何 強(qiáng),胡書山,向澤毅,朱 越,張凌凌,楊雨靜,程 呈*

垂直流人工濕地系統(tǒng)凈化污水廠尾水脫氮效果

何 強(qiáng)1,胡書山1,向澤毅2,朱 越2,張凌凌2,楊雨靜1,程 呈1*

(1.重慶大學(xué),三峽庫區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,重慶 400045；2.長江重慶航道工程局,重慶 400011)

以污水廠尾水作為處理對象,將椰棕-陶粒(實(shí)驗(yàn)組1,YTCW),礫石-陶粒(實(shí)驗(yàn)組2,LTCW),礫石-石英砂(對照組,CCW)組合基質(zhì)的垂直流人工濕地作為研究對象,探究不同組合基質(zhì)人工濕地在冬、夏兩季對模擬污水廠尾水的氮污染物去除效果和轉(zhuǎn)化機(jī)制.結(jié)果表明,夏季3組人工濕地裝置對于氨氮、硝氮都有較好的去除效果和較低的氧化亞氮釋放通量;冬季實(shí)驗(yàn)組氨氮和硝氮去除率與對照組相比分別提升了23.8%、26.9%和32.2%、34.0%,且典型周期內(nèi)氧化亞氮的平均釋放通量由1.17mg/(m2·h)降低為0.18mg/(m2·h)和0.03mg/(m2·h);高通量測序分析結(jié)果表明,相較于對照組,陶粒和椰棕作為人工濕地基質(zhì)可以提高脫氮功能微生物的相對豐度,從而改善低溫人工濕地脫氮效果下降的問題.

垂直流人工濕地；陶粒；脫氮；氧化亞氮

據(jù)統(tǒng)計(jì),2020年全國廢水總氮和氨氮的排放量較2019年提高了112%和174%[1],水中氮污染物濃度的增加會直接和間接地影響環(huán)境健康[2],因此,脫氮效率在污水處理過程中受到高度重視.目前部分污水廠的氨氮和總氮排放仍然按照一級B標(biāo)準(zhǔn)(15和20mg/L),分別是一級A標(biāo)準(zhǔn)中氨氮和總氮排放標(biāo)準(zhǔn)(8和15mg/L)的1.8倍和1.3倍,過量的氮排放進(jìn)入自然水體會造成水體富營養(yǎng)化等嚴(yán)重的生態(tài)問題.人工濕地因其成本低,維護(hù)簡單,景觀價(jià)值高等優(yōu)點(diǎn)被用于污水處理廠尾水的提標(biāo)改造[3].但是目前人工濕地處理效果受季節(jié)變化影響較大,從而限制了其推廣及應(yīng)用[4].因此,有必要研究在低溫條件下提高人工濕地污水脫氮效率的有效途徑.

人工濕地基質(zhì)配置會影響微生物生長條件,從而減輕低溫對于人工濕地污水處理的不利影響[5].在冬季,礫石、石英砂等基質(zhì)構(gòu)建的傳統(tǒng)人工濕地會由于植物落葉而出現(xiàn)堵塞問題,從而導(dǎo)致內(nèi)部氧氣供應(yīng)不足和污染物傳質(zhì)效率下降,大大降低了污染物的去除效率[6].有研究證明選用具有多孔結(jié)構(gòu)的材料作為人工濕地的基質(zhì)能夠緩解低溫對于人工濕地污水處理的不利影響[7].例如,生物炭具有較高的孔隙率和比表面積,可為反硝化細(xì)菌提供大量的附著位點(diǎn),其作為人工濕地基質(zhì)有助于提高低溫條件下反硝化效率[8],但是由于生物炭成本(約50元/kg)較高,如果在構(gòu)建濕地系統(tǒng)中大量使用生物炭,勢必會導(dǎo)致建設(shè)成本大大提高.因此,在低溫條件下利用同樣具有孔隙率高、比表面積大等特點(diǎn)且價(jià)格更加低廉的陶粒(約5元/kg)作為基質(zhì)構(gòu)建人工濕地是更好地選擇,相關(guān)研究表明陶粒作為基質(zhì)的人工濕地系統(tǒng)也能夠有效去除含氮污染物,其中氨氮去除率可達(dá)70%以上[9].此外,曹和張[10]發(fā)現(xiàn)以稻草作為填充基質(zhì)相較塑料作為填充基質(zhì)構(gòu)建的生態(tài)浮床NH4+-N和NO3--N去除率分別提高了19.8%和75.2%,并且稻草生態(tài)浮床上有更多脫氮微生物的富集.椰棕與稻草結(jié)構(gòu)相似,比表面積大,具有較好的生物親和力,可以為微生物提供更多的繁殖空間,還有相關(guān)研究將其作為單級自養(yǎng)脫氮工藝系統(tǒng)的填料[11],而目前對于椰棕和陶粒兩種基質(zhì)構(gòu)建的濕地系統(tǒng)在低溫條件下能否提升對污水廠尾水脫氮效果尚不清楚.

因此,本研究通過構(gòu)建陶粒和椰棕、陶粒和礫石以及礫石和石英砂3種不同組合基質(zhì)的人工濕地系統(tǒng),探究其冬、夏兩季污染物去除情況,通過元素平衡分析、污染物轉(zhuǎn)化動(dòng)力學(xué)分析和微生物高通量測序來解析濕地系統(tǒng)的氮轉(zhuǎn)化機(jī)制,預(yù)期為人工濕地系統(tǒng)運(yùn)用于污水廠尾水處理提供理論參考.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)建于重慶大學(xué)三峽庫區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部實(shí)驗(yàn)室內(nèi),實(shí)驗(yàn)設(shè)置了3組人工濕地小試系統(tǒng),裝置如圖1所示,裝置采用直徑為20cm,高度為60cm的亞克力圓柱體,底部設(shè)有出水口,用于水質(zhì)常規(guī)監(jiān)測的取樣;裝置背部每隔15cm設(shè)有基質(zhì)取樣口,用于后續(xù)基質(zhì)表面生物膜的采集.實(shí)驗(yàn)總共設(shè)置了3組基質(zhì)條件,分別為椰棕-陶粒組(YTCW),礫石-陶粒組(LTCW)和礫石-石英砂組(CCW).其中YTCW最上層基質(zhì)鋪設(shè)高度約15cm的椰棕,中間層填充了約20cm的硅酸鹽陶粒;LTCW最上層基質(zhì)鋪設(shè)約15cm的礫石,中間層填充了約20cm的硅酸鹽陶粒;CCW最上層基質(zhì)鋪設(shè)高度約為15cm的礫石,中層基質(zhì)添加了高度約20cm的石英砂;3組底部的承托層均填充了高度約為15cm的大塊礫石.

濕地植物選擇的是生長適應(yīng)性較強(qiáng)的典型濕地植物風(fēng)車草().植物購自于四川宜賓,使用10%霍格蘭營養(yǎng)液[12]培養(yǎng)2周后,選擇生長狀況相近的植物種植于系統(tǒng)中,種植密度為40株/m2.

圖1 垂直流人工濕地實(shí)驗(yàn)裝置示意

1.2 運(yùn)行條件

進(jìn)水按城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)(GB 18918-2002)[13]中一級B標(biāo)準(zhǔn)配置.模擬污染物由葡萄糖、KH2PO4、NH4Cl、KNO3配制而成,其中COD濃度為60mg/L;NH4+-N濃度為8mg/L,NO3--N濃度為12mg/L,PO43-濃度為1mg/L.各系統(tǒng)均采用間歇進(jìn)出水的運(yùn)行方式,水力負(fù)荷為0.12m3/(m2·d),水力停留時(shí)間為7d.在實(shí)驗(yàn)開始前,接種雞冠石污水廠(重慶,中國)二沉池污泥于濕地系統(tǒng)中,并采用人工配置的污水進(jìn)行馴化,以形成穩(wěn)定的生物膜.馴化一個(gè)月后,開始進(jìn)行常規(guī)水質(zhì)監(jiān)測試驗(yàn),實(shí)驗(yàn)總共運(yùn)行248d.

1.3 樣品采集與分析方法

1.3.1 水樣采集及分析方法 待系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定后,在實(shí)驗(yàn)周期的第1, 4, 7d分別對進(jìn)、出水水質(zhì)進(jìn)行監(jiān)測.選取冬季(15±3)℃和夏季(30±3)℃的一個(gè)典型實(shí)驗(yàn)周期在進(jìn)水后的第6, 12, 24, 48, 72, 96, 120, 144, 168h進(jìn)行水質(zhì)監(jiān)測.水質(zhì)監(jiān)測指標(biāo)包括NH4+-N、NO3--N、NO2--N,監(jiān)測方法按照《水和廢水監(jiān)測分析方法》(第四版).所測水質(zhì)樣品均在取樣后經(jīng)0.45μm濾膜過濾并立即監(jiān)測.

1.3.2 氣體采集及分析 氧化亞氮(N2O)氣體的排放通量采用靜態(tài)箱法測定.在采集時(shí),為各實(shí)驗(yàn)裝置配置了氣體采集罩.氣體采集罩為圓柱形(φ20cm× 40cm);罩體材料為亞克力材料,頂部設(shè)有風(fēng)扇以確保罩內(nèi)氣體混合均勻;上部設(shè)有采樣口,同時(shí)內(nèi)部還設(shè)有溫度、氣壓探頭以方便實(shí)時(shí)測量.于冬季和夏季水質(zhì)條件穩(wěn)定后進(jìn)行N2O氣體釋放通量測定,在進(jìn)水后2h內(nèi)每隔30min用注射器抽取采集罩中10mL氣體,氣體樣品采集后,立即用氣相色譜儀(島津, GC-2010,日本)測定,并根據(jù)不同時(shí)間的氣體含量來計(jì)算N2O的釋放通量.計(jì)算公式如下:

式中:為氣體通量,mg/(m2·h);d/d為采樣時(shí)氣體含量隨時(shí)間變化速率,mm3/(m3·h);為被測氣體摩爾質(zhì)量,g/mol;為靜態(tài)箱內(nèi)氣壓,Pa;為取樣階段的平均溫度,K;0為標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下的氣體摩爾體積,ml/ mol;0為標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下的氣壓,Pa;0為標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下的溫度,K;為水面以上采樣箱高度,m.

1.3.3 基質(zhì)表面微生物樣品采集及高通量測序分析 分別在冬、夏兩季實(shí)驗(yàn)周期結(jié)束時(shí),從裝置背面基質(zhì)取樣口挖取不同實(shí)驗(yàn)裝置各層的基質(zhì)材料體積約50mL,放入100mL塑料瓶中加入磷酸鹽緩沖液,振蕩12h收集液體后以6000r/min轉(zhuǎn)速離心5min,離心3次,取沉淀物用于提取DNA樣品.通過E.Z.N.A. ? Soil DNA Kit (Omega Bio-Tek,美國)試劑盒提取DNA.用引物515F(GTGCCAGCMGC- CGCGG)和907R(CGTCAATTCCTTTGAGTTT)擴(kuò)增細(xì)菌16s基因的V4-V5區(qū)域.擴(kuò)增條件為:98℃ (3min)初始變性,然后進(jìn)行27個(gè)循環(huán),包括95℃變性30s,55℃退火30s,72℃延伸45s,最后72℃延伸10min.委托上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司利用Miseq PE300平臺進(jìn)行測序分析.

1.4 氮元素平衡分析

人工濕地中氮的去除主要依靠基質(zhì)吸附和微生物自身合成代謝利用,出水排出的含氮化合物,植物吸收,微生物的分解代謝釋放氣體(一氧化氮、N2O和氮?dú)?以及其他形式流失的氮.由于3組裝置中植物的種類、種植密度等種植條件控制相同,且植物吸收對于氮吸收作用較小[14],故本實(shí)驗(yàn)并沒有考慮植物吸收的作用.

出水排出的含氮化合物計(jì)算公式如下:

圖5可看出:在不同節(jié)點(diǎn)密度情況下,RPL-FAHP平均存活的節(jié)點(diǎn)數(shù)大于0.8×ETX+0.2×RE和0.6×HC+0.4×RE。表明RPL-FAHP綜合考慮各個(gè)路由度量,全面綜合評價(jià)候選父節(jié)點(diǎn),從而選擇最優(yōu)節(jié)點(diǎn)為偏好父節(jié)點(diǎn),改善網(wǎng)絡(luò)性能。

式中:out,i為運(yùn)行周期內(nèi)每次出水總氮的含量,mg/L;out,i為運(yùn)行周期內(nèi)每次出水的體積,L.

基質(zhì)吸附的氮的計(jì)算公式如下:

式中:sd為基質(zhì)吸附的氮,mg;sd1和sd0分別為實(shí)驗(yàn)結(jié)束和開始時(shí)基質(zhì)中氮含量,mg/g;sd為所取基質(zhì)的重量,g.

微生物釋放的N2O氣體的計(jì)算公式如下:

式中:other為其他形式流失的氮,mg;in,i為運(yùn)行周期內(nèi)每次進(jìn)水總氮的含量,mg/L;in,i為運(yùn)行周期內(nèi)每次進(jìn)水的體積,L.

1.5 統(tǒng)計(jì)分析

數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析采用Excel 2020軟件,圖表繪制采用Origin Pro 2018C,通過SPSS 22.0軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行相關(guān)性分析和顯著性檢驗(yàn),采用單因素方差進(jìn)行分析.

2 結(jié)果與分析

2.1 不同組合基質(zhì)人工濕地的污水處理效果

3組濕地裝置長期運(yùn)行過程中NH4+-N、NO3--N和NO2--N的濃度變化如圖2所示.由圖2(a)可知,YTCW和LTCW組的平均NH4+-N去除率分別為84.1%和86.0%,而CCW組的平均NH4+-N去效率僅為71.6%;如圖2(b)所示,LTCW和YTCW組的NO3--N平均去除率分別為66.4%和62.7%,均顯著高于CCW組(45.7%)(<0.05).造成這一結(jié)果的原因可能是,陶粒相較于石英砂作為人工濕地裝置的基質(zhì)時(shí),其內(nèi)部孔隙結(jié)構(gòu)更加均勻發(fā)達(dá),有利于增強(qiáng)污染物和溶解氧的傳質(zhì)效率[15],同時(shí)由于陶粒材料具有較大的比表面積,其作為微生物附著的良好載體,能通過增加人工濕地中微生物活性從而提高人工濕地裝置的脫氮效果.

圖2 人工濕地系統(tǒng)氮污染物進(jìn)、出水濃度

YTCW,LTCW,CCW 3組裝置NH4+-N的去除率在夏季和冬季分別為87.0%,88.8%,77.6%和81.1%, 83.1%,65.5%,3組裝置兩季的去除率不具有顯著差異(>0.05)(圖2(a)).這主要是由于參與硝化過程的微生物在5～40℃內(nèi)能正常生長,微生物會對季節(jié)引起的溫度變化產(chǎn)生適應(yīng)性[16],從而導(dǎo)致夏冬兩個(gè)季節(jié)的NH4+-N去除效果不具有顯著差異.但是,季節(jié)變化對濕地裝置中NO3--N的去除效率影響顯著,YTCW,LTCW和CCW 3組裝置冬季(55.9%, 56.7%和42.3%)對NO3--N的去除率相較于夏季(77.9%,77.3%和59.9%)分別降低了28.2%,26.6%和29.4%.由此可見,反硝化過程受到溫度變化影響更大,因?yàn)榉聪趸淖钸m溫度為30℃[17],冬季溫度降至(15±3)℃,反硝化過程受到抑制,從而致使NO3--N的累積.值得注意的是,YTCW和LTCW組的NO3--N去除效果相較于CCW組受溫度影響更小,說明陶粒作為基質(zhì)能夠改善濕地裝置冬季NO3--N去除率下降的問題.綜上可得,在較低溫度條件下,陶粒作為基質(zhì)時(shí),濕地裝置氮污染物出水濃度仍能滿足一級A標(biāo)準(zhǔn),其中NH4+-N濃度甚至可以達(dá)到《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838-2002)規(guī)定的地表V類水標(biāo)準(zhǔn)[18].

2.2 典型周期內(nèi)氮污染物去除效果

為了探究一個(gè)水力停留時(shí)間內(nèi)濕地系統(tǒng)中污染物的變化規(guī)律,分別于夏、冬兩季對一個(gè)典型周期內(nèi)的污染物出水濃度進(jìn)行了監(jiān)測(圖3).在兩個(gè)季節(jié)中,YTCW和LTCW組對NH4+-N的去除率均高于CCW組.在冬季,YTCW和LTCW組在進(jìn)水96h后對于NH4+-N的去除率達(dá)到90.0%以上,最終去除率可達(dá)83.0%和86.3%.在夏季,YTCW和LTCW組在進(jìn)水96h后對于NH4+-N的去除率可達(dá)到93.5%和91.3%,最終去除率可達(dá)97.9%和96.4%.而CCW組在冬季和夏季時(shí),NH4+-N最高去除率僅為63.5%和87.6%.孟盼盼等人[19]使用陶粒作為單一濕地基質(zhì)時(shí),NH4+-N去除率僅為40%～50%,本實(shí)驗(yàn)通過陶粒與其他基質(zhì)組合明顯提升了NH4+-N的去除效果.

在冬夏兩個(gè)季節(jié)中,YTCW和LTCW組對NO3--N的去除率均高于CCW組.冬季YTCW和LTCW組NO3--N的去除率相較于CCW組分別提升了31.2%和35.8%(圖3(b)),夏季YTCW和LTCW組對于NO3--N的去除率相較于CCW組分別提升了14.2%和13.9%(圖3(a)).此外,在冬季CCW組有明顯NO2--N積累,最終出水NO2--N濃度高達(dá)8.25mg/L,而YTCW組和LTCW組最終出水濃度僅為0.50和0.85mg/L(圖3(a)).在夏季3組裝置NO2--N積累較少,且YTCW組(0.03mg/L)和LTCW組(0.04mg/L)的NO2--N積累仍遠(yuǎn)小于CCW組(0.35mg/L).綜上所述,含有陶粒的實(shí)驗(yàn)裝置去除效率較高,并且受季節(jié)變化影響較小,說明陶粒基質(zhì)有利于緩解低溫造成的人工濕地脫氮效率大幅下降的問題.

為了進(jìn)一步探究不同基質(zhì)組合對于氮轉(zhuǎn)化的影響,對一個(gè)典型周期內(nèi)不同濕地系統(tǒng)污染物降解速率進(jìn)行擬合,如圖4所示.在冬季,實(shí)驗(yàn)裝置進(jìn)水后的前12h,LTCW組的NH4+-N降解速率最快(0.57mg/(L·h)),其次是YTCW(0.50mg/(L·h)),CCW組速率最低(0.41mg/(L·h)),但12h后,YTCW組的NH4+-N的降解速率(0.03mg/(L·h))卻高于另外兩組.在夏季,LTCW和YTCW組的NH4+-N降解速率分別為0.67和0.48mg/(L·h),而CCW組較冬季在前12h NH4+-N降解速率明顯升高(0.62mg/(L·h)),隨后NH4+-N便幾乎不再降解.陶粒等材料對于NH4+-N的吸附主要是通過物理吸附和離子遷移兩種作用,該過程表現(xiàn)為先快速吸附,后緩慢平衡的特點(diǎn)[20],而因?yàn)樘樟１砻娲植?內(nèi)部的多孔結(jié)構(gòu)使得陶粒的吸附容量高于礫石、石英砂,從而使得在降解初期含有陶粒的濕地裝置有較高的降解速率.圖4(c),(d)展示了濕地裝置在夏、冬季NO3--N的濃度變化速率.在夏季,3組濕地裝置的NO3--N在前12h快速降解,3組裝置降解速率排序?yàn)?YTCW組(0.79mg/(L·h))> CCW組(0.70mg/(L·h))>LTCW組(0.60mg/(L·h)),12h后LTCW和CCW組以0.05和0.04mg/(L·h)的速率降解144h,而YTCW能夠在72h內(nèi)以0.08mg/(L·h)的降解速率完成對NO3--N的降解.在冬季,3組裝置前12h的降解速率較夏季均有所下降.雖然CCW組前12h NO3--N降解速率在3組裝置中是最快的(0.53mg/(L·h)),但是12h后NO3--N濃度又有所提高并以0.03mg/(L·h)進(jìn)行降解, NO3--N濃度升高可能是因?yàn)榛|(zhì)微生物硝化作用將NH4+-N轉(zhuǎn)化為NO3--N[21].對于NO3--N,YTCW(0.32mg/(L·h))和LTCW組(0.19mg/(L·h))在前12h中冬季降解速率較夏季分別下降59.5%和68.3%,隨后兩組降解速率又下降至0.04和0.05mg/(L·h),且兩組NO3--N最終出水濃度相近.YTCW組在前期對于NO3--N的降解速率要明顯優(yōu)于LTCW組,主要是因?yàn)樘樟１砻娴亩嗫捉Y(jié)構(gòu)容易附著生物膜,加強(qiáng)了陶粒對氮污染物的吸附能力,然后通過反硝化作用去除NO3--N[22],而YTCW組中椰棕的引入可能為反硝化過程提供了碳源,從而促進(jìn)了反硝化過程的進(jìn)行,使得YTCW組能夠保持一個(gè)相對較高的NO3--N降解速率.綜上所述,雖然椰棕和陶粒的組合不能進(jìn)一步提升NH4+-N的降解效果,卻能夠提高濕地裝置夏季NO3--N的降解速率和減輕低溫造成的NO3--N還原速率下降.

圖4 典型周期內(nèi)NH4+-N和NO3--N濃度隨時(shí)間變化及速率擬合

2.3 典型周期內(nèi)N2O氣體釋放規(guī)律

N2O氣體是由微生物硝化過程和反硝化過程產(chǎn)生的中間產(chǎn)物[23],目前已經(jīng)證實(shí)N2O是溫室氣體的主要潛在來源之一[24].因此,有必要對3組濕地裝置的N2O氣體釋放通量進(jìn)行測量分析.本研究分別于冬季、夏季對人工濕地系統(tǒng)溫室氣體釋放情況進(jìn)行持續(xù)一周的收集監(jiān)測(圖5).由圖5可見,冬季CCW組(1.17mg/(m2·h))的N2O平均釋放通量明顯高于YTCW組(0.18mg/(m2·h))和LTCW組(0.03mg/ (m2·h)).微生物完整的脫氮過程是將NO3-還原為N2(NO3-→NO2-→NO→N2O→N2),該過程受到NO3-濃度、可利用碳源、溫度和pH值等多重因素的影響[25].YTCW組和LTCW組的N2O釋放通量明顯低于CCW組,這可能是由于陶粒為反硝化細(xì)菌提供更有利的生存條件,如更好的附著點(diǎn)和截留更多的污染物[26],有利于NO3-被還原為N2,而CCW組中的礫石和石英砂并不能為微生物提供實(shí)現(xiàn)完全反硝化的有利條件,從而導(dǎo)致NO3-積累和N2O的大量釋放.與冬季相比,3組裝置夏季的N2O釋放通量有所降低.夏季CCW組的N2O最大釋放通量為0.39mg/(m2·h),而YTCW組和LTCW組的N2O最高釋放通量僅為0.09和0.11mg/(m2·h).溫度作為影響硝化和反硝化過程的重要因素[27],夏季較高的溫度有利于完全反硝化過程進(jìn)行,使得夏季的N2O釋放通量普遍低于冬季N2O的釋放通量.值得注意的是,YTCW組在引入了椰棕作為基質(zhì)后,N2O釋放通量在冬季第2、3d和夏季第2d明顯高于LTCW組,造成這種結(jié)果的原因可能是椰棕可作為碳源,它能促進(jìn)反硝化過程的進(jìn)行并導(dǎo)致更多的N2O產(chǎn)生[28-29].此外還有研究表明,NO3-也會影響N2O的釋放,因?yàn)镹O3-比N2O更容易接受電子[30],NO3-會與N2O競爭碳源釋放的電子,從而導(dǎo)致N2O的產(chǎn)生和排放增多.結(jié)合圖4(c)和(d)可以發(fā)現(xiàn)典型周期內(nèi)YTCW組的NO3--N還原速率均高于LTCW組,說明椰棕釋放的碳源優(yōu)先被NO3-利用從而導(dǎo)致N2O釋放通量變大.總體而言,在夏季和冬季YTCW組和LTCW組的N2O釋放通量都明顯低于CCW組,這表明陶粒作為基質(zhì)能夠降低N2O的排放,促進(jìn)濕地系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)完整的反硝化過程以達(dá)到更好的硝酸鹽去除效果.

圖5 典型周期內(nèi)N2O釋放通量

2.4 人工濕地氮平衡分析

圖6 人工濕地系統(tǒng)氮去除途徑相對比例

人工濕地中的含氮污染物主要去除路徑有基質(zhì)吸附和微生物自身合成代謝利用,出水,植物吸收以及微生物的分解代謝[31].通過氮平衡計(jì)算得出,3組濕地裝置中,不同氮去除路徑的貢獻(xiàn)率如圖6所示.3組濕地裝置中出水對氮去除的貢獻(xiàn)率占33.3%～53.6%,基質(zhì)吸附和微生物自身合成代謝去除的氮約占總負(fù)荷的2.2%～3.0%,系統(tǒng)通過微生物作用釋放的N2O約占1.4%～19.7%,而通過植物吸收和微生物作用產(chǎn)生釋放其他反硝化產(chǎn)物(NO, N2O)約占23.7%～63.2%.潘傲等[13]通過研究不同植物對于人工濕地系統(tǒng)的凈化影響,發(fā)現(xiàn)通過微生物作用去除的氮約占34.8%～ 45.4%,植物吸收的氮僅占5.4%～9.8%,說明微生物的硝化反硝化作用是濕地系統(tǒng)脫氮的主要路徑.通過對3組結(jié)果進(jìn)行比較,發(fā)現(xiàn)YTCW組(56.8%)和LTCW組(63.2%)相較于CCW(23.7%)組微生物的脫氮作用顯著增加(<0.05),說明采用陶粒作為基質(zhì)濕地裝置可能通過促進(jìn)硝化和反硝化過程微生物的生長,從而提高濕地的脫氮效果.

2.5 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

本實(shí)驗(yàn)通過對濕地系統(tǒng)中基質(zhì)表面生物膜樣本進(jìn)行高通量測序來研究人工濕地去除污染物的微生物作用機(jī)制.由圖7可知,變形菌門(Proteobacteria)是不同基質(zhì)生物膜樣品中相對豐度最高的門類(33.34%～75.9%),該門中包含了大量參與碳氮循環(huán)的微生物[32],其次是放線菌門(Actinobacteriota)(10.25%～42.05%),綠灣菌門(Chloroflexi)(1.38%～15.14%),擬桿菌門(Bacteroidota) (0.71%～10.85%),其中變形菌門、放線菌門包含了許多與脫氮相關(guān)的細(xì)菌.Han等[33]使用沸石和火山巖組成的人工濕地的優(yōu)勢菌門在一定程度上與本文的研究結(jié)果相似.夏季的變形菌門相對豐度較冬季均有所下降,這可能是夏季溫度升高,導(dǎo)致其他微生物多樣性和豐度的增加.值得注意的是,冬季LTCW組中陶粒表面放線菌門的相對豐度明顯高于其它基質(zhì),此前有研究表明,放線菌門在有機(jī)物含量較低的環(huán)境中也具有較好的脫氮效果[34],從而使得LTCW組在后期有機(jī)物不足時(shí)對NO3--N依然有較好的去除效果.

圖8是3組濕地系統(tǒng)的不同基質(zhì)生物膜樣品屬水平上的微生物群落的相對豐度.圖中陶厄氏菌屬()為各組填料層的優(yōu)勢菌屬(3.4%～37.6%),其是β變形菌綱下的一類具有反硝化能力的細(xì)菌[35].除陶厄氏菌屬()外,假黃色單胞菌屬(),噬氫菌屬(),紅桿菌屬()也是參與硝化反硝化過程的重要功能細(xì)菌[36-38].如圖8所示,YTCW(25.5%, 47.0%),LTCW組(33.0%,66.5%)在夏季和冬季與反硝化相關(guān)的細(xì)菌相對豐度均高于CCW組(19.0%, 20.5%),這說明陶粒作為基質(zhì)時(shí)有助于富集反硝化細(xì)菌,從而達(dá)到提升濕地裝置的脫氮效果的目的.此外,冬季屬水平上YTCW組第二豐富的菌屬為噬氫菌屬(15.5%),其主要分布于YTCW裝置的椰棕層上,是一種可利用氫來完成反硝化過程的自養(yǎng)反硝化菌[39].冬季LTCW組紅桿菌屬相對豐度也比較高,其在LTCW裝置的陶粒層(13.1%)和礫石層(10.9%)上均有分布,它是一種光能營養(yǎng)型反硝化菌,可以在光能異養(yǎng)和缺氧黑暗的條件下去除大量的NO3--N和NH4+-N[40].綜上可得,陶粒和椰棕作為濕地基質(zhì)能夠通過改變微生物群落結(jié)構(gòu)來強(qiáng)化反硝化過程,從而提高整個(gè)濕地系統(tǒng)的脫氮效果.

圖7 人工濕地基質(zhì)中微生物群落在門水平上的相對豐度

圖8 人工濕地基質(zhì)中微生物群落在屬水平上的相對豐度

3 結(jié)論

3.1 夏季3組人工濕地對氮污染物都有較好的去除效果;冬季以陶粒作為基質(zhì)較以礫石和石英砂作為基質(zhì)的人工濕地脫氮效果有明顯提升,YTCW和LTCW組較CCW組NH4+-N去除率分別提高了23.8%和26.9%,NO3--N去除率分別提高了32.2%和34.0%.

3.2 以陶粒為基質(zhì)與以礫石、石英砂作為基質(zhì)的人工濕地相比減少了N2O排放.在夏季,N2O平均釋放通量由0.39mg/(m2·h)降至0.09和0.11mg/(m2·h);在冬季,N2O平均釋放通量由1.17mg/(m2·h)降至0.18和0.03mg/(m2·h).

3.3 陶粒和椰棕能夠改善微生物群落結(jié)構(gòu),從而提高濕地裝置的脫氮效果.在低溫條件下,YTCW組的椰棕層中噬氫菌屬和LTCW組陶粒和礫石層中紅桿菌屬豐度明顯上升,這可能是冬季兩組裝置能夠有效去除NH4+-N和NO3--N的原因之一.

[1] 中華人民共和國生態(tài)環(huán)境部.2020年中國環(huán)境生態(tài)年報(bào)[R]. 2020. Ministry of Ecology and Environment. 2020 China environmental ecology annual report [R]. 2020.

[2] Hernández-del Amo E, Ba?eras L. Effects of high nitrate input in the denitrification-DNRA activities in the sediment of a constructed wetland under varying C/N ratios [J]. Ecological Engineering, 2021, 159:106098.

[3] 常堯楓,謝嘉瑋,謝軍祥,等.城鎮(zhèn)污水處理廠提標(biāo)改造技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 中國給水排水, 2022,38(6):20-28. Chang Yao-feng, Xie Jia-wei, Xie Jun-xiang, et al.Research progress on upgrading and reconstruction technology of urban sewage treatment plants [J]. China water and wastewater,2022,38(6):20-28.

[4] Zhao Z, Xu C, Zhang X, et al. Addition of iron materials for improving the removal efficiencies of multiple contaminants from wastewater with a low C/N ratio in constructed wetlands at low temperatures [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2019,26:11988- 11997.

[5] Yang Y, Zhao Y, Liu R, et al. Global development of various emerged substrates utilized in constructed wetlands [J]. Bioresource technology, 2018,261:441-452.

[6] Varma M, Gupta A K, Ghosal P S, et al. A review on performance of constructed wetlands in tropical and cold climate: Insights of mechanism, role of influencing factors, and system modification in low temperature [J]. Science of the Total Environment, 2021,755: 142540.

[7] Ji M, Hu Z, Hou C, et al. New insights for enhancing the performance of constructed wetlands at low temperatures [J]. Bioresource technology, 2020,301:122722.

[8] Li J, Fan J, Zhang J, et al. Preparation and evaluation of wetland plant-based biochar for nitrogen removal enhancement in surface flow constructed wetlands [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2018,25:13929-13937.

[9] Cao W, Wang Y, Sun L, et al. Removal of nitrogenous compounds from polluted river water by floating constructed wetlands using rice straw and ceramsite as substrates under low temperature conditions [J]. Ecological Engineering, 2016,88:77-81.

[10] Cao W, Zhang Y. Removal of nitrogen (N) from hypereutrophic waters by ecological floating beds (EFBs) with various substrates [J]. Ecological engineering, 2014,62:148-152.

[11] 韓曉旭,和雪杰,李 亮,等.基于天然椰絲纖維填料的低氨氮廢水SNAP系統(tǒng)自然掛膜構(gòu)建[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2022,16(1):272-280. Han Xiao-xu, He Xue-jie, Li Liang,et al. Construction of natural film formation in SNAP system of low ammonia nitrogenwastewater based on natural coconut fiber filler [J]. Journal of Environmental Engineering, 2022,16(1):272-280.

[12] Hoagland D R, Arnon D I. The water-culture method for growing plants without soil [J]. Circular. California agricultural experiment station, 1950,347.

[13] GB 18918-2002 城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn) [S]. GB 18918-2002 Discharge standard of pollutants for municipal wastewater treatment plant [S].

[14] 潘 傲,張 智,孫 磊,等.種植不同植物的表面流人工濕地凈化效果和微生物群落差異分析[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2019,13(8):1918- 1929. Pan Ao, Zhang Zhi, Sun Lei, et al. Purification effects and microbial community differences of the surface-flow constructed wetlands with different vegetation plantation [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019,13(8):1918-1929.

[15] Zou J L, Xu G R, Pan K, et al. Nitrogen removal and biofilm structure affected by COD/NH4+–N in a biofilter with porous sludge-ceramsite [J]. Separation and purification technology, 2012,94:9-15.

[16] 肖海文.城市徑流特征與人工濕地處理技術(shù)研究[D]. 重慶:重慶大學(xué), 2010. Xiao Hai-wen. Study on characteristic of urban runoffand the technology of constructed wetland for urban runoff treatment [D]. Chongqing: Chongqing University, 2010.

[17] 徐鳳英,樊科峰,周 炯,等.低溫下改良SBBR脫氮除磷效能及微生物種群研究[J]. 中國給水排水, 2022,38(9):6. Xu Feng-ying, Fan Ke-feng,Zhou Jiong, et al. Nitrogen and phosphorous removal performance and microbial community of modified SBBR at low temperature [J]. China water and wastewater, 2022,38(9):6.

[18] GB 3838-2002 地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn) [S]. GB 3838-2002 Environmental quality standards for surface water [S].

[19] 孟盼盼.陶?；斯竦靥幚砩钗鬯靶滦吞樟５拈_發(fā)研究[D]. 濟(jì)南:山東大學(xué), 2015. Meng Pan-pan. Study of light-weight aggregates-based constructed wetlands for domestic wastewater treatment and development of sludge media [D]. Jinan: Shandong University, 2015.

[20] 方偉成,王 靜,周新萍.三種填料吸附磷的特性及其影響因素 [J]. 濕地科學(xué), 2018,16(3):341-346. Fang W, Wang J, Zhou X. Characteristics of phosphorus adsorption by three kinds of fillers and their influence factors [J]. Wetland Science, 2018,16(3):341-346.

[21] Fu G, Wu J, Han J, et al. Effects of substrate type on denitrification efficiency and microbial community structure in constructed wetlands [J]. Bioresource Technology, 2020,307:123222.

[22] Zheng X, Jin M, Xu H, et al. Enhanced simultaneous nitrogen and phosphorus removal in a denitrifying biological filter using waterworks sludge ceramsite coupled with iron-carbon [J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2019,16(15):2646.

[23] 鄒旭青,郝慶菊,趙茂森,等.鐵礦石和生物炭添加對潛流人工濕地污水處理效果及溫室氣體排放的影響[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2021, 15(2):588-598. Zou Xu-qing, Hao Qing-ju, Zhao Mao-sen, et al. Effects of hematite and biochar addition on sewage treatment and greenhouse gases emissions in subsurface flow constructed wetland [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021,15(2):588-598.

[24] Liu Y, Peng L, Ngo H H, et al. Evaluation of nitrous oxide emission from sulfide-and sulfur-based autotrophic denitrification processes [J]. Environmental Science & Technology, 2016,50(17):9407-9415.

[25] Dong L, Qi Z, Li M, et al. Organics and nutrient removal from swine wastewater by constructed wetlands using ceramsite and magnetite as substrates [J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2021, 9(1):104739.

[26] Hu Z, Zhang J, Li S, et al. Effect of anoxic/aerobic phase fraction on N2O emission in a sequencing batch reactor under low temperature [J]. Bioresource technology, 2011,102(9):5486-5491.

[27] 黃錦樓,陳 琴,許連煌.人工濕地在應(yīng)用中存在的問題及解決措施[J]. 環(huán)境科學(xué), 2013,34(1):401-408. Huang Jin-lou, Chen Qin, Xu Lian-huang. Problems and countermeasures in the application of constructed wetlands [J]. Enverioment Science, 2013,34(1):401-408.

[28] Chand N, Kumar K, Suthar S. Enhanced wastewater nutrients removal in vertical subsurface flow constructed wetland: Effect of biochar addition and tidal flow operation [J]. Chemosphere, 2022,286:131742.

[29] Zhou X, Wang X, Zhang H, et al. Enhanced nitrogen removal of low C/N domestic wastewater using a biochar-amended aerated vertical flow constructed wetland [J]. Bioresource Technology, 2017,241:269- 275.

[30] Huang L, Gao X, Guo J, et al. A review on the mechanism and affecting factors of nitrous oxide emission in constructed wetlands [J]. Environmental earth sciences, 2013,68:2171-2180.

[31] 吳海明.人工濕地的碳氮磷循環(huán)過程及其環(huán)境效應(yīng)[D]. 濟(jì)南:山東大學(xué), 2014. Wu Hai-ming. Cyclic processes of carbon, nitrogen and phosphorusin constructed wetlands and its environmental effects [D]. Jinan: Shandong University, 2014.

[32] Liu C, Li X, Yang Y, et al. Double-layer substrate of shale ceramsite and active alumina tidal flow constructed wetland enhanced nitrogen removal from decentralized domestic sewage [J]. Science of The Total Environment, 2020,703:135629.

[33] Han Z, Dong J, Shen Z, et al. Nitrogen removal of anaerobically digested swine wastewater by pilot-scale tidal flow constructed wetland based on in-situ biological regeneration of zeolite [J]. Chemosphere, 2019,217:364-373.

[34] Zhang Y, Ji Z, Pei Y. Nutrient removal and microbial community structure in an artificial-natural coupled wetland system [J]. Process Safety and Environmental Protection, 2021,147:1160-1170.

[35] 王學(xué)華,黃 俊,宋吟玲,等.高效水解酸化UASB活性污泥的菌群結(jié)構(gòu)分析[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2014,34(11):2779-2784. Wang Xue-huang, Huang Jun, Song Yin-ling, et al. Analysis on bacterial community structure in UASB reactor' s sludge with hydrolysis acidification capacity of a dyeing wastewater treatment process [J]. Acta Scientiae Circumstantiae , 2014,34(11):2779-2784.

[36] Yang Q, Zhao N, Wang H, et al. Electrochemical and biochemical profiling of the enhanced hydrogenotrophic denitrification through cathode strengthening using bioelectrochemical system (BES) [J]. Chemical Engineering Journal, 2020,381:122686.

[37] Park H I, Choi Y J, Pak D. Autohydrogenotrophic denitrifying microbial community in a glass beads biofilm reactor [J]. Biotechnology letters, 2005,27:949-953.

[38] 田海龍.MABR脫氮除碳效能及微生物膜特性研究[D]. 天津:天津大學(xué), 2015. Tian Hai-long. Study on the nitrogen removal and carburization efficiency of MABR and the characteristics of microbial membranes [D]. Tianjin: Tianjin University, 2015.

[39] 賈林春,宋賓學(xué),張 羽,等.地下水硝酸鹽氮污染修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 中國資源綜合利用, 2022,40(6):97-99. Jia Lin-chun, Song Bing-xue, Zhang Yu, et al. Research progress on remediation technology of groundwater nitrate nitrogen pollution[J]. China Resources Comprehensive Utilization, 2022,40(6):97-99.

[40] Idi A, Ibrahim Z, Mohamad S E, et al. Biokinetics of nitrogen removal at high concentrations byADZ101 [J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2015,105:245-251.

Study on the nitrogen removal ability of vertical flow constructed wetland treating tailwater of sewage plant.

HE Qiang1, HU Shu-shan1, XIANG Ze-yi2, ZHU Yue2, ZHANG Ling-ling2, YANG Yu-jing1, CHENG Cheng1*

(1.Key Laboratory of the Three Gorges Reservoir Region's Eco-Environment, State Ministry of Education, Chongqing University, Chongqing 400045, China；2.Changjiang Waterway Engineering Bureau, Chongqing 400011, China)., 2023,43(8)：3956～3965

Three groups of vertical flow constructed wetlands, filled with coconut fiber and ceramsite (experimental group 1, YTCW), gravel and ceramsite (experimental group 2, LTCW), and gravel quartz sand (control group, CCW), respectively, were employed to treat synthetic tailwater of the sewage plant. Nitrogen pollutants removal efficiency and transformation mechanisms in winter and summer were explored. The higher removal efficiency of ammonium and nitrate, as well as lower emission flux of nitrous oxide, were observed in summer than in winter.In winter, the removal efficiency of ammonia nitrogen increased by 23.8% (YTCW) and 26.9% (LTCW) compared with CCW. Nitrate removal efficiency in the experimental group was 32.2%(YTCW) and 34.0%(LTCW) higher than those in CCW. The average nitrous oxide emission flux in a typical cycle was 0.18mg/(m2·h) (YTCW), 0.03mg/(m2·h) (LTCW) and 1.17mg/(m2·h) (CCW), respectively. The results of high-throughput sequencing showed that the relative abundance of nitrogen removal functional microorganisms was increased in experimental groups than control, which could improve the nitrogen removal efficiency of constructed wetlands under low temperatures.

vertical flow constructed wetland；ceramsite；nitrogen removal；nitrous oxide

X52

A

1000-6923(2023)08-3956-10

何 強(qiáng)(1965-),男,江蘇江陰人,教授,博士,研究方向?yàn)樾〕擎?zhèn)污水處理、城市排水管網(wǎng)、城市水環(huán)境綜合整治.發(fā)表論文200余篇.Hq0980@126.com.

何 強(qiáng),胡書山,向澤毅,等.垂直流人工濕地系統(tǒng)凈化污水廠尾水脫氮效果 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2023,43(8):3956-3965.

He Q, Hu S S, Xiang Z Y, et al. Study on the nitrogen removal ability of vertical flow constructed wetland treating tailwater of sewage plant [J]. China Environmental Science, 2023,43(8):3956-3965.

2023-01-09

國家自然科學(xué)基金(U20A20326,52100112)

* 責(zé)任作者, 副研究員, ccheng@cqu.edu.cn