桂 松，侯君霞，王逸超，毛林强，胡林潮，张文艺

（常州大学环境与安全工程学院，江苏 常州 213164）

越来越多的发展中国家正面临着治理农村日益加重的水资源环境污染的严峻挑战［1］。早在20 世纪末，中国村庄污水的排量已赶超工业废水的排量，其中村庄污水年平均排量超8×1010m3，约占总排量的50%［2］。当前，中国一些发达地区对于农村污水的治理多借鉴城市污水处理工艺，建造小型分散式污水处理设施。分散式村庄污水水量较小，较城市污水处理设施，具有建设投资费用高、运营维护点多、面广等特点，运行和维护成本亦较高，造成多地村庄污水处理重建设、轻管护的现状［3］。现阶段，中国仍有近90%的村落没有配套的污水设施，而已建有污水设施的村落，其出水水质也未达到城市污水处理厂的排放标准［4］。

人工湿地（CWs）是一种基于自然湿地而模拟建造的人工生态环境系统，可以有效去除废水中的悬浮物、有机物和营养物质［5］，同时具备耐冲击负荷大、出水水质稳定、管理流程简单、运行费用少和良好的经济效益等优点［6］，被普遍应用于工业废水、农村生活污水、农田排放废水、微污染河水的处理过程中。Martin 等［7］研究显示常规人工湿地的年均脱氮率仅为15.4%，脱氮能力较为有限。其中微生物在脱氮系统内的贡献率为54%～91%，生物填料基质和植物贡献占比为 20%～30%［8，9］。向湿地内投加具有特殊功能的生物菌剂，可以强化湿地对特定污染物的去除效果。有研究表明脱氮菌的投加可以有效增加湿地系统中脱氮菌的数量，提高湿地植物和微生物的脱氮效率，同时减少污泥的产生，增强系统的抗冲击能力［10］。此外，由于水稻对氮、磷等营养物质具有较好的消纳作用，水稻田也可以视作一种人工湿地［11］。稻田湿地使用村落的污染河水灌溉，通过水稻、土壤、微生物的协同作用来达到净化污水的目的，实现污染物质的肥料化、资源化［12］。

本研究采用菌剂强化耕作型稻田湿地的方法净化重污染村庄河水，以投加反硝化聚磷菌（B8）为强化手段，考察耕作型水平潜流湿地在菌剂协同作用下对村庄重污染河水中的COD、总磷、氨氮、总氮、叶绿素a及UV254的去除效果，并探究其降解机制。

1 材料与方法

1.1 试验装置

本试验设计2 套相同的稻田湿地系统，装置A为未投菌组（对照组），装置B 为投菌组。装置材料选用 PP 板，L×B×H=1.5 m×0.4 m×0.5 m，主要由水箱、集水池湿地处理区和出水区所构成，集水区和汇水区的有效容积为50 L（L×B×H=0.25 m×0.4 m×0.5 m），中部反应区的有效容积为 90 L（L×B×H=0.45 m×0.4 m×0.5 m）。集水区以填充 25 cm 高的 4～8 mm NaCl 改性沸石［13］为主。反应区湿地填料基质自下而上主要由 40～50 mm 砾石、15～35 mm 红砖碎块、4～8 mm 陶粒，平均孔隙率为31.2%。上层土壤取自常州市洛阳镇薛家河边稻田土壤，覆土厚度为20 cm。试验进水通过恒流水泵抽入集水区，经集水区的沸石层初步过滤后，进入稻田湿地，湿地出水通过沸石填料层过滤后排放。2 套试验装置如图1 所示。

图1 潜流式湿地剖面

1.2 试验水质

试验进水水质如表1 所示。

表1 试验进水水质

1.3 反硝化聚磷菌B8

反硝化聚磷菌（被命名为B8）由安徽省天长市污水处理厂氧化沟外沟中的活性污泥筛选所得，经16S rDNA 测序及同源性鉴定，为恶臭假单胞菌（Pseudomonas putidasp.），保存于中国微生物菌种保藏管理委员会普通微生物中心（登记入册编号为CGMCC9168）［14］。将 B8 接种于 pH 6.5 的液体 PAM培养基中，培养温度为30 ℃、转速为120 r/min 条件下培育20 h，即制得反硝化聚磷菌B8 菌液（活菌数为6.25×107～8.55×107CFU/mL）（表2）。

表2 B8 菌的形态特征

1.4 试验仪器

紫外可见分光光度计（UV-1800）用于总氮、总磷、氨氮和叶绿素a 的测定，精密酸度计（PHS-3C）用于水质pH 的检测，荧光分光光度计用于测定UV254，便携式水质监测仪（哈希HQ30d）用于测定溶解氧。

1.5 装置的启动与投菌

B8 液体培养基成分：鱼粉蛋白胨10 g，牛肉膏5 g，氯化钠5.0 g，蒸馏水1 L，琼脂粉20 g，pH 7.0。

将填料和土壤填充到装置内后，移植水稻秧苗，水稻秧苗取自常州市洛阳镇水稻田中（种植密度为45 株/m2）。配制基础液体培养基，按照体积分数2.5%的比例，接入菌种B8，培养48 h，按进水流量的1%投加到进水（村庄重污染河水）中，进入装置B 稻田湿地内，在水力负荷为0.024 m3（/m2·d）的条件下自然挂膜，连续投加2 周，A 装置不投菌视为对照组。生物挂膜2 周后，停止投菌。装置启动的时间为 2019 年 6 月 20 日，环境温度为 26～35 ℃。

1.6 检测指标

水质分析方法参照《水和废水监测分析方法》（第四版）［15］。其中COD 采用快速密闭催化消解法，总磷采用钼酸盐分光光度法，氨氮采用纳氏试剂光度法，硝态氮采用紫外分光光度法，总氮采用碱性过硫酸钾消解分光光度法。叶绿素a 采用分光光度计分别于665、750 nm 处测定吸光度，UV254通过紫外分光光度计测定波长为254 nm 的条件下紫外吸收度，三维荧光光谱则采用荧光分光光度计测定。检测所用试剂均为分析纯。

2 结果与分析

2.1 菌剂强化型湿地除污效果分析

2.1.1 对COD 的去除特性分析 图2 是在水力负荷为0.024 m3/（m2·d）条件下，菌剂强化耕作型水平潜流式湿地对COD 降解过程的影响。从图2 可看出，加入B8 菌剂的B 装置与未投菌的A 装置相比，对COD 的降解并未产生显著性差异。在试验初期湿地内的水稻正处幼苗期，土壤微生物种群尚未健全，只能依靠填料及生物膜来吸附。试验后期，一方面随着气温从27.2 ℃升至33.2 ℃，另一方面随着水稻生物量的增多，A 装置与B 装置的COD 去除效果相差不大，平均去除率在61%左右，平均出水浓度为（33±2）mg/L，达到《地表水环境质量标准》（GB3838—2002）中Ⅳ类水的标准，湿地生物量趋于稳定。稻田湿地对COD 的去除主要包括溶解性和非溶解性两部分［16］。一方面通过湿地填料的截留降低非溶解性COD 的含量，另一方面通过填料表面生物膜上的好氧厌氧微生物［17］及水稻根系的协同作用，将部分溶解性COD 和大分子有机物转化成简单的无机物质。

图2 菌剂强化湿地对COD 的去除效果

2.1.2 对总磷的去除特性分析 图3 为水力负荷为0.024 m3（/m2·d）情况下菌剂强化耕作型水平潜流式湿地对总磷降解过程的影响。运行期间，装置B 的总磷平均去除率为91%，平均出水浓度0.25 mg/L，装置A 的总磷平均去除率为85%，平均出水浓度为0.47 mg/L，说明B8 菌的引入，在一定程度上提高了装置的除磷效率。水稻秧苗长至30 cm 左右（25 d）以后，对总磷的去除率趋于稳定。

图3 菌剂强化湿地对总磷的去除

2.1.3 对氨氮的去除特性分析 图4 为水力负荷为0.024 m3（/m2·d）条件下菌剂强化耕作型水平潜流式湿地对氨氮的去除效能。由图4 可以看出，A、B 装置对氨氮的去除基本稳定，投菌组比未投菌组的氨氮去除率高8～10 个百分点，平均出水浓度低1.13 mg/L，向B 装置中投加B8 菌能够强化湿地对氨氮的去除能力。在试验中期，水稻施用一次复合肥后，A、B 装置的氨氮去除率有一次波动，肥料向湿地内部补充了氮源，促进了水稻有效分蘖，使水稻的根系得到充分延伸，增多了湿地内根系好氧区，增强了湿地的硝化作用，提高了氨氮的去除能力［18］。在去除氨氮贡献率方面，投菌B 装置的平均湿地贡献率要比A 装置高12 个百分点，这是由于B8 菌也具有异养硝化的功能，B8 菌的投加增强了湿地系统的硝化能力，使得湿地的脱氮能力进一步加强。两装置沸石层贡献率相差不大。

图4 菌剂强化湿地对氨氮的去除影响

2.1.4 对总氮的去除特性分析 图5 为水力负荷为0.024 m3（/m2·d）条件下菌剂强化耕作型水平潜流式湿地对总氮降解过程的影响。在停止投菌20 d 内，湿地对总氮的降解率随着时间的推移呈现上升的趋势，B 装置（投菌组）的上升趋势要优于A 装置（未投菌组），运行初期未投菌的装置降解率仅为62%，比投菌组少了近13%，未投菌组的出水平均浓度为3.74 mg/L，比投菌组高了2.26 mg/L。在气温33 ℃以上几天内，B 装置的总氮降解率达到最高95%。在20 d 经过一次施肥后，湿地的总氮去除率较施肥前又提高了，水中氮源的补充满足了水稻的生长需求，根系延伸，增加了好氧区域，同时吸附在基质和植物表面的微生物也充分吸收了氮源，硝化能力得到加强［19］。B 装置的平均湿地脱氮贡献率要比A 装置高15 个百分点，沸石贡献率基本一致，B8 菌的投加有效地增强了湿地的硝化、反硝化能力，提高了植物区对总氮的吸收效率。

图5 菌剂强化湿地对总氮的去除影响

2.1.5 对UV254的去除特性分析 UV254指的是水中的有机物在紫外波长254 nm 处的吸光度，代表的是水体中天然状态下存在的腐殖质类大分子有机物及芳香族化合物的含量，UV254作为能反映水源中芳香烃、羟基的共轭有机物含量的一个替代参数，其值亦能间接表示水体中有机污染物程度。从图6 可以看出，A 装置的平均去除率为59%，B 装置的平均去除率为70%，A、B 装置对UV254的去除效果差异约10%。重污染河水中的有机物主要通过水稻根系微生物及填料上附着的生物膜降解去除的［20］。

图6 菌剂强化湿地对UV254的去除影响

2.1.6 对叶绿素a 的去除特性分析 叶绿素a 主要来自藻类细胞，去除方式分为沸石物理截留和生物膜上微生物的噬藻和溶藻。从图7 可以看出，在水力负荷为0.024 m3/（m2·d）条件下，装置A、B 叶绿素a平均去除率为90%，去除率随运行时间的变化趋势较为一致。可以认为稻田湿地系统对于叶绿素a 的去除效果较为良好。本试验水力停留时间较长，生物膜上的微生物有较充分的时间进行溶藻及噬藻。

图7 菌剂强化湿地对叶绿素a 的去除影响

2.2 三维荧光区域积分法评估耕作型湿地的净化效能

图8 为装置B 处理重污染河水时，其中的溶解性有机物生物降解进程中相应的荧光光谱变化。由图 8 可以看出，4 个峰波长变化范围是：①λEx/λEm为（220～235）nm/（285～320）nm 和（220～240 nm）/（330～380）nm，这2 部分主要为芳香性简单蛋白类Ⅰ、Ⅱ物质；②λEx/λEm 为（220～245）nm/（380～480）nm，这部分主要为富里酸类物质；③λEx/λEm 为（290～375）nm/（410～500）nm，这部分主要为腐殖酸类物质［21］。以上表明有机污染物是进水中的主要成分，这与杨毅等［22］分析城市污水处理工艺中，水体中DOM 的趋势变化相同。

图8 湿地系统进出水三维荧光光谱

表3 为试验期间水体中各荧光区域的平均荧光峰强度系数。试验运行过程中，装置进水的平均荧光（FI）指数为 2.05，在范围指数 2.03～2.16 内，说明进水有机物成分主要来源于DOM，芳香程度较低［23］，水体中的DOM 主要来源于进水中的藻类细胞，经微生物噬藻后，从细胞内溢出的溶解性有机物及生物降解过程中衍生的附带产物等。从荧光强度指数之和可以看出，污水中有机污染物的去除主要通过稻田区的植物及微生物的协同净化作用。

表3 湿地进出水的荧光峰值

稻田湿地将进水中较易吸收的类蛋白物质几乎全部消化，一部分通过植物的根系吸收，增强根系生长的同时加强对污染物的去除能力，另一部分则是靠好氧区及缺氧区的硝化及反硝化作用。因为湿地中DO 含量较低，反硝化反应占比较大，所以反硝化对溶解性有机物质的去除影响较大。经过稻田湿地净化后的尾水主要含有富里酸类和腐殖酸类物质，这两部分物质相对较难溶解，但是这两类物质易溶于水，所以在稻田湿地后接一个生态沟渠湿地，利用水溶性的特点，来通过水生植物的代谢吸收达到净化目的。从图8（d）可以直观地看出经过生态沟渠湿地处理后，大部分的腐殖酸类物质已被吸收，还剩下部分腐殖酸类物质可能来源于内部微生物及浮游植物的代谢产物［24］。UV254作为能反映水源中芳香烃、羟基的共轭有机物含量的一个替代参数，结合UV254的生物降解规律，同样可得出，稻田区对有机物的去除贡献占比较大。

3 结论

1）B8 菌剂的投加显著提高了稻田湿地脱氮除磷能力，但对于溶解性有机物的去除，效果并不明显。COD 及UV254的平均去除率为68%、70%，比未投菌组分别提高了8、11 个百分点，平均出水浓度为31.09 mg/L、0.08，湿地系统对叶绿素a 的去除效果良好，投菌组与未投菌组的去除率均达到90%，平均出水浓度为2.35 μg/L，其中COD 的最低出水浓度达到了Ⅴ类水质要求。投菌组的总磷、氨氮、总氮的平均去除率分别91%、91.34%、89.22%，与未投菌组相比分别提高了6.4、10、16.22 个百分点，出水平均浓度为0.25、1.00、1.48 mg/L，出水均达到了《地表水环境质量标准》GB3838—2002 中的Ⅳ类标准。

2）三维荧光分析表明，重污染村庄河水中有机物的主要成分是DOM，来源于河水中的藻细胞和村庄排水中的腐殖类物质，可以通过稻田区的植物及微生物的协同来去除。反硝化作用对溶解性有机物质的去除影响较大，稻田湿地净化后的尾水成分主要包含富里酸类和腐殖酸类物质。菌剂强化下的稻田湿地对污染物的去除方式包括微生物的降解，植物吸收之后通过收割去除，基质层的吸附、过滤和离子交换，其中微生物的降解起到了重要的作用，表现出湿地系统对水中污染物具有较高的去除贡献率。