treatment groups

2.6 EM 菌與大薸對養(yǎng)殖水體化學(xué)耗氧量(COD)的影響

對照組、EM 菌液組、EM 菌液+10%大薸組和EM 菌液+20%大薸組水體中COD 濃度的變化范圍分別在60 ～65 mg/L、48 ～61.67 mg/L、40 ～61.67 mg/L 和30.67 ～62.67 mg/L。在14 d 時，對照組池塘COD 濃度較之于養(yǎng)殖初期COD 濃度下降3 mg/L;而EM 菌液組、EM 菌液+10%大薸組和EM 菌液+20%大薸組較之于養(yǎng)殖初期COD 濃度分別下降13.67 mg/L、21.67 mg/L、32 mg/L。與對照組相比，各處理組COD 水平顯著降低(P＜0.05)，同時兩組EM 菌液+大薸處理組COD 減少量均顯著高于EM菌液組(P＜0.05)，并且隨移植面積的增大，COD 水平的減少量顯著增加(P＜0.05)。EM 菌液+10%大薸組對COD 的下降率為35.48%，EM 菌液+20%大薸組對COD 的下降率為50.54%，均顯著高于EM 菌液組對COD 的下降率22.58%(P＜0.05)(圖6)。

圖6 EM 菌和大薸處理組中化學(xué)耗氧量(COD)濃度及下降率的變化Fig.6 The dynamic changes of chemical oxygen demand (COD)concentration and removal rate in EM and P.stratiotes treatment groups

2.7 EM 菌與大薸對養(yǎng)殖水體溶解氧(DO)的改善效果

對照組、EM 菌液組、EM 菌液+10%大薸組和EM 菌液+20%大薸組水體中DO 濃度的變化范圍分別在4.12 ～4.74 mg/L、4.14 ～5.54 mg/L、4.34 ～7.27 mg/L 和4.43 ～7.78 mg/L(圖7)。在14 d 時，對照組池塘較之于養(yǎng)殖初期DO 濃度上升0.62 mg/L;而EM 菌液組、EM 菌液+10%大薸組和EM 菌液+20%大薸組水體較之于養(yǎng)殖初期DO 濃度分別上升1.40 mg/L、2.93 mg/L和3.35 mg/L。與對照組相比，各處理組DO 水平顯著上升(P＜0.05)，同時兩組EM 菌液+大薸處理組DO 增加量均顯著高于EM菌液組(P＜0.05)，但兩組之間差異不顯著。

圖7 EM 菌和大薸處理組中溶解氧(DO)濃度的變化Fig.7 The dynamic changes of dissolved oxygen(DO)concentration in EM and P.stratiotes treatment groups

3 討論

本研究結(jié)果顯示，在養(yǎng)殖水體中添加EM 菌液的基礎(chǔ)上，移植漂浮植物大薸，構(gòu)建的微生物-10%水生植物體系及微生物-20%水生植物體系對TN、NH4+-N、NO2--N 去除率顯著高于EM 菌液組，且兩組微生物-水生植物體系凈化后的養(yǎng)殖水體中，TN、TP 水平分別達(dá)到淡水池塘養(yǎng)殖排放水一級標(biāo)準(zhǔn)，NH4+-N 水平控制在0.3 mg/L 以下，NO2--N 水平控制在0.1 mg/L 以下，均顯著低于EM 菌液組及對照組，說明構(gòu)建的微生物-水生植物體系，通過聯(lián)合作用，提高了微生物-水生植物對TN、NH+4-N、NO-2-N的利用能力。這與鄒萬生等［21］研究微生物菌與水生植物聯(lián)合凈化養(yǎng)殖廢水的結(jié)果及吳偉等［22］研究微生物-水生植物強(qiáng)化系統(tǒng)對日本沼蝦養(yǎng)殖水體的生物凈化結(jié)果一致。推測原因是加入微生物菌液后，大薸發(fā)達(dá)的根系擴(kuò)大了微生物的附著面積，為微生物的生長、繁殖提供了良好的環(huán)境，在增加養(yǎng)殖水體中微生物數(shù)量的同時，提高了大薸根系表面微生物的數(shù)量，擴(kuò)大了其接觸養(yǎng)殖水體的時間和面積;同時，大薸發(fā)達(dá)根系還能分泌一些有機(jī)物質(zhì)，直接或間接促進(jìn)微生物的新陳代謝［23］，促進(jìn)對N、P、S 和COD 等物質(zhì)的去除，大幅提高了聯(lián)合凈化體系對養(yǎng)殖水體的凈化效果。李淑英等［24］在研究水生植物凈化中微生物的變化及凈化效果時也發(fā)現(xiàn)大薸凈化水質(zhì)的效果明顯，根際效應(yīng)也明顯，根際微生物數(shù)量比水中微生物數(shù)量多。但是聯(lián)合凈化體系中大薸與微生物對水體污染物去除的貢獻(xiàn)率分別為多少還需要深入研究。本研究結(jié)果表明可利用EM 菌和大薸構(gòu)建微生物-水生植物凈化體系，有效控制池塘水體中的TN、TP、NH+4-N 和NO-2-N 水平。

本研究還發(fā)現(xiàn)，各試驗組NO3--N 濃度非但沒有降低，反而顯著升高，推測原因可能是試驗池塘DO充足并且呈上升狀態(tài)，在DO 充足的情況下，硝化細(xì)菌等好氧型細(xì)菌處于活躍狀態(tài)，硝化作用強(qiáng)烈，將水體中NH+4-N、NO-2-N 等形式氮轉(zhuǎn)化為NO-3-N 狀態(tài)。同時，受生物量的限制，水生植物的凈化能力是有限的，因而形成較高濃度的NO-3-N 積累［2，25］。這與劉福軍等［2］及田功太等［6］的研究結(jié)果一致，但與吳偉等［22］及常會慶等［26］的研究結(jié)果不同，推測是由于水生植物對N 吸收能力的不同。本試驗中采用漂浮植物大薸，吳偉等及常會慶等分別采用沉水植物輪葉黑藻(Hydrilla verticillata)和伊樂藻(Elodea muttalli)，同時水體中不同溶解氧含量對加入的微生物菌群的硝化、反硝化作用影響不同，造成水體中NO3--N 水平呈現(xiàn)不同變化趨勢。

從各處理組對污染物的去除情況看，微生物-水生植物聯(lián)合凈化體系對N、P 的去除效果與凈化體系使用時間呈現(xiàn)較好的正相關(guān)關(guān)系，在前8 d 對TN、NH4+-N、NO2--N、TP 去除速率較快，8 d 后去除速率明顯下降。同時隨移植時間的延長，水生植物覆蓋面積與去除效果的正相關(guān)性越明顯，尤其是對去除TP、NO-2-N、COD，EM 菌液+10%大薸組和EM菌液+20%大薸組差異顯著，說明適當(dāng)提高水生植物大薸的覆蓋面積，有利于微生物-水生植物聯(lián)合凈化體系去除水中N、P 等營養(yǎng)物質(zhì)。但是當(dāng)覆蓋面積超過最適范圍時，水生植物的自屏效應(yīng)會影響水體的透光作用，進(jìn)而影響水體復(fù)氧及水體中微生物硝化和反硝化作用的進(jìn)行。因而，并不是水生植物覆蓋面積越大越有利于池塘的水質(zhì)凈化［27］。在本試驗中，由于大薸覆蓋面積只設(shè)置了10%和20% 2個梯度，因此，在構(gòu)建微生物-水生植物聯(lián)合凈化體系時大薸的最佳覆蓋面積仍需進(jìn)一步研究。但值得說明的是，在本試驗期間，各試驗組池塘并沒有出現(xiàn)魚浮頭，并且3 組處理塘中DO 濃度均隨時間顯著增加，說明在構(gòu)建微生物-水生植物聯(lián)合凈化體系時大薸浮床覆蓋面積為20%時的效果比10%的效果更好。

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