陳 杰，陳 婕，王逸超，彭明國(guó)，桂 松，張文藝

（常州大學(xué)環(huán)境與安全工程學(xué)院，江蘇 常州 213164）

隨著農(nóng)村生活逐漸步入城市化、現(xiàn)代化，隨之而來(lái)的村莊污水污染問(wèn)題也日益凸顯［1］。目前中國(guó)村莊污水處理技術(shù)大多套用或借用城市污水處理技術(shù)，如A/O、SBR、生物濾池、人工濕地等。但分散式村莊污水水量較小，相較于城市污水處理設(shè)施，具有建設(shè)投資費(fèi)用高、運(yùn)營(yíng)維護(hù)點(diǎn)多面廣、運(yùn)維成本亦較高等特點(diǎn)，造成多地村莊污水處理重建設(shè)、輕管護(hù)的現(xiàn)狀［1，2］。稻田也是一種濕地［3，4］，在中國(guó)南方水稻種植地區(qū)，利用水稻對(duì)氮、磷營(yíng)養(yǎng)消納能力較大的特點(diǎn)，可實(shí)現(xiàn)污水養(yǎng)分資源化。

耕作型稻田濕地主要通過(guò)水稻、土壤、微生物的協(xié)同作用，通過(guò)一系列的物理、化學(xué)、生物途徑來(lái)達(dá)到凈化污水的目的［5，6］，在降解過(guò)程中土壤酶起到重要作用。國(guó)內(nèi)外學(xué)者對(duì)此進(jìn)行了較多研究，Vymazal［7］、Ong等［8］在研究中發(fā)現(xiàn)植物能夠顯著改善濕地的溶解氧水平，從而提高濕地脫氮處理效果。岳春雷等［9］、許巧玲等［10］報(bào)道了土壤脲酶活性與土壤有機(jī)質(zhì)含量、微生物含量和含氮污染物的去除密切相關(guān)。因此，土壤脲酶活性可作為耕作型稻田濕地對(duì)污水處理效果的一個(gè)重要指標(biāo)。

本研究通過(guò)構(gòu)建耕作型稻田濕地，對(duì)其消納村莊污水特性及其土壤脲酶活性進(jìn)行研究，探究了5個(gè)不同水稻生長(zhǎng)期內(nèi)（返青期、分蘗期前、分蘗期后、幼穗分化期、抽穗-黃熟期）稻田濕地對(duì)污水中的COD、總磷、氨氮、總氮的去除效率?；陔迕缸兓?guī)律，揭示稻田濕地對(duì)污水中的氮轉(zhuǎn)化機(jī)制。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)水質(zhì)

試驗(yàn)水質(zhì)指標(biāo)如表1所示。

表1 試驗(yàn)進(jìn)水水質(zhì)指標(biāo)

1.2 試驗(yàn)裝置及其啟動(dòng)

1.2.1 試驗(yàn)裝置 如圖1所示，裝置為耕作型水平潛流濕地，其材料選用PP板，L（長(zhǎng)）×B（寬）×H（高）=1.0 m×0.4 m×0.5 m。該部分主要由集水區(qū)、稻田濕地處理區(qū)和出水區(qū)三大部分所構(gòu)成，集水區(qū)沸石層厚度200 mm，濕地填料層厚度400 mm，自下而上由40.00～50.00 mm礫石、15.00～35.00 mm紅磚碎塊、4.00～8.00 mm陶粒組成，孔隙率約30.8%；試驗(yàn)進(jìn)水通過(guò)恒流水泵抽入集水區(qū)，經(jīng)集水區(qū)的沸石層有效攔截后，再進(jìn)入稻田濕地，稻田濕地土壤取自常州市洛陽(yáng)鎮(zhèn)薛家河邊稻田。

1.2.2 裝置啟動(dòng) 當(dāng)裝置內(nèi)的填料和稻田土壤充填完畢后，在水力負(fù)荷（HLR）為0.024 m3（/m2·d）的條件下利用污水進(jìn)行為期3周的自然掛膜，當(dāng)COD去除率超過(guò)60%時(shí)認(rèn)為掛膜成功，隨后再移植水稻秧苗，種植密度為15株/m2。

圖1 試驗(yàn)裝置剖面

1.3 檢測(cè)方法

濕地土壤的脲酶活性測(cè)定采用奈氏比色法［11，12］。水質(zhì)指標(biāo)（COD、TP、TN、NH3-N）測(cè)定方法采用《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》第4版。

2 結(jié)果與分析

2.1 稻田濕地對(duì)村莊污水污染物凈化效果分析

2.1.1 COD去除分析 由圖2可以看出，稻田濕地在水稻由返青期到抽穗-黃熟期過(guò)程中對(duì)COD的平均去除率依次為33.0%、46.8%、47.3%、44.3%、46.2%。其中，水稻處于返青期時(shí)，稻田濕地對(duì)COD的處理效果最差，一方面由于返青期水稻對(duì)污水中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)吸收有限，另一方面因?yàn)槌跗跐竦赝寥篮蜐竦靥盍媳砻嫔锪肯鄬?duì)較少，微生物群落結(jié)構(gòu)尚未成型，土壤及填料對(duì)COD凈化能力不足。而隨著水稻及其根系不斷生長(zhǎng)，濕地土壤和濕地填料表面生物量逐漸增多，濕地系統(tǒng)對(duì)COD的去除率開(kāi)始逐步升高。同時(shí)張燕等［13］和Michaud等［14］在研究中發(fā)現(xiàn)濕地對(duì)COD的去除主要通過(guò)濕地填料的截留降低非溶解性的COD含量以及填料表面生物膜上好氧、厭氧微生物及水稻根系的協(xié)同作用去除溶解性的COD含量。這不僅驗(yàn)證了水稻處于返青期時(shí)，濕地對(duì)COD處理較差，還驗(yàn)證了水稻處于抽穗-黃熟期時(shí)，水稻對(duì)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)吸收能力及需求不斷下降的同時(shí)，濕地依然能保持對(duì)COD平穩(wěn)的去除效果。

圖2 HLR對(duì)COD去除效果的影響

2.1.2 TP去除分析 圖3為水稻不同生長(zhǎng)時(shí)期對(duì)TP的去除影響，由圖3可看出，稻田濕地在水稻由返青期到抽穗-黃熟期過(guò)程中對(duì)TP的平均去除率依次為81.3%、82.0%、84.0%、79.8%、61.3%。其中，水稻處于返青期到幼穗分化期過(guò)程中，由于此階段的水稻生長(zhǎng)對(duì)磷的需求較大，且根系的不斷發(fā)育更加大水稻對(duì)磷元素的吸收，因此濕地系統(tǒng)在該階段對(duì)TP能夠保持較好的去除效果，平均出水濃度為0.20 mg/L，達(dá)到地表水Ⅴ類水標(biāo)準(zhǔn)。而當(dāng)水稻進(jìn)入抽穗-黃熟期后，相比水稻處于返青期時(shí)，濕地對(duì)總磷的去除率下降了近20個(gè)百分點(diǎn)，一方面因?yàn)榇藭r(shí)水稻生長(zhǎng)發(fā)育較為完全，對(duì)總磷的吸收效果變差，另一方面由于進(jìn)水濃度小于稻田濕地中的間隙濃度，進(jìn)而產(chǎn)生了一個(gè)負(fù)濃度梯度，污水中的磷無(wú)法被濕地基質(zhì)所吸附，導(dǎo)致總磷去除率較低。

圖3 HLR對(duì)TP去除效果的影響

2.1.3 NH3-N去除分析 由圖4可以看出，隨著水稻的生長(zhǎng)，氨氮的去除率總體表現(xiàn)為下降趨勢(shì)，局部呈先下降后上升趨勢(shì)。水稻由返青期到抽穗-黃熟期過(guò)程中對(duì)氨氮平均去除率依次為74.3%、55.0%、78.9%、70.3%、70.6%。分蘗期前濕地對(duì)氨氮去除效果最差，主要因?yàn)樵诜痔Y期前需對(duì)水稻增施氮肥以保證水稻正常生長(zhǎng)，而未被水稻吸收的氮肥隨污水流出，導(dǎo)致濕地在分蘗期前對(duì)氨氮去除效果較差。但隨著氮肥逐漸被水稻吸收，濕地對(duì)氨氮去除率又迅速回到平穩(wěn)狀態(tài)。稻田濕地對(duì)氨氮去除效果能夠保持平穩(wěn)狀態(tài)主要基于以下4個(gè)方面：①集水區(qū)沸石較大的孔隙率和比表面積為微生物繁殖生長(zhǎng)提供一個(gè)載體，且隨著附著于沸石的生物膜不斷加厚，集水區(qū)對(duì)污水中氨氮處理效果逐漸變好；②相較于根粗須少的植物，稻根細(xì)小、活力強(qiáng)且接觸污水面積更廣，同時(shí)向周圍釋放氧含量相對(duì)更多［14］；③在根系周邊的好氧區(qū)及流動(dòng)水中的溶解氧通過(guò)硝化細(xì)菌的作用對(duì)氨氮進(jìn)行生物氧化；④土壤的吸附作用及離子交換反應(yīng)。

圖4 HLR對(duì)氨氮去除效果的影響

2.1.4 TN去除分析 由圖5可以看出，隨著水稻生長(zhǎng)，稻田濕地對(duì)總氮的平均去除率依次為63.2%、55.1%、68.6%、65.9%、59.3%。同時(shí)結(jié)合圖4發(fā)現(xiàn)，總氮去除率的變化趨勢(shì)與氨氮相似，但在整體去除率上，總氮比氨氮低了近20%，這主要由于村落污水中氨氮占總氮的80%以上，同時(shí)氨氮進(jìn)入濕地中能很快被水稻植株吸收和土壤吸附，而稻田硝態(tài)氮?jiǎng)t快速溶出并被排出濕地［15，16］。當(dāng)水稻處于分蘗期后時(shí)，稻田濕地對(duì)氮元素去除率達(dá)到最高，一方面由于水溫的上升對(duì)總氮的去除效率有一定的促進(jìn)作用；另一方面由于該時(shí)期稻田需要進(jìn)行曬田，且經(jīng)過(guò)曬田后的土壤層結(jié)構(gòu)發(fā)生變化，便于秧苗根系的下扎，從而增強(qiáng)水稻根系活力，提升了凈化效能。而對(duì)后期出水總氮去除效果較為穩(wěn)定，主要因?yàn)榈咎镄蜐竦鼗|(zhì)上的生物膜上種群結(jié)構(gòu)越來(lái)越趨向飽和且濕地土壤內(nèi)的微生物種群逐漸增多，彌補(bǔ)了抽穗-黃熟期水稻對(duì)氮吸收的不斷下降，保證濕地對(duì)含氮污染物穩(wěn)定有效的去除。

圖5 HLR對(duì)總氮去除效果的影響

2.2 濕地脲酶活性變化及其與氮轉(zhuǎn)化關(guān)系分析

由圖6可以看出，在7—11月，脲酶活性先升高后降低。在起初的30 d內(nèi)，在稻田土自身含有一定量脲酶的基礎(chǔ)上，隨著濕地的持續(xù)進(jìn)水以及增施的氮肥為稻田土壤中微生物提供了碳氮源，促進(jìn)了水稻及其根系的不斷生長(zhǎng)和微生物的增殖增生，脲酶活性呈快速升高并在8月達(dá)到最高。但8月后，稻田土壤中脲酶活性逐漸下降，一方面是稻田土壤內(nèi)的營(yíng)養(yǎng)元素被水稻大量消耗，限制了微生物的生長(zhǎng)［17］，另一方面水稻在9月已基本成熟且溫度有所下降，相應(yīng)的根系分泌物也隨之減少［18］。

圖6 濕地運(yùn)行期間稻田土壤脲酶活性變化

濕地沿程稻田土壤中脲酶活性變化如圖7所示。濕地前端稻田土壤層最先接觸污水中的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，其中的氮源較大部分被前端稻田土壤微生物所吸收，導(dǎo)致末端氮源供給不足，造成了前末兩端脲酶活性有一定差異的現(xiàn)象。表層稻田土壤中脲酶活性的分布同常規(guī)水質(zhì)污染物的沿程降解趨勢(shì)相同，這就印證了脲酶的產(chǎn)生主要來(lái)源于稻田土壤微生物，微生物活動(dòng)的強(qiáng)度將影響稻田土壤中脲酶的活性，進(jìn)而可推測(cè)出濕地稻田土壤層的脲酶活性應(yīng)該要高于填料層，一方面是稻田土壤層的微生物群落較豐富，另一方面稻田土壤層通過(guò)根系泌氧，含氧量相對(duì)較高，更利于微生物的生存，所以含氮類有機(jī)物主要通過(guò)稻田土壤層生物群落來(lái)進(jìn)行生物降解。

圖7 濕地沿程脲酶活性變化

從圖8可以看出，脲酶活性與TN去除（y=667.66x-494.63，R2=0.906 6，P＜0.05，n=5）呈顯著正相關(guān)關(guān)系，即總氮的去處率隨脲酶活性的增大而增大。同時(shí)對(duì)各水稻生長(zhǎng)期內(nèi)濕地進(jìn)出水氨氮占總氮比值分析（表3）發(fā)現(xiàn)，污水經(jīng)過(guò)濕地處理后，氨氮所占總氮的比例大幅度減小，說(shuō)明在濕地中被水稻吸收、土壤吸附部分主要以氨氮為主。而分蘗期前對(duì)濕地增施氮肥導(dǎo)致濕地內(nèi)氮元素含量增多，氮元素去除率下降，但氮肥被脲酶水解產(chǎn)物NH4+-N對(duì)脲酶活性也有很好的刺激作用［19］，因此，此階段的脲酶活性也達(dá)到最高。稻田土壤脲酶屬于水解酶類中的酰胺水解酶，它不僅在濕地系統(tǒng)氮循環(huán)中扮演著重要的角色，脲酶活性也與稻田土壤的微生物含量、有機(jī)物質(zhì)含量呈正相關(guān)［10］。因此，在一定程度上，脲酶活性也可以用來(lái)反映濕地的環(huán)境條件以及稻田濕地對(duì)污水的凈化效果。

圖8 脲酶活性與TN去除率的相關(guān)性

表3 各階段濕地內(nèi)進(jìn)出水氨氮占總氮比值

3 小結(jié)

1）稻田濕地在不同水稻生長(zhǎng)期下對(duì)污染物的去除效果存在差異，當(dāng)水稻處于分蘗期后時(shí)，COD、TP、NH3-N和TN平均去除率最高，分別為47.2%、84.0%、78.9%和68.6%，濕地對(duì)COD處理效果一般，對(duì)TP、NH3-N和TN處理效果較好。村莊污水經(jīng)稻田濕地穩(wěn)定處理后的出水水質(zhì)均達(dá)到《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)GB3838—2002》Ⅴ類標(biāo)準(zhǔn)。

2）隨著水稻的生長(zhǎng)，水稻根系分泌物及其吸收能力呈先增后減的趨勢(shì)，導(dǎo)致前期根系分泌物多而營(yíng)養(yǎng)元素吸收較少，后期分泌物少且吸收能力差，進(jìn)而導(dǎo)致濕地內(nèi)土壤脲酶活性先提高后降低且稻田濕地沿程脲酶活性的分布規(guī)律呈逐級(jí)下降趨勢(shì)，同時(shí)耕作型稻田濕地內(nèi)脲酶活性與TN去除呈顯著正相關(guān)。