基于污水處理廠尾水深度凈化的漂浮植物生態治理工程模式比較研究

徐寸發，劉曉利*，聞學政，孫麗，宋偉，張迎穎，劉海琴，張志勇**

1.江蘇省農業科學院農業資源與環境研究所，江蘇 南京 210014；2.江蘇省農業科學院中心實驗室，江蘇 南京 210014；3.中國科學院南京土壤研究所，江蘇 南京 210008；4.農業農村部長江下游平原農業環境重點實驗室，江蘇 南京 210014；5.無錫市濱湖區水利局，江蘇 無錫 214071

隨著我國城鎮污水處理廠建設力度加大，其尾水排放量日益增大。由于用地、投資運行資金等因素制約，現階段我國大多數城鎮污水處理廠尾水是通過地表徑流直接排入就近河流等受納水體（趙聯芳等，2015）。然而，污水處理廠尾水即使執行《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB 18918—2002）一級A標準（TN質量濃度15.0 mg·L-1、TP質量濃度 0.5 mg·L-1）排放，尾水中氮、磷的質量濃度仍明顯高于《地表水環境質量標準》（GB 3838—2002）中的V類標準，其也會對水環境造成二次污染，需進一步的深度處理，以實現尾水回用、減緩水體污染和水資源短缺等目標（徐臘梅等，2010；Bertin et al.，2009）。因此，為減輕污水處理廠尾水排放對地表水造成的污染，在尾水排入受納水體前進行深度處理以削減或攔截尾水氮、磷等污染物是最為理想的方法。

目前，污水處理廠尾水深度處理常采用活性炭吸附、混凝、沉淀、生物膜等物理、化學、生物法（馮欣欣等，2015；常會慶等，2015；段田莉等，2017），然而這些方法在應用過程中存在投資運行成本高、二次污染、凈化效果不大理想等缺陷而制約其廣泛應用。因此，尋求低成本、高效果的污水處理廠尾水深度處理工藝尤其重要。水生植物生態修復技術是一種典型的生態處理技術，兼具太陽驅動、環境友好、投資運行成本低廉、可資源化利用等優勢，有較強的污染物處理能力和環境、經濟、生態效益，已廣泛用于各種污水處理（Batty et al.，2013；Wang et al.，2013；Qin et al.，2016）。吳丹等（2015）研究圓幣草（Hydrocotyle verticillata）、大聚藻（Myriophyllum aquaticum）、苦草[Vallisneria natans(Lour.)Hara]、黃菖蒲（Iris pseudacorus）等水生植物對污水處理廠尾水的凈化效果，發現圓幣草和大聚藻提升尾水水質效果更明顯；劉海琴等（2018）通過模擬實驗比較鳳眼蓮（Eichhornia crassipes）、水浮蓮（Pistia stratiotes）、輪葉黑藻（Hydrilla verticillata）和黃菖蒲（Iris pseudacorus）4種水生植物對同一村鎮生活污水處理廠尾水的處理效果，得出鳳眼蓮和輪葉黑藻是深度凈化生活污水處理廠尾水的優勢種群；岑璐瑤等（2019）研究不同季節蘆葦（Phragmites communis）、風車草（Cyperus alternifolius）、美人蕉（Canna indica）、絲帶草（Phalaris arundinacea）和菖蒲（Acorus calamus）處理污水處理廠尾水，結果顯示五種水生植物對尾水水質凈化效果因季節變化而變化。綜合文獻報道得知，不同水生植物對污水處理廠尾水中氮、磷等污染物的去除能力有差異，不同生長環境也影響水生植物對尾水的凈化作用。同時，水生植物深度凈化污水處理廠尾水的研究多集中于室內模擬或室外小試為主的研究，缺乏規?；こ讨卫淼南嚓P研究，尤其是工程模式方面的探索，比如工程規模配置、水生植物、種養方式等方面的差異對尾水水質改善的影響。此外，筆者所在團隊前期一直致力于水生植物生態修復各種污染水體的技術研究，尤其是針對漂浮植物的研究取得重要成果，以水葫蘆（Eichhornia crassipes）和水浮蓮（Pistia stratiotes）為主，已形成漂浮植物“安全控養-機械化收獲、加工處置-資源化利用”的成套工程技術體系。因此，本文以規模化構建的單一種養水葫蘆，水葫蘆、水浮蓮組合種養兩種三級串聯凈化塘生態治理工程模式深度凈化城鎮污水處理廠尾水為研究內容，探索不同治理工程模式對尾水的凈化效果，以期獲得更優的尾水生態治理工程模式及相關工程參數，并為后續尾水治理提供相關的理論與實踐依據。

1 材料與方法

1.1 污水處理廠尾水生態治理工程建設

污水處理廠尾水源自南京市高淳區東壩鎮（31°17′28.0″N，119°02′29.3″E）污水處理廠。該污水處理廠采用 A2O工藝處理東壩鎮及附近的生活污水，日接納污水能力為2000 t，尾水執行《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB 18918—2002）一級 A標準排放。試驗期間日均處理生活污水1024.5 t。

生態治理工程建設：2015年2—4月利用南京市高淳區東壩鎮污水處理廠北側旁閑置土地構建凈化塘，并鋪設污水處理廠尾水進水管道；凈化塘由三級串聯方式組成，總面積8400 m2，總有效容積7500 m3；各級凈化塘長度均為105 m，深度均為1.2 m，一級凈化塘寬度為25 m，二級、三級凈化塘寬度均為27.5 m（圖1），在一級凈化塘進水口處和三級凈化塘出水口處分別安裝巴歇爾槽流量計；各級凈化塘之間采用夯土或防水土工布方式隔開，底部和岸堤均鋪設防水布防止滲漏，出水口設置溢流堰使水深維持1 m。2015年5月底正式持續接入污水處理廠尾水，并于6月初按最佳初始投放量0.60 kg·m-2（張志勇等，2010）的方式投放水葫蘆種苗于凈化塘進行擴繁，形成單一種養水葫蘆三級串聯凈化塘生態治理工程模式（簡稱單一種養水葫蘆模式），該模式漂浮植物覆蓋凈化塘水面比例為100%。根據團隊前期研究的結果發現，11月后水葫蘆生長速率緩慢甚至停滯生長，對水質改善作用小。因此，待水葫蘆三級串聯凈化塘運行一個月后，即6月30日正式開始試驗，11月結束，試驗結束后及時打撈全部水葫蘆上岸進行粉碎-脫水-堆肥處置。由于 2015年試驗期間三級和二級凈化塘水質差異不明顯，2016年變更生態治理工程設計，但凈化塘仍采用三級串聯方式組成。工程設計變更包括：一是增選了漂浮植物水浮蓮；二是縮小凈化塘總面積至5355 m2，用防水土工布將原有二級凈化塘分隔為等面積的二級、三級凈化塘，并在各級凈化塘內設置若干單元間斷式種養漂浮植物。其中，一級凈化塘內設4個種養單元，長和寬分別為25 m和22 m，種養單元間隔約4 m，二級和三級凈化塘內分別各設2個，長和寬分別為43 m和13 m，種養單元間隔約8 m（圖2）。同年6月初按 0.60 kg·m-2交替投放水葫蘆和水浮蓮種苗于種養單元擴繁，形成水葫蘆、水浮蓮組合種養三級串聯凈化塘生態治理工程模式（簡稱水葫蘆、水浮蓮組合種養模式），該模式下漂浮植物覆蓋凈化塘水面比例為80%，其他同2015年一致。

圖1 2015年凈化塘示意圖Fig.1 The schematic diagram of purification pond in 2015

圖2 2016年凈化塘示意圖Fig.2 The schematic diagram of purification pond in 2016

1.2 樣品采集與處理

圖3 漂浮植物單位面積生物量和總生物量變化Fig.3 Changes of per unit area biomass and total biomass of floating plant

整個凈化塘內2015年設4個水體采樣點（W1—W4）和9個植物采樣點（P1—P9），如圖 1所示；2016年設 4個水體采樣點（W1—W4）和 12個植物采樣點（H1—H12），如圖2所示。試驗期內，每隔7天于上午09:00—11:00采集水樣，帶回實驗室及時測定水體總氮（TN）、銨態氮（NH4+-N）、硝態氮（NO3--N）、可溶性磷酸鹽（PO43--）和總磷（TP）質量濃度，并現場測定凈化塘水體pH和DO質量濃度，同時，每隔15天現場測定植物采樣點單位面積植物生物量（鮮質量）。2016年 6—7月連續暴雨天氣，污水處理廠被淹，因搶修而停止運行，導致當年7月的試驗數據缺失。

1.3 分析方法與數據處理

現場利用YSI測定凈化塘水體pH值和DO質量濃度，水體TN、NH4+-N、NO3--N、PO43-和TP質量濃度則利用德國 SEAL AA3連續流動分析儀測定（夏倩等，2012）。漂浮植物單位面積生物量（鮮重）測定：將1 m2內的植株從水中撈起放在篩網上，直至無滴水時稱重而得。

各采樣點采集3個樣品重復測定，最后試驗數據結果用平均值±標準偏差表示，數據統計分析應用Excel 2003和SPSS 20.0軟件處理，采用單因素方差分析，LSD檢驗2種生態治理工程模式下凈化塘內相關指標的顯著性差異，設置P＜0.05為顯著性差異，作圖使用Origin 8.0軟件。

2 結果與分析

2.1 兩種不同治理模式下漂浮植物生物量變化

如圖3所示，兩種不同治理模式下漂浮植物單位面積生物量與總生物產量整體呈上升趨勢。2015年采用單一種養水葫蘆模式時，一級和二級、三級凈化塘內漂浮植物單位面積平均生物量均存在顯著性差異（P＜0.05），其平均生物量分別為 25.95 kg·m-2和 18.45 kg·m-2、13.94 kg·m-2；10 月時，一級凈化塘漂浮植物單位面積生物量高達 31.71 kg·m-2，約是初始投放量的53倍，總生物量也高到191.0 t。與2015年相比，2016年采用水葫蘆、水浮蓮組合種養模式時，各級凈化塘內漂浮植物單位面積生物量差異不顯著（P＞0.05），但漂浮植物生長速率更大；同時，由于試驗初期連續暴雨天氣、凈化塘規模縮小及水浮蓮組織密度低于水葫蘆等原因導致漂浮植物單位面積生物量與生物總產量明顯低于2015年（P＜0.05），漂浮植物最高單位面積生物量和總生物量分別僅有23.35 kg·m-2和90.44 t。

2.2 兩種不同治理模式下尾水凈化效果

2.2.1 尾水pH和DO變化

如圖4a所示，2015年采用單一種養水葫蘆模式時，7—11月尾水進水pH值在7.55—8.63之間變化，均值為7.94，凈化塘內水體pH值在7.08—8.09之間，均值為7.52，略低于進水pH值，凈化塘水體pH值也無顯著性差異（P＞0.05）；2016年采用水葫蘆、水浮蓮組合種養模式時，8—11月進水pH值低于2015年同期，進水pH值仍是高于各級凈化塘內水體，其中進水pH值在7.40—7.85之間，均值為7.59，凈化塘水體pH值在6.87—7.44之間（均值為7.20）。同時，從圖4b可看出，進水DO質量濃度均顯著高于凈化塘（P＜0.05），各級凈化塘DO質量濃度差異較?。≒＞0.05）；2015年7—11月凈化塘水體 DO質量濃度在 1.87—5.30 mg·L-1之間，均值為 3.64 mg·L-1，顯著低于 2016年8—11月凈化塘水體DO質量濃度（在3.56—8.17 mg·L-1之間，均值 5.60 mg·L-1）（P＜0.05），這可能是因為2015年漂浮植物100%覆蓋水面，高于2016年80%的覆蓋度。因此，可以得知兩種不同治理模式均降低了尾水pH值和DO質量濃度。

2.2.2 尾水氮、磷濃度變化

尾水氮、磷污染物指標變化如圖5所示，試驗期內污水處理廠尾水TN、NH4+-N、NO3--N、PO43--和TP質量濃度均呈明顯降低趨勢。2015年7—11月尾水TN去除率在54.01%—84.73%之間，平均為71.06%；尾水 TN平均質量濃度由進水的 10.62 mg·L-1降至出水的 3.07 mg·L-1，其中出水 TN 最低質量濃度為 2.27 mg·L-1，已接近地表水 V類水標準。2016年8—11月尾水TN去除率則高達88.72%—91.39%，平均為90.37%，高于2015年，但不存在顯著性差異（P＞0.05），尾水TN平均質量濃度則是由進水的 13.13 mg·L-1降至出水的 1.26 mg·L-1，出水已優于地表水Ⅳ類水標準。由此可見，水葫蘆、水浮蓮組合種養模式對尾水TN去除效果明顯優于單一種養水葫蘆模式。同時，兩種不同治理模式對尾水NH4+-N、NO3--N也具有較好的凈化效果，但是兩種模式之間對其的去除效果均無顯著性差異（P＞0.05），2015年和2016年試驗期內尾水NO3--N平均去除率分別為71.75%和94.34%，均高于NH4+-N平均去除率（58.15%和53.41%）。

兩種不同治理模式對尾水中TP和PO43--也表現出較好去除效果。其中，2015年 7—11月尾水 TP去除率為43.88%—84.99%，平均為68.42%，TP平均質量濃度由進水的 0.43 mg·L-1降至出水的 0.12 mg·L-1，出水已優于地表水V類標準；同年8月尾水 TP去除率最高，出水 TP質量濃度低至 0.06 mg·L-1。2016年8—11月尾水TP去除率在59.73%—79.60%之間，平均為70.53%，與 2015年的去除效果差異不顯著（P＞0.05），出水TP平均質量濃度也低至0.12 mg·L-1。同時，2015年生態治理工程對尾水中PO43-的平均去除率為72.50%略低于2016年的78.25%，但其間并無顯著性差異（P＞0.05）。因此，說明相比單一種養水葫蘆模式，水葫蘆、水浮蓮組合種養模式并未明顯提高尾水磷素的去除效果。

2.3 兩種不同治理模式的效能比較分析

圖4 尾水pH和DO變化Fig.4 Changes of pH and DO in tail water

圖5 尾水TN、NH4+-N、NO3--N、PO43--和TP濃度變化Fig.5 Changes of TN, NH4+-N, NO3--N, PO43- and TP in tail water

根據生態治理工程實踐情況，從以下幾方面比較分析單一種養水葫蘆模式和水葫蘆、水浮蓮組合種養模式的效能。一是尾水氮、磷削減方面，兩種治理模式均具有較好去除污水處理廠尾水氮、磷的能力，水葫蘆、水浮蓮組合種養模式對尾水TN和TP 平均削減速率分別為 2.27 g·m-2·d-1和 0.05 g·m-2·d-1， 優 于 單 一 種 養 水 葫 蘆 模 式 的 0.92 g·m-2·d-1和 0.03 g·m-2·d-1；依據種養面積和處理尾水量得知每種養8—9 m2水葫蘆即可將1噸一級A標準尾水水質凈化為接近地表Ⅴ類水標準，而每組合種養5—6 m2水葫蘆和水浮蓮則可達到同等甚至更佳的凈化效果。二是生態治理工程規模配置方面，水葫蘆、水浮蓮組合種養模式在節省工程土地使用的基礎上，其對尾水水質提升效果仍好于單一種養水葫蘆模式。三是尾水處理量方面，兩種治理模式均有日處理1000 t污水廠一級A標準尾水的能力，甚至可以日處理更多尾水量，并保證其凈化效果，尤其是水葫蘆、水浮蓮組合種養模式，該模式尾水經一、二級凈化塘后，其TN和TP平均質量濃度已優于地表水V類標準?；谏鲜鲂芊矫娣治?，表明水葫蘆、水浮蓮組合種養模式更適合應用于深度凈化污水處理廠尾水。

3 討論

3.1 生態工程對尾水的凈化作用

本試驗結果顯示，尾水經兩種生態治理工程模式深度凈化后，尾水DO和pH明顯降低，這與王智等（2013）研究發現水葫蘆等漂浮植物可降低水體DO和pH的研究結論一致。2016年采用水葫蘆、水浮蓮組合種養模式時，漂浮植物覆蓋凈化塘水面比例為80%，并未完全阻礙水體自然復氧及浮游藻類的光合作用，所以凈化塘內尾水DO水平明顯高于 2015年的單一種養水葫蘆模式。而凈化塘水體pH降低，這是因為種養水浮蓮、水葫蘆抑制了水中藻類的光合作用，阻止了水體初級生產者對CO2的利用，同時根系的呼吸作用不斷地向水中補充CO2使水體 CO32-含量增加；水葫蘆和水浮蓮通過吸收水中的NH4+-N，在水中留下H+（Giraldo et al.，2002）；另外，也有研究表明根系附著的厭氧微生物的厭氧發酵會產生大量有機酸，根系也會分泌酸性化感物質，這些都會導致水體pH下降（楊紅玉，2006；方云英，2006）。

漂浮植物水葫蘆和水浮蓮均以其顯著的氮、磷去除效果而被應用于污水水體植被修復（Zimmcls et al.，2006；Hanks et al.，2015），其去除水體氮、磷的主要途徑除了自身吸收作用外，還可以促進水體的硝化、反硝化過程加強脫氮（高巖等，2012），以及促進水體顆粒態氮、磷沉降與吸附等其他途徑對水體脫氮除磷。本研究以城鎮污水處理廠一級A標準排放的尾水為凈化對象，尾水中氮、磷大部分以溶解態的營養鹽形式存在，所以該生態治理工程中水葫蘆和水浮蓮對尾水中氮素的去除途徑主要是自身吸收及微生物的硝化、反硝化作用，而對磷素的去除更多是植物自身吸收作用。同時，有研究發現水葫蘆和水浮蓮對水體氮、磷的吸收總量隨著水體氮、磷濃度的升高而逐漸升高（李猛等，2012；劉旻慧等，2017；張志勇等，2010），這與本研究中隨著尾水氮、磷濃度沿水流流程方向降低，漂浮植物對尾水氮、磷削減能力也逐漸隨之減弱的結果基本一致。此外，秦紅杰等（2016）研究發現水葫蘆和水浮蓮組合模式凈化城市黑臭河道水體的效果較單一漂浮植物更佳，這也與本試驗結果類似，即水葫蘆、水浮蓮組合種養模式對污水處理廠尾水深度凈化效果優于單一種養水葫蘆種養模式。雖然水葫蘆、水浮蓮組合種養模式時生態工程占地面積縮小，漂浮植物生物總產量也更少，但其對尾水TN和TP的去除效果更好，尤其是對尾水TN的平均去除率高達90.37%。其主要原因：一是水葫蘆、水浮蓮組合種養模式時，這兩種漂浮植物一直維持較高的生長速率，促進了其對水中氮、磷的吸收；二是水葫蘆對水體氮素的吸收作用大于水浮蓮，對水體磷素的吸收作用小于水浮蓮（Qin et al.，2016），兩者之間對水體氮、磷的削減形成了互補協同作用；三是水葫蘆、水浮蓮組合種養模式時凈化塘尾水DO濃度高于單一種養水葫蘆模式，在較高的DO濃度下，水生植物凈化塘對污水處理效率更高，因為水體中較高的DO濃度可提高系統的氧化性，有利于磷的沉降吸附和化學沉淀，從而促進水體中磷的有效去除（蔡景波等，2007；Song et al.，2007），同時可形成有利于微生物硝化作用和植物吸收硝酸鹽的好氧環境，促進水中氮的去除（任文君等，2011）。

然而，盡管兩種不同治理模式凈化污水處理廠一級A標準尾水效果顯著，但其后續的推廣應用仍具有局限性和適用性。一是土地方面，兩種模式均需要一定工程用地，對于土地資源緊張地區，水葫蘆、水浮蓮組合種養模式較單一種養水葫蘆模式用地更少，更加適合推廣應用；二是尾水處理觀念方面，目前污水處理廠的尾水水質只要達到相應標準即可排放，而大多地區并未強制性要求尾水進入受納水域之前需再進一步深度凈化；三是對水葫蘆和水浮蓮認知方面，作為外來入侵物種，因其驚人的擴繁能力而會導致生態毒害，即使具有極強的凈水能力也會被大多數人擯棄。但結合本研究的結果，兩種治理模式的應用均可達到生態去污和美化環境的雙重效果，而從運行成本、去污能力、水域景觀及后期植物打撈工程量等方面考慮，水葫蘆、水浮蓮組合種養模式更加適用于污水處理廠尾水的深度凈化。

3.2 生態治理工程良性運行的管理建議

綜合 2015—2016年生態治理工程的實踐的效果，筆者對工程運行過程中積累的經驗及存在的問題進行總結和分析，以便為其他類似工程提供參考。首先，水葫蘆和水浮蓮均屬于快速生長繁殖的漂浮水生植物，投放后短期內即可覆蓋試驗水面，所以在植物種群密度達到一定程度后需定期打撈，其主要原因：一是防止水體缺氧、影響其他動植物生長；二是種群密度過大，不利于植物快速擴繁及最大幅度吸收水體氮、磷等污染物；三是打撈植物上岸后，水生植物吸收的氮、磷等污染物完全脫離水體，防止二次污染。其次，應結合尾水處理水量和水質目標，選擇合適的治理模式和工程匹配規模，以期節省污水治理成本。最后，水葫蘆和水浮蓮正常生長期主要在6—11月，11月后植物生長緩慢，甚至可能出現負增長，對水質凈化效果并不明顯，需及時全部打撈上岸，這也導致生態治理工程并不能整年發揮對尾水高效凈化功能，因此，應該在冬春低溫季節考慮種養耐寒的水生植物，如水芹、黑麥草、西伯利亞鳶尾等，以解決生態治理工程季節銜接問題，保證全年度具有較好的尾水處理效果。

4 結論

通過兩種不同生態治理模式深度凈化城鎮污水處理廠尾水效果的試驗結果，可以得出，（1）種養漂浮植物水葫蘆和水浮蓮降低了尾水 pH和 DO水平，尾水氮、磷濃度沿著水流流程方向逐漸降低，明顯地削減了尾水中氮、磷含量。（2）單一種養水葫蘆模式對尾水 TN和 TP平均去除率分別為71.06%和 68.42%，平均削減速率分別為 0.92 g·m-2·d-1和 0.03 g·m-2·d-1；水葫蘆、水浮蓮組合種養模式對尾水TN和TP平均去除率分別為90.37%和 70.53%，平均削減速率分別為 2.27 g·m-2·d-1和0.05 g·m-2·d-1。（3）水葫蘆、水浮蓮組合種養模式在尾水氮、磷削減能力、工程用地、尾水處理量等效能方面均優于單一種養水葫蘆模式，每組合種養5—6 m2即可處理1噸一級A尾水至地表Ⅴ類水標準，更適合應用于深度凈化城鎮污水處理廠尾水。