不同污染負荷對廢磚垂直流人工濕地處理 農(nóng)村生活污水的影響

陳昢圳，鄭向群，華進城

農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護科研監(jiān)測所，天津 300191

隨著我國農(nóng)村人民生活水平的提高，農(nóng)村生活污水排放量逐年增加。農(nóng)村生活污水已經(jīng)成為農(nóng)業(yè)面源污染的重要的來源之一（李冠杰等，2015）。我國農(nóng)村環(huán)保基礎(chǔ)設(shè)施建設(shè)總體滯后，生活污水處理率偏低，是導(dǎo)致村鎮(zhèn)環(huán)境“臟、亂、差”現(xiàn)象的重要原因。截至2016年，已開展環(huán)境綜合整治的建制村僅占全國建制村總數(shù)的20%，仍有80%的建制村未建設(shè)污水處理設(shè)施（王夏暉等，2018）。另外，來自城市和農(nóng)村本地的巨量的建筑垃圾絕大部分未經(jīng)任何處理，采用露天堆放或填埋的方式進行處理，給農(nóng)村大量的耕地及生活環(huán)境造成了很大威脅（Amelia，2001；黃世謀等，2006；唐蓉等，2007）。農(nóng)村生活污水及垃圾治理已經(jīng)納入鄉(xiāng)村振興戰(zhàn)略，農(nóng)村廢棄物的減排以及資源化利用已經(jīng)成為當(dāng)前農(nóng)村環(huán)境整治的首要內(nèi)容。

人工濕地實質(zhì)是一個綜合生態(tài)系統(tǒng)，應(yīng)用生態(tài)系統(tǒng)中生物種群的能量和物質(zhì)循環(huán)的再生作用，在促進廢水中污染物良性循環(huán)的前提下，充分發(fā)揮資源生產(chǎn)潛力，獲得污水處理與資源化的最佳效益，防止對環(huán)境造成二次污染（Stottmeister et al.，2008）。人工濕地處理系統(tǒng)同時具有緩沖容量大、處理效果好、工藝簡單、投資少、運行費用低等優(yōu)點，是一種經(jīng)濟有效的生態(tài)處理技術(shù)（Greenway，2003；Cheng et al.，2001；劉紅等，2003；修春海等，2008）。

近年來好多學(xué)者在人工濕地處理農(nóng)村生活污水方面開展了相關(guān)研究（譚迪等，2018；古騰等，2018；黃媛媛等，2018）。廢磚垂直流人工濕地是一種采用農(nóng)村廢棄建筑垃圾和秸稈為填料的一種新型“以廢治廢、變廢為寶”的人工濕地，是本團隊前期研發(fā)的一種新型人工濕地。由于農(nóng)村生活污水的特點是波動性大，污染負荷變化大，不同人工濕地處理能力不一。在不同污染負荷情況下，廢磚垂直流人工濕地系統(tǒng)的處理效果如何，這方面開展的研究較少。因此本研究以廢磚建垂直流人工濕地系統(tǒng)為研究對象，同時以石灰石垂直流人工濕地系統(tǒng)作為對照，研究不同污染負荷對廢磚垂直流人工濕地系統(tǒng)處理農(nóng)村生活污水的影響。研究結(jié)果可為廢磚垂直流人工濕地系統(tǒng)的設(shè)計和運行提供指導(dǎo)，提高對農(nóng)村生活污水污染物的去除效果。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

試驗裝置采用垂直流潛流人工濕地系統(tǒng)（圖1）。系統(tǒng)主要包括配水箱（1 m×1.5 m×1 m）、濕地床（1 m×2 m×1 m）和排水箱（1 m×2 m×1 m）。布水系統(tǒng)由潛污泵、流量計、布水管道及液位計組成。潛水泵和流量計用來控制進水的流量和流速。布水管設(shè)置在濕地床上方20 cm處，由4根直徑15 cm的PVC管并聯(lián)而成，每個分支均設(shè)置有開關(guān)閥門以單獨調(diào)節(jié)每個分支布水流量和大小。采用液位計控制濕地床箱體內(nèi)的液位高度，高低液位分別為85 cm，40 cm處。

設(shè)置兩種填料的人工濕地系統(tǒng)。廢磚人工濕地系統(tǒng)：上層0-20 cm由粒徑＜0.5 cm的黏土紅磚和秸稈填充（體積比為10:1）；中層20-80 cm鋪設(shè)粒徑為0.5-1 cm的黏土紅磚；下層80-100 cm分別鋪設(shè)高10 cm粒徑為1-3 cm及高10 cm粒徑為3-5 cm的紅磚。石灰石人工濕地系統(tǒng)為對照，填料為常規(guī)石灰石，石灰石填充厚度與粒徑分布同廢磚濕地。

1.2 試驗材料

兩種人工濕地填料分別采用建筑廢棄黏土紅磚和常規(guī)石灰石。濕地所種植水生植物為空心菜，種植密度為15-20 plant·m-2。試驗進水為模擬農(nóng)村生活污水。

1.3 試驗設(shè)計

根據(jù)本研究前期預(yù)試驗、人工濕地污水處理工程技術(shù)規(guī)范（HJ 2005—2010）、以及相關(guān)農(nóng)村生活污水處理方面的研究（龔琴紅等，2004；馮明雷等，2007；李英華等，2013；韋新東等，2015；李紫霞等，2016），設(shè)計4種不同污染負荷（表1）。試驗于2016年11月-2017年7月，農(nóng)業(yè)農(nóng)村環(huán)境保護科研監(jiān)測所智能溫室中開展。人工濕地的濕干比為3:4。在進水期每天進水量為400 L，水力負荷是0.4 m·d-1。每個污染負荷試驗周期為1個月。試驗用水為人工配水，化學(xué)需氧量（CODCr）、氨氮（NH4+-N）、總磷（TP）分別由葡萄糖、NH4Cl、KH2PO4提供，此外，為保障植物和微生物的正常生長，在進水中同時加入一些植物和微生物生長所必要的微量元素，配水藥品具體投加量見表1。系統(tǒng)運行1個月后進入穩(wěn)定期，試驗正式開始。為了減少或消除處理間的干擾，每個處理穩(wěn)定運行1個月后再進行采樣分析。每個周期收集進水、出水水樣，檢測水質(zhì)指標(biāo)。

圖1 試驗裝置圖 Fig. 1 Test device diagram

表1 進水水質(zhì)和藥品投加量 Table 1 Statistics of influent index and assigned dose of water dispensing

1.4 數(shù)據(jù)分析方法

水質(zhì)指標(biāo)測定方法：CODCr采用重鉻酸鉀法；TN采用堿性過硫酸鉀消解—紫外分光光度法；NH+4-N采用納氏試劑光度法；TP采用過硫酸鉀消解-鉬銻抗分光光度法。pH、DO、ORP、電導(dǎo)率采用多參數(shù)水質(zhì)分析儀器測定。本試驗數(shù)據(jù)采用Excel 2007進行數(shù)據(jù)處理，利用SPSS 19.0進行顯著性檢驗。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同污染負荷人工濕地進出水水質(zhì)

2.1.1 CODCr質(zhì)量濃度變化

4種污染負荷下，兩系統(tǒng)的進出水CODCr變化如圖2所示，廢磚人工濕地與石灰石人工濕地進出水CODCr整體趨勢一致，隨著進水污染負荷的增加，出水CODCr質(zhì)量濃度也在增加，出水質(zhì)量濃度顯著低于進水質(zhì)量濃度（P＜0.05）。污染負荷4出水質(zhì)量濃度顯著的高于污染負荷1、污染負荷2與污染負荷3，說明高污染負荷進水在一定程度上會抑制了人工濕地系統(tǒng)對CODCr的凈化。在污染負荷2和3的情況下，其出水CODCr質(zhì)量濃度相差不大。廢磚人工濕地與石灰石人工濕地在污染負荷3的進水ρ(CODCr)分別為295.18、294.04 mg·L-1，出水ρ(CODCr)可降到50.84、54.26 mg·L-1。廢磚人工濕地系統(tǒng)和石灰石人工濕地系統(tǒng)，在污染負荷1情況下，系統(tǒng)出水ρ(CODCr)可達到《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB18918—2002）一級A類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)。廢磚人工濕地系統(tǒng)在污染負荷2、3情況下，系統(tǒng)出水ρ(CODCr)可達到二級水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)。

2.1.2 總磷質(zhì)量濃度變化

圖2 進出水ρ(CODCr)變化 Fig. 2 Change of ρ(CODCr) in and out of water

不同污染負荷下，人工濕地系統(tǒng)的進出水ρ(TP)變化如圖3所示。進水TP污染負荷上升，出水TP質(zhì)量濃度也隨之上升。廢磚人工濕地在污染負 荷 2[ρ(TN)=20 mg·L-1，ρ(TP)=3 mg·L-1，ρ(CODCr)=200 mg·L-1]下，出水TP平均質(zhì)量濃度為0.76 mg·L-1滿足《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB18918—2002）一級B的標(biāo)準(zhǔn)；在污染負荷3[ρ(TN)=40 mg·L-1，ρ(TP)=7 mg·L-1，ρ(CODCr)=300 mg·L-1]情況下，出水TP平均質(zhì)量濃度為2.56 mg·L-1達到《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB18918—2002）二級A的標(biāo)準(zhǔn)。對于同種基質(zhì)人工濕地，TP的去除率對進水負荷的響應(yīng)具有一定的差異?；|(zhì)的吸附作用是磷的去除的主要途徑之一。廢磚人工濕地在4種污染負荷下的出水質(zhì)量濃度均低于石灰石人工濕地。對廢磚和石灰石進行等溫吸附試驗，可知廢磚比石灰石具有更大的吸附性能（Chen et al.，2017）。

2.1.3 總氮與氨氮質(zhì)量濃度變化

不同污染負荷條件下，兩種人工濕地系統(tǒng)進出水氨氮質(zhì)量濃度變化如圖4，廢磚人工濕地。在污染負荷1ρ(NH4+-N)=10 mg·L-1下，出水質(zhì)量濃度為3.74 mg·L-1，遠低于《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB18918—2002）一級A類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)的8 mg·L-1；在污染負荷2ρ(NH4+-N)=20 mg·L-1下，出水質(zhì)量濃度滿足《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB18918—2002）一級B類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)；污染負荷3ρ(NH4+-N)=40 mg·L-1下，出水質(zhì)量濃度略高于一級B類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)。系統(tǒng)的進出水TN質(zhì)量濃度變化與NH4+-N質(zhì)量濃度變化相一致，如圖5。廢磚人工濕地系統(tǒng)在污染負荷1ρ(TN)=10 mg·L-1和污染負荷2ρ(TN)=20 mg·L-1下，出水TN質(zhì)量濃度滿足《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB18918—2002）一級B類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)。廢磚人工濕地在各污染負荷下出水TN和NH4+-N質(zhì)量濃度均低于石灰石人工濕地。

圖3 進出水TP質(zhì)量濃度變化 Fig. 3 Changes in ρ(TP) of in and out of water

圖4 進出水變化 Fig. 4 Changes in of in and out of water

圖5 進出水ρ(TN)變化 Fig. 5 Changes in ρ(TN) of in and out of water

2.2 不同污染負荷人工濕地污染物去除率

一般來說，人工濕地對進水污染負荷的承受能力有一定的范圍，污染負荷過大或過小均會影響其去除效率（張萍等，2013）。廢磚人工濕地在不同污染負荷下對污染物的去除率高于石灰石人工濕地。廢磚人工濕地的TP去除率在4個污染負荷下分別為86%、74%、64%、61%，均優(yōu)于石灰石人工濕地。不同污染負荷下，廢磚人工濕地系統(tǒng)和石灰石人工濕地系統(tǒng)對污染物的去除均存在顯著差異（P＜0.05），在污染負荷1和污染負荷2顯示較好的污染物去除效果。廢磚人工濕地在污染負荷1情況下，對TN、TP、NH4+-N和CODCr的去除率分別可達到61%、86%、64%、75%。隨污染負荷的增加，TN、TP和NH4+-N的去除率都呈現(xiàn)出明顯的下降趨勢。CODCr的去除率與污染負荷的變化有一定的波動性，但整體顯示較低的污染負荷下，去除率較高，高污染負荷去除效果不好。

2.3 人工濕地系統(tǒng)微環(huán)境指標(biāo)變化

廢磚人工濕地系統(tǒng)與石灰石人工濕地系統(tǒng)在不同污染負荷下進、出水微環(huán)境指標(biāo)變化如表2。兩種人工濕地系統(tǒng)進水微環(huán)境指標(biāo)和出水的微環(huán)境均有一定的變化，系統(tǒng)出水的pH、DO、ORP、電導(dǎo)率小于系統(tǒng)進水。隨著污染負荷增加，人工濕地系統(tǒng)出水pH、DO、ORP、電導(dǎo)率逐漸降低。人工濕地系統(tǒng)高污染負荷下系統(tǒng)出水ORP值顯著低于低污染負荷出水；高污染下系統(tǒng)電導(dǎo)率顯著高于低污染負荷出水（P＜0.05）。廢磚垂直流人工濕系統(tǒng)出水pH基本上都低于石灰石人工濕地系統(tǒng)出水。廢磚垂直流人工濕系統(tǒng)出水DO、ORP、電導(dǎo)率高于石灰石人工濕地系統(tǒng)出水。

3 討論

3.1 污染負荷對人工濕地系統(tǒng)污染物去除的影響

本研究表明，隨著污染負荷的增加，廢磚垂直流人工濕地對污染物的去除能力逐漸降低。污染負荷是人工濕地設(shè)計的一個重要參數(shù)，濕地的污染負荷對濕地的凈化效率和運行有著重要的影響（吳建強，2010；張萍等，2013）。隨著進水有機負荷的增加，人工濕地的去除容量也增強，有機物的去除能力有所提升，但當(dāng)有機負荷達到最高時，系統(tǒng)CODcr去除率會下降, 有機負荷過高會降低濕地對污水的凈化效果（孫文杰等，2011；Sani et al.，2013）。杜新等通過模擬農(nóng)村生活污水間歇排放特征，構(gòu)建新型潮汐流人工濕地小試，有機物含量是潮汐流系統(tǒng)對污染物去除效果的主要限制因素（杜新等，2015；李紫霞等，2016）。丁海靜（2018）研究表明在低有機負荷運行下，系統(tǒng)CODCr去除效果最好；而在高有機負荷運行下，系統(tǒng)CODCr去除效果最差。本研究中廢磚人工濕地系統(tǒng)在污染負荷2，3情況下，系統(tǒng)出水ρ(CODCr)可達到二級水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，高污染負荷下系統(tǒng)CODCr去除效果最差，結(jié)果與之相同。

本研究發(fā)現(xiàn)在不同污染負荷下廢磚垂直流人工濕地系統(tǒng)對污染物的去除率均要優(yōu)于石灰石人工濕地。人工濕地基質(zhì)的物理和化學(xué)固定作用是水中污染物去除的重要因素。基質(zhì)通過沉淀、過濾、吸附和離子交換等作用將污水水中有機物、氨氮和磷等污染物快速固定在基質(zhì)的孔隙和吸附點位上（籍國東等，2004）。廢磚的比表面積和孔隙率均比石灰石大。廢磚的比表面積和孔隙率分別為3.033 m2·g-1，0.234 cm3·g-1，而石灰石的比表面積和孔隙率分別為1.38 m2·g-1，10.151 cm3·g-1。廢磚和石灰石放大10000倍的SEM照片如圖6所示，廢磚的表面布滿了凹凸不平的孔洞和顆粒狀物質(zhì)，表面十分粗糙；而石灰石呈多層片狀結(jié)構(gòu)，表面十分光滑平整。廢磚與石灰石相比，粗糙的表面結(jié)構(gòu)能夠為微生物提供更多的吸附生長點，從而提高生物承載量。同時粗糙的表面結(jié)構(gòu)還能夠增大填料與懸浮顆粒的接觸機會，有利于污染物顆粒的截留。廢磚和石灰石的XRD衍射譜圖如圖7所示，化學(xué)成分如表3所示，廢磚和石灰石內(nèi)所含元素及氧化物的種類相近，但含量差別很大?？扇苄缘臒o機磷可以和填料中的Ca2+、Al3+、Fe3+等金屬離子發(fā)生化學(xué)沉淀反應(yīng)。在堿性條件下，磷可以與填料中的Ca2+反應(yīng)生成羥基磷灰石；在酸性條件下，磷可以與填料中的Al3+、Fe3+反應(yīng)分別生成磷酸鋁和磷酸鐵沉淀。廢磚與石灰石相比，其Ca元素含量較低，而Al元素和Fe元素含量較高。因此可推斷在堿性條件下，富含Ca元素的石灰石對P素的化學(xué)吸附沉淀相比廢磚更具優(yōu)勢；而在酸性條件下，Al元素和Fe元素含量更高的廢磚對P素的化學(xué)吸附沉淀相比石灰石要更有優(yōu)勢。因此，在不同污染負荷條件下，廢磚垂直流人工濕地系統(tǒng)對污水的抗沖擊性要強于石灰石人工濕地系統(tǒng)。廢磚垂直流人工濕地的吸附飽和能力以及運行時間壽命問題也是今后需要進一步研究的內(nèi)容。

表2 人工濕地系統(tǒng)不同污染負荷下進、出水微環(huán)境指標(biāo)變化 Table 2 Changes of micro-environment indicators of inlet and outlet water under different pollution loads in constructed wetland systems

圖6 廢磚（a）和石灰石（b）的SEM照片 Fig. 6 SEM photograph of brick (a) and limestone (b)

圖7 廢磚和石灰石的XRD衍射譜圖 Fig. 7 XRD diffraction spectra of waste brick and limestone

3.2 污染負荷對人工濕地系統(tǒng)微環(huán)境的影響

基質(zhì)吸附和固定的部分污染物在濕地微生物的作用下進一步發(fā)生轉(zhuǎn)化，形成生物膜及其他微生物活動產(chǎn)物，完成從濕地中的完全降解，這些過程中存在硝化作用、反硝化作用、氨化作用以及生物除磷過程等（古騰等，2018）。pH、DO、ORP、電導(dǎo)率是反映人工濕地中氧化還原狀態(tài)的重要指標(biāo)，是微生物活動以及有機物質(zhì)降解和營養(yǎng)鹽轉(zhuǎn)化的重要影響因素。人工濕地系統(tǒng)不同污染負荷下進、出水微環(huán)境指標(biāo)變化如表3。隨著污染負荷的增加，人工濕地DO逐漸降低，可能是因為污染負荷影響改變好氧微生物降解速率，污染負荷增加，好氧微生物降解有機物和氨氮的好氧速率也加快。當(dāng)污染物質(zhì)量濃度進一步增加，不僅有好氧生物降解速率增加，氧氣被消耗，并且可能存在當(dāng)好氧生物氧氣消耗較多時，厭氧生物也會降解污染物。微生物降解有機物、氨氮的耗氧速率增加，還原性物質(zhì)積累也較多，水體ORP降低明顯（付融冰等，2008）。研究表明NH4+-N的去除率與氧化還原電位存在顯著相關(guān)關(guān)系（陶敏等，2008）。人工濕地中C、N的凈化過程實質(zhì)上是電子得失、價態(tài)變換的過程，通常需要在不同的環(huán)境條件下經(jīng)過一系列的氧化還原反應(yīng)才能完成，因而在很大程度上受氧化還原電位的影響（Richardson et al.，2001）。由此可見，污染負荷變化，環(huán)境指標(biāo)也會變化，進而對污染物的去除產(chǎn)生一定的影響。另外，人工濕地系統(tǒng)對污染物的去除除了污染物被基質(zhì)固定吸附，以及微生物的同化和異化作用外，植物富集也起到一定作用，今后將從不同水生植物在廢磚垂直流人工濕地系統(tǒng)處理污染物過程的起到了貢獻研究開展相關(guān)深入研究。

表3 廢磚和石灰石中元素質(zhì)量分?jǐn)?shù) Table 3 Elemental mass fraction in waste bricks and limestone

4 結(jié)論

（1）不同污染負荷下，廢磚人工濕地系統(tǒng)對污染物的去除存在顯著差異（P＜0.05），在污染負荷1[ρ(TN) 10=mg·L-1，ρ(TP)=1 mg·L-1，ρ(CODCr)=10 mg·L-1]和污染負荷2[ρ(TN)=20 mg·L-1，ρ(TP)=3 mg·L-1，ρ(CODCr)=200 mg·L-1]情況下，系統(tǒng)顯示較好的污染物去除效果，出水TN和NH4+-N質(zhì)量濃度滿足《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB18918—2002）一級B類水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)。

（2）廢磚人工濕地系統(tǒng)對污染物的去除效果要優(yōu)于石灰石人工濕地。廢磚人工濕地對TP去除率在4個污染負荷下分別可達到86%、74%、64%、61%；在污染負荷3[ρ(TN) 40=mg·L-1，ρ(TP)=7 mg·L-1，ρ(CODCr)=300 mg·L-1]情況下，廢磚人工濕地系統(tǒng)對CODCr的去除率可達到83%。

（3）不同污染負荷變化，會影響系統(tǒng)微環(huán)境指標(biāo)的變化。不同污染負荷的變化對系統(tǒng)的凈化效果具有顯著影響。該研究結(jié)果可為廢磚人工濕地系統(tǒng)運行和優(yōu)化提供重要實際參考價值。