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菌渣含有丰富的蛋白、多糖、氨基酸等营养物质，若不对其充分利用，则会造成资源浪费。我国每年产生数量庞大的菌渣，其中好氧堆肥技术是实现菌渣资源化最常用途径。然而，传统堆肥腐熟过程是由自然微生物参与的生理生化过程，存在堆肥周期长、腐熟较慢等缺点[1]。目前，接种外源微生物促进堆肥过程[2]是好氧堆肥应用的常用方式。在应用广泛的外源添加物中，微生物菌剂的添加不仅能加速堆肥进程[3-5]，还可以提高堆肥产品品质。在堆肥初期，接种微生物菌剂可通过菌群联合作用缩短发酵周期[6]。因此，国内外众多学者致力于培养不同功能的微生物菌剂应用于堆肥，使其快速升温，进而缩短堆肥周期。
固态菌剂可弥补液体菌剂存货短、不易运输的缺陷[7]，故得到了广泛应用。目前，常见固态菌剂的制备方法有真空干燥法、低温冷冻干燥、喷雾干燥法等。而微生物固定化技术中的“吸附-包埋”法是近年来新兴的固态菌剂制备技术[8-10]。该技术的产品质量及保质期表现优异，广泛应用于大气和水处理中，但在农业固废处理中的应用却鲜有报道。
本研究利用“吸附-包埋”技术，以多孔淀粉为载体吸附剂[11-13]，将吸附筛选出的微生物进行冷冻干燥[14-18]得到“吸附”产品，即包埋基础产品，再将该产品通过“包埋”技术制备出可应用于菌渣堆肥体系中的新型固态菌剂，并对每个步骤的产品进行效果验证，以期为农用微生物菌剂的制备提供参考。
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1) 供试菌株。供试菌株为课题组前期筛选的堆肥用芽孢杆菌，编号为B402、B409、B508。参考文献[19]的方法制备混合菌剂：利用1.5 L Biltech-3JG-2发酵罐进行混菌发酵；优化培养基为NB，加入15 g·L−1葡萄糖和15 g·L−1酵母粉；培养参数为pH 7.5、转速 250 r·min−1、DO通气比(每分钟通气量与罐体实际料液体积的比值)为2.25 。制得混合菌液记为液态菌剂M，混合菌液的活菌数数量级为1010 cfu·mL−1。
2) 吸附载体及冻干保护剂。载体为多孔淀粉，购买于西安某科技公司，其产品质量符合国家标准（GB 31637-2016）。冻干保护剂有3类：糖类保护剂(乳糖、蔗糖、葡萄糖、海藻糖)、醇类保护剂(甘露醇)、防腐剂(硫代硫酸钠、抗坏血酸、维生素E)。
3) “吸附-包埋”制备法。将液态菌剂M与多孔淀粉按特定比例混合，投加保护剂后置于−80 ℃低温冰箱中预处理30 min；将预处理后的样品置于冷冻干燥机中，等待20~30 min，直到冷冻舱温度低于−40 ℃；在低温下打开真空泵开关，等待10~15 min，直到系统压力低于1.33×104 Pa；待样品干燥完全后取出，一般为24 h。
对冻干过程中用到的糖类保护剂、醇类保护剂和抗氧化剂的种类和浓度进行单因素实验，以此为基础进行响应面优化，以确定最佳冻干保护剂组合，得到粉末态固态菌剂D，记为后续包埋处理的基础产品。将固态菌剂以1∶10的比例置于无菌水中，在40 ℃、160 r·min−1的条件下培养30 min获得发酵液，活菌数的测定采用稀释平板培养计数法，发酵液进行10倍稀释后，涂布平板进行活菌计数。将发酵液在70 ℃下处理15 min 后进行冷却，采用稀释梯度平皿计数法统计活菌数即为芽孢数。通过式(1)和(2)计算存活率和芽孢率。
式中：所有活菌数的单位均为cfu·mL−1。
利用海藻酸钠和CaCl2将包埋基础产品(固态菌剂D)制备成微生物小球(即固态菌剂Q)。包埋处理可进一步提高固态菌剂的保存期，并减少外源微生物菌剂投加到堆体时产生的拮抗及抑制作用。操作过程如图1所示。
4）固态微生物菌剂的产品质量及保存期的确定。与液态菌剂相比，固态菌剂更易运输、保存，货架期更长。为评估固态菌剂中活菌的保存期，每隔7 d测定1次制得微生物菌剂(菌剂M、D、Q)的存活率作为评价指标。 不同保存温度对固态菌剂的保存期可能会产生不同影响。将上述固态菌剂D、Q平均分为3份，每份约80 g，置于食品级PE自封袋中。将其分别置于室温条件下(20 ℃左右)、4 ℃冷藏室中、−20 ℃的冷冻室中，每隔7 d测定1次存活率。
5）菌剂堆肥效果的验证。在PVC箱中进行堆肥实验，堆肥材料为菌渣和秸秆。设置3个实验组，在堆肥初期分别投加放置已保存3个月的菌剂M、D、Q，记为CK、PF、GF组。调整实验条件C/N约为20%，含水率为60%。实验装置如图2所示。
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使用Design-Expert.v8.0.6.1进行响应面分析，采用平板计数法[20]测定有效活菌数。在堆肥效果验证中，温度早晚各测定1次取平均值，且分别在0、3、5、7、14、21、28、35 d时进行翻堆取样，测定堆肥过程中的有机质(organic matter，OM)、可溶性有机质成分的变化及GI，以此衡量不同菌剂处理下的堆肥腐熟度，判断制备菌剂的实际应用效果。
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1) 菌液M与多孔淀粉比例的优化。将菌液M与多孔淀粉以不同比例混合，测定冻干后吸附菌液在多孔淀粉中的存活率[21]和芽孢率。当菌液M(体积)与多孔淀粉(质量)的比例(v∶m)大于2.5时，菌液和多孔淀粉分层现象严重，表明此时多孔淀粉对菌液M已达吸附饱和。如图3所示，随着菌液M与多孔淀粉比例不断提高，产品中活菌存活率不断上升。而从经济角度考虑，确定菌液M与多孔淀粉的最佳混合比例为2.5∶1，此时的活菌存活率为41.08%、芽孢率为46.56%。
2) 冷冻干燥保护剂选择的响应面优化。响应面优化是通过对回归方程的分析来寻求最优工艺参数，解决多变量问题的一种统计方法[22]。对糖类、醇类、抗氧化剂[23]进行单因素实验，进而对冷冻干燥保护剂进行响应面优化。单因素实验结果表明，糖类、醇类、抗氧化剂分别选择质量分数为10%的乳糖、质量分数为2.5%的甘露醇、质量分数为0.015%硫代硫酸钠。
基于单因素实验，选乳糖的质量分数(A)、甘露醇的质量分数(B)、硫代硫酸钠的质量分数(C)3个关键影响因素，进行3因素3水平响应面优化研究；以活菌存活率为评价指标，研究关键影响因素对冷冻干燥后所得产品的综合效应，获得固态菌剂制备的最佳方法。因素水平设计如表1所示，实验方案设计及结果如表2所示，方差分析如表3所示。
以活菌存活率为评价指标对该模型进行方差分析及模型系数检验。由表3可知，模型的P=0.05<0.05，表明模型适应性好，具有统计学意义。由P值可知，模型变量中的A2、B2、C2对存活率影响显著，说明实验因素和响应因素之间不是简单的线性关系。在该模型中，失拟误差为P=0.112 4>0.05，表明模型拟合度较好，失拟误差可能来源于实验中的随机误差。在选取的各因素水平范围内，按照响应的影响因素顺序为A(乳糖的质量分数)>C(硫代硫酸钠的质量分数)>B(甘露醇的质量分数)。
为确定3个因素的最佳组合，对其进行两两交互，绘制响应曲面及等高线图[24]，即1个因素确定1个中值，观察其他2个因素之间的交互影响，并确定最佳范围，结果见图4。
根据响应面优化结果得到冷冻干燥过程保护剂中乳糖、甘露醇、硫代硫酸钠的最佳添加比例，分别为10%~11%、2.4%~2.6%、0.012%~0.015%。根据响应面分析结果，拟合响应面方程如式(3)所示。
通过模型方程确定最佳组合：在乳糖、甘露醇、硫代硫酸钠的质量分数分别为11%、2.6%、0.013%的条件下，预测的最大存活率为91.532 1%(可信度99.8%)。根据模拟得到的最佳组合，进行验证实验。此时，冷冻干燥后菌剂中活菌的存活率为(92.43±1.43)%，芽孢率可达(68.79±2.15)%。一般来说，市面上的冻干保护剂可保证冻干后的活菌存活率>90%。评估表明，优化保护剂与市面上所售冻干保护剂效果相当。该阶段制备的固态菌剂记为菌剂D。制得的固态菌剂实物如图5所示。
活菌数是衡量菌剂质量的关键指标。液态菌剂M中内含大量的芽孢杆菌，芽孢能适应不良环境，对物理伤害和很多有毒的化学物质都有很强的抗性，而在条件适宜时又可转变为营养细胞，从事正常的代谢活动，适合制作农用微生物菌剂，因此，在测定活菌数的同时，测定芽孢率的变化。
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利用海藻酸钠和CaCl2对固态菌剂D进行包埋，得到目标产品固态菌剂Q。以成型及较好的机械强度为前提，确定了最佳CaCl2的质量分数为5%、海藻酸钠的质量分数为6%，掺入量为20%，并将其放置室温条件下失水，以此制备微生物小球。图6为制得菌剂Q的外貌形态照片。
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制备的固态菌剂属于农用微生物菌剂，故将其与农用微生物菌剂国家标准(GB 20287-2006)中的各项指标进行对比(见表4)。对比结果表明，制得的固态菌剂D、Q各项指标均符合国家标准。
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为研究不同温度条件对固态菌剂保存期的影响，研究了固态菌剂的保存温度。由图7可知，在90 d内，3种微生物菌剂的活性均呈现下降趋势。存活率下降最快的是液态菌剂M，在第60天其活性即低至无法检出，此时菌剂已严重腐臭变质，且出现了霉菌。而固态菌剂D、M在90 d后存活率仍然可达44.12%、47.69%，其有效活菌数依然达标。表4中其他指标亦可达到国家标准。
由图8中可知，不同保存温度下，固态菌剂M、Q的最终存活率均可达标，表4中涉及的其他指标在90 d后亦可达标。说明固态菌剂M、Q对保存温度并无苛刻要求。
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将制备的3种微生物菌剂放置90 d后，添加入堆肥初期的堆体中进行效果验证。由图9(a)可知，反应温度变化均呈现先上升后下降的趋势。设置3个处理组(CK、PF、GF)，以初始活菌数相同，CK、PF、GF组添加了保存6个月后的液态菌剂，PF组添加了菌剂M，添加了菌剂Q。3个处理组(CK、PF、GF)的高温期分别持续4、5、5 d，最高温分别为56、60、62 ℃，高温阶段的整体温度趋势为GF>PF>CK。由图7可知，CK处理组在3个月后发生变质、活菌数无法检出，故将其投加到堆体中并无促进作用。与PF处理组相比，GF处理组的效果更佳，说明单位质量GF组菌剂的活菌活性大于PF组，且GF组菌剂在3个月后的存活率更高(见图7)。以上结果表明，研究制得的固态菌剂可在保存若干月后仍维持较高的存活率。在整个堆肥过程中，在升温阶段，GF组菌剂的外貌形态除颜色外并无明显改变；高温期结束后，在堆体中已无法观察到颗粒态的菌剂，说明菌剂的外包结构已被破坏(海藻酸钠和可溶性淀粉已被降解)，致使微生物暴露入体系中，菌剂中的微生物的繁殖提升了堆肥温度，并加速了堆肥进程[25-26]。
随着堆肥进程深入，堆体中有机质不断消耗，呈现下降趋势(见图9(b))。随着微生物的增长繁殖，进入高温期后，有机质以较高速率降解；高温期结束时，降解速度减缓。由图9(b)可知，与放置3个月的液态菌剂相比，PF组和GF组表现出更佳的处理效果，说明与放置3个月失活的液态菌剂相比，固态菌剂存活率更能得以保证，特别是包埋后的GF组菌剂，其处理效果更佳。在堆肥后期(14~28 d)，GF组菌剂的处理效果出现较大幅度下降。其原因可能是：由于此时颗粒态菌剂外表已完全降解，菌剂已全部释放，进一步促进了堆体中有机质的降解。
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堆肥过程中堆体腐殖质的变化可衡量堆体的腐熟度。测定堆肥过程中可溶性有机质(dissolved organic matter，DOM)各成分的变化，并进行了区域积分(荧光区域积分)，结果如图10和表5所示。
在整个堆肥过程中，蛋白质的质量分数从初始的13.60%~18.13%，降至2.93%~3.88%(0~7 d)，说明高温期是蛋白质降解的主要时期。堆肥结束后，蛋白质的质量分数低至0~0.73%。腐殖酸的质量分数由最初的30.37%~33.81%增至80.43%~83.18%。与CK组相比，PF、GF处理组的微生物溶解产物较少且腐殖物质(富里酸和腐殖质)含量较高，说明添加微生物菌剂可促进堆肥的腐殖化过程。而GF处理组效果更佳说明包埋微生物菌剂在3个月后能发挥更好的作用。
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种子发芽指数(germination index，GI)是衡量堆体中是否存在毒性物质的参数之一，也被认为是判断堆肥是否腐熟的间接指标[27]。研究表明，当种子GI达到50%时，可认为堆肥产品的植物毒性在可忍耐的水平；当种子GI达到80%时，可认为堆肥已达到无毒水平，堆肥已经腐熟[27]。由图11可知，3个处理组的种子GI均大于80%，由此可判断本研究的堆体已腐熟，且因为植物毒性低、堆肥效果较好。
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1）利用“吸附-包埋”技术制备新型固态菌剂的最佳制备工艺为：将多孔淀粉与菌液以2.5∶1时混合后进行冷冻干燥，最佳冻干保护剂组合为乳糖11%、甘露醇2.6%、硫代硫酸钠0.013%，得到包埋基础产品(固态菌剂D)，对基础产品进行包埋，得到新型固态菌剂Q。
2）对制备的固态菌剂D、Q进行了产品质量分析，结果表明：初始及3个月后的各项指标均符合国家农用微生物菌剂国家标准(GB 20287-2006)，且对保存温度研究发现，制备的固态菌剂更适宜放置在阴凉干燥环境中。
3）对制备菌剂进行了品质监控，发现菌剂稳定性及存活率均处于较高水平。对菌渣堆肥效果验证表明，与添加液态菌剂M组相比，添加D、Q的2组堆体更早进入高温期，堆体启动较快，且高温期持续时间更长；有机质降解率、最终产品质量更高。上述结果说明，利用“吸附-包埋”技术制备固态菌剂在农用领域是可行的且效果较好，可为今后微生物菌剂的制备提供参考。
多孔淀粉固定化堆肥用微生物菌剂的制备条件优化及其堆肥效果验证
Preparation optimization and performance validation of microbial agent for porous starch immobilized compost
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摘要: 为提升菌渣的堆肥效率，研制了一种保质期较长且可应用于堆肥体系中的固态微生物菌剂。利用堆体中筛选出的微生物制备了混合菌液M，利用多孔淀粉作为吸附载体对其进行吸附，并经冷冻干燥得到包埋基础产品固态菌剂D，然后采用包埋技术将D制成固态菌剂Q。结果表明，新鲜制备的3个阶段微生物菌剂(M、D、Q)的各项指标均符合国家标准；制备3个月后，菌剂Q的存活率仍高达47.69%，远高于菌剂M的0，与比菌剂D提高了8.10%；最终堆肥验证中，菌剂D、Q表现出明显的优势，堆肥过程启动得更早，且腐殖酸含量分别提高了2.61%、3.44%，故菌剂Q的性能最佳。利用“吸附-包埋”技术制备固态菌剂可行且效果明显，可为微生物菌剂的制备提供参考。Abstract: To develop a solid microorganism having a longer shelf life and can be applied to the slag composting system, the mixed bacteria prepared by the microorganisms screened in the stack is prepared by “adsorption-embedded” fixation techniques. A novel solid fungicide Q is prepared by adsorbing the mixed carbide using a porous starch as an adsorption carrier, freeze-drying to obtain a embedding base product, which is recorded as a solid fungicide D, and using embedding techniques to the base product. Results show that the various indicators of freshly prepared microbacterial agents (M, D, Q) meet the national standards. After three months, the survival rate of the bacterioside Q is as high as 47.69%, which is much higher than the 0% of the bacteriosida. It increased by 8.10% compared to the bacterial agent D. In the final compost, the fungicides D and Q showed significant advantages, whereby the compost was started earlier and the humic acid content increased by 2.61%, 3.44% respectively. The bactericide Q showed the optimal performance. The preparation of solid fungicide using the "adsorption-embedded" fixation techniques was demonstrated to be feasible and satisfactory, which can provide reference for the preparation of microbial agents.
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Key words:
- porous starch adsorption /
- embedding /
- composting /
- microbial agent
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全氟化合物(Perfluorinated compounds, PFCs)是氢原子全部被氟原子取代的碳氢化合物，具有热稳定性、疏水疏油的优良特性，被广泛应用于工业和消费品等生产生活领域。PFCs所含有的氟原子电负性高、原子半径小，较高的碳氟键能使其具有高度稳定性，在自然环境中不易被生物降解，在各种环境介质中均有所残留[1]。作为PFCs前体的最终降解物质，PFOS在自然环境中检出率最高，其主要通过工业废水和市政废水释放到天然水体中，威胁水生生物的健康安全[2]，通过食物链的传递可富集到人体内，对肝脏、内分泌、免疫性能等方面产生毒性危害[3]。因此，其污染控制技术成为研究热点。
目前，有关 PFOS 去除的研究主要集中在物理吸附和化学催化降解方面[4-5]。其中物理吸附成本低、可操作性强，易于推广。有研究表明，PFOS 在颗粒状活性炭上的吸附能力大于560 mg·g−1[6]；通过硝酸盐、碳酸盐、氯离子改性的砾石对PFOS的去除率高达99.7%[7]。人工湿地因低能耗、低成本，广泛应用于污水处理，通过湿地系统中植物吸收富集、填料吸附截留和微生物降解作用，不仅可以去除氮磷等营养盐物质，还可以去除金属离子、新兴污染物[8-9]。CHEN等[10]研究表明，人工湿地对水体中PFOA和PFOS的去除率分别为77%~82%和90%~95%。
铝污泥是给水处理过程中的副产品，在给水厂中大量产生，其含有大量的铝和聚合物，可以吸附污染物[11]，将铝污泥与沸石、钢渣等材料混合烧制成颗粒状填料，可改善填料的理化性质，提升污染物的吸附性能[12]。将改性后的铝污泥填料应用于人工湿地中，其含有的铝、铁等元素可强化湿地的吸附、沉淀作用，而且有利于系统内部微生物的生长附着和植物根系的穿透[13]。
目前，铝污泥人工湿地对含氟水体的净化效果研究较少。本文基于前期的研究成果[13-14]，以普通人工湿地为对照，将铝污泥填料置于人工湿地装置内，构建铝污泥人工湿地，通过动态实验探究了其对复合污染水体中C、N、P和PFOS的去除效果，以期为人工湿地在生态修复工程中的应用提供参考。
1. 材料与方法
1.1 人工湿地装置构建
采用PVC塑料制作长100 cm、宽为50 cm、高为50 cm的长方体，构建人工湿地装置，距离顶部和底部3 cm处分别设计进水口和出水口。距离装置顶部0~5 cm处铺设细砂石(粒径0~5 mm)，5~20 cm处铺设沸石(粒径6~12 mm)，20~40 cm处铺设砾石(粒径6~12 mm)和铝污泥(粒径20~30 mm)(体积比为3∶1)，40~60 cm处铺设陶粒(粒径6~12 mm)，构成铝污泥人工湿地；与此结构完全相同，但在20~40 cm层不加铝污泥颗粒，作为普通人工湿地。根据前期研究[14]，挺水植物芦苇对PFCs具有较强耐受能力，所以选取预培养期生长状态良好的芦苇，种植于填料顶部，每个装置种植4株。实验共构建4个铝污泥人工湿地装置和1个普通人工湿地装置。
从给水厂获取铝污泥，主要成分为 Al2O3，质量比为39.45%~46.32%，在铝污泥中加入加致孔剂，脱水后与沸石混合，加入黏结剂，放入造粒机造粒，粒径为20~30 mm，将颗粒烘干(105~120 ℃)、焙烧(500~600 ℃)，形成铝污泥填料。铝污泥填料体积密度为1.11g·cm−1，孔隙率为39%~44%，比表面积为23.5~37.9 m2·g−1。
1.2 实验设计与运行
采用人工配制模拟废水，分别用葡萄糖、腐殖酸钠、氯化铵、硝酸钾、磷酸二氢钾模拟耗氧有机污染物、NH3-N、TN和TP，正常运行阶段，耗氧有机污染物(以COD计)的质量浓度为(58.54±4.72) mg·L−1，NH3-N质量浓度为(7.25±0.74) mg·L−1，TN质量浓度为(18.42±0.37) mg·L−1，TP质量浓度为(1.44±0.63) mg·L−1；设置4个PFOS质量浓度梯度，向水体中投加PFOS标液，调节初始质量浓度分别为0、1、250、5 000 µg·L−1。
采用自然富集培养、连续流的方式挂膜，在模拟废水中投加葡萄糖补充碳源，加速生物膜的培养。系统启动阶段每3 d取1次出水水样进行检测，21 d后各污染物削减率趋于稳定，视为挂膜成功。挂膜成功后，进入正常运行阶段，运行40 d，人工湿地采用周期间歇进水方式，水力停留时间设置为48 h，实验期间每2 d收集1次水样。每个进水条件收集3组实验水样，测试时每个样品进行2次测定。实验期间，观察植物生长情况，实验结束后，采取植物样品，洗净后存储，以测定植物根、茎、叶中污染物的含量。
1.3 检测与分析方法
湿地系统pH、DO、ORP等物理指标采用HQ40d便携式多参数水质分析仪测定；水体中COD、NH3-N、TN、TP等污染物质量浓度参照据《水和废水监测分析方法 (第四版)》进行测定；水体中PFOS质量浓度参照WANG等[15]的方法，按照固相萃取、洗脱、氮吹步骤进行处理测定。植物样品采集后，用去离子水洗净，在105 ℃下杀青20 min，70 ℃下烘干72 h，称取干重，粉碎后过筛保存。植物中N元素含量采用靛酚蓝比色法测定，P元素含量采用钼锑抗比色法测定。采用excel 2003和SPSS18分析处理数据，采用origin 2019绘制图表。
2. 结果与分析
2.1 不同PFOS质量浓度对C/N/P去除的影响
在不同PFOS质量浓度下，铝污泥人工湿地中各污染物的质量浓度变化如图1所示。系统运行前期，出水中各污染物质量浓度波动较大且偏高。这是因为实验开始时，植物根系仍处于生长阶段，尚未发育成熟的根系上附着的微生物较少，并且基质表面的微生物膜较薄，一定程序上影响污染物的吸收效果。COD值变化如图1(a)所示。由图1(a)可以看出，前24 d，COD值波动较大，后期出水浓度趋于稳定。由表1可以看出，当PFOS质量浓度为1 µg·L−1时，出水COD值与对照组几乎没有差异，去除率约为(62.11±2.48)%；当PFOS由250 µg·L−1增加至5 000 µg·L−1时，出水COD值显著增大，去除率由(52.47±2.21)%降至(43.62±2.18)%。
图 1 不同PFOS质量浓度下C、N、P的质量浓度变化Figure 1. Changes of C, N and P concentrations at different PFOS concentrations由图1(b)和图1(c)可以看出，NH3-N与TN质量浓度整体上呈现相同的变化趋势。当PFOS质量浓度为1 µg·L−1时，NH3-N、TN出水质量浓度与对照组无显著差异，分别为2.29 mg·L−1和5.08 mg·L−1；PFOS质量浓度增加至250 µg·L−1时，NH3-N和TN的出水质量浓度分别稳定在2.93 mg·L−1和6.30 mg·L−1，去除率分别为(59.58±2.56)%和(65.79±1.87)%；PFOS增加至5 000 µg·L−1时，与对照组相比，NH3-N和TN的去除率分别下降(15.91±2.29)%和(16.12±1.82)%。
与COD、NH3-N和TN相比，湿地出水TP波动幅度较小，且18 d后出水质量浓度基本稳定。由图1(d)可见，PFOS质量浓度为250 µg·L−1时，TP出水质量浓度为0.45 mg·L−1，仍满足一级A标准，但是当质量浓度增大至5 000 µg·L−1时，TP出水质量浓度为0.55 mg·L−1，超出一级A标准范围，与对照组相比，TP去除率降幅约为(10.18±1.22)%。
表 1 不同PFOS质量浓度下C、N、P的去除率Table 1. Removal rates of C, N and P at different mass concentrations of PFOSPFOS质量浓度/(µg·L−1) COD/% 氨氮/% TN/% TP/% 0 62.11±2.48 67.43±2.33 73.57±2.78 72.35±0.95 1 60.15±1.92 68.64±1.85 72.41±2.04 71.33±1.22 250 52.47±2.21 59.58±2.56 65.79±1.87 68.68±1.47 5 000 43.62±2.18 51.52±2.01 57.45±1.77 62.17±1.49 | Show Table
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2.2 2种人工湿地对C、N、P去除效果的对比
当PFOS达到250 µg·L−1时，铝污泥人工湿地对营养盐的去除受到抑制，所以选取此质量浓度进行普通人工湿地与铝污泥人工湿地的对比实验，同时设计对照组即无PFOS的进水条件进行实验探究。图中P0、P1分别代表普通人工湿地在进水无PFOS和有PFOS的实验工况，L0、L1分别代表铝污泥人工湿地在进水无PFOS和有PFOS的实验工况。
实验周期内，各湿地出水情况如图2所示。各污染物总体呈现先快速下降后趋于稳定的趋势，PFOS存在的情况下，两湿地出水COD、NH3-N、TN质量浓度运行24 d后趋于稳定，TP质量浓度在第18 天达到稳定，污染物波动时间比无PFOS稍长，并且出水质量浓度均高于对照组。由表2可见，铝污泥人工湿地L1对COD、NH3-N、TN和TP的去除率分别为(52.47±2.21)%、(59.58±2.56)%、(65.79±1.87)%和(68.68±1.47)%，与对照组L0相比，对TP去除的降幅最小，仅为(3.67±1.21)%，对COD去除降幅最大，约为(9.64±2.35)%，对氨氮和TN的去除降幅在8%左右。普通人工湿地P1对COD、NH3-N、TN和TP的去除率分别为(42.57±1.87)%、(52.35±1.51)%、(57.02±3.02)%和(59.25±1.84)%，与对照组相比，去除率分别下降了(10.71±2.00)%、(11.9±1.88)%、(10.46±2.45)%和(6.73±1.71)%，降幅均大于铝污泥人工湿地。
图 2 不同人工湿地水体中C、N、P的质量浓度变化Figure 2. Changes of C, N and P concentrations in different constructed wetlands表 2 不同人工湿地对C、N、P的去除率Table 2. Removal rates of C, N and P by different constructed wetlands% 工况 COD 氨氮 TN TP P0 53.28±2.14 64.25±2.25 67.48±1.88 65.98±1.58 P1 42.57±1.87 52.35±1.51 57.02±3.02 59.25±1.84 L0 62.11±2.48 67.43±2.33 73.57±2.78 72.35±0.95 L1 52.47±2.21 59.58±2.56 65.79±1.87 68.68±1.47 | Show TableDownLoad:
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为了解各湿地系统污染物去除的差异性，对系统各介质中氮磷的含量进行测量计算，当湿地pH>8时，系统易发生氨挥发现象[16]，本实验中进出水pH在7.2~7.8内波动，因此氨挥发可忽略不计，氮磷主要通过植物吸收、填料吸附和微生物作用去除。测定植物中N、P含量后，用投加总量减去水体中剩余量，再减去植物中含量，即可得通过填料吸附和微生物作用去除的部分。由图3所示，总体而言，植物体内N含量占比较小，P含量占比较大。无PFOS时，普通人工湿地水体中含(31.17±1.25) g N、(2.64±0.18) g P，植物含(13.48±0.27) g N， (2.32±0.10) g P，被填料吸附和微生物降解的N为(43.78±1.84) g，P为(1.95±0.07) g；进水中加入PFOS后，水体中N、P含量分别增加(4.30±1.34) g、(0.44±0.15) g，植物中N含量增加(4.49±0.54) g、P含量减少(0.07±0.01) g。铝污泥人工湿地中，除植物中P含量在加入PFOS后有所增加外，其余含量变化趋势与普通人工湿地相似。根据含量占比，分析计算出各介质对N、P的去除贡献率如表3所示。
图 3 不同人工湿地C、N、P的含量分布情况Figure 3. Weight distribution of C, N and P in different constructed wetlands表 3 各介质对N、P的去除贡献率Table 3. Contribution rate of each part to N and P removal% 污染物种类 植物 微生物降解+填料吸附 N P N P 普通人工湿地 C、N、P 23.54 54.33 76.46 45.67 C、N、P、PFOS 33.93 58.75 66.07 41.25 铝污泥人工湿地 C、N、P 20.88 36.79 79.12 63.21 C、N、P、PFOS 25.57 39.64 74.43 60.36 | Show TableDownLoad:
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2.3 人工湿地对PFOS的去除效果
在初始质量浓度为250 µg·L−1时，铝污泥人工湿地对PFOS的去除率为(73.24±2.56)%，比普通人工湿地高(11.99±1.91)%。初始质量浓度为1 µg·L−1时，铝污泥人工湿地对PFOS去除效果最好，去除率高达(84.33±1.25)%，随着质量浓度增加至500 µg·L−1、5 000 µg·L−1，PFOS的去除率分别下降至(11.09±1.91)%和(18.99±1.77)%。
现有研究表明，PFOS具有高度稳定性，难以被微生物降解[17]，在人工湿地系统中，PFOS通过植物吸收和填料吸附作用得以去除。通过测定水体、植物中PFOS的含量，得出PFOS在湿地系统中的分布如图4所示。2个湿地系统中PFOS在植物中的含量占比均小于填料。初始质量浓度为1 µg·L−1时，铝污泥人工湿地植物中PFOS总质量(1.72±0.10) µg，占比为(35.81±1.44)%，分别比质量浓度为250 µg·L−1和5 000 µg·L−1时高出(19.67±1.08)%和(22.94±0.99)%，填料中总质量(2.27±0.11) µg，占比为(47.32±1.53)%，分别比质量浓度为250 µg·L−1和5000 µg·L−1时低(8.91±1.40)%和(4.79±1.28)%。
图 4 不同人工湿地PFOS的质量分布情况Figure 4. Weight distribution of PFOS in different constructed wetlands3. 讨论
3.1 PFOS对C、N、P去除的影响
人工湿地对富营养化水体具有较好的净化效果，但在一定质量浓度PFOS的胁迫下，C、N、P的净化能力均受到抑制作用。由表1可见，在较低质量浓度的PFOS下，C、N、P的去除几乎不受影响，但当PFOS质量浓度达到5 000 µg·L−1时，与无PFOS相比，铝污泥人工湿地对COD、氨氮、TN、TP的去除率分别降低了(18.49±2.13)%、(15.91±2.29)%、(16.12±1.82)%和(10.18±1.22)%。随着初始PFOS质量浓度的增大，湿地对营养盐去除效果的降幅逐渐增大。这主要归因于以下2点：一方面，全氟化合物具有一定毒性，高质量浓度的PFOS会破坏湿地系统中微生物活性和群落结构，BAO等[18]研究表明，水体中PFOS含量与细菌丰度和多样性呈负相关性，当全氟化合物质量浓度达到200 µg·L−1时，硝化作用就会受到明显的抑制[19]；另一方面，PFOS是一种顽固性表面活性剂，当大量的表面活性剂吸附在填料表面时，会阻碍微生物群落与水体中污染物的接触[20]。从各污染物降幅可以看出，NH3-N和COD的降幅较大，TP的降幅最小，这是因为磷的去除对微生物的依赖较小，主要通过铝污泥的离子交换、絮凝沉淀作用。
3.2 氮磷在人工湿地系统中的分布
当进水中不含PFOS时，普通人工湿地中植物对N的去除贡献率为23.54%，与LI等[21]的研究结果相似。而KEIZER-VLEK等[22]的研究表明，植物对TN的去除贡献率高达74%。这可能是因为本研究中TN进水质量浓度(18 mg·L−1)远高于KEIZER-VLEK的研究结果(4 mg·L−1)。一般而言，进水中营养盐的浓度越低，植物对去除的贡献率越高。植物对P的去除贡献率超过50%，可见植物吸收是湿地中磷去除的主要途径，这与KYAMBADD等[23]研究结果一致。铝污泥人工湿地中填料吸附和微生物的作用对氮磷的贡献均大于普通人工湿地。这是因为铝污泥可以通过络合、静电、离子交换等作用强化对磷的固定[24-25]，此外，铝污泥湿地系统pH较大，水体中增多的OH−易与NH4+进行中和反应。
在PFOS的胁迫作用下，湿地系统各介质中N、P分布发生了变化。与无PFOS相比，进水中含有250 µg·L−1 PFOS时，水体中N、P占比增大，相应的，湿地对营养盐的去除率下降；植物对氮磷的去除贡献均有所上升，表明PFOS对湿地系统中微生物的影响较大，而植物可以富集全氟化合物[26]，从而减少PFOS的胁迫作用。人工湿地中植物对氮磷去除贡献率分别增加10.40%和4.17%，铝污泥人工湿地仅为4.69%和2.86%。这表明铝污泥人工湿地系统中填料吸附和微生物作用更具有稳定性，与磷去除率降幅小于氮相一致。
3.3 人工湿地对PFOS的去除效果
湿地在去除营养盐的同时，对PFOS也具有一定的去除效果。在进水PFOS为250 µg·L−1的条件下，铝污泥人工湿地对PFOS的去除率为(73.24±2.56)%，去除效果优于普通人工湿地，此时湿地系统pH为7.36，小于铝污泥的等电点[27]，铝污泥表面正电荷易于与水体中呈阴离子形态的PFOS相结合。
PFOS在两种湿地系统中分布有所不同。2种人工湿地中填料吸附占比分别为(56.23±1.27)%和(40.28±2.55)%，均大于植物占比。表明在此系统中，填料吸附发挥主要去除作用。这与QIAO等的研究结果相似[28]。填料吸附PFOS是一个物理过程，其吸附速率高于植物吸收[29]；此外，系统中填料量大于植物量，也会造成填料吸附对去除PFOS贡献率增大。铝污泥人工湿地中填料贡献率比普通人工湿地高14.64%，与铝污泥的絮凝特性、表面所带正电荷有关[30]。
在不同初始PFOS质量浓度下，PFOS在铝污泥人工湿地各介质中分布有所差异。如图4所示，随着初始PFOS质量浓度的增加，铝污泥人工湿地对PFOS的去除能力下降，PFOS在水体中的分布逐渐增大。与低质量浓度相比，PFOS在植物中的占比逐渐减小，并且对PFOS去除的贡献率下降20.45%~22.77%，表明植物虽然可以富集全氟化合物，但需要控制在其积累和耐受能力范围之内。
4. 结论
1)低质量浓度PFOS作用下，铝污泥人工湿地对营养盐的去除效果几乎不受影响，随着PFOS初始质量浓度增加至5 000 µg·L−1，C、N、P的去除率分别下降了(18.49±2.13)%、 (16.12±1.82)%和(10.18±1.22)%。
2)在PFOS胁迫下，普通人工湿地和铝污泥人工湿地中COD、NH3-N、TN和TP的去除效果均有所降低，铝污泥人工湿地对COD、NH3-N、TN和TP的去除降幅分别比普通人工湿地低出(9.90±0.35)%、(7.23±2.04)%、(8.77±2.45)%和(9.43±1.66)%。
3)与普通人工湿地相比，铝污泥人工湿地对PFOS的去除率高出8.46%，其中填料吸附贡献率为(56.23±1.27)%，并且随着PFOS初始质量浓度的增大，植物富集作用逐渐减弱。
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图 3 不同菌液与淀粉比例下的存活率及芽孢率
Figure 3. Bacteria survival rate and spore rate under different ratios of bacterial liquid to starch
图 6 将微生物小球室温下失水后得到的固态菌剂Q
Figure 6. Solid agent Q obtained by dehydration of microbial balls under room temperature
图 7 3种制备菌剂的存活率随时间的变化
Figure 7. Changes of the survival rate of the three preparation agents over time
图 8 菌剂D、Q在不同保存温度下的存活率
Figure 8. Survival rate of bactericidal agent D and Q at different storage temperatures
图 9 堆肥过程中温度和有机质的变化
Figure 9. Changes of temperature and organic matter during composting
图 10 堆肥过程中DOM的三维荧光图
Figure 10. Three-dimensional fluorescence of DOM during composting
表 1 设计因素编码与水平
Table 1. Design factor coding and level
水平 因素 A B C −1 8% 2% 0.010% 0 10% 2.5% 0.015% 1 12% 3% 0.020% 注：A为乳糖的质量分数；B为甘露醇的质量分数；C为硫代硫酸钠的质量分数。
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表 2 响应面优化设计及实验结果
Table 2. Response surface optimization design and experimental results
分组 因素 活菌存活率 A B C 1 12% 2.5% 0.020% (79.86±0.06)% 2 10% 2% 0.020% (84.20±0.02)% 3 12% 2.5% 0.010% (89.90±0.13)% 4 10% 2.5% 0.015% (90.56±0.02)% 5 12% 3% 0.015% (89.60±0.06)% 6 8% 2.5% 0.020% (78.50±1.04)% 7 8% 2% 0.015% (78.69±0.13)% 8 10% 2% 0.010% (83.50±0.09)% 9 10% 2.5% 0.015% (89.60±0.12)% 10 10% 2.5% 0.015% (91.60±0.04)% 11 10% 3% 0.010% (84.20±0.26)% 12 8% 3% 0.015% (75.90±0.11)% 13 10% 2.5% 0.015% (89.14±0.02)% 14 10% 3% 0.020% (79.50±0.14)% 15 10% 2.5% 0.015% (88.90±0.06)% 16 8% 2.5% 0.010% (77.21±0.08)% 17 12% 2% 0.015% (81.50±0.27)% 注：A为乳糖的质量分数；B为甘露醇的质量分数；C为硫代硫酸钠的质量分数。
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表 3 回归方程的方差分析表
Table 3. Analysis of variance table for regression equation
因素及误差 变差平方和 自由度 均方 F Pr> F 显著性 A(乳糖) 116.74 1 116.74 42.15 0.000 3 + B(甘露醇) 0.21 1 0.21 0.077 0.788 8 C(Na2S2O3) 20.32 1 20.32 7.34 0.030 3 + AB 29.65 1 29.65 10.71 0.013 6 + AC 32.09 1 32.09 11.59 0.011 4 + BC 7.29 1 7.29 2.63 0.148 7 A2 105.68 1 105.68 38.16 0.000 5 + B2 52.39 1 52.39 18.92 0.003 4 + C2 54.04 1 54.04 19.51 0.003 1 + 模型 442.38 9 49.15 17.75 0.000 5 + 残差 19.39 7 2.77 失拟误差 14.41 3 4.80 3.86 0.112 4 纯误差 4.98 4 1.24 − 注: Pr > F表明无显著影响的概率。“+”为显著相关。
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表 4 自制微生物菌剂性能与国家标准的对比
Table 4. Comparison of self-made microbial agents and national standards
菌剂类型或国家标准 有效活菌数/(cfu·g−1) 霉菌杂菌数/(cfu·g−1) 水分 细度 pH 保证期 农用微生物菌剂国家标准（粉剂）（GB 20287-2006） ≥2×108 3.0×106 ≤35% ≥80% 5.5~8.5 6个月 自制微生物菌剂D ≥1.7×1010 0 6.25% 合格 6.66±0.02 − 自制微生物菌剂Q ≥3×109 0 ≤15% 合格 6.98±0.08 −
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表 5 三维荧光各区域DOM含量变化
Table 5. Change of DOM content in each region of three-dimensional fluorescence
处理组 堆肥时期 各DOM区域组分含量 区域Ⅰ 区域Ⅱ 区域Ⅲ 区域Ⅳ 区域Ⅴ CK 0 3.27% 10.33% 5.84% 38.21% 30.37% 第7天 0.51% 3.37% 7.02% 19.98% 70.32% 第35天 约为0 0.92% 6.79% 13.67% 80.43% PF 0 5.47% 12.66% 6.86% 41.85% 33.16% 第7天 0.54% 3.21% 6.53% 20.55% 70.51% 第35天 约为0 0.34% 6.27% 12.97% 82.53% GF 0 3.54% 11.54% 6.47% 43.17% 33.81% 第7天 0.36% 2.57% 6.32% 18.59% 73.82% 第35天 约为0 约为0 5.92% 13.20% 83.18%
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