劉小真，石湖泉 ，陳福根

1. 南昌大學(xué)資源環(huán)境與化工學(xué)院/鄱陽(yáng)湖環(huán)境與資源利用教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江西 南昌 330031；2. 南昌務(wù)求環(huán)?？萍加邢薰?，江西 南昌 330006

近年來(lái)，中國(guó)許多規(guī)?；B(yǎng)豬場(chǎng)由于大部分采用水沖式清糞工藝，產(chǎn)生了相當(dāng)數(shù)量的含高濃度有機(jī)質(zhì)、氮和磷廢水（Wang et al.，2013），這些廢水給當(dāng)?shù)卦斐闪溯^大的環(huán)境污染，并且越來(lái)越多地造成周邊水體的富營(yíng)養(yǎng)化（Deng et al.，2008；Zhu，2007），甚至成為流域面源污染的主要來(lái)源之一（劉小真等，2010）。

人工濕地是設(shè)計(jì)和構(gòu)建的工程化系統(tǒng)，利用濕地植被、土壤介質(zhì)及其相關(guān)微生物相關(guān)組合的自然功能在受控制的環(huán)境中進(jìn)行廢水處理（Kadlec，2009）。由于其具有污染物去除效率好、安裝和維護(hù)成本相對(duì)較低、操作簡(jiǎn)單、水和養(yǎng)分重復(fù)利用潛力大（Prochaska et al.，2007；張驍棟等，2016）等特點(diǎn)，人工濕地被運(yùn)用于許多類型的廢水，包括工業(yè)廢水（Comino et al.，2011；楊旭等，2013）、農(nóng)業(yè)徑流（Zhang et al.，2017）、湖水（Martín et al.，2013）、垃圾滲濾液（Speer et al.，2011）、暴雨徑流（Heyvaert et al.，2006）和泥炭提取流出物（Postila et al.，2015）等。人工濕地可緩沖畜禽廢水的污染負(fù)荷沖擊，且能夠有效去除營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)及病原體（顏明娟，2012；Hill et al.，2001），被越來(lái)越多地運(yùn)用于養(yǎng)豬廢水處理（張燕等，2018；劉樹元等，2012；高春芳等，2011）。

本研究以永豐縣某農(nóng)場(chǎng)為試驗(yàn)基地，針對(duì)復(fù)合人工濕地存在的地下水污染問(wèn)題，建立防滲膜連為一體的復(fù)合型人工濕地畜禽養(yǎng)殖廢水系統(tǒng)，該系統(tǒng)包括沼氣池、沉淀池、曝氣池、緩沖池、潛流人工濕地、地表流人工濕地、氧化塘處理單元。對(duì)美人蕉（Canna indica）、水芹菜（Oenanthe javanica）、菖蒲（Acorus calamus）、水蔥（Scirpus tabernaemontani）和水葫蘆（Eichhornia crassipes）人工濕地植物進(jìn)行栽培，旨在研究復(fù)合人工濕地對(duì)豬廢水的處理效率，為中小型養(yǎng)豬場(chǎng)的廢水處理提供一種可行方案。

1 材料與方法

1.1 研究現(xiàn)場(chǎng)

本研究以永豐縣某豬場(chǎng)新建的復(fù)合人工濕地為研究現(xiàn)場(chǎng)。該復(fù)合濕地2017年3月正式投入運(yùn)行，設(shè)計(jì)處理規(guī)模達(dá)140 t·d-1。處理廢水是養(yǎng)豬場(chǎng)沖欄后在沼氣池匯集預(yù)處理后排出的廢水，該廢水水質(zhì)見下表1。

表1 復(fù)合人工濕地進(jìn)水水質(zhì)Table 1 The quality of inlet water to composite constructed wetlands

1.2 復(fù)合人工濕地系統(tǒng)簡(jiǎn)介

本研究復(fù)合人工濕地系統(tǒng)由預(yù)處理單元、濕地單元和后續(xù)處理單元組成，各單元之間依次用 PE軟管連接。其工藝流程圖如圖1所示。

預(yù)處理單元：養(yǎng)豬廢水依次經(jīng)過(guò)沼氣池、沉淀池和曝氣池Ⅰ的前處理后，通過(guò)PE軟管流入緩沖池。

濕地單元：濕地單元由緩沖池、潛流人工濕地Ⅰ、潛流人工濕地Ⅱ、地表流人工濕地Ⅰ、地表流人工濕地Ⅱ、潛流人工濕地Ⅲ組成。潛流人工濕地和地表流人工濕地底層鋪厚度為1.0 mm的PE防滲膜；床體由下至上按池底坡降為4%，鋪設(shè)煤渣層、礫石層、粗砂及土壤覆蓋層（潛流人工濕地(圖2)：煤渣層的厚度為15～20 cm；礫石層的厚度為30～35 cm，礫石粒徑為5～20 mm；粗砂覆蓋層大約5 mm，由粒徑為1～2 mm的粗細(xì)砂組成；土壤層25～30 cm。地表流人工濕地(圖3)：煤渣層的厚度為10～15 cm；礫石層的厚度為20 cm，礫石粒徑為5～20 mm；粗砂覆蓋層大約5 mm，由粒徑為1～2 mm的粗細(xì)砂組成；土壤層25～30 cm），在土壤層上面種植種植凈化污水能力強(qiáng)并具有一定觀賞性的水生植物，主要是美人蕉、水芹菜、菖蒲、水蔥。

后續(xù)處理單元：后續(xù)處理單元由氧化塘和曝氣池Ⅱ組成。氧化塘底層鋪厚度為1.0 mm的PE防滲膜，保持水位80 cm，塘內(nèi)種植水葫蘆；曝氣池Ⅱ?yàn)樗喑?，為?yīng)對(duì)高溫時(shí)出現(xiàn)的水質(zhì)變化加建，用1 kW的曝氣泵進(jìn)行多點(diǎn)曝氣。

1.3 復(fù)合人工濕地設(shè)計(jì)參數(shù)

本研究以永豐縣某豬場(chǎng)為研究區(qū)現(xiàn)場(chǎng)，根據(jù)《人工濕地污水處理工程技術(shù)規(guī)范》（HJ 2005—2010）設(shè)計(jì)各處理單元尺寸，以及《畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB 18596—2001）設(shè)計(jì)人工濕地排放水質(zhì)，其具體設(shè)計(jì)參數(shù)見表2。

1.4 現(xiàn)場(chǎng)采樣及分析

試驗(yàn)期間每月進(jìn)行1次采樣，按照工藝流程，采集各處理單元出水樣，每個(gè)采樣口采集2瓶水樣（檢測(cè)時(shí)均勻混合）。送實(shí)驗(yàn)室檢測(cè)CODCr、氨氮、總磷及懸浮物等指標(biāo)。水樣分析按照《水和廢水檢測(cè)分析方法》（第4版）進(jìn)行，并做平行樣，其中CODCr按照《水質(zhì) 化學(xué)需氧量 重鉻酸鹽法》（HJ 828—2017）測(cè)定，氨氮按照《水質(zhì) 氨氮的測(cè)定 納氏試劑分光光度法》（HJ 535—2009）測(cè)定，總磷按照《水質(zhì) 總磷的測(cè)定 鉬酸銨分光光度法》（GB 11893-89）測(cè)定，懸浮物測(cè)定采用濾紙法，并結(jié)合國(guó)家《畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB 18596—2001）進(jìn)行處理效果評(píng)價(jià)。

圖1 復(fù)合人工濕地工藝流程圖Fig. 1 Flowchart of omposite constructed wetlands

圖2 潛流人工濕地填料分層圖Fig. 2 Layer-built of underflow constructed wetlands

圖3 地表流人工濕地填料分層圖Fig. 3 Layer-built of surface flow constructed wetlands

表2 復(fù)合人工濕地設(shè)計(jì)參數(shù)Table 2 Design Parameters of omposite constructed wetlands

2 結(jié)果與分析

2.1 復(fù)合人工濕地啟動(dòng)初期對(duì)廢水中污染物去除效率

潛流人工濕地和地表流人工濕地于 2017年 2月分別在土壤覆蓋層上栽培了美人蕉、水芹菜、菖蒲和水蔥，通過(guò)一個(gè)月的培養(yǎng)，這些水生植物基本上存活，且長(zhǎng)出了部分新葉。濕地單元從2017年3月啟動(dòng)，復(fù)合人工濕地運(yùn)行1個(gè)月后，4月份在處理單元進(jìn)出水口采集水樣，濕地各單元對(duì)廢水中污染物的去除效率見圖4。

圖4 4月廢水污染物去除效率Fig.4 Removal efficiency of pollutants in wastewater in February

從圖4可知，潛流濕地Ⅰ對(duì)污染物去除效果不明顯；潛流濕地Ⅱ?qū)P的去除效果較好，此期間基質(zhì)對(duì)磷的物理過(guò)濾、吸附和化學(xué)沉淀起決定性的作用（Kaseva，2004）。總體而言，濕地單元對(duì)TP的去除效果比NH4+-N和CODCr好，潛流人工濕地Ⅲ對(duì)廢水中NH4+-N、TP和CODCr的去除率分別達(dá)到53.6%、61.4%和41.7%，而后污染物去除效率提升較少。經(jīng)過(guò)1個(gè)月的運(yùn)行，濕地植物生長(zhǎng)良好，由于栽培時(shí)為幼苗，雖然長(zhǎng)出的新葉，尚未形成發(fā)達(dá)的根系和較大的植物量，因此，污染物處理效果不盡理想（石雷等，2010）。人工濕地底層鋪設(shè)的煤渣層、礫石層、粗砂為床體提供了多孔結(jié)構(gòu)，可以吸附廢水中有機(jī)物，并且截留可沉降顆粒；同時(shí)，多孔結(jié)構(gòu)有利于空氣中的氧進(jìn)入濕地內(nèi)部，提升濕地系統(tǒng)的復(fù)氧能力，為微生物硝化作用的進(jìn)行提供條件。因此，該階段濕地對(duì)污染物的去除以基質(zhì)的物理作用占主導(dǎo)。

2.2 復(fù)合人工濕地后期對(duì)廢水中污染物去除效率

復(fù)合人工濕地啟動(dòng)運(yùn)行后每月采樣1次，由于8月當(dāng)?shù)爻掷m(xù)的高溫天氣導(dǎo)致地表流濕地單元生長(zhǎng)植物基本上死亡，造成人工濕地處理效果暫時(shí)性下降，因此在曝氣塘Ⅱ安裝曝氣泵進(jìn)行多點(diǎn)曝氣，提高NH4+-N處理效果。

圖 5a表明，濕地單元對(duì)污染物去除效果明顯優(yōu)于運(yùn)行初期，NH4+-N、TP和CODCr的出去效率分別達(dá)到了 98.7%、62.1%和 87.1%。該階段濕地經(jīng)過(guò)啟動(dòng)初期的穩(wěn)定運(yùn)行，植物在濕地中經(jīng)過(guò) 3個(gè)月的穩(wěn)定生長(zhǎng)，形成了由基質(zhì)-植物-微生物組成的人工濕地處理系統(tǒng)，養(yǎng)豬廢水在濕地前端的水平推流作用下，依次通過(guò)基質(zhì)、植物根須、微生物群落達(dá)到凈化。廢水流經(jīng)潛流濕地Ⅲ去除效果有明顯的提升，總體上看，濕地單元對(duì)TP和NH4+-N的處理效果比CODCr好。此階段，人工濕地中基質(zhì)-水生植物-微生物的物理、化學(xué)和生物的協(xié)同作用形成，TP和 NH4+-N通過(guò)基質(zhì)的過(guò)濾、吸附、沉淀、植物吸收和微生物的分解達(dá)到凈化，而CODCr主要通過(guò)植物根系生物膜的吸附、吸收生物代謝降解去除。

從圖5b可知，9月濕地系統(tǒng)處理TP的效果比較低，主要受8月持續(xù)高溫影響，濕地植物基本枯死，經(jīng)過(guò)1個(gè)月的栽培恢復(fù)，濕地植物量還不夠大，植物吸附磷的效能低，此階段基本通過(guò)微生物群落中磷細(xì)菌的代謝活性達(dá)到去磷效果，TP的去除效果差。養(yǎng)豬廢水流經(jīng)曝氣塘Ⅱ之后，NH4+-N的去除效果達(dá)到了98.72%，主要是9月之后在該處理單元增設(shè)了1 kW的曝氣泵進(jìn)行多點(diǎn)曝氣，可見曝氣是提高人工濕地處理NH4+-N效應(yīng)的有效方法。此階段人工濕地對(duì)養(yǎng)豬廢水中的NH4+-N、TP和CODCr的出除效率分別達(dá)到了98.7%、62.1%和87.1%。

從圖5c可知，10月潛流濕地Ⅰ和潛流濕地Ⅱ的處理效果比9月好，此階段濕地植物重新恢復(fù)，發(fā)達(dá)的根須根區(qū)為微生物提供良好的生長(zhǎng)條件促進(jìn)根際污染物的降解，其分泌的各種酶能參與多種生物化學(xué)過(guò)程，加速部分污染物的降解（敖子強(qiáng)等，2016）。此外，人工濕地床體內(nèi)部形成許多的好氧、缺氧和厭氧區(qū)，基質(zhì)-植物-微生物系統(tǒng)處理廢水中污染物達(dá)到高效狀態(tài)，床體內(nèi)部生物膜中微生物的硝化、反硝化、攝磷等同化反應(yīng)達(dá)到峰值。從圖5d可知，12月地表流Ⅰ和Ⅱ?qū)ξ廴疚锶コЧ患?0月好，可能是由于進(jìn)入冬季，人工濕地植物地下污染物積累受到影響（周旭丹等，2015）。

2.3 氣溫變化對(duì)復(fù)合人工濕地凈化效果的影響

圖5 復(fù)合人工濕地運(yùn)行后期污染物去除效率Fig. 5 Removal efficiency of pollutants in wastewater in later stage

圖6 人工濕地系統(tǒng)污染物去除效率與氣溫變化圖Fig. 6 Pollution removal efficiency and temperature variation of constructed wetlands

人工濕地通過(guò)物理、化學(xué)和生物復(fù)雜的過(guò)程去除污染物，諸如沉降、過(guò)濾、揮發(fā)、吸附、植物吸收和各種微生物過(guò)程，這些過(guò)程通常直接或間接地受到外部環(huán)境條件的影響。通過(guò)繪制人工濕地對(duì)污染物的去除效率和溫度變化曲線圖，探討氣溫變化對(duì)人工濕地凈化效果的影響，結(jié)果如圖6所示。從圖6可知，NH4+-N和TP去除效率變化基本同步，說(shuō)明人工濕地影響NH4+-N和TP處理效能的因素基本相同。10月NH4+-N、TP和CODCr的去除率都達(dá)到最大值，分別為98.8%、62.1%和87.1%。8月氣溫達(dá)到最高（最高氣溫達(dá)36 ℃），NH4+-N和TP的去除效率達(dá)到最低，由于8月持續(xù)的高溫造成濕地植物大量枯死，濕地植物對(duì)NH4+-N和TP的吸收作用很??；同時(shí)影響到了濕地基質(zhì)中微生物的數(shù)量和活性，進(jìn)而影響基質(zhì)微生物群落的硝化-反硝化作用和無(wú)機(jī)磷酸鹽轉(zhuǎn)化作用（鄭疆秋等，2012）。9月、10月NH4+-N和TP處理效率又提高，說(shuō)明濕地植物根系和植株恢復(fù)正常，濕地植物量和微生物群落達(dá)到峰值。12月NH4+-N、TP和CODCr的去除效率相對(duì)于 10月都降低了，同時(shí)氣溫也達(dá)到了最低（5 ℃）。人工濕地系統(tǒng)由基質(zhì)、植物、微生物組成，不同的成員在系統(tǒng)中發(fā)揮著不同的作用，尤其是在污染處理過(guò)程中，微生物群落起到了關(guān)鍵作用（Coban et al.，2015；周旭丹等，2015），低溫可以抑制濕地植物根區(qū)微生物的活性（Wang et al.，2017）。同時(shí)，12月是濕地植物枯萎期，植物光合作用降低，導(dǎo)致供養(yǎng)能力和根系分泌物減少，進(jìn)而影響根區(qū)微生物的生長(zhǎng)繁殖和活性。因此，12月濕地處理污染物效率又降低。

通過(guò)比較 NH4+-N、TP和 CODCr的去除效率變化曲線圖可以看出，氣溫對(duì)NH4+-N和TP去除效果影響明顯大于 CODCr去除的影響。這與Rozema et al.（2016）研究的結(jié)果一致，氣溫對(duì)人工濕地處理 CODCr的效率影響較小，這可能與CODCr去除主要依賴于濕地植物的吸收利用有關(guān)，微生物活性變化對(duì)CODCr去除的影響不是很大。

3 結(jié)論

本研究以永豐縣某農(nóng)場(chǎng)為試驗(yàn)基地，建立復(fù)合型人工濕地畜禽養(yǎng)殖廢水系統(tǒng)，對(duì)其人工濕地處理處理單元處理廢水污染物效率進(jìn)行了評(píng)價(jià)，并對(duì)溫度與系統(tǒng)處理污染物效率的變化進(jìn)行分析，得到以下結(jié)論：

（1）人工濕地啟動(dòng)初期污染物去除效率較低，需要形成良好的根系結(jié)構(gòu)后對(duì)污染物的去除能力才會(huì)穩(wěn)定提高。

（2）復(fù)合人工濕地處理養(yǎng)豬廢水污染物效率在10月達(dá)到最高，NH4+-N、TP和CODCr的去除效率分別為98.8%、62.1%和87.1%，排放濃度達(dá)到《畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB 18596—2001）；同時(shí)，濕地后續(xù)單元增加曝氣能有效處理養(yǎng)豬廢水中的NH4+-N。

（3）人工濕地處理 NH4+-N、TP和 CODCr的去除效率受氣溫影響，且對(duì) CODCr去除效率影響更加明顯。

（4）采用濕地填料和底層鋪設(shè) PE防滲膜的方法，且在人工潛流濕地和人工地表流濕地種植美人蕉、水芹菜、菖蒲、水蔥、水葫蘆等濕地植物對(duì)養(yǎng)豬廢水中的污染物去除效果較好，可以進(jìn)一步推廣到中小型養(yǎng)豬場(chǎng)人工濕地廢水處理中應(yīng)用。