2021, Vol. 41
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2. 中国环境科学研究院, 环境标准与风险评估国家重点实验室, 国家环境保护湖泊污染控制重点实验室, 国家环境保护洞庭湖科学观测研究站, 湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室, 北京 100012;
3. 辽宁工程技术大学, 环境科学与工程学院, 阜新 123000;
4. 北京师范大学, 水科学研究院, 北京 100875;
5. 青岛理工大学, 环境与市政工程学院, 青岛 266033
2. National Engineering Laboratory for Lake Pollution Control and Ecological Restoration, State Environmental Protection Scientific Observation and Research Station for Lake Dongtinghu (SEPSORSLD), State Environmental Protection Key Laboratory for Lake Pollution Control, State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012;
3. College of Environmental Science and Engineering, Liaoning Technical University, Fuxin 123000;
4. College of Water Sciences, Beijing Normal University, Beijing 100875;
5. School of Environmental and Municipal Engineering, Qingdao University of Technology, Qingdao 266033
近年来, 随着国家社会经济的发展, 物质文明建设与水环境发展不相协调的矛盾日益凸显. 2019年全国河流1610个水质断面检测结果表明, Ⅳ、Ⅴ类占18.0%；劣Ⅴ类占3.0%, 主要污染指标包括CODMn等(生态环境部, 2019), 河流污染问题依旧突出. 微污染水是指受到有机物污染, 部分水质指标超过Ⅲ类水标准(GB3838-2002) 的水体(周正等, 2020), 具有低C/N比(2~3)、高TN浓度和低CODMn (＜10 mg·L-1) 的特点. 微污染水的成因是多样的, 主要包括城市污水处理厂的尾水、农村生活污水处理后的出水、村镇初期雨水和受到较大程度污染的河流湖泊等(顾丽君等, 2020). 累积的有机质等营养元素使得藻类过度生长繁殖, 降低水体溶解氧含量, 对其他水生动植物的生命活动造成严重影响, 最终导致水体富营养化.
人工湿地以其简单易行、生态经济、高效低耗, 耐冲击负荷能力强等优点, 已被广泛用于生活污水、工业废水、农业径流、雨水径流、矿山废水、垃圾渗滤液的处理. 据报道, 人工湿地对微污染水体中COD的去除率为11.7%~56.1% (杨旭等, 2010；曾永刚, 2010；Yang et al., 2016；顾丽君等, 2020). 当污水处理厂尾水连续排入季节性地表河水中时, 尤其处于枯水期, 容易引起河水水质恶化(谢飞等, 2013；张伟, 2016). 有文献报道, 微污染水体在不同季节时的COD有所不同, 春夏季时河水COD最高达5.64 mg·L-1, 进入冬季后河水中COD逐渐下降至最低1.35 mg·L-1 (曾永刚, 2010). 目前关于人工湿地处理微污染水体有机物浓度波动较大问题的研究有待深入. 另外, 微污染水中碳源的不足对人工湿地中微生物群落结构影响较大, 有必要进一步从微生物角度出发去揭示人工湿地对微污染水中COD的净化机理.
白洋淀孝义河河口湿地是一项拟建设规模为200000 m3·d-1, 占地1.98 km2的大型工程, 具有一定的水质净化、蓄水防洪功能, 但是目前其工程效果尚不可知. 为了预测湿地工程的水质净化效果及探究上述提到的问题, 本研究设计了3套中试规模的与孝义河河口湿地工程相同工艺流程的多级人工湿地-塘系统(前置生态氧化塘-两级水平潜流湿地和表流湿地为核心-后置沉水植物塘组合工艺, 分别命名为S1、S2和S3), 考察了不同污染浓度条件下3套系统各单元对微污染水中COD的净化效果, 探讨了人工湿地系统去除COD的影响因素并从微生物的角度揭示了S1系统中湿地单元对COD的去除机理, 以期为人工湿地和塘的组合工艺在实际工程中的应用提供理论支撑与技术指导.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 试验装置本实验构建了3套尺寸和构造完全相同且相互独立的多级人工湿地-塘系统, 每套系统包括7个单元, 分别为原水箱、生态塘、氧化塘、一级水平潜流湿地、二级水平潜流湿地、表流湿地和沉水植物塘(流程见图 1). 各处理单元由1 cm厚UPVC板焊接而成, 并用不锈钢加固, 通过20 mm PVC管相连. 各单元尺寸、有效水深、水力停留时间(HRT) 及进出水方式见表 1.
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| 图 1 系统工艺流程平面图 Fig. 1 System process flow plan |
| 表 1 各单元尺寸、有效水深及水力停留时间 Table 1 Size of each unit, effective water depth and HRT |
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水平潜流湿地中的基质采用2层设计, 下层高1000 mm, 分为3段, 中间段厚840 mm, 以φ10~20 mm、质量比为4∶1的砾石钢渣混合填料作为填料层, 供微生物挂膜；进出水端均厚80 mm, 铺设φ20~40 mm砾石, 以截留残存在水体中的颗粒性污染物, 降低主体部分的堵塞问题. 上层高200 mm, 铺设φ5~8 mm砾石, 供挺水植物扎根固定. 表流湿地中的基质采用2层设计, 下层厚100 mm, 以φ10~20 mm砾石作为承托层；上层为厚300 mm的土壤层, 供挺水植物扎根固定. 塘系统(生态塘、氧化塘和沉水植物塘) 中各装置外形为长方体结构, 内部无填充填料, 但水培有植物.
试验所用植物来自河道, 将植物小心挖出, 洗净去土, 去除枯叶, 于自来水中清水恢复培养2周. 各套系统的生态塘中种植1棵睡莲(Nymphaea tetragona G.), 氧化塘和沉水植物塘中种植穗状狐尾藻(Myriophyllum spicatum L.), 密度分别为26和33棵·m-2, 两级水平潜流湿地和表流湿地中种植株高约30 cm的黄菖蒲(Iris pseudacorus L.), 种植密度分别为5棵·m-2和35棵·m-2. 人工湿地和塘中植物种类、种植密度的选择与装置尺寸参数的设计依据《人工湿地水质净化技术指南》(中华人民共和国生态环境部, 2021) 及《人工湿地水质净化工程技术指南》(DB 37/T 3394-2018).
2.2 试验运行S1系统从2019年7月29日运行至11月30日, 共计124 d. 为考察运行时长对系统净化微污染水体有机物的影响, S2、S3系统从2019年9月21日开始运行至同年11月28日结束, 共计68 d. 试验用水取自河北省保定市孝义河(坐标: 115°51′36″E, 38°46′12″N), S1系统进水为河道自然水体原水, S2、S3用自来水对原水分别稀释2倍(150 L稀释至300 L)和1.3倍(230 L稀释至300 L), 各系统日进水量均为230 L. 采样频次为2 d·次-1, 即时完成pH测定, 所有样品于24 h内分析完成CODMn测试. 河道原水水质如下: CODMn为(6.82±4.70) mg·L-1、总磷浓度为(0.1±0.041) mg·L-1、总氮浓度为(3.46±1.03) mg·L-1、氨氮浓度为(0.72±0.51) mg·L-1、悬浮物浓度为(17.62±12.44) mg·L-1；pH为8.31±0.21.
2.3 测试及分析方法在试验运行至10月9日(第72 d), 分别采集S1系统中湿地单元(一级水平潜流湿地、二级水平潜流湿地和表流湿地) 的钢渣碎石混合填料样品和底泥样品. 样品保存于-80 ℃的超低温冰箱内, 送至上海美吉生物有限公司进行高通量测序, 具体的方法参见前人的研究(Lu et al., 2021), 并在纲、属的水平上对微生物群落进行分析.
CODMn采用碘化钾碱性高锰酸钾法(HJ/T 132—2003), 气温数据来源于天气网(www.Tianqi.com), 绘图采用Origin 2019. 数据分析采用SPSS 26.0, 当p＜0.05时认为差异性显著.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 塘系统对CODMn的净化效果 3.1.1 生态塘对CODMn的净化效果试验以S1系统于7月29日开始运行记为第0 d, 至第54 d时(9月21日), S2和S3系统正式投入运行开始采样, 如图 2a所示. 为了提高系统运行的稳定性, 构建了生态塘和氧化塘预处理工艺, 起到一定的去除实际河水中悬浮物的作用. 试验期间S1系统进水CODMn为1.54~20.71 mg·L-1, 平均浓度为6.82 mg·L-1, 水质为Ⅳ类水(GB 3838—2002), 生态塘出水浓度为(7.63±3.78) mg·L-1, 增长量为0.81 mg·L-1, 出水浓度较进水浓度提高了11.88%. S1生态塘进出水浓度具有显著性差异(p＜0.05), 表明生态塘对CODMn具有较大影响. S2系统进水CODMn为1.28~6.61 mg·L-1, 平均浓度为3.02 mg·L-1, 水质为Ⅱ类水, 出水浓度为(3.09±1.46) mg·L-1, 增长量为0.07 mg·L-1, 出水浓度较进水浓度提高了2.32%, S2生态塘进出水浓度不具有显著性差异(p＞0.05), 表明其对CODMn影响较小. S3系统进水CODMn为0.59~11.35 mg·L-1, 平均浓度为3.39 mg·L-1, 水质为Ⅱ类水, 出水浓度为(2.80±1.34) mg·L-1, 去除率为-14.30%±83.65% (p＞0.05).
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| 图 2 三套系统生态塘(a)及氧化塘(b)对CODMn的去除效果 Fig. 2 CODMn removal effect in ecological ponds(a) and oxidation ponds(b) of three systems |
从研究结果看, S1和S2生态塘出水COD有着不同程度的升高. 由于生态塘是系统第一个处理单元, 生态塘中的有机物分布于塘底初沉淀后的沉积物和上覆水中. 沉积物与上覆水间的物质交换受多种因素共同作用, 无论是进水中携带的非溶解态颗粒物还是生物残体, 沉淀后经过微生物分解、矿化, 由颗粒态转化为溶解态, 有机态转化为无机态, 然后在环境因素干扰下经底泥释放进入上覆水中. 总之, 塘系统中沉积物可作为“汇”吸附上覆水中的自由沉降的非溶解态有机物, 这可能也是S1、S3生态塘前期去除效果较好的原因. 同时当水流或生物体扰动发生时, 又作为“源”向上覆水中二次释放有机质, 使出水CODMn升高. 因此, 沉积物对污染物的释放作用可能是导致生态塘单元出水不稳定的原因之一.
3.1.2 氧化塘对CODMn的净化效果S1系统氧化塘进出水CODMn分别为(7.63±3.78) mg·L-1和(7.51±3.24) mg·L-1, 进出水浓度不具有显著性差异(p＞0.05), 表明S1氧化塘对有机物的去除效果不明显, 去除率为-3.29%±25.15%. 如图 2b所示, 在运行前10 d, S1氧化塘对CODMn的去除效果较好, 这主要是因为氧化塘不同深度的溶解氧浓度差异所形成的好氧-缺氧环境有利于好氧菌和兼性菌代谢活动对有机物的消耗. 另外可能与塘内种植狐尾藻有关, 植物根系对有机质的吸附截留起到关键作用. S2系统氧化塘进出水CODMn分别为(3.09±1.46) mg·L-1和(3.58±1.90) mg·L-1, 增长量为0.49 mg·L-1, 出水浓度较进水浓度提高了15.86% (p＞0.05). S2系统在运行的前60 d氧化塘去除率稳定, 平均去除率仅为-4.06%, 第63 d去除率明显下降, 这可能与塘底的沉积物与水体之间有机质交互有关. S3系统氧化塘进出水CODMn分别为(2.80±1.34) mg·L-1和(3.35±1.73) mg·L-1, 增长量为0.55 mg·L-1, 出水浓度较进水浓度提高了19.64%. S3氧化塘进出水浓度具有明显差异(p＜0.05), 这可能与气温整体呈现出下降趋势有关(10月2日最低气温为15 ℃), 氧化塘内的微生物活性受到气温影响而下降, 有机物去除效果不佳.
3.2 水平潜流湿地对CODMn的净化效果 3.2.1 一级水平潜流湿地对CODMn的净化效果S1系统一级水平潜流湿地进出水CODMn分别为(7.51±3.24) mg·L-1和(6.92±3.89) mg·L-1, 进出水浓度具有显著性差异(p＜0.05), 表明一级水平潜流湿地对CODMn去除效果明显, 去除率为7.03%±26.63%. 如图 3a所示, 在运行期前10 d, 一级水平潜流湿地出水CODMn出现高于进水的情况, 这可能是因为受到基质中钢渣的影响的原因. 一级水平潜流湿地在这时期出水pH高于9, 导致湿地内微生物活性降低. 从第10~63 d, 出水pH降至9以下, 一级水平潜流湿地运行进入稳定阶段, 填料表面的生物膜逐渐形成, 这段时期平均去除率为16.75%. 由于有机物的去除与微生物数量有正相关关系(Liang et al., 2003), 生物膜的成熟完善和微生物活性的提高是有机物去除的保证. 同时, 黄菖蒲生长逐渐旺盛, 植物根系对有机质的吸收截留和微生物的附着生长起到关键作用. 此外, 发现一级水平潜流湿地脱氮效率达到18.20% (Wang et al., 2022), 反硝化反应需要分解有机质来提供能量. 在运行至第68 d时, COD去除率出现明显的骤降, 这是由于本试验进水为实际河水, 进水CODMn是呈波动变化的, 各处理单元采样同时进行, 无法克服水力停留时间带来的滞后现象, 故去除率呈现一定程度的波动. 在运行后期(从第94~124 d), 潜流湿地仍具有较好的去除效果, 平均去除率为17.30%, 可见湿地内微生物活性受气温变化影响较小, 表明潜流湿地具有较好的保温效果.
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| 图 3 三套系统一级水平(a)及二级水平(b)潜流湿地对CODMn的去除效果 Fig. 3 CODMn removal effect in first-level horizontal (a) and second-level horizontal(b) subsurface flow constructed wetlands of three systems |
S2系统一级水平潜流湿地进出水CODMn分别为(3.58±1.90) mg·L-1和(3.56±1.85) mg·L-1, 进出水浓度不具有显著性差异(p＞0.05), 表明S2系统一级水平潜流湿地对有机物的去除效果不明显, 去除率为-11.12%±73.56%. S3系统一级水平潜流湿地进出水CODMn分别为(3.35±1.73) mg·L-1和(3.53±1.75) mg·L-1, 增长量为0.18 mg·L-1, 出水浓度较进水浓度提高5.37% (p＞0.05). 从研究结果来看, S2系统一级水平潜流湿地出水CODMn略微下降, 而S3出水浓度有所升高. 与S1系统相比, S2与S3系统较低的进水COD可能延缓了一级水平潜流湿地系统发育, 导致基质上的生物膜的生长活性较弱(李今等, 2006), 不利于对COD的降解.
3.2.2 二级水平潜流湿地对CODMn的净化效果S1系统二级水平潜流湿地进出水CODMn分别为(6.92±3.89) mg·L-1和(5.74±4.05) mg·L-1, 进出水浓度具有显著性差异(p＜0.05), 表明二级水平潜流湿地对CODMn去除效果明显, 去除率为18.60%±24.46%. 如图 3b所示, 在运行期前28 d, 二级水平潜流湿地对CODMn的去除效果整体呈上升趋势, 这是因为这段时期二级水平潜流湿地受基质中钢渣的影响使得出水pH高于9, 这是一个微生物逐渐适应的过程. 从第28 d至运行结束, 平均去除率为20.96%. 在这段运行期内, 二级水平潜流湿地出水pH降至9以下, 潜流湿地运行进入稳定阶段, 填料表面的生物膜逐渐形成完善. 同时, 9、10月黄菖蒲生长逐渐旺盛, 植物根系的吸收与截留起到关键作用. 此外, 一级潜流湿地出水进入二级潜流湿地内溶解氧含量进一步降低, 缺氧与厌氧环境将促进反硝化菌脱氮(TN去除率达20.27%), 此过程需要有机质作为电子供体. 运行至第98 d, 出现出水浓度升高, 去除率为负值的情况, 这可能与死亡的微生物与植物残体向水体释放有机质有关. 与一级水平潜流湿地类似, 在运行后期, 二级水平潜流湿地仍具有较好的去除效果, 湿地内微生物活性受气温变化影响较小, 表明二级潜流湿地具有较好的保温效果.
S2系统二级水平潜流湿地进出水CODMn分别为(3.56±1.85) mg·L-1和(2.18±1.04) mg·L-1, 进出水浓度具有显著性差异(p＜0.05), 表明S2系统二级水平潜流湿地对CODMn去除效果明显, 去除率为26.52%±35.12%. S3系统二级水平潜流湿地进出水CODMn分别为(3.53±1.75) mg·L-1和(3.19±1.83) mg·L-1, 去除率为-9.77%±60.50% (p＞0.05), 去除效果不明显.
相较于其他处理单元, 二级水平潜流湿地是唯一在三套系统中均对COD表现出较好去除效果的单元. 进水中有机物在水平潜流湿地内部的净化是一个复杂的生物、化学和物理过程. 对运行时间最久的S1系统而言, 一级、二级水平潜流湿地较塘系统和表流湿地有着明显的COD去除作用, 这主要与潜流湿地内的基质有关, 具体表现在两方面: 其一, 钢渣碎石较大的比表面积及多孔结构有利于微生物的挂膜与生长繁殖, 从而消耗一定的有机物(倪晓斌等, 2005；孙磊等, 2020). 其二, 基质较大的比表面积提供了较多的吸附点位, 有利于基质对小分子有机质的吸附截留(刘剑, 2015；卢少勇等, 2016). 近年来, 水平潜流湿地对有机物的高去除表现被频频报道(Vymazal et al., 2008；Vymazal, 2011a). Vymazal (2019)报道了17个水平潜流湿地系统经过20多年的运行仍然可以去除83%的COD, 并且COD去除不受制于季节气候变化的影响, 这与本试验的研究结果类似. 在寒冷的低温气候条件下, 水平潜流湿地由于没有自由水面且湿地植物也间接促进了有机物的去除, 如植物或凋落物为湿地床体表面提供保温隔离, 植物根系为微生物生长提供附着表面和溶解氧, 而通常认为植物直接吸收对有机物的去除贡献占比较小(Vymazal, 2011b). 不同的是, 本研究三套系统各单元对COD的去除效率较低, 最高去除水平发生在S2系统的二级水平潜流湿地, 但其对COD去除率仍未到30%. 类似地, 于文泽等(2021)研究表明, 进水COD为21.62 mg·L-1的水库水体经水平潜流湿地-塘耦合系统处理后的出水平均COD为18.51 mg·L-1, 其去除效率仅14%, 这主要与较低的进水COD有关. 有关研究(Korkusuz et al., 2005) 表明, 当COD低于50 mg·L-1时, 去除更困难. 本试验的系统进水CODMn比其他学者所报道的出水CODMn还低(Liu et al., 2018；Vymazal, 2019). 另外, 地表河水存在的持久性有机物也限制了湿地的去除表现. 但即使如此, 平均出水CODMn已经达到了Ⅲ类水质标准. 总体来说, 钢渣砾石基人工湿地可较好地处理低浓度有机污染物.
3.3 表流湿地对CODMn的净化效果S1系统表流湿地进出水CODMn分别为(5.74±4.05) mg·L-1和(6.22±3.54) mg·L-1, 增长量为0.48 mg·L-1, 出水浓度较进水浓度提高了8.36%, 进出水浓度具有显著性差异(p＜0.05). 研究表明(Vymazal et al., 2005), 发达成熟的植物根系或枯死的细根可渗出更多的有机质进入水体, 导致出水CODMn升高. 如图 4所示, 运行初期(开始到第23 d) 的去除效果是整个运行过程中表现最好的, 平均去除率为13.03%, 这可能是因为试验初期植物根系对颗粒态有机物的吸附截留作用最强. 但是随着表流湿地的运行, 植物根系吸附点位趋于饱和, 并且截留住的有机质可能会二次释放, 导致出水CODMn升高.
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| 图 4 三套系统表流湿地对CODMn的去除效果 Fig. 4 CODMn removal effect in surface flow constructed wetlands of three systems |
S2系统表流湿地进出水CODMn分别为(2.18±1.04) mg·L-1和(2.37±1.51) mg·L-1, 增长量为0.19 mg·L-1, 出水浓度较进水浓度提高了8.72%, 进出水浓度不具有显著性差异(p＞0.05). S3系统表流湿地进出水CODMn分别为(3.19±1.83) mg·L-1和(2.75±1.59) mg·L-1, 进出水浓度不具有显著性差异(p＞0.05), 去除率为8.92±37.46%. S2系统中表流湿地进水CODMn比S3系统降低了1.01 mg·L-1, 较低的进水浓度引起的生物利用度不足, 不利于COD的去除. 并且在受到环境影响后, 易造成水质恶化. Wang等(2016a)发现, 微污染水进水平均CODMn为5.99 mg·L-1的大型湿地-塘系统对COD去除效率仅为7.1%. 一个中试规模的、水烛(Typha angustifolia L.) 密植度为8棵·m-2的表流湿地对太湖水的净化结果表明, 较低的进水有机浓度(7.37 mg·L-1) 使COD去除效率为16.5% (Li et al., 2008). Kadlec等(2009)指出当进水浓度低于背景浓度时, 有机物浓度可能会在通过湿地系统时有所增加. Li等(2020)在评估大型表流人工湿地-塘系统对CODMn为6.16 mg·L-1的微污染水处理性能中发现, 系统在5年的运行过程中对CODMn的去除率从0.3%降至-1.1%, 同时表明塘系统是唯一有效去除COD的单元. 表流湿地中80%~90%的植物覆盖率导致了较弱的大气氧扩散, 同时增加的植物凋落物间接消耗了溶解氧(Wu et al., 2015), 但其分解释放的有机质可以作为电子供体促进反硝化反应. 本课题组之前的研究发现S1系统表流湿地出水TN浓度显著下降(Wang et al., 2022). 此外有学者对表流湿地中形成的胶状生物膜进行定性鉴定分析, 发现其组成成分为Ulothrix和Euglenoides藻类, 呈悬浮状分布, 是微生物群落的重要组成成分之一(Domozych et al., 2008；Roeselers et al., 2008). 但是这种情况造成了湿地-大气氧交换问题, 降低了水体的通气性, 引起了臭味的产生, 限制了好氧菌的代谢, 可能是造成表流湿地对CODMn的去除表现较差的原因之一.
3.4 沉水植物塘对CODMn的净化效果如图 5所示, S1系统沉水植物塘进出水CODMn分别为(6.22±3.54) mg·L-1和(7.16±3.47) mg·L-1, 增长量为0.94 mg·L-1, 出水浓度较进水浓度提高了15.11% (p＜0.05). S2系统沉水植物塘进出水CODMn分别为(2.37±1.51) mg·L-1和(4.01±1.65) mg·L-1, 增长量为1.64 mg·L-1, 出水浓度较进水浓度提高了69.20% (p＜0.05). S3系统沉水植物塘进出水CODMn分别为(2.75±1.59) mg·L-1和(3.63±1.94) mg·L-1, 增长量为0.88 mg·L-1, 出水浓度较进水浓度提高了32%, 进出水浓度不具有显著性差异(p＞0.05). 研究结果表明, S1、S2沉水植物塘对CODMn有较大影响. 由于较多的溶解氧在系统前端被消耗于COD的降解去除和氨氮的硝化作用, 沉水植物塘作为组合系统的最后一道工序, 缺氧环境将不利于好氧微生物对有机物的分解作用, 同时可能伴随着塘内死亡的微生物和植物残体向水体释放有机质, 引起出水CODMn升高. 值得注意的是, 沉水植物塘中COD浓度的升高可以弥补塘内反硝化碳源的不足, 提高脱氮效率. 本课题组之前的研究表明(Wang et al., 2022), 沉水植物塘在湿地-塘系统中具有最高的脱氮效率, TN去除率最高可达76.69%.
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| 图 5 三套系统沉水植物塘对CODMn的去除效果 Fig. 5 CODMn removal effect in submerged plant ponds of three systems |
S1系统进出水浓度分别为(6.82±4.70) mg·L-1和(7.16±1.17) mg·L-1, 增长量为0.34 mg·L-1, 出水浓度较进水浓度提高约5%. S2系统进出水浓度分别为(3.02±1.74) mg·L-1和(4.01±1.65) mg·L-1, 增长量为0.99 mg·L-1, 出水浓度较进水浓度提高约32.78%. S3系统进出水浓度分别为(3.39±2.92) mg·L-1和(3.63±1.94) mg·L-1, 增长量为0.24 mg·L-1, 出水浓度较进水浓度提高约7.08%. 三套系统总出水CODMn较进水浓度没有显著的升高(p＞0.05). 如图 6所示, 整体而言, 三套系统均表现为出水浓度大于进水, 并且从升高的程度来看: S2＞S3＞S1. 这说明进水COD最高、运行时间最长的S1系统较于S2、S3对COD有着更好的处理效果, 以致于S1系统运行后期能达到更加稳定的出水水质(Ⅲ类), 而S2系统相对最低的进水COD (3.02 mg·L-1) 使其可能受到系统内源污染的影响最大, 以致于S2系统出水COD增幅最大.
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| 图 6 三套系统对CODMn的总去除效果 Fig. 6 Total CODMn removal effect in three systems |
表 2为三套系统各单元对COD的去除情况.
| 表 2 三套系统各单元对COD的处理情况 Table 2 Treatment of COD in each unit of the three systems |
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COD出水浓度的升高主要发生在塘和表流湿地单元, 这可能与其中种植的水生植物的腐解有着密切关系. 植物的腐解是一个由植物残体自身化学性质和多种环境因素共同作用的复杂过程, 始于复杂有机物的溶出, 终于简单无机物的释放(Mclatchey et al., 1998；Brinson et al., 2003), 大体涉及到以下3个过程: 物理淋溶、微生物对有机物的分解和难溶物质的降解(Brock et al., 1982). 由于有机质的去除与释放是共存的, 当进水CODMn较低而使去除效率受到限制时, 植物周期性的生长使根系脱落的的生物膜与死亡的植物残体向水体释放大量有机质(Cheesman et al., 2010；Serna et al., 2013), 导致单位时间内的释放量大于吸收量, 于是出水COD升高. 物质淋溶是植物生物量损失较快的阶段. 其次, 有机物的分解速率与不同种类的植物组分有关, 而难溶物质的降解速率则较慢. 卢少勇等(2005)研究发现, 因植物组织的腐烂而导致污染物的最快释放发生在最初的24 h内. 在HRT为5 d, 水力负荷为8.7 cm·d-1, COD负荷为13.7 g·m-2·d-1条件下, 植物组织释放COD的量占去除负荷的38%, 表明植物收割对于进水COD负荷较低的系统具有重要意义. Wu等(2017)发现当凤眼蓝(Eichhornia crassipes (Mart.) Solms) 投加量从0.1 g·L-1增加到1 g·L-1时, 水中pH值在分解初期(2 d) 便迅速从6.25下降至5.33, 这是因为分解初期植物中的有机酸快速溶出. 随着投加量的增加, 浸出浓度逐渐增加. 随后(2~17 d), pH值的增加可能是由于微生物对有机酸的消耗. pH值在后期(17~61 d) 达到稳定, 是由于分解速率渐缓, 浸出的有机酸大大减少. 在投加1 g·L-1的凤眼蓝后, 水中DO在第17 d时迅速降至0.11 mg·L-1. 这可能是因为植物凋落物的好氧分解消耗了大量DO, 导致DO的迅速降低. 随后(17~61 d), 溶解氧保持稳定, 可能是由于后期分解速度变慢所致. 童熊等(2019)对绿狐尾藻(Myriophyllum elatinoides G.) 的分解实验研究也得到了类似变化规律. 菹草(Potamogeton crispus L.) 衰亡后腐烂分解过程中C的释放在短期内(第14 d达到峰值) 会导致水体的二次污染(张菊等, 2013). 叶春等(2014)研究发现黑藻(Hydrilla verticillata (Linn. f.) Royle) 经过70 d分解后植物81.30%的C释放到水中. 实际环境中植物残体腐烂导致有机物释放受到多种环境因素的影响, 如溶解氧、光照、温度等. 投加量为12.5 g·L-1的穗状狐尾藻在第240 h时达到最大释放量, 曝气组平均COD释放量66.83 mg·L-1, 比不曝气时高34.32 mg·L-1；有光组平均COD释放量为32.51 mg·L-1, 比无光组高19.29 mg·L-1 (包裕尉等, 2010). 较于5、15、35 ℃ 3个温度条件, 穗状狐尾藻在25 ℃下的COD释放量最高为97.69 mg·L-1 (司静等, 2009). 因此为了避免水生植物在生长旺盛期时由“汇”转变为“源”, 加强对湿地和塘的植物管理, 选择适宜的收割频率、方式和时机显得尤为重要.
3.6 人工湿地微生物群落结构 3.6.1 细菌丰富度和多样性表 3是S1系统中一级水平潜流湿地、二级水平潜流湿地和表流湿地的细菌覆盖度(Coverage)、丰富度(Sobs、ACE和Chao 1)和多样性(Shannon和Simpson) 的比较.
| 表 3 S1系统湿地单元在属水平下细菌丰富度、多样性及覆盖度 Table 3 Bacterial community richness, diversity and coverage in constructed wetlands of S1 system at the genus level |
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由表 3可知, 湿地单元的Coverage指数表征样本的覆盖度, Coverage指数都大于0.98, 表明OTUs覆盖了人工湿地中细菌的真实情况. Sobs、ACE和Chao 1指数表征湿地中细菌的丰富度, 表流湿地的Sobs、ACE和Chao 1指数均大于二级水平潜流湿地, 而二级水平潜流湿地的Sobs、ACE和Chao 1指数均大于一级水平潜流湿地. Shannon和Simpson指标表征样本中细菌的多样性, 表流湿地的Shannon指数小于二级水平潜流湿地, 大于一级水平潜流湿地. 这表明当S1系统运行到第72 d时, 多级人工湿地-塘系统的核心单元——两级水平潜流湿地和表流湿地内的微生物丰富度沿程逐渐增多. 当进水由一级水平潜流湿地流至二级水平潜流湿地, 微生物多样性有所增加, 说明水平潜流湿地在处理微污染水时, 微生物是随水流沿程逐渐富集, 多样性逐渐提升的过程. 而表流湿地中微生物逐渐适应环境并累积, 同时优势菌群占据优势地位, 对其他菌种构成生存竞争并抑制了它们的生长繁殖, 加剧了细菌群落间的不均匀性, 最终导致细菌多样性下降.
3.6.2 优势菌种人工湿地中微生物群落在纲、属水平下的物种组成(相对丰度) 如图 7所示.将检测到相对丰度大于5%的微生物菌纲作为主要菌纲, 则由图 7a 可知, 一级水平潜流湿地中的四大优势菌纲按相对丰度大小依次为γ-变形菌纲(Gammaproteobacteria)、α-变形菌纲(Alphaproteobacteria)、拟杆菌纲(Bacteroidia)和Phycisphaerae纲, 这4种菌的相对丰度之和为60.33%. 二级水平潜流湿地中前三大优势菌纲同样是α-变形菌纲、γ-变形菌纲和拟杆菌纲, 其次还包括放线菌纲(Actinobacteria)和δ-变形菌纲(Deltaproteobacteria), 这5种菌的相对丰度之和为67.17%. 表明一级水平潜流湿地和二级水平潜流湿地的主要优势细菌基本相同. 表流湿地中的优势菌纲按相对丰度大小依次为γ-变形菌纲、放线菌纲、芽单胞菌纲(Gemmatimonadetes)、α-变形菌纲、产氧光细菌纲(Oxyphotobacteria)、拟杆菌纲和δ-变形菌纲, 这7种菌的相对丰度之和为61.24%. 结果表明, 两级水平潜流湿地和表流湿地中变形菌门(Proteobacteria) 均是优势细菌, 主要的异养反硝化细菌都属于变形菌, 可在反硝化脱氮过程中以水体中的COD作为电子供体(Miao et al., 2015), 对污水中有机物的去除具有重要作用(窦娜莎等, 2011). 拟杆菌是一种碳水化合物发酵菌(顾梦琪等, 2018), 能有效去除水体中的COD. 于文泽等(2021)发现拟杆菌在放置有利用天然纤维素物质制备的“释碳床”的塘中的相对丰度最高达14.78%, 这与玉米芯释放出淀粉发生酸化反应有关. 芽单胞菌广泛存在于土壤与沉积物中, 是土壤9个主要门水平上种类之一. Ahn等(2007)和He等(2016)研究发现, α-变形菌纲是人工湿地中最丰富的菌纲, 占总微生物数量的40%~60%, 其次是放线菌. Zhang等(2009)研究红树林湿地发现, 湿地基质的优势菌为变形菌、拟杆菌、放线菌. Li等(2018)研究发现, 多级表面流湿地基质的优势菌门有变形菌和放线菌. 以上研究的人工湿地的优势菌群与本研究相似, 说明人工湿地基质有相似的优势菌.
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| 图 7 人工湿地中细菌群落结构在纲水平(a)和属水平(b)上的分析 Fig. 7 Bacterial community structure in constructed wetlands on class(a) andgenus level (b) |
由图 7b可知, 属水平下, 一级水平潜流湿地中的优势菌为SM1A02、unclassified_f__Burkholderiaceae、氢噬胞菌属(Hydrogenophaga)、Terrimonas、硝化螺旋菌属(Nitrospira)、unclassified_c__Alphaproteobacteria、norank_f__Blastocatellaceae. 二级水平潜流湿地中的优势菌属为norank_f__Saprospiraceae、氢噬胞菌属、红细菌属(Rhodobacter). 表流湿地中的优势菌属为蓝菌属(Cyanobium_PCC-6307)、norank_f__Gemmatimonadaceae. SM1A02属于浮霉菌门(Planctomyetes), 是一种专性厌氧的无机自养菌, 能够在缺氧环境下利用亚硝酸盐氧化铵离子生成氮气来获得能量. Unclassified_f__Burkholderiaceae属于伯克氏菌科, 黄瑞林等(2020)研究发现施肥显著增加了有机质含量较低的潮土中伯克氏菌的相对丰度. Norank_f__Blastocatellaceae属于Blastocatellaceae科, Huber等(2017)从土壤中分离出的菌株A24_SHP_-5_238T经鉴定属于Blastocatellaceae科, 能在一些糖类、氨基酸、有机酸和复杂蛋白质底物上进行化合有机异养生长. 氢噬胞菌属是一类以H2作为电子供体的嗜氢自养菌, 可进行厌氧硝酸盐呼吸(赵文莉等, 2015). 硝化螺旋菌属作为一种自养硝化细菌, 能够将亚硝酸盐氧化成硝酸盐(王慧, 2017).
3.6.3 不同人工湿地细菌群落的差异性一级水平潜流湿地、二级水平潜流湿地和表流湿地中纲、属水平上细菌群落的主要差异如图 8所示.
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| 图 8 细菌群落差异性分析 (a.纲水平上一级水平潜流湿地和二级水平潜流湿地, b.纲水平上二级水平潜流湿地和表流湿地, c. 属水平上一级水平潜流湿地和二级水平潜流湿地, d. 属水平上二级水平潜流湿地和表流湿地) Fig. 8 Bacterial community variability analysis (a. first-level horizontal subsurface flow constructed wetland and second-level horizontal subsurface flow constructed wetland on class level, b. second-level horizontal subsurface flow constructed wetland and surface flow constructed wetland on class level, c.first-level horizontal subsurface flow constructed wetland and second-level horizontal subsurface flow constructed wetland on genus level, d. second-level horizontal subsurface flow constructed wetland and surface flow constructed wetland on genus level) |
由图 8a可知, 一级水平潜流湿地中γ-变形菌纲的相对丰度明显高于二级水平潜流湿地, 而二级水平潜流湿地中α-变形菌纲、拟杆菌纲和放线菌纲的相对丰度明显增加, 提高了细菌群落间的物种均匀性, 使得二级水平潜流湿地中微生物多样性高于一级水平潜流湿地. 由于α-变形菌、拟杆菌和放线菌均是以有机物好氧呼吸方式为主, 提高了二级水平潜流湿地中微生物对COD的代谢降解(平均去除率为18.6%). 由图 8c可知, 一级水平潜流湿地和二级水平潜流湿地中具有显著相对丰度差异(一级水平潜流湿地减去二级水平潜流湿地) 的菌属为SM1A02 (5.16%)、unclassified_f__Burkholderiaceae (4.39%)、norank_f__Saprospiraceae (-2.40%)、硝化螺旋菌属(2.03%)、norank_f__Blastocatellaceae (1.83%)、unclassified_c__Alphaproteobacteria (1.56%)、红细菌属(-1.21%)和氢噬胞菌属(0.63%). 一级水平潜流湿地中富集的unclassified_f__Burkholderiaceae、unclassified_c__Alphaproteobacteria和norank_f__Blastocatellaceae通过化能异养呼吸方式代谢有机物, 使得一级水平潜流湿地出水浓度显著降低, 去除率为7.03%. SM1A02、氢噬胞菌属和硝化螺旋菌属作为无机自养菌, 在二级水平潜流湿地中的相对丰度显著降低. 而norank_f__Saprospiraceae和红细菌属的相对丰度显著增加, 分别通过分解生物残体和以有机物作为电子供体参与反硝化脱氮(Wang et al., 2016b) 以降解有机物, 二级水平潜流湿地对COD去除率可达18.60%.
如图 8d所示, 表流湿地中蓝菌属相对丰度较于二级水平潜流湿地显著增加(6.50%). 蓝细菌具有叶绿素和藻蓝素, 属于产氧光合菌, 但有研究表明表流湿地中形成的胶状生物膜可能阻碍产氧光细菌通过光合作用释放氧气(Domozych et al., 2008；Roeselers et al., 2008), 减少氧气在表流湿地气液界面上的交换, 造成的缺氧环境不利于好氧菌对COD的去除. 同时, 作为水体富营养化的指示生物, 一些蓝菌属的快速繁殖会造成水生生物的死亡, 间接消耗水中的溶解氧, 造成水体缺氧. γ-变形菌纲、α-变形菌纲和拟杆菌纲相对丰度有所降低可能与缺氧环境相关. 放线菌普遍分布于土壤中, 并且大部分是腐生菌, 在缺氧条件下能促使土壤中的微生物和植物遗骸腐解(徐立杰等, 2011). 如图 8b 所示, 表流湿地中norank_c__Actinobacteria的相对丰度明显高于二级水平潜流湿地(2.00%), 表流湿地高密植方式增加了放线菌对植物凋落物的分解作用, 促使COD升高(表流湿地出水COD提高了8.36%), 同时这也解释了表流湿地中norank_f__Gemmatimonadaceae相对丰度的显著升高(5.18%). 研究表明, 芽单胞菌纲(Gemmatimonadetes) 与土壤环境中碳含量呈正相关(Debruyn et al., 2011). 本研究还发现表流湿地中δ-变形菌相对度有所升高, 这可能与缺氧环境有关, 因为δ-变形菌是变形菌门中唯一主要由厌氧菌组成的分类(Yhomas et al., 2008). 赵兴青等(2008)研究太湖沉积物细菌群落结构特征时发现太湖沉积物的优势菌为δ-变形菌. Xiong等(2015)在洱海湿地研究中也现洱海深层沉积物优势菌主要为δ-变形菌. 本试验表流湿地中蓝菌属相对丰度的显著增长可能抑制了其他异养菌属对COD的呼吸代谢, 进一步加剧了细菌群落间的不均匀性, 从而导致细菌群落多样性下降.
4 结论(Conclusions)1) 不同进水CODMn的微污染河水经3套多级人工湿地-塘系统处理后, 平均出水CODMn均有所升高, 从出水浓度升高的程度来看, S2＞S3＞S1. 但总体来看, S1系统出水可达到地表水Ⅳ类标准, S2和S3出水达到Ⅱ类标准.
2) 进水污染浓度最高、运行时间最长的S1系统较S2、S3对COD有着较好的处理效果. 相较于S2系统, S3系统更高的进水浓度有利于去除COD. S1和S2系统的二级水平潜流湿地对COD的平均去除率分别为18.60%和26.52%. S3系统的表流湿地对COD的平均去除率为8.92%.
3) S1系统中两级水平潜流湿地所富集的优势菌群均包含α-变形菌纲、γ-变形菌纲和拟杆菌纲, 属水平上与COD降解有关的细菌分别包括unclassified_f__Burkholderiaceae、unclassified_c__Alphaproteobacteria、norank_f__Blastocatellaceae和norank_f__Saprospiraceae、红细菌属. 表流湿地中富集的优势菌群为γ-变形菌纲、放线菌纲和芽单胞菌纲. 蓝菌属和norank_c__Actinobacteria可能与表流湿地出水COD升高有关.
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