劉婧，邢奕，金相燦 ，盧少勇，郭家盛

1.北京科技大學(xué)土木與環(huán)境工程學(xué)院，北京 100083

2.中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院湖泊工程技術(shù)中心湖泊環(huán)境創(chuàng)新基地，北京 100012

隨著湖泊富營(yíng)養(yǎng)化程度的加劇，對(duì)氮磷入湖負(fù)荷的削減日益緊迫，針對(duì)水體富營(yíng)養(yǎng)化問題我國(guó)開展了大量工作。相對(duì)于其他污水處理工藝而言，人工濕地系統(tǒng)具有建設(shè)和運(yùn)行費(fèi)用低，氮磷去除能力強(qiáng)，維護(hù)管理簡(jiǎn)便，耐沖擊負(fù)荷能力強(qiáng)等優(yōu)點(diǎn)［1-3］，是適合污染河水處理的一項(xiàng)重要技術(shù)。復(fù)合垂直流濕地是近年來(lái)興起的新型濕地技術(shù)，由下行流池和上行流池組成，通過(guò)系統(tǒng)中物理、化學(xué)和生物過(guò)程的協(xié)同，去除水中的污染物［4］。

1 材料與方法

1.1 濕地裝置

人工濕地模擬裝置由4個(gè)等體積池組成，為兩組下行-上行流濕地單元，1#池和2#池構(gòu)成前部單元，3#池和4#池構(gòu)成后部單元，單池尺寸為0.4 m×0.4 m×1.0 m。池內(nèi)填充沸石填料，1#池和4#池填料粒徑為5～6 cm，填充高度均為0.35 m，2#池和3#池填料粒徑為1～2 cm，填充高度分別為0.70和0.35 m;4個(gè)池的水面高度均為0.70 m。濕地裝置表面未種植植物，1#池設(shè)進(jìn)水管(供給原水)，4#池設(shè)出水管。在濕地裝置沿程設(shè)5個(gè)取樣點(diǎn)，原水桶中設(shè)1個(gè)取樣點(diǎn)，研究濕地各出水指標(biāo)隨時(shí)間及沿程的變化(圖1)。

1.2 運(yùn)行參數(shù)

濕地系統(tǒng)置于溫室內(nèi)(平均室溫25℃)，原水自原水桶經(jīng)蠕動(dòng)泵泵入1#池內(nèi)，水力負(fù)荷為0.375 m3/(m2·d)。系統(tǒng)采用間歇進(jìn)水方式運(yùn)行，其中進(jìn)水運(yùn)行期為10 d(前3.5 d為進(jìn)水期，之后為運(yùn)行期，第10天排水)，排空閑置期為2 d(系統(tǒng)自然復(fù)氧)，周期性干濕交替以促進(jìn)濕地的硝化和反硝化［6-8］。裝置于2008年開始投入運(yùn)行，筆者的試驗(yàn)周期為2010年9月17日—2011年1月20日。

圖1 復(fù)合垂直流濕地試驗(yàn)裝置［5］Fig.1 Experimental equipment of integrated vertical flow constructed wetland

1.3 試驗(yàn)水質(zhì)

模擬太湖梅梁灣入湖河水的CODMn和氮、磷濃度，人工配制原水(進(jìn)水)置于原水桶內(nèi)。進(jìn)水中的有機(jī)物(以 CODMn計(jì))，氨氮(NH3-N)，硝態(tài)氮(NO3--N)和總磷〔TP，以磷酸鹽(PO43-)計(jì)〕分別用分析純的葡萄糖(國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司)、氯化銨(西隴化工股份有限公司)、硝酸鉀(天津市津科精細(xì)化工研究所)和磷酸二氫鉀(天津市贏達(dá)稀貴化學(xué)試劑廠)固態(tài)藥劑配制，進(jìn)水水質(zhì)監(jiān)測(cè)值如表1所示。

表1 復(fù)合濕地進(jìn)水水質(zhì)Table 1 Characteristics of influent water in integrated wetland system

1.4 監(jiān)測(cè)方法

測(cè)定指標(biāo)包括進(jìn)出水的理化參數(shù)，氮磷濃度等，各指標(biāo)的測(cè)試方法如表2所示［9］。

2 結(jié)果與討論

2.1 濕地系統(tǒng)水質(zhì)理化參數(shù)

每次采集水樣時(shí)，現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定系統(tǒng)進(jìn)出水理化參數(shù)，包括DO濃度，pH及水溫等。

2.1.1 DO濃度

系統(tǒng)進(jìn)出水與各池表層水DO濃度變化如圖2所示，由圖2可知，濕地中水體的DO濃度隨時(shí)間變化明顯，08:00最低，之后漸升，16:00出現(xiàn)最高值，隨后緩降。DO濃度的變化趨勢(shì)與光照規(guī)律一致，表明濕地系統(tǒng)表層水的DO濃度受光照的影響。

表2 水質(zhì)監(jiān)測(cè)方法Table 2 Methods of monitoring water quality

圖2 系統(tǒng)進(jìn)出水與各池表層水DO濃度隨時(shí)間的變化Fig.2 Variation of DO along the time

圖2顯示1#～4#池表層水的DO濃度依次升高，這與濕地系統(tǒng)CODMn的去除主要發(fā)生在前段有關(guān)。因系統(tǒng)正常運(yùn)行時(shí)，其總耗氧量主要來(lái)自有機(jī)物的降解，而NH3-N被氧化為亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮所需氧量比例很低［10］。

2.1.2 pH

pH是濕地的重要理化指標(biāo)之一，其過(guò)低、過(guò)高或波動(dòng)太大對(duì)濕地微生物的活性影響較大。研究表明，人工濕地的pH為7.2～8.0時(shí)，利于硝化過(guò)程進(jìn)行，反之，硝化過(guò)程會(huì)受抑制［11］。有學(xué)者［12］發(fā)現(xiàn)，在厭氧環(huán)境下濕地下部有機(jī)質(zhì)降解后形成一些有機(jī)酸性物質(zhì)，同時(shí)，植物生產(chǎn)、死亡和分解也產(chǎn)生一定的天然酸度，導(dǎo)致pH下降，當(dāng)pH小于7.2時(shí)利于反硝化，系統(tǒng)pH變化如圖3所示。由圖3可知，該系統(tǒng)pH為7.5～7.8，出水pH約為7.6。試驗(yàn)進(jìn)水有機(jī)物濃度較低，且未種植植物，pH在系統(tǒng)內(nèi)變化不大，因此該濕地適于硝化反應(yīng)進(jìn)行。

圖3 系統(tǒng)pH沿程變化Fig.3 pH variation in flow pathway

2.1.3 溫度

氣溫及系統(tǒng)水溫隨時(shí)間的變化，以及水溫的沿程變化如圖4所示。該裝置位于溫室中，溫度較穩(wěn)定，平均室溫約25℃。由圖4(a)可知，系統(tǒng)內(nèi)部溫度變幅低于外界溫度變幅，濕地系統(tǒng)對(duì)水流有一定保溫作用。這與文獻(xiàn)［13-14］的觀點(diǎn)一致;由圖4(b)可知，水溫在系統(tǒng)內(nèi)沿程呈上升趨勢(shì)，但變幅不大。

圖4 氣溫及系統(tǒng)水溫隨時(shí)間的變化及水溫的沿程變化Fig.4 Varying relationship between internal and external temperature and water temperature variation in flow pathway

2.2 CODMn、氮、磷的去除效果

2.2.1 CODMn的去除

系統(tǒng)進(jìn)出水CODMn和去除率，及CODMn沿程變化如圖5所示。由圖5(a)可知，系統(tǒng)進(jìn)水CODMn較低，平均約為5 mg/L，出水CODMn基本穩(wěn)定，平均去除率大于75%;由圖5(b)可知，進(jìn)水中CODMn在1#池即被降解65%以上，此后CODMn在系統(tǒng)內(nèi)部總體呈下降趨勢(shì)，4#池出水約為1 mg/L，其主要是因?yàn)橛袡C(jī)物濃度較低，且系統(tǒng)中的微生物群落死亡后會(huì)隨出水流出，這些有機(jī)生物體，對(duì)出水CODMn有一定貢獻(xiàn)。

圖5 系統(tǒng)進(jìn)出水CODMn和去除率及CODMn沿程變化Fig.5 Variation of CODMn and CODMn removal efficiency and CODMn variation in flow pathway

2.2.2 氮的去除

2.2.2.1 NH3-N

系統(tǒng)進(jìn)出水NH3-N濃度和去除率，及NH3-N濃度沿程變化如圖6所示。連續(xù)監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)〔圖6(a)〕表明，系統(tǒng)對(duì)NH3-N的去除效果較好，進(jìn)水平均濃度為4.50 mg/L，出水平均濃度為0.11 mg/L，達(dá)到GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》Ⅱ類標(biāo)準(zhǔn)，平均去除率為97.5%。從日均變化曲線〔圖6(b)〕可見，對(duì)NH3-N的去除率前部單元為56.6%，后部單元為94.1%，系統(tǒng)NH3-N濃度呈連續(xù)下降趨勢(shì)。主要是由于系統(tǒng)處于敞口狀態(tài)，且間歇運(yùn)行，周期性復(fù)氧，利于硝化作用進(jìn)行。

圖6 系統(tǒng)進(jìn)出水NH3-N濃度和去除率及NH3-N濃度沿程變化Fig.6 Variation of NH3-N concentration and NH3-N removal efficiency and NH3-N concentration variation in flow pathway

2.2.2.2 NO3--N

系統(tǒng)NO3--N進(jìn)出水濃度和去除率，及NO3--N濃度沿程變化如圖7所示。NO3--N濃度隨水流方向漸升，系統(tǒng)進(jìn)水、3#池表層水、4#池出水平均濃度分別為1.51，3.93和5.00 mg/L，可見 NO3--N在系統(tǒng)內(nèi)逐步積累，出水中 NO3--N濃度約占TN的96.7%，因系統(tǒng)NO3--N的去除主要靠反硝化作用，反硝化耗能，需充足碳源［15］。通常，用于反硝化的最佳 C/N(碳以 CODMn計(jì))為4 ～5［16］。由表1 可知，試驗(yàn)用水中的CODMn/TN小于1，水中有機(jī)物濃度低是限制反硝化作用，影響NO3--N去除率的一個(gè)重要因素。此外，反硝化菌常需厭缺氧條件，而該系統(tǒng)處于敞口開放狀態(tài)，進(jìn)水水質(zhì)耗氧類物質(zhì)負(fù)荷不高，供氧相對(duì)較好，因此，系統(tǒng)NO3--N去除效果不佳。

2.2.2.3 NO2--N

系統(tǒng)NO2--N進(jìn)出水濃度和去除率，及NO2--N濃度沿程變化如圖8所示。由圖8(b)可知，NO2--N在濕地內(nèi)部的濃度較低，為0～0.4 mg/L，前部單元NO2--N濃度較高，且沿程降低。在穩(wěn)態(tài)條件下，通常，NO2--N是氨氧化菌在氧化NH3-N過(guò)程中產(chǎn)生的中間體，量很少［4］，不會(huì)在濕地積累。就該濕地系統(tǒng)而言，相對(duì)于1#池表層對(duì)進(jìn)水中N的去除率，前部單元下部NO2--N去除弱;而后部單元出水中，NO2--N濃度略低，這可能是由于前部單元溶解氧相對(duì)較低使硝化反應(yīng)不充分?？傮w上，該系統(tǒng) NO2--N積累不多，NH3-N降解產(chǎn)生的NO2--N很快被硝化細(xì)菌轉(zhuǎn)化為NO3--N。

2.2.2.4 TN

系統(tǒng)TN進(jìn)出水濃度和去除率，及TN濃度沿程變化如圖9所示。由圖9(a)可知，系統(tǒng)進(jìn)出水TN平均濃度分別為7.13和5.23 mg/L，系統(tǒng)TN最高去除率為39.4%，平均去除率為26.6%。垂直流濕地的硝化作用雖強(qiáng)，但其只改變了氮形態(tài)［17］，而反硝化作用受抑制，影響TN的去除;且系統(tǒng)進(jìn)水氮形態(tài)影響TN去除率［18］，進(jìn)水氮形態(tài)以NH3-N為主的TN去除率較以NO3--N為主的低。

圖9 系統(tǒng)進(jìn)出水TN濃度和去除率及TN濃度沿程變化Fig.9 Variation of TN concentration and TN removal efficiency and TN concentration variation in flow pathway

由圖9(b)可知，受進(jìn)水中NH3-N和NO3--N濃度總和的影響，通常濕地前部單元的TN濃度較高。在濕地后部單元，NH3-N大部分被降解，NO3--N為主要形態(tài)，此時(shí)TN濃度有一定程度下降。但出水中TN降解不多，這與水中低CODMn有關(guān)，反硝化作用因缺少碳源而受抑制［19］。濕地系統(tǒng)對(duì)氮有吸收作用，且NH3揮發(fā)與pH有關(guān)，當(dāng)pH小于8.0時(shí)，NH3從濕地中通過(guò)揮發(fā)損失并不嚴(yán)重;pH為9.3時(shí)，NH3與 NH4+的比例為1∶1，通過(guò)揮發(fā)造成的NH3-N損失顯著［20］。由于該系統(tǒng)未種植植物且pH為7.5～7.8，故可忽略植物吸收及NH3揮發(fā)對(duì)氮的去除。該系統(tǒng)已連續(xù)運(yùn)行兩年以上，內(nèi)部沸石的吸附位有一定程度的減少。該系統(tǒng)中硝化反硝化作用為重要的除氮途徑，且硝化作用強(qiáng)于反硝化作用。

2.2.2.5 強(qiáng)化建議

有研究［21-22］表明，通過(guò)投加外加碳源(甲醇)能顯著提高反硝化效果，但存在運(yùn)行管理復(fù)雜和成本高等弊端?？萑~層是濕地反硝化進(jìn)行的重要場(chǎng)所［23］，因此，針對(duì)濕地系統(tǒng)反硝化作用受抑制導(dǎo)致NO3--N去除率較低的狀況，通過(guò)投加一定量收割的或經(jīng)預(yù)處理的枯葉，使其發(fā)酵釋放易被生物利用的小分子有機(jī)物，提供反硝化所需碳源，提高反硝化能力;此外，可考慮在該系統(tǒng)中增加植物;還可通過(guò)出水回流的方式強(qiáng)化系統(tǒng)的出水效果。對(duì)NH3-N吸附飽和的濕地系統(tǒng)可將出水引入單獨(dú)的吸附單元中，待吸附飽和后對(duì)其填料生物再生，并將再生水回流至系統(tǒng)處理。實(shí)際應(yīng)用時(shí)可設(shè)若干組濕地單元交替運(yùn)行，從而提高長(zhǎng)期運(yùn)行系統(tǒng)的除氮性能［24］。

2.2.3 TP的去除

系統(tǒng)進(jìn)出水TP濃度和去除率，及TP濃度沿程變化如圖10所示。由圖10可知，出水TP濃度最大值為0.37 mg/L，最小值為 0.27 mg/L，平均值為0.33 mg/L。根據(jù)GB 3838—2002中的水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)分類，進(jìn)水屬劣Ⅴ類水質(zhì)，出水屬Ⅴ類水質(zhì)，提高了一個(gè)等級(jí)。

圖10 系統(tǒng)進(jìn)出水TP濃度和去除率及TP濃度沿程變化Fig.10 Variation of TP concentration and TP removal efficiency and TP concentration variation in flow pathway

Drizo等［25］研究表明，濕地中磷可通過(guò)基質(zhì)吸附和化學(xué)沉淀、微生物吸收和積累、植物和藻的吸收去除。其中，最主要的是基質(zhì)吸附和化學(xué)沉淀作用［26-27］，該系統(tǒng)流程長(zhǎng)，利于基質(zhì)對(duì)磷的吸附和化學(xué)沉淀。由圖10(a)可見，在整個(gè)系統(tǒng)中，除個(gè)別點(diǎn)外，磷去除率曲線較平直，未出現(xiàn)類似含氮化合物那樣的變化，但沸石并非為磷的強(qiáng)吸附填料，因此，微生物作用是該系統(tǒng)中磷去除的重要貢獻(xiàn)者之一。

該系統(tǒng)對(duì)TP的去除率不高，最高值為40.2%，平均值為18.9%，這是因?yàn)樵囼?yàn)所用填料為沸石［28-29］，在選沸石做濕地基質(zhì)時(shí)，若要提高磷的去除率，可考慮強(qiáng)化除磷手段:1)增加濕地植物的生物量，增強(qiáng)植物除磷量;2)在不影響植物生長(zhǎng)和不造成二次污染的前提下添加人工或天然的化學(xué)絮凝劑或沉淀劑［23］。由于系統(tǒng)已運(yùn)行兩年，并非新填料，雖干濕交替運(yùn)行有助于磷吸附能力恢復(fù)，但總體上，沸石吸附位有一定程度的減少，此外沸石能促進(jìn)難溶性磷的釋放。

3 結(jié)論

(1)復(fù)合垂直流濕地對(duì)模擬河水中的NH3-N有較好的去除效果，平均去除率為97.5%。出水中TN和TP濃度也有所降低，平均去除率分別為26.6%和18.9%。出水CODMn基本穩(wěn)定，平均去除率在75%以上。

(2)濕地下部因碳源缺乏抑制了反硝化，出水NO3--N濃度升高。

(3)濕地系統(tǒng)中未種植植物，且pH為7.5～7.8，可忽略植物吸收及NH3揮發(fā)對(duì)氮的去除。由于系統(tǒng)已連續(xù)運(yùn)行兩年以上，內(nèi)部沸石的吸附位有一定程度減少，故系統(tǒng)填料對(duì)氮的吸附作用較低。硝化反硝化作用是該系統(tǒng)重要除氮途徑，且硝化作用強(qiáng)于反硝化作用。

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