王志超，呂偉祥，李衛(wèi)平，于玲紅，楊文煥，王 戰(zhàn)，王高強(qiáng)

（內(nèi)蒙古科技大學(xué) 能源與環(huán)境學(xué)院，內(nèi)蒙古 包頭 014010）

0 引 言

湖泊發(fā)生富營(yíng)養(yǎng)化主要與湖泊的水質(zhì)條件、地理特征、氣象條件、自身水力條件以及水生態(tài)系統(tǒng)等因素有關(guān)，各個(gè)不同區(qū)域的湖泊所特有的營(yíng)養(yǎng)物入湖負(fù)荷、營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)水平和富營(yíng)養(yǎng)化效應(yīng)之間的關(guān)系存在顯著區(qū)域差異性[1]。目前，針對(duì)湖泊富營(yíng)養(yǎng)化的治理措施主要分為改擴(kuò)建污水處理廠、人工濕地、生態(tài)塘等外源污染阻控措施以及底泥疏浚、化學(xué)沉淀、底泥覆蓋、沉積物氧化、生物浮床、微生物制劑等內(nèi)源污染防治措施[2]?！狙芯恳饬x】城市景觀湖泊用水往往引自城市雨水溝或污水處理設(shè)施的排水，補(bǔ)充水源不穩(wěn)定且補(bǔ)水易被污染，其進(jìn)水渠道淤積，水流緩慢，水力停留時(shí)間（HRT）較長(zhǎng)，自凈能力脆弱，氮、磷污染物量較高的補(bǔ)水入湖后極易造成湖泊出現(xiàn)富營(yíng)養(yǎng)化現(xiàn)象，使其失去觀賞及使用價(jià)值[3]。因此，采取合適的外源污染生態(tài)阻控措施，降低補(bǔ)水渠道入湖水體污染物濃度成為避免城市景觀湖泊水體富營(yíng)養(yǎng)化現(xiàn)象的有效控制措施。【研究進(jìn)展】目前，研究人員在湖泊外源污染物阻控方面進(jìn)行了多項(xiàng)研究，例如生態(tài)溝渠，人工濕地等[4-5]。其中，人工濕地系統(tǒng)逐漸由單級(jí)人工濕地工藝轉(zhuǎn)向復(fù)合多級(jí)人工濕地工藝，各類型人工濕地對(duì)氮、磷污染物的去除效果存在較大差異，去除率分別為27%～68%和13%～72%[6-8]。在這些生態(tài)修復(fù)措施中，氧環(huán)境是污染物去除主要限制因素之一。但由于采用連續(xù)曝氣較易引起修復(fù)系統(tǒng)除氮過程中硝化與反硝化反應(yīng)的矛盾[9]，未曝氣的人工濕地系統(tǒng)容易堵塞，加重缺氧環(huán)境，降低好氧菌的活性，采用間歇曝氣又容易使氧擴(kuò)散效率降低，造成系統(tǒng)DO分布不均，導(dǎo)致溫室氣體N2O 的排放量增加[10-11]，因此造成單級(jí)人工濕地系統(tǒng)去除氮污染物性能較差，多級(jí)串聯(lián)人工濕地系統(tǒng)中的基質(zhì)填料工程龐大、堵塞風(fēng)險(xiǎn)高。而用于內(nèi)源污染防治的微曝氣復(fù)合浮床系統(tǒng)對(duì)污染物去除存在一定效果，且結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)單，工程量小，但由于生物浮床抗風(fēng)浪性能差，存在著填料上的微生物脫落及微生物死亡沉積后在水動(dòng)力等外界影響因素下污染物重新釋放回水體造成水體二次污染的問題[12]，導(dǎo)致其應(yīng)用受限，因此生態(tài)浮床大多用于換流緩慢、風(fēng)浪較小的湖泊內(nèi)源污染防治及各類污水處理設(shè)施出水的深度處理?！厩腥朦c(diǎn)】由于城市景觀湖泊進(jìn)水渠道水流緩慢，水面較窄，風(fēng)浪較小，與換流緩慢的湖泊存在一些相似之處，而將用于內(nèi)源污染防治的微曝氣復(fù)合浮床系統(tǒng)與用于外源污染阻控的無曝氣單級(jí)人工濕地系統(tǒng)組合配置應(yīng)用于阻控城市景觀湖泊入湖污染物研究尚不多見，故對(duì)此好氧-缺氧型復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)工藝阻控污染物性能進(jìn)行了研究?！緮M解決的關(guān)鍵問題】以期解決入湖水體污染物阻控措施中存在的單級(jí)人工濕地脫氮性能差以及多級(jí)人工濕地基質(zhì)填充量大、堵塞風(fēng)險(xiǎn)高的問題，為城市景觀湖泊入湖水質(zhì)改善提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料與試驗(yàn)設(shè)計(jì)

植物應(yīng)選擇成活率高、對(duì)氮磷富集效果較好、美觀的濕地植物。所選黃花鳶尾具有一定的景觀效果，并對(duì)污染物去除能力較強(qiáng)[13]。黃花鳶尾平均株高12.43 cm，濕重33.04 g，氮吸收能力為1 500～2 500 mg/kg，磷吸收能力500～1 500 mg/kg。黃花鳶尾用去離子水洗凈后移入盛有清水的桶中，添加Hoagland培養(yǎng)液預(yù)培養(yǎng)21 d。試驗(yàn)期間選擇使用包頭市賽汗塔拉城中濕地草原景觀水體的補(bǔ)水渠道表層底泥用于配置試驗(yàn)用水，于2019 年7 月3 日07:00 取樣，每隔1 d 取1 次，使用內(nèi)徑為100 mm 的重力式沉積物采樣器采集表層30 cm 渠道底泥樣品，在去除泥樣中的砂石等雜物后用聚乙烯塑料袋封存，帶回試驗(yàn)室作為試驗(yàn)用底泥，底泥樣品特征參數(shù)見表1。實(shí)驗(yàn)選擇使用配制的《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3838—2002)劣Ⅴ類水體模擬城市景觀湖泊補(bǔ)水，地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)部分指標(biāo)參見表2。將乙酸鈉、氯化銨、磷酸二氫鉀等混合并加入一定量的微量元素溶于自來水，并把取自包頭市賽汗塔拉城中濕地草原景觀水體補(bǔ)水渠道的底泥（約100 mL）與水混合后配制成劣Ⅴ類試驗(yàn)用水，配制之后的水質(zhì)各指標(biāo)如表3 所示。

表1 底泥特征參數(shù) Table 1 Characteristic parameters of sediment

表2 地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)限值 Table 2 Environmental quality standard limit of surface water

表3 試驗(yàn)用水水質(zhì) Table 3 Quality of test water

試驗(yàn)共設(shè)4 組處理，分別為對(duì)照組、復(fù)合浮床系統(tǒng)、人工濕地系統(tǒng)、復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)。使用尺寸為上部0.81 m×0.60 m，底部0.65 m×0.44 m，高0.59 m的塑料水箱，在室外封閉式陽臺(tái)上進(jìn)行，每組水箱分別注入100 L 模擬的劣Ⅴ類水。對(duì)照組不加任何凈化裝置，復(fù)合浮床系統(tǒng)是通過在普通植物浮床的基礎(chǔ)上增加生物填料和曝氣設(shè)備，以達(dá)到對(duì)氮污染物的強(qiáng)化去除，但存在沉積污染物反釋回水體的問題，本試驗(yàn)復(fù)合浮床系統(tǒng)以聚苯乙稀泡沫板（直徑15 cm）作為浮體材料，在水箱內(nèi)放置12 塊浮板，每排4 塊，共3 排。圓心打孔，孔徑以植物莖部穿過為準(zhǔn)。在植物穿過孔的莖部包裹海綿，插入泡沫板圓孔中并固定。每塊浮板固定1 株植物，其中根系周圍固定相比普通浮床的組合填料更具優(yōu)越性的螺旋形辮帶式生物填料，填料的填充率為0.48%，填料下方設(shè)置曝氣砂頭，連續(xù)曝氣，曝氣量1 L/min。人工濕地系統(tǒng)則是以吸附介質(zhì)為主，配合植物、微生物對(duì)污染物的吸收、轉(zhuǎn)化作用以達(dá)到去除水體污染物的目的，尤其以吸附磷污染物性能較佳，但單級(jí)人工濕地系統(tǒng)相對(duì)于復(fù)合浮床系統(tǒng)的氧環(huán)境較差，對(duì)氮污染物去除效果不理想，本試驗(yàn)選擇鋪設(shè)篩選出的最佳基質(zhì)組合，將紅磚（粒徑10～20 mm）、天然沸石（粒徑4～6 mm）、爐渣（粒徑2～5 mm）按照1∶1∶3 的質(zhì)量比作為組合人工基質(zhì)，基質(zhì)厚度為30 cm，其上覆土10 cm，在水箱中種植鳶尾，每排4 棵，共3 排。復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)分為2 個(gè)系統(tǒng)，第1 系統(tǒng)為復(fù)合浮床系統(tǒng)，為好氧單元，第2 系統(tǒng)為人工濕地系統(tǒng)，為缺氧單元，采用串聯(lián)布置，中間使用離心泵連接，其既可以減少由于氧環(huán)境問題造成的氮污染物去除效果較差的影響，又可以減少水動(dòng)力條件、進(jìn)水污染物濃度變化等對(duì)沉積污染物的影響。具體試驗(yàn)裝置如圖1 所示。

圖1 試驗(yàn)裝置圖 Fig.1 Diagram of experiment device

1.2 試驗(yàn)方法與數(shù)據(jù)處理

試驗(yàn)前期在復(fù)合浮床系統(tǒng)與復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)水箱內(nèi)加入劣Ⅴ類水體與污水處理廠好氧池活性污泥（約500 ml）混合后的混合液，通過曝氣進(jìn)行掛膜啟動(dòng)，待生物填料成功掛膜后，正式開展試驗(yàn)。試驗(yàn)于2019 年7 月3 日上午09:00 至7 月26 日上午09:00進(jìn)行，共進(jìn)行24 d。采用間歇進(jìn)水，每組凈化裝置均設(shè)置水力停留時(shí)間為2 d，其中復(fù)合生態(tài)凈化裝置第一系統(tǒng)與第二系統(tǒng)水力停留時(shí)間各1 d。每2 d 于上午09:00 從水箱中采集200 mL 水樣，分別測(cè)定有機(jī)物（COD）、氨氮（NH4+-N）、總氮（TN）、總磷（TP）、溶解氧（DO）質(zhì)量濃度。本研究采用了較長(zhǎng)HRT，既是模擬入湖水體的長(zhǎng)停留時(shí)間，又是為了使污染水體與生物填料和組合基質(zhì)接觸充分，延長(zhǎng)水體中污染物與生物填料表面附著微生物的作用時(shí)間，為基質(zhì)沉淀、吸附等化學(xué)物理反應(yīng)提供充足反應(yīng)時(shí)間。試驗(yàn)結(jié)束后，植物用去離子水洗凈，置于烘箱中，在80 ℃下烘干至恒質(zhì)量并稱其質(zhì)量（精確至0.01 g），粉碎過0.25 mm 篩后的植物樣品使用H2SO4-H2O2消解。植物總氮用堿性過硫酸鉀消解—紫外分光光度法，植物總磷用鉬銻抗分光光度法測(cè)定。水質(zhì)指標(biāo)監(jiān)測(cè)參照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》[14]，其中，有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀法；氨氮采用納氏試劑光度法；總氮采用堿性過硫酸鉀消解—紫外分光光度法；總磷采用過硫酸鉀消解—鉬銻抗分光光度法測(cè)定，溶解氧質(zhì)量濃度使用便攜式水質(zhì)分析儀測(cè)定。

運(yùn)用軟件SPSS 24.0 和Microsoft Excel 2010 計(jì)算平均值和標(biāo)準(zhǔn)差，用Duncan 多重比較法分析各組數(shù)據(jù)之間差異性，其中p＜0.05 表明具有顯著性差異，并用Origin 9.1 軟件生成圖表。

2 結(jié)果與分析

2.1 DO 量的變化情況

各處理系統(tǒng)凈化污染物的效果主要受水體含氧量、微生物活性和植物光合作用的影響[15]。圖2 為各處理系統(tǒng)試驗(yàn)進(jìn)行18 d 后DO 量48 h 變化情況。

圖2 不同處理系統(tǒng)溶解氧量48 h 動(dòng)態(tài)變化 Fig.2 48 h dynamic change of dissolved oxygen content in different treatment systems

由圖2 可看出，48 h 內(nèi)，對(duì)照組的DO 量變化相對(duì)平穩(wěn)，其DO 質(zhì)量濃度穩(wěn)定在5.6 mg/L 左右，與其他處理系統(tǒng)的DO 量存在顯著差異性（p<0.05）。復(fù)合浮床系統(tǒng)、人工濕地系統(tǒng)與復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)DO量在前12 h 內(nèi)均呈現(xiàn)減少趨勢(shì)，這主要是由于好氧微生物凈化水中污染物消耗氧氣，而復(fù)合浮床系統(tǒng)后期由于有機(jī)質(zhì)濃度降低，氧氣消耗減少，在曝氣系統(tǒng)、植物根系泌氧與大氣復(fù)氧共同作用下，DO 質(zhì)量濃度出現(xiàn)回升。人工濕地系統(tǒng)DO 質(zhì)量濃度整體上存在較大幅度下降，這是因?yàn)楹醚跷⑸镌谙难鯕夂?，植物根系泌氧量與大氣復(fù)氧量低于微生物消耗氧氣量，導(dǎo)致其DO 質(zhì)量濃度在2.0 mg/L 以下，6 h 以后系統(tǒng)處于缺氧狀態(tài)。復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)與人工濕地系統(tǒng)DO 量差異性較小（p>0.05），復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)在第一系統(tǒng)中由于曝氣系統(tǒng)的充氧，其系統(tǒng)溶解氧質(zhì)量濃度在24 h 以前均高于2.0 mg/L，但在水體進(jìn)入第二系統(tǒng)后部分好氧微生物繼續(xù)對(duì)污染物的好氧降解，消耗水中溶解氧，但由于復(fù)氧能力較差，導(dǎo)致其與人工濕地系統(tǒng)溶解氧水平相似，處于缺氧狀態(tài)。故復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)溶解氧濃度滿足好氧-缺氧型工藝設(shè)計(jì)。

2.2 對(duì)水體污染物的改善效果對(duì)比

2.2.1 對(duì)水體中有機(jī)污染物的改善效果對(duì)比

有機(jī)污染物可以經(jīng)過植物的細(xì)胞膜進(jìn)入植物中，少數(shù)小分子量的有機(jī)污染物可以經(jīng)植物揮發(fā)而從植物葉片部位釋放去除，部分不易揮發(fā)的有機(jī)污染物可以經(jīng)螯合作用降解或者酶分解，但植物并不能通過直接吸收有機(jī)污染物作為生長(zhǎng)繁殖所需的碳源[16]。由于水生植物能在根部區(qū)域形成厭氧、微好氧、好氧區(qū)，所以其為微生物的生長(zhǎng)代謝提供了適宜微環(huán)境，植物根系表面附著的各種微生物通過對(duì)污染物質(zhì)的吸收代謝轉(zhuǎn)化，對(duì)污水中的有機(jī)質(zhì)具有一定的去除能力，這種能力和附著在根系表面的微生物生物量和群落結(jié)構(gòu)關(guān)系緊密[17]。從圖3 可以看出，各處理系統(tǒng)CODCr去除率均有上升趨勢(shì)，但仍然存在較大差異（p<0.05），這與系統(tǒng)中微生物的生長(zhǎng)情況有關(guān)。復(fù)合浮床系統(tǒng)有機(jī)質(zhì)的降解效果較好，最高去除率達(dá)63.16%，而人工濕地系統(tǒng)對(duì)有機(jī)質(zhì)的降解則相對(duì)較差，最高去除率僅為52.63%，這主要是由于生物填料自身特性以及曝氣系統(tǒng)對(duì)微生物的影響作用造成的。研究表明，在未曝氣的人工濕地系統(tǒng)中，大氣復(fù)氧和植物根系泌氧可以使?jié)竦乇韺颖３趾线m的溶解氧水平，保證了表層有機(jī)質(zhì)的降解，但在濕地中下層區(qū)域，有機(jī)質(zhì)降解過程所需的溶解氧缺少，使人工濕地系統(tǒng)隨深度的增加有機(jī)質(zhì)降解效果漸差[18]。復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)中對(duì)有機(jī)質(zhì)的去除效果均好于其他處理系統(tǒng)（p<0.05），試驗(yàn)期間其最大去除率達(dá)80.56%，主要是因?yàn)榈谝幌到y(tǒng)中的曝氣系統(tǒng)已經(jīng)降解了大量有機(jī)質(zhì)，剩余有機(jī)質(zhì)在進(jìn)入第二系統(tǒng)后，異養(yǎng)型反硝化菌以硝酸鹽作為最終的電子受體，通過消耗剩余有機(jī)質(zhì)作為碳源和能源使其生長(zhǎng)繁殖[19]。試驗(yàn)進(jìn)行24 d 時(shí)，各處理系統(tǒng)CODCr平均去除率由大到小排序?yàn)椋簭?fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)（70.71%）>復(fù)合浮床系統(tǒng)（45.30%）>人工濕地系統(tǒng)（35.02%）>對(duì)照組（13.59%）。復(fù)合浮床系統(tǒng)、人工濕地系統(tǒng)出水CODCr質(zhì)量濃度高于40 mg/L，仍屬于地表劣Ⅴ類水；復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)對(duì)CODCr的去除效果優(yōu)于其他處理系統(tǒng)，其出水CODCr質(zhì)量濃度≤40 mg/L，達(dá)到地表Ⅴ類水以上標(biāo)準(zhǔn)。

圖3 不同處理系統(tǒng)有機(jī)物質(zhì)量濃度和有機(jī)物去除率的動(dòng)態(tài)變化 Fig.3 Dynamic changes of organic matter concentration and its removal rate in different treatment systems

2.2.2 對(duì)水體中氮污染物的改善效果對(duì)比

試驗(yàn)各處理對(duì)NH4+-N 去除效果存在顯著差異性（p<0.05），人工濕地系統(tǒng)、復(fù)合浮床系統(tǒng)對(duì)TN 去除效果差異不顯著（p=0.474），但與對(duì)照組、復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)存在顯著差異（p<0.05）。由圖4 可以看出，水體中NH4+-N、TN 質(zhì)量濃度均呈下降趨勢(shì)。試驗(yàn)期間復(fù)合浮床系統(tǒng)對(duì)NH4+-N 去除率均在76%以上，但復(fù)合浮床系統(tǒng)TN 去除效果較差，試驗(yàn)期間最高去除率均不超過 45%，與人工濕地系統(tǒng)差異性較?。╬>0.05）。這是因?yàn)閺?fù)合浮床系統(tǒng)對(duì)氮污染物的去除主要依靠植物吸收和銨態(tài)氮被好氧微生物硝化以后繼續(xù)進(jìn)行的厭氧反硝化作用，采用連續(xù)曝氣后，復(fù)合浮床系統(tǒng)的水體溶解氧量大部分時(shí)間高于2.0 mg/L，無法滿足微生物反硝化作用所需的厭氧環(huán)境，反硝化受到抑制，硝酸鹽累積，進(jìn)而導(dǎo)致曝氣復(fù)合浮床系統(tǒng)脫氮性能較差。人工濕地系統(tǒng)對(duì)NH4+-N、TN去除效果較差，這是由于系統(tǒng)未設(shè)曝氣裝置，主要依靠大氣復(fù)氧與植物根莖的泌氧能力來改善水體DO量，其溶解氧質(zhì)量濃度在12 h 時(shí)已下降到2.0 mg/L 以下，低于好氧微生物對(duì)溶解氧的需求，限制了好氧硝化反應(yīng)的進(jìn)行，使硝化反應(yīng)成為其去除氮污染物的限制步驟[20]。0～6 d 時(shí)，其對(duì)NH4+-N 的去除主要依靠沸石等基質(zhì)的吸附作用和離子交換作用，人工濕地系統(tǒng)在運(yùn)行6 d 以后，植物根系附著的硝化菌及其周邊基質(zhì)中附著的硝化菌開始繁殖，在此部分微生物的硝化作用下，NH4+-N 的去除效果得到提高，但在未曝氣的人工濕地中下層區(qū)域，由于大氣復(fù)氧和植物泌氧能力有限，且孔隙堵塞，硝化反應(yīng)所需的溶解氧缺少，使人工濕地系統(tǒng)NH4+-N 降解效果隨深度的增加而漸差，造成總體上好氧微生物將NH4+-N 轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮的效率降低，而微生物對(duì)TN 的去除主要依靠好氧硝化-厭氧反硝化步驟，好氧硝化效率的降低直接影響了后續(xù)的厭氧反硝化反應(yīng)，并且在水體中的硝態(tài)氮量較低的情況下，微生物吸收去除氨氮作用優(yōu)先于吸收去除硝態(tài)氮作用，微生物無法進(jìn)行有效的反硝化[21]。因此，人工濕地系統(tǒng)對(duì)TN 去除率最高僅為48.62%，去除效果較差。而復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)第一系統(tǒng)與第二系統(tǒng)氧環(huán)境配置較為合理，故其對(duì)NH4+-N、TN 去除效果顯著優(yōu)于其他處理（p<0.05）。

圖4 不同處理系統(tǒng)氮污染物質(zhì)量濃度和氮污染物去除率的動(dòng)態(tài)變化 Fig.4 Dynamic changes of nitrogen concentration and its removal efficiency in different treatment systems

在各處理凈化裝置后期TN 去除率均有升高，這是由于進(jìn)水TN 質(zhì)量濃度逐漸升高，各處理系統(tǒng)水體與植物根系、水體與基質(zhì)之間形成較高的質(zhì)量濃度差，植物吸收作用與基質(zhì)吸附作用加強(qiáng)，同時(shí)微生物活性得到提高，各類微生物大量繁殖，TN 去除能力隨之增強(qiáng)[22]。試驗(yàn)期間存在復(fù)合浮床系統(tǒng)對(duì)NH4+-N 去除效果優(yōu)于復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)的情況，這是因?yàn)閺?fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)第二系統(tǒng)復(fù)氧能力差，剩余NH4+-N 在進(jìn)入第二系統(tǒng)后由于氧環(huán)境的限制無法繼續(xù)硝化，導(dǎo)致其去除率相對(duì)于連續(xù)曝氣的復(fù)合浮床系統(tǒng)略低，但其相對(duì)于人工濕地系統(tǒng)對(duì)NH4+-N 的去除效果較好，試驗(yàn)期間最低去除率仍達(dá)61.70%。試驗(yàn)進(jìn)行24 d 時(shí)，NH4+-N 平均去除率由大到小排序?yàn)椋簭?fù)合浮床系統(tǒng)（85.89%）>復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)（80.59%）>人工濕地系統(tǒng)（31.14%）>對(duì)照組（11.22%）；TN 平均去除率由大到小為：復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)（60.64%）>復(fù)合浮床系統(tǒng)（32.98%）>人工濕地系統(tǒng)（31.33%）>對(duì)照組（8.11%）。運(yùn)行期間，復(fù)合浮床系統(tǒng)NH4+-N 出水質(zhì)量濃度雖然未超過1.0 mg/L，但出水TN 質(zhì)量濃度均高于2.0 mg/L，屬于地表劣Ⅴ類水，人工濕地系統(tǒng)出水NH4+-N、TN 質(zhì)量濃度大部分超過2.0 mg/L，未達(dá)到地表Ⅴ類水標(biāo)準(zhǔn)；復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)對(duì)氮污染物的去除效果優(yōu)于其他處理，其后期出水NH4+-N、TN 質(zhì)量濃度≤2.0 mg/L，達(dá)到地表Ⅴ類水標(biāo)準(zhǔn)。

2.2.3 對(duì)水體中磷污染物的改善效果對(duì)比

圖5 為不同處理系統(tǒng)總磷質(zhì)量濃度和總磷去除率的動(dòng)態(tài)變化。由圖5 可知，各處理對(duì)TP 的去除存在顯著差異性（p<0.05），復(fù)合浮床系統(tǒng)水體中的TP去除率相對(duì)平穩(wěn)，但也存在著較小幅度的波動(dòng)趨勢(shì)。復(fù)合浮床系統(tǒng)在0～14 d 時(shí)隨著微生物的生長(zhǎng)繁殖代謝以及逐漸累積的沉積物的吸附，其去除效果存在緩慢升高趨勢(shì)。但在14 d 后復(fù)合浮床系統(tǒng)對(duì)磷污染物去除效果下降，表明復(fù)合浮床系統(tǒng)對(duì)處理磷污染物的可持續(xù)性能不佳。人工濕地系統(tǒng)與復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)在前10 d 內(nèi)去除效果波動(dòng)較大，去除率分別由最高的88.70%、88.01%下降到最低的43.46%、55.27%。這主要是由于2 組凈化裝置前期以基質(zhì)吸附沉淀為除磷主導(dǎo)作用，李立青等[23]認(rèn)為基質(zhì)表層0～20 cm 是吸附除磷的主要作用區(qū)，磷素一方面被這部分基質(zhì)吸附沉淀去除，另一方面吸附的大量磷素可以強(qiáng)化植物吸收利用，進(jìn)而達(dá)到對(duì)磷污染物的快速高效去除。但人工濕地基質(zhì)對(duì)TP 的吸附量與進(jìn)水質(zhì)量濃度正相關(guān)，且基質(zhì)對(duì)水體中污染物的吸附過程是一個(gè)有限過程，處理系統(tǒng)在經(jīng)過一段時(shí)間后會(huì)出現(xiàn)去除率顯著下降，甚至出現(xiàn)污染物飽和解吸現(xiàn)象[24]，這也是人工濕地系統(tǒng)與復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)出現(xiàn)TP 去除率在0～6 d 時(shí)呈下降趨勢(shì)且其6 d 后去除率隨著進(jìn)水磷污染物質(zhì)量濃度變化而波動(dòng)的原因。運(yùn)行6 d 后人工濕地系統(tǒng)與復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)中存在磷去除率回升的趨勢(shì)，最高去除率分別達(dá)到61.06%和80.23%，這是由于一部分磷元素在逐漸繁殖增生的好氧微生物富集吸收作用下得到去除，另一部分可溶性磷酸鹽在堿性條件下與組合基質(zhì)中的金屬離子發(fā)生離子交換，生成不溶性磷酸鹽而產(chǎn)生沉淀。因此從復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)對(duì)磷污染物的去除結(jié)果來看，盡管其第一系統(tǒng)處理磷污染物可持續(xù)性較差，但進(jìn)入第二系統(tǒng)后仍存在較好的處理效果，第一系統(tǒng)出現(xiàn)的問題對(duì)系統(tǒng)整體除磷效果影響較小。且由于復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)相對(duì)于人工濕地系統(tǒng)多出了一個(gè)好氧單元處理系統(tǒng)，存在更多的好氧除磷微生物，故其處理效果相對(duì)人工濕地系統(tǒng)較好。對(duì)照組對(duì)TP 去除無明顯效果。試驗(yàn)進(jìn)行24 d 時(shí)，TP 平均去除率由大到小為：復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)（74.60%）>人工濕地系統(tǒng)（57.84%）>復(fù)合浮床系統(tǒng)（37.51%）>對(duì)照組（2.77%）。復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)對(duì)TP 的去除效果優(yōu)于其他處理系統(tǒng)（p<0.05），其后期雖然進(jìn)水污染物質(zhì)量濃度波動(dòng)較大，但運(yùn)行相對(duì)平穩(wěn)，出水TP 質(zhì)量濃度最高為0.366 mg/L，達(dá)到地表Ⅴ類水以上標(biāo)準(zhǔn)，但復(fù)合浮床系統(tǒng)與人工濕地系統(tǒng)的TP 出水質(zhì)量濃度高于0.4 mg/L，屬于地表劣Ⅴ類水，去除效果不佳。

圖5 不同處理系統(tǒng)總磷質(zhì)量濃度和總磷去除率的動(dòng)態(tài)變化 Fig.5 Dynamic changes of total phosphorus concentration and its removal rate in different treatment systems

2.3 植物生物量及氮、磷量對(duì)比

植物生物量越大，對(duì)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)吸收得越多。研究表明，植物的生物量和營(yíng)養(yǎng)元素的分配情況與遺傳因素、外界環(huán)境有關(guān)，其中遺傳因素是植物自然選擇所形成的結(jié)果，穩(wěn)定性較好，而環(huán)境因素則具有短暫性[25]。為了適應(yīng)局限環(huán)境條件，植物在生長(zhǎng)的過程中會(huì)將生物量?jī)?yōu)先分配到參與競(jìng)爭(zhēng)的部位。在植物生長(zhǎng)階段，當(dāng)各類營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)充足時(shí)，植物會(huì)優(yōu)先供給葉片所需營(yíng)養(yǎng)，以達(dá)到進(jìn)行更多光合作用的目的，而當(dāng)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)缺乏或營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)不均衡時(shí)，植物需要通過增加根部生物量，如增加根系長(zhǎng)度、擴(kuò)大根系表面積等，以獲取更多的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，滿足自身的生長(zhǎng)需求[26]。本試驗(yàn)各凈化系統(tǒng)黃花鳶尾生物量及氮、磷量如表4 所示，其中復(fù)合浮床系統(tǒng)與復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)第一系統(tǒng)中的黃花鳶尾生物量及氮、磷量差異性較?。╬>0.05），但與人工濕地系統(tǒng)、復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)第二系統(tǒng)存在顯著差異（p<0.05）。復(fù)合浮床系統(tǒng)以及復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)第一系統(tǒng)的鳶尾生物量較大、根系長(zhǎng)，并且其單株鳶尾氮、磷量相對(duì)較高，這主要是由于在水體環(huán)境中，其營(yíng)養(yǎng)元素多樣性相對(duì)于人工濕地系統(tǒng)土壤中的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)多樣性較少，故黃花鳶尾自身需要將生物量?jī)?yōu)先分配到參與競(jìng)爭(zhēng)的根部。通過增加根系長(zhǎng)度以獲取更多營(yíng)養(yǎng)元素，而在根系長(zhǎng)度增加的同時(shí)又促進(jìn)了黃花鳶尾吸收更多的氮、磷等營(yíng)養(yǎng)元素，進(jìn)而生物量也得到增加。由表4 可知，黃花鳶尾中氮量高于磷量，這是因?yàn)榈呛铣芍参锏鞍踪|(zhì)的主要營(yíng)養(yǎng)元素，并且蛋白質(zhì)在植物的干物質(zhì)中占比較大，所以黃花鳶尾中氮量較高。而磷素則參與生物體中核酸、磷脂等物質(zhì)的構(gòu)成，其主要以磷酸鹽形式存在與植物中，比例較小且不穩(wěn)定，較易流失[27]。試驗(yàn)結(jié)束后，復(fù)合浮床系統(tǒng)單株鳶尾平均氮、磷量均為最高，分別達(dá)146.79、14.78 mg，人工濕地系統(tǒng)則相對(duì)較低，其單株鳶尾平均氮、磷量分別為113.82、11.18 mg。

表4 黃花鳶尾生物量及含氮、磷量 Table 4 Biomass and nitrogen and phosphorus content of Iris wilsonii

2.4 經(jīng)濟(jì)效益分析

復(fù)合浮床系統(tǒng)試驗(yàn)臺(tái)面積約0.35 m2，其中水深約0.3 m，處理水量約為0.1 m3。處理設(shè)備包括：塑料水箱1 個(gè)，投資約為130 元；螺旋形辮帶式生物填料約10 m，投資約為30 元；4 W曝氣泵1 臺(tái)約60 元，消耗的電費(fèi)約為3 元（電費(fèi)按0.6 元/（kW?h），運(yùn)行48 d計(jì)）；黃花鳶尾12 株，投資約30 元；泡沫浮板12 塊，投資約12 元；經(jīng)測(cè)算該系統(tǒng)運(yùn)行期間總投資為265 元，處理水量2.4 m3。人工濕地系統(tǒng)處理設(shè)備包括：塑料水箱1 個(gè)，投資約為130 元；填充基質(zhì)約為0.8 m3，投資約80 元；黃花鳶尾12 株，投資約30元；經(jīng)測(cè)算該系統(tǒng)運(yùn)行期間總投資為240 元，處理水量2.4 m3。復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)處理設(shè)備包括：塑料水箱2 個(gè)，投資約為260 元；螺旋形辮帶式生物填料約10 m，投資約為30 元；4 W曝氣泵1 臺(tái)約60 元，消耗的電費(fèi)約為1.5 元(電費(fèi)按0.6 元/（kW?h），運(yùn)行24 d計(jì))；泡沫浮板12 塊，投資約12 元；填充基質(zhì)約為0.8 m3，投資約80 元；黃花鳶尾24 株，投資約60元；經(jīng)測(cè)算該系統(tǒng)運(yùn)行期間總投資為503.5 元，處理水量2.4 m3。如果不考慮試驗(yàn)水箱成本，則復(fù)合浮床系統(tǒng)總投資為135 元，人工濕地系統(tǒng)總投資為110 元，復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)總投資243.5 元。雖然單級(jí)人工濕地系統(tǒng)投資較低，但其各項(xiàng)指標(biāo)處理效果較差，未達(dá)到處理要求，若要提高其處理效果，需要增加基質(zhì)填充量或使用多級(jí)人工濕地串聯(lián)工藝，這會(huì)顯著增加其經(jīng)濟(jì)成本，并且增加系統(tǒng)堵塞風(fēng)險(xiǎn)。而復(fù)合浮床系統(tǒng)與復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)相比雖然成本較低，但其存在部分污染物處理效果不達(dá)標(biāo)的情況，且對(duì)水動(dòng)力條件等外界環(huán)境條件要求較高。復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)雖然一次性投資成本較高，但在長(zhǎng)時(shí)間運(yùn)行的情況下，通過適當(dāng)減小復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)第一系統(tǒng)的構(gòu)建面積或者提高進(jìn)水量的同時(shí)保證出水水質(zhì)達(dá)標(biāo)，則可以降低平均處理成本。因此，從成本與效益兩方面綜合考慮，在實(shí)際工程中選擇使用復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)較合適。

3 討 論

3.1 復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)處理各污染物的優(yōu)異性

不同種類填料對(duì)有機(jī)質(zhì)的去除效果存在顯著差異，這主要是由于填料通過吸附污染物并且間接的影響微生物生長(zhǎng)代謝活動(dòng)，從而改變有機(jī)物的去除效果，其中填料的種類、材質(zhì)、孔徑、含碳量及孔隙率等因素均可以在影響系統(tǒng)復(fù)氧能力、微生物種類及活性的情況下間接影響系統(tǒng)對(duì)有機(jī)質(zhì)的去除效果[28-29]。在本試驗(yàn)中，螺旋形生物填料在常溫低填充比條件下的傳質(zhì)布?xì)庑Ч^好，且易于微生物附著，促進(jìn)了有機(jī)質(zhì)去除效果增強(qiáng)。另一方面，曝氣系統(tǒng)能夠促使填料對(duì)有機(jī)物的吸附作用增強(qiáng)，與未曝氣的系統(tǒng)填料對(duì)有機(jī)物的吸附去除效果相比可以增加8.9%～18.1%[30]。曝氣使處理系統(tǒng)中溶解氧狀態(tài)處于較佳水平，這使根系及根系附近微生物代謝活性得到提高，促進(jìn)好氧微生物生長(zhǎng)及其對(duì)有機(jī)質(zhì)的降解，在復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)中，經(jīng)第一系統(tǒng)對(duì)有機(jī)質(zhì)的好氧降解后，剩余有機(jī)質(zhì)進(jìn)入第二系統(tǒng)，合適的氧環(huán)境及營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)促使異養(yǎng)型細(xì)菌大量吸收消耗有機(jī)質(zhì)，因此復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)對(duì)有機(jī)質(zhì)的去除效果相對(duì)其他處理系統(tǒng)較好。

研究表明，人工濕地等凈化裝置對(duì)于水體中氮污染物的去除主要通過植物的吸收作用、基質(zhì)的吸附作用、銨態(tài)氮的揮發(fā)性和微生物的硝化與反硝化作用，其中微生物的好氧硝化與后續(xù)的厭氧反硝化是去除污染水體氮污染物的主要原因，其去除的氮污染物數(shù)量達(dá)到去除總量的60%～75%[31]。在本試驗(yàn)中，由于復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)第一系統(tǒng)添加生物填料的同時(shí)采用了曝氣的運(yùn)行方式，使水體復(fù)氧能力提高，充足的溶解氧可以使NH4+-N順利發(fā)生硝化反應(yīng)并將其轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，NH4+-N硝化反應(yīng)率得到有效提高，且曝氣能夠提高系統(tǒng)內(nèi)部溶解氧的可利用性，促進(jìn)了好氧微生物生長(zhǎng)繁殖和活性的提高，增強(qiáng)系統(tǒng)對(duì)水體中NH4+-N的處理效果[32]。因此，其對(duì)NH4+-N去除率較高，并且由于填充的沸石對(duì)NH4+-N的吸附性能優(yōu)異，這增強(qiáng)了對(duì)模擬補(bǔ)水中的NH4+-N去除效果。劉娟等[33]研究表明，基質(zhì)除了通過物理吸附及離子交換作用達(dá)到直接去除水體中NH4+-N的目的以外，還可以作為人工濕地中微生物的載體，影響微生物對(duì)氮污染物的氨化、硝化及反硝化作用，而對(duì)于復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)TN的去除而言，則主要依靠微生物的厭氧反硝化作用，所以沸石等基質(zhì)的填充對(duì)系統(tǒng)去除氮污染物發(fā)揮了重要作用。趙桂瑜等[34]認(rèn)為微生物反硝化作用的強(qiáng)弱還與進(jìn)水水質(zhì)的氮素形態(tài)有關(guān)，如果進(jìn)水中氮素以銨態(tài)氮為主，則硝化作用的速率是影響反硝化效果的主要控制因素，如果以硝態(tài)氮為主，則會(huì)加強(qiáng)水體中的反硝化作用，本試驗(yàn)中復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)由于第一系統(tǒng)采用了曝氣設(shè)備，在給硝化菌提供了合適的生長(zhǎng)代謝環(huán)境同時(shí)促進(jìn)了系統(tǒng)中的硝化細(xì)菌對(duì)NH4+-N的轉(zhuǎn)化作用。大量銨態(tài)氮在微生物作用下被轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮進(jìn)入第二系統(tǒng)，因此促進(jìn)了系統(tǒng)中的反硝化作用，在處理系統(tǒng)的各自特性以及氧環(huán)境的合理配置下使復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)對(duì)TN去除效果顯著優(yōu)于其他處理系統(tǒng)。岑璐瑤等[7]認(rèn)為水體中磷的去除主要通過基質(zhì)吸附共沉淀、微生物代謝、植物吸收以及沉積截留作用?；|(zhì)作為人工濕地中的重要組成部分，是人工濕地去除磷污染物的主要途徑，目前濕地基質(zhì)已由單一基質(zhì)向組合基質(zhì)轉(zhuǎn)變，組合基質(zhì)中的各類基質(zhì)可以形成對(duì)污染物的吸附優(yōu)勢(shì)疊加互補(bǔ)，基質(zhì)的不同性質(zhì)可以為微生物的生長(zhǎng)提供多樣的生存環(huán)境，這可以較好的提高磷污染物的去除效果。本試驗(yàn)中選擇的爐渣、磚塊對(duì)磷污染物的吸附性能優(yōu)異，無有毒有害物質(zhì)，適宜微生物生存，并且在按照一定比例混合后其吸附性能得到進(jìn)一步提高。因此，人工濕地系統(tǒng)與復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)對(duì)磷污染物的去除效果均較好。而水生植物對(duì)磷污染物的去除方式可分為直接去除與間接去除，直接去除是植物以吸附、吸收和富集的方式直接去除水體中的磷[35]，間接去除則以植物根莖泌氧、增加與維持人工濕地的水力傳輸、影響其HRT為去除磷污染物方式，為大量微生物生長(zhǎng)繁殖創(chuàng)造適宜環(huán)境，通過微生物對(duì)磷的富集、降解作用以達(dá)到除磷目的[36]。楊文煥等[37]研究發(fā)現(xiàn)，在富營(yíng)養(yǎng)化水體生態(tài)修復(fù)措施中，植物對(duì)吸收富營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)雖然存在一定的去除效果，但植物對(duì)磷元素的吸收作用受植物吸收能力的限制，其主要是以微生物在去除水體磷污染物過程中發(fā)揮作用，而在本試驗(yàn)中，通過對(duì)黃花鳶尾含磷量的測(cè)定也發(fā)現(xiàn)植物對(duì)磷污染物的直接去除作用貢獻(xiàn)率較小，系統(tǒng)仍以基質(zhì)吸附沉淀和微生物富集吸收為除磷主要途徑，研究結(jié)果較為一致。另有研究表明沉積物對(duì)磷的吸附固定也可以有效減少水體中磷污染物，其他作用如曝氣、光照等對(duì)磷的去除率幾乎為0，影響較小[38]。但鮑林林[39]等認(rèn)為沉積物對(duì)磷的吸附-釋放存在復(fù)雜的循環(huán)過程，外部環(huán)境條件如pH值、溫度、溶解氧、生物和水文氣象條件等以及沉積物自身的粒級(jí)分布、有機(jī)物、含重金屬量和磷賦存形態(tài)等內(nèi)部條件都會(huì)影響沉積物-水界面磷元素的通量變化，且除了外源的磷污染負(fù)荷和相對(duì)應(yīng)的外界環(huán)境條件等，水動(dòng)力特性也影響著沉積物-水界面磷元素的吸附與釋放。而本試驗(yàn)中出現(xiàn)復(fù)合浮床系統(tǒng)前期對(duì)磷污染物處理效果逐漸增強(qiáng)，后期對(duì)磷污染物去除效果下降，去除率呈輕微波浪式浮動(dòng)的現(xiàn)象，這可能與沉積物-水界面磷元素的通量變化有關(guān)。

3.2 復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)需要說明的問題

復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)符合好氧-缺氧單元的工藝設(shè)計(jì)，在室內(nèi)試驗(yàn)中可以改善人工濕地系統(tǒng)硝化反應(yīng)被限制、復(fù)合浮床系統(tǒng)反硝化能力受到抑制及沉積磷污染物反釋問題，在進(jìn)水濃度出現(xiàn)波動(dòng)的情況下仍對(duì)劣Ⅴ類補(bǔ)水具有較好的凈化作用，運(yùn)行相對(duì)平穩(wěn)，但其在實(shí)際水體中的應(yīng)用效果還有待進(jìn)一步驗(yàn)證。并且由于使用復(fù)合浮床系統(tǒng)與人工濕地系統(tǒng)的串聯(lián)工藝，其如何通過第一系統(tǒng)與第二系統(tǒng)的水力停留時(shí)間、各系統(tǒng)構(gòu)建面積等的合理分配，在最高效的時(shí)間內(nèi)達(dá)到污染物去除效果與處理水量之間的平衡還有待進(jìn)一步研究，因此，復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)的最佳運(yùn)行參數(shù)工藝還有待進(jìn)一步明確。

4 結(jié) 論

1）人工濕地系統(tǒng)、復(fù)合浮床系統(tǒng)與復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)存在顯著差異；3 個(gè)系統(tǒng)對(duì)COD、NH4+-N、TP的去除效果均存在顯著差異。

2）曝氣系統(tǒng)提高了水體溶解氧，增強(qiáng)了好氧微生物活性，促進(jìn)了微生物對(duì)有機(jī)質(zhì)、氨氮的去除，但存在抑制微生物反硝化作用的問題；水培植物與土培植物相比在生長(zhǎng)階段會(huì)優(yōu)先生長(zhǎng)根部以獲取更多營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，且吸收的氮元素高于磷元素。

3）復(fù)合生態(tài)凈化系統(tǒng)符合好氧-缺氧單元的工藝設(shè)計(jì)，較好地改善了在去除污染物過程中存在的單級(jí)人工濕地硝化反應(yīng)被限制、復(fù)合浮床反硝化能力受到抑制及沉積磷污染物反釋問題。