不同污染负荷对废砖垂直流人工湿地处理 农村生活污水的影响

陈昢圳，郑向群，华进城

农业农村部环境保护科研监测所，天津 300191

随着我国农村人民生活水平的提高，农村生活污水排放量逐年增加。农村生活污水已经成为农业面源污染的重要的来源之一（李冠杰等，2015）。我国农村环保基础设施建设总体滞后，生活污水处理率偏低，是导致村镇环境“脏、乱、差”现象的重要原因。截至2016年，已开展环境综合整治的建制村仅占全国建制村总数的20%，仍有80%的建制村未建设污水处理设施（王夏晖等，2018）。另外，来自城市和农村本地的巨量的建筑垃圾绝大部分未经任何处理，采用露天堆放或填埋的方式进行处理，给农村大量的耕地及生活环境造成了很大威胁（Amelia，2001；黄世谋等，2006；唐蓉等，2007）。农村生活污水及垃圾治理已经纳入乡村振兴战略，农村废弃物的减排以及资源化利用已经成为当前农村环境整治的首要内容。

人工湿地实质是一个综合生态系统，应用生态系统中生物种群的能量和物质循环的再生作用，在促进废水中污染物良性循环的前提下，充分发挥资源生产潜力，获得污水处理与资源化的最佳效益，防止对环境造成二次污染（Stottmeister et al.，2008）。人工湿地处理系统同时具有缓冲容量大、处理效果好、工艺简单、投资少、运行费用低等优点，是一种经济有效的生态处理技术（Greenway，2003；Cheng et al.，2001；刘红等，2003；修春海等，2008）。

近年来好多学者在人工湿地处理农村生活污水方面开展了相关研究（谭迪等，2018；古腾等，2018；黄媛媛等，2018）。废砖垂直流人工湿地是一种采用农村废弃建筑垃圾和秸秆为填料的一种新型“以废治废、变废为宝”的人工湿地，是本团队前期研发的一种新型人工湿地。由于农村生活污水的特点是波动性大，污染负荷变化大，不同人工湿地处理能力不一。在不同污染负荷情况下，废砖垂直流人工湿地系统的处理效果如何，这方面开展的研究较少。因此本研究以废砖建垂直流人工湿地系统为研究对象，同时以石灰石垂直流人工湿地系统作为对照，研究不同污染负荷对废砖垂直流人工湿地系统处理农村生活污水的影响。研究结果可为废砖垂直流人工湿地系统的设计和运行提供指导，提高对农村生活污水污染物的去除效果。

1 材料与方法

1.1 试验装置

试验装置采用垂直流潜流人工湿地系统（图1）。系统主要包括配水箱（1 m×1.5 m×1 m）、湿地床（1 m×2 m×1 m）和排水箱（1 m×2 m×1 m）。布水系统由潜污泵、流量计、布水管道及液位计组成。潜水泵和流量计用来控制进水的流量和流速。布水管设置在湿地床上方20 cm处，由4根直径15 cm的PVC管并联而成，每个分支均设置有开关阀门以单独调节每个分支布水流量和大小。采用液位计控制湿地床箱体内的液位高度，高低液位分别为85 cm，40 cm处。

设置两种填料的人工湿地系统。废砖人工湿地系统：上层0-20 cm由粒径＜0.5 cm的黏土红砖和秸秆填充（体积比为10:1）；中层20-80 cm铺设粒径为0.5-1 cm的黏土红砖；下层80-100 cm分别铺设高10 cm粒径为1-3 cm及高10 cm粒径为3-5 cm的红砖。石灰石人工湿地系统为对照，填料为常规石灰石，石灰石填充厚度与粒径分布同废砖湿地。

1.2 试验材料

两种人工湿地填料分别采用建筑废弃黏土红砖和常规石灰石。湿地所种植水生植物为空心菜，种植密度为15-20 plant·m-2。试验进水为模拟农村生活污水。

1.3 试验设计

根据本研究前期预试验、人工湿地污水处理工程技术规范（HJ 2005—2010）、以及相关农村生活污水处理方面的研究（龚琴红等，2004；冯明雷等，2007；李英华等，2013；韦新东等，2015；李紫霞等，2016），设计4种不同污染负荷（表1）。试验于2016年11月-2017年7月，农业农村环境保护科研监测所智能温室中开展。人工湿地的湿干比为3:4。在进水期每天进水量为400 L，水力负荷是0.4 m·d-1。每个污染负荷试验周期为1个月。试验用水为人工配水，化学需氧量（CODCr）、氨氮（NH4+-N）、总磷（TP）分别由葡萄糖、NH4Cl、KH2PO4提供，此外，为保障植物和微生物的正常生长，在进水中同时加入一些植物和微生物生长所必要的微量元素，配水药品具体投加量见表1。系统运行1个月后进入稳定期，试验正式开始。为了减少或消除处理间的干扰，每个处理稳定运行1个月后再进行采样分析。每个周期收集进水、出水水样，检测水质指标。

图1 试验装置图 Fig. 1 Test device diagram

表1 进水水质和药品投加量 Table 1 Statistics of influent index and assigned dose of water dispensing

1.4 数据分析方法

水质指标测定方法：CODCr采用重铬酸钾法；TN采用碱性过硫酸钾消解—紫外分光光度法；NH+4-N采用纳氏试剂光度法；TP采用过硫酸钾消解-钼锑抗分光光度法。pH、DO、ORP、电导率采用多参数水质分析仪器测定。本试验数据采用Excel 2007进行数据处理，利用SPSS 19.0进行显著性检验。

2 结果与分析

2.1 不同污染负荷人工湿地进出水水质

2.1.1 CODCr质量浓度变化

4种污染负荷下，两系统的进出水CODCr变化如图2所示，废砖人工湿地与石灰石人工湿地进出水CODCr整体趋势一致，随着进水污染负荷的增加，出水CODCr质量浓度也在增加，出水质量浓度显著低于进水质量浓度（P＜0.05）。污染负荷4出水质量浓度显著的高于污染负荷1、污染负荷2与污染负荷3，说明高污染负荷进水在一定程度上会抑制了人工湿地系统对CODCr的净化。在污染负荷2和3的情况下，其出水CODCr质量浓度相差不大。废砖人工湿地与石灰石人工湿地在污染负荷3的进水ρ(CODCr)分别为295.18、294.04 mg·L-1，出水ρ(CODCr)可降到50.84、54.26 mg·L-1。废砖人工湿地系统和石灰石人工湿地系统，在污染负荷1情况下，系统出水ρ(CODCr)可达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918—2002）一级A类水质标准。废砖人工湿地系统在污染负荷2、3情况下，系统出水ρ(CODCr)可达到二级水质标准。

2.1.2 总磷质量浓度变化

图2 进出水ρ(CODCr)变化 Fig. 2 Change of ρ(CODCr) in and out of water

不同污染负荷下，人工湿地系统的进出水ρ(TP)变化如图3所示。进水TP污染负荷上升，出水TP质量浓度也随之上升。废砖人工湿地在污染负 荷 2[ρ(TN)=20 mg·L-1，ρ(TP)=3 mg·L-1，ρ(CODCr)=200 mg·L-1]下，出水TP平均质量浓度为0.76 mg·L-1满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918—2002）一级B的标准；在污染负荷3[ρ(TN)=40 mg·L-1，ρ(TP)=7 mg·L-1，ρ(CODCr)=300 mg·L-1]情况下，出水TP平均质量浓度为2.56 mg·L-1达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918—2002）二级A的标准。对于同种基质人工湿地，TP的去除率对进水负荷的响应具有一定的差异。基质的吸附作用是磷的去除的主要途径之一。废砖人工湿地在4种污染负荷下的出水质量浓度均低于石灰石人工湿地。对废砖和石灰石进行等温吸附试验，可知废砖比石灰石具有更大的吸附性能（Chen et al.，2017）。

2.1.3 总氮与氨氮质量浓度变化

不同污染负荷条件下，两种人工湿地系统进出水氨氮质量浓度变化如图4，废砖人工湿地。在污染负荷1ρ(NH4+-N)=10 mg·L-1下，出水质量浓度为3.74 mg·L-1，远低于《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918—2002）一级A类水质标准的8 mg·L-1；在污染负荷2ρ(NH4+-N)=20 mg·L-1下，出水质量浓度满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918—2002）一级B类水质标准；污染负荷3ρ(NH4+-N)=40 mg·L-1下，出水质量浓度略高于一级B类水质标准。系统的进出水TN质量浓度变化与NH4+-N质量浓度变化相一致，如图5。废砖人工湿地系统在污染负荷1ρ(TN)=10 mg·L-1和污染负荷2ρ(TN)=20 mg·L-1下，出水TN质量浓度满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918—2002）一级B类水质标准。废砖人工湿地在各污染负荷下出水TN和NH4+-N质量浓度均低于石灰石人工湿地。

图3 进出水TP质量浓度变化 Fig. 3 Changes in ρ(TP) of in and out of water

图4 进出水变化 Fig. 4 Changes in of in and out of water

图5 进出水ρ(TN)变化 Fig. 5 Changes in ρ(TN) of in and out of water

2.2 不同污染负荷人工湿地污染物去除率

一般来说，人工湿地对进水污染负荷的承受能力有一定的范围，污染负荷过大或过小均会影响其去除效率（张萍等，2013）。废砖人工湿地在不同污染负荷下对污染物的去除率高于石灰石人工湿地。废砖人工湿地的TP去除率在4个污染负荷下分别为86%、74%、64%、61%，均优于石灰石人工湿地。不同污染负荷下，废砖人工湿地系统和石灰石人工湿地系统对污染物的去除均存在显著差异（P＜0.05），在污染负荷1和污染负荷2显示较好的污染物去除效果。废砖人工湿地在污染负荷1情况下，对TN、TP、NH4+-N和CODCr的去除率分别可达到61%、86%、64%、75%。随污染负荷的增加，TN、TP和NH4+-N的去除率都呈现出明显的下降趋势。CODCr的去除率与污染负荷的变化有一定的波动性，但整体显示较低的污染负荷下，去除率较高，高污染负荷去除效果不好。

2.3 人工湿地系统微环境指标变化

废砖人工湿地系统与石灰石人工湿地系统在不同污染负荷下进、出水微环境指标变化如表2。两种人工湿地系统进水微环境指标和出水的微环境均有一定的变化，系统出水的pH、DO、ORP、电导率小于系统进水。随着污染负荷增加，人工湿地系统出水pH、DO、ORP、电导率逐渐降低。人工湿地系统高污染负荷下系统出水ORP值显著低于低污染负荷出水；高污染下系统电导率显著高于低污染负荷出水（P＜0.05）。废砖垂直流人工湿系统出水pH基本上都低于石灰石人工湿地系统出水。废砖垂直流人工湿系统出水DO、ORP、电导率高于石灰石人工湿地系统出水。

3 讨论

3.1 污染负荷对人工湿地系统污染物去除的影响

本研究表明，随着污染负荷的增加，废砖垂直流人工湿地对污染物的去除能力逐渐降低。污染负荷是人工湿地设计的一个重要参数，湿地的污染负荷对湿地的净化效率和运行有着重要的影响（吴建强，2010；张萍等，2013）。随着进水有机负荷的增加，人工湿地的去除容量也增强，有机物的去除能力有所提升，但当有机负荷达到最高时，系统CODcr去除率会下降, 有机负荷过高会降低湿地对污水的净化效果（孙文杰等，2011；Sani et al.，2013）。杜新等通过模拟农村生活污水间歇排放特征，构建新型潮汐流人工湿地小试，有机物含量是潮汐流系统对污染物去除效果的主要限制因素（杜新等，2015；李紫霞等，2016）。丁海静（2018）研究表明在低有机负荷运行下，系统CODCr去除效果最好；而在高有机负荷运行下，系统CODCr去除效果最差。本研究中废砖人工湿地系统在污染负荷2，3情况下，系统出水ρ(CODCr)可达到二级水质标准，高污染负荷下系统CODCr去除效果最差，结果与之相同。

本研究发现在不同污染负荷下废砖垂直流人工湿地系统对污染物的去除率均要优于石灰石人工湿地。人工湿地基质的物理和化学固定作用是水中污染物去除的重要因素。基质通过沉淀、过滤、吸附和离子交换等作用将污水水中有机物、氨氮和磷等污染物快速固定在基质的孔隙和吸附点位上（籍国东等，2004）。废砖的比表面积和孔隙率均比石灰石大。废砖的比表面积和孔隙率分别为3.033 m2·g-1，0.234 cm³·g-1，而石灰石的比表面积和孔隙率分别为1.38 m2·g-1，10.151 cm³·g-1。废砖和石灰石放大10000倍的SEM照片如图6所示，废砖的表面布满了凹凸不平的孔洞和颗粒状物质，表面十分粗糙；而石灰石呈多层片状结构，表面十分光滑平整。废砖与石灰石相比，粗糙的表面结构能够为微生物提供更多的吸附生长点，从而提高生物承载量。同时粗糙的表面结构还能够增大填料与悬浮颗粒的接触机会，有利于污染物颗粒的截留。废砖和石灰石的XRD衍射谱图如图7所示，化学成分如表3所示，废砖和石灰石内所含元素及氧化物的种类相近，但含量差别很大。可溶性的无机磷可以和填料中的Ca2+、Al3+、Fe3+等金属离子发生化学沉淀反应。在碱性条件下，磷可以与填料中的Ca2+反应生成羟基磷灰石；在酸性条件下，磷可以与填料中的Al3+、Fe3+反应分别生成磷酸铝和磷酸铁沉淀。废砖与石灰石相比，其Ca元素含量较低，而Al元素和Fe元素含量较高。因此可推断在碱性条件下，富含Ca元素的石灰石对P素的化学吸附沉淀相比废砖更具优势；而在酸性条件下，Al元素和Fe元素含量更高的废砖对P素的化学吸附沉淀相比石灰石要更有优势。因此，在不同污染负荷条件下，废砖垂直流人工湿地系统对污水的抗冲击性要强于石灰石人工湿地系统。废砖垂直流人工湿地的吸附饱和能力以及运行时间寿命问题也是今后需要进一步研究的内容。

表2 人工湿地系统不同污染负荷下进、出水微环境指标变化 Table 2 Changes of micro-environment indicators of inlet and outlet water under different pollution loads in constructed wetland systems

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

图7 废砖和石灰石的XRD衍射谱图 Fig. 7 XRD diffraction spectra of waste brick and limestone

3.2 污染负荷对人工湿地系统微环境的影响

基质吸附和固定的部分污染物在湿地微生物的作用下进一步发生转化，形成生物膜及其他微生物活动产物，完成从湿地中的完全降解，这些过程中存在硝化作用、反硝化作用、氨化作用以及生物除磷过程等（古腾等，2018）。pH、DO、ORP、电导率是反映人工湿地中氧化还原状态的重要指标，是微生物活动以及有机物质降解和营养盐转化的重要影响因素。人工湿地系统不同污染负荷下进、出水微环境指标变化如表3。随着污染负荷的增加，人工湿地DO逐渐降低，可能是因为污染负荷影响改变好氧微生物降解速率，污染负荷增加，好氧微生物降解有机物和氨氮的好氧速率也加快。当污染物质量浓度进一步增加，不仅有好氧生物降解速率增加，氧气被消耗，并且可能存在当好氧生物氧气消耗较多时，厌氧生物也会降解污染物。微生物降解有机物、氨氮的耗氧速率增加，还原性物质积累也较多，水体ORP降低明显（付融冰等，2008）。研究表明NH4+-N的去除率与氧化还原电位存在显著相关关系（陶敏等，2008）。人工湿地中C、N的净化过程实质上是电子得失、价态变换的过程，通常需要在不同的环境条件下经过一系列的氧化还原反应才能完成，因而在很大程度上受氧化还原电位的影响（Richardson et al.，2001）。由此可见，污染负荷变化，环境指标也会变化，进而对污染物的去除产生一定的影响。另外，人工湿地系统对污染物的去除除了污染物被基质固定吸附，以及微生物的同化和异化作用外，植物富集也起到一定作用，今后将从不同水生植物在废砖垂直流人工湿地系统处理污染物过程的起到了贡献研究开展相关深入研究。

表3 废砖和石灰石中元素质量分数 Table 3 Elemental mass fraction in waste bricks and limestone

4 结论

（1）不同污染负荷下，废砖人工湿地系统对污染物的去除存在显著差异（P＜0.05），在污染负荷1[ρ(TN) 10=mg·L-1，ρ(TP)=1 mg·L-1，ρ(CODCr)=10 mg·L-1]和污染负荷2[ρ(TN)=20 mg·L-1，ρ(TP)=3 mg·L-1，ρ(CODCr)=200 mg·L-1]情况下，系统显示较好的污染物去除效果，出水TN和NH4+-N质量浓度满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918—2002）一级B类水质标准。

（2）废砖人工湿地系统对污染物的去除效果要优于石灰石人工湿地。废砖人工湿地对TP去除率在4个污染负荷下分别可达到86%、74%、64%、61%；在污染负荷3[ρ(TN) 40=mg·L-1，ρ(TP)=7 mg·L-1，ρ(CODCr)=300 mg·L-1]情况下，废砖人工湿地系统对CODCr的去除率可达到83%。

（3）不同污染负荷变化，会影响系统微环境指标的变化。不同污染负荷的变化对系统的净化效果具有显著影响。该研究结果可为废砖人工湿地系统运行和优化提供重要实际参考价值。