王金旺，楊 升，夏海濤，王 新，陳秋夏*

(浙江省農(nóng)業(yè)科學院 a亞熱帶作物研究所，浙江 溫州 325005； b植物保護與微生物研究所，浙江 杭州 310021)

新型生態(tài)浮島對改善水質(zhì)的效果

王金旺a，楊 升a，夏海濤a，王 新b，陳秋夏a*

(浙江省農(nóng)業(yè)科學院 a亞熱帶作物研究所，浙江 溫州 325005； b植物保護與微生物研究所，浙江 杭州 310021)

設(shè)計一種微生物與水生植物耦合，同時添加生物膜載體的新型生態(tài)浮島，并探索其對水質(zhì)改善的作用。結(jié)果表明，生態(tài)浮島試驗區(qū)水體氨氮、總氮和總磷去除率分別為22.7%、19.2%和18.0%，但對水體硝態(tài)氮去除效果不佳，浮島內(nèi)不同植物浮島單元硝態(tài)氮濃度增幅4%～18%。不同植物對水體凈化效果不同：刺果澤瀉、紫芋、千屈菜、蘆竹、風車草、菰、菖蒲對氨氮去除率達到20%以上；刺果澤瀉、紫芋、梭魚草、風車草、千屈菜、菰、蘆竹和水蔥對總氮去除率達10%以上；刺果澤瀉、菰、水蔥、紫芋對總磷去除率達15%以上。添加微納米固定化凈水菌劑(W13)可促進水體總氮、總磷的去除，但對總磷去除率的促進效果(-0.2百分點～8.5百分點)不及總氮(4百分點～15百分點)。

生態(tài)浮島； 水生植物； 微生物制劑

近幾十年來，我國社會經(jīng)濟迅猛發(fā)展，水環(huán)境問題日益突出，水污染形勢非常嚴峻。據(jù)《2015年中國環(huán)境狀況公報》，全國423條主要河流、62座重點湖泊(水庫)的967個國控地表水監(jiān)測斷面IV類、V類和劣V類水質(zhì)斷面分別為21.1%、5.6%和8.8%[1]。在浙江，2013年監(jiān)測數(shù)據(jù)表明，221個省控斷面中Ⅴ類和劣Ⅴ類水質(zhì)斷面占20.8%，水環(huán)境惡化現(xiàn)象十分嚴重。2013年底，浙江省提出“五水共治，治污先行”，水污染的治理成為社會改革發(fā)展和經(jīng)濟產(chǎn)業(yè)升級的關(guān)鍵舉措。經(jīng)過幾年的努力，據(jù)2016年的《浙江省環(huán)境狀況公報》，全省221個省控斷面中，V類和劣V類水質(zhì)斷面占11.3%[2]。

一般地，生態(tài)功能健康的河流生態(tài)系統(tǒng)大多具有完整的水生植被，而生態(tài)功能退化的河流則大多缺乏水生植被。水生植物是水生態(tài)系統(tǒng)的初級生產(chǎn)者，不僅能通過自身同化減低水體中N、P濃度，促進水體營養(yǎng)的輸出[3]，而且可以改變水體流向與流強，影響水體與底泥之間的物質(zhì)交換平衡[4]，同時對水體中藻類生長有明顯抑制作用，具有調(diào)控水生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)和能量流動的作用[5]；因此，恢復水生植被是控制水體富營養(yǎng)化的一種重要的生態(tài)方法[6]。目前，在污染嚴重的水體中常采用生態(tài)浮島的方式構(gòu)建水生植被來凈化水體，如上海白蓮涇世博園區(qū)河道的生態(tài)浮島對修復水質(zhì)作用明顯[7]。基于微生物的修復技術(shù)在污染水體治理中也已取得不少成功的例子，如上海上澳塘、蘇州河等[8-9]。此外，生物膜載體技術(shù)也被用于水體污染治理中，提供更多的附著面以利于微生物的生長[10]?？傮w來看，水環(huán)境治理技術(shù)的發(fā)展越來越傾向于復合治理。傳統(tǒng)的生態(tài)浮島缺乏與其他生態(tài)修復技術(shù)的有效耦合，如何將其他技術(shù)耦合于以水生植物為主體的生態(tài)治理系統(tǒng)是近年來研發(fā)的熱點。為此，本研究擬以污染河道水體為對象，構(gòu)建微生物與水生植物耦合的生態(tài)浮島，同時添加生物膜載體，探索多功能生態(tài)浮島對水質(zhì)改善的作用，旨在為污染水體的綜合治理提供有益參考。

1 材料與方法

1.1 多功能生態(tài)浮島設(shè)計

生態(tài)浮島由2部分構(gòu)成：上面是植物部分，下面為彈性立體填料部分(圖1)。用于承載植物和懸掛立體填料的浮體為拼接式塑料空心板，空心板為邊長32 cm的正方形，中心為直徑16 cm的可放置種植籃的空穴。立體填料懸掛于塑料空心板的四周，每根立體填料長1 m，直徑10 cm。每個塑料空心板四角設(shè)有4個小孔，利用該小孔通過按扣式連接片可將不同塑料空心板拼接在一起。試驗中將36個塑料空心板連接在一起組成面積約4 m2的浮島單元。種植籃中放置球形立體填料和碎石用于固定植物材料。8月中旬向立體填料中添加研制的增效型微納米固定化凈水菌劑(W13)。

圖1 生態(tài)浮島的模型

1.2 中試試驗

試驗地位于三垟濕地半封閉河道中(27°57′20.98″N，120°41′20.14″E)，半封閉水體面積450 m2。生態(tài)浮島使用的植物包括：菖蒲(Acoruscalamus)、風車草(Cyperusalternifoliusssp.flabelliformis)、菰(Zizanialatifolia)、蘆竹(Arundodonaxvar.versicolor)、千屈菜(Lythrumsalicaria)、水蔥(Scirpusvalidus)、梭魚草(Pontederiacordata)、再力花(Thaliadealbata)、刺果澤瀉(Echinodoruscordifolius)、紫芋(Colocasiatonoimo)。每個浮島單元種植1種植物，并在每個浮島單元的中心設(shè)置水樣采集標識。每種植物設(shè)置4個浮島單元，生態(tài)浮島試驗面積160 m2。生態(tài)浮島于2016年3月28日布設(shè)完畢。

1.3 水質(zhì)取樣和分析

2016年5月20日至7月26日，間隔半月采集水樣1次。于2016年8月25日向生態(tài)浮島立體填料中添加增效型微納米固定化凈水菌劑(W13)，因生態(tài)浮島中菰、千屈菜、菖蒲、紫芋部分植株被破壞，為使試驗數(shù)據(jù)具有有效的可比性，種植不同植物的生態(tài)浮島單元均包括36株受試植株，添加凈水菌劑的受試植物僅包括風車草、梭魚草、再力花、水蔥、蘆竹、刺果澤瀉，9月10日至11月25日間隔半月采集水樣1次。水樣采集時，用一橡膠軟管連接500 mL注射器，吸取浮島水樣采集標識處的根系周圍水樣，水樣采集深度約15 cm，每個浮島單元的水樣采集量100 mL，然后將4個種植同樣植物的浮島單元水樣混合為待測水樣，每次采樣時采集4份浮島周圍間距10 m處同深度的水樣，混合作為同期的對照水樣。樣品采集后放置于冰箱中冷藏，次日分析水質(zhì)情況，測定指標包括氨氮、硝態(tài)氮、總氮、總磷，所有水質(zhì)參數(shù)使用便攜式多參數(shù)分光光度計和DR2800消解器(哈希DR1900，USA)完成。

2 結(jié)果與分析

2.1 對水體氮的凈化效果

除6月3日、11月11日的監(jiān)測結(jié)果外，浮島內(nèi)水體氨氮監(jiān)測濃度均低于浮島外(圖2)。5月20日至11月25日，浮島內(nèi)所有受試植物監(jiān)測位點的水體氨氮濃度均值為1.7 mg·L-1，顯著低于浮島外水體(2.2 mg·L-1)，下降了22.7%。在未添加增效型微納米固定化凈水菌劑(W13)之前，浮島內(nèi)所有受試植物監(jiān)測位點的水體氨氮濃度均值為1.9 mg·L-1，顯著低于同期的浮島外水體氨氮濃度(2.4 mg·L-1)；添加增效型微納米固定化凈水菌劑之后，浮島內(nèi)所有受試植物監(jiān)測位點的水體氨氮濃度(1.6 mg·L-1)雖低于同期的浮島外水體氨氮濃度(2.0 mg·L-1)，但兩者差異不顯著。

圖2 生態(tài)浮島內(nèi)外氨氮濃度變化

未添加增效型微納米固定化凈水菌劑(W13)之前，除再力花之外，其余植物種植區(qū)的水體氨氮含量相比對照均有顯著降低，各種植物對氨氮的去除率分別為刺果澤瀉(38%)>紫芋(32%)>千屈菜(29%)>蘆竹、風車草(24%)>菰、菖蒲(20%)>水蔥(17%)>梭魚草(11%)>再力花(5%)(表1)。添加增效型微納米固定化凈水菌劑(W13)之后，受試植物對氨氮的去除率分別為刺果澤瀉(36%)>蘆竹(33%)>水蔥、再力花(20%)>梭魚草(17%)>風車草(13%)。蘆竹、水蔥、梭魚草、再力花相比未添加菌劑W13之前，對水體氨氮的去除率有所升高，其中再力花對氨氮的去除率增幅最大，但風車草相比未添加菌劑W13之前，對氨氮的去除率有所降低(表1)。

添加增效型微納米固定化凈水菌劑(W13)之后，即9月10日至11月25日期間，浮島內(nèi)外硝態(tài)氮濃度顯著增加，浮島外硝態(tài)氮濃度相比5—7月均值增加了42.6%，浮島內(nèi)硝態(tài)氮濃度增加了49.7%(圖3)。無論是否添加凈水菌劑，浮島內(nèi)水體硝態(tài)氮濃度均值相比同期的浮島外水體均有所升高。未添加凈水菌劑期間，不同浮島植物單元水樣監(jiān)測點硝態(tài)氮含量增加幅度為4%～18%(表2)，增幅由高到低依次為水蔥、菖蒲(18%)>旱傘苗、蘆竹(16%)>千屈菜(15%)>再力花、刺果澤瀉(14%)>菰(11%)>紫芋(6%)>梭魚草(4%)；添加凈水菌劑期間，不同浮島植物單元水樣監(jiān)測點硝態(tài)氮含量增加幅度為11～32%(表2)，增幅由高到低依次為風車草(32%)>水蔥(25%)>梭魚草(18%)

>蘆竹(16%)>再力花、刺果澤瀉(11%)。增效型微納米固定化凈水菌劑(W13)對受試植物硝態(tài)氮濃度具有增加效應的包括風車草、水蔥、梭魚草，增幅為8百分點～16百分點，具有降低效應的有蘆竹、再力花和刺果澤瀉，降幅為1百分點～3百分點。

圖3 生態(tài)浮島內(nèi)外硝態(tài)氮濃度變化

表2 生態(tài)浮島不同植物取樣點水體硝態(tài)氮含量變化 mg·L-1

試驗期間，浮島內(nèi)取樣點水體平均總氮濃度(4.2 mg·L-1)顯著低于浮島外(5.2 mg·L-1)，下降了19.2%(圖4)。在未添加增效型微納米固定化凈水菌劑(W13)期間，不同植物取樣點水體總氮含量相比對照，降幅由高到低依次為刺果澤瀉(27%)>紫芋(20%)>梭魚草(16%)>風車草(13%)>千屈菜(12%)>菰、蘆竹、水蔥(10%)>菖蒲(7%)>再力花(3%)；添加凈水菌劑期間，不同浮島植物單元水樣監(jiān)測點總氮含量降幅依次為刺果澤瀉(31%)>蘆竹(26%)>水蔥(21%)>梭魚草(19%)>風車草(18%)>再力花(15%)(表3)。增效型微納米固定化凈水菌劑(W13)對受試植物總氮去除率有促進作用，增幅為4百分點～15百分點，增幅最高的為蘆竹，最低的為梭魚草和刺果澤瀉。

圖4 生態(tài)浮島內(nèi)外總氮濃度變化

表3 生態(tài)浮島不同植物取樣點水體總氮含量變化 mg·L-1

2.2 生態(tài)浮島對水體磷的凈化效果

試驗期間，浮島內(nèi)取樣點水體總磷濃度(0.73 mg·L-1)顯著低于浮島外(0.89 mg·L-1)，下降了18.0%(圖5)。在未添加增效型微納米固定化凈水菌劑(W13)期間，不同植物取樣點水體總磷去除率為11%～19%(表4)，總磷去除率由高到低依次為刺果澤瀉、菰(19%)>水蔥(16%)>紫芋(15%)>千屈菜(14%)>蘆竹、風車草、再力花(13%)>菖蒲(12%)>梭魚草(11%)，相比同期浮島外水體，菖蒲、菰、風車草和刺果澤瀉處理下水體總磷濃度顯著(P<0.05)下降，而其余植物取樣點無顯著差異。添加增效型微納米固定化凈水菌劑(W13)之后，不同植物取樣點水體總磷去除率為13%～26%，總磷去除率由高到低依次為刺果澤瀉(26%)>水蔥(22%)>梭魚草(20%)>再力花(18%)>蘆竹(14%)>風車草(13%)，相比同期浮島外水體，6種受試植物取樣點水體總磷濃度均顯著(P<0.05)下降。增效型微納米固定化凈水菌劑(W13)對增加受試植物總磷去除率的作用效果為-0.2百分點～8.5百分點，其中，效果最明顯的為梭魚草。

表4 生態(tài)浮島不同植物取樣點水體總磷含量變化 mg·L-1

圖5 生態(tài)浮島內(nèi)外總磷濃度變化

3 討論

水體富營養(yǎng)化是當今水環(huán)境面臨的主要問題，一般是由于水體氮磷過剩所致[3]。控制水體富營養(yǎng)化的方法很多，試驗中采用的新型生態(tài)浮島是一種生物-生態(tài)修復技術(shù)手段，其原理是利用植物、微生物的活動對水體中污染物進行轉(zhuǎn)移、轉(zhuǎn)化和降解[11-12]，從而達到水質(zhì)凈化的目的。在試驗中，未添加增效型微納米固定化凈水菌劑(W13)之前，浮島內(nèi)所有受試植物監(jiān)測位點的水體氨氮濃度均值均顯著低于同期的浮島外水體，與此同時，浮島內(nèi)水體硝態(tài)氮濃度相比同期的浮島外水體有所升高，這可能是由于植物優(yōu)先吸收氨氮和其他還原態(tài)氮，而硝態(tài)氮濃度則隨著氨氮發(fā)生硝化被轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮而增加[13-14]。浮島試驗區(qū)水體總氮、總磷濃度低于對照水體，是植物通過吸附沉淀、吸收代謝等途徑實現(xiàn)的[15]。受試植物作為水體生態(tài)系統(tǒng)中的初級生產(chǎn)者，吸收、轉(zhuǎn)化和積累了水體氮磷等營養(yǎng)元素，在滿足自身生長需求的同時降低了水體氮磷濃度；但不同植物對營養(yǎng)的需求和吸收能力不同，因而對水體氮磷的去除效果存在較大差異。陳秋夏等[16]研究了溫州三垟濕地18種水生植物生物量及對氮磷的吸收和積累能力，發(fā)現(xiàn)風車草、千屈菜、水芋等對氮磷去除具有較強的能力；唐藝璇[17]比較了杭州39種挺水植物的地上生物量和植物組織氮磷含量，發(fā)現(xiàn)澤薹草、紫芋、美人蕉、野芋等對水體氮有較強的去除能力，其組織平均氮含量超過10 000 mg·kg-1，慈姑、窄葉澤瀉、澤薹草、千屈菜、澤瀉等植物對磷的去除具有較強的能力，其組織磷含量超過3 000 mg·kg-1，可以看出，澤瀉科植物對水體氮磷的去除具有較好的效果。在本試驗中，刺果澤瀉和紫芋對總氮的去除率超過20%，刺果澤瀉、紫芋、千屈菜、蘆竹、風車草、菰和菖蒲對氨氮的去除率超過20%，刺果澤瀉、菰、水蔥、紫芋對總磷的去除率達到15%以上。刺果澤瀉為澤瀉科植物，無論是對氮還是對磷的去除，刺果澤瀉均具有較好的效果，這和上述研究結(jié)果結(jié)論相似，但各研究中不同物種對氮磷去除能力的排序可能存在一定差異，這與水體富營養(yǎng)化狀態(tài)及微生境條件均有一定關(guān)系[18]，同時，在不同富營養(yǎng)化狀態(tài)水體中，植物的凈化能力亦存在較大差異[19]。

植物對水體營養(yǎng)物質(zhì)的吸收作用相對有限，水體中污染物的降解還依賴于微生物的降解作用[20-22]。浮島植物的根系常形成一種網(wǎng)絡(luò)狀結(jié)構(gòu)，可沉降氮磷等營養(yǎng)物質(zhì)，同時也為微生物的附著提供了基礎(chǔ)，而且可改變根際周圍微生境，為微生物降解營養(yǎng)物質(zhì)提供條件[23-24]。在試驗中，通過人工添加立體填料和增效型微納米固定化凈水菌劑(W13)，氨氮總體去除率略有升高(23%>22%)。增效型微納米固定化凈水菌劑(W13)是一種蠟狀芽孢桿菌[25]，兼性好氧，若W13大量增殖可代謝消耗水體溶氧使之呈現(xiàn)厭氧狀態(tài)，這種厭氧狀態(tài)利于反硝化作用，可提高水體硝態(tài)氮的去除。在試驗中，風車草、水蔥、梭魚草3個浮島單元，添加W13促進了硝態(tài)氮的去除；然而在蘆竹、再力花和刺果澤瀉浮島單元中則無此效果，可能是因為W13并未大量增殖，或者是添加的W13調(diào)節(jié)了水體鄉(xiāng)土微生物群落的結(jié)構(gòu)，各種微生物菌群共同作用降解了水體營養(yǎng)物質(zhì)，但水體的反硝化作用并不明顯，因而引起硝態(tài)氮含量的升高，其調(diào)控機制有待進一步研究。

[1] 中華人民共和國環(huán)境保護部. 圖解：2015年《中國環(huán)境狀況公報》[EB/OL]. (2016-06-03) [2017-04-11]. http://www.zhb.gov.cn/hjzl/tj/201606/t20160603_353508.shtml.

[2] 浙江省環(huán)保廳. 2015年浙江省環(huán)境狀況公報[EB/OL]. (2016-06-02) [2017-04-11]. http://www.zjepb.gov.cn/root14/xxgk/hjzl/hjzkgb/201606/t20160602_414196.html.

[3] 吳振斌，邱東茹，賀鋒，等. 水生植物對富營養(yǎng)水體凈化作用研究[J]. 武漢植物學研究, 2001, 19(4): 299-303.

[4] 郭輝，黃國兵. 水生植物、水流及底泥再懸浮耦合影響規(guī)律研究進展[J]. 長江科學院院報, 2013, 30(8): 108-112,116.

[5] 俞子文，孫文浩，郭克勤，等. 幾種高等水生植物的克藻效應[J]. 水生生物學報, 1992, 16(1): 1-7.

[6] 種云霄，胡洪營，錢易. 大型水生植物在水污染治理中的應用研究進展[J]. 環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備, 2003, 4(2): 36-40.

[7] 黃央央，江敏，張飲江，等. 人工浮島在上海白蓮涇河道水質(zhì)治理中的作用[J]. 環(huán)境科學與技術(shù), 2010, 33(8): 108-113.

[8] 余瑞彰，張慧，蔣俊，等. 微生物在生物柵植物根系和填料生物膜上的數(shù)量分布差異[J]. 華東師范大學學報(自然科學版), 2010(4):58-66.

[9] 徐亞同，袁磊. 上澳塘水體生物修復試驗[J]. 上海環(huán)境科學, 2000, 19(10): 480-484.

[10] 李海英，楊海華，柯凡，等. 微曝氣生態(tài)浮床的凈化效果與生物膜特性研究[J]. 中國給水排水, 2009, 25(7): 35-40.

[11] ANDERSON T A, GUTHRIE E A, WALTON B T. Bioremediation in the rhizosphere[J]. Environmental Science & Technology, 1993, 27(13):2630-2636.

[12] 張建梅. 植物修復技術(shù)在環(huán)境污染治理中的應用[J]. 環(huán)境科學與技術(shù), 2003, 26(6): 55-57.

[13] 陳景榮，王立志. 云蒙湖前置庫淺水生態(tài)凈化區(qū)植物對水質(zhì)凈化特征分析[J]. 生態(tài)科學, 2016, 35(1): 136-142.

[14] 萬曉紅，李旭東，王雨春，等. 不同水生植物對濕地無機氮去除效果的模擬[J]. 湖泊科學, 2008, 20(3): 327-333.

[15] BRIX H. Functions of macrophytes in constructed wetlands[J]. Water Science and Technology, 1994, 29(4): 71-78.

[16] 陳秋夏，鄭堅，金川，等. 水生植物對N、P的富集作用研究[J]. 江西農(nóng)業(yè)大學學報, 2008, 30(3): 437-442.

[17] 唐藝璇. 杭州市富營養(yǎng)化河道生態(tài)浮島修復的植物選擇與示范[D]. 杭州：浙江大學，2011.

[18] 高光. 伊樂藻、輪葉黑藻凈化養(yǎng)魚污水效果試驗[J]. 湖泊科學, 1996, 8(2)：184-188.

[19] 葛瀅，王曉月，常杰. 不同程度富營養(yǎng)化水中植物凈化能力比較研究[J]. 環(huán)境科學學報, 1999, 19(6): 690-692.

[20] FUHRMAN J A. Microbial community structure and its functional implications[J]. Nature, 2009, 459(7244): 193-199.

[21] JANKOWSKI K, SCHINDLER D E, HORNER-DEVINE M C. Resource availability and spatial heterogeneity control bacterial community response to nutrient enrichment in lakes[J]. Plos One, 2014, 9(1): e86991.

[22] 王新，吳逸飛，姚曉紅，等. 微生態(tài)制劑對養(yǎng)殖后期蝦池水質(zhì)及細菌群落的影響[J]. 浙江農(nóng)業(yè)學報, 2014, 26(1): 40-47.

[23] 田淑媛，王景峰，郎鐵柱，等. 水生維管束植物處理污水及其綜合利用[J]. 城市環(huán)境與城市生態(tài), 2000(6): 54-56.

[24] 馬強，高明瑜，譚偉，等. 新型生態(tài)浮島在改善水質(zhì)中的作用及生物膜載體微生物特征研究[J]. 環(huán)境科學, 2011, 32(6): 1596-1601.

[25] 王青松，柳永，王新，等. 基于質(zhì)構(gòu)量化分析的凈水膠囊制備及其性能研究[J]. 浙江大學學報(農(nóng)業(yè)與生命科學版), 2015, 41(6): 712-722.

收入日期：2017-05-12

溫州水專項(S20140021)

王金旺(1980—)，男，湖北棗陽人，副研究員，博士，從事植物學、生態(tài)學研究工作，E-mail：kingwwang@163.com。

陳秋夏(1975—)，女，浙江泰順人，研究員，博士，從事林業(yè)研究工作，E-mail：yzscqx@163.com。

文獻著錄格式：王金旺，楊升，夏海濤，等. 新型生態(tài)浮島對改善水質(zhì)的效果[J].浙江農(nóng)業(yè)科學，2017，58(10)：1837-1841，1845.

10.16178/j.issn.0528-9017.20171048

X52

A

0528-9017(2017)10-1837-05

(責任編輯高 峻)