焦義利 張榮新 傅金祥 黃 偉 劉 瑞 焦玉恩

(沈陽建筑大學市政與環(huán)境工程學院，遼寧 沈陽 110168)

起端曝氣對垂直潛流人工濕地運行效果的研究*

焦義利 張榮新#傅金祥 黃 偉 劉 瑞 焦玉恩

(沈陽建筑大學市政與環(huán)境工程學院，遼寧 沈陽 110168)

垂直潛流人工濕地由于自身構(gòu)造的限制，傳氧能力較差，內(nèi)部溶解氧(DO)濃度較低,若在濕地內(nèi)部曝氣則會限制反硝化的進行，不利于TN的去除。為解決這一問題，對垂直潛流人工濕地進行起端曝氣，考察不同曝氣強度下人工濕地內(nèi)DO沿程變化以及污染物沿程去除規(guī)律，通過對曝氣強度進行優(yōu)化，以實現(xiàn)對濕地內(nèi)部DO環(huán)境的有效調(diào)控。結(jié)果表明，隨曝氣強度的增加，濕地的好氧環(huán)境從表層區(qū)域逐漸擴大到40cm深度，且起端曝氣人工濕地對COD、氨氮和TP的降解為垂直方向分層降解；當曝氣強度達到0.86m3/d時，COD、氨氮、TP去除率均高達80%以上，分別為85.8%、80.9%、82.7%。

人工濕地 起端曝氣 溶解氧 曝氣強度

人工濕地作為一種被動傳氧的生物膜系統(tǒng)[1]，具有以下特點：低溶解氧(DO)；極易形成好氧/厭氧交替的環(huán)境；具有較高的生物量。人工濕地的傳氧能力一般較差，內(nèi)部DO僅靠進水中夾雜的氧氣和表層大氣微弱的復氧能力維持，因此其DO濃度偏低，不利于高效去除污染物。垂直潛流人工濕地雖然在一定程度上有利于實現(xiàn)硝化/反硝化，但其傳氧能力仍然較差，不能對氨氮實現(xiàn)充分轉(zhuǎn)化，導致去除TN的效率和速率都很低[2]。DO水平是影響人工濕地污水凈化效果的關(guān)鍵因素，但人工濕地內(nèi)部的DO水平普遍較低，抑制了微生物活性和各種生化反應的進行，使人工濕地的除污效果(特別是對含氮有機物的脫除)受到制約[3]。改善人工濕地內(nèi)部的DO環(huán)境、提高其硝化脫氮作用，已成為當前人工濕地研究的重點[4]。目前，許多學者研究了無動力自動增氧型人工濕地[5-8]，但這些研究仍處于實驗室階段?，F(xiàn)階段普遍在人工濕地內(nèi)部采用連續(xù)曝氣的方式來改善DO環(huán)境[9-12]，但內(nèi)部曝氣會影響反硝化的進行，對TN的去除效果有限，而且隨著其他因素的變化，所需的合理曝氣強度也會發(fā)生改變[13]。針對目前垂直潛流人工濕地中傳氧能力差、脫氮去污效率低的問題，本研究利用起端曝氣對人工濕地進水進行充氧，以實現(xiàn)傳氧量和DO水平的有效調(diào)控[14]，同時對曝氣前后人工濕地內(nèi)的DO分布和污染物去除過程進行分析，實現(xiàn)對曝氣強度的合理優(yōu)化。

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

共設4組垂直潛流人工濕地(以下簡稱人工濕地)，3組設置起端曝氣(曝氣強度分別為0.15、0.50、0.86 m3/d)，1組未曝氣，未曝氣人工濕地作為對比。人工濕地示意圖如圖1所示。人工濕地的長、寬、高為0.8、0.6、1.2 m，從上到下依次填充10 cm種植土、30 cm粒徑為5～8 mm的礫石、40 cm粒徑為10～16 mm的礫石、20 cm粒徑為20～30 mm的礫石，填充層有效高度1.0 m。蘆葦種植密度為12株/m2。實驗過程中采用高位平衡水箱和LZB-4流量計來調(diào)控進水流量，以保證進水流量穩(wěn)定。設置16個有效取樣口，用于監(jiān)測不同位置的水質(zhì)指標。

圖1 人工濕地示意圖Fig.1 Schematic diagram of constructed wetland

1.2 進水水質(zhì)

實驗用水為稀釋后的校園生活污水，平均水溫10.5 ℃，平均DO低于0.4 mg/L，其他水質(zhì)指標如下：COD為(121.0±10.0) mg/L，TN為(33±5) mg/L，氨氮為(26.00±4.50) mg/L，硝態(tài)氮為(3.88±0.20) mg/L,TP為(4.90±0.60) mg/L。

1.3 實驗方法

調(diào)節(jié)4組人工濕地的平均進水流量為72 L/d，水力負荷為0.15 m3/(m2·d)，水力停留時間為2.7 d。運用流量計調(diào)節(jié)起端曝氣的曝氣強度分別為0.15、0.50、0.86 m3/d，并設置未曝氣進行對比，各曝氣強度下均運行兩個月。

1.4 測量方法

從取樣口多次取樣，檢測內(nèi)部DO及污染物沿程分布，利用Suffer軟件中的克里金插值方法繪制內(nèi)部DO和污染物濃度的等值線圖，來反映人工濕地沿程水質(zhì)變化情況。DO采用HQ40D型DO測定儀測定；COD采用快速密閉消解法測定；TN采用過硫酸鉀氧化/紫外分光光度法測定；氨氮采用納氏試劑分光光度法測定；硝態(tài)氮采用紫外分光光度法測定；亞硝態(tài)氮采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法測定；TP采用鉬銻抗分光光度法測定。

2 結(jié)果與分析

2.1 DO及污染物的沿程分布

2.1.1 DO沿程分布

人工濕地內(nèi)部的DO沿程分布如圖2所示。未曝氣人工濕地的進水DO在0.4 mg/L以下，DO進入人工濕地后消耗較快，填充層上部處于缺氧環(huán)境，抑制了硝化、亞硝化反應[15]；深度超過40 cm區(qū)域的DO低于0.2 mg/L，而0.2 mg/L是硝化反應發(fā)生的最低DO限值[16]。因此，未曝氣人工濕地基本處于一種缺氧狀態(tài)，致使其脫氮能力較差。對人工濕地進行起端曝氣，當調(diào)節(jié)曝氣強度分別為0.15、0.50、0.86 m3/d時，人工濕地內(nèi)部的DO濃度逐漸升高，好氧區(qū)(DO超過0.6 mg/L)逐漸擴大到40 cm深度，說明起端曝氣可有效改善人工濕地的DO環(huán)境。曝氣強度為0.86 m3/d時，深度0～40 cm區(qū)域的DO濃度衰減比較明顯，這可能是此區(qū)域內(nèi)進行COD去除和微生物好氧硝化而大量損耗DO的結(jié)果；深度超過60 cm區(qū)域已開始處于缺氧狀態(tài)，人工濕地內(nèi)形成了明顯的好氧、缺氧交替環(huán)境，有利于微生物生存。SASIKALA等[17]的研究發(fā)現(xiàn)，當濕地中的DO保持在0.6 mg/L以下時，反硝化反應才能正常進行。因此，人工濕地的曝氣強度不宜過大，否則不利于反硝化反應進行。

2.1.2 COD沿程分布

COD是表征生活污水受有機物污染程度的重要指標[18]。未曝氣人工濕地對COD的去除率為54.3%左右，COD質(zhì)量濃度從進水的120.8 mg/L衰減至出水的55.2 mg/L(見圖3(a))。如圖3(b)、圖3(c)和圖3(d)所示，分別設置0.15、0.50、0.86 m3/d起端曝氣時，其出水COD分別為36.5、29.4、17.2 mg/L，均達到了《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918—2002)中的一級A標準(50 mg/L)，去除率分別升高至69.8%、75.7%、85.8%?？梢姡鸲似貧饽軌蚋纳迫斯竦貎?nèi)部的DO環(huán)境，從而促進好氧微生物的生長代謝，提高COD去除率。同時，起端曝氣使水體夾雜大量氣泡，對水流具有一定的擾動，能夠提升人工濕地內(nèi)部的水力效率。當曝氣強度由0.15 m3/d升高至0.86 m3/d時，深度0～40 cm區(qū)域的COD去除率由58.6%增加至75.2%。深度超過40 cm區(qū)域?qū)OD的降解較為緩慢。起端曝氣人工濕地對COD的去除率在垂直方向呈現(xiàn)較明顯的分層現(xiàn)象，隨著深度增加，COD去除率逐漸升高。對于未曝氣人工濕地，由于大氣復氧和蘆葦根系傳氧能力有限，其僅在表層有微弱的好氧環(huán)境，對COD的遷移降解主要集中在深度0～20 cm區(qū)域內(nèi)，但此區(qū)域的COD去除率并不高。

注：圖中DO質(zhì)量濃度的單位均為mg/L。圖2 不同曝氣強度下人工濕地內(nèi)DO的沿程分布Fig.2 Distribution of DO in the constructed wetland under different aeration intensity

2.1.3 氨氮沿程分布

人工濕地對氨氮的去除主要依靠好氧微生物的硝化作用[19]。如圖4(a)所示，未曝氣人工濕地的出水氨氮為13.61 mg/L，去除率為51.4%，可能是DO不足嚴重限制了氨氮的好氧轉(zhuǎn)化。未曝氣人工濕地僅在表層有較弱的好氧環(huán)境，氨氮的遷移降解主要發(fā)生在深度0～20 cm區(qū)域，在該區(qū)域氨氮從進水的28.01 mg/L衰減至深度20 cm處的18.50 mg/L左右，去除率僅為34.0%左右。如圖4(b)、圖4(c)和圖4(d)所示，當曝氣強度從0.15 m3/d逐漸增大到0.86 m3/d時，氨氮出水從11.45 mg/L降低至9.97 mg/L再降低至5.36 mg/L，最終達到GB 18918—2002中的一級A標準(8 mg/L)，氨氮去除率從59.1%上升至64.4%再上升至80.9%。值得注意的是，當曝氣強度達到0.86 m3/d時，深度40 cm處的氨氮質(zhì)量濃度已降解至10.00 mg/L左右，去除率為64.3%左右；而DO從進水的3.00 mg/L衰減至40 cm處的0.80 mg/L左右(見圖2(d))，衰減率為73.3%左右。深度超過40 cm區(qū)域由于DO濃度逐漸降低，氨氮的去除速率下降。氨氮的沿程去除與人工濕地的氧化還原狀態(tài)相關(guān)，而DO的快速消耗與氨氮大量降解密不可分，說明微生物的好氧硝化作用是氨氮去除的主要因素。起端曝氣人工濕地在垂直方向上出現(xiàn)了不同區(qū)域的氨氮分層降解，與COD的沿程分布規(guī)律基本一致。

注：圖中COD質(zhì)量濃度的單位均為mg/L。圖3 不同曝氣強度下人工濕地內(nèi)COD的沿程分布Fig.3 Distribution of COD in the constructed wetland under different aeration intensity

注：圖中氨氮質(zhì)量濃度的單位均為mg/L。圖4 不同曝氣強度下人工濕地內(nèi)氨氮的沿程分布Fig.4 Distribution of ammonia nitrogen in the constructed wetland under different aeration intensity

2.1.4 TP沿程分布

磷的去除主要取決于人工濕地的水力停留時間、磷與基質(zhì)的有效接觸面積及基質(zhì)的氧化還原狀態(tài)。在進水TP為2.89 mg/L的情況下，出水TP質(zhì)量濃度從未曝氣的1.07 mg/L分別降低至曝氣強度0.15、0.50、0.86 m3/d時的0.84、0.62、0.50 mg/L(見圖5)，TP去除率由未曝氣的63.0%分別上升至曝氣強度0.15、0.50、0.86 m3/d時的70.9%、78.5%、82.7%。曝氣強度為0.86 m3/d時，出水TP達到GB 18918—2002中的一級A標準(0.5 mg/L)。隨著曝氣強度的增加，TP的去除效果得到一定的提高，這主要是因為起端曝氣使微生物得到足夠的DO，促進其自身生長和代謝活動。人工濕地對TP的去除速率均呈現(xiàn)沿垂直方向向出水口遞減的規(guī)律。起端曝氣人工濕地在深度0～40 cm區(qū)域的TP去除速率最快，這說明TP的去除效果不僅與基質(zhì)的吸附特性有關(guān)，而且與人工濕地中微生物數(shù)量以及生物膜的吸附作用有關(guān)。此外，起端曝氣能引起水流擾動，使布水更加均勻，曝氣產(chǎn)生的微小氣泡隨水流進入到人工濕地內(nèi)后吸附在基質(zhì)表面，增大了磷與基質(zhì)的有效接觸面積；曝氣使人工濕地處于好氧狀態(tài)，促進基質(zhì)中鐵、鋁等金屬離子與污水中磷反應，生成穩(wěn)定的螯合物，提高磷的去除率。

注：圖中TP質(zhì)量濃度的單位均為mg/L。圖5 不同曝氣強度下人工濕地內(nèi)TP的沿程分布Fig.5 Distribution of TP in the constructed wetland under different aeration intensity

3 結(jié) 論

(1) 起端曝氣的曝氣強度分別為0.15、0.50、0.86 m3/d時，人工濕地對COD的去除率由未曝氣的54.3%分別上升至69.8%、75.7%、85.8%；對氨氮的平均去除率由未曝氣的51.4%分別上升至59.1%、64.4%、80.9%，對TP的去除率從曝氣前的63.0%分別上升至70.9%、78.5%、82.7%。

(2) 起端曝氣人工濕地對COD、氨氮的去除主要集中在深度0～40 cm區(qū)域，且此區(qū)域DO的衰減速率最快，這是COD、氨氮在此區(qū)域高效去除的結(jié)果。

(3) 曝氣強度達到0.86 m3/d時，人工濕地形成了明顯的好氧、缺氧交替環(huán)境，有利于微生物生存，深度0～40 cm區(qū)域為好氧區(qū)。

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Researchontheeffectofverticalflowconstructedwetlandsatfrontaeration

JIAOYili,ZHANGRongxin,FUJinxiang,HUANGWei,LIURui,JIAOYu’en.

(SchoolofMunicipalandEnvironmentalEngineering,ShenyangJianzhuUniversity,ShenyangLiaoning110168)

Due to the limit of the vertical flow constructed wetland structure,the oxygen transfer capacity of vertical flow constructed wetland was weak and internal dissolved oxygen (DO) concentration was low. Continuous aeration in the constructed wetland would restrict the denitrification,which was not conducive to the removal of TN. To solve the problem,front aeration vertical flow constructed wetlands were proposed to investigate the variation of DO and removal of pollutants in constructed wetland under different aeration intensity. By optimizing the aeration intensity,effective control of DO within the constructed wetland environment could be realized. Results showed that with increasing of aeration intensity,aerobic environment in the constructed wetland gradually expanded from the surface area to 40 cm depth. In the aeration system,the degradation of COD,ammonia nitrogen and TP showed layered degradation in the vertical direction. When the aeration intensity reached 0.86 m3/d,the removal efficiencies of COD,ammonia nitrogen and TP were all up to 80%,which were 85.8%,80.9% and 82.7%,respectively.

constructed wetland; front aeration; dissolved oxygen; aeration intensity

10.15985/j.cnki.1001-3865.2017.04.012

2016-05-16)

焦義利，男，1991年生，碩士研究生，研究方向為人工濕地生態(tài)污水處理技術(shù)。#

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*國家水體污染控制與治理科技重大專項(No.2014ZX07202-011)；住房和城鄉(xiāng)建設部科學技術(shù)項目(No.2015-K7-018)。