人工濕地凈化污水處理廠低濃度尾水的效果

李 青 張瓊?cè)A 周衛(wèi)東 朱瑞亭 DZAKPASU Mawuli 熊家晴 王曉昌

(1.西安建筑科技大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院, 西安 710055; 2.南京水務(wù)集團(tuán)有限公司, 南京 210000;3.江蘇金陵環(huán)境有限公司, 南京 210003)

人工濕地是經(jīng)過(guò)人工設(shè)計(jì)和工程強(qiáng)化, 由基質(zhì)、植物、微生物、動(dòng)物和水體組成的一種模仿天然濕地的復(fù)合體[1]。1989年, Hammer[2]首次利用人工濕地對(duì)生活污水和工業(yè)廢水進(jìn)行處理, 結(jié)果表明去除功效較為理想。1991年, 胡康萍等[3]最先報(bào)道了中國(guó)第一座白泥坑人工濕地處理系統(tǒng), 該系統(tǒng)在經(jīng)濟(jì)與技術(shù)上的優(yōu)勢(shì)得到充分展現(xiàn), 也為國(guó)內(nèi)人工濕地技術(shù)的發(fā)展與革新創(chuàng)造了堅(jiān)實(shí)的基礎(chǔ)。此后, 由于人工濕地具有處理功效好、抗沖擊能力強(qiáng)、生態(tài)價(jià)值突出和造價(jià)低等優(yōu)勢(shì)[4,5], 逐漸在尾水提標(biāo)中得到更廣泛的推廣運(yùn)用[6—8]。

通過(guò)國(guó)內(nèi)外研究發(fā)現(xiàn)[9—13], 水力負(fù)荷、水深和水力停留時(shí)間是影響濕地系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)轉(zhuǎn)的3個(gè)重要因素, 且適宜提高水力負(fù)荷能有效減少系統(tǒng)用地面積, 從而優(yōu)化濕地系統(tǒng)運(yùn)行機(jī)制。因此針對(duì)建設(shè)復(fù)雜和用地緊張等情況, 高負(fù)荷人工濕地的推廣應(yīng)用需進(jìn)一步研究與探索。與此同時(shí), 人工濕地研究多以小試、中試為主, 對(duì)實(shí)際規(guī)模人工濕地的凈化效果和運(yùn)行機(jī)理分析探究較少, 一方面是由于尾水中碳源不足導(dǎo)致濕地反硝化效果較差; 另一方面是大型濕地系統(tǒng)長(zhǎng)期運(yùn)行中生物膜積累容易造成濕地系統(tǒng)堵塞, 這些都限制了人工濕地實(shí)際工程中的大規(guī)模推廣運(yùn)用。

基于此, 研究構(gòu)建一種以雙向橫流過(guò)濾單元為核心的人工濕地系統(tǒng), 以污水處理廠實(shí)際低濃度尾水為進(jìn)水, 深入探究該人工濕地系統(tǒng)的凈化效果和濕地系統(tǒng)中基質(zhì)、植物和微生物群落之間的作用機(jī)理, 以期為大型工程人工濕地建設(shè)用地緊張、綜合成本高等問(wèn)題提供一定的理論指導(dǎo)與技術(shù)參考。

1 材料與方法

1.1 系統(tǒng)概況

工藝設(shè)計(jì)該濕地系統(tǒng)進(jìn)水為南京市江心洲污水處理廠尾水, 采用雙向橫流過(guò)濾單元+表流濕地單元組合工藝, 濕地系統(tǒng)及其附屬廊道占地面積為1800 m2, 設(shè)計(jì)處理水量為1200 m3/d, 水力停留時(shí)間約為24h, 雙向橫流過(guò)濾單元由7個(gè)結(jié)構(gòu)相同的單元并聯(lián)而成(2個(gè)單元種植美人蕉、2個(gè)單元種植花葉蘆竹、3個(gè)單元種植再力花), 濕地系統(tǒng)設(shè)計(jì)參數(shù)如表1所示, 平面布置與剖面如圖1所示。

表1 雙向橫流過(guò)濾單元設(shè)計(jì)參數(shù)對(duì)比Tab.1 Comparison of design parameters for bi-directional cross-flow filter units

系統(tǒng)運(yùn)行周期2020年11月1日至2021年2月15日為正向啟動(dòng)時(shí)期; 2021年2月15日至2021年5月31日為反向運(yùn)行時(shí)期; 2021年6月1日至2021年9月15日為正向運(yùn)行時(shí)期; 2021年9月16日至2021年10月30日為反向運(yùn)行時(shí)期。

1.2 樣品的采集與分析

水質(zhì)指標(biāo)檢驗(yàn)檢測(cè)濕地系統(tǒng)的進(jìn)、出水,采樣頻率為每周1次, 水質(zhì)指標(biāo)測(cè)定方法參照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》(第4版)。COD采用重鉻酸鉀法測(cè)定; TN采用過(guò)硫酸鉀-紫外分光光度法測(cè)定;-N采用納氏試劑分光光度法測(cè)定; TP采用過(guò)硫酸鉀消解-鉬酸銨分光光度法測(cè)定。

基質(zhì)生物量分析對(duì)不同運(yùn)行階段(正向進(jìn)水、過(guò)渡階段、反向進(jìn)水)內(nèi)雙向橫流過(guò)濾單元的進(jìn)、出水端基質(zhì)樣品進(jìn)行采集, 將一定量新鮮基質(zhì)置于已烘干的坩堝(坩堝重量記為W)中, 在105℃電熱恒溫鼓風(fēng)干燥箱中干燥24h以上, 在干燥皿中冷卻后稱(chēng)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(jì)算生物量為(W1-W2)/(W1-W), 單位為gVSS/kg填料。

基質(zhì)截留碳源分析對(duì)3組種植不同植物的雙向橫流過(guò)濾單元不同運(yùn)行階段(正向進(jìn)水、過(guò)渡階段、反向進(jìn)水)內(nèi)的進(jìn)、出水端基質(zhì)樣品進(jìn)行采集, 采用一定量超純水沖洗基質(zhì)樣品, 測(cè)定沖洗后樣品混合液中多糖、蛋白質(zhì)含量, 其中蛋白質(zhì)采用多糖選用蒽酮-硫酸法測(cè)定[14], 蛋白質(zhì)選用Lowry法測(cè)定[15]。

微生物群落結(jié)構(gòu)分析對(duì)3組種植不同植物的雙向橫流過(guò)濾單元不同運(yùn)行階段(正向進(jìn)水、反向進(jìn)水)內(nèi)進(jìn)、出水端基質(zhì)樣品進(jìn)行采集; 通過(guò)OMEGA Soil DNA試劑盒提取基質(zhì)樣品中微生物DNA; 使用通用細(xì)菌16S rRNA的515F和909R(V4—V5區(qū))對(duì)提取的DNA進(jìn)行PCR擴(kuò)增; 將所有序列讀數(shù)聚類(lèi)到操作分類(lèi)單位(OTU)(相似性閾值為97.00%)。高通量測(cè)序服務(wù)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(jìn)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(kāi), 用錫箔紙包裹, 做好標(biāo)記, 放置于烘箱中, 調(diào)節(jié)至105℃殺青, 之后于80℃條件下放置48h, 直至烘至恒重后稱(chēng)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(yíng)養(yǎng)液(0.1倍的霍格蘭德?tīng)I(yíng)養(yǎng)液)導(dǎo)入培養(yǎng)桶中, 用氮?dú)獯得?0min左右, 盡量充分地去除營(yíng)養(yǎng)液中存在的溶解氧, 并且進(jìn)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(zhǎng)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(yíng)養(yǎng)液中, 用溶氧微電極測(cè)出溶解氧濃度, 記為DO1, 為防止氧氣進(jìn)入瓶中, 應(yīng)立即使用石蠟將液體進(jìn)行封閉, 上述操作均在氮?dú)獯祾邨l件下進(jìn)行;隨后將廣口瓶置于自然條件下6h后, 用溶氧微電極測(cè)定溶解氧含量, 記為DO2; 最后計(jì)算根系泌氧速率為ROL=(DO2-DO1)V/32mt, 單位為μmol/(h·g)。

2 結(jié)果與討論

2.1 綜合處理效果分析

濕地系統(tǒng)近1年的實(shí)際進(jìn)、出水水質(zhì)如表2所示, 南京江心洲污水處理廠尾水濕地系統(tǒng)可將污水處理廠尾水由《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838-2002)近Ⅳ類(lèi)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)提升至近Ⅲ類(lèi)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn), 表明以雙向橫流過(guò)濾單元為核心的濕地系統(tǒng)對(duì)污水廠尾水具有穩(wěn)定且有效的處理效果。

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

2.2 低濃度系統(tǒng)凈化效果分析

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

COD的去除COD的去除率隨運(yùn)行時(shí)間的變化如圖2所示, 由于尾水中COD濃度較低, 該濕地系統(tǒng)進(jìn)水COD平均濃度為(25.57±1.64) mg/L, 系統(tǒng)對(duì)其去除作用并不理想, 這與王楠等[16]的實(shí)驗(yàn)結(jié)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(dá)20.11%, 夏季高溫時(shí)去除率接近30.00%, 而再力花單元對(duì)COD的平均去除率僅為11.39%, 夏季高溫時(shí)去除率接近20.00%, 說(shuō)明3組種植不同植物的濕地單元對(duì)COD的去除效果差別較大, 這可能是因?yàn)橹参镒饔檬怯袡C(jī)物去除的重要途徑之一, 而不同的植物根系的吸附和絡(luò)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(yùn)行時(shí)間的變化如圖3所示, 系統(tǒng)進(jìn)水-N平均濃度為(0.79±0.13) mg/L。隨著濕地系統(tǒng)的穩(wěn)定運(yùn)行, 3個(gè)單元對(duì)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(dá)到30.00%, 最高可達(dá)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(lèi)型對(duì)-N的處理效果有明顯差異, 這是因?yàn)?N容易被植物吸收、利用, 并且種植植物類(lèi)型不同也對(duì)基質(zhì)區(qū)的微生物群落結(jié)構(gòu)產(chǎn)生影響。

TN的去除TN的去除率隨運(yùn)行時(shí)間的變化如圖4所示, 雙向橫流過(guò)濾濕地單元的進(jìn)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(shì)與-N相接近, 花葉蘆竹單元平均去除率為17.17%, 夏季高溫時(shí)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(shí)去除率最高達(dá)22.05%, 而再力花單元平均去除率最低, 不足15.00%, 說(shuō)明植物類(lèi)型對(duì)TN的處理效果有影響。原因可能是植物根部會(huì)分泌碳源, 改變了微生物群落, 對(duì)反硝化細(xì)菌的代謝繁殖產(chǎn)生影響,提高了微生物對(duì)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(dāng)溫度＜15℃時(shí), 脫氮微生物(主要為硝化和反硝化細(xì)菌)的活性及植物的生長(zhǎng)均受到明顯抑制作用, 導(dǎo)致濕地系統(tǒng)脫氮效果會(huì)出現(xiàn)明顯下降[20]。并且相比于其他水質(zhì)指標(biāo), TN去除率較低, 可能與該人工濕地系統(tǒng)的實(shí)際進(jìn)水水力負(fù)荷偏高, 且進(jìn)水中COD較低, C/N不足, 從而對(duì)濕地的反硝化過(guò)程產(chǎn)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(yùn)行時(shí)間的變化如圖5所示。由圖可知, 雙向橫流過(guò)濾濕地單元的進(jìn)水TP平均濃度為(0.052±0.0090) mg/L, 雖然系統(tǒng)進(jìn)水TP過(guò)低, 但3組不同植物單元對(duì)TP的平均去除率均達(dá)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(dá)30.00%,說(shuō)明種植不同植物的3組濕地單元對(duì)尾水中磷均有較好的去除功效, 而植物類(lèi)型對(duì)TP的處理效果的差異性較弱, 這是因?yàn)闈竦叵到y(tǒng)對(duì)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(tǒng)內(nèi)基質(zhì)填料的過(guò)濾、吸附等作用[21], 并且填料的物理化學(xué)作用是除磷的主要機(jī)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(guò)對(duì)不同植物單元的處理效果、基質(zhì)截留碳源能力、微生物群落分布特性和強(qiáng)化脫氮功效四方面進(jìn)行討論與分析, 進(jìn)一步揭示雙向橫流過(guò)濾單元的凈化機(jī)理。

不同植物濕地單元效果分析本研究在雙向橫流過(guò)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?yàn)榛ㄈ~蘆竹的成活率高, 具有強(qiáng)抗逆性和高競(jìng)爭(zhēng)力的特點(diǎn), 從而有較強(qiáng)的去污和凈化能力[25]。通過(guò)實(shí)驗(yàn)測(cè)定發(fā)現(xiàn)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(shuō)明孔隙度、根系泌氧量與水質(zhì)凈化率呈正相關(guān)。成水平等[26]通過(guò)研究發(fā)現(xiàn), 植物的吸收、富集作用與其生長(zhǎng)狀況和根系的發(fā)達(dá)程度具有正相關(guān)變化趨勢(shì); 林劍華等[27]發(fā)現(xiàn)孔隙度高的植物泌氧能力越強(qiáng), 且根長(zhǎng)越長(zhǎng)的植物更易于為深層次的基質(zhì)提供氧氣; Lai等[28]研究發(fā)現(xiàn)植物的泌氧作用功效對(duì)濕地系統(tǒng)降解污染物時(shí)所需耗氧的補(bǔ)充量遠(yuǎn)高于由空氣擴(kuò)散而得到的氧氣量, 且植物根系泌氧機(jī)制與COD去除率緊密相關(guān)。這些在一定程度上解釋與證實(shí)了本文實(shí)驗(yàn)結(jié)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(zhǎng)率低, 而水生植物的生長(zhǎng)繁殖強(qiáng)弱對(duì)氮磷的去除貢獻(xiàn)最大[29], 因此再力花單元對(duì)水質(zhì)凈化效果較差。

基質(zhì)截留解析生物量分析: 圖6為實(shí)驗(yàn)期間雙向橫流過(guò)濾單元進(jìn)水端與出水端基質(zhì)區(qū)生物量變化情況, 切換濕地系統(tǒng)進(jìn)水方向后, 其正向啟動(dòng)階段時(shí)的進(jìn)水端區(qū)域則轉(zhuǎn)換為反向運(yùn)行階段的出水端區(qū)域。從圖6可知, 在正向啟動(dòng)運(yùn)行期間, 雙向橫流過(guò)濾單元的進(jìn)水端與出水端基質(zhì)區(qū)中生物量隨運(yùn)行時(shí)間增加均呈上升趨勢(shì), 在啟動(dòng)末期(正向進(jìn)水末期), 進(jìn)水端填料區(qū)的生物量提高至6.09 gVSS/kg填料, 高達(dá)出水端填料區(qū)生物量的2.3倍。但隨著進(jìn)水方向的切換(反向運(yùn)行階段期), 系統(tǒng)正向運(yùn)行時(shí)的進(jìn)水端與出水端基質(zhì)區(qū)位置進(jìn)行轉(zhuǎn)換。由圖6可知, 反向運(yùn)行時(shí)出水端基質(zhì)區(qū)生物量隨運(yùn)行時(shí)間增加而逐漸減小。這主要是因?yàn)閱?dòng)階段的好氧區(qū)域變?yōu)槿毖鯀^(qū)域。之前正向運(yùn)行進(jìn)水端區(qū)域積累的生物量則位于反向進(jìn)出水周期的缺氧段, 生物膜生長(zhǎng)受到抑制, 但生物膜可作為內(nèi)碳源被缺氧段反硝化細(xì)菌的反硝化作用所利用, 使相應(yīng)生物量含量顯著降低, 在反向進(jìn)水末期生物量降至1.67 gVSS/kg。與此同時(shí), 正向運(yùn)行時(shí)的出水端區(qū)域則由缺氧出水區(qū)轉(zhuǎn)為好氧進(jìn)水區(qū), 其生物量隨運(yùn)行時(shí)間增加而逐漸提高, 由0.79升高至8.03 gVSS/kg, 為雙向橫流過(guò)濾單元下一次進(jìn)水方向切換儲(chǔ)備了反硝化內(nèi)碳源。

圖6 不同運(yùn)行階段下雙向橫流過(guò)濾濕地單元前后段填料區(qū)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(shí)雙向橫流過(guò)濾單元在切換系統(tǒng)進(jìn)水方向前后(即正向運(yùn)行階段、切換方向過(guò)渡階段、反向運(yùn)行階段)的進(jìn)、出水端基質(zhì)區(qū)截留碳源量(蛋白質(zhì)、多糖)變化情況。由圖7可知, 濕地系統(tǒng)在正向穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)3種不同植物濕地單元進(jìn)水端基質(zhì)區(qū)蛋白質(zhì)與多糖的總含量均大于出水端基質(zhì)區(qū); 相較于正向啟動(dòng)階段, 在過(guò)渡階段即切換水流方向初期時(shí)基質(zhì)區(qū)截留碳源量隨濕地系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行均呈上升趨勢(shì), 且濕地系統(tǒng)中進(jìn)水端基質(zhì)區(qū)截留量均大于出水端; 而反向穩(wěn)定運(yùn)行期間, 基質(zhì)截留量顯著高于正向穩(wěn)定運(yùn)行階段, 且3種植物單元的出水端基質(zhì)區(qū)截留量仍大于進(jìn)水端, 其中花葉蘆竹濕地單元中截留蛋白質(zhì)與糖類(lèi)的含量最高。這是由于隨系統(tǒng)運(yùn)行時(shí)間的增加, 正向進(jìn)水階段末期基質(zhì)區(qū)進(jìn)水端積累了大量生物膜, 切換系統(tǒng)進(jìn)水方向后, 則轉(zhuǎn)變?yōu)闈竦叵到y(tǒng)的出水端區(qū)域, 為系統(tǒng)出水端缺氧或厭氧條件下的反硝化過(guò)濾提供內(nèi)碳源, 從而實(shí)現(xiàn)強(qiáng)化脫氮功效, 與上述水質(zhì)分析中花葉蘆竹單元對(duì)COD、TN去除效果最佳相符。

圖7 不同運(yùn)行階段下雙向橫流過(guò)濾濕地單元不同位置基質(zhì)區(qū)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(jié)構(gòu)分析微生物序列和多樣性: 微生物在濕地系統(tǒng)中對(duì)水質(zhì)提升、有機(jī)質(zhì)分解和氮磷轉(zhuǎn)化起到關(guān)鍵作用[30,31], 為解析不同運(yùn)行階段(正向運(yùn)行與反向運(yùn)行)時(shí)種植不同植物濕地單元微生物群落的分布規(guī)律與作用特點(diǎn), 對(duì)種植不同植物的雙向橫流過(guò)濾單元中進(jìn)水端與出水端的基質(zhì)樣品進(jìn)行微生物群落比較分析。三組濕地單元的多樣性(Shannon指數(shù)、Simpson指數(shù))、豐富度(Chao1指數(shù)和Ace指數(shù))和覆蓋度(Coverage指數(shù))如表3所示, 從表3可知, 所有樣品Coverage指數(shù)均達(dá)到0.98, 表明測(cè)試結(jié)果準(zhǔn)確可靠, 每個(gè)濕地樣本中的細(xì)菌OTU都得到了很好的捕獲, 足以覆蓋所有物種, 可以真實(shí)反映不同濕地中的微生物群落結(jié)構(gòu)[32—34]。從表中可以看出, 在正向運(yùn)行階段與反向運(yùn)行階段時(shí)Shannon指數(shù)、Ace指數(shù)和Chao1指數(shù)的變化規(guī)律相似, 均為進(jìn)水端高于出水端, 且種植不同類(lèi)型植物單元的微生物多樣性存在一定差異, 表現(xiàn)為花葉蘆竹單元＞美人蕉單元＞再力花單元, 說(shuō)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(qiáng)弱不同, 并且根系分泌碳源的類(lèi)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(tài)凈化功能更豐富, 能去除更多的污染物。因此, 可以推測(cè)本研究的花葉蘆竹濕地具有相對(duì)較強(qiáng)的污染物凈化能力, 與上述水質(zhì)實(shí)驗(yàn)結(jié)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(jié)構(gòu)組成: 由圖8可知, 在正向穩(wěn)定進(jìn)水時(shí), 不同植物濕地單元進(jìn)水端與出水端的主要優(yōu)勢(shì)門(mén)有Proteobacteria(變形菌門(mén))、Bacteroidetes(擬桿菌門(mén))、Cyanobacteria_Chioroplast(藍(lán)藻菌門(mén))、Planctomycetes(浮霉菌門(mén))、Acidobacteria(酸桿菌門(mén))、Nitrospire(硝化螺旋菌門(mén))、Actinobacteria(放線菌門(mén))和Chloroflexi(綠彎菌門(mén)); 在反向穩(wěn)定進(jìn)水時(shí), 不同植物濕地單元進(jìn)水端與出水端的主要優(yōu)勢(shì)門(mén)有Proteobacteria(變形菌門(mén))、Bacteroi-detes(擬桿菌門(mén))、Cyanobacteria_Chioroplast(藍(lán)藻菌門(mén))、Planctomycetes(浮霉菌門(mén))、Nitrospire(硝化螺旋菌門(mén))和Acidobacteria(酸桿菌門(mén))。由此可知,不同運(yùn)行階段時(shí)3種植物濕地單元進(jìn)水端與出水端中微生物群落在門(mén)水平上的主要優(yōu)勢(shì)菌門(mén)種類(lèi)基本一致, 但也存在一定差異, 其差異性主要體現(xiàn)在細(xì)菌群落的相對(duì)豐度上。有研究發(fā)現(xiàn)[37,38], Proteobacteria中存在參與C循環(huán)、N循環(huán)和S循環(huán)相關(guān)的菌屬, 在濕地中被廣泛發(fā)現(xiàn)。從圖8可知, Proteobacteria為本研究不同濕地中的第一優(yōu)勢(shì)菌門(mén), 這與其他很多研究結(jié)果相一致[39,40], 其豐度較高使?jié)竦叵到y(tǒng)具有良好的脫氮和有機(jī)物去除功效。而比較不同植物濕地單元微生物群落相對(duì)豐度可知, 種植花葉蘆竹的濕地單元中變形菌門(mén)相對(duì)豐度較低, 而酸桿菌門(mén)與硝化螺旋菌門(mén)含量相對(duì)較高, 說(shuō)明不同植物根際分泌物類(lèi)型不同, 對(duì)微生物分布特性產(chǎn)生影響。

圖8 不同運(yùn)行階段時(shí)在門(mén)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(mén)分類(lèi)水平來(lái)看, Proteobacteria、Bacteroidetes是污泥厭氧發(fā)酵的重要菌門(mén), 并且在反硝化中具有顯著作用功效, 其中Bacteroidetes還可進(jìn)行蛋白類(lèi)物質(zhì)的降解。Liu等[41]通過(guò)研究AOA-SBR剩余污泥中細(xì)菌門(mén)的分布特性, 發(fā)現(xiàn)這兩個(gè)菌門(mén)的總和占比為60.00%。而在本試驗(yàn)所研究的正向、反向進(jìn)水運(yùn)行階段內(nèi), 這兩種菌門(mén)在濕地組合系統(tǒng)中占比總和高達(dá)65.00%以上, 且在系統(tǒng)進(jìn)水端和出水端比例差距較小, 說(shuō)明調(diào)換系統(tǒng)進(jìn)水方向?qū)@兩種主要功能菌門(mén)的作用效果影響較小,這也解釋了切換水流進(jìn)水方向后濕地系統(tǒng)脫氮作用的快速恢復(fù)現(xiàn)象。由圖8可知, 雙向橫流過(guò)濾單元的進(jìn)水端區(qū)域在正向進(jìn)水末期積累了大量了生物膜, 切換系統(tǒng)進(jìn)水方向后, 進(jìn)水端則轉(zhuǎn)變?yōu)橄到y(tǒng)的出水端, 使這兩種菌門(mén)能充分利用內(nèi)生碳源, 從而為反硝化細(xì)菌提供反硝化所需的電子供體, 促進(jìn)反硝化作用效果, 進(jìn)而提升整個(gè)系統(tǒng)的脫氮功效。

強(qiáng)化脫氮功效為進(jìn)一步探究雙向橫流過(guò)濾單元的強(qiáng)化脫氮功效, 對(duì)3組植物單元在不同運(yùn)行階段的TN和-N的去除效果進(jìn)行對(duì)比分析。由圖9可知, 相比正向運(yùn)行階段, 3組雙向橫流過(guò)濾單元在切換水流方向后, 對(duì)TN和-N的去除率均顯著升高, 與正向運(yùn)行時(shí)期相比, 反向運(yùn)行TN去除效果可提高50.00%; 且此時(shí)-N去除率最高接近40.00%。對(duì)圖6與圖7中雙向橫流單元基質(zhì)區(qū)生物量與碳源截留量的變化趨勢(shì)進(jìn)行綜合分析可知, 雙向橫流過(guò)濾單元在切換水流方向后, 可對(duì)內(nèi)生質(zhì)碳源進(jìn)行高效利用, 促進(jìn)濕地系統(tǒng)的反硝化作用, 提升濕地系統(tǒng)的脫氮性能。該系統(tǒng)通過(guò)設(shè)置橫流式過(guò)濾廊道, 營(yíng)造理想的推移流條件, 利用進(jìn)水中的DO, 在前段濾層中實(shí)現(xiàn)有機(jī)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(yíng)造缺氧或厭氧條件; 通過(guò)水位調(diào)節(jié)實(shí)現(xiàn)雙向進(jìn)出水, 當(dāng)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(guò)濾提供“內(nèi)生碳源”; 根據(jù)生物膜形成情況定期倒換水流方向, 在過(guò)濾廊道中持續(xù)保持“好氧生物過(guò)濾+內(nèi)生碳源利用反硝化過(guò)濾”的運(yùn)行狀態(tài), 在無(wú)外加碳源的條件下, 同步實(shí)現(xiàn)有機(jī)物氧化和反硝化脫氮; 可通過(guò)內(nèi)生碳源利用實(shí)現(xiàn)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(yùn)行階段下對(duì)氮的去除效果Fig.9 Nitrogen removal effect at different running stages

3 結(jié)論

(1)采用以雙向橫流過(guò)濾單元為核心的人工濕地系統(tǒng)處理南京江心洲污水處理廠低濃度尾水, 發(fā)現(xiàn)該濕地模式的系統(tǒng)出水水質(zhì)可穩(wěn)定提升1個(gè)等級(jí)。(2)3種不同植物濕地單元對(duì)低負(fù)荷污水廠尾水均具有良好的水質(zhì)提升功效, 不同類(lèi)型水生植物濕地單元對(duì)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(duì)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(guò)濾濕地可借助進(jìn)出水雙向切換, 通過(guò)內(nèi)生碳源利用實(shí)現(xiàn)濾層的自我再生, 反向進(jìn)水TN去除率可提升50.00%, 不僅能強(qiáng)化脫氮功效而且可防止濾層堵塞。(4)從門(mén)分類(lèi)水平來(lái)看, 濕地系統(tǒng)正向與反向穩(wěn)定運(yùn)行階段時(shí)主要微生物群落變化不大, 系統(tǒng)進(jìn)水端Proteobacteria(變形菌門(mén))和Bacteroidetes(擬桿菌門(mén))占比較高(65.00%左右), 充分說(shuō)明切換進(jìn)水方向后濕地系統(tǒng)可較快地進(jìn)行過(guò)渡且趨于穩(wěn)定, 恢復(fù)其對(duì)污染物的處理功效。