2019, Vol. 39
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2. 桂林理工大学, 广西岩溶地区水污染控制与用水安全保障协同创新中心, 桂林 541004;
3. 广西恒晟水环境治理有限公司, 桂林 541004
2. Guangxi Collaborative Innovation Center for Water Pollution Control and Water Safety in Karst Area, Guilin University of Technology, Guilin 541004;
3. Guangxi Heng Sheng Water Environment Management Co. Ltd., Guilin 541004
人工湿地作为生态修复技术, 主要用于改善水体的悬浮固体、有机物、氮磷等, 而对水体中溶解性有机物(Dissolve organic matter, DOM)的研究却很少(Li et al., 2017；Chen et al., 2017).DOM是微生物为满足自身新陈代谢的需要, 将动植物排泄物或者残体分解成一类含有羟基、氨基、羧基和酮基等作为支链的芳香族和脂肪性的复杂有机化合物(Cheng et al., 2005；Fox et al., 2017；Hong et al., 2008), 它们在水体沉积物中广泛分布(Kalbitz et al., 2000).其一般在城市生活污水中大量存在, 约占到总有机物的30%~40%(Maie et al., 2007；Wong et al., 2007).DOM的存在, 一方面它作为一种最容易被利用的碳源, 与其它需要碳源参与代谢的污染物一起协同去除, 另一方面, 由于其不容易降解的特性, 会残留在出水中进入河湖等地表水, 对人体健康、特别是生殖健康威胁巨大(孙迎雪等, 2009；杨长明等, 2010).
目前, 国内外对人工湿地处理COD、NH4+-N等污染物以及对DOM的组分分析进行了大量研究.如白少元等(2014)通过构建曝气及未曝气潜流人工湿地小试实验系统, 得出曝气与微曝气系统相比可以明显提高COD、NH4+-N、TP的去除效果.薛爽等(2010)以氯化后的二级出水为研究对象, 对其溶解性有机物及其不同组分中的有机物的荧光特性进行分析, 发现DOM中的类腐殖酸荧光物质、类溶解性微生物代谢产物荧光物质和类芳香族蛋白质荧光物质参与了氯化反应.马丽娜等(2016)的三维荧光光谱分析显示, 人工湿地水体DOM包含类蛋白和类腐殖质组分, 其中类富里酸和类胡敏酸组分比类蛋白质组分更容易被降解, 类富里酸与类胡敏酸组分具有相似的分解命运.但对DOM成分的迁移和转化的认识还很有限, 因此有必要通过构建人工湿地来研究进出水中DOM成分的变化.
该研究采集了3个系统在最佳运行期间的进水及沿程出水, 利用DOM中不同组分在XAD树脂中的吸附特性, 将其分为5种不同的组分.具体如下：亲水性有机物(HPI)、疏水性有机酸(HPO-A)、过渡亲水性有机酸(TPI-A)、疏水性有机中性物质(HPO-N)和过渡亲水性中性物质(TPI-N), 分析CWs系统进水及各沿程出水中DOM的迁移转化和降解情况.研究结果有望对生态修复系统水处理安全评估提供依据.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 试验装置试验采用如图 1所示的人工湿地装置, 构建3个不同条件的小型人工湿地.3个装置用尺寸相同的PVC管建成, 高度为1 m, 直径为0.3 m, 填料有效填充高度为0.8 m.反应装置底部和顶部集水区域高度为5 cm, 在进水区和集水区分别填充一些鹅卵石以截留一些悬浮物防止堵塞进出水口, 并向反应器中填充定量的焦炭、石英砂, 并种上相同的湿地植物(梭鱼草), 种植密度均为20株· m-2.反应器A床体填料填充石英砂, 粒径为2~5 mm(Q-CW)；反应器B床体填料均为焦炭, 粒径为2~5 mm(C-CW)；反应器B与C填料相同, 但其在床体表层预埋曝气装置(CA-CW), 通过对比系统的设置, 探讨填料差异及曝气对溶解性有机物代谢过程的影响.试验装置位于桂林理工大学的实验基地内, 操作平均温度为26 ℃, 实验设施由玻璃屋顶保护, 免受雨淋, 暴露在自然温度变化和光照下.实验进水来自桂林理工大学生活污水, 污水水质参数如表 1所示.生活污水自下而上分别流过3个反应器, 通过加入定量的无水乙酸钠调节实验进水COD, 通过蠕动泵控制其水力停留时间.
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| 图 1 人工湿地系统装置示意图 Fig. 1 Schematic diagram of the CW systems |
| 表 1 3个人工湿地进水物理参数 Table 1 Physicochemical characteristics of the influent for three constructed wetlands |
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本实验时间为2018年8—10月, 运行期间每周测定3个人工湿地进出水水质, 然后立即转移至实验室中进行后续分析.COD采用重铬酸钾法测定, 氨氮分析采用纳氏试剂分光光度法.于2018年10月后用聚乙烯塑料瓶对3个反应器的各个沿程出水(进水、25 cm、45 cm、65 cm和90 cm出水处)分别进行采集.随后进行预处理, 取250 mL原水样经0.45 μm的硝酸纤维滤膜过滤, 用优级纯盐酸调节水样pH至2.0, 置于4 ℃冰箱保存, 用于后续分析.
2.3 DOM分级实验(1) 用50 mL的氢氧化钠溶液(0.1 mol · L-1)和50 mL的HCl溶液(0.1 mol · L-1)依次通过填充XAD-4和XAD-8玻璃柱进行冲洗2~3次, 然后用超纯水冲洗, 直至流出液的电导率小于1 μS · cm-1, DOC浓度小于0.2 mg · L-1为止.
(2) 将预处理过的250 mL水样以1 mL · min-1的流速依次通过串联的XAD-8和XAD-4树脂柱, 出水即为不被两种树脂吸附的亲水性有机物HPI.
(3) 将串联着的XAD-8和XAD-4树脂分离开, 分别用50 mL的氢氧化钠溶液(0.1 mol · L-1)和20 mL超纯水对两个树脂柱分别进行反冲洗, 流速控制为0.3 mL · min-1, 此时XAD-4和XAD-8树脂柱中的洗出液分别为TPI-A和HPO-A.
(4) 用超纯水以1 mL · min-1的流速对XAD-4和XAD-8树脂进行正冲洗, 弃冲洗液.将40 mL甲醇缓慢滴入XAD-4和XAD-8树脂柱, 从XAD-4中的洗出液为TPI-N, XAD-8中洗出液为HPO-N.
2.4 蛋白质的测定取1 mL制备好的样品溶液倒入比色管中然后加入5 mL试剂甲混匀, 于25 ℃放置10 min, 再加入1 mol · L-1的Folin-酚试剂0.5 mL, 立即摇匀, 在20~25 ℃下保温30 min, 然后在波长为755 nm处进行比色.
2.5 多糖的测定准确量取1 mL制备好的样品溶液于比色管中, 再加1 mL的50 g · L-1苯酚, 快速摇匀后加5 mL浓硫酸, 在40 ℃下水浴恒温30 min, 取出冷却至室温, 然后在波长为490 nm处进行比色.
2.6 数据处理数据均用Excel 2010处理, 用SigmaPlot 12.5作图.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 不同结构的CWs进出水中DOM成分分析 3.1.1 溶解性有机碳(DOC)的去除图 2分别反映了不同结构的CWs系统沿程出水中的DOM及其组分中DOC浓度分布.3个反应器在相同进水COD和HRT运行条件下, 对3个系统采集的分层水样进行有机物的分级实验.从图 2中看出Q-CW反应器的沿程取样口25、45、90 cm处出水DOC去除率分别为50%、53%、54%；C-CW反应器的沿程取样口25、45、90 cm处的出水中DOC去除率分别为50%、60%、62%；CA-CW反应器的沿程采样口25、45、90 cm处的出水中DOC去除率分别为59%、62%、63%.以上结果表明：填充焦炭的反应系统可促进该系统对DOC的降解, 同时随着沿程高度的增加, DOC的去除效果均有明显提升.对比表层曝气组与非曝气组可以看出, 表层曝气组对出水口水样的DOC去除效果与非曝气组无显著性差异, Li等(2008)和Shepherd等(2001)都发现正在生长的植物会释放DOC, 90 cm出水DOC去除可能是植物材料微生物降解和植物有机碳化合物的非生物溶解度共同作用的结果, 曝气对其影响甚微.
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| 图 2 不同系统的沿程出水DOM及其各组分中DOC含量 Fig. 2 DOC content in DOM and components of effluent from different systems |
由图 2可以看出原水中的DOC主要为HPI(61.4%)和HPO-A(26.0%), 而TPI-A(7.6%)、HPO-N(2.1%)和TPI-N(2.9%)所占比例相对较少.在C-CW系统中, 90 cm出水中的DOC浓度为167.7 mg · L-1, 主要为HPI和HPO-A两种组分.C-CW系统对DOC的去除率高达65.2%, 主要以降解HPI和TPI-A为主, 降解率分别为73.5%和73.7%.在施加曝气的CA-CW反应物器中, 90 cm出水中的DOC主要为HPO-A(47.1%)和HPI(24.1%), HPI和TPI-A则大幅度减少, 降解率分别达86.1%和64.6%.
以上结果表明, 人工湿地中最易降解的组分为HPI和TPI-A, 当人工湿地进行强化曝气时, 会加速HPI的降解, 与未曝气组相比提升了12.6%.曝气加强了好氧微生物的溶解作用, HPI主要包括一些如氨基酸、和多聚糖等相对分子质量较低的有机物, 这类物质易于被好氧微生物降解(王旭东等, 2014).此外, 填料的不同也会影响易降解组分, 通过对比Q-CW和C-CW可知, 石英砂人工湿地和焦炭人工湿地中DOC降解都是以HPI为主, 但焦炭人工湿地降解HPI比石英砂提升了5.2%.有研究发现, 由于焦炭具有导电性, 填充焦炭的人工湿地能够在床体中以一种短路方式形成电场, 从而加速HPI类有机碳的降解(Ramírez-Vargas et al., 2019).
3.1.2 蛋白质的去除如图 3所示, 原水中溶解性蛋白质在5种组分中的含量分布不一.具体如下：HPI(54.8%)、HPO-A(15.4%)、TPI-A(5.7%)、HPO-N(16.4%)、TPI-N(7.7%).Q-CW反应器的沿程取样口25、45、90 cm处出水蛋白质去除率分别为7.5%、11.4%、12.6%；C-CW反应器的沿程取样口25、45、90 cm处的出水中蛋白质去除率分别为24%、22.1%、26.8%；CA-CW反应器的沿程采样口25、45、90 cm处的出水中蛋白质去除率分别为20.5%、24.2%、34.6%.C-CW下层填料25 cm处溶解性蛋白质经微生物利用分解, 其浓度降低至44.8 mg · L-1, 被降解的溶解性蛋白质主要为HPI和TPI-A, 降解率分别为41.1%和57.0%.Huang等(2018)研究表明MFC-CW系统优先降解疏水性蛋白质, 最后降解亲水性蛋白质, 这一结果与此次试验现象结论一致.值得注意的是在C-CW中, 相较下层填料基质出水25 cm, 中层基质出水45 cm处的溶解性蛋白质含量略高, 这可能是由于在C-CW中层填料基质中大分子非溶解性蛋白质在微生物的作用下被降解成小分子溶解性蛋白质, 而且此类物质主要为亲水性类(HPI)和疏水性有机酸类(HPO-A)蛋白质(马丽娜, 2015).
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| 图 3 不同系统的沿程出水DOM及各组分中蛋白质含量 Fig. 3 Protein content in DOM and components of effluent from different systems |
CA-CW中溶解性蛋白质降解效率(34.6%)较C-CW(26.8%)有所提高, 最终出水浓度为39.9 mg · L-1, 主要分布在HPI和HPO-A组分中.CA-CW系统中蛋白质的去除主要以降解HPO-A和TPI-A为主, 降解率分别为35.2%和65.9%, 与未曝气C-CW比较, 说明在系统表层进行曝气大大提高了该系统对TPI-A中溶解性蛋白质的降解(Ilyas et al., 2017).Du等(2014)研究发现垂直流人工湿地中疏水性有机物的去除效果比亲水性有机物更好, 与本研究CA-CW系统更容易去除过度亲水性有机酸(TPI-A)的结论相反, 这一现象可能是表层添加曝气引起的.C-CW系统对溶解性蛋白质26.8%的降解效率明显高于Q-CW系统的12.6%的降解效果.从图 3可以看出, 其原因在于两个系统中TPI-N组分的溶解性蛋白质的降解效果存在较大差异, C-CW对TPI-N组分的降解率为17.6%, 而Q-CW系统90 cm出水的TPI-N浓度反而增大.这一现象表明填充焦炭的系统去除蛋白质效果优于填充石英砂的系统可能与TPI-N的去除有关.
3.1.3 多糖的去除如图 4所示, 原水中的多糖在5种不同组分中的含量分布分别为HPI(37.7%)、HPO-A(15.0%)、TPI-A(15.7%)、HPO-N(19.5%)、TPI-N(12.1%).Q-CW反应器的沿程取样口25、45、90 cm处出水多糖去除率分别为27.5%、31.5%、32.2%；C-CW反应器的沿程取样口45、90 cm处的出水中多糖去除率分别为32.1%、48.6%；CA-CW反应器的沿程采样口25、45、90 cm处的出水中多糖去除率分别为30.2%、34.5%、40.6%.C-CW系统下层基质25 cm处出水溶解性多糖浓度较原水中有所提升, 表明在系统下层出水中多糖类有机物的溶出速率大于生物降解速率, 这可能是由于胞外聚合物中的多糖释放到水中所致(Arpit et al., 2019；杨广伟, 2014).自45 cm处开始, 其出水中溶解性多糖浓度呈阶梯形下降, 至上层出水其浓度已经降至2.0 mg · L-1, 去除率高达48.6%, 主要残留在HPO-A(27.2%)、HPO-N(25.6)和TPI-N(44.6%)3种组分中.此结果表明较下层25 cm样口处, 中层45 cm和上层90 cm处基质中微生物对其溶解性多糖的利用率远远高于其溶出速率(Xue et al., 2019).
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| 图 4 不同系统的沿程出水DOM及各组分中多糖含量 Fig. 4 Polysaccharide content in DOM and components of effluent from different systems |
与原水中多糖在5种不同组分中的浓度分布相比, C-CW系统上层90 cm出水的5种组分中的多糖含量分布有较大变化, 图 4结果显示, 原水中的HPI、HPO-A、TPI-A、HPO-N在系统内得到了很大的去除, 去除率分别为95.0%、72.8%、99.0%和68.5%, 其中TPI-A和HPI几乎全部被去除.在进行表层曝气后的CA-CW系统中, 其最后出水中的多糖浓度与未曝气C-CW系统有明显差异.相较于C-CW, CA-CW系统中溶解性多糖的去除率下降了8%, 其降解过程主要发生在系统的25 cm基质出水处.在中层45 cm和上层90 cm基质出水中由于胞外聚合物的大量溶解, 导致出水浓度升高(Ophithakorn et al., 2013), 这种过程主要发生在HPI组分中, CA-CW系统90 cm出水处HPI降解率为77.6%, 比C-CW系统降低了17.4%, 由此可以得出人工湿地对多糖的降解主要在HPI和TPI-A组分.
3.1.4 UV254的降解如图 5所示为3个系统不同沿程出水中DOM及其组分的UV254类物质浓度分布.Q-CW反应器的沿程取样口25、45、90 cm处出水多糖去除率分别为37.6%、38.5%、52.7%；C-CW反应器的沿程取样口25、45、90 cm处的出水中多糖去除率分别为32.1%、50.8%、83.2%；CA-CW反应器的沿程采样口25、45、90 cm处的出水中多糖去除率分别为36.2%、54.5%、85.3%.从图 5中可以看出, 原水中UV254主要来自HPI、HPO-N和TPI-N 3种组分中, 分别占UV254总量的44.1%、20.7%和29.0%, 表明原水中的UV254主要为HPI类物质.由此可以看出, 原水经过C-CW系统中微生物的作用, 其UV254类物质降解效率高达83.2%.降解过程主要发生在中层45 cm至上层90 cm之间, 且主要为分布在HPI和HPO-N类组分中的UV254类物质.
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| 图 5 不同系统的沿程出水DOM及各组分中UV254含量 Fig. 5 UV254 contents of DOM and components of different systems |
从图中还可以看出, 在CA-CW系统中, 25 cm基质层出水中的UV254值达0.86 cm-1, 较原水其值提高了0.18 cm-1.主要体现在HPO-A、TPI-A、HPO-N和TPI-N 4个组分中.其后在45 cm基质层出水中有所下降, 至90 cm出水中UV254值为0.81 cm-1, 主要分布在HPO-A、HPO-N、TPI-N 3种组分中.此外, 从图可知, 该系统中对UV254的降解过程主要发生在HPI组分中, 削减比例达93.3%.
以上结果表明在系统表层曝气条件下, 微生物对UV254类物质的降解效率显著下降, Yang等(2018)也得出在厌氧条件下, 厌氧微生物具有较好的降解芳香物质的能力.填充石英砂的系统中在25、45 cm样口处对UV254的降解效率分别为18.1%、22.1%.然而在最上层出水口90 cm处, UV254增加了0.084 cm-1, 对比C-CW系统上层90 cm出水0.57 cm-1的浓度值, 表明填充焦炭的CW系统对UV254(高分子量、芳香烃类物质)的降解作用优于填充石英砂的系统, 主要体现在HPO-A和TPI-N组分中.杨可昀等(2016)研究发现氨基酸、有机酸等小分子化合物易被微生物降解而释放氮素, 可能有利于硝化菌的共代谢作用, 从而使C-CW系统去除氨氮的效果得到强化, 这一结果从图 6中也可以体现.
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| 图 6 不同系统对COD和NH4+-N出水浓度及其去除率的影响 Fig. 6 Effects of different systems on effluent concentrations and removal rates of COD and NH4+-N |
如图 6所示, 不同系统在相同条件运行下, 对污水中的COD和NH4+-N均有一定的去除效果, 系统对废水中有机物的降解主要归因于附着在填料上的生物膜与水体发生的物质交换作用(Villase et al., 2013).Q-CW、C-CW、CA-CW系统的进水COD平均值分别为556、568、561 mg · L-1, 各个CW系统对废水中COD的降解效果随着沿程高度的增加而不断提高, 90 cm出水COD平均值为184.24、82.66、58.45 mg · L-1, 相对应的去除率分别为66.86%、85.36%、89.58%.
对比系统Q-CW和C-CW, 可以发现不同填料对COD的去除效果有明显差异, 填料主要通过吸附和间接影响微生物的代谢活动从而改变有机物的去除效果.其中填料的种类、孔隙率、孔径及含碳量等因素可以通过影响系统的复氧能力、微生物种类及活性等, 从而间接影响系统对有机物的去除效果(Wang et al., 2017).C-CW系统去除COD效果优于Q-CW系统, 相比提高了19.5%.由图 2可知, C-CW系统去除DOC组分中的HPI优于Q-CW, 因此可以推测系统对COD的去除结果可能与组分中HPI的去除有关.
对比系统C-CW和CA-CW, 不难发现表层曝气对COD的去除效果优于未曝气系统.游俊杰等(2017)发现曝气人工湿地系统能够促进填料对有机物的吸附作用, 相比未曝气人工湿地系统填料对有机物的吸附增加了8.93%~18.15%.白少元等(2014)也提出曝气使人工湿地床体中保持较好的溶解氧状态, 使得根系及根际微生物活性增强, 促进了好氧微生物在床体底部的生长及COD的降解.相比较而言, 未曝气系统中, 大气的复氧和植物根系分泌的氧气使床体表层保持一定的溶解氧状态, 保证有机物的有效降解, 而在床体底部区域, COD降解过程消耗的溶解氧缺少必要的补充, 使该区域随深度的增加COD降解程度变差, 这与本试验观察到的现象基本一致.
如图 6b所示, 3种系统的进水NH4+-N浓度基本一致, 平均浓度分别为38.88、37.12、37.79 mg · L-1, 90 cm处出水平均浓度分别为26.24、23.66、18.45 mg · L-1, 相对应的去除率分别为32.51%、36.36%、51.15%.史鹏博等(2014)研究发现, 填料作为湿地中微生物的载体主要通过影响微生物的氨化、硝化及反硝化作用从而间接影响氮的去除, 填料可通过离子交换及物理吸附作用直接去除污水中的NH4+-N, 所以填充石英砂和焦炭对污水中NH4+-N均有一定的去除效果.孔令华等(2017)研究得出填料种类和填充方式会显著影响系统复氧能力和微生物种类, 从而影响系统脱氮效果.对比系统Q-CW和C-CW, 明显可以看出, 填充焦炭的系统对NH4+-N的去除效果明显优于填充石英砂的系统, 由图 2可知人工湿地以焦炭为基质时, 加速HPI类有机碳的降解, 推测NH4+-N的去除与HPI的降解成正相关性.
从图 6b中可以明显得出曝气组人工湿地对NH4+-N的去除率高于非曝气组, 然而曝气系统中污水中NH4+-N含量在不同深度的床体区域降解速率有所差异.45 cm以下底部区域, 氨氮浓度由下向上逐步递减的幅度不大, 从图 4可以看出曝气系统使45 cm处HPO-N浓度增加, 可能是导致NH4+-N降解幅度减少的原因.深度为65 cm以上的表层曝气区域, 由于曝气充氧、大气复氧及植物根系泌氧的作用, 能够促进硝化菌对NH4+-N的转化, 使系统内部NH4+-N硝化率得到提高(Oon et al., 2016).方焰星等(2011)得出曝气提高了湿地内部溶解氧的可利用性, 有利于这些微生物生长繁殖和活性增强, 提升对污水中NH4+-N的去除效果.因此, 采用人工湿地方法净化含氮浓度较高的污水时, 充足的溶解氧是NH4+-N有效去除的保障.
4 结论(Conclusions)1) 进水和各个系统沿程出水中蛋白质和多糖分析结果表明：填充焦炭的系统可促进CW系统对亲水性(HPI)蛋白质的降解；对CW系统表层进行曝气大大提高了该系统对TPI-A中溶解性蛋白质的降解.
2) 与填充石英砂的系统相比, 填充焦炭的反应系统对UV254(高分子量、芳香烃类物质)有较好的降解作用, 主要体现在HPO-A和TPI-N组分中.与未曝气组相比, 表层曝气系统中微生物对UV254类物质的降解效率显著下降.
3) 3种人工湿地对COD和NH4+-N均有一定的去除效果, 填充焦炭的反应系统明显优于填充石英砂的反应器, 人工湿地表层曝气可以提高对COD和NH4+-N的去除；填充焦炭的系统有助于促进该系统对DOC组分中HPI的降解, 从而间接促进了CW系统对COD的净化效率.
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