內(nèi)電解耦合人工濕地對某工業(yè)園區(qū)污水廠尾水的脫氮除磷效果

周 翔，鄭曉英，周 橄，金夢琦，盧 丹，張 遠(yuǎn)，邵曉瑤

(河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院，淺水湖泊綜合治理與資源開發(fā)教育部重點實驗室，江蘇南京 210098)

工業(yè)園區(qū)污水處理廠出水是一類典型的有機尾水，高耗水的行業(yè)特點導(dǎo)致其排放水量規(guī)模巨大[1]，即使氮磷實現(xiàn)達標(biāo)排放，仍然可能超出流域環(huán)境承載力。加拿大等國家的許多湖泊水庫，受到城鎮(zhèn)及城市工業(yè)區(qū)污水廠二級處理排放的尾水影響而發(fā)生水質(zhì)惡化的問題[2]。目前，我國國內(nèi)污水廠尾水一般直接排入附近水體，勢必會對周圍水環(huán)境安全帶來影響。2007年太湖發(fā)生的大規(guī)模藍藻暴發(fā)，也是由于周邊化工廠污水排放所致[3]，因此，工業(yè)尾水的深度處理及資源化利用勢在必行。

工業(yè)園區(qū)排放的廢水通常成分復(fù)雜、毒性大、有機物濃度高、難生物降解物質(zhì)多，即使經(jīng)過二級處理后達到排放標(biāo)準(zhǔn)，其對環(huán)境的潛在危害依然較大[4]。常規(guī)深度處理工藝有膜法及物化法，效果顯著，但大大增加了處理成本[2]。人工濕地技術(shù)是一種經(jīng)濟節(jié)能的生態(tài)處置技術(shù)，常被用來處理城鎮(zhèn)居民生活污水。針對工業(yè)園區(qū)污水廠尾水的水質(zhì)特點，本文將鐵炭內(nèi)電解技術(shù)與人工濕地技術(shù)相耦合，利用內(nèi)電解作用，改善工業(yè)尾水的可生化性，提高人工濕地對尾水的深度處理效果。

1 材料與方法

1.1 人工濕地設(shè)計與流程

本研究主要針對工業(yè)園區(qū)污水廠尾水可生化性差的特點，采用鐵炭內(nèi)電解與人工濕地相結(jié)合的技術(shù)對尾水進行深度處理，通過鐵炭的內(nèi)電解作用將難降解的大分子有機物轉(zhuǎn)化為易降解的小分子有機物，提高尾水的可生化性。同時，為反硝化脫氮提供更多可利用碳源，進而提高氮的去除率[5-6]。

中試系統(tǒng)位于江蘇省洪澤縣QY濕地公園內(nèi)，靠近TY污水處理廠，采用多級折疊式垂直潛流人工濕地，如圖1所示。濕地床共有三個池體，1號、2號和3號池其長寬分別為2.0、3.0 m，0.8、3.0 m和2.0、3.0 m，池內(nèi)基質(zhì)厚度為1.1 m。其中床體底部填充粗礫石，其粒徑為16～32 mm，鋪設(shè)厚度為150 mm；中層礫石粒徑為5～15 mm，鋪設(shè)厚度為650 mm；上層礫石粒徑為4～8 mm，鋪設(shè)厚度為150 mm，礫石層上覆蓋細(xì)沙，其粒徑為2～4 mm，厚度為150 mm。鐵炭混合摻入中層礫石中，投加質(zhì)量比例為3%，進水布水管位于1號池底端，池體底部及四周均做防滲處理。

注：1-出水渠；2-出水管道；3-進水布水管道；4-挺水植物；5-粗礫石層；6-鐵炭；7-中礫石層；8-細(xì)礫石層；9-細(xì)碎石層；10-布水孔圖1 鐵炭內(nèi)電解人工濕地系統(tǒng)Fig.1 System of Iron-Carbon Internal Electrolysis Constructed Wetland

濕地選取植物類型如表1所示，蘆葦及黃花鳶尾為試驗地周邊常見水生植物，且自身抗逆性較好，生命力強，西伯利亞鳶尾為引進品種，具有較強的耐寒性，冬季也能正常生長[7]。蘆葦種植于濕地系統(tǒng)1號池、西伯利亞鳶尾種植于濕地系統(tǒng)2號池、黃花鳶尾種植于濕地系統(tǒng)3號池，其種植密度分別為30、10、20株/m2。

表1 人工濕地配置設(shè)計Tab.1 Configuration Design of Constructed Wetland

1.2 試驗用水

人工濕地采用連續(xù)進水方式運行，接納的進水為TY污水廠排放的二級尾水，進水流量為6～12 m3/d，進水水質(zhì)如表2所示。該污水處理廠出水水質(zhì)是按照《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 18918—2002)中的一級B標(biāo)準(zhǔn)進行設(shè)計。在系統(tǒng)運行過程中，尾水先進入穩(wěn)定池，然后由潛水泵打入濕地床體內(nèi)。運行時間為2016年6月～2017年6月，其中2016年6月～7月為預(yù)運行階段，10月～11月(秋季)為對比不同停留時間濕地運行效果的優(yōu)化和篩選階段，其余時間考察濕地連續(xù)運行效果的季節(jié)性變化。

表2 系統(tǒng)進水水質(zhì)Tab.2 Water Quality of Influent

1.3 取樣與分析方法

2 結(jié)果與討論

2.1 內(nèi)電解人工濕地對尾水可生化性的影響

如表3所示，對尾水在1號池中層進水及出水中COD、BOD5的測定結(jié)果表明，進水中B/C低于0.2，而出水中B/C均提高到0.35以上，尾水在經(jīng)過內(nèi)電解作用后，其可生化性得到顯著提高。在內(nèi)電解作用下生成的Fe2+具有極強的還原性，能還原尾水中氧化性有機物，同時也能破壞環(huán)鏈有機物，使其開環(huán)，轉(zhuǎn)換為相對易降解的有機物。另一方面，內(nèi)電解生成的新生態(tài)氫原子也具有較強的還原性，同樣可還原氧化態(tài)有機物。在兩者的共同作用下，尾水的可生化性得到提高，也為后段脫氮提供了更多可利用的碳源。

表3 內(nèi)電解作用對可生化性的影響Tab.3 Effect of Internal Electrolysis on Biodegradability

圖2 COD去除率及進出水濃度Fig.2 Influent and Effluent of COD Concentrations and Removal Rates

2.2 內(nèi)電解人工濕地對尾水中有機物的去除效果

如圖2所示，在內(nèi)電解人工濕地啟動運行期間，COD去除率逐漸提高并趨于穩(wěn)定。當(dāng)HRT由1 d延長至3 d時，COD平均去除率也由54.6%提高到64.5%，說明延長HRT可以提高內(nèi)電解人工濕地中COD的去除效果。夏季、春季、冬季系統(tǒng)內(nèi)平均水溫分別為21、15、7 ℃，內(nèi)電解濕地對COD的去除效果表現(xiàn)為夏季>春季>冬季，其平均去除率分別為62.54%、53.55%、50.61%，雖然低溫會影響有機物的去除效果，但出水COD濃度穩(wěn)定維持在30 mg/L以下，優(yōu)于地表水Ⅳ類水標(biāo)準(zhǔn)。普通的人工濕地中有機物的去除主要通過微生物的降解作用、基質(zhì)的吸附及植物的吸收作用[8]。高翔等[9]在研究人工濕地處理污水廠尾水的試驗中發(fā)現(xiàn)，普通的人工濕地系統(tǒng)對低濃度尾水中COD的去除效果并不理想，去除率為30.5%～39.4%。與普通的人工濕地相比，內(nèi)電解人工濕地能夠?qū)⑽菜写蠓肿与y降解的有機物轉(zhuǎn)化為小分子易降解有機物，同時，內(nèi)電解產(chǎn)生的Fe2+與Fe3+也參與到系統(tǒng)內(nèi)氧化還原反應(yīng)中，從而提高了有機物的去除效果[9]。

2.3 內(nèi)電解人工濕地對尾水中的去除效果

如圖4所示，在濕地預(yù)運行階段，TN的去除效果不佳，平均去除率僅為36.9%。待穩(wěn)定運行一個月后，TN去除效果有了明顯的提高，TN去除率接近60%。隨著HRT的延長，TN的去除率逐漸提高。HRT由1 d延長到2、3 d時，內(nèi)電解人工濕地中TN去除率分別提高了5.98%、2.01%?？梢姡娱LHRT能夠提高TN的去除效果，但提升的程度有限，HRT為2 d時可以有效確保濕地脫氮效果的長效穩(wěn)定。從季節(jié)上看，內(nèi)電解人工濕地對TN的去除效果表現(xiàn)為夏季>春季>冬季，其平均去除率分別為60.1%、53.4%、50.2%，TN去除率的降低主要是因為氣溫逐漸下降，微生物活性受到影響，但出水TN都維持在10 mg/L以下。反硝化作用是傳統(tǒng)人工濕地系統(tǒng)中TN的主要去除途徑[11]，而在內(nèi)電解人工濕地內(nèi)部，同時存在生物脫氮及電化學(xué)脫氮這兩種主要途徑，鐵炭在內(nèi)電解的過程中將大分子的有機物轉(zhuǎn)化為小分子的有機物，改善了尾水的可生化性。濕地全年進水COD/TN在2.2～4.0，系統(tǒng)進水碳氮比較小，其中夏季碳氮比低于春季和冬季，但TN去除率保持在相對較高且穩(wěn)定的水平，內(nèi)電解產(chǎn)生的Fe2+、Fe3+也會參與到反硝化過程中，作為電子的供受體，起傳遞電子的作用，也就是電化學(xué)脫氮過程，減少了對碳源的依賴。

圖去除率及進出水濃度Fig.3 Influent and Effluent of Concentrations and Removal Rates

圖4 TN去除率及進出水濃度Fig.4 Influent and Effluent of TN Concentrations and Removal Rates

2.4 內(nèi)電解人工濕地對尾水中TP的去除效果

如圖5所示，HRT由1 d延長到3 d的過程中，TP的去除率并沒有表現(xiàn)出明顯的差異。內(nèi)電解人工濕地夏季、冬季、春季對TP的平均去除率分別為90.1%、84.4%、83.5%，TP的去除率一直維持在較高水平。當(dāng)內(nèi)電解作用發(fā)生時，鐵會在陽極失電子，產(chǎn)生Fe2+及Fe3+，而濕地出水中總鐵含量相對穩(wěn)定，基本維持在0.45～0.62 mg/L，表明鐵的電解過程在系統(tǒng)中也是處于相對平衡的狀態(tài)。這兩種離子會與污水中的磷酸根生成磷酸鹽沉淀[12]，從而極大地提高了磷的去除效果。全年TP的出水濃度基本都在0.3 mg/L以下，達到地表Ⅳ類水標(biāo)準(zhǔn)。人工濕地中基質(zhì)對磷的去除主要包括物理吸附及化學(xué)沉淀兩部分[13]。李倩囡等[14]在其研究中發(fā)現(xiàn)，通過基質(zhì)吸附及沉淀降解的磷最高可達到87%。張翔凌等[15]在研究覆膜改性沸石對污水中磷的吸附作用時發(fā)現(xiàn)，經(jīng)改性后沸石比原普通沸石對磷的吸附增強了41.61%，可見基質(zhì)特性的不同也會導(dǎo)致對磷降解的差異性。

圖5 TP去除率及進出水濃度Fig.5 Influent and Effluent of TP Concentrations and Removal Rates

2.5 微生物多樣性及群落分析

(1)微生物多樣性指數(shù)分析

高通量測序獲得序列劃分OTU 后，通常采用4 種不同指標(biāo)來表征微生物的多樣性[16]。其中，ACE指數(shù)與Chao指數(shù)用來表征群落分布豐度，ACE或Chao指數(shù)越大，說明群落豐富度越高；Shannon與Simpson指數(shù)用來估算樣品中微生物多樣性，Shannon值越大或Simpson值越小，則說明群落多樣性越高。在系統(tǒng)穩(wěn)定運行一年之久后，采集了濕地床體進水端(1號池)、出水端(3號池)中層內(nèi)的基質(zhì)樣本進行微生物分析，其多樣性分析結(jié)果如表4所示。

在微生物群落豐富度上，3號池內(nèi)的樣本要高于1號池。帖靖璽等[17]在研究潛流人工濕地微生物群落變化時發(fā)現(xiàn)，在人工濕地中，無論是微生物群落豐富度、多樣性，進水端都要大于出水端。在進水端，污染物濃度較高，微生物可獲得充足的營養(yǎng)物

表4 不同單元微生物群落的多樣性Tab.4 Diversity of Microbial Communities in Different Units

質(zhì)，而在出水端，不僅營養(yǎng)物質(zhì)相對匱乏，微生物之間還存在競爭，因而其豐富度下降。本研究中，濕地進水為處理后的工業(yè)尾水，含有較多難降解大分子有機物。因此，在進水端可供微生物直接利用的營養(yǎng)物質(zhì)并不多，當(dāng)尾水流經(jīng)1號、2號池進入3號池時，其含有的難降解有機大分子物質(zhì)在內(nèi)電解的作用下，逐步轉(zhuǎn)化為小分子有機物，此時，可供微生物直接利用的營養(yǎng)物質(zhì)增多，其群落豐富度也相應(yīng)地隨之升高。這一事實也證明了鐵炭內(nèi)電解對污水生化性的改善作用。1號池處于進水端，水體中初始溶氧為8.12±0.51 mg/L，而3號池出水為3.23±0.67 mg/L，低于進水，1號池更有利于好氧菌繁衍代謝。因此，雖然3號池內(nèi)微生物豐富度要高于1號池，但微生物多樣性卻不及1號池。兩個樣本的覆蓋率均在0.95之上，說明樣本中序列沒有被測出的概率較低，本次測序結(jié)果較好地代表了樣本中微生物的真實情況。

(2)微生物群落結(jié)構(gòu)

在屬水平，共檢測到細(xì)菌818屬，按照豐度大于0.7%認(rèn)定為優(yōu)勢菌屬的標(biāo)準(zhǔn)[18]，在兩個池內(nèi)分別有21、17種優(yōu)勢菌屬。

表5 微生物屬水平群落豐度分布Tab.5 Abundance Distribution of Genus

3 結(jié)論與建議

(3) 鐵炭內(nèi)電解人工濕地內(nèi)脫氮微生物含量高，出水端濕地內(nèi)微生物群落豐度高于進水端。傳統(tǒng)的人工濕地中硝化菌通常在總細(xì)菌數(shù)中占比低于1%，而在內(nèi)電解人工濕地中硝化細(xì)菌數(shù)量具有顯著優(yōu)勢，在1號池及3號池兩個濕地單元內(nèi)，檢測到的與硝化有關(guān)的細(xì)菌豐度分別占總生物量的6.66%和3.67%。