人工濕地-微生物燃料電池耦合系統對農藥處理效能的研究

姜松鶴, 樸文華, 金明姬

(延邊大學, 延吉 133002)

1 引 言

農藥能有效防治病蟲害、增加糧食產量, 在現代農業的發展中得到了普遍使用. 但隨農田徑流等匯入水體的部分農藥, 對周邊水體造成了嚴重污染. 人工濕地(Constructed Wetland, CW)作為一種生態化處理技術, 利用物理、化學和生物三重作用去除污染物[1], 已被廣泛應用于生活污水、工業廢水及農村生活污水處理[2-4], 也被公認為處理農藥面源污染的最佳管理措施[5]. 但因農藥的難降解性, 人工濕地對農藥的處理性能還有待于進一步提高. 微生物燃料電池(Microbial Fuel Cell, MFC)是通過微生物將污染物中的化學能轉化成電能, 實現污染物凈化與產能相結合的技術[6]. 人工濕地表層好氧及底層厭氧, 恰好滿足了微生物燃料電池所需的環境[7]. 同時, 人工濕地中的大量微生物, 也為微生物燃料電池提供了充足微生物來源. 2012年, Yadav等[8]首次將人工濕地與微生物燃料電池進行耦合, 構建人工濕地-微生物燃料電池耦合系統(Constructed Wetland-Microbial Fuel Cell, CW-MFC). 目前, CW-MFC已被廣泛應用于豬場廢水、染料廢水及采油廢水等的處理, 但人們對其在農藥處理方面的研究甚少[9-11]. 因此, 本文利用CW-MFC處理以阿特拉津為代表的農藥, 了解系統對農藥的處理效能, 并闡明其處理機理.

2 材料與方法

2.1 實驗裝置

實驗裝置由塑料桶制作而成, 有效容積37 L, 如圖1所示. 裝置內從下至上依次填充2 cm高的礫石(粒徑12～20 mm)、25 cm高的火山石(粒徑6～12 mm)及5 cm高的沙土混合物(混合比為1∶4), 裝置表面均勻種植菖蒲. 裝置上下水平布設石墨電極板, 單片電極板面積與裝置橫斷面面積比為0.33, 電極板間距為21 cm, 電極板通過導線與1 000 Ω外接電阻相連構成閉合電路. 系統采用垂直流進水方式, 由上方進水, 下方出水, 實驗中水面控制在基質上方3 cm處.

圖1 實驗裝置Fig.1 Experimental installation

本文以進水阿特拉津濃度為變量, 分析農藥對CW-MFC處理性能、產電性能、基質酶活性及微生物群落結構的影響, 從而了解系統對農藥的處理效能, 并闡明系統處理機理.

實驗采用模擬廢水, 廢水以阿特拉津為目標農藥, 葡萄糖、硝酸鉀(KNO3)、氯化銨(NH4Cl)及磷酸氫二鉀(K2HPO4)為碳源、氮源及磷源, 外加微量元素配制. 廢水初始COD、TN及TP濃度分別為256.0、 7.3及2.44 mg/L. 進水阿特拉津濃度分別設置2、 4和8 mg/L三個濃度梯度, 分別標記為CW-MFC(L)、CW-MFC(M)和CW-MFC(H).

2.3 裝置運行

實驗用接種污泥取自城市污水處理廠, 取回污泥用模擬廢水馴化2 w, 后與培養好的菖蒲一同移入裝置, 裝置啟動前2 w為穩定期. 實驗采用序批式運行模式, 處理量為17 L, HRT為8 d, 裝置共運行40 d.

2.4 分析指標及方法

本研究所測一般水質指標有COD、TN及TP, 分別采用重鉻酸鉀法、堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法及過硫酸鉀消解鉬酸銨紫外分光光度法進行分析[12], 而阿特拉津的測定采用氣象色譜法. 整個實驗過程中每天測系統電壓, 實驗初期(第一周期)與實驗末期(第五周期)采用梯度改變外電阻方法測系統極化曲線和功率密度曲線.

此外, 取實驗初期與末期土樣測基質中的脲酶活性(UE)、堿性磷酸酶活性(ALP)及過氧化氫酶活性(CAT), 分別采用靛藍比色法、磷酸苯二鈉比色法和高錳酸鉀滴定法進行分析[13]. 實驗末期取陽極附近土樣, 利用高通量測序方法分析系統微生物群落.

3 結果與討論

3.1 處理性能

圖2為不同阿特拉津濃度下系統對3個實驗組的阿特拉津處理結果. 從圖2可以看出，阿特拉津的去除率依次為86.8%、86.9%和78.7%, 說明系統對阿特拉津具有較好的處理性能. 當阿特拉津濃度小于4 mg/L時, 系統對阿特拉津的處理性能穩定保持在85%以上; 但此后隨阿特拉津濃度的增加, 系統的處理性能下降. 在系統中, 農藥的去除主要包括植物吸收、微生物降解、基質吸附及電化學作用等. 而隨農藥濃度增加, 微生物活性受到抑制, 且在高濃度條件下基質吸附點位受到限制, 故系統處理性能下降.

圖2 不同阿特拉津濃度下阿特拉津處理特性

圖3為不同阿特拉津濃度下系統對3個實驗組的COD、TN和TP處理特性. 其中, COD平均去除率依次為54.3%、46.8%和39.5%; TN平均去除率分別為53.2%、48.3%和39.7%; TP平均去除率依次為68.0%、65.0%與64.4%. COD、TN和TP處理性能在低濃度條件下最優. 而隨阿特拉津濃度的增加, 處理性能下降. 但其下降趨勢COD與TN顯著, TP不顯著, 即農藥對系統COD與TN處理性能影響顯著, 而對TP處理性能影響不顯著.

系統中COD和TN的去除主要依靠微生物降解[14-16], 而農藥抑制系統內微生物活性, 使其處理性能下降；且農藥濃度越高, 抑制作用越強, 這與涂立俊[17]及范闖[18]的研究結果一致. 而系統中TP去除主要以基質的除磷作用為主, 故農藥濃度對TP處理性能無顯著影響, 而隨系統的運行基質吸附點位受到限制, 故實驗后期TP處理性能有所下降, 這與Lew等[19]的研究結果一致.

圖3 不同阿特拉津濃度下系統的處理特性

3.2 產電性能

從圖4可以看出, 整個實驗過程中, CW-MFC(L)實驗組日電壓實驗初期與中期波動較大, 而后期呈穩定下降的趨勢, CW-MFC(M)與CW-MFC(H)實驗組日電壓呈整體上升趨勢, 但CW-MFC(M)實驗組波動小, CW-MFC(H)實驗組波動相對較大. CW-MFC(L)、CW-MFC(M)與CW-MFC(H)實驗組, 平均日電壓分別為284.0、284.4和211.1 mV, 即阿特拉津濃度小于4 mg/L時系統產電性能相對穩定, 但此后隨阿特拉津濃度的增加產電性能下降, 這與Sun等[20]的結果相同. 高濃度農藥抑制系統產電微生物活性, 導致其產電性能下降.

由圖5可見, CW-MFC(L)、CW-MFC(M)與CW-MFC(H)實驗組, 實驗初期系統最大功率密度分別為6.96、 3.74和0.20 mW/m3, 實驗末期系統最大功率密度分別為6.85、19.64和8.86 mW/m3. 隨著實驗的進行, 系統對農藥抗性較強, 且降解農藥的部分產電微生物在競爭中獲得優勢[21], 故實驗末期CW-MFC(M)與CW-MFC(H)實驗組的產電性能顯著提高. 而低濃度農藥對系統內微生物影響不顯著, 整個實驗過程產電性能相對穩定. 對比3個實驗組, 實驗初期CW-MFC(L)實驗組的產電性能最優. 但隨系統的運行, CW-MFC(M)實驗組的產電性能增加顯著, 到實驗末期時, 其產電性能最優, 功率密度與電流密度達到19.64 mW/m3與46.09 mA/m3.

事實證明，基于Smart 3D的航測地形圖的生產方法，數學精度完全能夠滿足1∶2 000地形圖要求[1-2]。該方法與傳統航測方法比較有以下優勢：

圖4 不同阿特拉津濃度下的日電壓Fig.4 Daily voltages in different atrazine concentrations

圖5 不同阿特拉津濃度下的極化曲線和功率密度曲線Fig.5 Polarization curves and power density curves in different atrazine concentrations

3.3 基質酶活性

農藥對酶活性影響因素有很多, 通過直接及間接作用影響酶活性, 導致其活性增加、減少或無影響[22]. 據研究, UE、ALP與氮、磷循環密切相關, 而CAT是一種氧化還原酶, 在消除細胞呼吸產生的過氧化氫過程中起重要作用, 能夠在一定程度上反應微生物的生長健康狀況[23-24]. 從圖6可見, 與系統初始酶活性相比, UE在CW-MFC(L)與CW-MFC(M)實驗組增加, 而在CW-MFC(H)實驗組下降, ALP與CAT在所有實驗組均下降. 但農藥對UE與ALP的活性影響較小, 而對CAT活性的抑制作用顯著, 且濃度越高, 影響越大, 這與馬吉平等[25]的研究結果一致.

圖6 不同阿特拉津進水濃度條件下基質酶活性變化

3.4 微生物群落

3.4.1微生物多樣性 OTUs、Chao1、Observed species、Shannon和Simpsom等均可表征微生物多樣性[26-27], 指數越高則多樣性越豐富. 如表1所示, CW-MFC(L)實驗組微生物群落多樣性最豐富, 而受農藥抑制作用影響, 隨阿特拉津濃度的增加多樣性下降. 由圖7可見, CW-MFC(L)、CW-MFC(M)和CW-MFC(H)實驗組共有OTUs數為1 084, 占各實驗組總OTUs數的16%、19%和17%, OTUs相似性較低, 農藥對系統微生物多樣性影響顯著. 其中, CW-MFC(L)與CW-MFC(H)實驗組共有OTUs數為610, 相對最多, 微生物相似性較高.

表1 微生物多樣性

圖7 OTUs韋恩圖Fig.7 OTUs Wayne diagram

3.4.2 微生物群落結構 門、綱、屬微生物分類水平上的豐度見圖8～圖10. 門水平上, 變形菌門(Proteobacteria)豐度在各實驗組均大于42%最高, 為系統優勢菌門. 據調查, 變形菌門包含許多有機物和無機物代謝相關微生物[28], 對系統去污產電性能有顯著影響. 但隨阿特拉津濃度的增加, 其豐度下降, 這也是導致系統處理性能隨農藥濃度的增加下降的原因之一. 綱水平上, 屬變形菌門的Gammaproteobacteria豐度在各實驗組最高, 為系統優勢菌綱.

本研究CW-MFC(M)實驗組產電性能最優. CW-MFC(M)實驗組門水平上, 擬桿菌門(Bacteroidetes)與厚壁菌門(Firmicutes)豐度顯著高于其他實驗組；綱水平上, Chlorobia豐度顯著高于其他實驗組；屬水平上, 屬Chlorobia綱的Chlorobaculum豐度顯著高于其他實驗組. 由此推測上述菌門、菌綱及菌屬, 為系統重要電化學活性菌門、菌綱及菌屬.

圖8 門水平微生物群落結構Fig.8 Microbial community structure at phylum level

有研究表明, 在適當濃度下, 農藥對微生物群落中部分細菌有促生效應, 可提高其相對豐度[29-30]. CW-MFC(L)實驗組門水平上, 放線菌門(Actinobacteria)豐度顯著高于其他實驗組；綱水平上, 屬放線菌門的Actinobacteria, 以及屬變形菌門的Alphaproteobacteria豐度顯著高于其他實驗組；屬水平上, Christensenellaceae_R-7_group豐度隨進水阿特拉津濃度的增加上升. 由此推測上述菌門、菌屬及菌綱, 為系統農藥降解適宜優勢菌門、菌綱及菌屬.

圖9 綱水平微生物群落結構Fig.9 Microbial community structure at class level

圖10 屬水平微生物群落結構Fig.10 Microbial community structure at genus level

根據各實驗組屬水平的相對豐度, 選取豐度前30菌屬進行聚類分析結果, 見圖11. 其中CW-MFC(M)實驗組產電性能最優. 受產電性能影響, CW-MFC(M)實驗組菌屬單獨聚為一類. CW-MFC(L)和CW-MFC(H)實驗組聚為一類, 即農藥濃度對系統菌屬的影響較小. 由此可知, 電場對系統菌屬的影響大于農藥.

3.4.3 微生物群落基因功能 為了解CW-MFC內微生物群落結構功能特征, 本文運用PICRUSt2分析方法對系統微生物群落功能進行預測, 其結果見圖12. 六大類代謝通路中, CW-MFC微生物功能主要以代謝為主, 其豐度在各實驗組均大于80%. 六大類代謝通路包含36個子功能, 其中氨基酸代謝、碳水化合物代謝、輔助因子和維生素的代謝、萜類化合物和聚酮類化合物的代謝, 以及其他氨基酸代謝等功能相對豐度較高. 實驗組間微生物群落功能豐度差異小于1%, 即農藥對基因功能影響不顯著, 微生物能夠適應環境維持其功能, 這與Gao等[31]和Yang等[32]的研究結果一致.

圖12 基于KEGG的二級功能豐度

4 結 論

CW-MFC耦合系統對阿特拉津具有較好的處理性能, 阿特拉津濃度小于4 mg/L時, 系統處理性能穩定的保持在85%以上, 但隨阿特拉津濃度的增加, 系統處理性能下降. 農藥對系統COD與TN處理性能影響顯著, 對TP處理性能影響不顯著；對脲酶與堿性磷酸酶活性影響不顯著, 對過氧化氫酶活性受影響顯著, 且濃度越高, 其影響越大. 阿特拉津濃度為4 mg/L時, 系統產電性能最優, 此時系統輸出平均日電壓, 最大功率密度及電流密度分別為284.4 mV、19.64 mW/m3及46.09 mA/m3.

CW-MFC耦合系統微生物多樣性受農藥影響顯著, 而電場對系統菌屬的影響大于農藥的影響. 系統微生物功能主要以代謝為主, 農藥對微生物基因功能影響不顯著. 系統優勢菌門與菌綱為變形菌門與所屬Gammaproteobacteria；優勢電化學活性菌門為擬桿菌門與厚壁菌門, 菌綱與菌屬為Chlorobia與所屬Chlorobaculum；適合降解農藥的優勢菌門與菌綱為放線菌門與所屬Actinobacteria, 以及Alphaproteobacteria, 菌屬為Christensenellaceae_R-7_group.