組合型生態浮床中各生物單元對污染物去除的貢獻及凈化機理

王國芳，汪祥靜，吳 磊，李先寧，b

（東南大學a.能源與環境學院；b.環境醫學工程教育部重點實驗室，南京210096）

水生植物浮床是用于凈化富營養化水體如湖泊、河道的重要生態工程技術之一，具有適用條件寬、充分利用水面進行原位處理、造價低廉且運行管理容易等優點，目前已得到廣泛應用［1－2］。但普通水生植物浮床僅種植水生植物，生物要素單一，構成完整生態系統的水生動物及微生物環節較為薄弱，限制了生態功能的發揮，有限的植物生物量也制約了其水質凈化效能的進一步提高［3－4］。

筆者在普通水生植物浮床的基礎上引入了水生動物，并增設了人工介質，構建了由水生植物單元（空心菜）、水生動物單元（三角帆蚌）及微生物強化單元（人工介質）組成的組合型生態浮床。前期研究表明，在水體交換時間為7d時，組合型生態浮床對TN、NH4＋－N、TP、CODMn、Chl－>a的平均去除率分別高于普通水生植物浮床15.5%、19.5%、15.1%、20.4%、26.1%，增加水生動物單元與微生物單元可提高浮床對污染物的去除效果，組合型生態浮床對富營養化水體的水質凈化具有較好的應用前景。

為了進一步優化組合型生態浮床中各級生物配置、提高其凈化效能，筆者通過對具有不同生物單元配置的組合浮床去除效能的比較，定量分析了組合型生態浮床中各生物單元對氮、磷、有機物及藻類去除的貢獻率及凈化機理。

1 材料和方法

1.1 組合型生態浮床的構造

按生物配置不同設置了A、B、C 3組組合浮床，其中組合型生態浮床C（水生植物單元＋水生動物單元＋微生物單元）試驗裝置如圖1所示，整體為0.45m（長）×0.45m（寬）×1.0m（高）的長方體構造，分上、中、下3層結構，上層為水生植物區，種植水生經濟植物空心菜，該區域高度為20cm；中層為水生動物區，掛養濾食性貝類三角帆蚌，該區域高度為30cm；下層為微生物強化區，懸掛兼具軟性及半軟性特征的人工介質，該區域高度為50cm。

圖1 組合型生態浮床C結構示意圖

其他2組組合浮床的生物配置如下：

組合浮床A：水生植物單元（空心菜）＋水生動物單元（三角帆蚌）；

組合浮床B：水生動物單元（三角帆蚌）＋微生物強化單元（人工介質）。

各單元構造與組合型生態浮床C相同。

1.2 試驗材料

試驗中各生物單元所采用材料分別為：1）空心菜：各水生植物單元均采用空心菜?？招牟私浨逑锤瞪细街耐寥篮?，原水中預培養2周，然后選取生長良好且相對均勻的植株用于試驗，晾干稱重后按相同重量（4 700g，濕重）、相近植株數量移植于浮床。2）三角帆蚌：各水生動物單元均采用三角帆蚌，其屬于軟體動物門瓣鰓綱珠蚌科帆蚌屬，為濾食性貝類。試驗用三角帆蚌購于安徽省某養殖基地，試驗前將三角帆蚌在清水中放置2d，將臟物吐凈，選取大小相近的三角帆蚌清洗晾干，稱量約820g（36只）掛于浮床上，分別掛養在18個網兜中，在網兜中部打結，形成上下2層。3）人工介質：各微生物強化單元懸掛組合介質81串，每串上有盤片6片，填料盤片間隔為7cm。盤片上懸掛長度為3cm的丙綸絲束。在試驗開始前，單獨將人工介質在同樣的進水條件下運行2個月，進行預掛膜，掛膜完成后開始試驗。

1.3 試驗裝置

試驗裝置包括4個1.2m（直徑）×1.6m（高）的圓形試驗水槽，有效水深1.2m，其中1個不放置浮床，作為空白對照，其它3個分別放置浮床A、B、C 3種不同配置的組合浮床。原水為校區XX湖水，進水水質如表1。湖水經水泵提升進入集水桶，然后采用連續進水的方式平均輸配到4個試驗水槽中，試驗水槽下端進水，上端出水，通過調節進出水流量，設定各試驗水槽的水體交換時間為7d（試驗流程如圖2）。為減少生物生長周期等影響，實驗周期設置為1個月，試驗時間為2009年10月18日—11月18日。

圖2 試驗流程圖

表1 試驗期間浮床進水水質

1.4 水樣采集與分析方法

浮床穩定運行后，各試驗水槽每2～4d采樣一次，在同一時間段內取樣。

水質項目包括進出水的TN、PN、TP、CODMn、TOC、DOC、Chl－>a等。測定方法均采用國家標準方法［5］測定。

1.5 各生物單元去除率計算

考慮到試驗條件下進水水質存在波動且水體交換時間長，水體內可能發生吸附、沉淀及降解等作用，為消除上述作用對去除效果的影響，準確評價浮床的凈化效果，去除率計算扣除了空白對照水槽的去除效果，其計算方法為：

各不同生物單元對污染物去除率，通過不同生物配置浮床間對污染物去除率的差進行估算，計算方法如下：

水生植物單元的污染物去除率＝浮床C的污染物去除率－浮床B的污染物去除率；

人工介質單元的污染物去除率＝浮床C的污染物去除率－浮床A的污染物去除率；

水生動物單元的污染物去除率＝浮床C的污染物去除率－水生動物單元的污染物去除率－水生植物單元的污染物去除率。

2 結果與討論

試驗期間，空白對照水槽及浮床A、B、C的出水各指標濃度及平均去除率如表2所示。

表2 試驗期間浮床各指標出水濃度及平均去除率

2.1 對氮磷的去除貢獻率

水體中過高的氮、磷是引起水體富營養化的主要原因，因此去除水體中氮、磷污染物對于減輕水體的富營養化程度具有重要意義。筆者研究了組合型生態浮床中各生物單元對氮磷的去除貢獻率，分析了各生物單元的氮磷去除機理。

2.1.1 對氮的去除 圖3表示了根據1.5節的估算方法計算得到的各生物單元對TN的平均去除率，水生植物單元對TN的去除率為6.5%，水生動物單元對TN的去除率為8.6%，人工介質單元對TN的去除率為14.2%。生態浮床各生物單元對TN的去除率表現為：人工介質單元大于水生動物單元，水生動物單元大于水生植物單元。計算組合型生態浮床中各生物單元對TN去除的貢獻率（各生物單元的TN去除率／組合型生態浮床C的TN去除率）得到，水生植物單元對TN去除的貢獻率為22.2%，水生動物單元為29.3%，人工介質單元為48.5%，人工介質單元對TN去除的貢獻率最大，表明了人工介質單元是組合型生態浮床中TN的凈化主體。對介質富集微生物的檢測發現，以單位介質為基準，浮床C中的總細菌數、硝化細菌（包括亞硝酸細菌和硝酸細菌）分別達到了1.56×108cells／g、4.73×107cells／g（相關試驗研究另文發表），高密度的微生物富集特別是硝化細菌的富集提高了組合型生態浮床中人工介質單元對氮的去除。

圖3 各生物單元對TN的平均去除率

表3列出了試驗期間空心菜、三角帆蚌的生物量變化情況。由空心菜的含氮量和生物量的增加量，計算得到在試驗期間空心菜所吸收的氮量為1 135.2mg，流入浮床槽的氮為29 692.1mg，則空心菜通過吸收對氮的去除率為3.8%，低于水生植物單元對TN的去除率（6.5%），可推斷剩余的2.7%的TN通過植物根系的微生物吸附與降解等作用去除?？梢姡兆饔门c微生物吸附與降解作用是浮床中水生植物單元對TN去除的2個主要途徑。這與人工濕地不同，在同屬于生態凈化工程的人工濕地中，濕地基質表面富集大量的微生物，通過微生物硝化－反硝化途徑將大部分氮去除，微生物作用是氮的主要去除途徑，而濕地植物組織中累積的N僅占系統去除N的一小部分［6］。對于傳統的水生植物浮床系統，由于其缺少富集微生物的基質條件，微生物環節較為薄弱，限制了對氮的進一步去除，因此，為改善傳統浮床的凈化效果，加強浮床系統微生物環節是重要的方法之一。

同樣由表3可計算得到，試驗期間三角帆蚌同化吸收的氮量為957.9mg，對氮的去除率為3.2%，遠低于水生動物單元對TN的去除率（8.6%），僅占其去除率的37.2%，可見三角帆蚌對TN的去除途徑不僅是同化吸收。

三角帆蚌為濾食性貝類，具有較強的濾水能力，對顆粒性氮（PN）有較高的去除率，如圖4所示，水生動物單元對PN的去除率為30.9%，高于水生植物單元（13.9%）和人工介質單元（25.2%）。通過計算可得水生動物單元對PN的去除量占其對TN去除量的82.1%，可見，濾食性貝類三角帆蚌對氮的去除作用主要是通過濾食藻類等顆粒性有機氮產生的（詳見2.3節）。同時，三角帆蚌對顆粒性物質的強濾食能力意味著它有較強的轉移水體顆粒性物質的能力，水體中的顆粒物經貝類濾食后以糞便形式排出體外。對貝類排泄物的研究表明，貝類的排泄產物主要有氨、尿酸、尿素、氨基酸等，其中氨占總排泄量的70%或更高［7］，因此，濾食性貝類具有較強的排氨作用。在水溫為9～27℃時，1～4齡三角帆蚌的排氨率與體重成負相的冪函數關系，排氨率為2.087～5.804mg／（kg·h）［8］。三角帆蚌通過濾食一方面同化去除部分氮，更重要的是濾食及排氨作用促進了有機氮顆粒的可溶化和無機化，為組合型生態浮床中人工介質上生物膜的硝化細菌和反硝化細菌以及植物的吸收提供了有利的基質條件，促進了浮床對TN的去除。

圖4 各生物單元對PN的平均去除率

2.1.2 對磷的去除 圖5表示了根據1.5節的計算方法得到的各生物單元對TP的平均去除率，水生植物單元、水生動物單元、人工介質單元對TP的去除率分別為11.7%、9.3%、18.4%。各生物單元對TP的去除率表現為：水生植物單元大于水生動物單元，人工介質單元大于水生植物和水生動物單元。計算組合型生態浮床中各生物單元對TP去除的貢獻率（各生物單元的TP去除率／組合型生態浮床C的TP去除率）得到，水生植物單元對TP去除的貢獻率為29.7%，水生動物單元為23.6%，人工介質單元為46.7%，人工介質單元對TP去除的貢獻最大。

圖5 各生物單元對TP的平均去除率

同2.1.1節計算，試驗期間流入浮床槽的磷為1085.9mg，由表3計算得到該試驗期內空心菜所吸收的磷的量為110.0mg，則空心菜通過吸收對磷的去除率為10.1%，與水生植物單元對TP的去除率為11.7%相比，可以得出空心菜對磷的吸收是水生植物單元去除磷的主要途徑。三角帆蚌對磷的吸收量為16.3mg，其通過吸收同化對磷的去除率為1.5%，而水生動物單元對磷的總去除率為9.3%，吸收同化僅占水生動物單元對TP的去除率的16.1%，表明水生動物自身對磷的同化也并非是其對磷的主要去除途徑。該結果與水生動物單元對TN去除的結果一致，水生動物單元對TP的去除主要表現在通過三角帆蚌的濾食作用提高了有機磷的無機化水平，從而促進了水生植物以及人工介質微生物膜對磷的同化作用等。

表3 試驗期間浮床C水生動植物的生物量變化

2.2 對有機物的去除貢獻率

圖6表示了根據1.5節的計算方法得到的各生物單元對CODMn的平均去除率，水生植物單元、水生動物單元、人工介質單元對CODMn的去除率分別為8.2%、8.5%、16.6%。組合型生態浮床中各生物單元對CODMn的去除率表現為：人工介質單元大于水生動物單元，水生植物單元和水生動物單元相當。計算各生物單元對CODMn去除的貢獻率得到，水生植物單元、水生動物單元、人工介質單元對CODMn去除的貢獻率為24.6%、25.5%和49.9%，人工介質單元對CODMn去除的貢獻最大，人工介質通過其較大的比表面積，為微生物的富集生長創造良好條件，形成微生物強化凈化區，浮床C中單位介質的總細菌數達到了1.56×108cells／g，高密度的微生物富集使人工介質單元能夠大幅度降解有機物，是組合型生態浮床中有機物的凈化主體。

圖6 各生物單元對CODMn的平均去除率

對于水生植物單元，有機物的去除主要依靠植物根系截留及根系表面微生物的降解作用；對于水生動物單元，主要依靠三角帆蚌對有機物的濾食消化作用，從圖7各生物單元對顆粒性有機碳（POC）的平均去除率看出，水生動物單元對POC的去除率為32.2%，高于水生植物單元（17.0%）和人工介質單元（15.6%）表明濾食性貝類三角帆蚌對顆粒性有機物的去除作用較強，三角帆蚌通過濾食作用攝取顆粒性有機物，其消化系統完成了對有機物的持續分解，所排泄的殘余代謝物也被微粒化和小分子化，促進了顆粒性難降解有機物的可溶性，提高了水中有機物的可生化性［9］。一般而言，對于停留時間較長的水庫、湖泊等封閉性水體，隨著易生物降解性有機物的降解，水體B／C比亦會降低，濾食性貝類的引入對加速了水體中有機物的轉化與降解起到了積極的促進作用。

圖7 各生物單元對POC的平均去除率

2.3 對Chl－>a的去除貢獻率

據1.5節的計算方法，得到各生物單元對Chl－a的平均去除率，如圖8所示，水生植物單元、水生動物單元、人工介質單元對Chl－>a的去除率分別為3.1%、57.5%、12.1%。其對 Chl－>a的去除貢獻率分別為4.3%、79.1%、16.6%。人工介質單元對Chl－>a的去除率大于水生植物單元，水生動物單元Chl－>a的去除率則遠超過人工介質和水生植物單元，其對Chl－>a去除的貢獻率接近80%，與TN、TP去除相比，Chl－>a的去除作用以水生動物單元為主，而非人工介質單元。

圖8 各生物單元對Chl－>a的平均去除率

水生動物單元對藻類的去除主要來源于濾食性貝類三角帆蚌對藻類的直接濾食，相關研究［10］表明，1齡蚌在水溫17～29℃的階段中，對葉綠素消除量為122.4～361.8μg／kg·h，葉綠素消除率在29℃達77.5%。有研究表明［11］，貝類的代謝活動排泄的營養物質會間接促進水體中浮游植物的生長，但亦有研究表明［12］，雖然貝類的代謝活動會促進浮游植物的生長，但仍以抑制為主。試驗中，由于人工介質的引入強化了微生物的降解作用，可將貝類代謝物及時生物降解，不造成營養鹽的積累以促進藻類等浮游植物的增長。因此，在組合生態浮床中由于生物配置之間的協同作用，使三角帆蚌顯示出對Chl－>a極強的去除能力。

水生植物對藻類的去除作用較小，其可能的途徑包括水生植物的遮光效應［13－14］，與藻類對營養鹽的競爭抑制作用及植物根系的物理截留等。人工介質對藻類的去除作用高于水生植物，其對藻類的去除途徑主要是通過細菌的降解。前期研究結果表明：在人工介質上分離出具有較強的溶解銅綠微囊藻細胞作用的芽孢桿菌，48h內溶藻率可達到96%［15］。人工介質巨大的表面積在吸附藻類的同時富集大量特異性的溶藻細菌，使藻細胞死亡溶解。

3 結論

1）組合型生態浮床中人工介質單元對TN、TP、CODMn的去除率分別為14.2%、18.4%、16.6%，對浮床去除作用的貢獻率分別為48.5%、46.7%、49.9%，均高于水生植物和水生動物單元，表明組合型生態浮床中人工介質富集的微生物是氮磷等污染物的凈化主體。

2）水生動物三角帆蚌同化吸收作用去除的氮量僅占水生動物單元對TN去除量的37.2%，表明同化吸收作用并非是水生動物對TN的主要去除途徑。而水生動物單元對PN的去除量占其對TN去除量的82.1%，可見，濾食性貝類三角帆蚌對氮的去除作用主要通過濾食藻類等顆粒性有機氮產生的。

3）水生動物單元對Chl－>a的去除貢獻率為79.1%，顯著高于水生植物和人工介質單元，水生動物三角帆蚌對藻類的去除作用顯著。

［1］Wu Q T，Gao T，Zeng S C，et al.Plant－>biofilm oxidation ditch for in situ treatment of polluted waters［J］.Ecological Engineering，2006，28（2）：124－>130.

［2］Gao Y J，Sun C J.Purification of stream flowing into Dian LakEby ecological floating－>bed system ［C］／／ThE2nd International ConferencEof Bioinformatics and Biomedical Engineering，May 16－>18，2008.

［3］Li W，Friedrich R.In situ removal of dissolved phosphorus in irrigation drainagEwater by planted floats：preliminary results from growth chamber experiment［J］.Agriculture，Ecosystems ＆Environment，2002，90（1）：9－>15.

［4］Kivaisi A K.ThEpotential for constructed wetlands for wastewater treatment and reusEin developing countries：a review［J］.Ecological Engineering，2001，16（4）：545－>560.

［5］國家環境保護總局.水和廢水監測分析方法［M］.4版.北京：中國環境科學出版社，2002.

［6］曹蓉，王寶貞，彭劍鋒.東營生態塘氮磷去除機理［J］.中國環境科學，2005，25（1）：88－>91.CAO Rong，WANG Baozhen，PENG Jianfeng.Themechanism of nitrogen and phosphorus removal in Dongying eco－>ponds［J］.China Environmental Science，2005，25（1）：88－>91.

［7］王俊，姜祖輝，唐啟升.櫛孔扇貝耗氧率和排氨率的研究［J］.應用生態學報，2002，13（9）：1157－>1160.WANG Jun，JIANG Zuhui，TANG Qisheng.Oxygen consumption and ammonia－>N excretion rates ofChlamysfarreri［J］.ChinesEJournal of Applied Ecology，2002，13（9）：1157－>1160.

［8］高建華，歐陽珊，吳小平.三角帆蚌的耗氧率和排氨率［J］.南昌大學學報：理科版，2005，29（6）：551－>553.GAO Jianhua，OUYANG Shan，WU Xiaoping.Oxygen consumption and ammonia－>N excretion rates ofHyriopsiscumingiiLea ［J］.Journal of Nanchang University：Natural Science，2005，29（6）：551－>553.

［9］InouET，Yamamurom.Respiration and ingestion rates of thEfilter－>feeding bivalvEMusculistasenhousia：implications for water－>quality control［J］.Journal ofmarinESystems，2000，26（2）：183－>192.

［10］費志良，潘建林，徐在寬，等.三角帆蚌對水體懸浮物和葉綠素a消除量的研究［J］.海洋湖沼通報，2005，2：40－>45.FEI Zhiliang，PAN Jianlin，XU Zaikuan，et al.Study of thEelimination of suspented substances and chlorophyll in water byHytiopsiscumingii（Lea）［J］.Transactions of Oceanology and Limnology，2005，2：40－>45.

［11］Nakamura Y，Kerciku F.Effects of filter－>feeding bivalves on thEdistribution of water quality and nutrient cycling in a eutrophic coastal lagoon ［J］.Journal ofmarinESystems，2000，26（2）：209－>221

［12］費志良，嚴維輝，趙沐子，等.三角帆蚌清除富營養化水體中葉綠素a的研究［J］.南京師大學報：自然科學版，2006，29（3）：99－>102.FEI Zhiliang，YAN Weihui，ZHAOmuzi，et al.Studies on purification of chlorophyll－>a in eutrophic water byHyriopsiscumingiiLea［J］.Journal of Nanjing Normal University：Natural Science，2006，29（3）：99－>102.

［13］任久長，周紅，孫亦彤.滇池光照強度的垂直分布與沉水植物的光補償深度［J］.北京大學學報：自然科學版，1997，33 （2）：211－>214.REN Jiuchang，ZHOU Hong，SUN Yitong.Vertical distribution of light intensity and light compensation depth of submergedmacrophytEin LakEDianchi［J］.Acta Scientiarum Naturalium Universitatis Pekinensis，1997，33（2）：211－>214.

［14］Mulderij G，van Nesc EH，van DonkE.Macrophytephytoplankton interactions：ThErelativEimportancEof allelopathy versus other factors ［J］. Ecologicalmodeling，2007，204（1／2）：85－>92.

［15］郭吉，浦躍樸，尹立紅，等.太湖溶藻細菌的分離及評價［J］.東南大學學報：自然科學版，2006，36（2）：293－>297.GUO Ji，PU Yuepu，YIN Lihong，et al.Isolation and evaluation of algicidalbacteria from Taihu Lake［J］.Journal of Southeast University：Natural SciencEEdition，2006，36（2）：293－>297.