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潛流人工濕地作為一種有效的污水生態處理系統，因其成本低、環境友好、景觀效果好而廣泛應用于污水廠尾水的深度處理。然而，在長期運行過程中，由于化學沉淀、生物膜生長和植物根系的固體積累等因素影響，潛流人工濕地普遍存在基質堵塞的現象，導致其處理能力下降，嚴重影響濕地的運行年限。

目前已有一些減少人工濕地堵塞物積累的方法。其中，更換基質成本昂貴、效率低；停床輪休簡單易行，但不能滿足污水連續處理要求；植物及動物的凈化作用對潛流人工濕地基質堵塞問題的緩解作用有限；有研究提出了采用原位施用化學藥劑的方法對堵塞的濕地介質進行修復，即根據化學凈化的原理，向濕地注入化學藥劑，以溶解或去除部分有機物，抑制微生物生長，從而改善基質堵塞。Nivala等將35%的H2O2應用于兩個被堵塞的濕地，結果表明，這種氧化處理方式明顯緩解了基質堵塞，而且沒有長期的負面影響。

然而H2O2對濕地基質堵塞的緩解效果及其對濕地的影響目前尚不明確。為此，筆者針對C市某污水處理廠尾水濕地基質堵塞的工程實際問題，根據現有的研究，選擇35%的H2O2作為化學溶脫劑投加到濕地試驗單元格，根據潛流人工濕地出水流量、進出水水質和微生物群落結構的變化等，分析H2O2原位緩解潛流人工濕地基質堵塞的效果，旨在為該技術的大規模推廣應用提供參考。

1、材料和方法

1.1 潛流人工濕地系統概況

C市污水廠尾水生態處理工程通過潛流人工濕地、表流人工濕地等多級串聯的水質凈化設施，以進一步處理達到《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB18918—2002）一級A標準的尾水，使其水質達到《地表水環境質量標準》（GB3838—2002）Ⅳ類標準。濕地處理系統平面布置和水平潛流人工濕地結構如圖1所示。

該工程的潛流人工濕地設計面積為9hm2，設計處理規模為8×104m3/d，BOD5表面負荷為40kg/（hm2·d），水力負荷為0.88m3/（m2·d），水力停留時間為24h；通過配水渠配水，土壤覆蓋層設計厚度為25cm，基質層的主要構成為礫石、沸石、云母石與少量的鋼渣，其粒徑為5~30mm，填料層的設計孔隙率約為30%~40%，基質層設計厚度為75cm。通過挖取潛流濕地基質，觀察到潛流人工濕地現場單元格前端實際的覆土厚度為50cm，基質層厚度為50cm，比設計厚度少25cm。

總進水渠西側的水平潛流人工濕地單元格共99組，其中標準單元格尺寸為37.0m×17.2m，共74組，非標準單元格25組。水平潛流人工濕地單元格在垂直于進水渠方向設置進水管，每處進水渠供給并列布置的兩側水平潛流人工濕地，標準水平潛流人工濕地單元格有2根進水管，管徑為DN100，采用穿孔配水管配水，配水管管徑為DN100，管道標準長度為3.5m，開孔率為3%。然而，自2019年建成以來，尾水濕地已連續運行多年，潛流人工濕地基質堵塞較為嚴重，處理水量從8×104m3/d下降至2×104m3/d，基質凈化能力下降也較為明顯。

1.2 試驗方法

選擇其中一組潛流人工濕地單元作為試驗單元格，開展投加35%的H2O2原位緩解基質堵塞的現場試驗。在試驗單元格的進出水管段上安裝流量計和進水閥，檢測濕地前、中、后段基質堵塞物中有機物含量，并根據前期試驗結果，以基質堵塞物中有機物含量為依據，按揮發性懸浮固體（VSS）含量確定H2O2投加量為2.2L/kg。藥劑投加方式為單次投加，用叉車將裝有H2O2的塑料桶提升至一定高度，并通過加藥管道使H2O2重力自流進入濕地內部，控制H2O2的流速為4~8L/min。由于H2O2具有強氧化性，加藥過程中需做好安全防護。

1.3 檢測項目及方法

試驗期間，在加藥前、加藥后及加藥60d后三個階段每天取潛流人工濕地的進水和出水水樣，為期7d，先進行沉淀分離，其上清液過0.45μm濾膜后再進行水質指標檢測。COD采用快速消解分光光度法測定，NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定，NO2--N采用N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法測定，NO3--N采用紫外分光光度法測定，TP采用鉬酸銨分光光度法測定，TN采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定。加藥前挖取試驗單元格堵塞基質，測定單位基質堵塞物的有機質含量。試驗前，在潛流濕地試驗單元格出水管上加裝電磁流量計，用于測定及記錄出水流量的變化。通過高通量測序技術，對加藥前、加藥7d后、加藥60d后試驗單元格基質上的微生物群落結構進行分析。采用引物338F（5'-ACTCCTACGGAGGGCAGCAG-3'）和806R（5'-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3'）對細菌16SrRNA基因的V3-V4高變區域進行擴增，并運用IlluminaMiSeqPE300測序平臺進行高通量測序分析。

2、結果與討論

2.1 加藥過程及現象

加藥時，濕地床與H2O2的反應具有極強的放熱過程，H2O2注入時會產生大量蒸汽，濕地表面出現大量泡沫，如圖2所示。這說明H2O2與堵塞基質反應不僅是通過化學氧化作用，還有釋放熱量和起泡的物理作用，在加藥過程中應注意控制投藥速度并注意安全。減緩H2O2的流入速度以后，泡沫逐漸消散，但是依然會產生白色蒸汽，這種猛烈的氧化作用可以持續長達60min。觀測顯示，加藥7d后的出水水樣中帶有土黃色的顆粒物，這與未加藥之前的透明狀水樣形成對比。同時，在出水管段上方和出水渠道內積累了許多黃褐色的污泥沉淀，推測是基質中堵塞物溶脫的結果。

2.2 加藥對基質層及植物的影響

圖3展示了試驗單元格前端基質層加藥前、中、后的變化?？梢钥闯?，加藥前基質呈現黑色，表面附著大量的堵塞物。同時未觀察到水流，說明該單元格基質堵塞程度較為嚴重。在加入H2O2之后，基質內部先是冒出大量的氣泡，并產生濃煙，反應5~10min以后，反應變緩慢，氣泡逐漸消失。這是由于35%的H2O2是一種強氧化劑，容易分解并釋放氧氣，與還原性雜質如有機物反應，同時與有機污泥接觸以后會形成微氣泡，這些微氣泡迅速聚集導致沸騰。

試驗單元格基質層表面前端種植有90m2龍須草，末端種植了170m2的黃菖蒲。初次加藥時進藥流速控制不佳，導致H2O2與內部基質反應劇烈，大量氣泡從基質內部流出，流出的泥水混合物對植物葉片具有一定的傷害，故試驗單元格基質加藥管邊緣部分龍須草葉片喪失活性，其余植物并未出現死亡的現象。同時，由于試驗季節為冬季，種植的植物大多數已經被收割，在加藥60d后，進入春季可以明顯觀察到試驗單元格的植物開始生長，說明投加H2O2并不會導致植物大量死亡。

2.3 出水流量的變化

試驗期間加藥單元格出水流量的變化如圖4所示?？梢钥闯?，加藥前出水平均流量為（4.90±0.12）m3/h，出水流量較穩定。在投加H2O2后的1~5d（第8~12天），出水流量有所下降，推測是由于大量基質堵塞物從基質表面溶脫下來，泥水混合物逐漸流出潛流濕地。加藥8d后（第15天），出水流量逐漸增大，加藥11d后（第18天），潛流濕地所在地下雨，導致流量有所波動。加藥60d后，出水流量趨于穩定，平均出水流量為（6.42±0.25）m3/h。說明投加H2O2有效緩解了潛流濕地試驗單元格的基質堵塞問題。

2.4 水質的變化

2.4.1 溶解氧和pH的變化

加藥前后進出水DO和pH的變化如圖5所示。

從圖5（a）可以看出，加藥前進水平均DO為7.9mg/L，出水DO為5.4mg/L。加藥后（第8天），H2O2與基質堵塞物反應放出大量的熱與氧氣，導致出水DO濃度升高，達到19.7mg/L；加藥9d后（第16天），出水DO濃度恢復至加藥前水平，說明此時基質內部因為投加H2O2而產生的溶解氧已全部消耗或流出。

從圖5（b）可以看出，濕地進水呈弱堿性，在經過潛流濕地凈化后，pH有所升高，說明濕地內部是一個弱堿性的環境。有研究表明，弱堿性環境有利于生物脫氮除磷。在加藥之后，潛流濕地進出水pH沒有明顯變化，說明投加H2O2沒有改變濕地內部的酸堿環境。

2.4.2 COD和總磷的變化

加藥前后人工濕地進出水COD和總磷濃度的變化如圖6所示。

從圖6（a）可以看出，潛流人工濕地進水COD在8.1~24.3mg/L范圍內波動，平均濃度為13.6mg/L。加藥前試驗單元格出水COD平均濃度為12.1mg/L，去除率為10.8%。加藥后第1天出水COD濃度上升至30mg/L，并觀察到出水中含有大量土黃色顆粒，推測原因是H2O2的作用使得基質堵塞物氧化溶脫并從濕地內部流出，導致出水有機物增多。加藥7d后，潛流人工濕地對COD的去除能力恢復到正常水平，進水COD為20.4mg/L，出水COD為11.4mg/L，去除率達到44.0%。加藥60d后，COD平均去除率達到32.6%，較加藥前提高21.8%。有研究表明，隨著潛流濕地基質堵塞，濕地水力停留時間變短，對COD的去除效果變差，投加H2O2后COD去除率上升，表明潛流濕地基質堵塞情況得到一定改善。

從圖6（b）可以看出，潛流人工濕地進水TP在0.2~0.4mg/L范圍內波動，加藥前TP去除率為6.2%，加藥后第1天TP出水濃度為0.27mg/L，TP去除率下降到-12.5%，之后去除率逐步提高，至加藥后第7天TP去除率達到43.0%。加藥60d后TP去除率在40%左右波動。結合微生物群落變化進行分析，加藥60d后，潛流濕地內部放線菌門和變形菌門相對豐度增加，而放線菌門和變形菌門在生物脫氮除磷過程中具有核心作用，故總磷去除率得以提高。

2.4.3 氮的變化

進水NH4+-N在0.3~7.3mg/L范圍內波動，主要受污水廠出水水質的影響，加藥后第1天出水NH4+-N濃度為0.4mg/L，去除率從78.8%下降到9.7%，第2天則恢復到92.4%。加藥60d后，對NH4+-N的平均去除率為75.3%。對NH4+-N的去除發生在微生物吸收消耗有機營養物的硝化過程中，加入H2O2后，短期內潛流人工濕地內部缺氧環境被改變，對氨氮的去除效果有短暫提升。潛流人工濕地進水NO3--N平均濃度為11.6mg/L，如圖7（a）所示。加藥前，出水NO3--N為13.1mg/L，高于進水濃度；加藥7d后，出水NO3--N濃度雖有降低，但仍高于進水；而在加藥60d后NO3--N去除率達到14.7%。推測是因為潛流人工濕地內部仍處于缺氧狀態，有利于NO3--N被微生物還原。

潛流人工濕地進水NO2--N在0.1~0.28mg/L范圍內波動，加藥前對NO2--N的平均去除率為91.9%，加藥7d后降至84.6%，加藥60d后恢復到95.4%。潛流人工濕地進水TN為9.5~15.2mg/L，如圖7（b）所示，加藥前TN平均去除率為-4.8%，加藥后短期內TN去除率稍有提高，但在60d后，TN去除率大幅提高，達到34.9%。結合微生物群落變化進行分析，加藥60d后，潛流人工濕地內部反硝化菌活性增加，故在加藥后TN去除率升高。綜上可知，投加H2O2后短期內可能會導致人工濕地的氮去除性能下降，但隨著時間的推移，NH4+-N和NO2--N去除率逐漸恢復到加藥前水平，TN和NO3--N的去除率較加藥前則分別提高39.7%和28.0%。

2.5 加藥對微生物群落結構的影響

為了深入分析投加H2O2對潛流人工濕地基質內部微生物群落結構的影響，分析了加藥前（Q1）、加藥7d后（Q2）、加藥60d后（Q3）試驗單元格基質上微生物群落結構的變化情況，結果見圖8。

從圖8（a）可以看出，在門水平上，加藥前基質內部的優勢菌門為變形菌門Proteobacteria（42.64%）、硝化螺菌門Nitrospirota（22.18%）、綠彎菌門Chloroflexi（9.38%）、酸桿菌門Acidobacteriota（9.23%）、擬桿菌門Bacteroidota（3.82%）和放線菌門Actinobacteriota（3.04%）。加藥7d后，由于H2O2的強氧化性，可使DO升高，并對堵塞物具有溶脫和氧化分解作用，這引起了濕地內部環境和基質堵塞物結構的變化，變形菌門的豐度下降到21.12%，硝化螺菌門下降到3.24%，擬桿菌門下降到2.74%，表明投加H2O2在短期內導致了基質內部微生物群落結構的變化，降低了部分細菌的豐度。而綠彎菌門豐度上升至23.35%，放線菌門上升至13.13%。有研究表明，綠彎菌門可參與硝化作用的第二步，即將亞硝態氮轉化為硝態氮，并同化吸收環境中的多種有機酸，這解釋了在部分硝化菌屬豐度下降的情況下，仍可以有效進行有機物降解和脫氮的部分原因；放線菌門和變形菌門下的菌屬在生物脫氮除磷過程中具有核心作用，這也說明了加藥后短期內試驗單元格除磷效果增強的原因。

在加藥后第1天對碳、氮、磷的去除受到較大影響，這可歸因于H2O2的投加對濕地內部環境和微生物群落結構造成較大沖擊；但在加藥后第2~7天，對碳、氮、磷的去除率便快速提升并在短期內逐漸趨于穩定，這可認為即使微生物群落結構受到較大影響，但微生物在H2O2的影響下被快速激發活性以適應H2O2的負面影響，因此微生物生長在一定程度上向適應H2O2影響的方向發展，從而優化微生物群落結構。在加藥60d后，變形菌門的豐度上升至51.71%，放線菌門上升至8.55%，擬桿菌門上升至8.39%。說明投加H2O2后在短期內對變形菌和擬桿菌有一定的抑制作用，但并不會造成此類細菌消失，60d后其豐度可逐漸恢復，說明H2O2帶來的影響是可逆的。

在屬水平上進一步分析微生物群落結構的變化，如圖8（b）所示。可以看出，加藥前濕地基質內的優勢菌屬為硝化螺菌屬Nitrospira（21.81%）、亞硝化單胞菌屬Nitrosomonas（9.66%）、norank_f__norank_o__Vicinamibacterales（3.5%），加藥后短期內（7d）3種菌屬的豐度分別下降了18.76%、9.24%、1.99%；而加藥60d后，亞硝化單胞菌屬Nitrosomonas豐度上升至11.42%。Nitrosomonas屬于亞硝化單胞菌科、亞硝化單胞菌目、β-變形菌綱和變形菌門，其中富含硝化功能的細菌能夠將氨氮氧化成亞硝酸鹽。由亞硝化菌屬豐度的變化可以看出，加藥后微生物群落結構在屬水平上的變化與門水平一致。投加H2O2短期內會降低硝化菌的豐度，推測這是因為投加H2O2造成系統內氨氮濃度下降，硝化過程受阻，且硝化菌易受外界環境變化的影響，致使世代周期長、生長緩慢，從而導致硝化菌生長受到抑制。但是在60d后其豐度可逐步恢復，說明H2O2帶來的影響是可逆的。此外，在加藥60d后，兼性反硝化菌Arenimonas豐度由加藥前的0.15%上升至4.79%。該菌屬可以利用有機碳源進行脫氮，其相對豐度的升高可能是因為在投加H2O2后異養菌的相對豐度降低，在濕地逐漸恢復厭氧環境的過程中，反硝化菌屬與異養菌競爭碳源的難度降低，從而促進了反硝化菌的生長。

3、結論

①投加H2O2在一定程度上能夠緩解潛流人工濕地基質堵塞問題。投加過氧化氫60d后，試驗單元格出水流量從（4.90±0.12）m3/h提升至（6.42±0.25）m3/h。盡管投加H2O2會短暫降低潛流人工濕地的處理性能，但沒有改變濕地內部的酸堿環境。在加藥60d后，NH4+-N和NO2--N的去除率恢復至加藥前水平，而對COD、TP、TN、NO3--N的去除率分別提高21.8%、33.8%、39.7%、28.0%。

②微生物群落結構分析表明，投加過氧化氫60d后促進了Proteobacteria相對豐度的增加，但是會短期抑制基質內部硝化菌的豐度，這是因為潛流人工濕地孔隙率增大所致的好氧環境為好氧菌的生長創造了適宜條件，從而推動潛流人工濕地處理性能的恢復。加藥60d后，亞硝化菌屬Nitrosomonas、反硝化菌屬Arenimonas豐富增加，基質內部微生物群落結構在一定程度上得到優化。

③H2O2修復是一種很有前景的應對潛流濕地堵塞的修復方法，但在使用H2O2處理潛流濕地堵塞時，需要獲得相關部門的批準和許可。另外，安全性也是一個關鍵考慮因素。由于H2O2具有強氧化性，H2O2與濕地基質的反應是一個放熱產生氧氣的過程，會產生大量泡沫與濃煙，因此應控制加藥流速，同時應注意遠離火源，以防引起火災。另外，不建議在濕地表面施用H2O2，因為H2O2會首先與植物碎屑發生反應，一方面對植物根系和葉片有損害，另一方面降低了H2O2的有效利用率。出于安全和可行性考慮，建議在冬天使用該方法，同時修剪或清除濕地積水區的高大植被。