潛流人工濕地作為一種有效的污水生態(tài)處理系統(tǒng)，因其成本低、環(huán)境友好、景觀效果好而廣泛應(yīng)用于污水廠尾水的深度處理。然而，在長(zhǎng)期運(yùn)行過(guò)程中，由于化學(xué)沉淀、生物膜生長(zhǎng)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(zhì)堵塞的現(xiàn)象，導(dǎo)致其處理能力下降，嚴(yán)重影響濕地的運(yùn)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(zhì)成本昂貴、效率低；停床輪休簡(jiǎn)單易行，但不能滿足污水連續(xù)處理要求；植物及動(dòng)物的凈化作用對(duì)潛流人工濕地基質(zhì)堵塞問(wèn)題的緩解作用有限；有研究提出了采用原位施用化學(xué)藥劑的方法對(duì)堵塞的濕地介質(zhì)進(jìn)行修復(fù)，即根據(jù)化學(xué)凈化的原理，向濕地注入化學(xué)藥劑，以溶解或去除部分有機(jī)物，抑制微生物生長(zhǎng)，從而改善基質(zhì)堵塞。Nivala等將35%的H2O2應(yīng)用于兩個(gè)被堵塞的濕地，結(jié)果表明，這種氧化處理方式明顯緩解了基質(zhì)堵塞，而且沒(méi)有長(zhǎng)期的負(fù)面影響。

然而H2O2對(duì)濕地基質(zhì)堵塞的緩解效果及其對(duì)濕地的影響目前尚不明確。為此，筆者針對(duì)C市某污水處理廠尾水濕地基質(zhì)堵塞的工程實(shí)際問(wèn)題，根據(jù)現(xiàn)有的研究，選擇35%的H2O2作為化學(xué)溶脫劑投加到濕地試驗(yàn)單元格，根據(jù)潛流人工濕地出水流量、進(jìn)出水水質(zhì)和微生物群落結(jié)構(gòu)的變化等，分析H2O2原位緩解潛流人工濕地基質(zhì)堵塞的效果，旨在為該技術(shù)的大規(guī)模推廣應(yīng)用提供參考。

1、材料和方法

1.1 潛流人工濕地系統(tǒng)概況

C市污水廠尾水生態(tài)處理工程通過(guò)潛流人工濕地、表流人工濕地等多級(jí)串聯(lián)的水質(zhì)凈化設(shè)施，以進(jìn)一步處理達(dá)到《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB18918—2002）一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)的尾水，使其水質(zhì)達(dá)到《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB3838—2002）Ⅳ類標(biāo)準(zhǔn)。濕地處理系統(tǒng)平面布置和水平潛流人工濕地結(jié)構(gòu)如圖1所示。

該工程的潛流人工濕地設(shè)計(jì)面積為9hm2，設(shè)計(jì)處理規(guī)模為8×104m3/d，BOD5表面負(fù)荷為40kg/（hm2·d），水力負(fù)荷為0.88m3/（m2·d），水力停留時(shí)間為24h；通過(guò)配水渠配水，土壤覆蓋層設(shè)計(jì)厚度為25cm，基質(zhì)層的主要構(gòu)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(shè)計(jì)孔隙率約為30%~40%，基質(zhì)層設(shè)計(jì)厚度為75cm。通過(guò)挖取潛流濕地基質(zhì)，觀察到潛流人工濕地現(xiàn)場(chǎng)單元格前端實(shí)際的覆土厚度為50cm，基質(zhì)層厚度為50cm，比設(shè)計(jì)厚度少25cm。

總進(jìn)水渠西側(cè)的水平潛流人工濕地單元格共99組，其中標(biāo)準(zhǔn)單元格尺寸為37.0m×17.2m，共74組，非標(biāo)準(zhǔn)單元格25組。水平潛流人工濕地單元格在垂直于進(jìn)水渠方向設(shè)置進(jìn)水管，每處進(jìn)水渠供給并列布置的兩側(cè)水平潛流人工濕地，標(biāo)準(zhǔn)水平潛流人工濕地單元格有2根進(jìn)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(biāo)準(zhǔn)長(zhǎng)度為3.5m，開(kāi)孔率為3%。然而，自2019年建成以來(lái)，尾水濕地已連續(xù)運(yùn)行多年，潛流人工濕地基質(zhì)堵塞較為嚴(yán)重，處理水量從8×104m3/d下降至2×104m3/d，基質(zhì)凈化能力下降也較為明顯。

1.2 試驗(yàn)方法

選擇其中一組潛流人工濕地單元作為試驗(yàn)單元格，開(kāi)展投加35%的H2O2原位緩解基質(zhì)堵塞的現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)。在試驗(yàn)單元格的進(jìn)出水管段上安裝流量計(jì)和進(jìn)水閥，檢測(cè)濕地前、中、后段基質(zhì)堵塞物中有機(jī)物含量，并根據(jù)前期試驗(yàn)結(jié)果，以基質(zhì)堵塞物中有機(jī)物含量為依據(jù)，按揮發(fā)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(guò)加藥管道使H2O2重力自流進(jìn)入濕地內(nèi)部，控制H2O2的流速為4~8L/min。由于H2O2具有強(qiáng)氧化性，加藥過(guò)程中需做好安全防護(hù)。

1.3 檢測(cè)項(xiàng)目及方法

試驗(yàn)期間，在加藥前、加藥后及加藥60d后三個(gè)階段每天取潛流人工濕地的進(jìn)水和出水水樣，為期7d，先進(jìn)行沉淀分離，其上清液過(guò)0.45μm濾膜后再進(jìn)行水質(zhì)指標(biāo)檢測(cè)。COD采用快速消解分光光度法測(cè)定，NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測(cè)定，NO2--N采用N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法測(cè)定，NO3--N采用紫外分光光度法測(cè)定，TP采用鉬酸銨分光光度法測(cè)定，TN采用堿性過(guò)硫酸鉀消解紫外分光光度法測(cè)定。加藥前挖取試驗(yàn)單元格堵塞基質(zhì)，測(cè)定單位基質(zhì)堵塞物的有機(jī)質(zhì)含量。試驗(yàn)前，在潛流濕地試驗(yàn)單元格出水管上加裝電磁流量計(jì)，用于測(cè)定及記錄出水流量的變化。通過(guò)高通量測(cè)序技術(shù)，對(duì)加藥前、加藥7d后、加藥60d后試驗(yàn)單元格基質(zhì)上的微生物群落結(jié)構(gòu)進(jìn)行分析。采用引物338F（5'-ACTCCTACGGAGGGCAGCAG-3'）和806R（5'-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3'）對(duì)細(xì)菌16SrRNA基因的V3-V4高變區(qū)域進(jìn)行擴(kuò)增，并運(yùn)用IlluminaMiSeqPE300測(cè)序平臺(tái)進(jìn)行高通量測(cè)序分析。

2、結(jié)果與討論

2.1 加藥過(guò)程及現(xiàn)象

加藥時(shí)，濕地床與H2O2的反應(yīng)具有極強(qiáng)的放熱過(guò)程，H2O2注入時(shí)會(huì)產(chǎn)生大量蒸汽，濕地表面出現(xiàn)大量泡沫，如圖2所示。這說(shuō)明H2O2與堵塞基質(zhì)反應(yīng)不僅是通過(guò)化學(xué)氧化作用，還有釋放熱量和起泡的物理作用，在加藥過(guò)程中應(yīng)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(huì)產(chǎn)生白色蒸汽，這種猛烈的氧化作用可以持續(xù)長(zhǎng)達(dá)60min。觀測(cè)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(duì)比。同時(shí)，在出水管段上方和出水渠道內(nèi)積累了許多黃褐色的污泥沉淀，推測(cè)是基質(zhì)中堵塞物溶脫的結(jié)果。

2.2 加藥對(duì)基質(zhì)層及植物的影響

圖3展示了試驗(yàn)單元格前端基質(zhì)層加藥前、中、后的變化。可以看出，加藥前基質(zhì)呈現(xiàn)黑色，表面附著大量的堵塞物。同時(shí)未觀察到水流，說(shuō)明該單元格基質(zhì)堵塞程度較為嚴(yán)重。在加入H2O2之后，基質(zhì)內(nèi)部先是冒出大量的氣泡，并產(chǎn)生濃煙，反應(yīng)5~10min以后，反應(yīng)變緩慢，氣泡逐漸消失。這是由于35%的H2O2是一種強(qiáng)氧化劑，容易分解并釋放氧氣，與還原性雜質(zhì)如有機(jī)物反應(yīng)，同時(shí)與有機(jī)污泥接觸以后會(huì)形成微氣泡，這些微氣泡迅速聚集導(dǎo)致沸騰。

試驗(yàn)單元格基質(zhì)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(shí)進(jìn)藥流速控制不佳，導(dǎo)致H2O2與內(nèi)部基質(zhì)反應(yīng)劇烈，大量氣泡從基質(zhì)內(nèi)部流出，流出的泥水混合物對(duì)植物葉片具有一定的傷害，故試驗(yàn)單元格基質(zhì)加藥管邊緣部分龍須草葉片喪失活性，其余植物并未出現(xiàn)死亡的現(xiàn)象。同時(shí)，由于試驗(yàn)季節(jié)為冬季，種植的植物大多數(shù)已經(jīng)被收割，在加藥60d后，進(jìn)入春季可以明顯觀察到試驗(yàn)單元格的植物開(kāi)始生長(zhǎng)，說(shuō)明投加H2O2并不會(huì)導(dǎo)致植物大量死亡。

2.3 出水流量的變化

試驗(yàn)期間加藥單元格出水流量的變化如圖4所示?？梢钥闯觯铀幥俺鏊骄髁繛椋?.90±0.12）m3/h，出水流量較穩(wěn)定。在投加H2O2后的1~5d（第8~12天），出水流量有所下降，推測(cè)是由于大量基質(zhì)堵塞物從基質(zhì)表面溶脫下來(lái)，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(dǎo)致流量有所波動(dòng)。加藥60d后，出水流量趨于穩(wěn)定，平均出水流量為（6.42±0.25）m3/h。說(shuō)明投加H2O2有效緩解了潛流濕地試驗(yàn)單元格的基質(zhì)堵塞問(wèn)題。

2.4 水質(zhì)的變化

2.4.1 溶解氧和pH的變化

加藥前后進(jìn)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(jìn)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(zhì)堵塞物反應(yīng)放出大量的熱與氧氣，導(dǎo)致出水DO濃度升高，達(dá)到19.7mg/L；加藥9d后（第16天），出水DO濃度恢復(fù)至加藥前水平，說(shuō)明此時(shí)基質(zhì)內(nèi)部因?yàn)橥都親2O2而產(chǎn)生的溶解氧已全部消耗或流出。

從圖5（b）可以看出，濕地進(jìn)水呈弱堿性，在經(jīng)過(guò)潛流濕地凈化后，pH有所升高，說(shuō)明濕地內(nèi)部是一個(gè)弱堿性的環(huán)境。有研究表明，弱堿性環(huán)境有利于生物脫氮除磷。在加藥之后，潛流濕地進(jìn)出水pH沒(méi)有明顯變化，說(shuō)明投加H2O2沒(méi)有改變濕地內(nèi)部的酸堿環(huán)境。

2.4.2 COD和總磷的變化

加藥前后人工濕地進(jìn)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(jìn)水COD在8.1~24.3mg/L范圍內(nèi)波動(dòng)，平均濃度為13.6mg/L。加藥前試驗(yàn)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(cè)原因是H2O2的作用使得基質(zhì)堵塞物氧化溶脫并從濕地內(nèi)部流出，導(dǎo)致出水有機(jī)物增多。加藥7d后，潛流人工濕地對(duì)COD的去除能力恢復(fù)到正常水平，進(jìn)水COD為20.4mg/L，出水COD為11.4mg/L，去除率達(dá)到44.0%。加藥60d后，COD平均去除率達(dá)到32.6%，較加藥前提高21.8%。有研究表明，隨著潛流濕地基質(zhì)堵塞，濕地水力停留時(shí)間變短，對(duì)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(zhì)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(jìn)水TP在0.2~0.4mg/L范圍內(nèi)波動(dòng)，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(dá)到43.0%。加藥60d后TP去除率在40%左右波動(dòng)。結(jié)合微生物群落變化進(jìn)行分析，加藥60d后，潛流濕地內(nèi)部放線菌門和變形菌門相對(duì)豐度增加，而放線菌門和變形菌門在生物脫氮除磷過(guò)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(jìn)水NH4+-N在0.3~7.3mg/L范圍內(nèi)波動(dòng)，主要受污水廠出水水質(zhì)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(fù)到92.4%。加藥60d后，對(duì)NH4+-N的平均去除率為75.3%。對(duì)NH4+-N的去除發(fā)生在微生物吸收消耗有機(jī)營(yíng)養(yǎng)物的硝化過(guò)程中，加入H2O2后，短期內(nèi)潛流人工濕地內(nèi)部缺氧環(huán)境被改變，對(duì)氨氮的去除效果有短暫提升。潛流人工濕地進(jìn)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(jìn)水濃度；加藥7d后，出水NO3--N濃度雖有降低，但仍高于進(jìn)水；而在加藥60d后NO3--N去除率達(dá)到14.7%。推測(cè)是因?yàn)闈摿魅斯竦貎?nèi)部仍處于缺氧狀態(tài)，有利于NO3--N被微生物還原。

潛流人工濕地進(jìn)水NO2--N在0.1~0.28mg/L范圍內(nèi)波動(dòng)，加藥前對(duì)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(fù)到95.4%。潛流人工濕地進(jìn)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(nèi)TN去除率稍有提高，但在60d后，TN去除率大幅提高，達(dá)到34.9%。結(jié)合微生物群落變化進(jìn)行分析，加藥60d后，潛流人工濕地內(nèi)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(nèi)可能會(huì)導(dǎo)致人工濕地的氮去除性能下降，但隨著時(shí)間的推移，NH4+-N和NO2--N去除率逐漸恢復(fù)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(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)的影響

為了深入分析投加H2O2對(duì)潛流人工濕地基質(zhì)內(nèi)部微生物群落結(jié)構(gòu)的影響，分析了加藥前（Q1）、加藥7d后（Q2）、加藥60d后（Q3）試驗(yàn)單元格基質(zhì)上微生物群落結(jié)構(gòu)的變化情況，結(jié)果見(jiàn)圖8。

從圖8（a）可以看出，在門水平上，加藥前基質(zhì)內(nèi)部的優(yōu)勢(shì)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(qiáng)氧化性，可使DO升高，并對(duì)堵塞物具有溶脫和氧化分解作用，這引起了濕地內(nèi)部環(huán)境和基質(zhì)堵塞物結(jié)構(gòu)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(nèi)導(dǎo)致了基質(zhì)內(nèi)部微生物群落結(jié)構(gòu)的變化，降低了部分細(xì)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(tài)氮轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，并同化吸收環(huán)境中的多種有機(jī)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(jìn)行有機(jī)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(guò)程中具有核心作用，這也說(shuō)明了加藥后短期內(nèi)試驗(yàn)單元格除磷效果增強(qiáng)的原因。

在加藥后第1天對(duì)碳、氮、磷的去除受到較大影響，這可歸因于H2O2的投加對(duì)濕地內(nèi)部環(huán)境和微生物群落結(jié)構(gòu)造成較大沖擊；但在加藥后第2~7天，對(duì)碳、氮、磷的去除率便快速提升并在短期內(nèi)逐漸趨于穩(wěn)定，這可認(rèn)為即使微生物群落結(jié)構(gòu)受到較大影響，但微生物在H2O2的影響下被快速激發(fā)活性以適應(yīng)H2O2的負(fù)面影響，因此微生物生長(zhǎng)在一定程度上向適應(yīng)H2O2影響的方向發(fā)展，從而優(yōu)化微生物群落結(jié)構(gòu)。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(shuō)明投加H2O2后在短期內(nèi)對(duì)變形菌和擬桿菌有一定的抑制作用，但并不會(huì)造成此類細(xì)菌消失，60d后其豐度可逐漸恢復(fù)，說(shuō)明H2O2帶來(lái)的影響是可逆的。

在屬水平上進(jìn)一步分析微生物群落結(jié)構(gòu)的變化，如圖8（b）所示?？梢钥闯觯铀幥皾竦鼗|(zhì)內(nèi)的優(yōu)勢(shì)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(nèi)（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(xì)菌能夠?qū)钡趸蓙喯跛猁}。由亞硝化菌屬豐度的變化可以看出，加藥后微生物群落結(jié)構(gòu)在屬水平上的變化與門水平一致。投加H2O2短期內(nèi)會(huì)降低硝化菌的豐度，推測(cè)這是因?yàn)橥都親2O2造成系統(tǒng)內(nèi)氨氮濃度下降，硝化過(guò)程受阻，且硝化菌易受外界環(huán)境變化的影響，致使世代周期長(zhǎng)、生長(zhǎng)緩慢，從而導(dǎo)致硝化菌生長(zhǎng)受到抑制。但是在60d后其豐度可逐步恢復(fù)，說(shuō)明H2O2帶來(lái)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(jī)碳源進(jìn)行脫氮，其相對(duì)豐度的升高可能是因?yàn)樵谕都親2O2后異養(yǎng)菌的相對(duì)豐度降低，在濕地逐漸恢復(fù)厭氧環(huán)境的過(guò)程中，反硝化菌屬與異養(yǎng)菌競(jìng)爭(zhēng)碳源的難度降低，從而促進(jìn)了反硝化菌的生長(zhǎng)。

3、結(jié)論

①投加H2O2在一定程度上能夠緩解潛流人工濕地基質(zhì)堵塞問(wèn)題。投加過(guò)氧化氫60d后，試驗(yàn)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(huì)短暫降低潛流人工濕地的處理性能，但沒(méi)有改變濕地內(nèi)部的酸堿環(huán)境。在加藥60d后，NH4+-N和NO2--N的去除率恢復(fù)至加藥前水平，而對(duì)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(jié)構(gòu)分析表明，投加過(guò)氧化氫60d后促進(jìn)了Proteobacteria相對(duì)豐度的增加，但是會(huì)短期抑制基質(zhì)內(nèi)部硝化菌的豐度，這是因?yàn)闈摿魅斯竦乜紫堵试龃笏碌暮醚醐h(huán)境為好氧菌的生長(zhǎng)創(chuàng)造了適宜條件，從而推動(dòng)潛流人工濕地處理性能的恢復(fù)。加藥60d后，亞硝化菌屬Nitrosomonas、反硝化菌屬Arenimonas豐富增加，基質(zhì)內(nèi)部微生物群落結(jié)構(gòu)在一定程度上得到優(yōu)化。

③H2O2修復(fù)是一種很有前景的應(yīng)對(duì)潛流濕地堵塞的修復(fù)方法，但在使用H2O2處理潛流濕地堵塞時(shí)，需要獲得相關(guān)部門的批準(zhǔn)和許可。另外，安全性也是一個(gè)關(guān)鍵考慮因素。由于H2O2具有強(qiáng)氧化性，H2O2與濕地基質(zhì)的反應(yīng)是一個(gè)放熱產(chǎn)生氧氣的過(guò)程，會(huì)產(chǎn)生大量泡沫與濃煙，因此應(yīng)控制加藥流速，同時(shí)應(yīng)注意遠(yuǎn)離火源，以防引起火災(zāi)。另外，不建議在濕地表面施用H2O2，因?yàn)镠2O2會(huì)首先與植物碎屑發(fā)生反應(yīng)，一方面對(duì)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(shí)修剪或清除濕地積水區(qū)的高大植被。