人工濕地凈化污水處理廠低濃度尾水的效果

李 青 張瓊華 周衛東 朱瑞亭 DZAKPASU Mawuli 熊家晴 王曉昌

(1.西安建筑科技大學環境與市政工程學院, 西安 710055; 2.南京水務集團有限公司, 南京 210000;3.江蘇金陵環境有限公司, 南京 210003)

人工濕地是經過人工設計和工程強化, 由基質、植物、微生物、動物和水體組成的一種模仿天然濕地的復合體[1]。1989年, Hammer[2]首次利用人工濕地對生活污水和工業廢水進行處理, 結果表明去除功效較為理想。1991年, 胡康萍等[3]最先報道了中國第一座白泥坑人工濕地處理系統, 該系統在經濟與技術上的優勢得到充分展現, 也為國內人工濕地技術的發展與革新創造了堅實的基礎。此后, 由于人工濕地具有處理功效好、抗沖擊能力強、生態價值突出和造價低等優勢[4,5], 逐漸在尾水提標中得到更廣泛的推廣運用[6—8]。

通過國內外研究發現[9—13], 水力負荷、水深和水力停留時間是影響濕地系統穩定運轉的3個重要因素, 且適宜提高水力負荷能有效減少系統用地面積, 從而優化濕地系統運行機制。因此針對建設復雜和用地緊張等情況, 高負荷人工濕地的推廣應用需進一步研究與探索。與此同時, 人工濕地研究多以小試、中試為主, 對實際規模人工濕地的凈化效果和運行機理分析探究較少, 一方面是由于尾水中碳源不足導致濕地反硝化效果較差; 另一方面是大型濕地系統長期運行中生物膜積累容易造成濕地系統堵塞, 這些都限制了人工濕地實際工程中的大規模推廣運用。

基于此, 研究構建一種以雙向橫流過濾單元為核心的人工濕地系統, 以污水處理廠實際低濃度尾水為進水, 深入探究該人工濕地系統的凈化效果和濕地系統中基質、植物和微生物群落之間的作用機理, 以期為大型工程人工濕地建設用地緊張、綜合成本高等問題提供一定的理論指導與技術參考。

1 材料與方法

1.1 系統概況

工藝設計該濕地系統進水為南京市江心洲污水處理廠尾水, 采用雙向橫流過濾單元+表流濕地單元組合工藝, 濕地系統及其附屬廊道占地面積為1800 m2, 設計處理水量為1200 m3/d, 水力停留時間約為24h, 雙向橫流過濾單元由7個結構相同的單元并聯而成(2個單元種植美人蕉、2個單元種植花葉蘆竹、3個單元種植再力花), 濕地系統設計參數如表1所示, 平面布置與剖面如圖1所示。

表1 雙向橫流過濾單元設計參數對比Tab.1 Comparison of design parameters for bi-directional cross-flow filter units

系統運行周期2020年11月1日至2021年2月15日為正向啟動時期; 2021年2月15日至2021年5月31日為反向運行時期; 2021年6月1日至2021年9月15日為正向運行時期; 2021年9月16日至2021年10月30日為反向運行時期。

1.2 樣品的采集與分析

水質指標檢驗檢測濕地系統的進、出水,采樣頻率為每周1次, 水質指標測定方法參照《水和廢水監測分析方法》(第4版)。COD采用重鉻酸鉀法測定; TN采用過硫酸鉀-紫外分光光度法測定;-N采用納氏試劑分光光度法測定; TP采用過硫酸鉀消解-鉬酸銨分光光度法測定。

基質生物量分析對不同運行階段(正向進水、過渡階段、反向進水)內雙向橫流過濾單元的進、出水端基質樣品進行采集, 將一定量新鮮基質置于已烘干的坩堝(坩堝重量記為W)中, 在105℃電熱恒溫鼓風干燥箱中干燥24h以上, 在干燥皿中冷卻后稱重, 重量記為W1, 置于馬弗爐中600℃下燃燒6h, 重量記為W2, 最后計算生物量為(W1-W2)/(W1-W), 單位為gVSS/kg填料。

基質截留碳源分析對3組種植不同植物的雙向橫流過濾單元不同運行階段(正向進水、過渡階段、反向進水)內的進、出水端基質樣品進行采集, 采用一定量超純水沖洗基質樣品, 測定沖洗后樣品混合液中多糖、蛋白質含量, 其中蛋白質采用多糖選用蒽酮-硫酸法測定[14], 蛋白質選用Lowry法測定[15]。

微生物群落結構分析對3組種植不同植物的雙向橫流過濾單元不同運行階段(正向進水、反向進水)內進、出水端基質樣品進行采集; 通過OMEGA Soil DNA試劑盒提取基質樣品中微生物DNA; 使用通用細菌16S rRNA的515F和909R(V4—V5區)對提取的DNA進行PCR擴增; 將所有序列讀數聚類到操作分類單位(OTU)(相似性閾值為97.00%)。高通量測序服務由生工生物工程(上海)股份有限公司提供。

植物生物量分析將3種植物從濕地中取出,用一定量超純水進行沖洗, 盡可能將植株上的污漬洗凈, 再用蒸餾水清洗3次, 以保證植株被清洗干凈。最后將清洗干凈的植株的莖葉和根部分開, 用錫箔紙包裹, 做好標記, 放置于烘箱中, 調節至105℃殺青, 之后于80℃條件下放置48h, 直至烘至恒重后稱其干重, 單位為g/plant。

植物根系泌氧速率分析首先將3 L的營養液(0.1倍的霍格蘭德營養液)導入培養桶中, 用氮氣吹脫30min左右, 盡量充分地去除營養液中存在的溶解氧, 并且進行滅菌操作; 其次從濕地中拔出的三種植物中選取每種植物生長情況相近的植株3株,用去離子水清洗根部, 去除殘留物后, 迅速插入去氧營養液中, 用溶氧微電極測出溶解氧濃度, 記為DO1, 為防止氧氣進入瓶中, 應立即使用石蠟將液體進行封閉, 上述操作均在氮氣吹掃條件下進行;隨后將廣口瓶置于自然條件下6h后, 用溶氧微電極測定溶解氧含量, 記為DO2; 最后計算根系泌氧速率為ROL=(DO2-DO1)V/32mt, 單位為μmol/(h·g)。

2 結果與討論

2.1 綜合處理效果分析

濕地系統近1年的實際進、出水水質如表2所示, 南京江心洲污水處理廠尾水濕地系統可將污水處理廠尾水由《地表水環境質量標準》(GB 3838-2002)近Ⅳ類水質標準提升至近Ⅲ類水質標準, 表明以雙向橫流過濾單元為核心的濕地系統對污水廠尾水具有穩定且有效的處理效果。

表2 尾水凈化復合式人工濕地系統處理效果對比Tab.2 Comparison of treatment effects of tailwater purification composite artificial wetland systems (mg/L)

2.2 低濃度系統凈化效果分析

由上述分析可知, 雙向橫流過濾單元對污水廠尾水具有較好的凈化效果, 為進一步探究低負荷尾水濕地系統的凈化效果, 研究濕地系統中種植不同植物的雙向橫流過濾單元的污染物凈化效果。

COD的去除COD的去除率隨運行時間的變化如圖2所示, 由于尾水中COD濃度較低, 該濕地系統進水COD平均濃度為(25.57±1.64) mg/L, 系統對其去除作用并不理想, 這與王楠等[16]的實驗結論一致。不同植物單元中花葉蘆竹單元去除效果最佳, 平均去除率可達20.11%, 夏季高溫時去除率接近30.00%, 而再力花單元對COD的平均去除率僅為11.39%, 夏季高溫時去除率接近20.00%, 說明3組種植不同植物的濕地單元對COD的去除效果差別較大, 這可能是因為植物作用是有機物去除的重要途徑之一, 而不同的植物根系的吸附和絡合能力不同[17]。

圖2 不同植物濕地單元COD的去除效果Fig.2 Removal effect of COD in different plant wetland units

-N的去除率隨運行時間的變化如圖3所示, 系統進水-N平均濃度為(0.79±0.13) mg/L。隨著濕地系統的穩定運行, 3個單元對尾水中的-N均有良好的去除效果, 其中花葉蘆竹單元去除功效最佳, 平均去除率達到30.00%, 最高可達40.52%, 而再力花單元去除效果較差, 平均去除率為18.53%, 最高接近30.00%, 表明植物類型對-N的處理效果有明顯差異, 這是因為-N容易被植物吸收、利用, 并且種植植物類型不同也對基質區的微生物群落結構產生影響。

TN的去除TN的去除率隨運行時間的變化如圖4所示, 雙向橫流過濾濕地單元的進水TN平均濃度為(9.06±1.07) mg/L。由圖3與圖4可知, TN的去除率變化趨勢與-N相接近, 花葉蘆竹單元平均去除率為17.17%, 夏季高溫時其去除率接近30.00%, 美人蕉單元的平均去除率次之, 夏季高溫時去除率最高達22.05%, 而再力花單元平均去除率最低, 不足15.00%, 說明植物類型對TN的處理效果有影響。原因可能是植物根部會分泌碳源, 改變了微生物群落, 對反硝化細菌的代謝繁殖產生影響,提高了微生物對TN的處理效果[18,19]。冬季脫氮效果較差, 主要是由于冬季低溫使硝化和反硝化速率顯著降低, 有研究表明, 當溫度＜15℃時, 脫氮微生物(主要為硝化和反硝化細菌)的活性及植物的生長均受到明顯抑制作用, 導致濕地系統脫氮效果會出現明顯下降[20]。并且相比于其他水質指標, TN去除率較低, 可能與該人工濕地系統的實際進水水力負荷偏高, 且進水中COD較低, C/N不足, 從而對濕地的反硝化過程產生影響。

圖3 不同植物濕地單元-N的去除效果Fig.3 Removal effect of-N in different plant wetland units

圖4 不同植物濕地單元TN的去除效果Fig.4 Removal effect of TN in different plant wetland units

TP的去除TP的去除率隨運行時間的變化如圖5所示。由圖可知, 雙向橫流過濾濕地單元的進水TP平均濃度為(0.052±0.0090) mg/L, 雖然系統進水TP過低, 但3組不同植物單元對TP的平均去除率均達到13.00%以上, 其中花葉蘆竹單元處理效果最佳, 平均去除率為18.12%, 最高去除率可達30.00%,說明種植不同植物的3組濕地單元對尾水中磷均有較好的去除功效, 而植物類型對TP的處理效果的差異性較弱, 這是因為濕地系統對磷的去除作用主要是利用植物的吸收作用、微生物的生物作用及濕地系統內基質填料的過濾、吸附等作用[21], 并且填料的物理化學作用是除磷的主要機制[22—24]。

圖5 不同植物濕地單元TP的去除效果Fig.5 Removal effect of TP in different plant wetland units

2.3 討論

通過對不同植物單元的處理效果、基質截留碳源能力、微生物群落分布特性和強化脫氮功效四方面進行討論與分析, 進一步揭示雙向橫流過濾單元的凈化機理。

不同植物濕地單元效果分析本研究在雙向橫流過濾單元分別種植了花葉蘆竹、美人蕉與再力花, 其中花葉蘆竹單元的污染物去除效果最佳,這可能因為花葉蘆竹的成活率高, 具有強抗逆性和高競爭力的特點, 從而有較強的去污和凈化能力[25]。通過實驗測定發現三種植物的生物量大小分別為花葉蘆竹59.47 g/plant＞再力花56.15 g/plant＞美人蕉54.42 g/plant; 孔隙度大小分別為花葉蘆竹39.23%＞美人蕉37.22%＞再力花31.49%; 根系干重泌氧大小分別為花葉蘆竹2.94 μmol/(h·g)＞美人蕉2.02 μmol/(h·g)＞再力花0.91 μmol/(h·g), 說明孔隙度、根系泌氧量與水質凈化率呈正相關。成水平等[26]通過研究發現, 植物的吸收、富集作用與其生長狀況和根系的發達程度具有正相關變化趨勢; 林劍華等[27]發現孔隙度高的植物泌氧能力越強, 且根長越長的植物更易于為深層次的基質提供氧氣; Lai等[28]研究發現植物的泌氧作用功效對濕地系統降解污染物時所需耗氧的補充量遠高于由空氣擴散而得到的氧氣量, 且植物根系泌氧機制與COD去除率緊密相關。這些在一定程度上解釋與證實了本文實驗結果, 但美人蕉、再力花的生物量與其氮磷去除效果不匹配, 可能再力花植株大, 單次生物量高, 但其生物量增長率低, 而水生植物的生長繁殖強弱對氮磷的去除貢獻最大[29], 因此再力花單元對水質凈化效果較差。

基質截留解析生物量分析: 圖6為實驗期間雙向橫流過濾單元進水端與出水端基質區生物量變化情況, 切換濕地系統進水方向后, 其正向啟動階段時的進水端區域則轉換為反向運行階段的出水端區域。從圖6可知, 在正向啟動運行期間, 雙向橫流過濾單元的進水端與出水端基質區中生物量隨運行時間增加均呈上升趨勢, 在啟動末期(正向進水末期), 進水端填料區的生物量提高至6.09 gVSS/kg填料, 高達出水端填料區生物量的2.3倍。但隨著進水方向的切換(反向運行階段期), 系統正向運行時的進水端與出水端基質區位置進行轉換。由圖6可知, 反向運行時出水端基質區生物量隨運行時間增加而逐漸減小。這主要是因為啟動階段的好氧區域變為缺氧區域。之前正向運行進水端區域積累的生物量則位于反向進出水周期的缺氧段, 生物膜生長受到抑制, 但生物膜可作為內碳源被缺氧段反硝化細菌的反硝化作用所利用, 使相應生物量含量顯著降低, 在反向進水末期生物量降至1.67 gVSS/kg。與此同時, 正向運行時的出水端區域則由缺氧出水區轉為好氧進水區, 其生物量隨運行時間增加而逐漸提高, 由0.79升高至8.03 gVSS/kg, 為雙向橫流過濾單元下一次進水方向切換儲備了反硝化內碳源。

圖6 不同運行階段下雙向橫流過濾濕地單元前后段填料區生物量變化Fig.6 Biomass changes in front and back sections of bidirectional cross flow filtration wetland unit under different operation stages

碳源分析: 圖7為種植不同植物(花葉蘆竹、美人蕉、再力花)時雙向橫流過濾單元在切換系統進水方向前后(即正向運行階段、切換方向過渡階段、反向運行階段)的進、出水端基質區截留碳源量(蛋白質、多糖)變化情況。由圖7可知, 濕地系統在正向穩定運行時3種不同植物濕地單元進水端基質區蛋白質與多糖的總含量均大于出水端基質區; 相較于正向啟動階段, 在過渡階段即切換水流方向初期時基質區截留碳源量隨濕地系統穩定運行均呈上升趨勢, 且濕地系統中進水端基質區截留量均大于出水端; 而反向穩定運行期間, 基質截留量顯著高于正向穩定運行階段, 且3種植物單元的出水端基質區截留量仍大于進水端, 其中花葉蘆竹濕地單元中截留蛋白質與糖類的含量最高。這是由于隨系統運行時間的增加, 正向進水階段末期基質區進水端積累了大量生物膜, 切換系統進水方向后, 則轉變為濕地系統的出水端區域, 為系統出水端缺氧或厭氧條件下的反硝化過濾提供內碳源, 從而實現強化脫氮功效, 與上述水質分析中花葉蘆竹單元對COD、TN去除效果最佳相符。

圖7 不同運行階段下雙向橫流過濾濕地單元不同位置基質區截留碳源量解析Fig.7 Analysis of the amount of carbon retained in the substrate zone at different locations in a two-way cross-flow filter wetland unit at different stages of operation

微生物群落結構分析微生物序列和多樣性: 微生物在濕地系統中對水質提升、有機質分解和氮磷轉化起到關鍵作用[30,31], 為解析不同運行階段(正向運行與反向運行)時種植不同植物濕地單元微生物群落的分布規律與作用特點, 對種植不同植物的雙向橫流過濾單元中進水端與出水端的基質樣品進行微生物群落比較分析。三組濕地單元的多樣性(Shannon指數、Simpson指數)、豐富度(Chao1指數和Ace指數)和覆蓋度(Coverage指數)如表3所示, 從表3可知, 所有樣品Coverage指數均達到0.98, 表明測試結果準確可靠, 每個濕地樣本中的細菌OTU都得到了很好的捕獲, 足以覆蓋所有物種, 可以真實反映不同濕地中的微生物群落結構[32—34]。從表中可以看出, 在正向運行階段與反向運行階段時Shannon指數、Ace指數和Chao1指數的變化規律相似, 均為進水端高于出水端, 且種植不同類型植物單元的微生物多樣性存在一定差異, 表現為花葉蘆竹單元＞美人蕉單元＞再力花單元, 說明了花葉蘆竹的種植能顯著提升微生物群落多樣性, 這可能是不同植物根系泌氧作用強弱不同, 并且根系分泌碳源的類型具有差異性[35]。有研究表明[36], 不同植物濕地單元中微生物豐度存在差異, 且微生物群落的豐度愈大, 濕地具備的生態凈化功能更豐富, 能去除更多的污染物。因此, 可以推測本研究的花葉蘆竹濕地具有相對較強的污染物凈化能力, 與上述水質實驗結果一致。

表3 不同濕地單元微生物多樣性和豐富度Tab.3 Microbial diversity and richness in different wetland units

微生物群落結構組成: 由圖8可知, 在正向穩定進水時, 不同植物濕地單元進水端與出水端的主要優勢門有Proteobacteria(變形菌門)、Bacteroidetes(擬桿菌門)、Cyanobacteria_Chioroplast(藍藻菌門)、Planctomycetes(浮霉菌門)、Acidobacteria(酸桿菌門)、Nitrospire(硝化螺旋菌門)、Actinobacteria(放線菌門)和Chloroflexi(綠彎菌門); 在反向穩定進水時, 不同植物濕地單元進水端與出水端的主要優勢門有Proteobacteria(變形菌門)、Bacteroi-detes(擬桿菌門)、Cyanobacteria_Chioroplast(藍藻菌門)、Planctomycetes(浮霉菌門)、Nitrospire(硝化螺旋菌門)和Acidobacteria(酸桿菌門)。由此可知,不同運行階段時3種植物濕地單元進水端與出水端中微生物群落在門水平上的主要優勢菌門種類基本一致, 但也存在一定差異, 其差異性主要體現在細菌群落的相對豐度上。有研究發現[37,38], Proteobacteria中存在參與C循環、N循環和S循環相關的菌屬, 在濕地中被廣泛發現。從圖8可知, Proteobacteria為本研究不同濕地中的第一優勢菌門, 這與其他很多研究結果相一致[39,40], 其豐度較高使濕地系統具有良好的脫氮和有機物去除功效。而比較不同植物濕地單元微生物群落相對豐度可知, 種植花葉蘆竹的濕地單元中變形菌門相對豐度較低, 而酸桿菌門與硝化螺旋菌門含量相對較高, 說明不同植物根際分泌物類型不同, 對微生物分布特性產生影響。

圖8 不同運行階段時在門水平上不同植物濕地中微生物種群分布Fig.8 Microbial population distribution in different plant wetlands at different operating stages at phylum level

從6組樣本的門分類水平來看, Proteobacteria、Bacteroidetes是污泥厭氧發酵的重要菌門, 并且在反硝化中具有顯著作用功效, 其中Bacteroidetes還可進行蛋白類物質的降解。Liu等[41]通過研究AOA-SBR剩余污泥中細菌門的分布特性, 發現這兩個菌門的總和占比為60.00%。而在本試驗所研究的正向、反向進水運行階段內, 這兩種菌門在濕地組合系統中占比總和高達65.00%以上, 且在系統進水端和出水端比例差距較小, 說明調換系統進水方向對這兩種主要功能菌門的作用效果影響較小,這也解釋了切換水流進水方向后濕地系統脫氮作用的快速恢復現象。由圖8可知, 雙向橫流過濾單元的進水端區域在正向進水末期積累了大量了生物膜, 切換系統進水方向后, 進水端則轉變為系統的出水端, 使這兩種菌門能充分利用內生碳源, 從而為反硝化細菌提供反硝化所需的電子供體, 促進反硝化作用效果, 進而提升整個系統的脫氮功效。

強化脫氮功效為進一步探究雙向橫流過濾單元的強化脫氮功效, 對3組植物單元在不同運行階段的TN和-N的去除效果進行對比分析。由圖9可知, 相比正向運行階段, 3組雙向橫流過濾單元在切換水流方向后, 對TN和-N的去除率均顯著升高, 與正向運行時期相比, 反向運行TN去除效果可提高50.00%; 且此時-N去除率最高接近40.00%。對圖6與圖7中雙向橫流單元基質區生物量與碳源截留量的變化趨勢進行綜合分析可知, 雙向橫流過濾單元在切換水流方向后, 可對內生質碳源進行高效利用, 促進濕地系統的反硝化作用, 提升濕地系統的脫氮性能。該系統通過設置橫流式過濾廊道, 營造理想的推移流條件, 利用進水中的DO, 在前段濾層中實現有機物的好氧生物降解, 濾料顆粒表面形成生物膜, 隨著DO濃度沿流向降低, 在后段濾層中營造缺氧或厭氧條件; 通過水位調節實現雙向進出水, 當前段濾層中生物膜成熟后, 倒換水流方向, 使生物膜位于廊道后段, 為缺氧或厭氧條件下的反硝化過濾提供“內生碳源”; 根據生物膜形成情況定期倒換水流方向, 在過濾廊道中持續保持“好氧生物過濾+內生碳源利用反硝化過濾”的運行狀態, 在無外加碳源的條件下, 同步實現有機物氧化和反硝化脫氮; 可通過內生碳源利用實現濾層的自我再生, 有效防止生物膜老化與脫落造成的濾層堵塞。

圖9 不同運行階段下對氮的去除效果Fig.9 Nitrogen removal effect at different running stages

3 結論

(1)采用以雙向橫流過濾單元為核心的人工濕地系統處理南京江心洲污水處理廠低濃度尾水, 發現該濕地模式的系統出水水質可穩定提升1個等級。(2)3種不同植物濕地單元對低負荷污水廠尾水均具有良好的水質提升功效, 不同類型水生植物濕地單元對COD、TN和-N凈化效果具有顯著差異性, 其中花葉蘆竹植物單元對COD、TN、-N和TP的平均去除率最高, 分別為20.11%、17.17%、28.08%和18.12%。(3)雙向橫流過濾濕地可借助進出水雙向切換, 通過內生碳源利用實現濾層的自我再生, 反向進水TN去除率可提升50.00%, 不僅能強化脫氮功效而且可防止濾層堵塞。(4)從門分類水平來看, 濕地系統正向與反向穩定運行階段時主要微生物群落變化不大, 系統進水端Proteobacteria(變形菌門)和Bacteroidetes(擬桿菌門)占比較高(65.00%左右), 充分說明切換進水方向后濕地系統可較快地進行過渡且趨于穩定, 恢復其對污染物的處理功效。