不同基质填充度模块化人工湿地强化脱氮除磷效果研究

2021-12-07向哓琴孔令为余少乐成水平

杭州师范大学学报(自然科学版) 2021年6期

向哓琴，孔令为，余少乐，陈月，吴娟，成水平

(1. 同济大学长江水环境教育部重点试验室，上海 200092； 2. 西湖大学工学院浙江省海岸带环境与资源研究重点试验室，浙江杭州 310024； 3. 中国建筑第八工程局有限公司，上海 200135； 4. 河北建设集团安装工程有限公司，河北保定 071051)

人工湿地由于具有建造和维护成本低、处理效果好、适应负荷范围广等优势，近年来被广泛认为是处理分散式污水和污水处理厂尾水的有前景的方法.潜流人工湿地由于污水水平或垂直流过基质，与植物根部和基质表面的微生物接触，因此处理效果更高[1-4].但潜流人工湿地也存在着占地较大、堵塞、冬季效果较差等问题，限制了其应用，且潜流型人工湿地建造成本中基质占据了很大比重，因此减少基质成本同时改善出水水质对于人工湿地的应用具有重要意义.

人工湿地三大要素包括基质、微生物和植物.微生物被认为是影响人工湿地脱氮效果的主要因素，微生物脱氮的硝化反硝化过程主要受温度、pH、溶解氧、碳氮比、水力停留时间、水力负荷的影响[4-5].目前广泛使用的一些人工湿地填料如沸石、砾石、石灰石和一些工业副产品等脱氮除磷效果不理想，且无法为反硝化提供有机碳[6].在外界环境因子如温度、pH、溶解氧相对稳定的情况下，C/N比成为影响氮去除的关键因素.当基质多孔且具有大比表面积时，能为微生物提供更大的黏附面积，改善湿地的水力和机械性能，但颗粒小和孔隙率低的基质容易引起湿地堵塞，而局部更换堵塞区域填料不易操作[7].基质作为微生物的载体，其性质和数量会影响微生物的数量从而影响污染物的去除[8].植物在人工湿地中也起到重要作用[9]，能够直接吸收污水中的营养物质，还能够通过输送氧气到根系以促进微生物的生长和活性，增强湿地对污染物的去除效果.

模块化湿地能加快更换堵塞区域填料的特点引起了一些学者的关注，而基质不完全填充条件下的污染物去除效果有待考察.本研究构建基于无机、有机基质混合的新型模块化人工湿地，研究不同基质填充度条件下的人工湿地脱氮除磷作用，为扩大人工湿地在不同场景下的应用提供支撑.

1 材料与方法

1.1 模块化人工湿地试验装置

模块化人工湿地装置示意图见图1.试验装置用PVC塑料板制成，由前后两个单元串联而成.每个单元外观尺寸分别为长0.4 m，宽0.4 m，高0.55 m，分成上下两层，在高度为0.4 m处设置一个横向隔板，隔板上方填充0.1 m高的砾石(直径4～8 mm).第一级人工湿地单元横向隔板下面填充陶粒(直径10～30 mm)，设置3组，陶粒填充度分别为隔板下部体积的90%(A组)、60%(B组)和30%(C组)；第二级人工湿地单元横向隔板下部除填充与前端相同体积的陶粒外，其余体积用生物炭(直径1～8 mm)填满.每级人工湿地单元内部有3块等距竖向隔板，使湿地内部水流依次顺流形成向下—向上—向下—向上的水流方向.试验设置对照组(O组)，内部基质全部用砾石填充.

1.2 进水水质与装置运行

试验装置种植西伯利亚鸢尾(Irissibirica)，由蠕动泵控制连续进水，于2020年12月启动，初期通过稀释的污水处理厂浓缩污泥加速人工湿地挂膜.经过4个月运行后，人工湿地系统稳定运行，开始试验.

试验采用人工配水模拟城镇污水处理厂一级A标准的出水，CODCr、NH4+-N、NO3--N、PO43--P分别采用CH3COONa、NH4Cl、KNO3、KH2PO4配制，进水浓度见结果部分.水力负荷设置为250 mm/d，A、B和C组试验装置的水力停留时间分别为18.3、22.3和26.3 h，对照组的水力停留时间为18.7 h.

1.3 测试方法

CODCr采用快速消解分光光度法测定；NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定；NO2--N采用N-(1-萘基) -乙二胺分光光度法测定；NO3--N采用紫外分光光度法测定；TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定；TP采用钼酸铵分光光度法测定[10]；氧化还原电位(ORP)采用Thermo A326便携式水质参数测定仪测定；pH采用PHS-818智能传感器测定.

1.4 数据统计

利用Origin 2018软件进行试验数据平均值、标准差的计算，利用SPSS软件进行ANOVA单因素方差分析(P<0.05 表明具有显著性差异).

图2 不同基质填充度模块化人工湿地的CODCr去除率Fig.2 CODCr removal efficiencies of modular constructed wetland under different substrate portion

2 结果与分析

2.1 CODCr的去除

在试验期间每个试验装置CODCr进水质量浓度为55.0～60.0 mg/L，出水均低于6.0 mg/L，低于《地表水环境质量标准》(GB3838—2002)I类标准限值.不同基质填充度的人工湿地系统对CODCr的去除率见图2，A、B、C组的一级单元CODCr的平均去除率分别是87.5%、86.8%、85.6%，而通过二级单元后CODCr的平均去除率分别是90.3%、90.0%、90.1%，3个试验组对CODCr的去除没有显著性差异(P>0.05)，对照组CODCr的去除率也达到88.3%.本试验模拟尾水的有机物采用CH3COONa配制，易生物降解，因此出水CODCr浓度很低，且各处理组去除率无差异.CODCr的去除通常受氧气含量和水力停留时间的影响[11].孙亚平等[12]发现，在250～1 000 mm/d的水力负荷下，添加了生物炭的人工湿地对CODCr的去除率可以达到88.1%～92.1%，出水CODCr低于5 mg/L.氧气充足的条件下CODCr的降解效率更高[13-14]，在本试验中CODCr主要在一级单元中被消耗，因为在人工湿地前端溶解氧条件较好，使得大部分CODCr得到降解.

2.2 氮素的去除

试验装置进水氮的主要形式是NH4+-N和NO3--N，平均质量浓度分别为5.6、12.5 mg/L.各组系统对TN的去除率见图3a，A、B、C组一级单元对TN的去除率分别为75.7%、75.3%、69.0%.对照组对TN的去除率为68.0%，3组模块化人工湿地对TN的去除率分别为82.3%、80.9%、78.8%，较对照组分别提高了21.0%、19.0%和15.9%.

图3 不同基质填充度人工湿地的TN和NH4+-N去除率Fig.3 TN and NH4+-N removal efficiencies of modular constructed wetland under different substrate portion

各组模块化人工湿地对NH4+-N的去除率见图3b，一级单元对NH4+-N的去除率分别为23.5%、32.4%和25.1%，对氨的硝化效率均较低，原因在于人工湿地前端有机物浓度较高，消耗了进水中的大部分氧气，使得较少的氧气可被用于氨氧化[15].通过二级单元后NH4+-N的总去除率分别为45.1%、46.2%和56.9%，而对照组对NH4+-N的去除率为41.8%，模块化人工湿地对NH4+-N的去除率较对照组提高7.9%以上.模块化人工湿地中挡板的增加使水流交替多次经过好氧与缺氧区域[11]，增加了废水中污染物同根际微好氧区域的接触，使硝化反应更加完全[16].复合人工湿地处理污水处理厂尾水[17]和复合自然处理系统处理污水处理厂二级废水的研究都发现在好氧条件下能实现较好的脱氮效果[18-19].进水氨氮浓度较高的条件下，取得良好的硝化效果和控制氧气浓度防止抑制反硝化反应是提高脱氮效果的主要原则[20].

各组人工湿地系统出水NO3--N浓度见图4a，NO2--N浓度见图4b.A、B、C组人工湿地一级单元出水中NO3--N平均质量浓度分别为0.16、0.47、0.70 mg/L，一级单元对NO3--N的去除率分别为98.7%、96.2%、94.4%；对照组出水中NO3--N的平均质量浓度为2.32 mg/L，对NO3--N的去除率为81.5%.二级单元出水中NO3--N的平均质量浓度分别为0.37、0.74、2.23 mg/L，对NO3--N的去除率分别为97.1%、94.1%、82.2%.模块化人工湿地对NO3--N的去除效果较好，表明本试验装置反硝化条件较好.A、B、C组人工湿地一级单元出水的ORP值分别为+222.1、+215.0和+212.5 mV，二级单元出水的ORP值分别为+238.9、+238.2和+237.4 mV，二级单元的氧化还原电位高于一级单元，说明在二级单元中硝化环境更好[21].模块化人工湿地和对照组人工湿地出水的pH分别为7.9和7.8，适宜硝化细菌生存[22].在二级单元中部分NH4+-N继续被氧化成了NO3--N，导致二级单元出水NO3--N浓度增加，同时二级单元中生物可利用的有机碳浓度很低，限制了NH4+-N的去除.

图4 不同基质填充度人工湿地出水NO3--N和NO2--N浓度Fig.4 The concentration of NO3--N and NO2--N of modular constructed wetland under different substrate portion

图5 不同基质填充度人工湿地的TP去除率Fig.5 TP removal efficiencies of modular constructed wetland under different substrate portion

2.3 TP的去除

模块化人工湿地对TP的去除效果见图5.本试验TP的进水平均质量浓度为0.57 mg/L，A、B、C组一级单元出水中TP的平均质量浓度分别为0.29、0.38、0.49 mg/L，人工湿地对TP的去除效果随着陶粒基质的减少而降低.二级单元出水中TP的平均质量浓度分别为0.13、0.15、0.28 mg/L，去除率分别为77.4%、75.5%、53.9%，随着基质填充度的降低，TP去除率下降，说明TP的去除与基质量有关.经过模块化人工湿地的处理，A、B组出水可以达到《地表水环境质量标准》(GB3838—2002)Ⅲ类标准(河流)，而C组人工湿地TP出水也可以达到地表水Ⅳ类标准.对照组的最终出水质量浓度为0.36 mg/L，去除率为40.2%，模块化人工湿地对TP的去除效果较对照组有很大程度的提高(P<0.01)，分别提高了92.5%、87.8%和34.1%.有研究表明，污水处理厂尾水经过微曝气与添加生物炭的复合型人工湿地后出水TP低于0.07 mg/L[17].本试验中使用的模块化人工湿地系统能在较大水力负荷未曝气的条件下以不完全填充的基质取得良好的TP去除效果.

3 讨论

试验中的模块化人工湿地具有良好的CODCr、NO3--N和TP去除效果.CODCr在一级单元降低了85.6%以上，其降解消耗了大量氧气，导致一级单元中氨氮的硝化效率较低.在二级单元中由于缺少了COD竞争氧气，折流的水流方式又使废水多次经过根际微好氧区域，所以NH4+-N在二级单元中去除率较一级单元提高了42.6%～126.7%.Deng等在对添加生物炭的人工湿地中氮去除及相应微生物群落变化的研究中发现，生物炭的添加可使人工湿地中溶解氧浓度升高，且生物炭的添加量与NH4+-N的去除率之间有显著的正相关性[23].本试验与其结果一致，随着二级单元生物炭添加量的增多，NH4+-N的去除率提升.有研究表明生物炭可增加氨氮在基质上的吸附[24-25]，本试验在二级单元中添加的生物炭对氨氮的吸附提高了氨氮的去除率.

人工湿地中氮的去除主要是靠微生物的硝化和反硝化作用[26].二级单元出水中TN的质量浓度分别为3.77、3.57和3.99 mg/L，其中NH4+-N的质量浓度分别为3.14、2.99和2.39 mg/L，因此TN去除效率不能进一步提高的主要原因是NH4+-N未得到充分氨氧化和硝化.在垂直流人工湿地+水平潜流人工湿地的微曝气复合人工湿地中TN的去除率只有40%左右[27]，充分说明氨氮得到有效的氧化对于TN去除率提升的重要性.本试验人工湿地进水中NO3--N浓度较高，一级单元中NO3--N的去除率达到了91.8%以上，而NH4+-N的去除仅为23.5%～32.4%，这是因为一级单元中进水提供了足够的有机碳，填充的陶粒为微生物提供了大量的附着位点，因此反硝化作用比较强；二级单元出水NH4+-N浓度降低，而NO3--N浓度升高，原因是反硝化反应需要有机碳的参与[28]，无氧条件下反硝化作用所需碳与氮的理论比值为4.6∶1[29]，在二级单元中添加的生物炭能提供少量的有机碳源，因此TN的去除率较一级单元提高了7.9%以上，进一步提升了出水水质.

人工湿地进水中C/N比约为3.2∶1，A、B、C组一级单元和二级单元出水中NO2--N和NO3--N的浓度都很低，没有发生NO2--N积累，但在对照组中NO2--N和NO3--N的质量浓度分别为0.79和1.24 mg/L，有少量的NO3--N积累.反硝化反应较对照组更完全，可能是因为人工湿地二级单元添加了生物炭补充碳源，提升了硝酸盐的反硝化效率.Oh等[30]的研究表明，在反硝化碳源不足时，亚硝酸还原酶在同硝酸盐还原酶竞争电子时处于劣势，易造成NO2--N积累.同时添加挡板的人工湿地在上向流区域比水平流人工湿地有更低的氧化还原电位[11]，更利于反硝化反应的进行，而对照组中厌氧条件较差，不能使反硝化反应完全进行.

微生物对污染物的去除受污染物浓度的影响[31]，在较低污染物浓度的进水下难以取得较高的去除效率.本试验二级单元对NH4+-N、TP的去除率和一级单元相比都有很大程度的提高，对TN 的去除也能在一级单元出水浓度较低的情况下进一步提高.经过组合的两级模块化人工湿地具有良好的N和P去除效率，出水水质显著提升；A组和B组的模块化人工湿地对NH4+-N、NO3--N、TN、TP的去除都没有显著性差异(P>0.05)，出水可以达到相同的地表水水质标准，而B组基质数量相对A组减少30%，能够明显降低人工湿地的成本，因此更具有实际应用价值.