工藝參數(shù)對(duì)CRI削減雨水徑流中氮磷污染物的影響

王沐晴，卞兆勇，張丹丹，閆燕軍，王 輝,*

(1. 北京林業(yè)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，北京 100083；2. 北京師范大學(xué)水科學(xué)研究院，北京 100875)

目前，降雨徑流中氮磷等污染物已經(jīng)成為導(dǎo)致河流湖泊水體水質(zhì)變差的主要原因之一，而目前國內(nèi)還缺乏完善的雨水徑流凈化利用體系。常規(guī)的污水處理廠無法承接凈化大量的雨水徑流，導(dǎo)致部分雨水徑流在沒有被凈化的情況下直接排入天然水體，水體水質(zhì)污染情況加重。因此，需要對(duì)能有效降低雨水徑流中污染物濃度的技術(shù)措施進(jìn)行探究，以此提高對(duì)雨水徑流的處理水平，降低雨水徑流對(duì)天然水體造成的污染程度。

人工快速滲濾(constructed rapid infiltration，CRI)系統(tǒng)相較于傳統(tǒng)污水土地處理技術(shù)，不但具有建造費(fèi)用低、出水水質(zhì)好和工藝流程簡(jiǎn)略等優(yōu)勢(shì)，還被實(shí)際工程多次應(yīng)用證明其效果[1-4]。CRI系統(tǒng)的運(yùn)行條件對(duì)系統(tǒng)的處理能力有很大的影響，不少學(xué)者對(duì)其進(jìn)行了研究和改進(jìn)[5-7]。目前對(duì)CRI系統(tǒng)的研究中，大多應(yīng)用在生活污水方面，處理初雨徑流方面的研究較少[8]。對(duì)影響CRI系統(tǒng)運(yùn)行性能的主要運(yùn)行參數(shù)進(jìn)行優(yōu)化，是提高系統(tǒng)對(duì)雨水徑流污染物去除效率的重要手段[9-11]。

因此，為了提高CRI系統(tǒng)對(duì)雨水中氮磷等污染物的處理能力，本文在由土壤、河沙和蛭石構(gòu)成的介質(zhì)層基礎(chǔ)上對(duì)系統(tǒng)的運(yùn)行參數(shù)進(jìn)行優(yōu)化研究，通過小試試驗(yàn)和中試試驗(yàn)考察并驗(yàn)證系統(tǒng)在不同運(yùn)行參數(shù)下的凈化能力。

1 試驗(yàn)材料和方法

1.1 試驗(yàn)用水

本研究對(duì)2019年北京市城區(qū)的多次降雨徑流進(jìn)行采樣檢測(cè)，地表徑流形成后立即采樣并送往實(shí)驗(yàn)室檢測(cè)，由于樣品會(huì)溶解空氣中的污染性氣體且地面沖刷初期雨水污染較重，檢測(cè)結(jié)果甚至?xí)^普通城市污水的污染情況。另外，根據(jù)近年來許多學(xué)者對(duì)北京市的徑流污染特征和濃度變化范圍的研究表明[12-15]，初期雨水徑流中的氮磷等污染物濃度均遠(yuǎn)超地表Ⅴ類水標(biāo)準(zhǔn)，以實(shí)際監(jiān)測(cè)數(shù)值和前人研究為依據(jù)，綜合考慮確定配置人工雨水的濃度。試驗(yàn)采用配水模擬雨水徑流中的氮磷污染物濃度，進(jìn)水由乙酸鈉、磷酸二氫鉀和氯化銨配置，考慮到雨水的波動(dòng)性，在中試階段設(shè)置高、低兩種濃度的進(jìn)水，具體配水濃度如表1所示。在實(shí)際應(yīng)用中，CRI系統(tǒng)進(jìn)水前會(huì)設(shè)預(yù)處理設(shè)施，因此，本文不對(duì)泥沙、SS等因素進(jìn)行研究。

表1 試驗(yàn)配水濃度Tab.1 Concentration of Experimental Water Samples

1.2 試驗(yàn)裝置

小試試驗(yàn)采用的裝置如圖1(a)所示，總高為155 cm，內(nèi)徑為15 cm，滲濾介質(zhì)層厚度為130 cm，沿土層方向由上到下10、40、70、100、130 cm處設(shè)置穿孔取水管，取水管貫穿土壤內(nèi)部，可有效避免出水為沿壁出流產(chǎn)生的誤差。在介質(zhì)層表面和沿土層30、50、70 cm處埋設(shè)進(jìn)水管，以便進(jìn)行分段進(jìn)水。中試試驗(yàn)設(shè)計(jì)長(zhǎng)寬為60 cm、高為130 cm的中試裝置共2組，底部為20 cm蓄水層，上部為25 cm溢水層，在表面和沿土層30 cm處埋設(shè)布水管，在土層底部設(shè)置穿孔管進(jìn)行取樣，具體試驗(yàn)裝置如圖1(b)所示。介質(zhì)主體為按體積比1∶1混合的土壤和河沙，以及占土和沙總體積15%和8%的蛭石和石灰石，將4種介質(zhì)完全混合后作為CRI系統(tǒng)的介質(zhì)層。系統(tǒng)采用的濕干比為1∶15，水力負(fù)荷周期為2 d，即每周期進(jìn)水3 h，落干45 h。

圖1 試驗(yàn)裝置設(shè)計(jì)圖 (a) 小試試驗(yàn)； (b) 中試試驗(yàn)Fig.1 Design Drawing of Experimental Device (a) Small-Scale Bench Test； (b) Pilot Scale Test

1.3 采樣及分析

1.3.1 水樣分析方法

表2 污染物分析方法Tab.2 Method of Pollutant Analysis

1.3.2 微生物分析方法

對(duì)不同深度的介質(zhì)層進(jìn)行取樣時(shí)，均在取樣口處取出該深度下水平方向的整層土樣，混合均勻后進(jìn)行檢測(cè)，具體微生物檢測(cè)流程如圖2所示，引物設(shè)計(jì)如表3所示。

表3 引物設(shè)計(jì)Tab.3 Primer Design

圖2 微生物檢測(cè)流程Fig.2 Flow of Microbial Detection

2 結(jié)果和討論

2.1 水力負(fù)荷的影響

選取1、1.5、2 m/d這3種水力負(fù)荷進(jìn)行研究，進(jìn)水方式為完全表面進(jìn)水。由圖3可知，在水力負(fù)荷為2 m/d時(shí)，系統(tǒng)對(duì)TP、COD和氨氮這3種污染物的去除效果較好，平均去除率為62.1%、75.9%和77.1%，在不同水力負(fù)荷條件下，對(duì)3種污染物的去除趨勢(shì)相近，在系統(tǒng)運(yùn)行6～7周期時(shí)趨于平穩(wěn)。其中，系統(tǒng)對(duì)TP的去除主要依賴于滲濾介質(zhì)的吸附，不同水力負(fù)荷對(duì)TP的去除影響并不大。COD和氨氮在系統(tǒng)運(yùn)行前期依靠介質(zhì)吸附截留，系統(tǒng)運(yùn)行4～6周期時(shí)，介質(zhì)逐漸吸附飽和,但生物膜尚未形成，導(dǎo)致該階段系統(tǒng)對(duì)COD和氨氮的去除率大幅度降低。隨著系統(tǒng)運(yùn)行，微生物繁殖生成生物膜，CRI系統(tǒng)內(nèi)微生物對(duì)滲濾介質(zhì)吸附截留的COD和氨氮進(jìn)行分解，釋放出吸附位點(diǎn)，系統(tǒng)對(duì)COD和氨氮的去除率隨之開始上升并趨于穩(wěn)定。土壤對(duì)有機(jī)物的吸附包括無機(jī)膠體的吸附和有機(jī)膠體的吸附[16]，無機(jī)膠體的吸附即為土壤黏土礦物的吸附作用，黏土礦物對(duì)有機(jī)污染物的吸附主要通過表面吸附和離子交換吸附兩種過程。黏土礦物具有較大的比表面積和較高的表面自由能，具有強(qiáng)烈的表面吸附能力，黏土礦物的離子交換吸附與黏土微粒帶電有關(guān)，當(dāng)土壤中的酸性較強(qiáng)以及鐵鋁氧化物的含量較高時(shí)，其表面的電荷密度相對(duì)較高，對(duì)溶解性有機(jī)質(zhì)的吸附能力將會(huì)增強(qiáng)[17]。

圖3 不同水力負(fù)荷下去除率隨時(shí)間變化 (a) TP; (b) CODCr; (c) 氨氮Fig.3 Change of Removal Rates with Time under Different Hydraulic Loads (a) TP; (b) CODCr; (c) Ammonia Nitrogen

CRI系統(tǒng)通過滲濾介質(zhì)吸附和生物降解作用去除有機(jī)物，吸附作用與微生物降解相輔相成，密不可分[18]。較高的水力負(fù)荷意味著進(jìn)入系統(tǒng)中的有機(jī)物總量相對(duì)較高，有利于微生物群落生長(zhǎng)繁殖，因此，系統(tǒng)在2 m/d的水力負(fù)荷條件下掛膜速度快，在4～6周期時(shí)的去除率下降幅度也相對(duì)較小，總體對(duì)COD和氨氮的去除效率也較高。

2.2 介質(zhì)層厚度的影響

圖4 去除率沿程變化 (a) TP; (b) CODCrFig.4 Change for Removal Rates along Process (a) TP; (b) CODCr

圖5 (a)氨氮去除率、(b)TN和出 水濃度沿程變化Fig.5 Change for (a)Ammonia Nitrogen Removal Rate, (b)TN and (c)Nitrate Effluent Concentrations along Process

綜合考慮系統(tǒng)對(duì)碳、氮、磷污染物的去除效率，CRI系統(tǒng)最適合的介質(zhì)層厚度為70～100 cm。

2.3 進(jìn)水方式的影響

為進(jìn)一步提高CRI系統(tǒng)對(duì)污染物的去除能力，對(duì)進(jìn)水方式進(jìn)行了研究，采用由介質(zhì)層表面和介質(zhì)內(nèi)部同時(shí)進(jìn)水的分段進(jìn)水方式，分別選取距介質(zhì)層表面30、50、70 cm的3段距離作為分段進(jìn)水的位置。表面進(jìn)水和介質(zhì)層下進(jìn)水量為2∶1，水力負(fù)荷為2 m/d，對(duì)10～100 cm的介質(zhì)層進(jìn)行取樣檢測(cè)。由圖6(a)可知，3個(gè)進(jìn)水位置對(duì)于TP的去除效果影響為30 cm>50 cm>70 cm，其平均去除率分別為90.1%、77.1%和73.8%。這是由于另外兩個(gè)系統(tǒng)分段進(jìn)水的位置相對(duì)較低，能夠有效對(duì)TP進(jìn)行吸附沉淀的介質(zhì)層厚度降低，難以對(duì)進(jìn)水中的磷進(jìn)行更好的吸附截留，導(dǎo)致出水中濃度升高。由圖6(b)可知，3個(gè)進(jìn)水位置對(duì)COD去除效果為30 cm>50 cm>70 cm，其平均去除率分別為87.7%、75.4%和55.1%。一方面，隨著分段進(jìn)水位置的降低，可吸附的土層厚度降低，系統(tǒng)對(duì)有機(jī)污染物無法充分吸附；另一方面，由于系統(tǒng)底部處于缺氧環(huán)境，發(fā)生的厭氧呼吸效率不高，無法快速分解截留有機(jī)物釋放出吸附位點(diǎn)。

圖6 不同分段進(jìn)水位置下沿程去除率變化 (a) TP; (b) CODCrFig.6 Change of Removal Rates along Process under Different Water Inlet Positions (a) TP; (b) CODCr

圖7 不同分段進(jìn)水位置下(a)氨氮和(b) TN去除率以及 出水濃度沿程變化Fig.7 Changes for (a) Ammonia Nitrogen and (b)TN Removal Rate, (c)Nitrate Effluent Concentrations at Different Inlet Positions in Different Sections

綜合考慮系統(tǒng)對(duì)污染物的去除能力，CRI系統(tǒng)最適合的進(jìn)水方式為沿介質(zhì)層表面和距介質(zhì)層表面30 cm處分段進(jìn)水。

2.4 CRI系統(tǒng)中試運(yùn)行

圖8 系統(tǒng)在不同進(jìn)水濃度和相同條件下連續(xù)運(yùn)行時(shí)污染物隨時(shí)間變化 (a)不同進(jìn)水濃度；(b)連續(xù)運(yùn)行Fig.8 Pollutant Change with Time during Continuous Operation under Different Influent Concentration and the Same Conditions (a)Different Influent Concentration;(b) Continuous Operation

由圖8(b)可知，系統(tǒng)連續(xù)運(yùn)行31個(gè)周期(62 d)后一直保持著較好的污染物處理效果，運(yùn)行過程中，系統(tǒng)對(duì)TP、氨氮、COD和TN的平均去除率分別為59.3%、85.1%、69.3%、75.7%。在運(yùn)行條件保持不變的情況下，系統(tǒng)可以在連續(xù)運(yùn)行的狀態(tài)下保持對(duì)污染物去除的穩(wěn)定性。

通過中試運(yùn)行，驗(yàn)證了CRI系統(tǒng)在長(zhǎng)期運(yùn)行的情況下可以保持一定的穩(wěn)定性，且在進(jìn)水水質(zhì)波動(dòng)的情況下依舊可以保證較好的處理效果。

2.5 CRI系統(tǒng)中的微生物組成分析

對(duì)CRI系統(tǒng)沿介質(zhì)層方向10、40、70、100、130 cm處的土壤取樣，進(jìn)行微生物群落和多樣性檢測(cè)，根據(jù)土層深度依次命名為1、2、3、4、5號(hào)樣品。由圖9可知，CRI系統(tǒng)土壤中微生物群落的豐度受滲濾介質(zhì)層深度變化的影響顯著，各層微生物中均以變形菌門(Proteobacteria)、放線菌門(Actinobacteria)為優(yōu)勢(shì)菌群，其相對(duì)豐度分別為34.0%～41.1%、17.9%～33.0%。

圖9 群落豐度在門級(jí)的百分比Fig.9 Percentage of Community Abundance at Gate Level

變形菌門是參與有機(jī)物降解、脫氮除磷和去除芳香族化合物的最主要菌種，在CRI系統(tǒng)中，對(duì)氮、磷和有機(jī)質(zhì)凈化處理方面扮演著重要的角色[21-22]。酸桿菌門(Acidobacteria)廣泛存在于土壤中，根據(jù)Zeglin等[23]的研究，酸桿菌門在干旱土壤中相對(duì)豐度較高，這與本文檢測(cè)結(jié)果相符。5號(hào)樣品中綠彎菌門(Chloroflexi)在系統(tǒng)末端的豐度明顯低于1～4號(hào)樣品，酸桿菌門豐度降低，含量?jī)H為3.8%，說明系統(tǒng)底部水位變化并不頻繁，長(zhǎng)期處于濕潤的狀態(tài)[24]。另外，5號(hào)樣品中厚壁菌門(Firmicutes)的含量大幅度提升至15.2%，很多研究表明厚壁菌門多出現(xiàn)在污染的環(huán)境中[25]，因此，厚壁菌門的增加從側(cè)面驗(yàn)證了該系統(tǒng)底部污染物累積嚴(yán)重。

節(jié)桿菌屬(Arthrobacter)是土壤中最為常見的細(xì)菌之一，其與氮單胞菌屬(Azohydromonas)均屬于好氧細(xì)菌，由圖10可知，這兩種細(xì)菌在5號(hào)樣品中含量降低，另外，該樣品中胚芽孢桿菌屬(Phaselicystis)含量的升高也證明了系統(tǒng)底部處于濕潤厭氧的狀態(tài)。該段不動(dòng)桿菌屬(Acinetobacter)占比升高至10.3%，不動(dòng)桿菌屬作為除磷過程的優(yōu)勢(shì)菌種，在末端的厭氧環(huán)境中向外界釋放磷，導(dǎo)致系統(tǒng)末端磷濃度上升。且由于系統(tǒng)末端的厭氧環(huán)境，使包括氮單胞菌屬在內(nèi)的大量好氧細(xì)菌無法生長(zhǎng)，導(dǎo)致了該段污染物累積嚴(yán)重，這與該段出水中有機(jī)物、氮磷等污染物濃度增加一致。

圖10 群落豐度在屬級(jí)的百分比Fig.10 Percentage of Community Abundance at Genus Level

3 結(jié)論

(1)通過對(duì)工藝參數(shù)優(yōu)化的試驗(yàn)研究得出，當(dāng)水力負(fù)荷為2 m/d、介質(zhì)層厚度為70～100 cm時(shí)，在介質(zhì)層表面和距表面30 cm處以2∶1同時(shí)進(jìn)行分段進(jìn)水，CRI系統(tǒng)對(duì)雨水徑流中的氮磷等污染物總體的處理效果最好。最佳運(yùn)行條件下，系統(tǒng)對(duì)COD、TP、氨氮和TN的去除率分別為87.7%、90.1%、89.5%和40.5%。

(2)中試運(yùn)行驗(yàn)證了CRI系統(tǒng)連續(xù)運(yùn)行31個(gè)周期時(shí)保持較好的穩(wěn)定性，其對(duì)COD、氨氮、TP和TN的去除率分別為69.3%、85.1%、59.3%和75.7%，在進(jìn)水水質(zhì)波動(dòng)的情況下可以保證較好的處理效果。

(3)對(duì)不同土層深度的微生物檢測(cè)結(jié)果表明，變形菌門(Proteobacteria)、放線菌門(Actinobacteria)為CRI系統(tǒng)內(nèi)優(yōu)勢(shì)菌群。系統(tǒng)底部酸桿菌門(Acidobacteria)和綠彎菌門(Chloroflexi)豐度的降低以及厚壁菌門(Firmicutes)豐度的增加說明系統(tǒng)底部長(zhǎng)期處于濕潤厭氧狀態(tài)，導(dǎo)致該段對(duì)氮磷等污染物去除效果較差。