水栽植物型人工湿地对水产养殖废水中藻类及营养盐的去除

2020-09-16张皓驰李先宁

净水技术 2020年9期

张毅，张皓驰，李先宁

(东南大学能源与环境学院，江苏南京 210000)

近年来，我国水产养殖业发展迅速，养殖规模不断扩大。目前，我国的水产养殖多数采用的是高密度集约化的养殖模式，苗种放养过量，大量施肥投饵，使残留饵料、水生生物排泄物及尸体、养殖水体底部沉积物、各种有机无机肥料等富营养因子共处一个水体，产生有害物质如氨氮、亚硝酸盐、硫化氢等，引起水产养殖动物发病甚至死亡[1]。据报道[2]，所投饲料有10%～20%并不被养殖动物所摄食，而是存留于水体环境中；被摄食的饲料中，氮元素20%～25%用于生长,75%～80%以粪便和代谢物形式排入水体，磷元素25%～40%用于生长,60%～75%排入水体。对于水产养殖废水的处理，最常见和最简单的方法是采用传统的环境修复技术，如曝气、过滤和厌氧-缺氧-好氧(AAO)系统[3-5]。但是，这些处理方法存在能耗和基建投资较高，营养物质无法得到充分利用等问题。除此之外，一些处理方法还会产生较多的二氧化碳和污泥，易造成环境的二次污染[6]。

三级生物生态耦合系统是菌藻共生单元、水生动物滤食单元以及人工湿地串联而成的废水处理系统。利用菌藻共生单元将废水中高浓度的营养盐高效吸收，转化为生物质；利用水生动物滤食菌藻生物体，以水产品收获的形式将生物质移出体系；利用人工湿地对水体中残留的菌藻生物体最终去除。该系统具有经济、安全、去除效果彻底等优势，其中，人工湿地单元是影响系统最终处理效果的关键，应加以关注。

利用人工湿地除藻是一种新的生物-生态方法，对解决生态渔业水体的富营养化问题具有重要意义。目前，国内外研究认为，利用湿地植物化感作用抑制和去除富营养化水体中过量藻类的繁殖和有害藻类的生长具有廉价、生态安全等优点。杨昌凤等[7]利用人工湿地模拟装置处理重度富营养化的水体，2 min即时出水中藻类的平均去除率达94.8%，停留时间为24 h，出水中藻类的去除率均可超过95%，停留时间延长至5 d后，藻类几乎全部去除。况琪军等[8]分别利用小试系统和中试系统去除富营养化水体的藻类。结果表明：人工湿地小试系统全年除藻率有着较明显的差异；10月—12月除藻率为95.3%～99.6%，1月除藻率较低，为64.38%，其余月份最低除藻率可达83.79%；中试系统年均除藻率略低于小试系统，但与小试系统除藻趋势总体一致。曹谨玲等[9]利用三级垂直流人工湿地处理池塘养鱼废水，人工湿地对蓝藻、绿藻、硅藻的平均去除率分别为86.53%、83.32%和87.53%。以上研究均显示出人工湿地对藻类高效的去除效果，但是，缺乏对藻类在湿地基质内部分布规律的探究，也并未考察被截留在湿地内的藻类死亡后对水质的二次污染。本文着重探究菌藻生物体在人工湿地基质内的空间分布规律以及时间变化规律，为提升藻类去除效果、进行人工湿地结构及运行方式的改进提供依据；探究人工湿地对菌藻生物体及营养盐去除的最佳运行参数，为该系统进一步应用提供参考。

1 材料与方法

1.1 试验装置

本试验装置为模拟的水耕植物型人工湿地系统，装置主体由有机玻璃制成，如图1所示。装置由3部分组成，即有机玻璃框架、玻璃轻石基质以及栽种的湿地植物。有机玻璃框架分进水槽、基质槽和出水槽，3个槽的长度分别为0.1、1 m和0.1 m，框架深为0.6 m，宽为0.1 m。基质厚度为0.5 m，装填于基质槽内，植物为菖蒲(AcoruscalamusL.)，单个装置中种植10株。有机玻璃框架两侧分别设置进出水阀门，阀门中心线距底部高度为0.45 m，以保证常水位低于基质表面0.05 m，玻璃轻石基质中沿长度方向每0.25 m布置1根取样管，用于取样，取样管为周身打孔设计，方便对不同层水样进行抽取。此外，配水桶用于盛放人工配制的含藻废水，蠕动泵作为进水动力源。配水桶、进水槽、3个取样管及出水槽分别设为1～6号取样点。

1.2 系统启动与运行

2018年2月—2019年1月，课题组成员对江苏省常州市太滆运河的多个水产养殖点进行了连续的水质监测，其水质结果如表1所示。根据监测结果人工配制含藻养殖废水，模拟含藻水产养殖废水主体为高密度的小球藻液，营养盐及COD等指标通过化学药剂进行调节。

图1 试验装置图Fig.1 Diagram of Test Device

运行前对湿地装置进行微生物接种，接种污泥为南京市某污水处理厂二沉池回流污泥。网上购买菖蒲种苗，将根系用自来水洗净后，放入植物营养液中培养，系统接种后，将预先培养的菖蒲栽种至湿地基质内，连续通入模拟水产养殖水体的人工废水，待出水氮磷浓度稳定且植物正常生长后即视为启动成功，系统启动成功后即开始试验。试验期间平均气温为18～26 ℃。

表1 太滆运河水产养殖水体水质Tab.1 Aqua-Cultural Water Quality from Taige Canal

1.3 试验设计

启动一个半月后，各组湿地装置出水污染物及藻密度趋于稳定，此时开始正式试验，试验共分为以下3个部分。

(1)分别在0.1、0.3、0.5 m3/(m2·d)的表面水力负荷(HSL)条件下，使装置稳定运行，期间对人工湿地的进出水以及各取样点每3 d取样检测，直到各装置出水污染物浓度稳定为止，试验周期为28 d。

(2)分别在低、中、高进水藻密度条件下，使装置稳定运行，期间对人工湿地的进出水以及各取样点连续取样检测。其中，高藻密度条件下对3～5号取样点分上(距水面5 cm)、中(距水面25 cm)、下(距水面45 cm)层分别取样，每3 d取1次样，试验周期为25 d。

(3)进行静态试验，在上述试验结束后，利用1个装置，先排出基质中原有的废水，然后一次性通入高浓度的含藻模拟废水，每3 d取样检测，至试验结束共取样8次。

取样器由细乳胶管和针筒制成，于乳胶管上标记刻度，便于对不同深度水样进行采集。

1.4 检测指标及方法

检测指标及检测方法如表2所示。

表2 检测指标及检测方法Tab.2 Detection Indicators and Methods

2 结果与讨论

2.1 菌藻生物体的空间分布规律

图2为不同HSL下人工湿地系统中藻密度的沿程变化。由图2可知：中高HSL下，藻密度在人工湿地起始段降低明显，随后降低趋势趋于平缓；较低HSL下，藻密度在3号取样口处已从初始的1.62×105个/mL降低至3.09×104个/mL，随后降低趋势趋于平缓。在3号取样口之前，3种HSL下藻密度的降低量占最终出水藻密度降低量的比例分别为70.1%、74.4%和85.9%，表明人工湿地对菌藻生物体的去除主要发生在湿地前端。其原因主要有两个方面，其一，在从配水桶进入进水槽的过程中，会通过一段较长的乳胶管，菌藻生物体易附着在管壁上，引起藻密度的降低；其二，玻璃轻石基质对菌藻生物体的滤除能力较强，大部分菌藻生物体在湿地基质前端即被截留。在3种不同HSL(从高到低)下，人工湿地系统对藻类的最终去除率分别为73.6%、81.5%和94.2%，说明低水力负荷下人工湿地系统对藻类有着更好的去除效果。

图2 不同HSL下人工湿地系统中藻密度的沿程变化Fig.2 Changes of Algae Density along Constructed Wetlands under Different Hydraulic Surface Loadings

图3为不同藻密度下人工湿地中菌藻生物体的沿程变化。由图3可知：高藻密度进水条件下，人工湿地对菌藻共生体的去除效果显著，藻密度从15.49×105个/mL降低至最终的6.58×104个/mL，去除率达95.8%；中低藻浓度下，菌藻生物体的去除率分别为83.7%和85.7%。3种进水藻密度下，人工湿地最终出水藻密度分别为6.58×104、2.76×104个/mL和1.05×104个/mL。进水藻密度的高低不是影响人工湿地除藻的限制性因素。

图3 不同藻密度下人工湿地中菌藻生物体的沿程变化Fig.3 Changes of Bacterial and Algae Organisms along Constructed Wetlands under Different Algae Density Level

图4显示了人工湿地不同位置上中下层菌藻生物体的分布情况。由图4可知，湿地前中后段不同层间菌藻生物体分布规律不尽相同。在湿地前段，藻密度在上中下层间依次降低；在湿地中段，上层和下层藻密度相近，均略高于中层；在湿地后段，藻密度分布情况与前段截然相反，藻密度在上中下层间依次升高。小球藻密度与水相近，通常在1 025 kg/m3[10]左右，但整体上来说，小球藻具有明显的趋光性[11]，在光照强度梯度明显的区域易引发小球藻的垂直迁移[12]。湿地前段的配水区域受到来自上方的人造光源照射，随着水深变化会产生光照强度梯度，致使湿地前段小球藻有向上迁移的现象发生。小球藻在自然生长状态下的沉降速度非常缓慢，自然状态下的沉降速率为 0.1 m/d[13]；在稳定生长的状态下，小球藻通常难以絮凝；但是，当藻细胞在生长过程中出现衰亡，失去细胞活性，在胞内蛋白质等有机物的作用下会出现一定程度的絮凝[14]。小球藻伴随水流进入湿地基质内部，光照这一外界因素消失。一方面小球藻向上的垂直迁移消失，另一方面随着小球藻活性的降低，藻细胞出现衰亡，产生絮凝现象后会加速小球藻的沉降。因此，在湿地中后段出现了藻密度下层>中层>上层的现象。

图4 人工湿地不同位置菌藻生物体的分布Fig.4 Distribution of Bacterial and Algae Organisms at Different Locations in Constructed Wetlands

2.2 菌藻生物体的变化规律

菌藻生物体在被人工湿地基质截留后，发生死亡、裂解等一系列变化，这些变化导致氮磷的释放。本部分以不同形态氮磷的组成情况反映菌藻生物体在人工湿地基质内转化的不同阶段。各形态氮磷计算方法如式(1)～式(2)。

C生物质氮=C过滤前总氮-C过滤后总氮，

C溶解态有机氮=C过滤后总氮-C氨氮-C硝态氮-C亚硝态氮

(1)

C生物质磷=C过滤前总磷-C过滤后总磷，

C溶解态有机磷=C过滤后总磷-C正磷酸盐

(2)

2.2.1 氮的变化规律

静态试验基质内各形态氮的变化规律如图5所示。由图5可知，总氮在第6 d后开始出现急剧下降，且其趋势一直维持到第15 d，随后降低趋势变缓，生物质氮与总氮保持相似的变化趋势。溶解态有机氮浓度在试验进行的前6 d占有一定的比例，在第6 d后迅速降低至低水平；氨氮在试验开始时浓度很低，随着试验的进行，氨氮浓度逐渐升高且在试验第9 d左右达到最高，最后逐渐降低；亚硝态氮在整个试验过程中一直保持较低的浓度水平；硝态氮的变化趋势与氨氮类似，在第6 d前逐渐升高，第6 d后逐渐降低。总体来看，试验开始时，基质间污水中的氮主要以生物质氮为主，随着试验的进行，生物质氮迅速减少，氨氮及硝态氮逐渐增多，试验进行到第6 d时生物质氮已经减少了近70%，总氮减少了43.9%；试验进行至15 d时，已经完成96.5%生物质氮以及92.7%总氮的去除；试验结束后，生物质氮的去除率达97.8%，总氮的去除率也达到96.4%。

图5 静态试验条件下基质内各形态氮的变化趋势Fig.5 Variation Trend of Different Forms of Nitrogen in the Matrix under Static Experimental Condition

王国芳[15]的研究表明，藻类的死亡裂解伴随着藻细胞内大量的营养盐的释放，对水体中有机物及营养盐浓度指标有重要的影响。本试验为静态试验，试验期间没有外部污染物的进入，因此，总氮自始至终均呈降低趋势，但可以明显看出，试验的前6 d生物质氮减少，非生物质氮增加，这说明生物质氮正在向非生物质氮转化。氨氮在试验的第9 d前一直保持增加的趋势，在第9 d达到最大值，这与王国芳[15]的研究结果一致。与此同时，试验的前6 d，系统内硝态氮持续升高，在第6 d达到最大值，随后硝态氮浓度逐渐降低。Zhuang等[16]指出，总氮的去除过程主要有常规顺序硝化-反硝化、同步硝化反硝化、短程硝化反硝化以及厌氧氨氧化，而后3种脱氮过程需要严苛的外部环境条件，同步硝化反硝化需要形成较厚生物膜，且具有从外到内的好氧至缺氧的微环境梯度；短程硝化反硝化需保证溶解氧维持在特定的范围内，当DO低于1.5～2 mg/L时，亚硝酸盐的氧化才会被抑制[16]。厌氧氨氧化菌生存条件严苛，倍增时间长，且只有在高细胞浓度时才能表现出脱氮活性[17]。本试验的基质为玻璃轻石，为多孔材质，易附着较厚的生物膜，但不易形成均匀的溶解氧浓度梯度，较短的静态试验周期内厌氧氨氧化菌也没有大量繁殖的条件，因此，推测系统内部总氮的去除仅为常规硝化反硝化反应的作用。

2.2.2 磷的变化规律

系统中各形态磷的变化情况如图6所示。由图6可知，总磷在试验过程中由0.49 mg/L降低至0.41 mg/L，总体来说变化不大。但是，不同形态的磷所占比例有着较为显著的变化。在试验初期，系统中的磷主要以生物质磷的形式存在，其浓度占总磷浓度的比例为79.3%；随着试验的进行，生物质磷逐渐降低，溶解态有机磷显著升高，伴随着溶解态有机磷的升高，正磷酸盐浓度也相应升高；在试验进行到第9 d后，溶解态有机磷浓度开始降低，而正磷酸盐则继续维持升高趋势，直至试验结束；试验结束时，系统内的磷绝大部分已经转化为正磷酸盐，生物质磷微乎其微，此时正磷酸盐浓度占总磷浓度的比例升至92.8%。

图6 静态试验条件下基质内各形态磷的变化趋势Fig.6 Variation Trend of Different Forms of Phosphorus in the Matrix under Static Experimental Condition

很多利用微藻进行脱氮除磷的研究均表明，小球藻对磷有着高效的吸收去除能力。Xu等[18]在研究基于藻类的膜生物反应器除磷的研究中发现，系统对总磷的吸收去除效率可以达到66%；Huang等[19]的研究表明，在2 g/L NaNO3的条件下，微藻对磷的最大去除率达到45.16 g/(L·d)。因此，小球藻在进入基质内部死亡后，将导致磷的大量释放，即生物质磷大量转化为溶解态的有机磷以及正磷酸盐。现有的除磷方法主要分为化学除磷和生物除磷。化学除磷主要是利用金属盐沉淀的方式，有铁磷沉淀、铝磷沉淀及钙磷沉淀等[20]；生物除磷则一般指利用聚磷菌一类的微生物(包括Acinetobacter、Pseudomonas、Aerobacter、Moraxella、E.coli、Mycobacterium和Beggiatoa等)过量地从外部环境摄取磷，并将磷以聚合的形态贮藏在菌体内，形成高磷污泥，排出系统外，达到从污水中除磷的效果。利用人工湿地除磷也是一种行之有效的方式，人工湿地主要是通过基质的吸附和湿地植物的吸收来对磷进行去除。Korner等[21]的研究表明，利用植物及微生物组成的人工湿地系统，可以实现75%的营养盐的去除，其中，植物依靠自身的吸收去除了52%的磷，其余部分的磷则由微生物去除。除非使用具有高吸附能力的特殊基质，否则磷的去除率通常较低[22]。本试验中，总磷并未得到很好的去除。原因主要是人工湿地系统并非初次运行，在系统稳定阶段，基质对磷已经有了一定的吸附，因此，静态试验阶段对磷的作用减弱；其次，在试验过程中，随着系统中水分的蒸发以及植物对水分的吸收，磷浓度升高。因此，系统对磷的实际去除效果要好于以浓度表示的去除率。植物通过自身吸收来除磷主要是通过组织的额外生长来实现的，而不是通过增加组织的磷含量来实现的[21]，而植物在吸收磷酸盐的同时也会吸收大量的水，植物对磷浓度的影响从而被弱化。

2.3 营养盐的最终去除效果

2.3.1 水力负荷的影响

图7(a)～图7(d)分别表示不同HSL下人工湿地系统总氮、氨氮、总磷以及COD的进出水浓度和相应的去除效率。由图7可知：随着HSL的增大，湿地系统出水总氮浓度随之增大，去除率由79.3%降至41.6%。氨氮的变化趋势与总氮类似，在0.1 m3/(m2·d)的HSL下，人工湿地系统对氨氮的去除率可以达到78.9%；当HSL升高时，人工湿地对氨氮的去除效率开始降低，0.3 m3/(m2·d)和0.5 m3/(m2·d)的HSL下，氨氮的去除率分别降低至46.7%和42.6%。总磷去除规律与总氮及氨氮类似，去除率同样随人工湿地HSL的增大而减小，但是可以看出，低HSL下的总磷去除率不高，仅为21.7%；随着水力负荷增大至0.3 m3/(m2·d)时，去除效率开始趋于0，仅有0.9%左右；当湿地HSL进一步增至0.5 m3/(m2·d)时，总磷的去除效率出现负值，为-12.1%，这意味着高HSL下，人工湿地出水总磷不降反增。对于COD，总体来说人工湿地对其去除效果较好，最不利情况下的去除率也可达到67.6%，而最高的去除率出现在HSL为0.1 m3/(m2·d)下，为85.2%。

在研究人工湿地系统脱氮除磷的过程中，HSL一直是一个重要参数[23]。一方面会影响湿地系统对水体中固体悬浮物的滤除效果；另一方面也影响着基质中微生物的生存状态。因此，其对人工湿地系统的处理效果有着重要影响。当人工湿地的HSL较小时，湿地基质内水流速度较小，水中的菌藻生物体等固体悬浮物易被截留在基质内，且较小的流速对应着较小的剪切力，使附着在基质表面的生物膜不易脱落，从而有效维持人工湿地系统的脱氮效率[24]。此外，人工湿地对总氮的去除主要通过硝化/反硝化的生物反应来完成[25]，而硝化/反硝化生物反应的环境要求比较严苛，本试验过程中，小球藻的存在使进水中溶解氧的浓度增高，且菌藻生物体可以为反硝化提供较为充足的碳源。因此，与传统的人工湿地相比，其处理效果总体较好，最高的总氮去除率可以达到79.3%。氨氮主要通过硝化反应和植物的吸收作用去除，研究表明，有植物存在时氨氮的去除率是没有植物时的3.5倍[26]。本试验中氨氮的去除率随着湿地HSL的增大而降低。原因主要为较低HSL下，水力停留时间较长，基质内的氨氮有足够的时间进行硝化反应；其次，较长的水力停留时间使湿地植物对氨氮的吸收更为充分。当HSL升高时，植物的吸收作用被削弱，且菌藻生物体在较快的水流带动下可以抵达湿地后端，导致菌藻生物体释放出氨氮后未及进行下一步反应即随水流流出系统。对于总磷，其去除方式主要是基质的吸附以及植物的吸收。在低HSL下，植物吸收和基质吸附作用都能得到较好的发挥，而随着HSL的增加，这两种作用均会减弱，当HSL上升到一定程度、基质内部截留的菌藻生物体向外释放的磷高于植物吸收以及基质吸附的磷时，会出现出水总磷高于进水的情况。最后，对于COD，其去除率受HSL的影响总体较小，高水力负荷下的COD去除率也可达到67.7%，而去除率随HSL的增大而减小也主要是因为出水中藻密度的升高。

2.3.2 藻密度的影响

图8(a)～图8(d)分别表示不同进水藻密度下人工湿地系统总氮、氨氮、总磷以及COD的进出水浓度和相应的去除效率。由图8可知，进水中高密度的藻类对应着高浓度的总氮，低进水藻密度条件下人工湿地系统对总氮的去除率相对较高，为85.8%，而高进水藻密度条件下只有57.4%。进水氨氮也随着进水藻密度的增大而相应增大。由图8(b)可知，随着进水藻密度的增大，人工湿地系统对氨氮的去除率急剧下降，从72.1%下降至11.8%。图8(c)反映了总磷在不同进水藻密度条件下的去除效果，从进水总磷浓度来看，总磷与藻密度有着较高的相关性，相关系数达到0.998，而总磷的去除效果也随着进水藻密度的增大而急剧恶化，在高进水藻密度条件下，出水总磷不降反增，由进水的5.126 mg/L升高至6.148 mg/L。COD的变化规律比较特殊，其去除率随着藻密度的增高先降低后增高，总体维持在较高的水平，低中高藻密度进水条件下的去除率分别为70.8%、59.3%和68.5%。

图8 不同藻密度水平下人工湿地系统对各污染物的去除效果Fig.8 Removal Efficiency of Various Pollutants in Constructed Wetland Systems under Different Algae Density Level

在探究藻密度对人工湿地处理效果影响的试验中，进水藻密度直接影响进水污染物浓度，较高的藻密度对应着较高的总氮、氨氮、总磷和COD进水浓度。这是因为小球藻细胞内的蛋白质含量可达55%～65%[27]，多糖在小球藻中的含量仅次于蛋白质，约为细胞干重的25%～35%[28-29]，小球藻在高光、缺氮等条件下会积累大量的脂肪酸[30]。由图8(a)～图8(c)可知，总氮、氨氮以及总磷的去除率变化趋势均为随着进水藻密度的增大而减小，这是因为高进水藻密度条件下，大量的菌藻生物体截留在湿地基质内部，在经过逐步的累积、死亡、分解等一系列变化过程后，氮磷元素大量溶出，污染负荷增加，从而影响人工湿地的处理效率。同时，图8(d)的结果也表明，总磷去除率的变化趋势较为极端，低进水藻密度条件下可以维持40%左右的去除率，而中高进水藻密度条件下的去除率急剧降低，高进水藻密度条件下出现出水总磷浓度高于进水的现象，说明此系统对高浓度磷的去除效果有限。COD的变化与氮磷不同，高进水藻密度条件下的去除率比中进水藻密度条件下的去除率有所增高，推测是由于大量的菌藻生物体在基质内累积，减缓了其分解溶出速度，表现出的去除率水平仍是物理截留的作用。

3 结论与展望

3.1 结论

(1)水耕植物型人工湿地对菌藻生物体的去除主要发生在湿地前端，低水力负荷及高进水藻密度条件下，人工湿地系统对藻类有着更好的去除效果，藻密度的高低不是影响人工湿地除藻的限制性因素。

(2)菌藻生物体在基质内各个位置的分布不尽相同，湿地前段不同层藻密度分布的规律为上层>中层>下层，而湿地后段则刚好相反，上层藻密度最低，下层最高。

(3)在静态试验中，菌藻生物体在基质内部逐渐死亡并溶出氮磷等污染物，试验进行至15 d时，已完成96.5%生物质氮以及92.7%总氮的去除。试验结束时，生物质氮磷的去除率分别为97.8%和98%，总氮的去除比较明显，达96.4%，而总磷的去除效果较差，仅为16.3%。

(4)水耕植物型人工湿地在中等水平进水藻密度条件下对氮磷等污染物的最佳去除条件为HSL在0.1 m3/(m2·d)时，其总氮、氨氮、总磷、COD的去除率分别为79.2%、78.9%、21.7%、85.2%；在HSL为0.3 m3/(m2·d)时，对氮磷等污染物的最佳去除条件为低进水藻密度，其总氮、氨氮、总磷、COD的去除率分别为85.8%、72.1%、40.2%、70.8%。