童偉軍 鄭文萍 馬 琳 張 義 賀 鋒 吳振斌

(1. 武漢理工大學(xué) 資源與環(huán)境工程學(xué)院, 武漢 430070; 2. 中國科學(xué)院水生生物研究所淡水生態(tài)與生物技術(shù)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 武漢 430072; 3. 中國科學(xué)院大學(xué), 北京 100049)

在中國農(nóng)村地區(qū), 由于其落后的經(jīng)濟(jì)現(xiàn)狀以及對(duì)污水治理的重視不足, 農(nóng)村地區(qū)污水處理設(shè)施有限, 生活污水沒有得到有效地治理, 90%以上的農(nóng)村生活污水沒有經(jīng)過適當(dāng)?shù)奶幚硖幹镁椭苯优湃氘?dāng)?shù)氐暮雍1], 而生活污水中豐富的氮磷等營養(yǎng)物質(zhì)會(huì)造成水體富營養(yǎng)化等水環(huán)境問題以及其他潛在的危險(xiǎn)問題[2]。因此, 利用經(jīng)濟(jì)、高效的污水處理系統(tǒng)對(duì)農(nóng)村地區(qū)生活污水進(jìn)行治理對(duì)于維護(hù)農(nóng)村居民身體健康以及農(nóng)村水域環(huán)境良好具有十分重要的意義。

在過去的各種研究中, 諸多污水處理系統(tǒng)已被應(yīng)用于農(nóng)村生活污水的處理, 如穩(wěn)定塘[3]、生物濾池[4]、人工濕地[5, 6]等, 而在這些現(xiàn)有的污水處理系統(tǒng)中, 人工濕地由于建設(shè)運(yùn)行費(fèi)用低、出水水質(zhì)好以及維護(hù)管理方便等優(yōu)點(diǎn)而得到廣泛的應(yīng)用[7, 8],人工濕地是處理生活污水最有效的生態(tài)系統(tǒng)之一,特別是垂直流人工濕地, 其系統(tǒng)充氧更加充分, 有利于好氧微生物的生長(zhǎng)和硝化反應(yīng)的進(jìn)行, 并在氮磷等污染物質(zhì)的去除過程中起著重要的作用。污水在通過垂直流人工濕地系統(tǒng)中多孔基質(zhì)的過程中, 在濕地植物以及微生物的作用下而得到凈化[9]。因此, 濕地系統(tǒng)中基質(zhì)、植物以及微生物是人工濕地發(fā)揮凈化作用的3個(gè)主要因素, 污染物通過一系列復(fù)雜的物理、化學(xué)、生物作用而得到去除[10]。

在污水處理過程中, 大分子有機(jī)物降解為小分子的營養(yǎng)物質(zhì), 主要是微生物通過一系列廣泛的機(jī)制進(jìn)行的。在垂直流人工濕地系統(tǒng)中, 微生物對(duì)有機(jī)物的降解同樣發(fā)揮著重要作用。但是高濃度高負(fù)荷的生活污水, 垂直流人工濕地的凈化性能有限,通過向系統(tǒng)中添加生物促生劑來提高系統(tǒng)中微生物活性進(jìn)而提高系統(tǒng)對(duì)污染物的凈化能力是從根本上解決這一問題的重要手段之一。生物促生劑是一種富含能量物質(zhì)、無毒表面活性劑、電子受體、酶等的復(fù)合制劑, 可以刺激系統(tǒng)中關(guān)鍵酶活性以及提高微生物活性。生物促生劑包含的多種成分, 如多肽、氨基酸、激素[11], 可以促進(jìn)微生物的新陳代謝, 促使微生物在較差的環(huán)境里快速生長(zhǎng)[12]。目前有很多關(guān)于人工濕地對(duì)污染物的凈化能力以及微生物活性的研究[13, 14], 但將生物促生劑應(yīng)用于人工濕地系統(tǒng)中用以提高系統(tǒng)中微生物活性進(jìn)而提高系統(tǒng)對(duì)污水降解能力的研究還未有報(bào)道。

本研究以垂直流人工濕地作為研究對(duì)象, 將生物促生劑應(yīng)用于人工濕地處理生活污水的研究中,通過研究不同添加量的生物促生劑對(duì)垂直流人工濕地系統(tǒng)的水質(zhì)凈化效果, 篩選出生物促生劑在垂直流人工濕地系統(tǒng)中最優(yōu)的添加量, 并分析系統(tǒng)中基質(zhì)酶活和污染物去除率的相關(guān)性, 探究生物促生劑在水質(zhì)凈化方面的作用機(jī)理, 為后續(xù)生物促生劑在人工濕地的應(yīng)用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

本實(shí)驗(yàn)以垂直流人工濕地系統(tǒng)作為研究對(duì)象,采用內(nèi)徑為250 mm的PVC管制成, 管高920 mm, 填料高度為600 mm, 裝置從下到上依次填入粒徑為5—8 mm粗礫石100 mm高, 粒徑為3—5 mm細(xì)礫石300 mm高以及粒徑為1—2 mm石英砂200 mm高,系統(tǒng)中種植已放入自來水中穩(wěn)定半月的美人蕉(Cannaflaccida), 如圖 1所示。實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)共分為4組, 分別是CK、B1、B5和B10, 其中CK系統(tǒng)為對(duì)照組, 不添加生物促生劑, B1、B5和B10系統(tǒng)為實(shí)驗(yàn)組, 分別添加1、5和10 μL/L的生物促生劑于進(jìn)水中混合均勻, 然后通過蠕動(dòng)泵經(jīng)布水器均勻輸送至人工濕地系統(tǒng)中, 每組設(shè)置3個(gè)平行。

1.2 實(shí)驗(yàn)材料

實(shí)驗(yàn)所添加的生物促生劑為實(shí)驗(yàn)室自主配置的生物促生劑, 參考相關(guān)文獻(xiàn)確定生物促生劑中發(fā)揮激活系統(tǒng)土著微生物活性的物質(zhì)有氨基酸、酶類、維生素、電子受體以及微量元素等[15, 16], 最終確定生物促生劑的制備過程: 分別稱取酵母浸膏25 g、天冬氨酸3.6 g、色氨酸14.4 g、維生素H 1 g、氯化鈉0.5 g、6-芐基嘌呤0.45 g以及其他微量元素,混合溶解于200 mL蒸餾水中, 過濾后棄去殘?jiān)? 所得濾液即為所制得的生物促生劑, 放入4℃冰箱中儲(chǔ)存?zhèn)溆谩?/p>

1.3 系統(tǒng)運(yùn)行條件

系統(tǒng)進(jìn)水采用自配污水, 其中碳源主要采用蛋白胨、牛肉膏和葡萄糖, 含量分別為0.16、0.11和0.2 g/L, 氮源主要采用氯化銨, 含量為0.057 g/L, 磷源主要采用磷酸氫二鉀, 含量為0.038 g/L, 微量元素主要采用無水氯化鈣和無水硫酸鎂, 含量分別為0.004和0.002 g/L, 另含有0.007 g/L NaCl。實(shí)際配置的污水化學(xué)需氧量(COD)濃度為(408.7±18.6) mg/L, 總氮(TN)濃度為(45.20±2.92) mg/L, 總磷(TP)濃度為(5.93±0.51) mg/L, 氨氮(-N)濃度為(19.62±1.93) mg/L, 水溫(27.54±1.07)℃, pH為7.31±0.05。系統(tǒng)采用間歇式進(jìn)水, 單個(gè)系統(tǒng)進(jìn)水量為15 L, 水力負(fù)荷為200 mm/d, 水力停留時(shí)間為3d。系統(tǒng)建成后, 穩(wěn)定2月后開始本實(shí)驗(yàn)研究。

1.4 主要監(jiān)測(cè)指標(biāo)及方法

所有系統(tǒng)在裝置進(jìn)水采樣口和出水采樣口進(jìn)行采樣, 水樣采樣頻率為每3天1次, 基質(zhì)采樣頻率為每9天1次。TN采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法;-N采用納氏試劑分光光度法; TP采用鉬酸銨分光光度法; COD采用快速消解分光光度法, 均參照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》進(jìn)行[17]。

圖 1 垂直流人工濕地實(shí)驗(yàn)裝置圖Fig. 1 Experimental device shcematic of a vertical flow constructed wetland

磷酸酶活性采用p-硝基苯磷酸二鈉法, 以p-硝基苯磷酸二鈉為酶促反應(yīng)基質(zhì), 測(cè)定反應(yīng)后p-硝基酚含量, 磷酸酶活性以1 g土壤作用于基質(zhì)(p-硝基苯磷酸二鈉)24h釋放出的p-硝基苯酚量表示; 脲酶活性采用奈氏比色法, 以尿素作為脲酶酶促反應(yīng)基質(zhì), 測(cè)定反應(yīng)結(jié)束后生成的-N含量, 脲酶活性以1 g土在37℃培養(yǎng)24h釋放出-N的含量表示[18]。

1.5 數(shù)據(jù)處理

所有數(shù)據(jù)均利用SPSS 22軟件進(jìn)行One-way ANOVA方差利用LSD法進(jìn)行多個(gè)樣本的均數(shù)比較以及對(duì)系統(tǒng)水質(zhì)凈化效果和基質(zhì)酶活進(jìn)行Pearsons相關(guān)性分析, 顯著性水平均設(shè)為0.05。

2 結(jié)果

2.1 不同生物促生劑添加量對(duì)水質(zhì)凈化效果的影響

本實(shí)驗(yàn)的垂直流人工濕地系統(tǒng)運(yùn)行于2017年2月至7月, 水樣每3天采集1次進(jìn)行水質(zhì)指標(biāo)的分析,各系統(tǒng)去除率見表 1以及水質(zhì)各指標(biāo)去除率變化如圖 2所示。

由表 1可知, 各個(gè)系統(tǒng)水質(zhì)指標(biāo)的去除率均存在著B5＞B1＞B10＞CK的規(guī)律。實(shí)驗(yàn)組(B1、B5、B10)的出水-N和TN去除率均達(dá)到80%以上,相較于對(duì)照組(CK)的-N和TN去除率分別提高了近70%和30%, 二者具有極顯著性差異(P＜0.01),而不同實(shí)驗(yàn)組間只有B5系統(tǒng)的TN去除率顯著高于B10系統(tǒng)(P＜0.05), 其他系統(tǒng)間無顯著性差異。對(duì)于TP去除率, 實(shí)驗(yàn)組B1、B5和B10系統(tǒng)去除率分別達(dá)到30.8%、36.0%和27.2%, B5系統(tǒng)顯著高于B10系統(tǒng)(P＜0.05); 與對(duì)照組CK相比, B5系統(tǒng)與其具有極顯著性差異(P＜0.01), TP去除率提高了10%左右。對(duì)于COD去除率, 與TP去除率存在著類似的規(guī)律。B1系統(tǒng)和B5系統(tǒng)對(duì)COD的去除率分別達(dá)到89.6%和91.6%, 顯著高于CK系統(tǒng)(P＜0.05), 但B1系統(tǒng)和B5系統(tǒng)間卻無顯著性差異; B10系統(tǒng)對(duì)COD的平均去除率為86.3%, 與B5系統(tǒng)存在顯著性差異(P＜0.05)。

表 1 各系統(tǒng)污染物平均去除率Tab. 1 Average removal rates of pollutants in different systems

圖 2 各系統(tǒng)污染物去除率變化Fig. 2 Variation of pollutant removal rates in different systems

2.2 不同生物促生劑添加量對(duì)基質(zhì)酶活的影響

系統(tǒng)中基質(zhì)磷酸酶和脲酶活性隨系統(tǒng)運(yùn)行時(shí)間變化如圖 3所示。實(shí)驗(yàn)組的基質(zhì)磷酸酶活性高于對(duì)照組, 但各系統(tǒng)間無顯著性差異。對(duì)于系統(tǒng)中基質(zhì)脲酶活性, B5系統(tǒng)與CK系統(tǒng)存在極顯著性差異(P＜0.01), B10系統(tǒng)與CK系統(tǒng)存在顯著性差異(P＜0.05); 而實(shí)驗(yàn)組間, 只有B5系統(tǒng)與B1系統(tǒng)間存在顯著性差異(P＜0.05), 其他系統(tǒng)間無顯著性差異。

2.3 水質(zhì)凈化效果與基質(zhì)酶活間的相關(guān)性

由表 2可知, 系統(tǒng)COD去除率與基質(zhì)磷酸酶活性呈極顯著正相關(guān)(P＜0.01), 相關(guān)性系數(shù)達(dá)到0.602,同時(shí), COD去除率也與基質(zhì)脲酶活性呈顯著正相關(guān)(P＜0.05)。但TP去除率與磷酸酶活性、TN去除率與脲酶活性均無顯著相關(guān)性。

3 討論

3.1 不同生物促生劑添加量對(duì)水質(zhì)凈化效果的影響

人工濕地對(duì)氮的去除主要有3個(gè)方面的作用,分別是高等濕地植物的吸收轉(zhuǎn)化、微生物硝化反硝化生物脫氮作用以及氨的揮發(fā), 其中濕地微生物的作用是濕地去除氮的主要因素[19—22], 通過生物硝化反硝化或厭氧氨氧化去除的氮量占濕地系統(tǒng)總氮去除量75.2%—85.6%[23, 24]。在本研究中, 實(shí)驗(yàn)組的-N和TN去除率在整個(gè)系統(tǒng)運(yùn)行的周期內(nèi)均保持一個(gè)穩(wěn)定的狀態(tài), 對(duì)氮的去除均到80%以上,如圖 2a、2b所示, 極顯著高于對(duì)照組(P＜0.01), 這說明生物促生劑的添加可顯著提高垂直流人工濕地系統(tǒng)對(duì)氮的去除。B5系統(tǒng)-N、TN平均去除率分別較對(duì)照組提高了71.5%和31.7%, 可能是由于生物促生劑是隨進(jìn)水一同垂直進(jìn)入人工濕地系統(tǒng)中, 同時(shí)最先與系統(tǒng)上層基質(zhì)接觸, 繼而對(duì)上層基質(zhì)中附著的微生物產(chǎn)生作用, 而硝化細(xì)菌多分布于垂直流人工濕地上層好氧區(qū), 生物促生劑促進(jìn)了硝化細(xì)菌的生長(zhǎng)繁殖, 從而提高了人工濕地對(duì)-N的去除。隨著生物促生劑進(jìn)入人工濕地系統(tǒng)中下層基質(zhì), 生物促生劑逐漸被消耗利用, 其對(duì)反硝化細(xì)菌產(chǎn)生的作用弱于對(duì)硝化細(xì)菌的作用, 使得人工濕地系統(tǒng)中硝化作用強(qiáng)于反硝化作用,-N在人工濕地系統(tǒng)中發(fā)生積累, 最終使得人工濕地系統(tǒng)-N去除率明顯高于TN去除率。李繼洲等[25, 26]的研究也得到了類似的結(jié)果, 其利用生物激活劑原位生物修復(fù)污染水體和黑臭水體,-N去除率分別達(dá)到78.2%和76.6%, 得出生物激活劑的添加對(duì)-N降解作用最為顯著的結(jié)果。在未添加生物促生劑的系統(tǒng)中,-N和TN去除率呈現(xiàn)出“降低-升高-穩(wěn)定”的過程, 此為人工濕地自然降解污染物的過程, 因?yàn)樵趯?shí)驗(yàn)前期階段, 濕地系統(tǒng)尚未完全成熟, 濕地植物尚未完全發(fā)育, 進(jìn)而向濕地系統(tǒng)內(nèi)部輸氧不充分, 還未在植物根區(qū)形成好氧-缺氧-厭氧的連續(xù)環(huán)境, 抑制了硝化反硝化細(xì)菌的生長(zhǎng)繁殖, 進(jìn)而導(dǎo)致氮的去除效率較低[27]; 實(shí)驗(yàn)階段的中后期, 隨著濕地系統(tǒng)的運(yùn)行, 植物生長(zhǎng)逐漸穩(wěn)定, 硝化反硝化細(xì)菌作用得到提高,-N和TN去除率逐漸增加。而生物促生劑的添加, 在人工濕地運(yùn)行前期就可提高濕地系統(tǒng)對(duì)氮的去除效率。

圖 3 各系統(tǒng)基質(zhì)酶活性變化Fig. 3 Variation of substrate enzymatic activities in different systems

表 2 基質(zhì)酶活與污染物去除率間的相關(guān)性Tab. 2 Correlations between substrate enzymatic activities and pollutant removal rates

人工濕地對(duì)磷的去除途徑主要有基質(zhì)的物理吸附, 濕地植物的化學(xué)吸附以及微生物作用, 其中基質(zhì)的物理吸附在是主要磷去除途徑[28]。在濕地運(yùn)行前期, 基質(zhì)的孔隙率較大, 物理吸附作用強(qiáng),TP去除率高, 隨著濕地的運(yùn)行, 基質(zhì)孔隙率逐漸降低, 對(duì)磷的吸附作用減弱, TP的去除率也逐漸降低[29]。這能夠解釋本實(shí)驗(yàn)濕地系統(tǒng)對(duì)TP去除率隨時(shí)間變化的情況, 呈現(xiàn)出一種“降低-穩(wěn)定”的過程(圖 2c)。在本研究中, B5系統(tǒng)的TP去除率顯著高于CK系統(tǒng)以及B10系統(tǒng), 而其他系統(tǒng)間無顯著性差異, 適量生物促生劑的添加可以顯著提高人工濕地系統(tǒng)對(duì)TP的去除, 當(dāng)添加量過低時(shí), 其發(fā)揮作用不顯著; 反之, 當(dāng)添加量過高時(shí), 會(huì)造成資源浪費(fèi), 增加污水處理成本, 同時(shí)生物促生劑中的營養(yǎng)成分可使水體中污染物濃度增加, 影響出水水質(zhì), 生物促生劑添加量對(duì)TP去除具有顯著影響。胡湛波等[30]利用生物促生劑修復(fù)城市黑臭河道水體, 曝氣作用以及生物促生劑的添加顯著提升了-N和TP的去除。

人工濕地中有機(jī)物的去除主要是微生物的作用, 當(dāng)污水通過人工濕地時(shí), 不溶性有機(jī)物被基質(zhì)以及濕地植物根系所截留, 然后被微生物利用分解; 可溶性有機(jī)物通過基質(zhì)表面生物膜的吸附和微生物代謝而去除。植物的泌氧作用使得濕地系統(tǒng)中呈現(xiàn)出連續(xù)的好氧-缺氧-厭氧的區(qū)域, 有利于系統(tǒng)中微生物對(duì)有機(jī)物的降解[31]。在本研究中, 系統(tǒng)對(duì)COD的去除呈現(xiàn)出一個(gè)“上升-穩(wěn)定”的過程(圖2d), 由于在實(shí)驗(yàn)階段的前期, 濕地系統(tǒng)尚未穩(wěn)定成熟, 系統(tǒng)中微生物對(duì)有機(jī)物降解能力有限; 隨著濕地系統(tǒng)的運(yùn)行, 連續(xù)的好氧-缺氧-厭氧的區(qū)域在系統(tǒng)中形成, 好氧菌、兼性菌以及厭氧菌對(duì)有機(jī)物降解更徹底。B1、B5系統(tǒng)對(duì)COD的去除率顯著高于CK、B10系統(tǒng)。當(dāng)生物促生劑添加量逐漸增大時(shí),系統(tǒng)對(duì)COD去除率逐漸增大, 當(dāng)添加量為10 μL/L時(shí), COD去除率反而降低, 是因?yàn)樯锎偕鷦┨砑舆^多, 其中營養(yǎng)物質(zhì)未被完全利用而成為出水中COD的部分來源, 此結(jié)果與TP的內(nèi)容具有一致性,對(duì)生物促生劑添加量的優(yōu)選具有重要意義, 方一豐等[32]、李弦等[33]都進(jìn)行了生物促生劑添加量的優(yōu)選工作。另外, 江淦福等[15]將生物促生劑應(yīng)用于接觸氧化池, 對(duì)COD的去除率提高了20%以上。

3.2 不同生物促生劑添加量對(duì)基質(zhì)酶活的影響

濕地系統(tǒng)中基質(zhì)磷酸酶與有機(jī)磷的轉(zhuǎn)化有關(guān),它能夠使磷酸酯水解而釋放出磷酸根, 磷酸酶活性與溫度、溶解氧、底物濃度水平以及微生物活動(dòng)有直接關(guān)系。由圖 3a可知, 在整個(gè)實(shí)驗(yàn)周期內(nèi), 各系統(tǒng)基質(zhì)磷酸酶活性隨系統(tǒng)運(yùn)行時(shí)間而逐漸增加,隨著系統(tǒng)的運(yùn)行, 系統(tǒng)中微生物數(shù)量逐漸增加, 微生物分泌磷酸酶能力得到提高。實(shí)驗(yàn)組的基質(zhì)磷酸酶活性高于對(duì)照組的基質(zhì)磷酸酶活性, 其中生物促生劑添加量為5 μL/L的系統(tǒng)基質(zhì)磷酸酶活性最高, 但各系統(tǒng)間無顯著性差異, 說明生物促生劑的添加對(duì)人工濕地系統(tǒng)中基質(zhì)磷酸酶活性作用不顯著。這可能與濕地植物根系分泌物有一定的關(guān)系,諸多研究已表明, 植物根系分泌物對(duì)人工濕地微生物群落結(jié)構(gòu)有顯著影響, 且不同濕地植物產(chǎn)生的影響也不盡相同[34—37]。可能由于本研究中人工濕地系統(tǒng)都種植了濕地植物美人蕉, 其根系分泌物導(dǎo)致各系統(tǒng)中能夠分泌磷酸酶的微生物數(shù)量相差不大,致使各系統(tǒng)磷酸酶活性無顯著性差異。而生物促生劑對(duì)各系統(tǒng)基質(zhì)磷酸酶活性不顯著, 可能說明生物促生劑對(duì)人工濕地系統(tǒng)中能夠分泌磷酸酶的微生物的作用弱于濕地植物根系分泌物對(duì)其的影響。還可能是由于配水中的磷主要來源于磷酸氫二鉀, 有機(jī)磷含量非常低, 磷酸酶可以發(fā)揮的作用太小。

濕地系統(tǒng)中脲酶能夠酶促有機(jī)質(zhì)分子中肽鍵的水解, 脲酶活性可受到諸多因素的影響, 如溫度,溶解氧、微生物活動(dòng)等。由圖 3b可知, 所有系統(tǒng)基質(zhì)脲酶活性在整個(gè)實(shí)驗(yàn)階段呈現(xiàn)一個(gè)“升高-降低-升高”的過程, 但各系統(tǒng)變化幅度各不相同, 對(duì)照組變化不明顯, 而實(shí)驗(yàn)組變化劇烈, 特別是B5系統(tǒng), 其基質(zhì)脲酶活性變化最大, 該系統(tǒng)運(yùn)行第63天時(shí)基質(zhì)脲酶活性出現(xiàn)劇烈增長(zhǎng), 可能是因?yàn)樵诔掷m(xù)的有機(jī)氮的輸入條件下, 人工濕地系統(tǒng)中能夠分泌脲酶的微生物數(shù)量在生物促生劑的作用下得到顯著增加,從而顯著提高了系統(tǒng)基質(zhì)脲酶活性。同時(shí)生物促生劑的添加量對(duì)基質(zhì)脲酶活性有顯著影響, B5、B10系統(tǒng)顯著高于對(duì)照組(P＜0.05), B1系統(tǒng)與對(duì)照組無顯著性差異, 但該實(shí)驗(yàn)組仍高于對(duì)照組, 可能是因?yàn)樯锎偕鷦┨砑恿窟^少時(shí), 其對(duì)系統(tǒng)內(nèi)能夠分泌脲酶的微生物作用能力有限, 當(dāng)生物促生劑添加量逐漸增加時(shí), 它的作用逐漸增強(qiáng), 基質(zhì)脲酶活性得到提高。生物促生劑對(duì)酶活的影響只報(bào)道于利用生物促生劑修復(fù)受污土壤的研究, Manuel Tejada進(jìn)行了大量這類研究, 利用生物促生劑修復(fù)的土壤的脲酶活性比未利用生物促生劑的土壤提高了90%以上, 磷酸酶活性、脫氫酶也得到了相同的結(jié)果[12]。

3.3 水質(zhì)凈化效果與基質(zhì)酶活間的相關(guān)性分析

對(duì)系統(tǒng)基質(zhì)磷酸酶活性與TP去除率做相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn): 磷酸酶活性與TP去除率無顯著相關(guān)性,這可以說明磷酸酶并不是人工濕地去除磷的主要途徑, 前文也已提到人工濕地基質(zhì)的物理吸附作用是濕地系統(tǒng)中磷去除的主要途徑, 這一結(jié)果與諸多研究相一致[38, 39]。另外, 由于實(shí)驗(yàn)配水主要采用磷酸氫二鉀作為磷源, 其中的有機(jī)磷在TP比例中所占不大, 磷酸酶酶促磷酸酯水解釋放正磷酸鹽對(duì)污水中TP的去除作用不大, 使得基質(zhì)磷酸酶活性與TP去除率無顯著相關(guān)性。但在一些研究中, 二者存在相反的關(guān)系[5, 14], 磷酸酶活性與TP去除率間的相關(guān)性受到諸多因素的影響, 如溫度、溶解氧水平、污水成分等, 若要探明二者關(guān)系還需更加深入的研究。

脲酶是一種酰胺酶, 能夠酶促有機(jī)質(zhì)分子中肽鍵的水解。在本實(shí)驗(yàn)中, 進(jìn)水配方含有蛋白胨、牛肉膏和葡萄糖, 使得進(jìn)水中含有部分有機(jī)氮, 可能因?yàn)檫@部分有機(jī)氮在TN含量中比例不高, 所以致使脲酶活性與TN去除率間無顯著相關(guān)性, 在本研究中脲酶的作用并不是系統(tǒng)脫氮的主要途徑而是硝化、反硝化作用。但脲酶活性與COD去除率間卻存在顯著正相關(guān)(P＜0.05), 這可能是因?yàn)檫M(jìn)水中有機(jī)氮的COD含量占進(jìn)水COD含量比例較高。但是一些研究得出了相反的關(guān)系, 王林等[40]利用人工濕地處理養(yǎng)殖廢水, 得出了脲酶活性與TN去除率具有顯著相關(guān)性, 而與高錳酸鹽指數(shù)不相關(guān)的結(jié)論。因此, 人工濕地基質(zhì)脲酶活性與污染物去除率間的相關(guān)關(guān)系與進(jìn)水成分有很大的關(guān)系, 與進(jìn)水中有機(jī)氮含量以及基質(zhì)中有機(jī)氮的分布有著直接的關(guān)系[41]。

4 結(jié)論

本研究發(fā)現(xiàn)使用生物促生劑可有效提高垂直流人工濕地對(duì)污水的處理的效果。在本實(shí)驗(yàn)的條件下生物促生劑最佳添加量為5 μL/L, 生物促生劑的添加可顯著提高人工濕地系統(tǒng)-N、TN的去除率, 適當(dāng)添加量的生物促生劑也可提高系統(tǒng)對(duì)TP、COD的去除率, 同時(shí), 生物促生劑可提高系統(tǒng)中基質(zhì)磷酸酶、脲酶活性。