論文：蔬菜漂浮濕地對池塘養(yǎng)殖尾水的異位處理效果

蔬菜漂浮濕地對池塘養(yǎng)殖尾水的異位處理效果

陶 玲，李曉莉，彭 亮，代梨梨，孫瑞萌，李 谷

(1.中國水產(chǎn)科學(xué)研究院長江水產(chǎn)研究所，武漢 430223； 2.上海海洋大學(xué)水產(chǎn)與生命學(xué)院，上海 201306)

我國是世界上最大的水產(chǎn)養(yǎng)殖國，其中淡水池塘養(yǎng)殖面積占淡水養(yǎng)殖總面積的51.82%，其產(chǎn)量占到全國淡水養(yǎng)殖總產(chǎn)量的74.70%，是我國現(xiàn)階段水產(chǎn)養(yǎng)殖的主要生產(chǎn)模式，并且這種狀況在未來很長一段時間內(nèi)難以改變[1]。這種生產(chǎn)模式由于養(yǎng)殖密度過高，投喂的餌料利用率低等原因，造成養(yǎng)殖排放水中有機(jī)物、氮磷含量較高，水產(chǎn)養(yǎng)殖尾水長期直排嚴(yán)重污染周邊水域環(huán)境，影響行業(yè)可持續(xù)發(fā)展[2]。為了減少養(yǎng)殖污染對水域生態(tài)環(huán)境的影響，我國水污染防治法規(guī)定，從事水產(chǎn)養(yǎng)殖應(yīng)當(dāng)保護(hù)水域生態(tài)環(huán)境，防止污染水環(huán)境。我國已逐步出臺相應(yīng)的養(yǎng)殖尾水排放標(biāo)準(zhǔn)和管理規(guī)范，養(yǎng)殖尾水處理與循環(huán)利用已成為水產(chǎn)養(yǎng)殖可持續(xù)發(fā)展的關(guān)鍵環(huán)節(jié)[3]。國內(nèi)對池塘養(yǎng)殖尾水凈化與水資源再生利用研究在近幾年雖然取得一定成果，但其推廣應(yīng)用尚處于起步階段。研發(fā)適于推廣應(yīng)用的池塘養(yǎng)殖尾水生態(tài)處理與循環(huán)利用技術(shù)，減少污染物排放，對我國水產(chǎn)養(yǎng)殖健康、可持續(xù)發(fā)展具有重要的現(xiàn)實(shí)意義。

漂浮濕地(floating treatment wetland)處理系統(tǒng)是人工濕地的一種類型，兼具人工濕地和沉淀塘的優(yōu)點(diǎn)[4]。相比于表面流人工濕地和潛流濕地，漂浮濕地處理系統(tǒng)不需填充基質(zhì)，植物根系濾層截留的顆粒污染物沉積后可直接清除，使床體不易堵塞，表現(xiàn)出與填充了基質(zhì)的人工濕地相當(dāng)?shù)娜コ蔥5]，且造價更低。漂浮濕地處理系統(tǒng)現(xiàn)已被廣泛應(yīng)用于暴雨徑流處理[6]、養(yǎng)豬場尾水處理[7]、生活污水處理[8-10]、以及微污染水源水處理[11]。漂浮濕地技術(shù)特別適合處理大流量廢水[12]。因此，針對精養(yǎng)池塘養(yǎng)殖過程中存在換水次數(shù)多，收獲時養(yǎng)殖尾水排放量大以及有機(jī)物濃度相對偏低的特點(diǎn)，本研究構(gòu)建了一種漂浮濕地系統(tǒng)對池塘養(yǎng)殖尾水進(jìn)行生態(tài)處理和循環(huán)利用，驗(yàn)證漂浮濕地處理池塘養(yǎng)殖尾水的可行性。另外，通過考察漂浮濕地水生蔬菜根系表面生物膜胞外酶活性和蔬菜直接吸收對氮磷去除的貢獻(xiàn)分析了漂浮濕地的凈化機(jī)理和物質(zhì)循環(huán)效率，并通過水生蔬菜可食用部分重金屬含量測定考察空心菜(Ipomoeaaquatica)和水芹(Oenanthejavanica)作為漂浮濕地植物的安全性。本研究擬為池塘養(yǎng)殖尾水減排和循環(huán)利用提供新途徑，并為池塘養(yǎng)殖尾水生態(tài)處理技術(shù)的開發(fā)和應(yīng)用提供一定的理論基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 漂浮濕地構(gòu)建

利用養(yǎng)殖池塘一側(cè)空地，構(gòu)建了用于池塘養(yǎng)殖尾水處理與循環(huán)利用的漂浮濕地。濕地主體為24 m(長)×7 m(寬)×1 m(深)的不透水磚砌體，表面做防滲處理，池底坡度為0.5%，包括布水區(qū)、蔬菜輪作池和集水區(qū)。布水區(qū)內(nèi)設(shè)置進(jìn)水管和楔形配水槽。蔬菜輪作池內(nèi)設(shè)置9個浮筏，浮筏間隔30 cm布設(shè)，浮筏總面積占蔬菜輪作池面積65%。浮筏框架為長方形楠竹框架，能浮于水面，大小為6 m(長)×2 m(寬)，楠竹框架上每隔0.5 m用分隔竹竿分隔成小長方形框架。床體為與框體大小一致的聚乙烯扣節(jié)網(wǎng)片，網(wǎng)目為1.0 cm，網(wǎng)片覆蓋在楠竹框架上，四周用繩索固定在楠竹框架上。水生蔬菜種植在網(wǎng)片上，根系浮于網(wǎng)片之下。蔬菜輪作池收水端底部鋪設(shè)收水管，收水管上設(shè)置卵石濾層，卵石濾層為斜坡狀，高度為60 cm，卵石粒徑為8 cm×15 cm，出水溝內(nèi)設(shè)置溢流管，溢流管與收水管的另一端連通，通過溢流管管頂高度控制池內(nèi)水位(圖1)。

圖1 蔬菜漂浮濕地示意圖Fig.1 Cross-section of the floating vegetable treatment wetland

1、進(jìn)水區(qū)；2、進(jìn)水管；3、楔形配水槽；4、蔬菜輪作池；5、收水管；6、溢流管；7、出水區(qū)；8、蔬菜；9、根系 10、支撐竹竿；11 楠竹框架；12、網(wǎng)片

水生蔬菜種植過程：(1)茬口安排：遵循農(nóng)業(yè)種植規(guī)則，選擇收獲次數(shù)多，經(jīng)濟(jì)效益高的蔬菜種類。水生蔬菜種植時扦插到網(wǎng)片網(wǎng)眼上，蔬菜根系穿過網(wǎng)片并浸沒水中，莖葉漂浮于水面上。4月下旬栽植空心菜種莖，苗間距10～15 cm。5月下旬至10月下旬進(jìn)行分批采收。11月上旬清理枯死空心菜，栽植水芹種莖，苗間距10～15 cm，翌年1月上旬可進(jìn)行采收。翌年4月下旬清理老化水芹莖葉，再栽植空心菜種莖，翌年10月水芹菜再生。由此，由水芹菜、空心菜組成的植物配置組合可形成周年蔬菜供應(yīng)。(2)水肥管理：種植過程中不施加任何肥料。(3)病蟲害防治：病蟲害發(fā)生較輕，主要采用物理防治法，不施加任何農(nóng)藥，雜草主要采用人工清除，死亡蔬菜根系和莖葉定期清除。

蔬菜漂浮濕地的構(gòu)建特點(diǎn)：(1)蔬菜漂浮濕地通過異位集中處理精養(yǎng)池塘尾水，不占用池塘養(yǎng)殖面積，不會對池塘養(yǎng)殖操作產(chǎn)生影響，且相比人工濕地異位處理，無需填設(shè)基質(zhì)，成本更低；(2)蔬菜漂浮濕地可進(jìn)行水生蔬菜的連作和輪作，冬春季可種植水芹菜、豆瓣菜、魚腥草等蔬菜，夏季可種植空心菜和薄荷，由此，植物配置組合可形成周年蔬菜供應(yīng)，而且薄荷、魚腥草和水芹等均為多年生蔬菜，長江中下游地區(qū)均可越冬，一次種植，常年收益；(3)蔬菜浮筏框架為楠竹制成，材料簡單易得、環(huán)保，對環(huán)境破壞程度小，浮伐制作安裝方便，對操作者的技能要求較低，浮筏可重復(fù)使用；(4)種植蔬菜換茬期間，以及系統(tǒng)停止運(yùn)行期間，可將浮筏取出后，清除漂浮濕地底部多余淤泥以徹底去除營養(yǎng)物，且淤泥可用于農(nóng)田堆肥轉(zhuǎn)化成高效有機(jī)肥，既實(shí)現(xiàn)氮磷營養(yǎng)鹽的循環(huán)利用，又避免長期運(yùn)行后因淤泥釋放營養(yǎng)鹽而造成處理效果下降的問題，不會出現(xiàn)類似人工濕地和礫石床易堵塞的問題。

1.2 系統(tǒng)運(yùn)行

實(shí)驗(yàn)進(jìn)行時間為2019年7月-2020年4月，其中，2019年7-10月池塘養(yǎng)殖尾水經(jīng)水力提升后進(jìn)入漂浮濕地處理并循環(huán)利用，采用連續(xù)進(jìn)水的方式，間歇運(yùn)行，進(jìn)水平均水力負(fù)荷為1.2 m3/(m2·d)，試驗(yàn)期間空心菜共收割3次。2019年11月-2020年4月池塘養(yǎng)殖空閑期，漂浮濕地不運(yùn)行，僅供水芹生長，水芹共收獲2次，且僅收獲莖葉部分，根部保留用于下一年生長。

1.3 樣品采集和分析方法

1.3.1 水質(zhì)分析

每10 d 取漂浮濕地進(jìn)出水口水樣進(jìn)行水質(zhì)理化指標(biāo)測定，包括水溫(T)、溶解氧(DO)、pH值、總氮(TN)、總磷(TP)、高錳酸鹽指數(shù)(CODMn)、懸浮物(TSS)等。其中水溫、pH值、DO等指標(biāo)采用YSI水質(zhì)在線分析儀在現(xiàn)場分析測定。其它各項(xiàng)水質(zhì)指標(biāo)的測定方法均按國家環(huán)境保護(hù)總局編寫的《水和廢水監(jiān)測分析方法》[13]進(jìn)行。

1.3.2 蔬菜樣品分析

選取典型株測定空心菜和水芹株高、根系長度、最長須根長度等指標(biāo)。將采集的蔬菜樣品(空心菜分開為莖葉可食部分和根) 分別先用自來水充分沖洗以去除黏附于上的雜質(zhì)，然后用去離子水沖洗至少3遍，瀝去水分并用濾紙吸去表面水分，稱取各部分組織的鮮重后切碎、混勻，然后烘干(先于105 ℃下殺青30 min，然后在85 ℃烘箱中烘至恒重)，稱取干樣，粉碎，過100目篩于密封袋中保存?zhèn)溆谩悠方?jīng)H2SO4-H2O2消煮后，采用與水質(zhì)同樣的方法測定TN和TP含量?？招牟撕退矍o葉可食部分干樣同時送至農(nóng)業(yè)農(nóng)村部淡水魚類監(jiān)督檢驗(yàn)測試中心進(jìn)行鉛(Pb)、Cd(鎘)、Cu(銅)、Hg(汞)、As(砷)和Cr(鉻)等重金屬含量檢測。

1.3.3 根系表面酶活性測定

隨機(jī)剪取空心菜根系，懸浮于無菌水中并振蕩，所得的懸浮液即為根面洗脫液，搖勻。采用酶試劑盒法[14](API ZYMTMstrips，BioMerieux，Marcy l"Etoile，F(xiàn)rance)測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種酶活性。測定方法參照試劑盒說明書，具體為將65 μL根面洗脫液樣品接種到試劑條內(nèi)小孔，37 ℃避光培養(yǎng)4 h，再滴加ZYM A和ZYM B試劑。小孔內(nèi)有相應(yīng)顏色變化判定為陽性，沒顏色判定為陰性，再根據(jù)顯色進(jìn)行結(jié)果判定。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

單因素方差分析用于檢驗(yàn)漂浮濕地不同月份去除率之間的差異，P<0.05為差異顯著，分析在 SPSS 25.0 軟件中完成。

2 結(jié)果與分析

2.1 漂浮濕地對養(yǎng)殖尾水的減排效率

2019年7-10月，利用蔬菜漂浮濕地處理池塘養(yǎng)殖尾水過程中，漂浮濕地進(jìn)水水溫在18.5～30.6 ℃波動，出水水溫在18.2～30.3 ℃波動，出水中水溫均有所降低，但差異不顯著。漂浮濕地進(jìn)水pH值在7.7～8.2波動，出水中pH值變化較小。漂浮濕地進(jìn)水DO濃度較低，為1.38～3.67 mg/L，7-9月出水中DO濃度均有所升高，但差異也不顯著(表1)。

表1 進(jìn)出水理化指標(biāo)Tab.1 Physical-chemical parameters in the inflow and outflow

由表2可以看出，隨著養(yǎng)殖進(jìn)行，進(jìn)入蔬菜漂浮濕地的池塘養(yǎng)殖尾水中TN、TP、CODMn和TSS等濃度均逐漸升高，其中TN濃度由4.03 mg/L上升至6.36 mg/L，TP濃度由0.62 mg/L上升至1.31 mg/L，CODMn濃度由18.0 mg/L上升至24.2 mg/L，TSS濃度由33.8 mg/L上升至70.3 mg/L。從7月份開始，池塘養(yǎng)殖尾水中的TN、TP和CODMn濃度超過了《淡水池塘養(yǎng)殖水排放要求》(SC/T9101-2007)一級標(biāo)準(zhǔn)，TSS的濃度在9月超過一級標(biāo)準(zhǔn)。另外，TN濃度在9月份開始達(dá)到5.43 mg/L，TP濃度在10月份達(dá)到1.31 mg/L，超過了《淡水池塘養(yǎng)殖水排放要求》二級標(biāo)準(zhǔn)。經(jīng)過漂浮濕地處理后的出水中TN、TP、CODMn和TSS濃度均有降低，其中，出水中TN、CODMn和TSS濃度在7-10月均分別低于3、15和 50 mg/L，出水中TP濃度在7-9月均低于0.5 mg/L，滿足《淡水池塘養(yǎng)殖水排放要求》(SC/T9101-2007)一級標(biāo)準(zhǔn)要求，出水中TP濃度在10月低于1.0 mg/L，滿足二級排放標(biāo)準(zhǔn)。由表2還可以看出，試驗(yàn)期間蔬菜漂浮濕地對池塘養(yǎng)殖尾水中TN、TP、CODMn和TSS的去除率分別達(dá)到42.6%～58.5%，44.6%～59.9%，57.8%～70.0% 以及49.7%～74.9%，而且隨著養(yǎng)殖的進(jìn)行，蔬菜漂浮濕地對養(yǎng)殖尾水中TN、TP、CODMn和TSS 的去除率有逐漸升高的趨勢，均在10月達(dá)到最高。

2.2 蔬菜根系表面生物膜胞外酶活性

漂浮濕地空心菜根系表面生物膜胞外酶活性分析結(jié)果見圖2，可以看出空心菜根系表面生物膜上可以檢測到19種酶活性，分屬于磷酸酶類、酯酶類、肽酶類、蛋白酶類和糖苷酶類等五大酶類，而進(jìn)入漂浮濕地的養(yǎng)殖尾水中只檢測到7種酶類活性。12種胞外酶活性僅在空心菜根系表面檢測到，包括酯酶類：類脂酶(lipase)；肽酶類：胱氨酸芳胺酶(cystine arylamidase)和纈氨酸芳胺酶(valine arylamidase)；蛋白酶類：胰蛋白酶(trypsin)、胰凝乳蛋白酶(α-chymotrypsin)、糖苷酶類：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)和巖藻糖苷酶(α-fucosidases)。漂浮濕地空心菜根系表面和進(jìn)水中均可檢測到活性的酶包括：酸性磷酸酶(acid phosphatease)、堿性磷酸酶(alkaline phosphatases)、萘酚-AS-BI-磷酸水解酶(naphthol-AS-BI-phosphohydrolase)、酯酶(esterase)、類脂酯酶(lipase esterase)、亮氨酸芳胺酶(leucine arylamidase)和N-乙酰-葡萄糖胺酶(N-acetyl-β-glucosaminidase)。進(jìn)入漂浮濕地的養(yǎng)殖尾水中具有高活性的酶有3種，分別是酯酶、萘酚-AS-BI-磷酸水解酶、酸性磷酸酶，空心菜根系則有8種，分別是酸性磷酸酶、堿性磷酸酶、萘酚-AS-BI-磷酸水解酶、類脂酯酶、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 漂浮濕地去除效率Tab.2 Removal rate of the floating vegetable treatment wetland on TN、TP、CODMnand TSS

圖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

圖中陰影深淺代表酶的相對活性：白色代表未檢測到，淺灰色代表低活性(1)，深灰色代表中等活性(2-3)，黑色代表高活性(4-5)

2.3 蔬菜直接吸收對氮磷去除的貢獻(xiàn)率

試驗(yàn)過程中空心菜和水芹生長良好，空心菜植株高度37～52 cm，最大根系長度達(dá)到40 cm；水芹植株高度23～37 cm，最大根系長度達(dá)到35 cm。空心菜連續(xù)收割3茬，莖葉鮮重平均達(dá)7.31 kg/m2，而根系的生物產(chǎn)出則遠(yuǎn)低于莖葉，僅為3.45 kg/m2，水芹鮮重平均達(dá)6.41 kg/m2。根據(jù)單位面積空心菜和水芹的干重及其氮磷含量進(jìn)行計算，漂浮濕地中空心菜和水芹每年吸收池塘養(yǎng)殖尾水中氮和磷的總量分別為38.21 g/m2和9.07 g/m2。根據(jù)漂浮濕地的水力負(fù)荷、運(yùn)行時間、蔬菜漂浮濕地的面積、進(jìn)水TN與TP平均濃度、以及TN和TP平均去除率可計算得出漂浮濕地對池塘養(yǎng)殖尾水中TN總?cè)コ繛?82.43 g/m2，TP總?cè)コ繛?2.87 g/m2。通過氮磷平衡，可以計算出蔬菜收獲去除在漂浮濕地中脫氮的貢獻(xiàn)為20.9%，除磷的貢獻(xiàn)為27.6%。且收獲的空心菜和水芹按照4.0元/kg計算收益，可產(chǎn)生經(jīng)濟(jì)效益54.9元/m2。

2.4 蔬菜重金屬含量

由表3可以看出，漂浮濕地空心菜莖葉可食用部分中Pb、Cd、Cu、Hg、As和Cr等重金屬平均含量分別為0.076、0.004、0.071、0.009、0.113和0.052 mg/kg，水芹莖葉可食用部分中Pb、Cd、Cu、Hg、As和Cr等重金屬平均含量分別為0.162、0.006、0.109、0.007、0.088和0.084 mg/kg?？招牟饲o葉中 As 含量相對最高，Hg含量相對最低但最接近限量值，水芹莖葉中Pb含量相對最高。結(jié)果表明用于凈化池塘養(yǎng)殖尾水的漂浮濕地中種植的空心菜和水芹莖葉可食用部分中Pb、Cd、Hg、As和Cr等重金屬含量低于《食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》(GB 2762-2017)標(biāo)準(zhǔn)限量值，Cu含量低于《食品中銅限量衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB15199-1994)標(biāo)準(zhǔn)限量值。

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

3 討論

3.1 漂浮濕地的處理效果

本研究結(jié)果表明，養(yǎng)殖中后期池塘養(yǎng)殖尾水中的TN、TP、CODMn和TSS濃度均超過了《淡水池塘養(yǎng)殖水排放要求》(SC/T9101-2007)，經(jīng)蔬菜漂浮濕地處理后，尾水中TN、TP、CODMn和TSS濃度均低于《淡水池塘養(yǎng)殖水排放要求》(SC/T9101-2007)一級標(biāo)準(zhǔn)或二級標(biāo)準(zhǔn)，表明蔬菜漂浮濕地異位處理能解決池塘養(yǎng)殖尾水達(dá)標(biāo)排放問題。人工濕地對TN的去除率范圍為40%～55%，對TP去除率范圍為40%～60%[15]。漂浮濕地等植物處理系統(tǒng)對氮、磷去除主要通過水生植物發(fā)達(dá)根系交錯編織形成的濾層將水中的顆粒性氮磷以過濾沉積的方式去除[12]。本研究中蔬菜漂浮濕地對TN、TP和TSS的百分去除效率分別達(dá)到42.6%～58.5%、44.6%～59.9% 以及49.7%～74.9%，表明漂浮濕地蔬菜根系濾層發(fā)揮了較好的過濾和吸附作用，不僅對TSS達(dá)到較好去除效果，也通過對養(yǎng)殖尾水中顆粒態(tài)氮磷的去除使TN和TP的去除效率達(dá)到與填充基質(zhì)的人工濕地相當(dāng)?shù)娜コ省?/span>

另外，人工濕地去除效率與進(jìn)水濃度相關(guān)[16]。隨著進(jìn)入濕地的養(yǎng)殖尾水中TN、TP、CODMn和TSS濃度升高，漂浮濕地對TN、TP、CODMn和TSS的去除率也相應(yīng)呈升高趨勢，在養(yǎng)殖末期達(dá)到最高，分別達(dá)到59.1%，59.7%，71.8%和74.9%，可預(yù)見如果將該漂浮濕地適用于相對更高氮磷濃度的養(yǎng)殖尾水處理可取得更好的去除效果。目前，組合生態(tài)處理技術(shù)已被廣泛應(yīng)用到養(yǎng)殖尾水的處理[17]。因此，實(shí)際應(yīng)用中在資金充足的情況下，為進(jìn)行池塘養(yǎng)殖尾水深度凈化，可與潛流人工濕地、生物濾池等凈化設(shè)施組合，提高養(yǎng)殖尾水去除效率。

3.2 漂浮濕地空心菜根系表面酶活性

植物根系作為微生物的載體，可使不同種類的微生物著生，且一些微生物種類僅在植物根系著生[18]，這些著生的微生物可產(chǎn)生多種類型的胞外酶。胞外水解酶能夠降解聚多糖和蛋白質(zhì)等大分子物質(zhì)，是有機(jī)物降解的限速步驟[19]。本研究中空心菜根系表面檢測出了19種胞外酶活性，分屬磷酸酶類、酯酶類、肽酶類、蛋白酶類和糖苷酶類等五大酶類，與余瑞彰等[20]研究發(fā)現(xiàn)植物根系上可同時進(jìn)行有機(jī)物的礦化分解、氨化作用、硝化作用和反硝化作用的結(jié)果一致，表明漂浮濕地中空心菜發(fā)達(dá)的根系表面著生的微生物分泌的這些酶參與了有機(jī)物的礦化分解和氨化作用等過程，促進(jìn)養(yǎng)殖尾水中大分子有機(jī)污染物的分解轉(zhuǎn)化以及有機(jī)態(tài)氮磷向植物可利用的形態(tài)轉(zhuǎn)化，在凈化水質(zhì)過程中起到關(guān)鍵作用。唐瑩瑩等[21]報道空心菜根系表面分布大量氨化細(xì)菌，這些氨化細(xì)菌可能是本研究中空心菜根系表面檢測到的纈氨酸芳胺酶、胰凝乳蛋白酶、胰蛋白酶等肽酶和蛋白酶的來源，使植物根際水體中蛋白質(zhì)被完全降解[22]。糖苷酶活性與動植物和細(xì)菌殘體降解相關(guān)，如α-半乳糖苷酶活性指示微生物殘體降解，β-葡萄糖苷酶活性指示低分子量纖維素物質(zhì)降解[14]。相比于養(yǎng)殖尾水中，蔬菜根系表面表現(xiàn)出更多的8種糖苷酶活性，可能是漂浮濕地中空心菜根系表面附著了動植物和細(xì)菌殘體等有機(jī)顆粒誘導(dǎo)了糖苷酶活性。

3.3 蔬菜直接吸收對養(yǎng)殖尾水中氮磷的循環(huán)利用效率

漂浮濕地通過植物過濾截留、沉積物和植物根系附著微生物的生物降解、水生植物吸收及排除積泥來對水體進(jìn)行凈化[12]。空心菜濾床通過植物吸收對豬場養(yǎng)殖廢水中氮去除貢獻(xiàn)率不及1%，對磷去除貢獻(xiàn)率為28.1%～48.7%[7]。西洋菜(Nasturtiumofficinale)濾床通過植物吸收去除的氮磷量占去除總量的18.0%和16.4%[12]?？招牟酥苯游諏θ斯竦氐兹コ呢暙I(xiàn)率為18.6%和30.1%[23]。本研究中漂浮濕地中蔬菜進(jìn)行連作，除在夏秋季節(jié)運(yùn)行期間通過收獲空心菜對氮磷進(jìn)行吸收利用，濕地中截留累積的底泥為冬季水芹生長提供氮磷等營養(yǎng)，空心菜和水芹直接吸收脫氮除磷的貢獻(xiàn)達(dá)到20.9% 和27.6%，從而使養(yǎng)殖尾水中20.9%的氮和27.6%的磷得到回收利用。另外，漂浮濕地底部的淤泥比較容易清理，可用于農(nóng)田堆肥轉(zhuǎn)化成高效有機(jī)肥，還可進(jìn)一步提高氮磷營養(yǎng)鹽的循環(huán)利用效率。

3.4 蔬菜重金屬含量

由文輝等[24]在Cu、Cd、Pb和Zn等重金屬污染水域種植水芹菜和空心菜，其研究結(jié)果表明蔬菜的莖、葉中重金屬含量相對較低，符合安全食用標(biāo)準(zhǔn)?？邓嫉萚25]構(gòu)建了水生蔬菜型人工濕地用于處理鄉(xiāng)鎮(zhèn)生活污水，濕地內(nèi)種植的水芹菜和空心菜可食用部分含有的Pb、As、Cr、Cu、Cd及Hg等重金屬均未超標(biāo)，可安全食用。本研究中，處理池塘養(yǎng)殖尾水的漂浮濕地上種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國家標(biāo)準(zhǔn)限量值，與上述研究結(jié)果一致，表明漂浮濕地中蔬菜在去除營養(yǎng)鹽的同時可供安全食用。根部作為常規(guī)食用部位的蔬菜不宜種植在重金屬污染水體，合理的植物組合和蔬菜刈割周期可縮短蔬菜莖葉等可食部位對Pb的吸收[26]，使Pb含量低于國家食品安全限量標(biāo)準(zhǔn)。因此，養(yǎng)殖生產(chǎn)中應(yīng)用漂浮濕地凈化和循環(huán)利用池塘養(yǎng)殖尾水時，如果養(yǎng)殖尾水中重金屬含量較高，應(yīng)采取合理的植物組合和蔬菜刈割周期等措施，并加強(qiáng)對蔬菜重金屬含量的監(jiān)測工作，保障蔬菜的食用安全性。

4 結(jié)論

(1)本文構(gòu)建了一種蔬菜漂浮濕地對池塘養(yǎng)殖尾水進(jìn)行異位生態(tài)處理，該漂浮濕地可進(jìn)行水生蔬菜的連作和輪作，且具有不易堵塞的特點(diǎn)。

(2)蔬菜漂浮濕地對池塘養(yǎng)殖尾水中TN、TP、CODMn和TSS的去除率分別達(dá)到42.6%～58.5%，44.6%～59.9%，57.8%～70.0% 以及49.7%～74.9%，處理后出水可滿足《淡水池塘養(yǎng)殖水排放要求》(SC/T9101-2007)一級或二級排放要求。

(3)漂浮濕地中空心菜根系表面可檢測到分屬磷酸酶類、酯酶類、肽酶類、蛋白酶類和糖苷酶類等五大酶類的19種胞外酶活性，表明漂浮濕地空心菜根系形成的生物膜具有多種酶降解能力，促進(jìn)了養(yǎng)殖尾水中多種大分子有機(jī)污染物的轉(zhuǎn)化以及有機(jī)態(tài)氮磷向植物可利用的無機(jī)態(tài)氮磷轉(zhuǎn)化，在凈化水質(zhì)過程中起到重要作用。

(4)漂浮濕地中蔬菜直接吸收利用的氮、磷分別占系統(tǒng)凈化氮磷總量的20.9%和27.6%，蔬菜收獲可產(chǎn)生經(jīng)濟(jì)效益為54.9元/m2。

(5)漂浮濕地種植的空心菜和水芹可食用部分中Pb、Cd、Cu、Hg、As和Cr等重金屬含量均低于食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)限量值，符合蔬菜產(chǎn)品質(zhì)量安全要求。