孫 健 李 卿 蔡世顏 夏 娜 汪博飛 萬年紅 程禹皓 陳 騫

(1.中國(guó)市政工程中南設(shè)計(jì)研究總院有限公司,湖北 武漢 430010;2.中信清水入江(武漢)投資建設(shè)有限公司,湖北 武漢 430200)

2022年,全國(guó)污水處理總量約626億m3[1]。污水處理廠尾水主要執(zhí)行《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 18918—2002)的一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn),但氮、磷等污染物的總體排放量仍然很大,存在引起水體富營(yíng)養(yǎng)化的問題[2-3]。因此,針對(duì)排放要求更高的地方,尾水需要進(jìn)行深度處理。

目前,尾水深度處理主要包括物化法和生化法,其中物化法有臭氧/活性炭處理工藝、高效沉淀池、膜分離等[4-6];生化法有生物濾池、人工濕地等[7-8]。人工濕地具有運(yùn)行費(fèi)用低、維護(hù)簡(jiǎn)單、景觀效果好等優(yōu)點(diǎn),在尾水深度處理中得到廣泛應(yīng)用[9-11]。然而,尾水C/N低,導(dǎo)致人工濕地脫氮效果不佳[12]。為提升人工濕地脫氮效果,學(xué)者一方面投加碳源以促進(jìn)人工濕地的異養(yǎng)反硝化,如向人工濕地中投加小分子有機(jī)物、植物碳源或者高分子聚合物以補(bǔ)充碳源,可有效提高脫氮效率[13-15],但需注意C/N的穩(wěn)定控制,否則會(huì)導(dǎo)致人工濕地出水化學(xué)需氧量(COD)偏高[16];另一方面強(qiáng)化人工濕地對(duì)尾水的自養(yǎng)反硝化作用,如氫自養(yǎng)反硝化和硫自養(yǎng)反硝化[17]。

硫自養(yǎng)反硝化需要向人工濕地中投加硫源,常見硫源有硫磺、單質(zhì)硫、硫代硫酸鹽和黃鐵礦等。其中,黃鐵礦作為一種經(jīng)濟(jì)性基質(zhì)得到較多研究,比如在含氮廢水[18]、受污染河水[19]人工濕地處理中的應(yīng)用,而在尾水人工濕地深度處理中的研究較少。為將黃鐵礦應(yīng)用于尾水人工濕地處理,開展相關(guān)研究十分有必要。

2019年1月,《長(zhǎng)江保護(hù)修復(fù)攻堅(jiān)戰(zhàn)行動(dòng)計(jì)劃》頒布,沿江城市大力推進(jìn)污水處理廠的建設(shè)與提標(biāo)改造?；诖?本研究以武漢某污水處理廠尾水為研究對(duì)象,采用黃鐵礦為垂直潛流人工濕地基質(zhì)開展對(duì)尾水凈化的試驗(yàn)研究,以期為后期黃鐵礦垂直潛流人工濕地尾水處理工程的設(shè)計(jì)應(yīng)用提供支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置

圖1 裝置示意圖Fig.1 Schematic diagram of device

1.2 試驗(yàn)方法

人工濕地通水運(yùn)行穩(wěn)定后開始試驗(yàn),試驗(yàn)時(shí)間為168 d。兩組人工濕地設(shè)置4種不同的水力負(fù)荷(0.4、0.7、1.0、1.3 m3/(m2·d)),在一個(gè)水力負(fù)荷運(yùn)行42 d后,通過調(diào)節(jié)進(jìn)水閥門改變至下一個(gè)水力負(fù)荷運(yùn)行42 d,依次調(diào)節(jié),直至設(shè)置的4個(gè)水力負(fù)荷運(yùn)行完成。

2 結(jié)果與討論

2.1 COD去除效果

對(duì)比1#和2#人工濕地,發(fā)現(xiàn)1#人工濕地在水力負(fù)荷為0.4、0.7 m3/(m2·d)時(shí)出水COD顯著高于2#人工濕地,但兩組人工濕地在水力負(fù)荷為1.0、1.3 m3/(m2·d)時(shí)部分出水COD差異不顯著(第112、126、133、147、154、161天)。在低水力負(fù)荷(0.4～0.7 m3/(m2·d))運(yùn)行時(shí),2#人工濕地對(duì)COD的處理效果較好(見圖2)。1#人工濕地水力負(fù)荷為0.4、0.7、1.0、1.3 m3/(m2·d)時(shí)COD平均去除率分別為60.17%、51.27%、46.75%和38.87%;2#人工濕地水力負(fù)荷為0.4、0.7、1.0、1.3 m3/(m2·d)時(shí)COD平均去除率分別為72.83%、63.09%、58.17%和48.02%。結(jié)果表明,隨著水力負(fù)荷的增加,人工濕地對(duì)COD的處理效率降低。

圖2 人工濕地出水COD變化Fig.2 Change of COD in effluent of constructed wetland

2.2 氨氮去除效果

1#人工濕地的出水氨氮為0.05～0.49 mg/L(見圖3),水力負(fù)荷為0.4、0.7、1.0、1.3 m3/(m2·d)時(shí)的氨氮平均去除率分別為48.39%、48.88%、69.72%和71.59%;2#人工濕地的出水氨氮為0.06～0.49 mg/L,水力負(fù)荷為0.4、0.7、1.0、1.3 m3/(m2·d)時(shí)的氨氮平均去除率分別為51.87%、50.42%、71.43%和69.00%。高水力負(fù)荷(1.0～1.3 m3/(m2·d))有利于人工濕地對(duì)氨氮的去除。對(duì)比1#和2#人工濕地的出水氨氮,發(fā)現(xiàn)除在第140天兩者存在顯著差異外,其余均無顯著差異。

圖3 人工濕地出水氨氮變化Fig.3 Change of ammonia nitrogen in effluent of constructed wetland

2.3 TN去除效果

1#人工濕地出水TN為2.01～8.02 mg/L(見圖4),水力負(fù)荷為0.4、0.7、1.0、1.3 m3/(m2·d)時(shí)的TN平均去除率分別為42.82%、36.13%、29.18%和27.92%;2#人工濕地出水TN為0.86～6.87 mg/L,水力負(fù)荷為0.4、0.7、1.0、1.3 m3/(m2·d)時(shí)的TN去除率分別為69.65%、59.43%、47.36%和41.25%。人工濕地對(duì)TN的去除率隨著水力負(fù)荷的增加而降低。對(duì)比1#和2#人工濕地出水TN,發(fā)現(xiàn)除了第147、161、168天兩者無顯著差異外,其他時(shí)間2#人工濕地出水TN均顯著低于1#人工濕地。

2.4 TP去除效果

1#和2#人工濕地的出水TP分別為0.18～0.29、0.08～0.19 mg/L(見圖5),對(duì)比發(fā)現(xiàn)1#人工濕地出水TP均顯著高于2#人工濕地。1#人工濕地水力負(fù)荷為0.4、0.7、1.0、1.3 m3/(m2·d)時(shí)的TP平均去除率分別為49.11%、46.31%、35.79%和30.77%,2#人工濕地TP平均去除率分別為74.64%、74.05%、65.55%和60.96%,且水力負(fù)荷≥1.0 m3/(m2·d)時(shí),兩組人工濕地對(duì)TP去除效果變差。

圖6 人工濕地出水變化Fig.6 Change of in effluent of constructed wetland

2.6 出水

圖7 人工濕地出水變化Fig.7 Change of in effluent of constructed wetland

2.7 微生物分析

2.7.1 多樣性分析

比較1#和2#人工濕地的Chao1指數(shù)和Shannon指數(shù)發(fā)現(xiàn),2#人工濕地的Shannon指數(shù)和Chao1指數(shù)均大于1#人工濕地,說明2#人工濕地基質(zhì)中微生物多樣性和豐富度高于1#人工濕地(見表1)。

表1 微生物群落的多樣性Table 1 Diversity of the microbial community

2.7.2 屬水平微生物組成及相對(duì)豐度

對(duì)1#和2#人工濕地基質(zhì)進(jìn)行屬水平的微生物組成和相對(duì)豐度分析發(fā)現(xiàn),1#人工濕地中的主要菌屬為類固醇桿菌屬(Steroidobacter),其相對(duì)豐度為4.56%;2#人工濕地中的主要菌屬為硫桿菌屬(Thiobacillus)和硫氧化菌屬(Sulfurifustis),其相對(duì)豐度分別為16.68%和4.62%。對(duì)比發(fā)現(xiàn),1#和2#人工濕地的主要菌屬不相同。

2.8 討 論

圖8 試驗(yàn)前后黃鐵礦的XRD分析Fig.8 XRD analysis of pyrite before and after experiment

3 結(jié) 論