目前，農(nóng)村生活污水處理設(shè)備，農(nóng)村生活污水經(jīng)過生物處理單元后，尾水中有機(jī)物濃度較低，但氮磷營養(yǎng)元素濃度仍然較高，直接排放會(huì)造成水體的富營養(yǎng)化。人工濕地主要通過微生物的生物降解轉(zhuǎn)化、植物吸收、基質(zhì)過濾等作用凈化水質(zhì)，處理成本較低、運(yùn)行效果穩(wěn)定且易于維護(hù)，因此，常被應(yīng)用于凈化經(jīng)生物單元處理后的農(nóng)村生活污水尾水，以及被污染的、富營養(yǎng)化的水體。傳統(tǒng)的人工濕地技術(shù)多栽培景觀植物，在冬季，人工濕地中植物易枯萎，凈化效率和景觀效益會(huì)大大降低。水培蔬菜系統(tǒng)是在污水中栽培適宜的蔬菜，該系統(tǒng)能夠在凈化水體的同時(shí)，產(chǎn)出具有經(jīng)濟(jì)價(jià)值的蔬菜，充分實(shí)現(xiàn)污水中氮磷的資源化利用，與傳統(tǒng)人工濕地相比具有明顯優(yōu)勢。

　　目前，利用人工濕地或水培蔬菜系統(tǒng)處理生活污水尾水或富營養(yǎng)化水體的研究已有很多。但大部分研究主要關(guān)注濕地中基質(zhì)的優(yōu)選及所植植物種類的選擇，對(duì)于通過水培蔬菜與潛流濕地工藝組合進(jìn)行尾水凈化，以及對(duì)系統(tǒng)中氮、磷沿程變化情況分析研究較少。本試驗(yàn)依據(jù)東南大學(xué)提出的脫氮池/脈沖生物濾池/人工濕地(水培蔬菜系統(tǒng))工藝，生物處理單元主要進(jìn)行有機(jī)物去除和硝化反應(yīng)，人工濕地單元主要實(shí)現(xiàn)對(duì)氮、磷的資源化利用。本試驗(yàn)構(gòu)筑4種生態(tài)處理單元，如表1所示，研究了在4種系統(tǒng)中，不同組合工藝對(duì)污染物的降解特性，提出不同處理系統(tǒng)的最佳水力負(fù)荷，并對(duì)系統(tǒng)中污染物的沿程變化規(guī)律進(jìn)行研究，為水培蔬菜系統(tǒng)進(jìn)行農(nóng)村生活污水尾水的凈化提供參考。

　　1 材料及方法

　　1.1 試驗(yàn)設(shè)置

　　工藝流程如圖1所示，試驗(yàn)裝置位于常州市，進(jìn)水為農(nóng)村生活污水經(jīng)脈沖生物濾池處理后的出水，污水經(jīng)提升泵提升到水箱，之后由高位水箱連續(xù)自流進(jìn)入試驗(yàn)裝置，通過閥門控制各單元進(jìn)水流量。

　　不同裝置的具體尺寸與有效水深如表1所示，水培蔬菜系統(tǒng)內(nèi)不填充基質(zhì)，種植蔬菜選擇空心菜，栽植密度為100～150株/m2，潛流濕地填充基質(zhì)，下層基質(zhì)為礫石，上層填充粗砂，在基質(zhì)上栽種西伯利亞鳶尾。

　　1.2 檢測方法與進(jìn)水水質(zhì)

　　試驗(yàn)在夏季進(jìn)行(7月～10月)，試驗(yàn)期間水溫為23.5～30.1 ℃。水力負(fù)荷分別設(shè)定為0.1、0.2、0.3 m3/(m2·d)，1號(hào)系統(tǒng)相對(duì)應(yīng)的水力停留時(shí)間(HRT)分別為24、12、8 h，2號(hào)系統(tǒng)相對(duì)應(yīng)的HRT分別為5.5、2.75、1.83 d，3號(hào)系統(tǒng)及4號(hào)系統(tǒng)相對(duì)應(yīng)的HRT分別為78、39、26 h。取樣頻率為每天一次，檢測進(jìn)水水質(zhì)如表2所示。

　　去除負(fù)荷表示單位處理單元單位時(shí)間對(duì)污染物的去除量，它反應(yīng)了裝置對(duì)污染物的去除能力，污染物去除負(fù)荷如式(1)。

　　其中：L—去除負(fù)荷，g/(㎡·d);

　　Q—進(jìn)水流量，m³/d;

　　A—系統(tǒng)有效面積，㎡;

　　C1—進(jìn)水污染物濃度，mg/L;

　　C2—出水污染物濃度，mg/L。

　　2 結(jié)果與討論

　　2.1 水力負(fù)荷對(duì)不同系統(tǒng)污染物去除影響

　　(1)CODCr去除效果

　　由圖2(a)可知，水力負(fù)荷為0.1～0.3 m3/(m2·d)時(shí)，隨著水力負(fù)荷的增加，4組工藝內(nèi)CODCr的去除率均明顯降低，這是因?yàn)樗ω?fù)荷越大，污水在各個(gè)系統(tǒng)中的停留時(shí)間越短，影響微生物對(duì)CODCr的降解效果。對(duì)于1號(hào)水培蔬菜系統(tǒng)，CODCr的去除率在不同水力負(fù)荷下均為最小，這可能是因?yàn)樗嗍卟讼到y(tǒng)有效水深較淺，并且系統(tǒng)內(nèi)不填充基質(zhì)，所以水培蔬菜根系中微生物的量相對(duì)潛流濕地較少，而進(jìn)水為經(jīng)過脈沖濾池生物處理后的出水，水中CODCr主要為小分子溶解性有機(jī)物，CODCr的去除主要依靠微生物的降解和轉(zhuǎn)化作用，所以潛流濕地單元可發(fā)揮較好的作用。

　　隨著水力負(fù)荷增大，3號(hào)系統(tǒng)對(duì)CODCr的去除率由58.2%下降到39.5%，4號(hào)系統(tǒng)對(duì)CODCr的去除率由50.3%下降到34.6%。其中3號(hào)系統(tǒng)相對(duì)較好，可能是因?yàn)?號(hào)系統(tǒng)首先流經(jīng)潛流濕地，流經(jīng)后段水培蔬菜系統(tǒng)中CODCr含量減少，溶解氧濃度低(0.3～2.1 mg/L)，導(dǎo)致后段水培蔬菜生長狀況不好，部分未長出發(fā)達(dá)的根系或出現(xiàn)爛根現(xiàn)象，減弱了水培蔬菜根系中微生物的生長繁殖和CODCr降解作用。

　　由圖2(b)可知，2號(hào)系統(tǒng)、3號(hào)系統(tǒng)與4號(hào)系統(tǒng)對(duì)CODCr的去除負(fù)荷均隨水力負(fù)荷的增大而增加，去除負(fù)荷增大趨勢減緩。這是因?yàn)樗嗍卟讼到y(tǒng)根系較淺，隨水力負(fù)荷增加，水流對(duì)根系沖刷加強(qiáng)，不利于根系中微生物的生長繁殖。具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.dowater.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　(2)TN去除效果

　　4種系統(tǒng)對(duì)TN的去除率如圖3(a)所示，去除率均隨著水力負(fù)荷增加而下降。在相同的水力負(fù)荷條件下，2號(hào)系統(tǒng)對(duì)TN的去除率最大，這是由于進(jìn)水為生物接觸氧化池的出水，氮的形態(tài)以width=46,height=15,dpi=110為主，潛流濕地內(nèi)有效水深較深，為微生物進(jìn)行反硝化脫氮?jiǎng)?chuàng)造了較好的缺氧環(huán)境，所以該系統(tǒng)對(duì)TN的去除率最大。水力負(fù)荷為0.1 m3/(m2·d)時(shí)，4號(hào)系統(tǒng)對(duì)TN的去除率遠(yuǎn)低于其他3種系統(tǒng)，可能是在4號(hào)系統(tǒng)中，污水先經(jīng)過水深較深的潛流濕地，流入后段水培蔬菜系統(tǒng)時(shí)水中溶解氧濃度較低(0.3～2.1 mg/L)，影響到空心菜的正常生長和根系微生物生存環(huán)境，使植物吸收與微生物去除作用減弱。隨著水力負(fù)荷增大，1號(hào)系統(tǒng)中TN的去除率從76.9%降至45.7%，去除率波動(dòng)較大，說明水力負(fù)荷對(duì)水培蔬菜系統(tǒng)中TN的去除影響較大。

　　(3)TP去除效果

　　各系統(tǒng)TP的去除率情況如圖4(a)所示。1號(hào)系統(tǒng)、2號(hào)系統(tǒng)與3號(hào)系統(tǒng)去除率隨著水力負(fù)荷增加呈明顯下降的趨勢，2號(hào)潛流濕地系統(tǒng)去除率最大。當(dāng)水力負(fù)荷由0.1 m3/(m2·d)增大到0.3 m3/(m2·d)時(shí)，1號(hào)系統(tǒng)去除率由78.9%下降至40.8%，下降幅度最大，這可能是因?yàn)樵谒嘞到y(tǒng)中，磷的去除主要是植物對(duì)磷素的吸收，水力負(fù)荷加大使停留時(shí)間縮短，植物對(duì)磷的吸收作用會(huì)明顯減弱。而2號(hào)系統(tǒng)與3號(hào)系統(tǒng)中，隨著水力負(fù)荷的增加，潛流濕地中填料對(duì)磷的吸附作用優(yōu)勢凸顯，使TP去除率下降幅度小于水培蔬菜系統(tǒng)。對(duì)于4號(hào)系統(tǒng)，由于前段流入潛流濕地造成后段水培蔬菜系統(tǒng)中溶解氧的濃度過低，植物生長狀況與根系微生物受到影響，系統(tǒng)對(duì)TP去除率始終較低，水力負(fù)荷為0.1 m3/(m2·d)時(shí)，4號(hào)系統(tǒng)對(duì)TP的去除率為53.7%，其他3種工藝系統(tǒng)對(duì)TP的去除率分別為84.2%、81.5%、78.9%。系統(tǒng)進(jìn)水TP濃度為0.84～1.34 mg/L，水力負(fù)荷為0.1～0.3 m3/(m2·d)時(shí)，2號(hào)系統(tǒng)、3號(hào)系統(tǒng)、4號(hào)系統(tǒng)中出水TP濃度可以達(dá)一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)(GB 18918—2002)，1號(hào)水培蔬菜系統(tǒng)在水力負(fù)荷0.3 m3/(m2·d)時(shí)，出水TP難以達(dá)到一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)。

　　圖4(b)為TP去除負(fù)荷隨水力負(fù)荷變化情況，與TN去除負(fù)荷變化情況相似。2號(hào)系統(tǒng)、3號(hào)系統(tǒng)、4號(hào)系統(tǒng)TP去除負(fù)荷隨水力負(fù)荷的增加而增大，增加幅度減緩，2號(hào)系統(tǒng)TP去除負(fù)荷表現(xiàn)最佳，這與潛流濕地中基質(zhì)吸附作用強(qiáng)的結(jié)論一致本試驗(yàn)中氮磷去除率及去除負(fù)荷的變化趨勢與其他研究相似。

　　(4)水力負(fù)荷的優(yōu)選

　　去除率反映了進(jìn)出水中污染物濃度的變化程度，是出水水質(zhì)是否達(dá)標(biāo)應(yīng)該考慮的因素，去除負(fù)荷反映了裝置對(duì)污染物的去除能力，去除負(fù)荷越大表明系統(tǒng)對(duì)污染物的去除效率越高。根據(jù)各系統(tǒng)對(duì)CODCr、TN、TP去除率與去除負(fù)荷的分析，不同工藝系統(tǒng)的最適水力負(fù)荷不同。對(duì)于1號(hào)水培蔬菜系統(tǒng)，CODCr、TN、TP去除負(fù)荷均在水力負(fù)荷為0.2 m3/(m2·d)時(shí)最大，出水CODCr、TN、TP可滿足一級(jí)A的標(biāo)準(zhǔn)，2號(hào)系統(tǒng)與3號(hào)系統(tǒng)水力負(fù)荷為0.3 m3/(m2·d)時(shí)，CODCr、TN、TP去除負(fù)荷可達(dá)到最大，且出水CODCr、TN、TP均可達(dá)滿足一級(jí)A的標(biāo)準(zhǔn)，而對(duì)于4號(hào)系統(tǒng)，污染物去除率較低，雖然出水CODCr和TN能夠達(dá)到一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)，但TP很難達(dá)到，且所植空心菜出現(xiàn)爛根情況，該組合不適宜農(nóng)村生活污水尾水處理。

　　2.2 不同工藝系統(tǒng)污染物去除特性

　　為了解各系統(tǒng)內(nèi)部不同段對(duì)污染物的去除情況，沿程均勻設(shè)置若干取樣點(diǎn)，檢測各污染物濃度的沿程變化規(guī)律。

　　(1)CODCr沿程變化

　　CODCr沿程變化如圖5所示。由圖5(a)可知，在1號(hào)系統(tǒng)中，CODCr濃度近似呈線性下降，沿程各段中CODCr的降解量相當(dāng)，出水CODCr濃度較2號(hào)系統(tǒng)高，即在潛流濕地內(nèi)CODCr去除效果較水培蔬菜系統(tǒng)更好;2號(hào)系統(tǒng)內(nèi)CODCr在前1/4段下降較多，由69 mg/L降低至50 mg/L，占整個(gè)系統(tǒng)CODCr去除量的48.7%，之后各段中CODCr的下降量相當(dāng)，出水濃度較低。

　　由圖5(b)可知，對(duì)于3號(hào)系統(tǒng)，CODCr濃度在前2/3段從69 mg/L降低至58 mg/L，占去除總量的40.1%，后段CODCr濃度從58 mg/L降低至42 mg/L，該段去除量占系統(tǒng)CODCr去除總量的59.9%;對(duì)于4號(hào)系統(tǒng)，CODCr濃度在前1/3段下降較多，從69 mg/L降低至55 mg/L，占總?cè)コ康?4.5%，后段水培蔬菜內(nèi)CODCr濃度近似線性下降，CODCr濃度從55 mg/L下降至48 mg/L，出水CODCr濃度較高。

　　(2)TN濃度沿程變化

　　圖6表示TN沿程變化情況。由圖6(a)可知，1號(hào)系統(tǒng)與2號(hào)系統(tǒng)內(nèi)氮濃度沿程基本呈線性下降，其中前1/4段去除量相對(duì)較多，之后下降趨勢放緩。進(jìn)水TN濃度為10.4 mg/L，1號(hào)系統(tǒng)與2號(hào)系統(tǒng)前1/4段TN去除量分別占總?cè)コ康?4.6%、54.2%，出水TN濃度分別達(dá)到3.7、3.2 mg/L，與CODCr去除效果相似，2號(hào)潛流濕地系統(tǒng)內(nèi)對(duì)TN的去除效果優(yōu)于1號(hào)水培蔬菜系統(tǒng)。由圖6(b)可知，在4號(hào)系統(tǒng)中，TN濃度在前1/3段下降較多，從10.4 mg/L下降至7.4 mg/L;而進(jìn)入后段，TN濃度近乎不變，后段水培蔬菜對(duì)TN的去除率僅為30.5%，這解釋了4號(hào)系統(tǒng)整體對(duì)TN較低的去除率現(xiàn)象。3號(hào)系統(tǒng)對(duì)TN的總?cè)コ拭黠@更高，出水TN濃度僅為4.0 mg/L，在前2/3的水培系統(tǒng)中，TN濃度由10.4 mg/L降至6.7 mg/L，占TN總?cè)コ康?8.1%;后段系統(tǒng)仍進(jìn)行較多的TN去除，占總?cè)コ康?1.9%，該組合系統(tǒng)對(duì)TN的去除效果較好，且前段水培空心菜生長狀況良好，是一種凈化尾水較適宜采用的組合系統(tǒng)。

　　(3)TP濃度沿程變化

　　TP濃度沿程變化情況如圖7所示。1號(hào)系統(tǒng)、2號(hào)系統(tǒng)中TP濃度變化與TN相似，隨著沿程近似呈線性下降，在前1/4段均下降較多，前1/4段去除量占比分別達(dá)到43.1%、55.9%，進(jìn)水TP濃度為0.89 mg/L時(shí)，出水濃度分別達(dá)到0.26、0.20 mg/L。2號(hào)潛流濕地沿程各段對(duì)TP的去除效果更好，這是因?yàn)闈摿鳚竦刂谢|(zhì)對(duì)磷具有較好的吸附性。3號(hào)系統(tǒng)、4號(hào)系統(tǒng)中，TP的沿程變化趨勢與TN呈現(xiàn)相同的規(guī)律。4號(hào)系統(tǒng)TP總?cè)コ首畹?，且TP去除集中于前1/3段，占比為73.3%，后2/3段去除量僅占26.7%;而3號(hào)系統(tǒng)對(duì)TP總?cè)コ瘦^大，水培蔬菜段TP濃度由0.89 mg/L降至0.63 mg/L，去除量占比54.4%，后段濕地系統(tǒng)內(nèi)去除量占總?cè)コ?5.6%，出水TP濃度滿足一級(jí)A的標(biāo)準(zhǔn)。

　　3 蔬菜安全性

　　利用尾水進(jìn)行經(jīng)濟(jì)作物水培，重金屬含量低，但植物可對(duì)污水中重金屬污染物進(jìn)行富集，使作物中重金屬含量增高。因此，對(duì)1號(hào)水培蔬菜系統(tǒng)(1#)、3號(hào)水培蔬菜+潛流濕地系統(tǒng)(2#)中空心菜進(jìn)行重金屬含量測定，檢測由農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全監(jiān)督檢驗(yàn)測試中心完成，監(jiān)測項(xiàng)目及結(jié)果如表3所示。結(jié)果顯示，水培系統(tǒng)中所采摘的空心菜中Cr、Pb、Cu、As 和 Cd 的含量均未超過限定值，符合國家標(biāo)準(zhǔn)(GB 2762—2012)，可放心食用。

　　4 結(jié)論

　　采用水培蔬菜、潛流濕地及其組合系統(tǒng)4種工藝，凈化經(jīng)過生物接觸氧化生物處理后的農(nóng)村生活污水，水培蔬菜、潛流濕地、水培蔬菜+潛流濕地系統(tǒng)適宜水力負(fù)荷分別為0.2、0.3、0.3 m3/(m2·d)，各系統(tǒng)不僅達(dá)到氮磷最大化利用，同時(shí)出水能夠滿足一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)。而潛流濕地+水培蔬菜組合工藝處理農(nóng)村污水尾水時(shí)，部分空心菜出現(xiàn)爛根現(xiàn)象，因此該工藝不適用于農(nóng)村污水尾水的處理。

　　在水培蔬菜系統(tǒng)、潛流濕地系統(tǒng)內(nèi)，CODCr、TN、TP在前1/4段下降較多，后段近似呈現(xiàn)線性下降;水培蔬菜+潛流濕地組合系統(tǒng)內(nèi)，前段水培蔬菜系統(tǒng)對(duì)CODCr、TN、TP去除的貢獻(xiàn)率分別為40.7%、58.1%、53.7%，總?cè)コ蕿?9.1%、61.1%、55%。在水培蔬菜系統(tǒng)與水培蔬菜+潛流濕地組合工藝中，空心菜中重金屬含量低于國家標(biāo)準(zhǔn)限值，采收的空心菜可安全食用。

　　綜上，采取水培蔬菜及水培蔬菜+潛流濕地組合系統(tǒng)凈化農(nóng)村生活污水尾水，出水不僅滿足污水一級(jí)A(GB 18918—2002)排放標(biāo)準(zhǔn)，同時(shí)可通過蔬菜吸收進(jìn)行氮磷資源的有效利用，將污水處理與農(nóng)業(yè)生產(chǎn)有機(jī)結(jié)合，在農(nóng)村地區(qū)具有廣泛的應(yīng)用價(jià)值。