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不同尺度潜流人工湿地对污染河水的净化机制

作者: tjwsclgs.com    时间:2018-09-14

不同尺度潜流人工湿地对污染河水的净化机制


截至2016年,我国1 940个地表水国考断面中低于Ⅲ类地表水水质的断面占32.3%,河流污染问题依然突出。对于城市纳污河道而言,城市市政排水为其径流的主要组成部分,尽管在经过提标改造后污水厂出水水质有所提高,但是其所含污染物依然严重威胁着河流的水质及其生态安全。相对于其他河流水质修复技术而言,人工湿地具有低成本、易运行、具有较高的艺术审美价值、能对河流进行原位修复等优点,逐渐成为了改善河流水质的优先选择。贾丽娜等通过构建河滩与淋滤式叠加湿地处理合肥塘西河河水,湿地系统对总氮、氨氮、总磷、COD和叶绿素a的去除率分别达到了61.09%、90.58%、58.81%、33.23%和70.26%。而XIE等则发现湿地在夏季对氮的去除效果(TN 50.8%,NO3−-N 57.7%)明显好于冬季(TN 5.9%,NO3−-N -3.2%)。相对于表流人工湿地而言,潜流人工湿地的负荷率高、占地面积较小、处理效果更为稳定,能够更好地隔绝气味和抑制蚊蝇。因此,针对潜流人工湿地的研究逐渐增多,在工程上也得到了日益广泛的应用。

  人工湿地对各类污染物的去除主要是通过湿地中基质、植物和微生物间的物理、化学和生物作用完成的。针对人工湿地对各类污染物的净化机理,国内外学者做了大量的研究。刘红美等通过研究不同基质人工湿地对污染物的降解规律,发现基质种类是影响人工湿地降解污染物的重要因素;BARCO等研究发现植物(芦苇和黄菖蒲)具有较好的氮磷富集能力;常军军等通过脂肪酸甲酯图谱分析了人工湿地中的微生物群落结构,发现微生物对人工湿地的污染物净化功能至关重要。但是现有的研究大多集中于揭示单一组成成分对人工湿地净化特性的影响机制,缺少对人工湿地中基质、植物和微生物作用的综合分析。因此,为了系统地分析人工湿地对污染河水的净化机理,实验通过构建实验室规模和中试规模2种尺度的人工湿地,在不同尺度条件下,系统分析了潜流人工湿地中基质、植物和微生物对污染河水的净化作用,以期为提高人工湿地对污染河水的净化效果提供技术支撑。

 

 

  图1 不同尺度潜流人工湿地示意图

  1 材料与方法

  1.1 人工湿地系统的构建与运行

  实验室规模人工湿地位于西安建筑科技大学校内,采用15 mm厚的有机玻璃构建,湿地长×宽×高为0.55 m×0.55 m×0.80 m(图1(a)),湿地填料为5~30 mm 的炉渣,铺设高度60 cm,湿地种植植物为芦苇(13株·m−2)。中试规模人工湿地位于西安市皂河入渭河口(图1(b)),湿地长×宽×高为17 m×20 m×0.80 m,湿地填料为1~70 mm的炉渣,铺设高度60 cm,湿地种植植物为芦苇(9株·m−2)。2组人工湿地中所种芦苇取自皂河河滩,炉渣基质取自皂河附近电厂。2组人工湿地进水均为皂河河水,水力负荷均为0.1 m·d−1,其中中试湿地现场抽取河水进入湿地,实验室规模湿地在中试湿地取水处取水待用。2组人工湿地均为水平潜流人工湿地,水位维持在基质表层以下10 cm,河水水平流经人工湿地,在湿地前端和后端分别采用大粒径碎石作为布水区和集水区,优化系统运行。

  1.2 基质的磷吸附特性分析

  准确称取2 g经过研磨过筛(0.5~1.0 mm)、清洗和干燥后的炉渣于150 mL的锥形瓶,加入由0.02 mol·L−1 KCl配制的磷浓度为5 mg·L−1的KH2PO4溶液50 mL,置于温度为(25±1) ℃、转速为150 r·min−1的恒温振荡器中振荡0.5、1、2、4、6、8、10、12、16、24、48 h。振荡后测其pH,上清液经0.45 μm膜过滤后测其磷浓度。基质的表面和元素特性采用扫描电镜(SEM)测定。

  1.3 微生物特性分析

  对2组人工湿地中的基质进行取样,沿对角线设5个采样点,分3层采样,然后将各层采集的基质混匀后做为基质样品。在采集基质的同一位置采集根,同样将其混匀做为植物根样品。将采集好的样品分别置于灭菌的烧杯中,加入灭菌的去离子水50 mL,超声清洗15 min后收集到灭菌的离心管中,离心10 min后弃上清液,取其沉淀保存在−80 ℃冰箱中。采用Power Soil DNA Isolation Kit(MO BIO Laboratories Inc.)试剂盒从土壤样品中提取DNA,并保存在-20 ℃冰箱中。

  聚合酶链式反应(PCR)反应条件:采用PCR通用引物对,即BAC 338F (5'-ACTCCTACGGGAGGCAG-3')和BAC 805R (5'-GACTACCAGGGTATCTAATCC-3'),用ABI Veriti梯度PCR仪对样品进行扩增。PCR反应条件和凝胶电泳(DGGE)方法参考熊家晴等[11]的实验方法。采用AIpha-HP凝胶成像仪照相。将变性梯度凝胶中每个位置的代表条带用无菌刀切下,装入1.5 mL离心管中,40 μL无菌去离子水反复冲洗2次,在4 ℃浸泡过夜。将其上清液进行PCR扩增,所得 PCR产物与PMD19-T载体连接,克隆按照制造商的方案进行。将克隆产物送Sangon Biotech公司测序,采用BioEdit软件编辑组合16S rDNA基因序列,并在Nucleotide Blast与GenBank数据库进行比对。通过软件MEGA 6分析所测得的序列,Bootstrap值设置为1 000。

  1.4 化学分析

  在为期8个月的实验周期内,每周对2组人工湿地的进出水进行取样分析,其中总氮(TN)、氨氮(NH4+-N)、硝氮(NO3−-N)、亚硝氮(NO2−-N)、总磷(TP)、化学需氧量(COD)、生化需氧量(BOD) 和悬浮固体颗粒(SS)的分析测定均按照文献中的方法[12]测定。2组湿地中的植物进行收割时均保留其基质上10 cm的茎秆,收割后植物样品中的氮、磷含量采用H2SO4-H2O2消解法[13]测定。2组人工湿地的效果差异分析采用SPSS 20.0进行t检验,当P<0.05时,认为差异显著。

  2 结果与分析

  2.1 2种尺度人工湿地对污染河水的净化效果

  皂河在西安市城区内,长约27 km,流域面积约300 km2,近年来,由于气候干旱及上游截流,皂河水量明显减少。现在皂河主要作为西安市的纳污河道,在缺少新鲜水水源补给的情况下,污水厂出水及沿岸排入污水成为其主要的补水水源。实验期间,皂河河水的COD、BOD5、TN、NH4+-N、TP和SS平均浓度范围分别为(363.48±97.52)mg·L−1、(142.64±56.92)mg·L−1、(37.89±5.45)mg·L−1、(30.10±9.29)mg·L−1、(3.78±1.08)mg·L−1和(308.47±67.74)mg·L−1,结果表明皂河河水污染严重,亟待对其水质进行改善。因此,实验构建了不同尺度的2组人工湿地以解析人工湿地对污染河水的净化机制,为污染水体的生态净化提供技术支持。

 

 

  表1 不同尺度潜流人工湿地的污水净化效果

  表1和图2描述了2组人工湿地对河水的净化效果,可以看出2组人工湿地对有机污染物的去除效果相近(P>0.05)。实验室规模人工湿地对COD与BOD5的去除效果为85.29%和90.60%,中试规模湿地则为80.41%和89.99%(表1)。此外,从图1(a)和(b)可以看出,在进水COD和BOD5浓度较高、波动较大的情况下,2组人工湿地出水中COD和BOD5 浓度在实验期间均较为稳定。人工湿地对有机污染物的去除主要是通过基质和植物对水体中悬浮性有机污染颗粒的拦截、沉降以及随之微生物分解作用完成的。2组人工湿地对COD和BOD5的降解差异表明,在水力负荷与水力停留时间相同、物理拦截作用相似的条件下,2组湿地中的微生物特性的不同是造成这种差异的主要原因。

  从表1可以看出,在进水河水中氨氮是总氮的主要组成部分。而且在实验期间,2组人工湿地内都没有出现硝氮和亚硝氮浓度的积累,所以2组人工湿地的脱氮效果主要依赖于其对氨氮的去除。从表1可以看出,2组人工湿地对氨氮和总氮的去除具有显著的差异(P<0.05),实验室规模人工湿地对河水中总氮与氨氮的去除率分别为30.13%和28.05%,而中试规模则分别为20.27%和21.77%。此外,从图2(c)和(d)还可以看出,2组人工湿地中总氮和氨氮的浓度具有相似的波动趋势,都表现出了冬季浓度高,春秋季浓度低的特点。这说明温度对于人工湿地的脱氮作用具有重要的影响,而人工湿地在夏季的高蒸腾作用也会轻微地增加湿地中污染物的浓度。2组人工湿地对磷的去除也具有显著差异(P<0.05),实验室规模人工湿地对磷的去除效果(76.89%)优于中试规模人工湿地(52.45%)(表1)。与氮不同的是,2组人工湿地内磷的浓度在春季都出现了不同程度的升高,这是因为在春季温度升高后,湿地解冻造成的磷释放(图1(e))。人工湿地对氮的去除主要依赖于微生物的氨化、硝化、反硝化作用和植物的吸收作用,而对磷的去除主要是通过基质吸附、沉淀、微生物降解和植物的吸收完成。 因此,为了揭示造成2组湿地脱氮除磷效果差异的原因,需要对湿地内的基质特性、微生物和植物作用作进一步的研究。

  从表1和图2(f)可以看出,实验室规模和中试规模人工湿地对SS去除效果相近(P>0.05),其对SS的平均去除率分别为95.86%和94.74%,而且在实验周期内均较为稳定。污水与人工湿地中基质、植物根系及茎部的接触程度是影响SS去除的主要因素,而2组人工湿地采用了相同的基质填料和运行方式,因此其对SS的去除效果较为相似。

 

 

  图2 不同尺度人工湿地进出水中污染物浓度变化

  2.2 基质特性

  2组人工湿地中的基质填料均为电厂炉渣。由扫描电镜分析可知,炉渣的表面结构较为粗糙。此外,通过分析得到炉渣的比表面积为4.30 m2·g−1。因为基质填料作为人工湿地的结构骨架,不仅要为水生植物的生长提供支承,也要能为微生物的生长提供依附环境[17-18]。较为粗糙的表面结构表明,实验所用炉渣能够较好地促进人工湿地中植物和微生物的生长。表2列举了实验及其他研究中所用炉渣的主要氧化物成分,可以看出,钙、铝和铁是构成实验所用炉渣的主要元素,而且其含量特别是铁含量,与其他研究对比也处于较高的水平。研究表明,富含钙、铁、铝这3种元素的基质填料更有利于磷的吸附沉淀。而通过对炉渣的磷吸附动力学特性分析可知,炉渣的平衡吸附量为0.12 mg·g−1。结果表明,炉渣对磷具有良好的吸附性和吸附能力,在2组湿地具有相同水力负荷的条件下,污水与炉渣的接触方式会显著影响人工湿地对磷的去除效果。2组人工湿地中,污水与实验规模人工湿地基质的接触面积较大,进而提高了实验室规模人工湿地对磷的吸附去除能力。具体联系污水宝或参见http://www.dowater.com更多相关技术文档。

 

 

  表2 炉渣的主要氧化物成分的质量分数

  2.3 微生物特性

  图3为2组人工湿地内基质和植物根际样品的总细菌群落16S rDNA片段的DGGE图谱。可以看出,实验规模人工湿地的基质样本条带数和根际样本条带数均比中试规模湿地的多,说明实验室规模人工湿地的微生物群落多样性更高。另外,DGGE图谱中的条带亮度与微生物数量相关。从图3可以看出,实验室规模湿地中所检测到亮度较高的代表条带有L1、L2、L3、L6、L9、L15、L16和L17,而中试湿地中所检测到的代表条带有P1、P3、P4、P9和P10,这些条带指示菌分别为2组湿地中的优势菌属。

 

 

  图3 不同尺度潜流湿地样品总细菌群落16S rDNA片段的DGGE图谱

  将变性梯度凝胶中与上述相应的条带切下并进行克隆测序,得到其DNA序列(表3)。结果表明,2种尺度人工湿地都能检测出不动杆菌属细菌(Acinetobacter tjernbergiae)、脱氮硫杆菌(Thiobacillus denitrificans)和厚壁菌门细菌(Firmicutes),而实验室规模湿地中则存在特有的优势菌属:黄杆菌属(Flavobacterium sp.)、金黄杆菌属(Chryseobacterium sp.)。对于人工湿地的不同组成元素而言,不动杆菌属细菌主要存在于植物根际,这是因为不动杆菌属包含能发生高效聚磷的聚磷菌,而聚磷菌在富集磷时需要好氧条件,根际的泌氧作用为其生成提供条件,因此主要附着在根际区。2组湿地中共有菌属中的脱氮杆菌包含能发生硝化作用的硝化菌,也包含能发生反硝化作用的反硝化菌;脱硫菌和厚壁菌门细菌中的硫酸盐还原菌除可脱硫外,也可降解有机污染物。此外,实验室规模人工湿地所特有的黄杆菌和金黄杆菌在低氧或无氧条件下具有反硝化脱氮作用,同时也可以降解蛋白质、脂类、纤维素以及芳香烃类等高分子有机物。综上可知,实验规模人工湿地内具有优于中试湿地的微生物群落数和能够降解有机物和氮的微生物种群,所以实验室规模人工湿地具有更好的有机物和氮去除能力。氨氮去除剂

 

 

  表3 不同规模湿地的16S rDNA测序结果

  2.4 植物作用

  植物作为人工湿地的重要组成部分,不仅能为微生物降解污染物创造好氧微环境,也能够直接吸收去除水中的氮磷等污染物。表4描述了2组湿地中植物对氮磷的直接吸收去除作用,可以看出,中试规模和实验规模人工湿地中的植物生物量分别为1.47 kg·m−2和1.12 kg·m−2,中试湿地中的植物的氮、磷吸收能力为43.95 g·m−2和4.24 g·m−2,而实验室规模湿地中植物的氮、磷吸收能力为30.62 g·m−2和 3.15 g·m−2,中试规模湿地中的植物具有更好的吸收去除氮磷的能力。植物吸收氮磷的能力主要受植物生物量和植物组织中营养盐浓度的影响。通过计算2组湿地对氮磷的单位去除量可知,中试湿地中的植物吸收在氮磷去除中所占的比例(TN 23.55%,TP 8.80%)也高于实验室规模湿地(TN 11.03%,TP 4.46%),在2组湿地中,植物对氮去除的贡献均大于对磷去除的贡献。综上可知,中试规模湿地中的微生物作用和基质作用均弱于实验规模湿地,而植物的净化作用则高于实验规模湿地。WU等发现在实验室规模的表流人工湿地中,芦苇在TN和TP去除中所占的比例分别为14.29%和10.76%,而TANNER则发现芦苇在湿地TN和TP去除中所占的比例为78.57%和38.05%。此外,结果还表明,中试规模的人工湿地能够更好地为植物生长提供适宜环境条件,促进植物的生长,植物在湿地氮磷去除中的作用也更为重要(表 4)。而实验期间,实验室规模人工湿地却表现出了更好的氮磷去除能力,综合分析上述结果可知,相对于植物而言,潜流人工湿地对氮的去除更依赖于微生物作用,而对于磷的去除则更依赖于基质作用,但是如何更好地促进功能微生物在人工湿地内的富集则需要进行更进一步的研究。

 

 

  表4 不同尺度潜流人工湿地净化污染过程中植物的作用

  3 结论

  1)2组不同尺度人工湿地对SS、COD、BOD5去除效果相近(P<0.05),实验室规模人工湿地的去除率分别为95.86%、85.29%和90.60%,中试规模人工湿地则分别为94.74%、80.41%与89.99%。2组人工湿地相同的填料种类和运行方式以及差异化的微生物特性是造成这一结果的主要原因。

  2)2组人工湿地对氮的去除具有显著的差异(P<0.05),实验室规模人工湿地对河水中总氮与氨氮的去除率分别为30.13%与28.05%,而中试规模则分别为20.27%和21.77%。中试规模人工湿地中的植物具有更好的吸收去除氮的能力(43.95 g·m−2),而实验室规模人工湿地的微生物群落多样性和微生物数量更高,说明相对于植物吸收作用而言,微生物作用在人工湿地脱氮过程中的作用更为重要。

  3)2组人工湿地对磷的去除也具有显著差异(P<0.05),实验室规模人工湿地对磷的去除效果(76.89%)优于中试规模人工湿地(52.45%)。中试规模人工湿地中的植物具有更好的吸收去除磷的能力(4.24 g·m−2),但潜流人工湿地中污水与基质接触较为充分,在所用基质炉渣具有较好的磷吸附能力的前提下,基质吸附比植物吸收能够更好地促进人工湿地对污水中磷的去除。污水处理药剂

  4)中试规模人工湿地中的微生物作用和基质作用弱于实验规模湿地,而植物的净化作用则较强。中试规模湿地能够更好地为植物生长提供适宜环境条件,促进植物的生长。中试规模湿地的植物生物量为1.47 kg·m−2,而实验室规模湿地则为1.12 kg·m−2,植物在中试湿地氮磷去除中的作用(TN 23.55%,TP 8.80%)也更高于实验室规模人工湿地(TN 23.55%,TP 8.80%)。

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