我國大部分城鎮(zhèn)污水經二級處理后, 直接排入受納水體.尾水排放量大、污染物含量高, 易加劇受納水體富營養(yǎng)化.污水廠尾水作為重要的點源污染, 將尾水進行深度處理, 進一步提高污水處理廠出水水質, 是我國污水處理的重要發(fā)展趨勢.北京市(DB 11890-2012)、天津市(DB 12599-2015)已先后出臺了更為嚴格的污水廠污染物排放標準.
人工濕地作為一種環(huán)境友好型水處理技術, 具有污染物去除效果好、運行和維護簡單、成本低廉、抗沖擊負荷強、環(huán)境效益好等優(yōu)點.將人工濕地作為污水廠尾水深度處理工藝, 可以進一步削減尾水中的碳氮磷等污染物, 減小對受納水體的不利影響.然而, 污水經污水廠生化處理單元處理后, 尾水中殘留的有機碳源以腐殖酸、富里酸、氨基酸及表面活性劑等為主, 這些有機物多含有芳環(huán), 可生化性差(B/C值約為0.2~0.35), 難以被微生物降解利用.而尾水中TN含量高, 是一種特殊的低碳氮比的污水(BOD5/TN約為1), 且NO3--N是尾水中氮素的主要成分, 占TN比例可達80%以上.人工濕地處理尾水時, 尾水可利用碳源不足嚴重影響脫氮效率, 尤其是冬季低溫脫氮效率十分不理想, 影響了人工濕地的進一步推廣應用.
鐵炭內電解是一種高效物理化學水處理技術, 廣泛用于印染、化工等難降解廢水的處理, 可有效改善廢水可生化性、提高污染物去除效率.但鐵炭內電解通常單獨作為一個處理單元, 鮮有與生物處理相結合, 特別是與人工濕地相結合進行尾水處理的研究.因此, 本文將鐵炭內電解與人工濕地技術進行有機結合, 將鐵炭填料摻雜于濕地基質中, 構建新型內電解人工濕地, 考察冬季低水溫條件下(3~12℃)內電解濕地的脫氮效能, 并通過測定基質微生物活性、反硝化強度, 結合濕地微生物群落結構分析, 揭示內電解人工濕地的強化脫氮機制.
1 材料與方法 1.1 試驗裝置
試驗共構建了3組呈圓柱體的下向垂直流人工濕地裝置, 分別為無植物濕地、普通濕地、內電解濕地.裝置材料采用有機玻璃, 圓柱體尺寸為Φ×H=20 cm×65 cm.裝置底部設有高5 cm的集水區(qū), 并設置穿孔有機玻璃板進行集水.采用遮光布包裹裝置四周, 以模擬人工濕地真實的避光狀態(tài).人工濕地裝置如圖 1所示.人工濕地以粗砂和礫石作為主要基質, 濕地植物選用蘆葦, 濕地構建初期孔隙率為35%, 人工濕地構造如表 1所示.裝置運行時, 尾水由蠕動泵分別打入3組濕地上部, 底部出水, 通過流量計控制出水, 設計水力停留時間為2 d.
1.2 進水水質
試驗前采集污水廠尾水進行實測, 以明確尾水污染物組成及特征, 采用腐殖酸鈉、海藻酸鈉、牛血清白蛋白等作為尾水中的碳源, 以硝酸鈉作為主要氮源, 在實驗室進行污水廠尾水的模擬.試驗期間(2016年11月~2017年1月)進水主要污染物濃度為：COD 49.72~53.31 mg·L-1、BOD5 6.51~12.07 mg·L-1、TN 14.57~15.79 mg·L-1、NH4+-N 2.62~3.81 mg·L-1、NO3--N 11.45~16.63 mg·L-1、TP 0.12~0.23 mg·L-1.
1.3 試驗方法
常規(guī)水質指標：試驗期間, 每2 d采集3組人工濕地進出水水樣各200 mL, 采用微孔濾膜過濾水樣, 測定水樣的COD、TN、NH4+-N、NO3--N、TP等, 每組水樣取3個平行樣.
基質微生物活性：每7 d檢測一次微生物活性, 每組樣品取3個平行樣.采用熒光顯色測試方法, 具體方法為：稱取30 g仍保持濕潤的基質于100 mL的錐形瓶中, 滴加0.4 mL二乙酸熒光素(1 mg·L-1), 并加入30 mL的磷酸緩沖液(KH2PO4 1.3g·L-1, K2HPO4 8.7g·L-1); 將錐形瓶置于恒溫水浴振蕩器(水溫30℃, 振蕩頻率150次·min-1)上振蕩2 h, 靜置10 min, 向錐形瓶滴加氯仿/甲醇溶液(2:1) 15 mL, 終止微生物的水解; 待溶液靜置分層后, 取上層液體離心過濾, 以未添加二乙酸熒光素溶液的樣品為空白樣, 在494 nm波長下進行比色, 以單位質量基質水解產生的熒光素的量表征微生物活性[1 g基質水解的熒光素的量(mg)].
基質微生物反硝化強度：每7 d檢測一次基質微生物反硝化強度, 每組樣品取3個平行樣.稱取50 g濕地基質, 置于250 mL錐形瓶中, 加入200 mL NO3--N培養(yǎng)液, 用橡皮塞塞住瓶口, 置于恒溫培養(yǎng)中, 于20℃條件下培養(yǎng)3 d, 每間隔24 h取樣離心過濾, 測定NO3--N濃度, 且每次取樣后用培養(yǎng)液補足.用單位時間內NO3--N的濃度變化來表征基質微生物的反硝化強度[1 h內1 kg基質消耗的NO3--N的量(mg)].
高通量測序：從裝置基質采樣口采集足量濕地基質樣品, 于低溫條件下保存24 h, 然后用干冰密封保存, 郵寄至上海生工, 樣品在7 d內完成測序工作.本試驗的高通量測序工作委托上海生工生物有限公司完成, 該公司采用的是MiSeq (Illumina)平臺測序.基質微生物DNA采用Ezup柱式土壤基因組DNA抽提試劑盒進行提取, 對細菌16S rDNA片段的V3區(qū)進行擴增.
2 結果與討論 2.1 人工濕地脫氮效果
反硝化是人工濕地脫氮的主要途徑, 反硝化脫氮需要碳源作為電子供體.試驗期間, 人工濕地進出水COD濃度及平均去除率如圖 2所示. 3組濕地對COD去除波動幅度較小, 平均去除率分別為(34.97±2.45) %、(33.61±1.88) %、(47.92±1.57) %.冬季低溫條件下, 內電解濕地對尾水COD去除效果優(yōu)于無植物濕地和普通濕地, 無植物濕地和普通濕地差別不大.這主要是濕地基質摻雜鐵炭, 鐵炭內電解過程產生大量活性的[H]和Fe2+, 使尾水中的復雜有機物發(fā)生開環(huán)、斷鏈等作用, 可促進尾水中大分子難降解有機物轉變?yōu)樾》肿佑袡C物, 進而被微生物降解.
圖 3為人工濕地進出水COD濃度及平均去除率.從中可知, 冬季低溫條件下, 內電解人工濕地脫氮效果優(yōu)勢明顯, 出水TN濃度維持在(9±0.29) mg·L-1, TN平均去除率達到(42.27±1.70) %, 比無植物濕地和普通濕地分別高出17.91%、17.33%, 說明冬季植物枯萎后對TN的去除作用不大.無植物濕地、普通濕地、內電解濕地COD去除負荷分別為0.574、0.552、0.787 g·(m3·d)-1, 而3組濕地TN去除負荷分別為0.117、0.119、0.205 g·(m3·d)-1, COD、TN去除負荷之比(C/N)分別為4.91、4.64、3.84.而通常人工濕地C/N>4才表示反硝化碳源較為充足.由此表明, 濕地微生物進行傳統(tǒng)異養(yǎng)反硝化存在碳源不足的現象, 內電解濕地中還可能存在其它形式的脫氮途徑.
2.2 基質微生物活性與反硝化強度
圖 4為3組濕地系統(tǒng)中基質微生物活性及反硝化強度.人工濕地微生物是濕地污染物去除的主要承擔者, 微生物活性能夠直接反映微生物污染物去除能力.熒光顯色法常用于測試基質微生物活性, 微生物活性越高, 水解產生的熒光素量也越大.由圖 4知, 無植物濕地、普通濕地、內電解濕地微生物活性分別為0.068、0.085、0.224 mg·g-1, 種植植物的普通濕地微生物活性稍高于無植物濕地, 而內電解濕地是普通濕地人工濕地的2.6倍.冬季低溫條件下, 內電解人工濕地仍保持很高的微生物活性, 這可能是因為Fe2+和Fe3+是微生物生命活動中重要的電子傳遞體系, 而濕地基質中鐵炭填料在內電解過程中產生的Fe2+和Fe3+可以參與這種電子傳遞, 從而加快微生物細胞電子傳遞速率, 提高微生物活性.
NO3--N是尾水中氮素的主要成分, 反硝化脫氮作用是決定人工濕地脫氮效率的主要因素.從圖 4可以看出, 內電解人工濕地反硝化強度最大[5.01 mg·(kg·h)-1], 其次為有植物的普通濕地[1.82 mg·(kg·h)-1], 無植物濕地最低[1.47 mg·(kg·h)-1].由于內電解濕地微生物活性很高, 且內電解可為濕地微生物提供更多的可利用碳源, 因而內電解濕地的反硝化強度遠高于普通濕地和無植物濕地.
2.3 人工濕地微生物群落結構分析 2.3.1 微生物群落多樣性分析
微生物群落多樣性是指某種生態(tài)系統(tǒng)中菌落所包含種類多少, 以及個體在種間的分布特征.在污水處理過程中, 微生物群落多樣性越高, 生化處理系統(tǒng)穩(wěn)定性就越好, 抗沖擊負荷能力也越強.微生物多樣性對于維持生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定是必需的.目前, 群落生態(tài)學中, 主要采用Shannon、Simpson等一系列統(tǒng)計學分析指數, 來對環(huán)境群落的物種豐度和多樣性進行估算分析. 表 2為本研究中3組濕地微生物多樣性分析結果.
Shannon指數可表征物種的相對豐度, 其值越大, 說明群落多樣性越高. 3組濕地中, 內電解濕地最高(5.41), 其次為普通濕地(5.07), 最低為無植物濕地(4.42), 表明內電解人工濕地微生物群落多樣性更高, 種群均勻性好. Simpson值越大, 表明群落的多樣性越差, 3組人工濕地的Simpson值分別為0.10、0.04、0.03, 其結果與Shannon指數一致, 內電解濕地的群落多樣性高于普通濕地和無植物濕地.可見, 人工濕地添加鐵炭可提高微生物群落多樣性.杰卡德距離可用來研究物種多樣性的差異, 其值越接近于1, 所觀察的樣品間的差異性越大.無植物濕地與普通礫石層濕地和內電解濕地的杰卡德距離分別為0.372、0.832, 普通濕地與內電解濕地的杰卡德距離為0.707, 這表明微生物群落結構的變化受濕地植物和基質添加鐵炭的影響, 但主要影響因素是基質摻雜了鐵炭.
2.3.2 人工濕地主導菌群分析
近代生物學將微生物分為域(domain)、門(phylum)、綱(calss)、目(order)、科(family)、屬(genus)六層, 其中屬是分類中最基本的一層.人工濕地微生物在屬級水平的分類較多, 多達300余種, 因此按照菌屬豐度大小僅選取前50種進行分析. 3組濕地前50種菌屬的豐度總和分別占總菌屬的85.33%、85.8%、81.55%. 3組濕地基質微生物在屬級上的分布如圖 5所示.
由圖 5可知, 3組濕地豐度最高的菌屬組成相近, 豐度最高的菌屬為Chlorophyta(綠藻菌, 分別為12.15%、30.98%、2.38%)、Sphingomonas(鞘氨醇單胞菌, 分別為23.41%、0.88%、18.74%).由于試驗中人工濕地藻類生長旺盛, 因而檢出了較高比例的綠藻菌.鞘氨醇單胞菌是人工濕地中的優(yōu)勢菌群, 可降解芳香族有機物.其他豐度較高的菌屬主要包括Anaerolineaceae(厭氧蠅菌)、Zoogloea(動膠菌)、Comamonadaceae(叢毛單胞菌)、Dechloromonas(脫氯單胞菌)等.厭氧蠅菌是綠彎門的代表菌屬, 具有降解碳水化合物和蛋白質的作用.動膠菌與菌膠團形成有關, 能促進同步硝化反硝化反應的進行.叢毛單胞菌種類繁多, 不同菌種代謝途徑不同, 大多能降解酚類、喹啉類及類固醇類有機物.在脫氮微生物方面, 主要檢測出了Dechloromonas(脫氯單胞菌)、Rhizobium(根瘤菌)、Hyphomicrobium(生絲微菌)、Rhodobacter(紅桿菌)、Thiobacillus(產硫酸桿菌)等菌屬.其中, 脫氯單胞菌具有很強的硝酸鹽還原能力.根瘤菌、生絲微菌、紅桿菌是3種常見的異養(yǎng)反硝化細菌, 其中, 產硫酸桿菌是一種常見的自養(yǎng)反硝化細菌, 表明濕地中除了傳統(tǒng)的異養(yǎng)反硝化作用外, 還存在著自養(yǎng)反硝化. 3組濕地中, 5種脫氮細菌的總和分別為1.89%、0.82%、7.13%, 內電解濕地脫氮微生物量分別是無植物濕地、普通濕地的8.69倍、3.77倍, 可見內電解濕地在脫氮微生物總量上有明顯的優(yōu)勢, 這也是內電解人工濕地脫氮能力強的原因之一.
3 結論
(1) 內電解濕地能更好地利用尾水中碳源, 冬季低溫條件下, 脫氮效果優(yōu)勢明顯, 出水TN濃度維持在(9±0.29) mg·L-1, TN平均去除率達到42.27%, 比無植物濕地和普通濕地分別高出17.91%、17.33%, 且冬季植物對TN去除幾乎沒有作用.
(2) 冬季低溫條件下, 內電解濕地微生物活性和反硝化強度高于無植物濕地和種植植物的普通濕地.其中, 微生物活性達到0.224mg·g-1, 分別是無植濕地和普通濕地的2.6倍、3.4倍; 反硝化強度達到5.01 mg·(kg·h)-1, 分別是無植物濕地和普通濕地的2.8倍、3.3倍.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.northcarolinalenders.com更多相關技術文檔。
(3) 高通量測序表明, 內電解濕地微生物群落多樣性優(yōu)于無植物人工濕地和普通人工濕地, 且濕地基質添加鐵炭對生物多樣性的影響大于濕地植物的作用.脫氮微生物主要有脫氯單胞菌以及根瘤菌、生絲微菌屬、紅桿菌屬, 以及自養(yǎng)反硝化細菌產硫酸桿菌.內電解人工濕地在脫氮微生物總量上有明顯優(yōu)勢, 脫氮微生物占微生物總量的7.13%, 分別是無植物濕地、普通濕地的3.8倍、8.7倍.
