夏夢華，劉銘羽，郭寧寧，葉 磊，李 希，李裕元，張滿意，吳金水

(1.中國科學院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所/ 亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過程重點實驗室，湖南 長沙 410125；2.中國科學院大學，北京 100049；3.湖南師范大學資源與環(huán)境科學學院，湖南 長沙 410006；4.湖南農(nóng)業(yè)大學工學院，湖南 長沙 410128)

隨著點源污染逐步得到有效控制，面源污染問題已成為引起水環(huán)境質量下降及水生態(tài)環(huán)境惡化的主要原因，而農(nóng)業(yè)面源污染防治是面源污染治理最重要的環(huán)節(jié)[1]，其中高密度畜禽養(yǎng)殖及過量施肥導致的氮流失是形成農(nóng)業(yè)面源污染的主要原因[2]。養(yǎng)殖廢水因為排水量大、排水時間相對集中、氮磷負荷高等原因，難以得到快速有效的處理和利用，因此逐步演化成農(nóng)村環(huán)境污染中的主要問題[3-4]。

養(yǎng)豬廢水是一種高負荷的有機廢水[5]，同時也是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中寶貴的肥力資源，其處理技術主要包括厭氧處理技術、好氧處理技術和人工濕地處理技術[6]。其中前2項技術主要應用于大規(guī)模的工廠化處理，優(yōu)點主要在于集中程度高、占地少，但也存在不足之處：工程建設和運行成本較高[7]。人工濕地處理技術具有投資少、氮磷資源回收利用效率高等特點，在農(nóng)村分散型養(yǎng)豬廢水處理方面受到更多青睞。人工濕地中氮的去除方式主要包括微生物轉化、植物吸收、基質吸附和氨揮發(fā)等[8]，其中硝化-反硝化作用是人工濕地系統(tǒng)最主要的脫氮過程，通常占系統(tǒng)氮去除總量的66%～80%[9]，植物直接吸收對脫氮量的貢獻一般不大(2%～43%)[10-11]，但能通過根系泌氧、生化反應酶的釋放以及改變水力傳輸特征等方面間接促進氮的去除[12]，因此，不同植物構建的濕地系統(tǒng)有不同的脫氮特征。

目前關于濕地植物對污水的脫氮能力研究已較多[13-14]，但關注點多集中在中低負荷污水的凈化或植物對某種元素的吸附累積能力上，且以室內模擬試驗居多，濕地植物對高負荷養(yǎng)豬廢水的具體耐受情況以及系統(tǒng)內的氮去向特征研究較少。遴選適當?shù)臐竦刂参飳τ陴B(yǎng)豬廢水的低成本生態(tài)治理具有重要的理論價值；明確氮去向并探尋影響其去向的關鍵因素則有利于提高人工濕地對營養(yǎng)元素的利用率。基于此，筆者通過野外小區(qū)控制試驗，研究了由美人蕉(Cannaindica)、梭魚草(Pontederiacordata)、黃菖蒲(Irispseudacorus)3種生物量較大的挺水植物構建的表面流人工濕地對養(yǎng)豬廢水(沼液)的脫氮特征及機理，以期為濕地植物的遴選提供理論依據(jù)，為養(yǎng)豬廢水的生態(tài)治理提供一定的參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗在湖南省長沙縣金井鎮(zhèn)中國科學院長沙農(nóng)業(yè)環(huán)境觀測研究站(113°20′4.75″ N, 28°33′4.01″ E)進行。研究區(qū)屬典型亞熱帶濕潤季風氣候區(qū)，多年平均氣溫為17.2 ℃，全年無霜期為260～300 d，年日照時數(shù)為1 600～1 800 h，年平均降水量約為1 300 mm。

1.2 試驗材料

試驗小區(qū)設置在野外，小區(qū)由混凝土建成，底部及四周均做防滲處理，長×寬×深為80 cm×50 cm×40 cm，在距底部26 cm高處開直徑為2 cm的排水孔2個，以保證各小區(qū)正常排水。小區(qū)底泥采用當?shù)氐湫退就?，土壤砂?粒徑>0.05 mm)和黏粒(粒徑<0.002 mm)含量w分別為41.6%和10.0%。土壤質地為粉砂壤[15]，土壤容重約為1.21 g·cm-3，w(總有機碳)約為 10.6 g·kg-1，w(全氮)、w(全磷)及w(全鉀)分別為1.2、0.4和22.5 g·kg-1。試驗所用養(yǎng)豬廢水取自長沙縣開慧鎮(zhèn)錫福村某小型養(yǎng)豬場，豬場總占地面積約為5 800 m2，存欄數(shù)量約為1 500頭，廢水產(chǎn)生量約為15 t·d-1。試驗所用廢水為經(jīng)過厭氧池預處理過的養(yǎng)豬廢水沼液，但沼液中殘留的COD為1 700 mg·L-1,ρ(氮)為370 mg·L-1,ρ(磷)為65 mg·L-1。試驗所用植物均為當?shù)爻Ｒ娗颐忍Y再生能力較強的挺水植物。幼苗在花卉市場統(tǒng)一購買，株高控制在(60±5) cm。

1.3 試驗設計

試驗共設美人蕉、梭魚草、黃菖蒲3個處理組及1個對照(無植物)，每個處理設置3次重復，共12個小區(qū)，采用隨機區(qū)組設計。試驗開始前，先在每個小區(qū)底部填充過3 mm孔徑篩的水稻土12 cm作為人工濕地植物定植底泥，植物種植密度為35 叢·m-2，初期控制植物種苗濕重約為4.1 kg·m-2。植物定植后加水并淹沒土壤，培養(yǎng)10 d，待植物成活并穩(wěn)定生長后正式開始試驗。試驗階段為2018年9—11月，周期為50 d，試驗期間使用蠕動泵(LabV3)從儲水池持續(xù)進水，并根據(jù)天氣情況定期加水以補充蒸散發(fā)耗水量，小區(qū)進水量為8 L·d-1，即進水負荷約為20 L·m-2·d-1，水力停留時間為7 d。

1.4 樣品采集與分析方法

在試驗開始前采集底泥及植物樣品背景值，之后定期采集進出水、底泥和植物樣品。

水樣的采集與分析：水樣每7 d采集1次，在試驗小區(qū)出水口及中心分別取樣，混合后作為待測樣品，保存于100 mL塑料方瓶中，同時采集儲水池內原液。分別測定氨氮(NH4+-N)、硝態(tài)氮(NO3--N)和總氮(TN)濃度，NH4+-N和NO3--N濃度離心過濾后取上清液,用 AA3 流動分析儀測定；TN濃度采用堿性過硫酸鉀消解-流動注射儀法測定。此外，用雷磁DDB-303A便攜式電導率儀現(xiàn)場實時測定水體電導率(EC)，用哈希便攜式水質分析儀(HQ40d)測定水溫(T)及溶解氧(DO)濃度，用梅特勒-托利多pH計(FE20)測定pH值。

植物樣品的采集與分析：分別于試驗開始前和結束時稱量并換算各小區(qū)植物及根系生物總量(以干重計)。植物樣每14 d采集1次，選擇長勢良好且有代表性的植株帶底泥切出，于實驗室內清洗干凈，分根、莖、葉剪碎裝于信封袋內，置于105 ℃烘箱中殺青30 min，于80 ℃條件下烘至恒重，研磨、過0.42 mm孔徑篩后裝于自封袋保存，用于植物TN含量測定，測定方法為H2SO4-H2O2消煮-半微量凱氏定氮法。

底泥樣品的采集與分析：底泥樣每14 d采集1次，與植物樣采集同步進行，使用土鉆進行采集，取樣深度與小區(qū)填土厚度一致，每個小區(qū)沿對角線等距離取三鉆底泥，裝自封袋帶回實驗室，風干部分過1.7 mm孔徑篩去除植物根系。樣品分為2份：一份鮮樣用自封袋保存在4 ℃冰箱中，用于測定底泥pH值、含水率、NH4+-N及NO3--N含量；另一部分進一步自然風干，經(jīng)研磨、過0.15 mm孔徑篩后4 ℃ 條件下保存，用于測定土壤TN含量。NH4+-N及NO3--N含量采用氯化鉀浸提-流動注射儀法測定；土壤TN含量經(jīng)H2SO4消解后，用半微量凱氏定氮法測定。

1.5 計算方法與數(shù)據(jù)分析

人工濕地中污染物去除效率(R)計算方法為

R=(Ci0-Ci)/Ci0×100 。

(1)

式(1)中，Ci0為人工濕地第i次采樣時儲水池原液質量濃度，mg·L-1；Ci為人工濕地第i次采樣出水質量濃度，mg·L-1。

人工濕地單位面積平均氮去除負荷(Qw)計算方法為

(2)

式(2)中，Qw為人工濕地單位面積平均氮去除負荷，g·m-2·d-1；n為采樣次數(shù)(7次)；i為采樣頻次；V為濕地中水體有效體積，m3；t為水力停留時間，d；S為濕地有效面積，m2。

人工濕地單位面積底泥平均氮吸附量(Qs)計算方法為

(3)

式(3)中，Qs為人工濕地單位面積底泥平均氮吸附量，g·m-2·d-1；ρb為底泥容重，g·cm-3；V為濕地內土壤體積，m3；Cs為試驗結束時底泥TN含量，g·kg-1；Cs0為試驗開始時底泥TN背景含量，g·kg-1；D為試驗天數(shù)，d；1 000為單位換算系數(shù)。

人工濕地單位面積植物平均氮吸收量(Qp)計算方法為

Qp=(PC×PB-PC0×PB0)/D。

(4)

式(4)中，Qp為人工濕地單位面積植物平均氮吸收量，g·m-2·d-1；PB為試驗結束時單位面積植物干重，kg·m-2；PC為試驗結束時植株內氮含量，g·kg-1；PB0為試驗開始時單位面積植物干重，kg·m-2；PC0為試驗開始時植株內氮含量，g·kg-1。

廢水pH值約為7.8，因此氨揮發(fā)氮損失量可忽略不計[16]，扣除植物吸收量、底泥吸附量，其他形式氮去除均算入微生物去除途徑，試驗期人工濕地單位面積微生物轉化作用下氮去除量(Qm)采用下式進行估算[17]：

Qm=Qw-Qs-Qp。

(5)

式(5)中，Qm為人工濕地單位面積微生物轉化作用下氮去除量，g·m-2·d-1。

采用Microsoft Excel 2010軟件進行數(shù)據(jù)分析，SPSS 22.0軟件進行統(tǒng)計分析，Origin 2019b軟件進行繪圖。

2 結果與分析

2.1 養(yǎng)豬廢水中TN、NH4+-N及NO3--N的去除效果

試驗小區(qū)進水ρ(TN)和ρ(NH4+-N)分別為318～391和296～368 mg·L-1，試驗期內平均去除率大小順序均為梭魚草>黃菖蒲>美人蕉>對照，TN平均去除率分別為56%、53%、42%和31%，平均出水質量濃度為156、166、205和243 mg·L-1(圖1)；NH4+-N平均去除率分別為57%、53%、48%和32%，平均出水質量濃度為137、156、166和215 mg·L-1(圖2)。梭魚草和黃菖蒲處理TN和NH4+-N去除率均與對照差異顯著(P<0.05)。此外，不同處理的TN和NH4+-N去除率均隨時間推移呈下降趨勢，其中9月21日—10月15日去除率較高，下降較緩；10月15日—11月9日去除率下降較快。梭魚草處理前期(9月21日—10月15日)TN和NH4+-N的去除效果最好，最高達75%和82%，平均出水質量濃度分別為99和68 mg·L-1。黃菖蒲處理后期(10月15日—11月9日)TN和NH4+-N的去除率最好，最高達53%和49%，平均出水質量濃度分別為153和154 mg·L-1。試驗期間梭魚草、黃菖蒲、美人蕉和對照4種處理的氮去除量分別為3.93、3.74、2.96和2.21 g·m-2·d-1。

圖1 TN進出水濃度及去除率

圖2 NH4+-N進出水濃度及去除率

養(yǎng)豬廢水(沼液)中ρ(NO3--N)極低，約為0.13～0.94 mg·L-1。NO3--N去除率隨著時間推移呈下降趨勢，大小順序為梭魚草>黃菖蒲>美人蕉>對照，平均去除率分別為53%、50%、49%和36%，平均出水質量濃度分別為0.211、0.214、0.215和0.258 mg·L-1，各處理間去除率無顯著差異(P>0.05)(圖3)。

圖3 NO3--N進出水濃度及去除率

將不同污染物去除率與水環(huán)境因子進行Pearson相關性分析，結果表明TN、NH4+-N去除率均與溫度呈極顯著正相關(P<0.01)，與pH值呈極顯著負相關(P<0.01)；NO3--N去除率與溫度呈極顯著正相關(P<0.01)，與DO、pH值呈顯著負相關(P<0.05)(表1)。

表1 污染物去除率與環(huán)境因子的相關系數(shù)

2.2 底泥中TN、NH4+-N及NO3--N含量變化

試驗期間底泥pH值變化范圍為7.08～8.30，平均為7.80，呈弱堿性。試驗開始時(9月13日)不同處理中底泥TN和NH4+-N含量無顯著差異(P>0.05)。由圖4可知，試驗期底泥中TN和NH4+-N平均含量的變化順序均為對照>美人蕉>梭魚草>黃菖蒲，TN平均含量分別為1.4、1.31、1.30和1.26 g·kg-1；NH4+-N平均含量分別為241、213、199和170 mg·kg-1，不同處理間TN與NH4+-N含量差異不顯著(P>0.05)。底泥中TN和NH4+-N含量均在試驗初期先急速上升，然后漸趨平穩(wěn)。底泥中NO3--N含量較低，基本穩(wěn)定在0.26～0.56 mg·kg-1。對照、美人蕉、梭魚草和黃菖蒲處理底泥吸附量分別為0.80、0.66、0.51和0.36 g·m-2·d-1，吸附量占廢水總脫氮量的36%、22%、13%和10%，有植物的濕地占比明顯較低。

圖4 底泥中TN和NH4+-N含量

2.3 植物生長狀況與氮含量變化

3種植物在人工濕地中穩(wěn)定后均會先增長自身葉片數(shù)并圍繞母株分生子株，后植株高度開始生長。至試驗結束不同處理間植物株高、干物質量和根系干物質量均有顯著差異(P<0.05)。梭魚草喜熱且能較快適應新環(huán)境，試驗期間長勢最好，植株平均增高約82 cm，植物干物質量增加約1.17 kg·m-2；黃菖蒲在水溫較低時生長最為迅速，根系干物質量增量最大，約為200 g·m-2；美人蕉在養(yǎng)豬廢水(沼液)中雖能生長及分生，但生長較緩慢。不同植物含水率試驗前后變化不明顯，均為90%左右(表2)。

表2 不同挺水植物試驗前后的生長狀況

梭魚草處理中TN含量大小順序為葉>根>莖，分配比例為55.2%、23.2%和21.6%，根、莖中TN含量與葉差異顯著(P<0.05)；黃菖蒲處理中TN含量大小順序為葉>莖>根，分配比例為45.4%、32.0%和22.6%，根和葉中TN含量差異顯著(P<0.05)；美人蕉處理中TN含量大小順序為葉>莖>根，分別為38.8%、32.8%和28.4%，不同器官中TN含量差異不顯著(圖5)。

圖5 氮在植株器官間的分配特征

植物體內TN含量大小順序為梭魚草>黃菖蒲>美人蕉，平均含量分別為25.33、20.85和18.08 g·kg-1，不同處理間差異不顯著。不同植物體內氮含量均隨時間推移呈上升趨勢(圖6)。在梭魚草、黃菖蒲和美人蕉處理中，氮含量分別由1.8%、1.1%和1.1%增長到3.5%、2.9%和2.7%，試驗末期植物氮吸收量分別為0.84、0.64和0.41 g·m-2·d-1，占總脫氮量的21%、17%和14%。

英文小寫字母不同表示同種植物在不同采樣時間植株內TN含量差異顯著(P<0.05)；大寫字母不同表示同一采樣時間不同植物植株內TN含量差異顯著(P<0.05)。

2.4 水環(huán)境因子變化

水環(huán)境因子測定結果表明，人工濕地系統(tǒng)內ρ(DO)普遍較低，為0.01～1.59 mg·L-1，植物處理組出水ρ(DO)較進水顯著升高(P<0.05)。不同處理(含對照)間pH值無明顯差異(P> 0.05)，但出水pH值顯著低于進水(P<0.05)。水溫隨時間推移呈下降趨勢(與氣溫變化一致)，變化范圍為14～27 ℃，進出水溫度無顯著性差異。出水電導率較進水下降約50%(表3)。

表3 養(yǎng)豬廢水環(huán)境因子

3 討論

3.1 廢水中主要水質理化指標的變化

試驗結果表明，濕地系統(tǒng)無論有無植物水體ρ(DO)都處于較低水平(0.01～1.59 mg·L-1)，其原因可能是微生物在降解有機污染物時消耗了大量的氧氣[18]。出水DO濃度明顯增高，一方面是因為隨著有機物的降解，大氣的復氧能力增強；另一方面是因為植物根系也會向系統(tǒng)內釋放氧氣[19]。養(yǎng)豬廢水中無機鹽離子大部分被底泥吸附[20]，小部分被微生物吸收利用，小分子有機鹽主要被植物吸收[21]，因此經(jīng)過濕地處理后廢水EC值會有不同程度的降低。

試驗初期，污染物主要通過物理沉降和化學吸附作用沉積在底泥中[22]，因此各處理均為初次采樣時去除率最高。試驗開始至10月15日，各處理氮去除率較高，原因可能是：(1)該階段植物生長較快，吸收累積氮的能力強；(2)該時段溫度較高，微生物生長代謝旺盛，因此氮利用率高。試驗后期(10月15日之后)，氮去除率明顯下降，這與溫度降低也有一定關系(表1)。系統(tǒng)出水pH值明顯降低，TN、NH4+-N去除率與pH值呈負相關，這與脫氮過程水體NH4+-N濃度的降低有密切關系，且植物根系有機酸等物質的分泌、微生物代謝轉化等活動也會在一定程度上影響底泥或廢水的酸堿度。

廢水為缺氧且微堿環(huán)境，適合反硝化作用。因此NO3--N一經(jīng)產(chǎn)生便被利用，很難在廢水中累積[23]。根據(jù)表1可知，溫度及溶解氧對NO3--N的去除有顯著影響，主要因為反硝化微生物活性易受溫度及溶解氧影響。有研究表明反硝化作用也會受有機碳源的類型和質量的影響，進而影響NO3--N的去除率[24]。

3.2 底泥對TN、NH4+-N及NO3--N的吸附

底泥會通過物理吸附和絮凝沉淀等作用固定水體部分氮素，其中吸附作用主要由基質表面的靜電引力產(chǎn)生，NH4+-N是帶正電的離子，濕地基質一般帶負電荷，因此底泥主要吸附NH4+-N[25]。

對照組的氮沉積量最多；美人蕉由于生長狀態(tài)相對欠佳，從底泥中吸收氮的能力較弱，因此底泥中氮含量較高；梭魚草及黃菖蒲生長良好，不僅直接吸收了大量氮，還通過攔截作用間接影響了水體中氮的沉積過程[26]，因此系統(tǒng)內底泥氮含量較低。底泥中NO3--N含量低與反硝化微生物的利用及轉化密切相關；其次，底泥本身不易吸收帶負電的硝酸根離子。此外，養(yǎng)豬廢水(沼液)中NO3--N濃度本身較低，輸入的NO3--N總量較少，這也是底泥中NO3--N含量低的一個重要原因。

3.3 植物對氮的吸收累積

3種人工濕地系統(tǒng)中植物吸收脫氮量占總脫氮量的14%～21%，吸收量為0.41～0.84 g·m-2·d-1。一般情況下，大型濕地植物吸收脫氮占比多為2%～16%[27-28]，吸收量約為0.02～0.675 g·m-2·d-1[29-30]，低于該試驗結果。推測是因為濕地中許多大型水生植物對NH4+-N有所偏愛[31]，因此在高NH4+-N養(yǎng)豬廢水(沼液)中植物會吸收更多的氮。另外，植物吸收途徑占比越高，越有利于養(yǎng)豬廢水的資源化利用，因為可通過收割植物的方式將營養(yǎng)元素從人工濕地系統(tǒng)中移出并加以利用。

葉片氮含量占比較高(33.8%～55.2%)，其原因可能是氮一般集中于植物生命活動最旺盛的部分[32]，而葉片為光合作用場所，含有大量功能蛋白及葉綠素，因此生命活動相對旺盛，氮含量較高。

3.4 氮去向與脫氮特征

通過計算發(fā)現(xiàn)，對照組中底泥吸附脫氮占36%，微生物轉化脫氮占64%；美人蕉、梭魚草和黃菖蒲處理中底泥吸附分別占22%、13%和10%；植物吸收占14%、21%和17%，微生物作用占64%、66%和73%，可見微生物作用是人工濕地最主要的脫氮途徑，這與白軍紅等[33]的研究結論基本一致。黃菖蒲處理中微生物轉化脫氮占比高于其他2種處理，這可能與黃菖蒲根系相對發(fā)達有關。研究表明濕地植物根系的生物量越大，植物根區(qū)發(fā)生硝化作用的機會越大[34]。梭魚草處理中植物吸收脫氮貢獻率高于其他2種處理，這與梭魚草植株氮含量較高且生物量較大密切相關。美人蕉處理中底泥吸附脫氮貢獻率高于其他2種處理，主要因為其生長狀態(tài)較差，從底泥中移除氮的能力較弱，因此吸附沉積在底泥中的氮比例較高。3種植物生長狀態(tài)雖存在差異，但對養(yǎng)豬廢水均有一定耐受性。彭憶蘭等[35]的研究也表明一些水生植物能在高氮廢水中正常存活且脫氮效果良好(44.0%～76.5%)，這可能是因為植物會通過相應的生理生化活動來緩解氨脅迫帶來的危害。

4 結論

3種挺水植物在養(yǎng)豬廢水(沼液)中均可存活，其中梭魚草生物量較大，濕地脫氮效果最好，適合做養(yǎng)豬廢水(沼液)處理的先鋒植物；黃菖蒲根系發(fā)達，低溫階段生長良好，與梭魚草存在季節(jié)方面的互補性；美人蕉雖耐受能力強，但凈化能力較弱，可考慮用來處理中低負荷廢水或與其他植物混種來提高濕地的生物多樣性及景觀性。

3種植物濕地系統(tǒng)對TN、NH4+-N和NO3--N的去除率均為梭魚草>黃菖蒲>美人蕉，氮去除負荷分別為3.93、3.74和2.96 g·m-2·d-1，且均以微生物轉化脫氮占主導地位(66%、73%和64%)，底泥吸附(13%、10%和22%)和植物吸收(21%、17%和14%)占比均較低。溫度、植物生物量和根系生長狀況是影響濕地脫氮效果的主要因素。