2. 曲阜师范大学南四湖湿地生态与环境保护重点实验室, 山东 曲阜 273165
2. Key Laboratory of Nansihu Lake Wetland Ecosystem and Environment Protection, Qufu Normal University, Qufu 273165, China
人工湿地由植物、微生物和基质等组成, 可模拟自然湿地的功能和结构, 充分利用生物、物理和化学三重协同作用, 通过过滤、沉淀、吸附、离子交换、微生物分解和植物吸收等方式来实现废污水的高效净化及处理[1]。垂直流人工湿地是一种新型的具有独特水流方式的构建湿地系统[2]。微生物是人工湿地除污的主体, 微生物固定化技术由固定化酶技术发展而来, 已在处理难降解有机物污水等方面取得较好成果。生物炭是一种优良的吸附材料, 能够作为吸附剂应用在环境领域[3]。但人工湿地自身不能高效解决高浓度含氮化合物污染问题, 低温时处理效果更弱[4]。在寒冷的冬季, 人工湿地中植物大多枯萎死亡, 微生物数量减少、活性降低, 使得污水处理效果减弱, 尤其是对含氮化合物的处理效果更加不明显[5]。
该实验研究低温条件下生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3对人工湿地污水中氮素的处理效果, 并采用简化的Monod模型初步模拟人工湿地污水中氮素处理过程。
1 材料与方法 1.1 实验材料采用从冬季南四湖湿地底泥中分离筛选出来的黄假单胞菌(Pseudomonas flava WD-3)为实验菌株[5]。采用水稻秸秆为原料, 在700 ℃的马弗炉中炭化3 h, 将炭化后的产物作为生物炭载体。称取一定量的生物炭载体于锥形瓶中, 加入Pseudomonas flava WD-3菌悬液, 在恒温振荡器中振荡480 min至吸附平衡, 过滤吸附好Pseudomonas flava WD-3的生物炭, 得到生物炭固定化菌剂[6]。
1.2 垂直流人工湿地的构建人工湿地采用垂直流人工湿地结构, 设计1个深100 cm、直径50 cm的池桶, 底部设置1个出水口, 并在出水口处设置止水阀用以控制出水流量, 池内部由下至上依次放置厚度10 cm鹅卵石、15 cm粗砂砾、20 cm细砂砾以及25 cm土壤。选用南四湖的香蒲(Typha orientalis)种植于人工湿地系统内, 种植密度为8株·m-2, 待植物生长状况良好后稳定运行1 a, 确保其可以适应实验室环境。将污水均匀投配于湿地表面, 垂直下渗到底部后由出水口排出。湿地系统进水为曲阜市生活污水处理厂的原污水, 水质参数：pH值为7.2~7.8, 温度为6~8 ℃, 电导率为310~325 μS·cm-1, 溶解氧质量浓度为3.4~3.8 mg·L-1, CODCr为180~200 mg·L-1, 总悬浮物(TSS)质量浓度为2.1~2.5 mg·L-1, 总氮质量浓度为60.5~66.2 mg·L-1, 氨氮质量浓度为10.6~15.8 mg·L-1, 硝酸盐氮质量浓度为42.6~47.2 mg·L-1, 亚硝酸盐氮质量浓度为1.5~2.4 mg·L-1。
1.3 生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3菌剂对人工湿地中氮素化合物的净化效果人工湿地系统正常稳定运行1 a后投入生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3菌剂, 水温为6~10 ℃, 接种量为12~60 mg·L-1, 水力停留时间为5 d, 分别设未投加生物炭及生物炭固定化菌剂和投加未固定化菌剂生物炭作对照组A和B, 跟踪测定人工湿地中TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N浓度, 构建低温条件下菌剂处理污水的Monod动力学模型。
1.4 水体氮素的测定TN浓度采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法测定, NH4+-N浓度采用纳氏试剂光度法测定, NO3--N浓度采用紫外分光光度法测定, NO2--N浓度采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定, 具体测定操作步骤参照文献[7]。
2 结果与分析 2.1 生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3人工湿地污水的处理效果人工湿地去除污水中含氮化合物主要依靠植物的吸收作用以及微生物的硝化和反硝化作用。其中, 处理NH4+-N主要是通过微生物硝化作用, 将NH4+氧化为NO2-后再将NO2-氧化为NO3-; 处理NO2--N和NO3--N主要是通过微生物反硝化作用, 将NO2-和NO3-还原为N2和NO等气态产物; 去除有机氮主要通过氨化作用, 将有机氮转化为无机氮(NH4+-N等)。由图 1可知, 在人工湿地运行5 d时, 未投加生物炭及生物炭固定化菌剂对照组(A)的人工湿地出水中含氮化合物去除率均约50%, 说明人工湿地自身对低温污水中的含氮化合物具有一定的去除效率。投加未固定化菌剂生物炭对照组(B)的人工湿地出水中TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N去除率分别为64.36%、65.20%、62.69%和61.11%, 分别为对照组A的1.09、1.12、1.13和1.23倍, 说明生物炭本身对TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N具有一定的吸附作用, 但处理效率并不高。
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图 1 不同条件下人工湿地系统中含氮化合物浓度随时间的变化 Figure 1 The changes of concentrations of TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N with time in constructed wetland systems |
投加生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3菌剂后发现人工湿地系统污水中TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N去除效率大幅度提高。由图 2可知, 随生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3菌剂接种量的增加, 人工湿地系统低温污水中含氮化合物的去除效率也在提高。当接种量由12 mg·L-1增加至60 mg·L-1时, 人工湿地系统低温污水中含氮化合物的去除效率整体增长幅度显著, 但从42 mg·L-1增加至60 mg·L-1时, 含氮化合物的处理效率增幅并不明显。虽然此前研究成果表明固定化菌剂的投加量为60 mg·L-1[8]时各项含氮化合物的去除效果最好, 但从运行成本等方面考虑, 42 mg·L-1为最佳固定化菌剂接种量。
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图 2 固定化菌剂接种量为42 mg·L-1时人工湿地系统含氮化合物的去除率 Figure 2 The changes of removal rate of TN、NH4+-N、NO3--N and NO2--N with time in constructed wetland systems |
由图 2可知, 在水温6~8 ℃、水力停留时间5 d、固定化菌剂接种量为42 mg·L-1条件下, 生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3对污水各项指标去除率随时间增加而逐渐增加。在人工湿地运行5 d时, TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N的去除率均可达95%左右。接种量42 mg·L-1组各含氮化合物去除率分别为对照组A的1.70、1.65、1.79和1.93倍, 分别为对照组B的1.70、1.48、1.59和1.56倍; 而固定化菌剂接种量为60 mg·L-1、水力停留时间10 d、水温6~8 ℃条件下, NH4+-N、NO2--N和NO3--N的去除率分别为83.57%、95.07%和94.74%[14]。表明随污水在人工湿地系统中水力停留时间的增加, 污水与生物炭固定化菌剂接触越充分, 各项氮素指标去除率也就越高。
由图 2可见, 对人工湿地系统中含氮化合物的去除率与时间进行t检验得到:TN, t=16.247;NH4+-N, t=14.695;NO3--N, t=20.2;NO2--N, t=12.24。t值均＞t0.005(4.032)。由此可知, 人工湿地系统中TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N去除率与时间之间有显著一元回归关系。
实验结果表明, 相对于游离Pseudomonas flava WD-3来说, 生物炭固定化菌剂可极大缩短人工湿地污水处理系统水力停留时间, 显著提高各氮素化合物的去除率, 且去除性能稳定。这可能是因为生物炭本身能吸附废污水中的一部分污染物; 生物炭作为低温微生物固定化载体, 将Pseudomonas flava WD-3菌体吸附固定后, 可以高效避免土著菌竞争和外界诸多不利因素对菌体的侵害, 维持微生物细胞生物稳定性; 在生物炭将菌体固定化后, 菌体浓度随出水流失而大幅降低, 使生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3得以高效利用, 从而提高人工湿地废污水的净化效率。
2.2 污水处理Monod动力学模型采用简化的Monod动力学模型模拟生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3菌剂在垂直流人工湿地中对污水中氮素的去除过程[8], 假设目标污染物的降解服从Monod动力学方程, 连续搅拌反应器被认为是垂直流人工湿地系统的主要反应器, Monod动力学模型计算公式为
| $ K = \frac{{q\left( {{C_{\rm{i}}} - {C_{\rm{o}}}} \right)\left( {{C_{\rm{h}}} + {C_{\rm{o}}}} \right)}}{{{C_{\rm{o}}}}}。$ | (1) |
式(1)中, K为最大面积去除率常数, g·m-2·d-1; q为水力负荷率, m·d-1; Ci为污染物入水质量浓度, mg·L-1; Co为污染物出水质量浓度, mg·L-1; Ch为限制因素半饱和常数, mg·L-1, TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N的Ch值分别为0.1[9]、1.0[8]、0.14[10]和0.2 mg·L-1[11]。采用决定系数(R2)、相对均方根误差(RRMSE, ERRMS)和模型效率(ME, EM)初步评价模型结果。
图 3~6为简化的Monod模型中不同投菌量下TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N与Co的关系, 污染物最大面积去除率常数K即为回归拟合线的斜率, 虚线为95%置信带, 包含了真实回归拟合线。
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图 3 固定化菌剂接种量为12 mg·L-1时人工湿地出水含氮化合物的Monod模型回归分析 Figure 3 Monod kinetics regression in outlet for TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N values in wetland with dosage of the biochar-fixed bacteria as 12 mg·L-1 q为水力负荷率; Ci为入水污染物质量浓度; Co为出水污染物质量浓度; Ch为限制因素半饱和常数; K为最大面积去除率常数；ERRMS为相对均方根误差；EM为模型效率。 |
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图 4 固定化菌剂接种量为30 mg·L-1时人工湿地出水含氮化合物的Monod模型回归分析 Figure 4 Monod kinetics regression in outlet for TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N values in wetland with dosage of the biochar-fixed bacteria as 30 mg·L-1 q为水力负荷率; Ci为入水污染物质量浓度; Co为出水污染物质量浓度; Ch为限制因素半饱和常数; K为最大面积去除率常数；ERRMS为相对均方根误差；EM为模型效率。 |
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图 5 固定化菌剂接种量为42 mg·L-1时人工湿地出水含氮化合物的Monod模型回归分析 Figure 5 Monod kinetics regression in outlet for TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N values in wetland with dosage of the biochar-fixed bacteria as 42 mg·L-1 q为水力负荷率; Ci为入水污染物质量浓度; Co为出水污染物质量浓度; Ch为限制因素半饱和常数; K为最大面积去除率常数；ERRMS为相对均方根误差；EM为模型效率。 |
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图 6 固定化菌剂接种量为60 mg·L-1时人工湿地出水含氮化合物的Monod模型回归分析 Figure 6 Monod kinetics regression in outlet for TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N values in wetland with dosage of the biochar-fixed bacteria as 60 mg·L-1 q为水力负荷率; Ci为入水污染物质量浓度; Co为出水污染物质量浓度; Ch为限制因素半饱和常数; K为最大面积去除率常数；ERRMS为相对均方根误差；EM为模型效率。 |
基于生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3对人工湿地污水中NH4+-N、TN降解的一级反应动力学模型[12], 通过分析不同固定化菌剂投菌量时人工湿地中污水各氮素化合物变化规律, 发现生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3对垂直流人工湿地污水中氮素化合物降解的预测值与实验观测值较为吻合, 生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3对人工湿地污水中TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N的降解过程符合简化的Monod动力学模型。
3 结论(1) 生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3接种量为12~60 mg·L-1时, 对冬季人工湿地污水中含氮化合物具有良好的净化效果, 综合运行成本方面考虑, 宜选用42 mg·L-1为最佳固定化菌接种量。
(2) 接种量为42 mg·L-1条件下, 固定化Pseudomonas flava WD-3菌剂对垂直流人工湿地污水中TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N去除率较未投加生物炭和生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3菌剂组以及投加不含Pseudomonas flava WD-3菌剂生物炭组有明显提高, 且去除性能稳定。
(3) 生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3对垂直流人工湿地污水中TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N的降解过程符合简化的Monod动力学模型。
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