人工湿地-微生物燃料电池耦合系统对农药处理效能的研究

姜松鹤, 朴文华, 金明姬

(延边大学, 延吉 133002)

1 引 言

农药能有效防治病虫害、增加粮食产量, 在现代农业的发展中得到了普遍使用. 但随农田径流等汇入水体的部分农药, 对周边水体造成了严重污染. 人工湿地(Constructed Wetland, CW)作为一种生态化处理技术, 利用物理、化学和生物三重作用去除污染物[1], 已被广泛应用于生活污水、工业废水及农村生活污水处理[2-4], 也被公认为处理农药面源污染的最佳管理措施[5]. 但因农药的难降解性, 人工湿地对农药的处理性能还有待于进一步提高. 微生物燃料电池(Microbial Fuel Cell, MFC)是通过微生物将污染物中的化学能转化成电能, 实现污染物净化与产能相结合的技术[6]. 人工湿地表层好氧及底层厌氧, 恰好满足了微生物燃料电池所需的环境[7]. 同时, 人工湿地中的大量微生物, 也为微生物燃料电池提供了充足微生物来源. 2012年, Yadav等[8]首次将人工湿地与微生物燃料电池进行耦合, 构建人工湿地-微生物燃料电池耦合系统(Constructed Wetland-Microbial Fuel Cell, CW-MFC). 目前, CW-MFC已被广泛应用于猪场废水、染料废水及采油废水等的处理, 但人们对其在农药处理方面的研究甚少[9-11]. 因此, 本文利用CW-MFC处理以阿特拉津为代表的农药, 了解系统对农药的处理效能, 并阐明其处理机理.

2 材料与方法

2.1 实验装置

实验装置由塑料桶制作而成, 有效容积37 L, 如图1所示. 装置内从下至上依次填充2 cm高的砾石(粒径12～20 mm)、25 cm高的火山石(粒径6～12 mm)及5 cm高的沙土混合物(混合比为1∶4), 装置表面均匀种植菖蒲. 装置上下水平布设石墨电极板, 单片电极板面积与装置横断面面积比为0.33, 电极板间距为21 cm, 电极板通过导线与1 000 Ω外接电阻相连构成闭合电路. 系统采用垂直流进水方式, 由上方进水, 下方出水, 实验中水面控制在基质上方3 cm处.

图1 实验装置Fig.1 Experimental installation

本文以进水阿特拉津浓度为变量, 分析农药对CW-MFC处理性能、产电性能、基质酶活性及微生物群落结构的影响, 从而了解系统对农药的处理效能, 并阐明系统处理机理.

实验采用模拟废水, 废水以阿特拉津为目标农药, 葡萄糖、硝酸钾(KNO3)、氯化铵(NH4Cl)及磷酸氢二钾(K2HPO4)为碳源、氮源及磷源, 外加微量元素配制. 废水初始COD、TN及TP浓度分别为256.0、 7.3及2.44 mg/L. 进水阿特拉津浓度分别设置2、 4和8 mg/L三个浓度梯度, 分别标记为CW-MFC(L)、CW-MFC(M)和CW-MFC(H).

2.3 装置运行

实验用接种污泥取自城市污水处理厂, 取回污泥用模拟废水驯化2 w, 后与培养好的菖蒲一同移入装置, 装置启动前2 w为稳定期. 实验采用序批式运行模式, 处理量为17 L, HRT为8 d, 装置共运行40 d.

2.4 分析指标及方法

本研究所测一般水质指标有COD、TN及TP, 分别采用重铬酸钾法、碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法及过硫酸钾消解钼酸铵紫外分光光度法进行分析[12], 而阿特拉津的测定采用气象色谱法. 整个实验过程中每天测系统电压, 实验初期(第一周期)与实验末期(第五周期)采用梯度改变外电阻方法测系统极化曲线和功率密度曲线.

此外, 取实验初期与末期土样测基质中的脲酶活性(UE)、碱性磷酸酶活性(ALP)及过氧化氢酶活性(CAT), 分别采用靛蓝比色法、磷酸苯二钠比色法和高锰酸钾滴定法进行分析[13]. 实验末期取阳极附近土样, 利用高通量测序方法分析系统微生物群落.

3 结果与讨论

3.1 处理性能

图2为不同阿特拉津浓度下系统对3个实验组的阿特拉津处理结果. 从图2可以看出，阿特拉津的去除率依次为86.8%、86.9%和78.7%, 说明系统对阿特拉津具有较好的处理性能. 当阿特拉津浓度小于4 mg/L时, 系统对阿特拉津的处理性能稳定保持在85%以上; 但此后随阿特拉津浓度的增加, 系统的处理性能下降. 在系统中, 农药的去除主要包括植物吸收、微生物降解、基质吸附及电化学作用等. 而随农药浓度增加, 微生物活性受到抑制, 且在高浓度条件下基质吸附点位受到限制, 故系统处理性能下降.

图2 不同阿特拉津浓度下阿特拉津处理特性

图3为不同阿特拉津浓度下系统对3个实验组的COD、TN和TP处理特性. 其中, COD平均去除率依次为54.3%、46.8%和39.5%; TN平均去除率分别为53.2%、48.3%和39.7%; TP平均去除率依次为68.0%、65.0%与64.4%. COD、TN和TP处理性能在低浓度条件下最优. 而随阿特拉津浓度的增加, 处理性能下降. 但其下降趋势COD与TN显著, TP不显著, 即农药对系统COD与TN处理性能影响显著, 而对TP处理性能影响不显著.

系统中COD和TN的去除主要依靠微生物降解[14-16], 而农药抑制系统内微生物活性, 使其处理性能下降；且农药浓度越高, 抑制作用越强, 这与涂立俊[17]及范闯[18]的研究结果一致. 而系统中TP去除主要以基质的除磷作用为主, 故农药浓度对TP处理性能无显著影响, 而随系统的运行基质吸附点位受到限制, 故实验后期TP处理性能有所下降, 这与Lew等[19]的研究结果一致.

图3 不同阿特拉津浓度下系统的处理特性

3.2 产电性能

从图4可以看出, 整个实验过程中, CW-MFC(L)实验组日电压实验初期与中期波动较大, 而后期呈稳定下降的趋势, CW-MFC(M)与CW-MFC(H)实验组日电压呈整体上升趋势, 但CW-MFC(M)实验组波动小, CW-MFC(H)实验组波动相对较大. CW-MFC(L)、CW-MFC(M)与CW-MFC(H)实验组, 平均日电压分别为284.0、284.4和211.1 mV, 即阿特拉津浓度小于4 mg/L时系统产电性能相对稳定, 但此后随阿特拉津浓度的增加产电性能下降, 这与Sun等[20]的结果相同. 高浓度农药抑制系统产电微生物活性, 导致其产电性能下降.

由图5可见, CW-MFC(L)、CW-MFC(M)与CW-MFC(H)实验组, 实验初期系统最大功率密度分别为6.96、 3.74和0.20 mW/m3, 实验末期系统最大功率密度分别为6.85、19.64和8.86 mW/m3. 随着实验的进行, 系统对农药抗性较强, 且降解农药的部分产电微生物在竞争中获得优势[21], 故实验末期CW-MFC(M)与CW-MFC(H)实验组的产电性能显著提高. 而低浓度农药对系统内微生物影响不显著, 整个实验过程产电性能相对稳定. 对比3个实验组, 实验初期CW-MFC(L)实验组的产电性能最优. 但随系统的运行, CW-MFC(M)实验组的产电性能增加显著, 到实验末期时, 其产电性能最优, 功率密度与电流密度达到19.64 mW/m3与46.09 mA/m3.

事实证明，基于Smart 3D的航测地形图的生产方法，数学精度完全能够满足1∶2 000地形图要求[1-2]。该方法与传统航测方法比较有以下优势：

图4 不同阿特拉津浓度下的日电压Fig.4 Daily voltages in different atrazine concentrations

图5 不同阿特拉津浓度下的极化曲线和功率密度曲线Fig.5 Polarization curves and power density curves in different atrazine concentrations

3.3 基质酶活性

农药对酶活性影响因素有很多, 通过直接及间接作用影响酶活性, 导致其活性增加、减少或无影响[22]. 据研究, UE、ALP与氮、磷循环密切相关, 而CAT是一种氧化还原酶, 在消除细胞呼吸产生的过氧化氢过程中起重要作用, 能够在一定程度上反应微生物的生长健康状况[23-24]. 从图6可见, 与系统初始酶活性相比, UE在CW-MFC(L)与CW-MFC(M)实验组增加, 而在CW-MFC(H)实验组下降, ALP与CAT在所有实验组均下降. 但农药对UE与ALP的活性影响较小, 而对CAT活性的抑制作用显著, 且浓度越高, 影响越大, 这与马吉平等[25]的研究结果一致.

图6 不同阿特拉津进水浓度条件下基质酶活性变化

3.4 微生物群落

3.4.1微生物多样性 OTUs、Chao1、Observed species、Shannon和Simpsom等均可表征微生物多样性[26-27], 指数越高则多样性越丰富. 如表1所示, CW-MFC(L)实验组微生物群落多样性最丰富, 而受农药抑制作用影响, 随阿特拉津浓度的增加多样性下降. 由图7可见, CW-MFC(L)、CW-MFC(M)和CW-MFC(H)实验组共有OTUs数为1 084, 占各实验组总OTUs数的16%、19%和17%, OTUs相似性较低, 农药对系统微生物多样性影响显著. 其中, CW-MFC(L)与CW-MFC(H)实验组共有OTUs数为610, 相对最多, 微生物相似性较高.

表1 微生物多样性

图7 OTUs韦恩图Fig.7 OTUs Wayne diagram

3.4.2 微生物群落结构 门、纲、属微生物分类水平上的丰度见图8～图10. 门水平上, 变形菌门(Proteobacteria)丰度在各实验组均大于42%最高, 为系统优势菌门. 据调查, 变形菌门包含许多有机物和无机物代谢相关微生物[28], 对系统去污产电性能有显著影响. 但随阿特拉津浓度的增加, 其丰度下降, 这也是导致系统处理性能随农药浓度的增加下降的原因之一. 纲水平上, 属变形菌门的Gammaproteobacteria丰度在各实验组最高, 为系统优势菌纲.

本研究CW-MFC(M)实验组产电性能最优. CW-MFC(M)实验组门水平上, 拟杆菌门(Bacteroidetes)与厚壁菌门(Firmicutes)丰度显著高于其他实验组；纲水平上, Chlorobia丰度显著高于其他实验组；属水平上, 属Chlorobia纲的Chlorobaculum丰度显著高于其他实验组. 由此推测上述菌门、菌纲及菌属, 为系统重要电化学活性菌门、菌纲及菌属.

图8 门水平微生物群落结构Fig.8 Microbial community structure at phylum level

有研究表明, 在适当浓度下, 农药对微生物群落中部分细菌有促生效应, 可提高其相对丰度[29-30]. CW-MFC(L)实验组门水平上, 放线菌门(Actinobacteria)丰度显著高于其他实验组；纲水平上, 属放线菌门的Actinobacteria, 以及属变形菌门的Alphaproteobacteria丰度显著高于其他实验组；属水平上, Christensenellaceae_R-7_group丰度随进水阿特拉津浓度的增加上升. 由此推测上述菌门、菌属及菌纲, 为系统农药降解适宜优势菌门、菌纲及菌属.

图9 纲水平微生物群落结构Fig.9 Microbial community structure at class level

图10 属水平微生物群落结构Fig.10 Microbial community structure at genus level

根据各实验组属水平的相对丰度, 选取丰度前30菌属进行聚类分析结果, 见图11. 其中CW-MFC(M)实验组产电性能最优. 受产电性能影响, CW-MFC(M)实验组菌属单独聚为一类. CW-MFC(L)和CW-MFC(H)实验组聚为一类, 即农药浓度对系统菌属的影响较小. 由此可知, 电场对系统菌属的影响大于农药.

3.4.3 微生物群落基因功能 为了解CW-MFC内微生物群落结构功能特征, 本文运用PICRUSt2分析方法对系统微生物群落功能进行预测, 其结果见图12. 六大类代谢通路中, CW-MFC微生物功能主要以代谢为主, 其丰度在各实验组均大于80%. 六大类代谢通路包含36个子功能, 其中氨基酸代谢、碳水化合物代谢、辅助因子和维生素的代谢、萜类化合物和聚酮类化合物的代谢, 以及其他氨基酸代谢等功能相对丰度较高. 实验组间微生物群落功能丰度差异小于1%, 即农药对基因功能影响不显著, 微生物能够适应环境维持其功能, 这与Gao等[31]和Yang等[32]的研究结果一致.

图12 基于KEGG的二级功能丰度

4 结 论

CW-MFC耦合系统对阿特拉津具有较好的处理性能, 阿特拉津浓度小于4 mg/L时, 系统处理性能稳定的保持在85%以上, 但随阿特拉津浓度的增加, 系统处理性能下降. 农药对系统COD与TN处理性能影响显著, 对TP处理性能影响不显著；对脲酶与碱性磷酸酶活性影响不显著, 对过氧化氢酶活性受影响显著, 且浓度越高, 其影响越大. 阿特拉津浓度为4 mg/L时, 系统产电性能最优, 此时系统输出平均日电压, 最大功率密度及电流密度分别为284.4 mV、19.64 mW/m3及46.09 mA/m3.

CW-MFC耦合系统微生物多样性受农药影响显著, 而电场对系统菌属的影响大于农药的影响. 系统微生物功能主要以代谢为主, 农药对微生物基因功能影响不显著. 系统优势菌门与菌纲为变形菌门与所属Gammaproteobacteria；优势电化学活性菌门为拟杆菌门与厚壁菌门, 菌纲与菌属为Chlorobia与所属Chlorobaculum；适合降解农药的优势菌门与菌纲为放线菌门与所属Actinobacteria, 以及Alphaproteobacteria, 菌属为Christensenellaceae_R-7_group.