论文：蔬菜漂浮湿地对池塘养殖尾水的异位处理效果

蔬菜漂浮湿地对池塘养殖尾水的异位处理效果

陶 玲，李晓莉，彭 亮，代梨梨，孙瑞萌，李 谷

(1.中国水产科学研究院长江水产研究所，武汉 430223； 2.上海海洋大学水产与生命学院，上海 201306)

我国是世界上最大的水产养殖国，其中淡水池塘养殖面积占淡水养殖总面积的51.82%，其产量占到全国淡水养殖总产量的74.70%，是我国现阶段水产养殖的主要生产模式，并且这种状况在未来很长一段时间内难以改变[1]。这种生产模式由于养殖密度过高，投喂的饵料利用率低等原因，造成养殖排放水中有机物、氮磷含量较高，水产养殖尾水长期直排严重污染周边水域环境，影响行业可持续发展[2]。为了减少养殖污染对水域生态环境的影响，我国水污染防治法规定，从事水产养殖应当保护水域生态环境，防止污染水环境。我国已逐步出台相应的养殖尾水排放标准和管理规范，养殖尾水处理与循环利用已成为水产养殖可持续发展的关键环节[3]。国内对池塘养殖尾水净化与水资源再生利用研究在近几年虽然取得一定成果，但其推广应用尚处于起步阶段。研发适于推广应用的池塘养殖尾水生态处理与循环利用技术，减少污染物排放，对我国水产养殖健康、可持续发展具有重要的现实意义。

漂浮湿地(floating treatment wetland)处理系统是人工湿地的一种类型，兼具人工湿地和沉淀塘的优点[4]。相比于表面流人工湿地和潜流湿地，漂浮湿地处理系统不需填充基质，植物根系滤层截留的颗粒污染物沉积后可直接清除，使床体不易堵塞，表现出与填充了基质的人工湿地相当的去除效率[5]，且造价更低。漂浮湿地处理系统现已被广泛应用于暴雨径流处理[6]、养猪场尾水处理[7]、生活污水处理[8-10]、以及微污染水源水处理[11]。漂浮湿地技术特别适合处理大流量废水[12]。因此，针对精养池塘养殖过程中存在换水次数多，收获时养殖尾水排放量大以及有机物浓度相对偏低的特点，本研究构建了一种漂浮湿地系统对池塘养殖尾水进行生态处理和循环利用，验证漂浮湿地处理池塘养殖尾水的可行性。另外，通过考察漂浮湿地水生蔬菜根系表面生物膜胞外酶活性和蔬菜直接吸收对氮磷去除的贡献分析了漂浮湿地的净化机理和物质循环效率，并通过水生蔬菜可食用部分重金属含量测定考察空心菜(Ipomoeaaquatica)和水芹(Oenanthejavanica)作为漂浮湿地植物的安全性。本研究拟为池塘养殖尾水减排和循环利用提供新途径，并为池塘养殖尾水生态处理技术的开发和应用提供一定的理论基础。

1 材料与方法

1.1 漂浮湿地构建

利用养殖池塘一侧空地，构建了用于池塘养殖尾水处理与循环利用的漂浮湿地。湿地主体为24 m(长)×7 m(宽)×1 m(深)的不透水砖砌体，表面做防渗处理，池底坡度为0.5%，包括布水区、蔬菜轮作池和集水区。布水区内设置进水管和楔形配水槽。蔬菜轮作池内设置9个浮筏，浮筏间隔30 cm布设，浮筏总面积占蔬菜轮作池面积65%。浮筏框架为长方形楠竹框架，能浮于水面，大小为6 m(长)×2 m(宽)，楠竹框架上每隔0.5 m用分隔竹竿分隔成小长方形框架。床体为与框体大小一致的聚乙烯扣节网片，网目为1.0 cm，网片覆盖在楠竹框架上，四周用绳索固定在楠竹框架上。水生蔬菜种植在网片上，根系浮于网片之下。蔬菜轮作池收水端底部铺设收水管，收水管上设置卵石滤层，卵石滤层为斜坡状，高度为60 cm，卵石粒径为8 cm×15 cm，出水沟内设置溢流管，溢流管与收水管的另一端连通，通过溢流管管顶高度控制池内水位(图1)。

图1 蔬菜漂浮湿地示意图Fig.1 Cross-section of the floating vegetable treatment wetland

1、进水区；2、进水管；3、楔形配水槽；4、蔬菜轮作池；5、收水管；6、溢流管；7、出水区；8、蔬菜；9、根系 10、支撑竹竿；11 楠竹框架；12、网片

水生蔬菜种植过程：(1)茬口安排：遵循农业种植规则，选择收获次数多，经济效益高的蔬菜种类。水生蔬菜种植时扦插到网片网眼上，蔬菜根系穿过网片并浸没水中，茎叶漂浮于水面上。4月下旬栽植空心菜种茎，苗间距10～15 cm。5月下旬至10月下旬进行分批采收。11月上旬清理枯死空心菜，栽植水芹种茎，苗间距10～15 cm，翌年1月上旬可进行采收。翌年4月下旬清理老化水芹茎叶，再栽植空心菜种茎，翌年10月水芹菜再生。由此，由水芹菜、空心菜组成的植物配置组合可形成周年蔬菜供应。(2)水肥管理：种植过程中不施加任何肥料。(3)病虫害防治：病虫害发生较轻，主要采用物理防治法，不施加任何农药，杂草主要采用人工清除，死亡蔬菜根系和茎叶定期清除。

蔬菜漂浮湿地的构建特点：(1)蔬菜漂浮湿地通过异位集中处理精养池塘尾水，不占用池塘养殖面积，不会对池塘养殖操作产生影响，且相比人工湿地异位处理，无需填设基质，成本更低；(2)蔬菜漂浮湿地可进行水生蔬菜的连作和轮作，冬春季可种植水芹菜、豆瓣菜、鱼腥草等蔬菜，夏季可种植空心菜和薄荷，由此，植物配置组合可形成周年蔬菜供应，而且薄荷、鱼腥草和水芹等均为多年生蔬菜，长江中下游地区均可越冬，一次种植，常年收益；(3)蔬菜浮筏框架为楠竹制成，材料简单易得、环保，对环境破坏程度小，浮伐制作安装方便，对操作者的技能要求较低，浮筏可重复使用；(4)种植蔬菜换茬期间，以及系统停止运行期间，可将浮筏取出后，清除漂浮湿地底部多余淤泥以彻底去除营养物，且淤泥可用于农田堆肥转化成高效有机肥，既实现氮磷营养盐的循环利用，又避免长期运行后因淤泥释放营养盐而造成处理效果下降的问题，不会出现类似人工湿地和砾石床易堵塞的问题。

1.2 系统运行

实验进行时间为2019年7月-2020年4月，其中，2019年7-10月池塘养殖尾水经水力提升后进入漂浮湿地处理并循环利用，采用连续进水的方式，间歇运行，进水平均水力负荷为1.2 m3/(m2·d)，试验期间空心菜共收割3次。2019年11月-2020年4月池塘养殖空闲期，漂浮湿地不运行，仅供水芹生长，水芹共收获2次，且仅收获茎叶部分，根部保留用于下一年生长。

1.3 样品采集和分析方法

1.3.1 水质分析

每10 d 取漂浮湿地进出水口水样进行水质理化指标测定，包括水温(T)、溶解氧(DO)、pH值、总氮(TN)、总磷(TP)、高锰酸盐指数(CODMn)、悬浮物(TSS)等。其中水温、pH值、DO等指标采用YSI水质在线分析仪在现场分析测定。其它各项水质指标的测定方法均按国家环境保护总局编写的《水和废水监测分析方法》[13]进行。

1.3.2 蔬菜样品分析

选取典型株测定空心菜和水芹株高、根系长度、最长须根长度等指标。将采集的蔬菜样品(空心菜分开为茎叶可食部分和根) 分别先用自来水充分冲洗以去除黏附于上的杂质，然后用去离子水冲洗至少3遍，沥去水分并用滤纸吸去表面水分，称取各部分组织的鲜重后切碎、混匀，然后烘干(先于105 ℃下杀青30 min，然后在85 ℃烘箱中烘至恒重)，称取干样，粉碎，过100目筛于密封袋中保存备用。样品经H2SO4-H2O2消煮后，采用与水质同样的方法测定TN和TP含量。空心菜和水芹茎叶可食部分干样同时送至农业农村部淡水鱼类监督检验测试中心进行铅(Pb)、Cd(镉)、Cu(铜)、Hg(汞)、As(砷)和Cr(铬)等重金属含量检测。

1.3.3 根系表面酶活性测定

随机剪取空心菜根系，悬浮于无菌水中并振荡，所得的悬浮液即为根面洗脱液，摇匀。采用酶试剂盒法[14](API ZYMTMstrips，BioMerieux，Marcy l"Etoile，France)测定空心菜根系表面生物膜磷酸酶(phosphatases)、酯酶(esterases)、肽酶(aminopeptidases)、蛋白酶(proteases)和糖苷酶(glycosyl hydrolases)等19种酶活性。测定方法参照试剂盒说明书，具体为将65 μL根面洗脱液样品接种到试剂条内小孔，37 ℃避光培养4 h，再滴加ZYM A和ZYM B试剂。小孔内有相应颜色变化判定为阳性，没颜色判定为阴性，再根据显色进行结果判定。

1.4 数据处理与分析

单因素方差分析用于检验漂浮湿地不同月份去除率之间的差异，P<0.05为差异显著，分析在 SPSS 25.0 软件中完成。

2 结果与分析

2.1 漂浮湿地对养殖尾水的减排效率

2019年7-10月，利用蔬菜漂浮湿地处理池塘养殖尾水过程中，漂浮湿地进水水温在18.5～30.6 ℃波动，出水水温在18.2～30.3 ℃波动，出水中水温均有所降低，但差异不显著。漂浮湿地进水pH值在7.7～8.2波动，出水中pH值变化较小。漂浮湿地进水DO浓度较低，为1.38～3.67 mg/L，7-9月出水中DO浓度均有所升高，但差异也不显著(表1)。

表1 进出水理化指标Tab.1 Physical-chemical parameters in the inflow and outflow

由表2可以看出，随着养殖进行，进入蔬菜漂浮湿地的池塘养殖尾水中TN、TP、CODMn和TSS等浓度均逐渐升高，其中TN浓度由4.03 mg/L上升至6.36 mg/L，TP浓度由0.62 mg/L上升至1.31 mg/L，CODMn浓度由18.0 mg/L上升至24.2 mg/L，TSS浓度由33.8 mg/L上升至70.3 mg/L。从7月份开始，池塘养殖尾水中的TN、TP和CODMn浓度超过了《淡水池塘养殖水排放要求》(SC/T9101-2007)一级标准，TSS的浓度在9月超过一级标准。另外，TN浓度在9月份开始达到5.43 mg/L，TP浓度在10月份达到1.31 mg/L，超过了《淡水池塘养殖水排放要求》二级标准。经过漂浮湿地处理后的出水中TN、TP、CODMn和TSS浓度均有降低，其中，出水中TN、CODMn和TSS浓度在7-10月均分别低于3、15和 50 mg/L，出水中TP浓度在7-9月均低于0.5 mg/L，满足《淡水池塘养殖水排放要求》(SC/T9101-2007)一级标准要求，出水中TP浓度在10月低于1.0 mg/L，满足二级排放标准。由表2还可以看出，试验期间蔬菜漂浮湿地对池塘养殖尾水中TN、TP、CODMn和TSS的去除率分别达到42.6%～58.5%，44.6%～59.9%，57.8%～70.0% 以及49.7%～74.9%，而且随着养殖的进行，蔬菜漂浮湿地对养殖尾水中TN、TP、CODMn和TSS 的去除率有逐渐升高的趋势，均在10月达到最高。

2.2 蔬菜根系表面生物膜胞外酶活性

漂浮湿地空心菜根系表面生物膜胞外酶活性分析结果见图2，可以看出空心菜根系表面生物膜上可以检测到19种酶活性，分属于磷酸酶类、酯酶类、肽酶类、蛋白酶类和糖苷酶类等五大酶类，而进入漂浮湿地的养殖尾水中只检测到7种酶类活性。12种胞外酶活性仅在空心菜根系表面检测到，包括酯酶类：类脂酶(lipase)；肽酶类：胱氨酸芳胺酶(cystine arylamidase)和缬氨酸芳胺酶(valine arylamidase)；蛋白酶类：胰蛋白酶(trypsin)、胰凝乳蛋白酶(α-chymotrypsin)、糖苷酶类：α-半乳糖苷酶(α-galactosidases)、β-半乳糖苷酶(β-galactosidases)、α-葡萄糖苷酶(α-glucosidase)、β-葡萄糖苷酶(β-glucosidase)、β-糖醛酸苷酶(β-glucuronidase)、α-甘露糖苷酶(α-manncosidase)和岩藻糖苷酶(α-fucosidases)。漂浮湿地空心菜根系表面和进水中均可检测到活性的酶包括：酸性磷酸酶(acid phosphatease)、碱性磷酸酶(alkaline phosphatases)、萘酚-AS-BI-磷酸水解酶(naphthol-AS-BI-phosphohydrolase)、酯酶(esterase)、类脂酯酶(lipase esterase)、亮氨酸芳胺酶(leucine arylamidase)和N-乙酰-葡萄糖胺酶(N-acetyl-β-glucosaminidase)。进入漂浮湿地的养殖尾水中具有高活性的酶有3种，分别是酯酶、萘酚-AS-BI-磷酸水解酶、酸性磷酸酶，空心菜根系则有8种，分别是酸性磷酸酶、碱性磷酸酶、萘酚-AS-BI-磷酸水解酶、类脂酯酶、酯酶、亮氨酸芳胺酶、α-半乳糖苷酶、β-半乳糖苷酶和N-乙酰-葡萄糖胺酶。

表2 漂浮湿地去除效率Tab.2 Removal rate of the floating vegetable treatment wetland on TN、TP、CODMnand TSS

图2 空心菜根系表面生物膜胞外酶活性Fig.2 Profiles of the extracellular enzymes from the surface of root biofilms of Ipomoea aquatica in the floating vegetable treatment wetland

图中阴影深浅代表酶的相对活性：白色代表未检测到，浅灰色代表低活性(1)，深灰色代表中等活性(2-3)，黑色代表高活性(4-5)

2.3 蔬菜直接吸收对氮磷去除的贡献率

试验过程中空心菜和水芹生长良好，空心菜植株高度37～52 cm，最大根系长度达到40 cm；水芹植株高度23～37 cm，最大根系长度达到35 cm。空心菜连续收割3茬，茎叶鲜重平均达7.31 kg/m2，而根系的生物产出则远低于茎叶，仅为3.45 kg/m2，水芹鲜重平均达6.41 kg/m2。根据单位面积空心菜和水芹的干重及其氮磷含量进行计算，漂浮湿地中空心菜和水芹每年吸收池塘养殖尾水中氮和磷的总量分别为38.21 g/m2和9.07 g/m2。根据漂浮湿地的水力负荷、运行时间、蔬菜漂浮湿地的面积、进水TN与TP平均浓度、以及TN和TP平均去除率可计算得出漂浮湿地对池塘养殖尾水中TN总去除量为182.43 g/m2，TP总去除量为32.87 g/m2。通过氮磷平衡，可以计算出蔬菜收获去除在漂浮湿地中脱氮的贡献为20.9%，除磷的贡献为27.6%。且收获的空心菜和水芹按照4.0元/kg计算收益，可产生经济效益54.9元/m2。

2.4 蔬菜重金属含量

由表3可以看出，漂浮湿地空心菜茎叶可食用部分中Pb、Cd、Cu、Hg、As和Cr等重金属平均含量分别为0.076、0.004、0.071、0.009、0.113和0.052 mg/kg，水芹茎叶可食用部分中Pb、Cd、Cu、Hg、As和Cr等重金属平均含量分别为0.162、0.006、0.109、0.007、0.088和0.084 mg/kg。空心菜茎叶中 As 含量相对最高，Hg含量相对最低但最接近限量值，水芹茎叶中Pb含量相对最高。结果表明用于净化池塘养殖尾水的漂浮湿地中种植的空心菜和水芹茎叶可食用部分中Pb、Cd、Hg、As和Cr等重金属含量低于《食品安全国家标准食品中污染物限量》(GB 2762-2017)标准限量值，Cu含量低于《食品中铜限量卫生标准》(GB15199-1994)标准限量值。

表3 蔬菜可食用部分中重金属含量Tab.3 Amount of heavy metals in the edible part of the vegetable mg/kg

3 讨论

3.1 漂浮湿地的处理效果

本研究结果表明，养殖中后期池塘养殖尾水中的TN、TP、CODMn和TSS浓度均超过了《淡水池塘养殖水排放要求》(SC/T9101-2007)，经蔬菜漂浮湿地处理后，尾水中TN、TP、CODMn和TSS浓度均低于《淡水池塘养殖水排放要求》(SC/T9101-2007)一级标准或二级标准，表明蔬菜漂浮湿地异位处理能解决池塘养殖尾水达标排放问题。人工湿地对TN的去除率范围为40%～55%，对TP去除率范围为40%～60%[15]。漂浮湿地等植物处理系统对氮、磷去除主要通过水生植物发达根系交错编织形成的滤层将水中的颗粒性氮磷以过滤沉积的方式去除[12]。本研究中蔬菜漂浮湿地对TN、TP和TSS的百分去除效率分别达到42.6%～58.5%、44.6%～59.9% 以及49.7%～74.9%，表明漂浮湿地蔬菜根系滤层发挥了较好的过滤和吸附作用，不仅对TSS达到较好去除效果，也通过对养殖尾水中颗粒态氮磷的去除使TN和TP的去除效率达到与填充基质的人工湿地相当的去除效率。

另外，人工湿地去除效率与进水浓度相关[16]。随着进入湿地的养殖尾水中TN、TP、CODMn和TSS浓度升高，漂浮湿地对TN、TP、CODMn和TSS的去除率也相应呈升高趋势，在养殖末期达到最高，分别达到59.1%，59.7%，71.8%和74.9%，可预见如果将该漂浮湿地适用于相对更高氮磷浓度的养殖尾水处理可取得更好的去除效果。目前，组合生态处理技术已被广泛应用到养殖尾水的处理[17]。因此，实际应用中在资金充足的情况下，为进行池塘养殖尾水深度净化，可与潜流人工湿地、生物滤池等净化设施组合，提高养殖尾水去除效率。

3.2 漂浮湿地空心菜根系表面酶活性

植物根系作为微生物的载体，可使不同种类的微生物着生，且一些微生物种类仅在植物根系着生[18]，这些着生的微生物可产生多种类型的胞外酶。胞外水解酶能够降解聚多糖和蛋白质等大分子物质，是有机物降解的限速步骤[19]。本研究中空心菜根系表面检测出了19种胞外酶活性，分属磷酸酶类、酯酶类、肽酶类、蛋白酶类和糖苷酶类等五大酶类，与余瑞彰等[20]研究发现植物根系上可同时进行有机物的矿化分解、氨化作用、硝化作用和反硝化作用的结果一致，表明漂浮湿地中空心菜发达的根系表面着生的微生物分泌的这些酶参与了有机物的矿化分解和氨化作用等过程，促进养殖尾水中大分子有机污染物的分解转化以及有机态氮磷向植物可利用的形态转化，在净化水质过程中起到关键作用。唐莹莹等[21]报道空心菜根系表面分布大量氨化细菌，这些氨化细菌可能是本研究中空心菜根系表面检测到的缬氨酸芳胺酶、胰凝乳蛋白酶、胰蛋白酶等肽酶和蛋白酶的来源，使植物根际水体中蛋白质被完全降解[22]。糖苷酶活性与动植物和细菌残体降解相关，如α-半乳糖苷酶活性指示微生物残体降解，β-葡萄糖苷酶活性指示低分子量纤维素物质降解[14]。相比于养殖尾水中，蔬菜根系表面表现出更多的8种糖苷酶活性，可能是漂浮湿地中空心菜根系表面附着了动植物和细菌残体等有机颗粒诱导了糖苷酶活性。

3.3 蔬菜直接吸收对养殖尾水中氮磷的循环利用效率

漂浮湿地通过植物过滤截留、沉积物和植物根系附着微生物的生物降解、水生植物吸收及排除积泥来对水体进行净化[12]。空心菜滤床通过植物吸收对猪场养殖废水中氮去除贡献率不及1%，对磷去除贡献率为28.1%～48.7%[7]。西洋菜(Nasturtiumofficinale)滤床通过植物吸收去除的氮磷量占去除总量的18.0%和16.4%[12]。空心菜直接吸收对人工湿地氮磷去除的贡献率为18.6%和30.1%[23]。本研究中漂浮湿地中蔬菜进行连作，除在夏秋季节运行期间通过收获空心菜对氮磷进行吸收利用，湿地中截留累积的底泥为冬季水芹生长提供氮磷等营养，空心菜和水芹直接吸收脱氮除磷的贡献达到20.9% 和27.6%，从而使养殖尾水中20.9%的氮和27.6%的磷得到回收利用。另外，漂浮湿地底部的淤泥比较容易清理，可用于农田堆肥转化成高效有机肥，还可进一步提高氮磷营养盐的循环利用效率。

3.4 蔬菜重金属含量

由文辉等[24]在Cu、Cd、Pb和Zn等重金属污染水域种植水芹菜和空心菜，其研究结果表明蔬菜的茎、叶中重金属含量相对较低，符合安全食用标准。康思等[25]构建了水生蔬菜型人工湿地用于处理乡镇生活污水，湿地内种植的水芹菜和空心菜可食用部分含有的Pb、As、Cr、Cu、Cd及Hg等重金属均未超标，可安全食用。本研究中，处理池塘养殖尾水的漂浮湿地上种植的空心菜和水芹可食用部分中Pb、Cd、Cu、Hg、As和Cr等含量均低于食品安全国家标准限量值，与上述研究结果一致，表明漂浮湿地中蔬菜在去除营养盐的同时可供安全食用。根部作为常规食用部位的蔬菜不宜种植在重金属污染水体，合理的植物组合和蔬菜刈割周期可缩短蔬菜茎叶等可食部位对Pb的吸收[26]，使Pb含量低于国家食品安全限量标准。因此，养殖生产中应用漂浮湿地净化和循环利用池塘养殖尾水时，如果养殖尾水中重金属含量较高，应采取合理的植物组合和蔬菜刈割周期等措施，并加强对蔬菜重金属含量的监测工作，保障蔬菜的食用安全性。

4 结论

(1)本文构建了一种蔬菜漂浮湿地对池塘养殖尾水进行异位生态处理，该漂浮湿地可进行水生蔬菜的连作和轮作，且具有不易堵塞的特点。

(2)蔬菜漂浮湿地对池塘养殖尾水中TN、TP、CODMn和TSS的去除率分别达到42.6%～58.5%，44.6%～59.9%，57.8%～70.0% 以及49.7%～74.9%，处理后出水可满足《淡水池塘养殖水排放要求》(SC/T9101-2007)一级或二级排放要求。

(3)漂浮湿地中空心菜根系表面可检测到分属磷酸酶类、酯酶类、肽酶类、蛋白酶类和糖苷酶类等五大酶类的19种胞外酶活性，表明漂浮湿地空心菜根系形成的生物膜具有多种酶降解能力，促进了养殖尾水中多种大分子有机污染物的转化以及有机态氮磷向植物可利用的无机态氮磷转化，在净化水质过程中起到重要作用。

(4)漂浮湿地中蔬菜直接吸收利用的氮、磷分别占系统净化氮磷总量的20.9%和27.6%，蔬菜收获可产生经济效益为54.9元/m2。

(5)漂浮湿地种植的空心菜和水芹可食用部分中Pb、Cd、Cu、Hg、As和Cr等重金属含量均低于食品安全国家标准限量值，符合蔬菜产品质量安全要求。