劉鶴瑩，張嫚，翟中葳，楊鵬，支蘇麗，沈仕洲，3，張克強(qiáng)，3*

（1.東北農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，哈爾濱 150036；2.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測所，天津 300191；3.國家農(nóng)業(yè)環(huán)境大理觀測實(shí)驗(yàn)站，云南 大理 671004）

隨著規(guī)?；膛ｐB(yǎng)殖場在養(yǎng)殖業(yè)中的比重逐年上升[1]，奶牛場養(yǎng)殖廢水經(jīng)過分類歸納、分別處理后用作肥料還田是一種較為理想的資源化利用方式，如果處理不當(dāng)后回用可能對環(huán)境造成二次污染。奶廳廢水主要來自于擠奶設(shè)備、牛乳運(yùn)輸管道、罐體及擠奶廳地面的清潔，因其有機(jī)物含量較高、氮磷含量低且鹽度較高的特點(diǎn)區(qū)別于其他養(yǎng)殖廢水[2-3]。清洗過程中添加的化學(xué)洗滌劑和消毒劑導(dǎo)致奶廳廢水中含有大量無機(jī)氯鹽，故通常將奶廳廢水經(jīng)過污水設(shè)備處理后單獨(dú)排放[4]。奶廳廢水產(chǎn)生量大，處理成本高[5]，其處理和利用成為養(yǎng)殖污染治理中的難題。乳制品廢水和奶廳廢水的產(chǎn)生路徑和處理工藝相似，但前者碳氮磷養(yǎng)分更高。國內(nèi)學(xué)者偏向于降低乳制品廢水中的氮磷污染物及有機(jī)物含量，以厭氧與好氧組合工藝為基礎(chǔ)，通過改變凈水設(shè)備的工藝參數(shù)和降低水力停留時(shí)間來提升凈水效率，但工藝較為復(fù)雜[6-7]。實(shí)際應(yīng)用中“A/O-MBR-三級植物凈水塘”工藝可有效降低奶廳設(shè)備-管道清洗廢水中氮磷養(yǎng)分，出水可以循環(huán)回用清潔牛舍及擠奶廳，同時(shí)滿足奶廳廢水的處理和利用，但是鹽分去除設(shè)備的運(yùn)維費(fèi)用高。因此，探索低成本高效率的奶廳廢水處理工藝技術(shù)具有重要意義。

水生植物修復(fù)技術(shù)的處理費(fèi)用低，可以循環(huán)利用水體有機(jī)養(yǎng)分，具有凈化奶廳廢水的潛力[8-9]。然而，奶廳廢水的鹽度相對略高，部分無機(jī)鹽分的存在可能影響凈水植物的生長狀況，進(jìn)而影響水體凈化效果。目前在處理奶廳廢水的工程實(shí)踐中，通過植物修復(fù)方式達(dá)到凈水目的，并探究漂浮植物對這類特殊畜禽養(yǎng)殖廢水的主要污染成分耐受能力的研究較少。大薸作為一種脫氮除磷效果較為顯著的漂浮植物[10]，在溫暖潮濕的環(huán)境下繁殖迅速，具有容納限量鹽分和吸收轉(zhuǎn)化有機(jī)物的能力[11]。目前大薸被應(yīng)用于多種畜禽養(yǎng)殖廢水的生態(tài)修復(fù)試驗(yàn)中[12-14]，可以顯著降低水體總氮（TN）、銨態(tài)氮（-N）、總磷（TP）、化學(xué)需氧量（COD）、多種鹽分等的含量，但是對奶廳廢水中主要污染物的去除效果鮮有研究。本研究以大薸為研究對象，明確該植物對奶廳廢水、Cl-兩種陰離子鹽的耐受閾值，在掌握大薸對實(shí)際廢水耐鹽范圍的基礎(chǔ)上，選擇某奶牛養(yǎng)殖場奶廳廢水原水、厭氧處理后和好氧處理后的廢水開展室內(nèi)凈化試驗(yàn)，重點(diǎn)研究大薸對奶廳廢水中氮、磷、有機(jī)物以及鹽分等主要污染物的去除效果，為實(shí)現(xiàn)大薸對奶廳廢水的處理與資源化利用提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試材料為大薸，購于江蘇某養(yǎng)殖基地，在農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測所水塘進(jìn)行為期2 個(gè)月的馴化，在人工溫室內(nèi)篩選出葉片健康完整、根系發(fā)達(dá)、大小均勻一致、鮮質(zhì)量為20 g·株-1左右的大薸進(jìn)行鹽脅迫耐受試驗(yàn)，篩選出鮮質(zhì)量為60 g·株-1左右的成熟大薸進(jìn)行奶廳廢水凈化試驗(yàn)。

奶廳廢水原液取自天津某奶牛養(yǎng)殖場擠奶臺末端收集池，厭氧污泥和好氧菌種（主要為酵母菌）均取自天津某養(yǎng)殖廢水處理工程，厭氧菌種（主要為乳酸菌）購置于濰坊某環(huán)保公司。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.2.1 大薸鹽脅迫耐受試驗(yàn)

采用盆栽試驗(yàn)法對植物進(jìn)行鹽脅迫處理，水培裝置為2 L 燒杯。為驗(yàn)證不同陰、陽離子鹽對大薸的影響，分別添加NaCl、KCl 和K2SO4。根據(jù)查閱文獻(xiàn)與預(yù)試驗(yàn)結(jié)果設(shè)置鹽度梯度和處理時(shí)間。每種處理均設(shè)置0、5、10、15、20、25、30 mmol·L-1鹽度梯度，分別記作CK、T1、T2、T3、T4、T5、T6，每個(gè)處理設(shè)5次重復(fù)，每日用蒸餾水補(bǔ)充蒸發(fā)水分至初始值。7 d試驗(yàn)結(jié)束后對不同處理的大薸葉片進(jìn)行指標(biāo)測定。

1.2.2 奶廳廢水凈化試驗(yàn)

試驗(yàn)用水：以奶廳廢水（R）為基礎(chǔ)進(jìn)行配制，取2.5 kg厭氧污泥、10 g厭氧菌種投放至裝有120 L奶廳廢水的厭氧發(fā)酵罐，每日于28 ℃、60 r·min-1的條件下避光振蕩30 min，其余時(shí)間靜置，15 d 后過濾得到上清液為厭氧發(fā)酵后奶廳廢水（A）。在90 L 奶廳廢水（R）中投放 30 g 好氧菌種，通過連有 2 個(gè) Φ60 mm 氣泡石的12 W 增氧泵向水體連續(xù)曝氣處理7 d，待水體穩(wěn)定呈現(xiàn)紅棕色后，得到好氧處理后奶廳廢水（O）。3種試驗(yàn)用水水質(zhì)指標(biāo)如表1所示。

表1 三種處理下奶廳廢水的理化性質(zhì)Table 1 Physicochemical properties of milking parlor wastewater with different treatments

試驗(yàn)方案：馴化后的大薸經(jīng)蒸餾水淋洗后投放至裝有12 L 奶廳廢水的塑料桶中，每組投放3株成熟大薸（植物組Ps），未投放大薸處理為空白對照（對照組CK），所有試驗(yàn)處理均設(shè)3次重復(fù)。培育條件：全光譜植物補(bǔ)光燈光照強(qiáng)度8 600 lx，光照周期為16 h/8 h（晝/夜），培養(yǎng)溫度為（26±1）℃（/24±1）℃（晝/夜），每日用蒸餾水向桶中補(bǔ)充蒸發(fā)的水分至初始值。試驗(yàn)期間，連續(xù)觀察試驗(yàn)組大薸生長情況，并對掉落莖葉進(jìn)行人工清理，對照組中偶有生長出綠色藻類或深色沉積物均及時(shí)打撈，每4 d采集水樣并測量理化指標(biāo)，試驗(yàn)周期為31 d。

1.3 測定項(xiàng)目與方法

植物抗氧化系統(tǒng)指標(biāo)測定：丙二醛（MDA）、超氧化物歧化酶（SOD）、過氧化物酶（POD）、過氧化氫酶（CAT）均采用北京索萊寶科技有限公司開發(fā)的試劑盒測定。大薸的耐鹽性綜合評價(jià)參考黨曉宏等[15]的計(jì)算及評定方法。

水體理化指標(biāo)測定：從垂直水面高度5 cm 的位點(diǎn)取樣。采用HACH DRB200 消解儀對有機(jī)質(zhì)進(jìn)行消解，并使用HACH DR6000 分光光度儀對TN、TP、SO24-、COD 和TOC 濃度進(jìn)行測定，后三種物質(zhì)的測定前處理均需使用HACH 配套試劑包。利用FIA6000+流動注射分析儀對濃度進(jìn)行測定。利用雷磁ZDJ-48 自動電位滴定儀對和進(jìn)行測定。利用 mettler toledo pH 計(jì)和 EC 儀對水體pH和電導(dǎo)率進(jìn)行測定。

本研究在測定植物組及對照組兩種處理水體污染物含量的基礎(chǔ)上進(jìn)行水體污染物的去除率以及植物的污染物去除貢獻(xiàn)率計(jì)算，計(jì)算如式（1）~式（3）所示。

式中：C1和C3分別代表植物組和對照組的水體初始污染物含量，C2和C4分別代表兩種處理水體在試驗(yàn)節(jié)點(diǎn)時(shí)的污染物含量。

1.4 數(shù)據(jù)處理

試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用SPSS 19.0 統(tǒng)計(jì)軟件進(jìn)行單因素方差分析，Duncan 法對數(shù)據(jù)進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)，主要利用主成分分析、隸屬函數(shù)及權(quán)重計(jì)算結(jié)果的整合，從而對大薸的耐鹽性進(jìn)行綜合評價(jià)，并對奶廳廢水中主要污染物之間的相互關(guān)系進(jìn)行Pearson 相關(guān)性分析。使用Origin 2018 軟件制圖。使用Matlab 軟件的Isqcuvefit 函數(shù)對植物相對生長率和多種污染物含量的關(guān)系進(jìn)行線性或非線性最小二乘法計(jì)算。

2 結(jié)果與分析

2.1 奶廳廢水中鹽脅迫對大薸葉片抗氧化系統(tǒng)的影響

本研究設(shè)置不同濃度梯度的3種鹽分NaCl、KCl、K2SO4，通過觀察與大薸葉片抗氧化系統(tǒng)相關(guān)的4 項(xiàng)指標(biāo)變化，初步探索大薸對特定鹽分的耐受閾值。植物抗氧化系統(tǒng)脅變指標(biāo)與鹽度和鹽分種類之間的雙因素方差分析見表2。如表2 所示，鹽分種類對葉片SOD 酶活的影響顯著（P<0.05），除此之外，不同鹽度和鹽分種類以及兩者的交互作用對大薸葉片的MDA含量和3 種抗氧化酶活性的影響均達(dá)到極顯著（P<0.01）水平。

表2 不同鹽度和鹽分以及兩者之間的交互作用對大薸葉片抗氧化系統(tǒng)指標(biāo)的影響Table 2 Effects of different salt concentrations and salt types and their interaction to antioxidant system-related indicators of Pistia stratioes leaves

大薸經(jīng)不同鹽處理培育7 d 后，葉片膜脂過氧化程度和抗氧化酶體反應(yīng)能力發(fā)生變化。如圖1a所示，總體來看，隨鹽度增加，葉片MDA 含量在NaCl 和KCl脅迫下呈上升趨勢，但在K2SO4過高的鹽度脅迫下（T5~T6處理）呈下降趨勢。其中兩種氯鹽的高濃度處理對葉片 MDA 含量的差異不顯著（P>0.05），NaCl 脅迫下T6 處理的MDA 含量較T5 處理含量高9.07%，KCl 脅迫下T6 處理的MDA 含量較T5 處理含量略低4.39%；而葉片MDA含量在中低濃度硫酸鹽處理間存在顯著性差異（P<0.05），K2SO4脅迫下T3和T4處理的MDA含量分別是T2處理的2.20、4.09倍。如圖1b~圖1d 所示，SOD、POD 和 CAT 三種酶的活性均隨鹽度升高表現(xiàn)為先升高后降低的趨勢，說明較低鹽度對植物酶活性起到一定程度的促進(jìn)作用，抗氧化酶系統(tǒng)反應(yīng)強(qiáng)烈，減緩了鹽度對植物的損傷，進(jìn)而提高植物耐受性；高鹽度則抑制抗氧化酶系統(tǒng)的表達(dá)，酶活性較低且?guī)缀醪浑S鹽度變化時(shí)即表明酶失活。在NaCl、KCl和K2SO4三種鹽分脅迫下，SOD 酶活分別在T2、T4、T1處理最高，與CK 處理相比分別增加了198.69%、146.69%、90.32%。POD 酶作為參與抗氧化反應(yīng)的主要酶，其酶活性高于另外兩種抗氧化酶的活性。在NaCl、KCl 和 K2SO4三種鹽分脅迫下，POD 酶活分別在T4、T5、T2 處理最高，是 CK 處理的 11.96、3.41、2.56倍。在KCl 和K2SO4脅迫下，僅考慮等量鉀鹽的低濃度溶液中植物酶活性，5 mmol·L-1的 SO42-脅迫比10 mmol·L-1的 Cl-脅迫對大薸葉片的 SOD 酶和 POD 酶的活性高；僅考慮等量陰離子鹽的低濃度溶液，10 mmol·L-1的 SO42-脅迫比Cl-脅迫對大薸葉片的SOD 酶和POD 酶的活性高。在NaCl 和KCl 脅迫下，考慮等量氯鹽的植物酶活性，CAT 酶活性分別在T3 和T5 處理時(shí)最高，與CK 處理相比各增加了260.25% 和190.65%。在K2SO4脅迫下，隨鹽度增加，CAT 酶活性從T3 處理開始降低，但不同濃度處理間的CAT 酶活性降幅較前兩組CAT 酶活性降幅小。另外，NaCl 脅迫下SOD 和CAT 兩種酶的活性在CK~T3 的同濃度處理中均比KCl 脅迫高，POD 酶的活性在T1~T6 的同濃度所有處理中均比KCl脅迫高，表明相同物質(zhì)的量濃度的Na+比K+對葉片抗氧化酶活性的提升能力更強(qiáng)。

圖1 鹽脅迫下的大薸葉片抗氧化系統(tǒng)指標(biāo)Figure 1 Antioxidant system-related indicators of Pistia stratioes leaves under different salinity stress

由于大薸在單一鹽分脅迫下的抗氧化酶活性最高對應(yīng)的濃度并不一致，在不同鹽分脅迫下抗氧化酶活性變化的趨勢具有相似性，因此本研究將鹽脅迫處理下大薸葉片抗氧化指標(biāo)的標(biāo)準(zhǔn)差系數(shù)賦予權(quán)重后，大薸對不同鹽度和鹽分種類結(jié)合的耐鹽性綜合評價(jià)如表3 所示。對不同鹽度的綜合評價(jià)系數(shù)進(jìn)行排序，結(jié)果表明，大薸的耐NaCl 性能為T5>T6>T4>T1>CK>T3>T2，耐 KCl 性能為 T3>CK>T4>T6>T5>T2>T1，耐K2SO4性能為T1>T4>T2>T6>T5>CK>T3，即大薸對上述三種鹽分的耐受閾值分別為25、15 mmol·L-1和5 mmol·L-1。因陽離子鹽的影響，大薸對Cl-鹽的耐受性存在波動，對Cl-的耐鹽閾值集中在15~25 mmol·L-1，對的耐鹽閾值為 5 mmol·L-1。實(shí)際奶廳廢水中Cl-和含量（見表1）不超過大薸對兩種鹽分的耐受閾值，故可以考慮將大薸繼續(xù)投入到奶廳廢水的凈化試驗(yàn)中。

表3 大薸葉片在抗氧化系統(tǒng)指標(biāo)方面的耐鹽性綜合評價(jià)Table 3 Value of comprehensive index about the antioxidantsystem-related indicators of Pistia stratioes leaves under salinity stress

2.2 奶廳廢水原水中主要污染物濃度的變化

奶廳廢水原水經(jīng)大薸31 d處理后，其中主要污染物濃度隨時(shí)間的變化如圖2所示。Ps處理和CK處理均可以使多種目標(biāo)污染物含量降低，前3 d時(shí)TN、-N、COD和TOC濃度均有較大程度的下降。11 d時(shí)大薸發(fā)揮脫氮能力的效果較強(qiáng)，此時(shí)在Ps處理中和TP 分別減少78.44%、84.25%和32.40%，COD 含量降低到120 mg·L-1以下，出水水質(zhì)達(dá)到城鎮(zhèn)污水排放三級標(biāo)準(zhǔn)。隨處理時(shí)間的延長，19 d 時(shí)Ps 處理TP 的去除率為43.28%，此時(shí)TP 含量達(dá)到最低；23 d 時(shí)Ps處理 TN 和-N 的去除率分別達(dá)到89.21% 和97.46%，此時(shí)-N 含量最低為 0.24 mg·L-1；23 d 后水體中 TN 含量基本穩(wěn)定在 3.01~3.12 mg·L-1，NH4+-N濃度緩慢增加。

圖2 奶廳廢水原水中多種污染物濃度隨時(shí)間的變化Figure 2 Content changes of pollutants in raw milking parlor wastewater with time

與 CK 處理相比，Ps 處理以 SO24-和 Cl-為主的鹽分濃度及EC 值隨處理時(shí)間延長而降低，即大薸的除鹽效率可能與時(shí)間存在正相關(guān)性。Ps 處理組EC 值在23 d 下降27.10%，對SO24-和Cl-的最大去除效果分別達(dá)到31.68%和18.29%，其中，大薸對兩種陰離子鹽的去除率分別為66.47%和88.86%。

2.3 大薸相對生長速率與奶廳廢水主要污染物去除效果的關(guān)系

如表4 所示，大薸相對生長速率（RGR）與奶廳廢水多種污染物去除率的Pearson 相關(guān)系數(shù)極小，而與TN、-N、TP 及COD 含量存在極顯著正相關(guān)關(guān)系（P<0.01）。由前文結(jié)果可知，水體鹽分可以影響大薸的抗氧化系統(tǒng)，奶廳廢水中鹽分濃度較高，存在抑制大薸生長或減緩大薸生長速率的可能。本試驗(yàn)以水體電導(dǎo)率（EC）代表水中可溶性鹽分總量。因此，在建立RGR 與奶廳廢水主要污染物的關(guān)系時(shí)需考慮EC值的變化情況。

表4 大薸相對生長速率與奶廳廢水污染物濃度及去除率的Pearson相關(guān)性Table 4 Pearson correlation between RGR of Pistia stratioes and contents or removal rates of main pollutants in milking parlor wastewater

對植物RGR 與奶廳廢水原水主要污染物濃度利用最小二乘法構(gòu)建擬合模型，植物RGR 用y表示，水體 TN、TP、COD 和EC 值分別用x1、x2、x3、x4表示，擬合得出多元線性方程（4）和多元非線性方程（5）：

由于鹽分等物質(zhì)濃度較高，大薸對奶廳廢水原水發(fā)揮凈水作用時(shí)表現(xiàn)為生長被抑制，其生長速率降低。通過式（4）可知水體TN 濃度是影響植物RGR 增加的最關(guān)鍵因素。通過式（5）可知奶廳廢水EC 值或TP 含量波動對植物RGR 影響極大，當(dāng)其他成分恒定時(shí)，EC 值增加0.1 μS·cm-1導(dǎo)致RGR 改變2 778.07，TP含量改變0.1 mg·L-1導(dǎo)致RGR改變39.98。

2.4 厭氧處理后奶廳廢水中主要污染物濃度的變化

對奶廳廢水原水進(jìn)行為期15 d的厭氧處理后，與原水相比，厭氧處理后出水pH 升高濃度增加14.97%，EC值升高3.26%，TOC含量增加22.84%，TN、-N、TP 和COD 分別下降10.51%、58.47%、38.81%和4.70%（圖3）。隨廢水靜置時(shí)間延長，CK 處理水體TN、TP 含量及EC 值整體呈下降趨勢和含量波動幅度較大。在15~19 d時(shí)含量驟減15.80%，導(dǎo)致總堿度降幅較為明顯，但pH 值變化不明顯，且此階段和Cl-含量幾乎并未發(fā)生變化，EC 值降低3.55%。在23 d 后TN、TP、COD、TOC、等含量出現(xiàn)不同程度的上升，盡管碳、氮、磷污染物及鹽分含量較處理前有所降低，但仍未達(dá)到污水排放或回用標(biāo)準(zhǔn)。

圖3 厭氧處理后奶廳廢水中多種污染物濃度隨時(shí)間的變化Figure 3 Content changes of pollutants in anaerobic milking parlor wastewater with time

利用大薸對經(jīng)過厭氧處理后的奶廳廢水進(jìn)行凈化，Ps 處理水體基礎(chǔ)養(yǎng)分含量隨凈水時(shí)間延長而降低。在15~19 d內(nèi)，大薸對水體堿度和pH的波動變化較小降幅為3.38%，pH 值從7.96 變?yōu)?.94。然而，此時(shí)植物發(fā)揮鹽分去除的能力較強(qiáng)，和Cl-含量分別下降10.12%和3.22%。大薸對氮素的最佳利用時(shí)間出現(xiàn)在 19~23 d，Ps 處理 TN 和-N 的最佳去除效果分別為78.17%和96.19%。大薸對磷素和有機(jī)物等養(yǎng)分的最佳利用時(shí)間均出現(xiàn)在23 d，Ps 處理TP、TOC 和COD 的最佳去除效果分別為68.35%、83.09%和79.04%，此時(shí)出水水質(zhì)達(dá)到城鎮(zhèn)污水排放二級標(biāo)準(zhǔn)（COD<100 mg·L-1）。23 d 后，Ps 處理水體含量和EC 值均略有上升，31 d 出水水質(zhì)達(dá)到城鎮(zhèn)污水排放三級標(biāo)準(zhǔn)（COD<150 mg·L-1）。

2.5 好氧處理后奶廳廢水中主要污染物濃度的變化

雖然經(jīng)植物凈化的好氧處理后奶廳廢水與如上兩類奶廳廢水常見污染物的去除趨勢較為相似，以TN、TP、COD、TOC 和EC 值為主的污染物濃度隨時(shí)間延長呈整體下降趨勢（圖4），Ps 處理水體在試驗(yàn)結(jié)束時(shí) TN 和 TP 含量最低，分別達(dá)到 19.04 mg·L-1和 6.47 mg·L-1，并未滿足污水排放三級標(biāo)準(zhǔn)（TP<5 mg·L-1）。然而，Ps 處理中大薸發(fā)揮植物凈水效果最佳的時(shí)間提前至19 d 內(nèi)，植物作用在15 d 時(shí)使TN 去除14.83%，在 19 d 時(shí)使 TP 和 EC 分別降低 10.51% 和20.41%。CK處理除鹽分以外的奶廳廢水中污染物的去除趨勢與Ps 處理基本相似，但由于23 d 后CO2-3濃度快速升高，27 d 后HCO-3出現(xiàn)極為明顯的增長趨勢，使得總堿度增幅隨時(shí)間而變大。另外，在前7 d時(shí)，Ps處理和CK 處理兩種水體的pH 數(shù)值較為相近且變化趨勢較為吻合；7 d后，Ps處理和CK 處理兩種水體pH從8.20±0.03 下降到 7.60±0.01 的完成時(shí)間不同，分別需要4 d和8 d；15 d后，Ps處理水體pH 發(fā)生波動的時(shí)間略先于 CK 處理水體；19 d 后，Ps 處理水體 pH 低于CK 處理水體，前者維持在7.61±0.10，后者基本維持在8.14±0.03。

圖4 好氧處理后奶廳廢水中多種污染物濃度隨時(shí)間的變化Figure 4 Content changes of pollutants in aerobic milking parlor wastewater with time

2.6 大薸對三類奶廳廢水主要污染物的去除效果比較

僅大薸發(fā)揮植物作用對三類奶廳廢水主要污染物的最大去除效果如圖5 所示。大薸對經(jīng)好氧處理后奶廳廢水多種污染物的去除效果低于其他兩種處理，對TN、-N、TP、COD和TOC的去除作用分別為14.83%、9.35%、12.31%、26.70%和29.23%，即對所有主要污染物的去除率低于30%。大薸對經(jīng)厭氧處理后奶廳廢水多種污染物的去除效果高于其他兩種處理，對TN 最大去除率為21.76%，比經(jīng)好氧處理后奶廳廢水中TN 的去除效果高31.85%，比奶廳廢水原水和 Cl-的去除效果分別提升9.60%、42.83%、40.94%、2.00%和13.81%。在奶廳廢水經(jīng)過不同工藝處理后，比較大薸對多種污染物的去除效果，發(fā)現(xiàn)植物對經(jīng)工藝處理后的廢水TOC 吸收能力最強(qiáng)，對、Cl-這3項(xiàng)鹽分指標(biāo)的去除能力較為相近，且Cl-去除率高于另外可以看出，大薸對三類奶廳廢水COD 的去除程度均顯著高于TN和 TP，對 COD 和 TOC 的削減效果較為突出，對 EC 值的降低程度高于的去除程度。

圖5 大薸對不同種類奶廳廢水中主要污染物的最大去除率Figure 5 Maximum removal rates of main pollutants in different milking parlor wastewater by Pistia stratioes

3 討論

3.1 大薸對奶廳廢水中鹽分的耐受程度

奶廳廢水是一種有機(jī)物和鹽分含量較高的特殊畜禽養(yǎng)殖廢水，COD、TOC、Cl-和的濃度相對高于其他污染物濃度?，F(xiàn)有研究普遍認(rèn)為鹽分對大薸生物量或葉片形態(tài)等植物生理變化響應(yīng)明顯，并通過判斷不同鹽度下植物的狀態(tài)逐漸縮小大薸適宜生存的鹽度范圍[16-18]。本研究通過鹽脅迫下大薸葉片抗氧化系統(tǒng)指標(biāo)的變化規(guī)律，初步明確大薸對Cl-和兩種鹽分的耐受閾值。

大薸對不同鹽分的容納量存在差異性。等量氯鹽時(shí)Na+脅迫比K+脅迫為大薸葉片積累更多的MDA，所以大薸在NaCl 和KCl 溶液中的生長狀態(tài)不同。奶廳廢水同時(shí)存在K+和Na+，通常植物優(yōu)先選擇K+維持細(xì)胞的充盈狀態(tài)[19]，然而清洗管道時(shí)堿性清洗劑的使用致使奶廳廢水Na+含量較多，多余的Na+與K+結(jié)合位點(diǎn)競爭并抑制植物蛋白合成[20]，因此高濃度Na+被認(rèn)為對植物的離子毒害效應(yīng)更強(qiáng)。而等量陰離子鹽的K2SO4脅迫比KCl 脅迫為大薸葉片積累更多的MDA，即比Cl-對大薸葉片膜脂損傷程度更強(qiáng)，這與陰離子鹽種類相關(guān)，且中高濃度鹽分中大薸葉片MDA 的改變極為明顯，很可能與溶液中總離子數(shù)量相關(guān)。通常認(rèn)為抗氧化酶活性與該植物的耐性具有相關(guān)性。在盡量避免溶液總離子數(shù)量對植物影響的前提下，相對于KCl，大薸幼苗在生長過程中對低濃度K2SO4表現(xiàn)出更強(qiáng)的耐性。另外，大薸受鹽度的影響更為重要。鹽度脅迫對不同抗氧化酶活性升高發(fā)生拐點(diǎn)的濃度并非相同數(shù)值，是因?yàn)?種抗氧化酶在維護(hù)系統(tǒng)的運(yùn)行過程中存在先后順序，SOD酶催化O-2·生成 H2O2和 O2[21]，POD 酶及 CAT 酶促進(jìn) H2O2分解成H2O 和O2，從而清除過氧化產(chǎn)物。大薸葉片POD酶活性較其他兩種酶活性高，與陳金發(fā)等[12]的實(shí)驗(yàn)結(jié)果相同，即認(rèn)為POD 酶對奶廳廢水鹽分抵抗表現(xiàn)極為劇烈。然而，植物的耐鹽響應(yīng)機(jī)制較為復(fù)雜，不能通過單一酶體活性的變化判斷耐鹽閾值。通過抗氧化系統(tǒng)耐鹽性綜合評價(jià)系數(shù)的比較，認(rèn)為培育環(huán)境和 Cl-鹽含量分別不超過 5 mmol·L-1和 15~25 mmol·L-1時(shí)仍在大薸存活的生態(tài)幅內(nèi)，且Na+、K+陽離子鹽影響Cl-對抗氧化系統(tǒng)的毒害效果。按照OERT?LI[22]的分類標(biāo)準(zhǔn)，大薸是一種寡鹽類微咸水植物，對奶廳廢水主要鹽分具有耐受性。當(dāng)奶廳廢水中鹽度增加，致使溶液EC 達(dá)到2 193~2 527 μS·cm-1時(shí)，大薸抗氧化酶防御機(jī)制被破壞，威脅該植物存活。

3.2 大薸對奶廳廢水多種污染物的去除效果

奶廳廢水作為一種鹽度高于養(yǎng)分含量的養(yǎng)殖廢水，治理時(shí)亟需考慮凈水植物的狀態(tài)。本研究中，大薸生物量在凈化奶廳廢水時(shí)整體呈下降趨勢，通過多元非線性方程的構(gòu)建發(fā)現(xiàn)較高EC值嚴(yán)重危害大薸的生長狀態(tài)，然而關(guān)鍵污染因子和Cl-濃度并未達(dá)到使大薸酶體失活的鹽分閾值，說明大薸在該環(huán)境中仍可以發(fā)揮植物作用，但是對養(yǎng)分的吸收同化作用和對鹽分的去除效果受到較大影響。本試驗(yàn)中大薸對三類奶廳廢水TP 的去除效果在30.73%~66.02%，除磷效果略小于前人應(yīng)用[14]，與大薸的生長繁殖狀況存在很大的關(guān)聯(lián)性。

本研究認(rèn)為奶廳廢水的高鹽度是影響大薸對氮素去除效果的重要原因。奶廳廢水具備對大薸造成原初毒害的Na+、Cl-等鹽分條件。從植物的吸收動力學(xué)角度而言，離子間的競爭阻礙了水體含氮污染物的去除。PESSARAKLI 等[23]發(fā)現(xiàn) Na+抑制棉花對的吸收。安景文[24]根據(jù)水稻在Cl-處理下對氮素吸收的Km和Vm值，認(rèn)為Cl-對NO-3進(jìn)行競爭性抑制。臧旸[25]發(fā)現(xiàn)高鹽度水體中鳳眼蓮對氮、磷的凈化效應(yīng)降低。從水體微生物活躍程度角度而言，過高的鹽分對微生物產(chǎn)生抑制作用。SO24-和Cl-濃度超過0.83 mmol·L-1和 13 mg·L-1時(shí)，分別影響 N-DAMO 菌和 Anammox 菌的脫氮性能[26-27]。從微生物之間的相互關(guān)系角度而言，鹽度、C/N、溫度等環(huán)境因子篩選出大薸根際微生物和水體微生物中優(yōu)勢菌群[28-30]，使得含氮污染物的去除效果常處于變化中。奶廳廢水原水初始C/N 在10左右，適合硝化菌生存；C/N 隨時(shí)間升高，且水體堿度影響硝化作用對系統(tǒng)的沖擊[31]，推斷奶廳廢水在11~23 d發(fā)生反硝化-硝化反應(yīng)；后期硝化細(xì)菌氧化氨氮能力下降但硝化反應(yīng)仍在進(jìn)行。好氧處理后的低C/N 廢水中優(yōu)勢菌群為變形菌門[32]，有效去除氨氮且不積累硝氮。邸攀攀[33]的研究證明大薸在凈化富營養(yǎng)化水體的過程中，植物根系表面上附著的nirS型反硝化細(xì)菌在脫氮中起主導(dǎo)作用。

比較大薸對奶廳廢水多種污染物的去除效果，大薸對COD 的削減作用最為明顯。在凈水植物正常生長的前提下，大薸對高濃度畜禽養(yǎng)殖廢水COD 的8 d去除率約為35.81%[12]，對牛場污水COD 的15 d 去除率為64.52%[13]，對厭氧牛糞廢水中TCOD 在31 d 的去除率為79.59%[14]。本試驗(yàn)中植物處理在23 d 左右對三類奶廳廢水COD 的最佳去除效果集中在65.51%~86.75%，并通過凈水過程中COD 和TOC 含量的走勢重合表現(xiàn)，認(rèn)為大薸以吸收轉(zhuǎn)化TOC 的方式為降低奶廳廢水COD作出巨大貢獻(xiàn)。VERGUTZ等[34]認(rèn)為植物在進(jìn)行養(yǎng)分吸收時(shí)會增強(qiáng)重要器官對有機(jī)碳的攝入能力。本試驗(yàn)中大薸對三類奶廳廢水TN和-N的最佳去除效果分別為69.46%~87.52%和64.00%~96.59%，去除率略低于COD 但高于其他污染物。SOOKNAH等[14]發(fā)現(xiàn)大薸、鳳眼蓮、浮萍等水生植物對牛場廢水原液BOD5和COD 的去除程度超過K+和Na+。由此判斷，植物優(yōu)先選擇水體中有機(jī)質(zhì)、氮、磷和生長代謝過程中所需礦物元素以供自身生長，再選擇吸收適量鹽分。大薸對特定鹽分具備吸收能力，很可能與大薸根部生物量及根吸收某些離子的能力有關(guān)[14]，同時(shí)存在與Ca2+、Mg2+形成絡(luò)合物等原因，導(dǎo)致奶廳廢水EC 值降低。31 d內(nèi)植物對三類奶廳廢水SO24-的最大去除率在16.37%~18.04%，對Cl-的最大去除率在22.02%~35.83%。鹽分的去除效果很可能受植物的根際微生物活性影響。高鵬[35]發(fā)現(xiàn)AM真菌與植物根系共生時(shí)植物耐鹽脅迫的能力提高，進(jìn)而提升植物對鹽分的吸收。

另外，植物根系通過離子交換吸附的方式吸收鹽分，其除鹽性能可能因弱堿性奶廳廢水中無機(jī)碳的含量而受到影響?？勺鳛镃O2的儲源，水生植物光合生產(chǎn)率的升高使植物在氣孔開閉時(shí)交替利用和CO2[36-37]，植物根系表面與水體中離子交換性能因此提高，從而繼續(xù)利用水中碳素及其他養(yǎng)分。凈化過程中水體pH 變化幅度受緩沖鹽影響較小，使得植物可以持續(xù)發(fā)揮除鹽能力。本試驗(yàn)中奶廳廢水原水和經(jīng)過厭氧處理后的奶廳廢水養(yǎng)分隨時(shí)間降低，可能抑制植物的光合作用和呼吸作用，削弱對無機(jī)碳的利用能力[38]，降低水中質(zhì)子與的交換速率[39]，導(dǎo)致水體總堿度在19 d后較為平穩(wěn)。

3.3 大薸對不同處理奶廳廢水的凈化比較

室內(nèi)凈化試驗(yàn)結(jié)果顯示，大薸對奶廳廢水原水和經(jīng)過厭氧處理的奶廳廢水發(fā)揮最佳凈水效果的處理時(shí)間為23 d，出水均可達(dá)到城鎮(zhèn)污水二級排放標(biāo)準(zhǔn)。此時(shí)若使奶廳廢水的TP 濃度降低到0.5 mg·L-1以下，水質(zhì)可達(dá)到城鎮(zhèn)污水一級排放標(biāo)準(zhǔn)。大薸在兩類廢水中發(fā)揮最大脫氮能力的時(shí)間不同，在原水中大薸凈化11 d 時(shí)出水水質(zhì)即可滿足城鎮(zhèn)污水排放三級標(biāo)準(zhǔn)或一類農(nóng)田灌溉用水標(biāo)準(zhǔn)，在厭氧處理后廢水中凈化7 d 時(shí)大薸的氮素利用效果最高。與原水相比，在厭氧處理后廢水中大薸對-N 和TOC 等養(yǎng)分的凈化效果提升40%左右，很可能是因?yàn)樵搹U水經(jīng)過厭氧處理后的厭氧微生物豐度增多，大薸與水體微生物協(xié)同作用的凈化效果更為明顯，致使植物對TN、EC、SO24-和Cl-等污染成分的消耗效應(yīng)分別提升了9.60%、3.27%、2.00%和13.81%，最終出水色度降低明顯[40]。李敏等[41]和陳坤等[42]學(xué)者均發(fā)現(xiàn)以光合細(xì)菌為主的厭氧細(xì)菌與大薸聯(lián)合作用使養(yǎng)殖水體污染物去除效果大大提升。林海等[43]認(rèn)為在厭氧工藝中延長馴化時(shí)間可以增強(qiáng)水解酸化細(xì)菌的耐鹽能力，并且提升高鹽環(huán)境中有機(jī)物降解的效率。雖然奶廳廢水經(jīng)過厭氧處理后EC 值略有升高，但是朱勇強(qiáng)等[44]認(rèn)為升高一定的鹽度有利于水生植物對-N 的去除。因而本研究認(rèn)為大薸深度凈化厭氧處理后的奶廳廢水可以提升污染物的去除效果。

通常情況下，在TN 和TP 濃度分別低于100 mg·L-1和50 mg·L-1范圍內(nèi)，大薸對多種污染物的負(fù)荷表現(xiàn)出較好的抗逆性[45]，氮磷含量較高的稀釋后畜禽養(yǎng)殖廢水有利于大薸生長[46]。由于過度曝氣和培育時(shí)間較短[47]，致使經(jīng)過好氧處理后的奶廳廢水總堿度和TOC 含量降低，同時(shí) TN 和 TP 濃度較原水提升 1.75 倍和1.20 倍，且在適宜大薸生長的氮磷耐受范圍內(nèi)，然而試驗(yàn)期間大薸生長狀態(tài)較差，植物快速衰亡，很有可能是由于好氧處理導(dǎo)致水體鹽度升高，減弱了水體緩沖能力，且鹽度超過了大薸的耐受能力，致使大薸對養(yǎng)分的吸收能力降低。李敏等[41]認(rèn)為廢水中微生物制劑濃度較高時(shí)會導(dǎo)致大薸枯黃、萎蔫現(xiàn)象明顯。植物處理和空白處理對好氧處理后的奶廳廢水中多種污染物的去除趨勢較為相似，根據(jù)TN、-N、以及TP 濃度的變化，認(rèn)為在這種環(huán)境中水體氨氧化細(xì)菌發(fā)揮脫氮作用，而聚磷菌的除磷能力不佳，磷素減少很可能是因?yàn)榱椎某两底饔肹48]。根據(jù)EC 值、SO24-和Cl-濃度的變化，認(rèn)為大薸對鹽分的吸收能力隨凈水時(shí)間而略有減弱。

另外，需要注意利用大薸凈化奶廳廢水的處理時(shí)間。通常情況下，水生植物對多種污染物的容納負(fù)荷超過該植物體承受范圍時(shí)，衰亡現(xiàn)象較為明顯，并且在超出最適凈水時(shí)間后向水體重新釋放污染物。周元清等[49]發(fā)現(xiàn)18~21 d左右大薸代謝廢物釋放引起城市生活廢水TN、TP、COD回升效果較為明顯。李淑英等[50]發(fā)現(xiàn)在大薸對富營養(yǎng)化水體凈化過程中，TN 和NO-

3-N 濃度分別在17 d 和12 d 后呈上升趨勢。杜興華等[51]發(fā)現(xiàn)在大薸對魚類養(yǎng)殖水體凈化過程中，-N濃度在14~20 d 時(shí)略有上升。雖然大薸生物量在上述不同水質(zhì)中變化差異性較大，但是通過大薸對氮、磷等污染物發(fā)揮最佳去除效果的時(shí)間比較，認(rèn)為大薸對不同種類污、廢水的凈化時(shí)間基本維持在20 d 左右，對不同污染物的去除時(shí)間略有差異。本研究認(rèn)為大薸在兩類奶廳廢水中起到凈化作用的最佳生長周期為23 d，超過該時(shí)間后植物衰亡并向水體釋放鹽分，影響凈水效果。因此建議在夏季利用大薸對奶廳廢水進(jìn)行凈化處理后需及時(shí)清理水面，結(jié)束植物的培養(yǎng)以免二次污染。

4 結(jié)論

（2）大薸對奶廳廢水主要污染物具有較好的去除效果。奶廳廢水水體凈化程度最佳時(shí)，TN、-N、TP 和 COD 濃度分別降低 69.46%~87.52%、64.00%~96.59%、30.73%~66.02%和65.51%~86.72%，且大薸對水體COD 的削減作用最為明顯。同時(shí)，大薸對奶廳廢水中特定鹽分存在吸收能力，植物作用使和Cl-濃度分別減少16.37%~18.04%和22.02%~35.83%。

（3）大薸對奶廳廢水原水和厭氧處理后的奶廳廢水凈化23 d 后，水質(zhì)效果均可達(dá)到污水排放二級標(biāo)準(zhǔn)，對后者TN、-N、TOC、和Cl-等污染物的去除效果更為明顯，較原水分別提升了9.60%、42.83%、40.94%、2.00%和13.81%。大薸在好氧處理后的奶廳廢水中凈化作用受到抑制。

（4）雖然利用植物修復(fù)技術(shù)對奶廳廢水進(jìn)行治理的費(fèi)用低廉，但是為使植物生長并高效凈水，需要注意環(huán)境溫度。夏季溫?zé)峒竟?jié)利于大薸的生長發(fā)育，此時(shí)大薸深度凈化可以有效減少工藝系統(tǒng)運(yùn)行費(fèi)用，北方冬季需根據(jù)處理水量和植物栽種規(guī)模另考慮溫室的建造費(fèi)用。此外，凈水結(jié)束后大薸木質(zhì)部硬度降低，利于后續(xù)發(fā)酵產(chǎn)生乙醇或生成氫氣、沼氣等清潔能源，建議依據(jù)廢棄物特性將其資源化利用。