潮汐运行方式对人工湿地处理含盐废水脱氮性能的影响❋

张晓雨， 王福浩， 夏振刚， 佘宗莲❋❋

(1. 中国海洋大学海洋环境与生态教育部重点实验室， 山东 青岛 266100； 2. 青岛水务环境公司， 山东 青岛 266021)

迄今为止，针对垂直流人工湿地处理含盐废水的研究主要集中在传统垂直流人工湿地和复合垂直流人工湿地，利用TFCW处理含盐废水的研究较少，尤其是关于高盐条件下F/R对TFCW脱氮性能的影响尚未见报道。本研究利用TFCW处理含盐废水，探究了不同F/R条件下的污染物去除效率，确定了实现高效脱氮的F/R，结合湿地内无机氮的沿程分布特征和微生物群落结构的时空变化，阐析了无机氮的去除途径。

1 材料与方法

1.1 人工湿地的结构和运行模式

本研究采用实验室规模的潮汐流人工湿地，露天放置在中国海洋大学校园内(山东省青岛市)，实验装置如图1所示。实验时期为春、夏和秋3个季节，总计185 d。实验期间进水温度范围为12～28 ℃。

图1 潮汐流人工湿地实验装置图Fig.1 Schematic diagram of a TFCW system

人工湿地直径为0.3 m、高1.0 m，填料高度为0.78 m。填料从上到下依次为：5 cm粗砂层(粒径1～4 mm)、30 cm炉渣层(粒径2～10 mm)、28 cm细砾石层(粒径5～20 mm)和15 cm粗砾石(粒径50～100 mm)。沿湿地深度设置4个水样取样口，距基质表面深度(即沿程深度)分别为27、43、59和76 cm，其中76 cm取样口与电磁阀连接，通过继电器控制电磁阀定时排水。此外，沿湿地深度设置4个基质取样口，距基质表面深度分别为0～5 cm、18～23 cm、38～43 cm和58～63 cm(编号为S1、S2、S3和S4)。湿地表面栽种2株盐地碱蓬(Suaedasalsa(L.) Pall.)，幼株采自李村河，为一年生草本植物，多生长在盐碱地、海滩和湖边，具有较好的耐盐性。

废水由蠕动泵送入表面的布水系统，均匀喷撒在湿地表面，向下流动进入湿地内；湿地进水流速为230 mL·min-1，平均表面负荷为0.33 m3·(m2·d)-1。实验分4个阶段，各阶段运行条件如表1所示。阶段1、2和3运行过程中，湿地1次潮汐(即1个周期)历时均为24 h，但3个阶段的F/R不同，以比较F/R对湿地内污染物去除效果的影响，这3个阶段进水结束后湿地内填料处于完全淹没状态。阶段4在24 h内总淹没时间和总空闲时间与阶段3相同，且24 h内处理的水量与前3个阶段相同，但阶段4实验期间24 h经历2次潮汐(即1次潮汐历时12 h)，且阶段4进水结束后淹没期湿地处于半淹没状态(水位距湿地表面为43 cm，即淹没阶段湿地分为上部不饱和区和下部饱和区)，以对比分析潮汐频次和淹没深度对湿地性能的影响。

1.2 进水水质

1.3 水质测定和分析方法

每个阶段运行达到稳定时，在1个周期内每隔1 h从4个水样取样口采集水样，测定污染物浓度和环境参数，重复取样3次(1次/d)。

表1 湿地运行参数Table 1 Operational parameters of wetland

(1)

使用IBM SPSS Statistics 23软件对各阶段的实验数据进行统计分析，采用单因素方差分析法(ANOVA,Analysis of variance)检验不同阶段污染物去除效果的差异性，当p<0.05 时，认为组间具有显著性差异。

1.4 微生物群落结构分析

实验结束时，从4个基质取样点采集填料样品，称取20～60 g置于三角瓶中，加入40 mL PBS缓冲液，超声振荡30 min后置于摇床中常温震荡3 h(220 r/min)，使填料上的生物膜脱落并破碎，震荡后的混合液用灭菌纱布过滤以除掉填料等杂质，滤液为含有生物膜的混浊液，滤液置于50 mL离心管中在5 000 r/min条件下离心10 min，弃去上清液，底部沉淀物即为提取的生物膜。使用Powerful Soil DNA试剂盒(MoBio Laboratories，USA)提取生物膜中的DNA，将提取的DNA采用引物515F(5′-GTGCCAGCAGCCGCGGTAA-3′)和907R(5′-CCGTCAATTCCTTTGAGTTT-3′)通过聚合链式反应(PCR)扩增16S rDNA的V4-V5高变区，扩增产物提交给专业测序公司Novogene(中国北京)，在Illumina MiSeq平台进行高通量测序，测序原始数据在经质量过滤、去除嵌合体等质控步骤后，以相似度97%对所有序列进行OTU划分，并利用SILVA、RDP classifier等数据库进行物种注释，运用QIIME等软件进行包括Alpha多样性、Beta多样性在内的指数进行多样品比较分析。

2 结果与讨论

2.1 淹没/空闲时长比对污染物去除效果的影响

各阶段湿地运行达到稳定时，进出水环境参数见表2。

表2 进出水环境参数(平均值±标准差)Table 2 Average values of environmental parameters of influent and effluent (mean ± SD)

F/R为13.2 h/8.8 h和14.5 h/7.5 h时，出水水温均高于进水水温，可能是阶段1和阶段2的实验稳定期为夏季(6—8月)，较长时间的太阳照射提高了湿地内水温。各阶段出水DO 含量均明显低于进水(p<0.05)，这是因为湿地处于淹没状态时好氧微生物氧化有机物和氮的过程会消耗水中溶解氧，导致出水DO水平下降。淹没时间较长的阶段2和阶段3的出水DO浓度低于淹没时间较短的阶段1，说明淹没时间增加会导致湿地内DO水平下降；此外，阶段4的出水DO浓度高于阶段3，说明总淹没时间相同时增加潮汐流频次有利于湿地复氧。

阶段1、2和4 条件下出水 pH 均低于进水，这与阶段1、2中淹没反应时间较短、反硝化释放的碱度较少有关；阶段4经历2次潮汐流，强化了湿地复氧，更有利于硝化作用和有机物氧化，但弱化了反硝化作用和碱度的释放。对于阶段1、2和3来讲，出水pH随F/R增大和湿地淹没时间增加而升高，阶段3时F/R最大、出水pH最高，且略高于进水，这可以从阶段3淹没时间较长、反硝化反应较充分、产生碱度较多来解释。

图2 F/R对污染物去除的影响Fig. 2 The effect of F/R on the pollutant removal efficiency

各F/R条件下达到稳定状态时，COD去除效果均较好，F/R为13.2 h/8.8 h时，COD去除率高达98.17%，F/R增加至14.5 h/7.5 h和15.5 h/6.5 h后，COD去除率分别降至88.72%和91.96%，说明延长淹没时间、减少空闲时间会导致有机物去除效率下降，这是因为随淹没时间的增加使湿地内DO含量降低(如表2所示)，导致有机物氧化效能降低。F/R为7.75 h/3.25 h条件下，COD去除率(93.10%)比F/R为15.5 h/6.5 h阶段略高，这可归因于前者比后者多了1次潮汐流，促进了湿地复氧，从而有利于有机物的氧化分解。表2中显示的阶段4出水DO浓度高于阶段3的结果可以支持这种解释。

2.2 淹没期氮沿程分布

((a)～(d)分别为F/R (h/h)=13.2/8.8、14.5/7.5、15.5/6.5和7.75/3.25。 (a)～(d) represent the F/R (h/h)=13.2/8.8、14.5/7.5、15.5/6.5 and 7.75/3.25, respectively.)

((a)～(d)分别为F/R (h/h)=13.2/8.8、14.5/7.5、15.5/6.5和7.75/3.25). (a)～(d) represent the F/R (h/h)=13.2/8.8、14.5/7.5、15.5/6.5 and 7.75/3.25, respectively.)

2.3 微生物群落的丰富度和多样性

实验结束时取不同深度填料样品，采用高通量测序技术分析了湿地内不同深度细菌和古菌群落的丰富度和多样性，结果见表3。通过对相似度为97%以上的序列进行聚类分析，得到3 473个OTUs。所有样品的测序覆盖率均超过99%，说明测序的结果涵盖了绝大部分的物种，能够有效地反映微生物的丰富度和多样性[20]。微生物丰富度由Chao1和ACE指数表示，湿地内细菌和古菌的丰富度均随深度增加而明显提高，较深的炉渣层和砾石层中微生物的丰富度较顶部的粗砂层更高，可能是由于炉渣的多孔结构和砾石粗糙的表面结构为微生物提供了适宜的生存环境，有利于微生物富集[17]。微生物多样性由Shannon和Simpson指数表示，随深度增加细菌多样性呈现先升高后降低的趋势，在18～23 cm深度达到最高；随深度增加古菌多样性呈现先降低后升高的趋势，在0～5 cm表层最高。另外，湿地各层中细菌的丰富度和多样性均高于古菌，这可能由于细菌更容易在充氧条件良好的湿地系统中富集，在Pelissari等[21]利用垂直流人工湿地进行生物脱氮的研究中也有类似的报道。

2.4 微生物在门水平的群落结构

相对丰度最高的古菌门为奇古菌(Thaumarchaeota，37.20%～81.80%)，是人工湿地好氧/缺氧环境中常见的氨氧化古菌[27-28]，曾有报道在垂直流人工湿地中拥有很高的丰度(57.00%)[29]。本研究湿地中检测出高丰度的奇古菌，说明该菌门在潮汐流人工湿地脱氮过程中发挥了重要作用。

表3 湿地内微生物群落丰富度和多样性Table 3 Diversity and richness of the microbial community in wetland

表4 古菌群落在门水平的分布Table 4 Microbial composition of archaea at phylum level %

图5 细菌群落在门水平的分布Fig. 5 Microbial composition of bacteria at phylum level

2. 5 微生物在属水平的群落结构

湿地内不同深度微生物群落在属水平的分布见图6。不同深度处细菌优势菌属差异较大，0～5 cm、18～23 cm、38～43 cm和58～63 cm深度的优势菌属分别为植物内生中村氏菌(Nakamurella，6.20%)和独岛杆菌(Dokdonella，6.00%)、冷单胞菌(Psychromonas，8.20%)和植物内生中村氏菌(5.00%)、冷单胞菌(10.30%)和植物内生中村氏菌(5.10%)、冷单胞菌(15.70%)和海洋白红细菌(Albirhodobacter，9.40%)。冷单胞菌除在表层(0～5 cm)中相对丰度较低(0.30%)外，在其他深度均为优势菌属，且相对丰度随深度增加而增加(从0.30%增加到15.7%)；冷单胞菌为嗜盐菌，在湿地下部饱和区污水与填料接触时间较长，因而更有利于嗜盐的冷单胞菌属富集；冷单胞菌具有降解有机物的功能[30]，且能促进生物膜的形成[31]。据报道，在处理非含盐废水的TFCW中没有检测到冷单胞菌[32]。

图6 微生物群落在属水平的分布Fig. 6 Microbial distribution of microbial at genus level

本研究检测到的反硝化菌属(DNB)大部分属于变形菌门，其中相对丰度较高的为独岛杆菌(Dokdonella，1.40%～6.00%)和植物内生中村氏菌(Nakamurella，1.30%～6.20%)，两个菌属的相对丰度均随湿地深度的增加而降低，0～5 cm深度处相对丰度分别为6.00%和6.20%，在58～63 cm深度处相对丰度降低至1.70%和1.30%。独岛杆菌和植物内生中村氏菌均为异养反硝化菌[36-37]，本研究湿地内COD浓度随深度增加明显降低(见图4)，即随深度增加异养反硝化所需的碳源减少，这不利于湿地深处异养反硝化菌的生长繁殖，因而使独岛杆菌和植物内生中村氏菌的相对丰度随深度增加而降低。

本研究湿地中只检测到1个相对丰度大于0.5%古菌属Candidatus_Nitrosoarchaeum，属于奇古菌门，是一种具有氨氧化功能的古菌[25,32]。Candidatus_Nitrosoarchaeum在各深度处的相对丰度均很高，在0～5 cm、18～23 cm、38～43 cm和58～63 cm深度的丰度分别为33.90%、78.00%、72.50%和44.50%，可知Candidatus_Nitrosoarchaeum属是本研究湿地中重要的氨氧化古菌，在湿地脱氮过程中发挥了重要作用，这与前人的研究结果一致[38-39]。此外，比较而言，Candidatus_Nitrosoarchaeum在表层和底部的丰度较低(分别为33.90%和44.50%)，在中部的丰度较高(72.50%～78.00%)，说明湿地中部好氧/缺氧的兼性环境更有利于其生长繁殖，这与Bouali等[38]的研究结果类似。

3 结论

(2)湿地内不同深度处微生物群落结构存在明显差异，表层细菌的丰富度和多样性均明显低于深层；表层古菌的丰富度低于深层，而表层古菌的多样性明显高于深层；湿地内各深度处细菌的丰富度和多样性均明显大于古菌。

(3)湿地内检测到的优势细菌门是变形菌(Proteobacteria)、拟杆菌(Bacteroidetes)、放线菌(Actinobacteria)、绿弯菌(Chloroflexi)、酸杆菌(Acidobacteria)和浮霉菌 (Planctomycetes)；优势细菌属为植物内生中村氏菌(Nakamurella)、独岛杆菌(Dokdonella)、冷单胞菌(Psychromonas)和海洋白红细菌(Albirhodobacter)。相对丰度最高的古菌门是奇古菌(Thaumarchaeota)，优势古菌属是Candidatus_Nitrosoarchaeum。

(4)湿地中检测到的氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化细菌是亚硝化单胞菌(Nitrosomonas)和硝化螺旋菌(Nitrospira)，主要反硝化细菌是独岛杆菌(Dokdonella)和植物内生中村氏菌(Nakamurella)。氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化细菌在湿地中下部丰度较高，反硝化细菌在湿地中上部丰度较高；硝化细菌的丰度远低于反硝化细菌。