超细纤维浮床修复典型岩溶区富营养化水体试验

李金城, 韦春满, 王华鹏, 李路祥, 何彩霞, 周 姣, 张 琴, 刘辉利

(桂林理工大学 环境科学与工程学院, 广西 桂林 541006)

0 引 言

桂林会仙喀斯特国家自然湿地生态公园位于广西桂林市临桂区会仙镇境内, 主要包括睦洞湖、分水塘等湖泊沼泽湿地和古桂柳运河等湿地, 构成以“湖泊-沼泽-库塘-河流-人工运河”生态模式为主的复合湿地生态系统, 是典型的岩溶生态湿地。近年来, 受各种因素影响, 会仙岩溶湿地水体富营养化日趋严重, 文云峰[1]发现, 湿地各监测点位水体的综合营养状态指数均大于50, 呈现不同程度富营养化；邢梦龙等[2]对湿地丰水期和枯水期进行等间距布点监测, 结果表明TN超出《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)中Ⅴ类标准0.43倍, TP 超出湖泊的Ⅴ类标准0.3倍, 水体均处于氮磷富营养化状态；李路祥等[3]指出, 湿地水体的营养状态指数EI均值大于50, 整体处于富营养化的状态, 湿地中古桂柳运河属于轻度—中度富营养化, 分水塘属于轻度富营养化, 睦洞湖介于中营养—中度富营养。岩溶湿地地区富营养化水体的保护和治理刻不容缓。

目前国内外常用于富营养化水体修复的方法主要有物理、化学和生物-生态法[4-5]。常规的生物-生态方法主要包括人工湿地、生态浮床、投加微生物制剂等[6-8]。生态浮床技术又称人工浮床技术, 它是运用无土栽培技术原理, 将经过筛选、驯化的水生或陆生植物种植到污染水域水面, 利用物种间共生关系, 削减水体中的污染负荷, 从而改善水质[9]。生态浮床技术在富营养化水体修复方面具有广阔的发展前景, 但传统生态浮床技术的净化能力有限且耗时, 使浮床在工程应用上的推广具有极大局限性[10-12], 因此浮床-材料的联用更为有效。王郑等[13]利用水生植物与人工填料构建的组合型生态浮床处理农家乐污水, 合理的水生植物-微生物组合能有效地促进该农家乐污水的处理效果, 对COD、TN、氨氮和 TP的去除率分别达79.71%、73.88%、88.67%和85.61%。杨林燕等[14]构建人工湿地结构和生物碳纤维材料结合的生态浮床, 即碳纤维湿地浮床, 对COD、氨氮和TP 的去除率分别为83.76%、90.48%和81.58%, 实现对污染水体中污染物的高效吸收和去除。

目前, 在浮床上增加超细纤维材料和投加微生物制剂的应用还鲜见报道。本文主要研究了生态浮床联合超细纤维材料和微生物制剂协同对营养化水体的净化效果, 在不同HRT、曝气量、进水浓度负荷等因素下, 分析模拟富营养化水体中污染物的去除效果, 确定最佳工况, 并系统分析了超细纤维浮床系统对会仙湿地原水的净化效果。

1 材料与方法

1.1 试验材料

选用超细纤维人工水草作填料。这种超细纤维人工水草茎叶由几十根被扭成网状的涤纶超细纤维组成, 垂直放置在水体中, 形成水草状仿生结构, 具有巨大的比表面积, 同时兼具物理强度高、不受季节更替影响、耐酸碱、抗老化性强等诸多特点[15], 接近自然水草。选用当地常见并对氮磷污染物去除效果较好、环境适应能力较强、根系发达的美人蕉和大薸两种浮床植物混种, 与超细纤维人工水草构成超细纤维浮床系统[16-17]。微生物制剂选用由日本琉球大学比嘉照夫教授自主研发出的新型复合微生物活性制剂——EM菌剂, 该菌剂呈白色粉状, 有益微生物菌种繁多, 主要有酵母菌、乳酸菌、硝化细菌、光合细菌、芽孢杆菌、放线菌、乳酸菌等, 可直接投加到水体中调节、净化水质[18-19]。

1.2 试验装置

构建2个尺寸完全相同的超细纤维浮床反应器, 研究浮床最佳工艺条件试验时, 一个为空白对照, 即不设置浮床, 另一个为试验装置, 如图1所示。反应器内部设有浮床外框架, 框架采用聚氯乙烯管制作, 浮床床体为30 cm×15 cm×4 cm的EPE珍珠棉泡沫板, 在床体内部切割若干孔道。浮床床体上种植3株美人蕉, 其外围均匀种植3株大薸。床体下方均匀悬挂6根长25 cm的超细纤维人工水草。

图1 实验装置图

1.3 试验条件及模拟水质

根据待修复水体的水质特征, 采用质量比为C∶N∶P=100∶5∶1进行人工配水, 以C6H12O6为碳源、KH2PO4为磷源、NH4Cl为氮源, 并投加少量MgSO4、FeCl3、CaCl2等提供微量元素, pH在7.0～7.5, 具体人工配水水质指标见表1。

表1 人工配水水质

试验正式开始前, 在会仙岩溶湿地富营养化水体中投加一定数量的超细纤维人工水草, 让浮床填料自然挂膜, 2个月后取回。在取回的超细纤维人工水草中可明显地观察到褐色膜状物质, 通过镜检发现, 生物膜上出现轮虫、钟虫等原、后生动物, 表明超细纤维人工水草挂膜成功。同时，将美人蕉和大薸幼苗置于试验水体中进行两周的适应性培养, 然后选取形态、大小和长势相同的美人蕉和大薸各6株, 每种植物各3株分别移植到浮床反应器上。将取回的填料和驯化后的浮床植物组合成的超细纤维浮床系统在进水为如表1所示中浓度进水负荷的人工配水,HRT为1 d, 曝气量为6 L/min, 连续进出水、曝气条件下稳定运行两周, 使膜上的微生物快速适应反应器运行条件。两周后, 每天监测超细纤维浮床反应器出水水质(主要指标为COD、TN、NH3-N和TP), 当出水中COD、NH3-N的去除率均达到60.0%以上时, 说明反应器成功启动, 开始正式试验。

在考察HRT、曝气量、投加EM菌剂3个工艺条件对处理效果影响时, 均使用中浓度进水负荷的人工配水；在考察进水浓度负荷对处理效果影响时使用了3个不同浓度进水负荷的人工配水。

1.4 样品采集与分析方法

试验开始后, 每次改变运行参数, 反应器均连续且稳定运行7 d, 每天采集3个平行水样, 测定其水质指标, 取后5 d的数据进行分析比较。测定指标包括COD、TN、NH3-N和TP, COD用重铬酸钾法, TN用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法, TP用钼酸铵分光光度法, NH3-N用纳氏试剂分光光度法, 具体参见《水和废水监测分析方法》(第四版)。

2 结果与讨论

2.1 HRT对超细纤维浮床处理效果的影响

采用连续进出水、连续曝气的方式, 曝气量为4 L/min, 分别在HRT为0.5、1.0、1.5、2.0 d的条件下, 测定超细纤维浮床出水中各污染物的浓度, 计算COD、TN、NH3-N和TP的去除率, 结果如图2所示。

图2 不同HRT下污染物的去除效果

随着 HRT 的提高, 超细纤维浮床系统对 COD、TN、NH3-N和TP的去除率显著提高。当HRT为0.5～1.0 d时, 浮床系统对各污受因子的去除效果显著。由于水中有机物与膜上的微生物接触更加充分, 提高了有机物和生物膜之间的氧传质速度, 微生物能迅速降解水中有机污染物, 大大提高了污水的处理效率。当HRT为1.5 d时, COD、TN、NH3-N和TP的去除率最高, 分别为70.2%、62.1%、92.8%和79.1%。此时, 污水与生物膜之间的接触时间更长, 受到曝气强度的限制, 水体扰动小, 对生物膜的侵蚀和冲刷小；填料上形成厚的内部为厌氧环境的生物膜, 反硝化细菌大量繁殖, 反硝化作用加强[20], 浮床植物的氮吸收量也达到最大值。随着HRT的延长(>1.5 d), COD、TN和NH3-N的去除率小幅下降, TP的去除率基本保持不变, 由于HRT过长, 不利于浮床系统中微生物的生长繁殖和生物膜的脱落和更新, 导致污染物的去除率变化不明显甚至小幅度的下降。孙文章等[21]在研究水力负荷对人工湿地净化效果时也发现, 当水力负荷过低, 污水在人工湿地中的HRT过长, 导致系统对污染物的去除效果降低。因此确定HRT=1.5 d为最佳。

2.2 曝气量对超细纤维浮床处理效果的影响

采用连续进出水、连续曝气方式,HRT为1.5 d, 在曝气量为2、4、6和8 L/min的条件下, 测定超细纤维浮床出水中各污染物浓度, 计算COD、TN、NH3-N和TP的去除率, 结果如图3所示。

图3 不同曝气量下污染物的去除效果

随着曝气量的不断增加, 超细纤维浮床系统对 COD、TN、NH3-N和TP的去除率整体呈先增加后下降趋势。当曝气量从2 L/min上升至4 L/min时, 浮床系统对COD和TN的去除率有显著提高, 说明水中溶解氧浓度较低, 不能完全满足植物根系和填料上微生物新陈代谢过程所需的氧气, 有机污染物不能被氧化分解, 随着水中氧含量的增加, 附着在超细纤维人工水草上面的生物膜, 能更好地形成好氧区、兼氧区和厌氧区, 为同步硝化反硝化提供更好的条件[22], 因此TN 的去除率上升。在短时间内, 浮床系统对水中污染物的降解主要由生物膜完成, 浮床植物根际和超细纤维人工水草为生物膜提供了巨大的附着面[23]。

当曝气量为4 L/min时, COD和TP的去除率最大, 水中溶解氧能充分满足微生物新陈代谢所需, 有机污染物能够充分氧化分解, 同时溶解氧的增加可以促进浮床系统中聚磷菌等微生物的繁殖生长, 从而加快对磷的吸收。当曝气量为4～6 L/min时, NH3-N和TN的去除率达到最大, 可能是因为曝气量增大, 气水比增加, 水中NH3-N的吹脱作用增强, 从而使NH3-N和TN的去除率增加。李伦等[24]的研究也发现，增加空气流量可以增加氨氮的去除率。当曝气量继续升高, 水中各污染物的去除率降低, 这是由于水中溶解氧逐渐饱和, 气泡对附着在填料和植物根系上的生物膜的扰动增强, 使生物膜受到冲刷而被破坏, 填料和植物根系上的微生物量减少; 另外，部分生物膜的脱落, 破坏了生物絮体的稳定性, 微生物代谢过程受到抑制, 部分未被完全降解的有机物随水流流出, 导致COD的去除率降低。尽管曝气量发生变化, 浮床系统对NH3-N的去除率始终在85.0%以上, 说明当曝气量为4 L/min时, 水中的溶解氧就能满足生物膜的生长繁殖所需、系统内微生物硝化和反硝化作用充分, 也能促进水中氨的挥发[25]。因此，选择曝气量为4 L/min最佳。

2.3 进水浓度负荷对超细纤维浮床处理效果的影响

模拟了高、中、低3个进水浓度的水体净化试验, 采用连续进出水、连续曝气的方式, 曝气量为4 L/min,HRT为1.5 d, 测定超细纤维浮床出水中各污染物浓度, 计算COD、TN、NH3-N和TP的去除率, 结果如图4所示。

图4 不同污染浓度负荷下污染物的去除效果

随着进水污染物浓度负荷的增加, 浮床系统中NH3-N、TN和TP的出水浓度也随之升高, COD的出水浓度则降低。进水浓度负荷对浮床系统COD的去除效果影响较大, 随着进水污染物浓度的增加, 浮床系统出水中COD的浓度为13.97～20.24 mg/L, 波动不明显, 且去除率均在65.0%以上。这是因为低浓度进水负荷下, 好氧微生物对于有机污染物的分解利用达到限值, 微生物对污染物的分解能力降低[26], 浮床系统能很好地适应不同进水污染物浓度负荷。当进水污染物浓度负荷升高时, 浮床系统对TN、NH3-N和TP的去除率随之降低, 在低浓度进水条件下, 浮床系统对TN、NH3-N和TP的去除率最高, 分别为67.6%、82.1%和86.1%。浮床系统对NH3-N和TP的去除不仅依靠硝化细菌、反硝化细菌、聚磷菌等微生物的降解作用, 还依靠浮床植物根际的吸收[27], 此结论与齐钰鹏[26]的研究结果一致。因此选择在低浓度进水负荷条件下运行最佳。

2.4 EM菌剂对超细纤维浮床处理效果的影响

在最佳运行条件下(HRT为1.5 d, 曝气量为4 L/min), 浮床系统稳定运行28 d, 每隔7 d向浮床系统中投加浓度为10 g/m3的EM菌剂, 共投加4次。每次投加前, 分别采集1、2号浮床系统进出水水样进行水质分析(1号浮床系统为空白对照, 即不投加EM菌剂, 2号浮床系统投加EM菌剂)。测定超细纤维浮床出水中各污染物浓度, 计算分析COD、TN、NH3-N和TP的去除率, 结果如图5所示。

2.4.1 COD、TP 如图5a、b所示, EM菌剂的投加, 对浮床系统中COD的去除效果有较明显的提高。1、2号浮床系统中进水COD的浓度分别为62.41和63.44 mg/L, 出水COD的浓度分别为17.63和9.90 mg/L, COD的去除率分别为71.8%和84.4%。投加EM菌剂后, 浮床系统COD的去除率提高了12.6%, 主要是因为EM菌剂中含有酵母菌、乳酸菌、硝化细菌、光合细菌、芽孢杆菌等多种有益微生物菌种, 它们发挥了硝化、氨化、氧化等作用, 有助于水中有机物的降解, 极大提高了COD的去除速率[28-29]。

图5 未加(1号)和加(2号)EM菌条件下浮床反应器对各污染生物的去除效果及去除率

EM菌剂的投加, 对浮床系统出水中TP去除效果影响较小, 1、2号浮床系统中进水TP的浓度分别为0.60和0.53 mg/L, 出水TP的浓度分别为0.17和0.15 mg/L, TP的去除率均为71.7%。投加EM菌后, 浮床系统TP的去除率基本不变, 说明该投加量的EM菌剂中含有的去除磷盐的微生物菌属较少, 不能明显增加系统中聚磷菌的数量, 污水中磷的去除主要是通过聚磷菌在厌氧条件下释磷和在好氧条件下吸磷完成, 当EM菌剂的投加量达到一定程度时, 聚磷菌的吸磷量才会有较明显的提高, 然而, 与其他微生物为维持正常生命活动需要摄取的磷相比, 该过程所吸收的磷极其少, 这就掩盖了浮床系统中EM菌剂促进聚磷菌磷吸收的能力[30]。齐钰鹏[26]研究也发现, 投加微生物制剂后, 浮床系统对TP的去除效果不明显。

2.4.2 NH3-N、TN 如图5c、d所示, EM菌剂的投加, 对浮床系统中NH3-N和TN的去除效果有较大影响。1、2号浮床系统中进水NH3-N的浓度分别为5.31和5.59 mg/L, 出水NH3-N的浓度分别为0.60和0.18 mg/L, NH3-N的去除率分别为88.7%和96.8%。1、2号浮床系统中进水TN的浓度分别为7.36和7.09 mg/L, 出水TN的浓度分别为2.81和1.99 mg/L, TN的去除率分别为61.8%和71.9%。EM菌的投加, 使得浮床系统NH3-N和TN的去除率分别提高了8.1%和10.1%, 强化了浮床系统的硝化、反硝化过程, 提高NH3-N和TN的去除效率。在浮床系统中, 氮的去除依靠超细纤维人工水草的吸附过滤、浮床植物根际的吸收、微生物的硝化-反硝化和氮的挥发作用, 其中微生物的硝化-反硝化作用是氮去除的主要机制[31]。

2.5 超细纤维浮床对实际富营养化水体的处理效果

以会仙湿地采集水样为原水，超细纤维生态浮床系统挂膜稳定(两周)后, 开始连续运行试验, 在最佳运行条件下:HRT为1.5 d, 曝气量为4 L/min, EM菌剂的投加量为10 g/m3, 采用连续进出水、连续曝气, 每天采集系统进出水水样, 测定其水质指标, 分析污染物去除效果, 结果如图6所示。

图6 实际富营养化水体中污染物浓度及去除率变化情况

相较于模拟进水, 实际进水水质指标波动较大, 处理效果在一定程度上会受进水水质波动影响。NH3-N的进水浓度在0.82～1.62 mg/L, 出水浓度保持在0.20 mg/L左右, 平均去除率达到85.6%, 具有较高的去除效率; COD的进水浓度为32.09～46.08 mg/L, 平均出水浓度为10.77 mg/L, 平均去除率为72.1%; TN的进水浓度较高, 达到地表水Ⅴ类标准, 均值为2.20 mg/L, 平均出水浓度为0.68 mg/L, 平均去除率为68.8%; 进水TP浓度较低, 均值为0.17 mg/L, 平均出水浓度为0.05 mg/L, 对TP的平均去除率为70.9%。

各污染物进水的浓度波动较大, 但出水浓度均比较稳定, 说明超细纤维浮床系统处理实际富营养化水体的效果良好, 出水COD、NH3-N、TN、TP 4项指标浓度稳定达到了《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)中的Ⅲ类标准。

3 结 论

通过超细纤维浮床在不同条件下的运行实验和分析得出:

(1)在HRT为1.5 d, 曝气量为4 L/min, 低浓度进水负荷条件下, 浮床系统中COD、NH3-N、TN和TP的去除率分别为65.3%、82.1%、67.6%和86.1%, 超细纤维浮床系统运行效果最佳。

(2)采用EM菌剂强化作用后, 浮床系统对COD、NH3-N和TN的去除效果均有较明显的提高, 平均去除率分别为84.4%、96.8%和71.9%, 去除率提高了8.0%～13.0%。

(3)浮床系统采用EM菌剂强化并在最佳运行条件下对实际富营养化水体污染物均具有较好的去除效果, 浮床系统对COD、NH3-N、TN和TP的去除率分别为72.1%、85.6%、68.8%和70.9%, 相应出水指标均能达到《地表水环境质量标准》(GB 3838—2002)中的Ⅲ类标准, 该浮床技术对于南方岩溶地区富营养化水体修复有着良好的适用性。

(4)投加EM菌剂后, 浮床系统对TP的去除率基本不变, 去除率为71%左右, 对如何提高投加EM菌剂后的浮床系统的TP去除效果需要进一步研究。

致谢: 本文试验工作过程得到了桂林市临桂区会仙湿地公园保护中心的大力支持和帮助, 在此表示感谢!