近年来, 生态沟渠和生物滞留池在农村径流污染控制中得以广泛应用, 并取得较好的污染物去除效果.王迪等^[1]研究了生态沟渠对农村径流污染物的去除效果, 其NH₄⁺-N、NO₃^--N和TN的平均去除率分别为77.8%、58.3%和48.7%.Wang等^[2]的研究对生物滞留池的污染物去除效果进行长期监测, 其对初期雨水径流中SS、TN和TP的平均去除率分别为53%、25%和46%.值得注意的是, 生态沟渠作为转输设施, 水力停留时间(hydraulic retention time, HRT)一般较短, 氮磷去除效果不稳定^[3]；而生物滞留池常存在基质堵塞问题, 需要对进水进行预处理以降低污染负荷^[4].此外, 农村径流污染碳氮比较低, 传统硝化反硝化脱氮效果受限^[5].

本研究在生态沟渠末端设置生物滞留池, 构建生态沟渠-生物滞留池组合系统.一方面, 利用生态沟渠作为预处理设施, 降低生物滞留池的污染负荷, 改善基质堵塞现象；另一方面, 通过在生物滞留池中设置淹没区并添加载体碳源强化氮磷去除.农业废弃物成本低廉且来源广泛, 具有良好的碳源缓释性能, 同时能为微生物提供附着生长的场所^[5], 可作为天然载体碳源加入生物滞留池提升反硝化效果^[6].此外, 降雨强度(直接影响HRT)和干旱天数会影响生态沟渠和生物滞留池的污染物去除效果.因此, 本研究探讨了载体碳源、水力停留时间和干湿交替运行对组合系统中COD、NH₄⁺-N、TN和TP去除效果的影响, 并分析了生态沟渠和生物滞留池对污染物的去除贡献, 以期为组合系统在实际工程中的应用提供技术支撑.

本研究选取稻草和木屑作为外加碳源, 两种材料表面存在蜡质层, 释碳速率慢, 微生物难以附着^[7], 需要进行碱性预处理以破坏表层蜡质、木质素-半纤维素共价结合和纤维素结晶, 降低纤维素聚合度, 提高材料纤维素含量^{[7, 8]}.碱性预处理方法为：取10 g烘干后的材料置于500 mL烧杯中, 按固液比1∶20添加200 mL质量分数为2%的NaOH溶液, 浸没材料, 浸泡24 h后取出, 蒸馏水冲洗至中性, 置于35℃干燥箱中烘干后密封备用.

图 1为试验装置工艺流程示意, 设置5组试验, 采用连续进出水, 生态沟渠和生物滞留池串联运行.生态沟渠填料层长1 m、宽0.3 m和高0.2 m, 生物滞留池填料层直径0.3 m和高0.8 m, 填料分层和种植植物见图 1.填料中的砾石购自南京津龙雨花石厂, 沸石购自浙江神石矿业有限公司, 细砂购自南京市六合区高胜雨花石厂；各植物均处于生长期.进水采用人工配水, 水质如表 1所示.本研究分为3个阶段：第Ⅰ阶段, 在HRT为10 h条件下, 研究生物滞留池添加载体碳源对污染物去除效果的影响, 每4 d取样1次, 为期78 d；第Ⅱ阶段, 考察HRT分别为10、5和2 h时, 稻草组和木屑组系统的污染物去除效果, 每4 d取样1次, 为期60 d；第Ⅲ阶段, 研究木屑组系统在干湿交替运行条件下的污染物去除效果, 设置2 d、1周和3周3种干旱期, 干期不进水、湿期连续进水并保持HRT为5 h, 恢复进水后第20 min、5、12、24和48 h各取样1次.

图 1

Fig. 1

图 1 试验装置和工艺流程示意 Fig. 1 Experimental device and process

表 1 (Table 1)

表 1 进水水质 Table 1 Influent water quality 测试指标 COD NH4+-N TN TP 进水水质/mg·L-1 57.94±2.89 7.22±0.40 10.84±0.71 1.01±0.04

表 1 进水水质 Table 1 Influent water quality

COD、NH₄⁺-N、TN和TP的测定参考文献[9]的方法；DO使用Multi 3510溶解氧测定仪进行测定；比表面积和孔隙率的测定采用ASAP2020比表面积及孔隙分析仪^[10].本研究对碱处理前后的纤维素材料、生态沟渠和生物滞留池上层砂土层及淹没区沸石层进行了SEM扫描电镜分析.为探究各组合系统内微生物对污染物去除的作用机制, 在试验运行稳定期(90~138 d), 对对照组、稻草组和木屑组这3组系统的生态沟渠段和生物滞留池段进行取样, 样品组别分别为：F1(对照组滞留池沸石层)、F2(稻草组滞留池沸石层)、F3(木屑组滞留池沸石层)、F4(对照组沟渠沸石层)、F5(稻草组沟渠沸石层)、S1(对照组滞留池砂土层)、S2(稻草组滞留池砂土层)、S3(木屑组滞留池砂土层)、S4(对照组砂土层)和S5(稻草组砂土层).取样后对系统内微生物进行了高通量测序分析, 包括目的片段的PCR扩增、Illumina高通量测序和生物信息分析, 并基于其结果进行样品物种丰度和多样性分析^[11].

图 2为稻草和木屑碱处理前后的扫描电镜照片.碱处理前, 稻草表面纤维结构明显, 纤维素被腊质层、果胶和木质素包裹, 疏水性强；木屑表面光滑, 基本没有突起结构, 均不利于微生物附着生长^[12].碱处理后, 由于水解皂化作用, 稻草纤维发生溶胀、中间孔腔增大；木屑表面变得粗糙^[13~15].碱处理后稻草和木屑的比表面积均显著增加, 分别由0.52 m²·g^-1和1.08 m²·g^-1增至0.85 m²·g^-1和1.85 m²·g^-1, 为微生物提供了更多附着生长空间, 是良好的微生物载体.

图 2

Fig. 2

(a)天然稻草, (b)碱处理稻草, (c)天然木屑, (d)碱处理木屑 图 2 不同纤维素材料碱处理前后的扫描电镜 Fig. 2 SEM of different cellulose materials before and after alkali treatment

碱处理后稻草和木屑的释碳规律一致, 前5 d释放较快, 之后趋于平缓.碳源材料的有机物释放过程可分为两个阶段^{[16, 17]}：初期, 纤维素表面附着的和随材料溶胀而脱出的内部小分子物质快速溶解, 水体COD浓度升高；后期, 随着材料内部物质进一步分解与释放, 木质素等难分解物质不断积累, 纤维素分解受抑制, 释碳速率变缓并逐渐达到平衡.稻草和木屑稳定时的平均释碳速率分别为3.42 mg·(g·d)^-1和0.91 mg·(g·d)^-1.本试验载体碳源投加量根据稳定后的平均释碳速率、进水流量、COD和TN浓度, 以及反硝化适宜碳氮比进行计算^[18], 得到稻草和木屑的投加量分别为5.66 kg·(m³·d)^-1和21.69 kg·(m³·d)^-1.载体碳源释放有机物的同时也会释放氮磷等营养物质, 其NH₄⁺-N、TN和TP的释放规律与COD相似：前7 d释放速率较快, 随后降低并趋于平缓.稳定时碱处理稻草NH₄⁺-N和TN的平均释放速率分别为0.02 mg·(g·d)^-1和0.10 mg·(g·d)^-1, 碱处理木屑的平均释放速率分别为0.06 mg·(g·d)^-1和0.08 mg·(g·d)^-1, 两者TP释放速率几乎为零.载体碳源每日释放的氮磷浓度低于进水总量的10%, 对系统氮磷去除影响较小^[19].

图 3表示HRT为10 h条件下运行至出水稳定(30~78 d), 在生物滞留池添加不同载体碳源时, 组合系统对污染物的平均去除率, 以及各系统生态沟渠段和生物滞留池段对污染物的去除贡献.

图 3

Fig. 3

A表示对照组, B表示稻草组, C表示木屑组 图 3 各组污染物去除率以及生态沟渠和生物滞留池的去除贡献 Fig. 3 Pollutants removal in each group & contribution of ecological ditch and bioretention pond to pollutants removal

由图 3可知, 对照组、稻草组和木屑组COD的平均去除率分别为84.5%、80.7%和81.7%, 添加碳源后COD去除效果略有下降, 这是因为碳源释放的有机物未被完全利用.由于两种碳源的投加量均由理论计算所得, 因此组间差异不显著(P>0.05).NH₄⁺-N平均去除率分别为86.9%、84.5%和85.2%.TN平均去除率分别为63.9%、82.4%和85.5%, 且差异主要发生在生物滞留池段, 投加稻草和木屑的生物滞留池相较对照组TN去除率分别提高19.9%和20.4%, 可见在生物滞留池中添加载体碳源能有效增强其反硝化作用, 进而提升组合系统的TN去除效果.3组系统TP平均去除率分别为73.1%、75.2%和75.2%, 组间差异不显著(P>0.05).分析认为, TP主要通过基质吸附沉降去除^[20], 本研究各组基质层结构相同, 外加碳源对TP的吸附去除影响较小.生态沟渠段和生物滞留池段对污染物的去除贡献分析表明, 3组系统中各污染物的去除主要发生在生态沟渠段, 可见系统较长的HRT有利于生态沟渠对污染物的物理截留和生物降解, 但同时降低了生物滞留池的进水负荷, 使其处理效能未能充分发挥.

实际降雨条件下的降雨强度会影响污染物在系统内的HRT, 进而影响污染物的去除效果.本研究通过控制HRT为10、5和2 h, 对应的24 h降雨量分别为5.5、11.0和27.5 mm, 根据中国气象局的降雨等级划分^[21], 分别对应小雨、中雨和大雨这3种模拟降雨等级, 以探讨不同降雨强度下稻草组和木屑组系统对各污染物的去除效果.

图 4表示稻草组和木屑组系统在HRT为10、5和2 h这3种条件下运行至稳定后(90~138 d), 各污染物的平均去除率以及生态沟渠段和生物滞留池段的去除贡献.两组系统的污染物去除率均随HRT的缩短而降低, 当HRT由10 h降至2 h时, 两组系统COD、NH₄⁺-N、TN和TP的平均去除率下降幅度为17.0%、16.8%、20.4%和17.2%.系统中污染物的去除途径包括植物吸收、基质吸附和微生物作用^{[4, 22]}, 随着HRT缩短, 进水与基质的接触时间减少, 降低吸附作用的同时也影响了植物和微生物对污染物的吸收和降解.

图 4

Fig. 4

A表示HRT=10 h, B表示HRT=5 h, C表示HRT=2 h 图 4 不同HRT下的污染物去除率以及生态沟渠和生物滞留池的去除贡献 Fig. 4 Pollutant removal under different HRTs & contribution of ecological ditch and bioretention pond to pollutant removal

由图 4还可以看出, 随着HRT的降低, 系统冲击负荷明显增大, 两组系统生态沟渠段对各污染物的去除效果和贡献均明显下降：当HRT由10 h降至2 h时, 两组生态沟渠段对COD、NH₄⁺-N、TN和TP的平均去除负荷分别降低40.3%、33.6%、53.0%和53.0%, 平均去除贡献分别降低16.3%、13.0%、24.2%和22.1%.可见生态沟渠的去除效果受冲击负荷影响较大, HRT较小时污染物与基质、植物根系和微生物接触不充分, 吸附截留和生物降解作用减弱, 出水浓度增加.而生物滞留池作为二级处理设施, 冲击负荷对其影响减小；且其底部淹没区深度较大, 水力负荷增强也不易破坏其内部缺氧环境, 仍能取得较好的反硝化效果.当HRT由10 h降至5 h时, 生物滞留池段的TN平均去除负荷提高了4.6%, 而当HRT由5 h降至2 h时提高了20.5%.分析认为, 生物滞留池的污染物去除能力会受进水负荷影响, 进水负荷适当升高反而能增强微生物代谢, 更有利于污染物降解^[23]；同时可以看出, 本研究中HRT为5~2 h之间, 对应水力负荷范围为0.21~0.52 m³·(m²·d)^-1时, 生物滞留池段的脱氮能力最强.有研究^{[24, 25]}表明, 生物滞留池水力负荷在0.20~0.30 m³·(m²·d)^-1时脱氮效果较好, 与本研究结果相近.

实际工程中组合系统往往会因降雨而经历干湿交替的过程, 有必要研究干湿交替运行条件下组合系统的污染物去除效果.图 5表示木屑组系统在经历2 d、1周和3周这3个不同干旱期后恢复连续进水, 保持HRT=5 h运行至稳定后的污染物平均去除率.可以看出, 随着干旱期的延长, 系统各污染物去除率均有所提高.相较于连续运行, 干旱3周后系统COD、NH₄⁺-N、TN和TP的平均去除率分别提升8.1%、5.2%、12.3%和3.0%.有研究表明, 干湿交替可显著改善供氧条件, 有利于上层填料的复氧过程^[26], 增强了好氧微生物的代谢活性；干旱期间非生物固定的NH₄⁺-N被植物和微生物吸收转化, 介质中的NH₄⁺吸附点位被空出, 恢复进水后NH₄⁺-N能重新被吸附^[27]；干湿交替使系统各段垂直方向上形成了好氧和缺氧环境^[28], 有利于硝化-反硝化脱氮的发生.

图 5

Fig. 5

图 5 不同干旱期条件下木屑组的污染物去除率 Fig. 5 Pollutants removal in sawdust group after different periods of drought

由图 5还可以发现, 干湿交替也有利于基质蓄磷能力的恢复. Ádám等^[29]的研究认为, 基质落干后磷吸附能力的提高可归因于成核效应, Ca₃(PO₄)₂晶体核能扩大基质的比表面积, 从而增强吸附效果, 也能强化核化点位表面无定形Ca₃(PO₄)₂的成核与沉淀.李阳等^[30]的研究则认为湿地在落干过程中, 土壤与空气充分接触, 促进了土壤中有机磷化合物的降解转化, 同时不定型态的Fe²⁺被充分氧化为Fe³⁺, 其对游离PO₄^3-有较强的束缚能力.

α多样性包含物种组成的丰富度和均匀度, 计算参数包括Observed Species指数、Chao1指数、Shannon指数、Simpson指数和PD Whole Tree等, 其中Observed Species指数和Chao1指数反映样品中群落的丰富度, 而Shannon指数、Simpson指数和PD whole tree综合考虑群落中物种的丰富度和均匀度, 相同物种丰富度的情况下, 群落中各物种均匀度越大, 则认为群落具有越大的多样性, 群落也越稳定^[11].各样品α多样性分析结果如表 2所示.

表 2 (Table 2)

表 2 α生物多样性分析 Table 2 The α biodiversity analysis 样品编号 PD Whole Tree Chao1指数 Observed Species指数 Shannon指数 Simpson指数 F1 132 1 708.56 1 339 7.02 0.94 F2 153 2 068.82 1 596 8.24 0.99 F3 142 1 822.47 1 426 8.12 0.99 F4 115 1 543.72 1 081 6.61 0.94 F5 109 1 376.08 1 032 6.35 0.93 S1 148 2 084.42 1 554 7.60 0.98 S2 145 2 013.74 1 496 7.17 0.95 S3 167 2 221.28 1 868 8.56 0.99 S4 107 1 444.40 1 046 5.44 0.85 S5 112 1 659.47 1 110 5.36 0.85

表 2 α生物多样性分析 Table 2 The α biodiversity analysis

由表 2可以看出, 取自砂土层和沸石层的样品中, 生态沟渠的生物多样性均小于生物滞留池.分析认为有以下2点原因：第一, 生物滞留池中的黄菖蒲相较生态沟渠中的黑麦草根系更发达, 更有利于微生物附着生长；第二, 生物滞留池深度更大, 在垂直方向上形成的好氧-缺氧-厌氧环境, 微生物种类更为多样.

图 6为各组生物滞留池稳定运行后淹没区沸石样品的电镜扫描照片.相比天然沸石, 其他3组沸石表面均比较平整, 有生物膜覆盖, 且木屑组和稻草组滞留池沸石表面生物膜覆盖密度明显大于对照组.已有研究表明^[31~33], 碳源的投加不仅有利于生物膜形成, 还能显著提高系统中的微生物、尤其是反硝化菌的丰度和活性, 从而提高脱氮效果.本研究稻草组和木屑组的TN去除率较对照组分别提高29.0%和33.8%, 分析认为, 一方面是投加的稻草和木屑补充了反硝化所需碳源, 另一方面是因为两组滞留池淹没区的生物多样性均高于对照组, 微生物脱氮效果更强.

图 6

Fig. 6

(a)天然沸石, (b)对照组滞留池淹没区沸石, (c)稻草组滞留池淹没区沸石, (d)木屑组滞留池淹没区沸石 图 6 沸石表面结构扫描电镜 Fig. 6 SEM of surface structure of zeolite

物种丰度聚类热图可以表示一组或多组样品在某一分类水平上的群落组成和丰度, 同时反映物种间或样品间的相似性^[34].对各样品相对丰度排前30的菌属进行聚类分析, 结果如图 7所示.

图 7

Fig. 7

横向表示样品, 纵向为物种; 每图左侧为物种聚类树, 上方为样品聚类树, 距离越近, 样品物种组成和丰度越相似 图 7 属水平物种丰度聚类热图 Fig. 7 Heat map of species abundance at genus level

由图 7(a)可以看出, F2和F3菌属群落组成和丰度相似, 与F1存在差异, 这与投加载体碳源对滞留池污染物去除的差异性分析结果相符.F4与F5相似, 因为F4和F5均取自沟渠, 两组沟渠填料组成和运行条件相同.F2和F3中优势菌属有硫杆菌属(Thiobacillus), 其在两个样品中的相对丰度分别为0.30%和0.33%, 该属包含自养反硝化菌, 厌氧条件下发生反硝化反应的同时参与硫循环^{[35, 36]}, 但F1中该菌丰度较低.分析原因, 认为是对照组滞留池淹没区较高的DO(7.3 mg·L^-1)不利于其缺氧反硝化, 而投加碳源能显著消耗水中的DO. F1中假单胞菌属(Pseudomonas)相对丰度为2.75%, 属于好氧反硝化菌, 是活性污泥中的主要菌属之一^{[37, 38]}.生态沟渠样品的优势菌属中含硝化螺菌属(Nitrospira)和动胶菌属(Zoogloea), 其中硝化螺菌属在F4和F5中的相对丰度分别为2.97%和3.14%；动胶菌属的相对丰度分别为0.85%和0.84%.硝化螺菌属能将污染水体中的NO₂^--N氧化成NO₃^--N, 在水体氮循环中具有十分重要的作用^{[39, 40]}；动胶菌属对有机物具有良好的降解作用, 并参与脱氮除磷过程^{[41, 42]}.由图 7(b)可知, 样品S1和S2与S3, S4与S5较接近, S1、S2和S3取自滞留池, S4和S5取自沟渠, 产生差异的主要原因可能是沟渠和滞留池种植植物以及进水负荷不同.各滞留池上层砂土层样品中优势菌属也包含参与反硝化过程的假单胞菌属, 其在S1~S3中的相对丰度分别为1.18%、0.77%和1.17%.

综上所述, 对照组滞留池淹没区较高的DO更有利于好氧反硝化菌的富集, 而稻草组和木屑组更有利于富集缺氧反硝化菌.生态沟渠淹没区沸石层检测到较多硝化菌, 说明其硝化作用较强.滞留池上层砂土层和淹没区沸石层都检测到了较多反硝化菌, 说明滞留池具有较大的反硝化潜力.

(1) 碱处理提高了木屑和稻草的释碳性能, 同时为微生物提供了更多附着生长空间.在生物滞留池中添加载体碳源能显著提高TN去除能力, 稻草组和木屑组滞留池的TN去除率分别较对照组提高19.9%和20.4%.

(2) HRT越长, 组合系统对污染物的去除效果越好.随着HRT降低、降雨强度增加, 生态沟渠段的污染物去除贡献显著降低, 生物滞留池段去除贡献略有增加.

(3) 随着干旱期的延长, 系统各污染物去除率均有所提高；相较连续运行, 干旱3周后木屑组系统的COD、NH₄⁺-N、TN和TP去除率分别提高8.1%、5.2%、12.3%和3.0%.

(4) 微生物群落分析结果显示, 生物滞留池的α多样性高于生态沟渠, 稻草组和木屑组滞留池淹没区α多样性高于对照组.稻草组和木屑组生物滞留池淹没区的优势菌种有硫杆菌属(Thiobacillus), 3组生态沟渠中均检测到硝化螺菌属(Nitrospira).