陸海明，孫金華，劉 婷，劉 浩，宋 力，朱乾德

(1. 南京水利科學研究院水文水資源與水利工程科學國家重點實驗室，江蘇南京 210029; 2. 連云港市通榆河北延送水工程管理處，江蘇連云港 222006; 3. 江蘇省水利科學研究院，江蘇南京 210017)

城鄉(xiāng)居民生活飲用水通常優(yōu)先選擇人為活動干擾較少、水質(zhì)優(yōu)良的山區(qū)湖庫水源或大江大河等優(yōu)質(zhì)水資源。然而，我國南方特別是平原河網(wǎng)區(qū)，受地理位置等客觀條件限制，部分地區(qū)無法通過長距離調(diào)水獲取優(yōu)質(zhì)水資源，只能以當?shù)睾拥纼?nèi)微污染水作為原水。微污染水不僅需要自來水廠處理工藝和設(shè)備上投入大量資金，提高了當?shù)鼐用裆钣盟杀荆医o供水安全帶來隱患。

為節(jié)省原水處理成本，減輕突發(fā)水污染事件對城市供水安全的威脅，浙江省嘉興市、江蘇省鹽城及連云港等城市相繼建設(shè)微污染水處理系統(tǒng)，多年運行效果較好。例如2009年建成投入運行、面積為110 hm2的石臼漾濕地在進水氨氮濃度為1.26mg/L時，氨氮去除率為32.5%；進水總氮濃度為4.23mg/L時，總氮去除率為15.1%；進水總磷濃度為0.42mg/L時，總磷去除率達24.6%[1-2]；2012年建成運行的222.87 hm2的鹽龍湖在全年進水氨氮、總氮和總磷平均濃度分別為0.57，1.75和0.23mg/L時，氨氮、總氮和總磷的年均去除率均達到50%～80%[3]。

潛流濕地具有床體密閉外界干擾少、污水處理效率高、占地面積小等特點，廣泛應用于生活污水、暴雨徑流、工業(yè)廢污水、農(nóng)田地表徑流等的處理[4-6]。相對而言潛流濕地在高水力負荷條件下處理微污染水的研究報道較少。利用人工濕地前置處理微污染水體作為水源地原水時，通常面臨出水濃度要求高、水力負荷大、水力停留時間短等較高的工藝要求。氮素特別是總氮濃度要在1.0m3/(m2·d)的高水力負荷條件下達到地表三類水體質(zhì)量標準1.0mg/L有一定難度，因為較高的水力負荷導致過短的水力停留時間，從而使氮素硝化反硝化作用不能充分進行。

本研究依托水利部在南京水利科學研究院(以下簡稱南京水科院)鐵心橋試驗基地建設(shè)的人工濕地中試平臺，以水體中氮磷為處理對象，開展了高水力負荷條件下水平潛流和垂直流人工濕地處理微污染水中試研究，篩選最佳填料和植物組合，為應用潛流濕地處理水源地氮磷微污染水提供技術(shù)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 人工濕地系統(tǒng)

人工濕地中試系統(tǒng)位于南京水科院鐵心橋試驗基地象目湖北側(cè)。該人工濕地中試系統(tǒng)是鐵心橋試驗基地雨水資源化利用和廢污水處理實驗平臺的重要組成部分。象目湖承接鐵心橋試驗基地內(nèi)地表徑流匯水和生活污水。近年來隨著基地實驗廳建設(shè)和工作人員數(shù)量增加，象目湖水質(zhì)逐漸惡化，夏季高溫季節(jié)出現(xiàn)藻類爆發(fā)現(xiàn)象，氮磷是水質(zhì)主要超標因子。

人工濕地中試平臺于2010年建設(shè)完成，經(jīng)過調(diào)試穩(wěn)定運行后，于2013年和2014年開展本次微污染水源處理中試試驗。

圖1 人工濕地平面布置Fig.1 Layout plan of constructed wetland

圖2 人工濕地試驗裝置Fig.2 Photos of constructed wetland

本次人工濕地中試試驗由4個垂直流濕地和3個水平潛流濕地組成，垂直流濕地處理單元長、寬、高分別為5.5，4.5和1.0m，水平潛流濕地處理單元長、寬、高分別為13.0，2.0和1.0m(圖1和圖2)。人工濕地處理單元為并聯(lián)結(jié)構(gòu)，進水為曝氣后象目湖湖水。濕地處理單元底部坡度為2%。每個人工濕地單元填料分為4層，每層20 cm，人工濕地填料選擇常見的基質(zhì)如石子、鵝卵石、碎石、砂子、蛭石、鋼渣、陶粒等，在填料上用土工膜覆蓋后回填20 cm厚的農(nóng)田土壤，用于栽種蘆葦、美人蕉、再力花和菖蒲等水生植物?；|(zhì)填料在回填進入人工濕地處理單元前用網(wǎng)篩篩分去除雜質(zhì)，并用水洗凈。垂直流濕地單元編號為17～20，其中17單元填料從上到下依次為鵝卵石、陶粒、石子和碎石，18單元填料從上到下依次為鵝卵石、碎石、鋼渣和石子，19單元填料從上到下依次為鵝卵石、蛭石、粗砂和碎石，20單元填料從底到上依次為鵝卵石、碎石、粗砂和細砂。17～20單元水生植物分別為再力花、蘆葦、美人蕉和菖蒲。水平潛流濕地單位編號為21～23，其中21單元填料從上到下依次為石灰石、陶粒、碎石和細砂，22單元填料從上到下依次為鵝卵石、陶粒、碎石和細砂，23單元填料從上到下依次為鵝卵石、蛭石、石子和細砂，21～23單元水生植物分別為美人蕉、再力花和菖蒲。石子、碎石、粗砂、細砂、鵝卵石、蛭石、鋼渣、陶粒和石灰石等填料粒徑分別為1～3mm，5～10mm，0.5～1.0mm，0.25～0.05mm，5～8 cm，2～4mm，3～5 cm，5～10mm和3～5mm。水生植物群落密布床體。處理單元床體底部以混凝土澆筑，周邊磚砌砂漿抹面。濕地處理單元進出水量可根據(jù)閥門大小調(diào)節(jié)。

1.2 人工濕地運行情況

2010年人工濕地基礎(chǔ)設(shè)施建成后，經(jīng)過2年的調(diào)試和試運行，2013年和2014年開展微污染水處理試驗。2013年8—11月和2014年6—8月人工濕地系統(tǒng)進行中試試驗，系統(tǒng)進水來源于曝氣后的象目湖水，處理后出水重新進入象目湖。試驗期間采取每周工作日運行、周末不運行的間歇式。工作期間垂直流人工濕地水力負荷為1.5m3/(m2·d)，水力停留時間為0.65 d；水平潛流濕地水力負荷為1.38m3/(m2·d)，水力停留時間為0.72 d。

1.3 取樣和水樣檢測分析

運行期間，在進水端和出水端分別采集水樣，在實驗室測定水樣TN，TP及銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮等水化學指標。2013年和2014年分別檢測14次水樣，兩年共檢測28次水樣?？偟獪y定采用堿性過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法，銨態(tài)氮測定采用靛酚蘭比色法，硝態(tài)氮測定采用雙波長比色法，亞硝態(tài)氮采用重氮偶合分光光度法。

表1潛流濕地單元進出水TN濃度及平均去除率

Tab.1 Mean total nitrogen concentrations of influent and effluent andmean removal efficiency for various subsurface constructed wetlands

處理單元進出水濃度/( mg·L-1)平均去除率/% 進水1.685(2.662～0.793)17:鵝卵石+陶粒+石子+碎石,再力花1.260(2.018～0.639)25.2518:鵝卵石+碎石+鋼渣+石子,蘆葦1.422(1.871～0.805)15.6419:鵝卵石+蛭石+粗砂+碎石,美人蕉1.111(2.612～0.66)34.0720:鵝卵石+碎石+粗砂+細砂,菖蒲0.905(1.663～0.581)46.3221:石灰石+陶粒+碎石+細砂,美人蕉1.370(2.115～0.923)18.9622:鵝卵石+陶粒+碎石+細砂,再力花1.335(2.117～0.748)20.7723:鵝卵石+蛭石+石子+細砂,菖蒲1.173(1.819～0.581)30.39

2 結(jié)果與討論

2.1 潛流濕地總氮進出水濃度及去除率比較

本研究進水總氮濃度變化范圍為2.662 ～0.793mg/L，試驗期間TN平均濃度為1.685mg/L，試驗結(jié)果見表1。象目湖水經(jīng)過4種垂直潛流濕地單元和3種水平潛流濕地單元后，TN平均濃度存在差異，其中以20單元為最低，平均濃度低于地表水環(huán)境III類水體質(zhì)量標準(1.0mg/L)，TN去除率達46.32%。在水平單元中，以23單元出水平均濃度為最低，但高于III類水體質(zhì)量標準，平均濃度為1.173mg/L，平均去除率為30.39%。

當進水濃度在較低范圍時，隨著進水污染物濃度降低，污水處理難度加大。本研究中人工濕地進水TN平均濃度為1.685mg/L，類似于鹽龍湖表流濕地進水TN濃度1.52mg/L[7]。鹽龍湖表流人工濕地TN平均去除率為23.7%，低于本文17，19，20和23單元平均去除率。鹽龍湖表流濕地水力停留時間為14 h，平均水力負荷為0.5m3/(m2·d)，分別高于和低于本研究濕地單元平均水力停留時間和水力負荷。采用植物床-溝濠系統(tǒng)的嘉興石臼漾表流濕地運行初期TN進水平均濃度為4.23mg/L，出水平均濃度為3.52mg/L，去除率僅為15.1%[2]，在穩(wěn)定運行4年期間TN去除率與工程運行初期相似[8]。

汪俊三采用水平潛流植物碎石床工藝處理星云湖水TN濃度為1.104mg/L時，在高水力負荷(不小于1.0m3/(m2·d))、短水力停留時間(19.89 h)條件下，出水TN濃度僅為0.552mg/L，去除率為50%[9]。本研究的20單元在水力負荷和進水污染物濃度均高于星云湖潛流植物碎石床條件下的數(shù)值，取得了相似的處理效果，TN出水濃度提升1個等級。Li等以五里湖水為處理對象，比較了在進水TN濃度4.82mg/L，高水力負荷條件(0.64m3/(m2·d))時表面流、水平潛流和垂直潛流濕地的處理效果，結(jié)果表明3種類型濕地出水濃度分別為3.97，2.29和2.37mg/L，潛流濕地TN去除率高于表面流濕地，去除率達50%[10]。

比較不同季節(jié)TN去除率可以發(fā)現(xiàn)2014年春季人工濕地單元去除率較低，這可能與春季植物剛開始生長，對氮素的吸收固定尚處于較低水平有關(guān)。其他研究者在比較不同季節(jié)TN去除效果時，發(fā)現(xiàn)TN去除效果以夏季和秋季最佳，這與夏季和秋季溫度高、氮素的氨化、硝化和反硝化等生物化學過程相關(guān)的微生物活性強，水生植物在夏季生物量大、植株生長對氮素的吸收固定能力較強有關(guān)[11-12]。

2.2 潛流濕地氨氮和硝態(tài)氮去除效果

圖3為本研究7個潛流濕地單元氨氮和硝態(tài)氮平均濃度與去除率比較結(jié)果。20單元出水氨氮平均濃度最低，平均去除率為80.89%，除18單元外的其他幾個單元氨氮去除率均高于50%。采用碎石床水平潛流人工濕地處理氨氮進水濃度為0.375mg/L的星云湖水時，氨氮去除率為54.13%，氨氮去除率與本研究類似[9]。鹽龍湖表流濕地進水氨氮平均濃度為0.28mg/L時，平均去除率為32%，低于本研究的結(jié)果[7]。

硝態(tài)氮去除率同樣以20單元為最高，平均去除率為43.06%，23單元硝態(tài)氮去除率次之，平均去除率為37.02%，18單元硝態(tài)氮表觀去除率為17.25%，其他4個單元出水硝態(tài)氮濃度高于進水濃度，表觀硝態(tài)氮去除率為負數(shù)。象目湖地表水在經(jīng)過人工濕地單元后，部分濕地單元硝化作用強烈，有機氮被分解轉(zhuǎn)換為硝態(tài)氮，氨氮發(fā)生硝化作用轉(zhuǎn)為硝態(tài)氮，硝態(tài)氮未能及時完成反硝化作用導致出水硝態(tài)氮濃度升高，此部分氮素僅發(fā)生形態(tài)變化，并未完全從濕地中去除。

人工濕地去除氮素作用機制包括pH值增加導致氨揮發(fā)、有機氮礦化作用、硝化作用、反硝化作用、銨離子被基質(zhì)吸附后固定、植物生長吸收以及厭氧氨氧化作用等[11-12]，其中有機氮礦化和硝化作用主要是改變了氮素的賦存形態(tài)，并未將氮素從濕地系統(tǒng)中去除，未收割植物固定的氮素在植株腐爛時仍然回到濕地系統(tǒng)。

20單元填料和植物組合在水力停留時間小于1 d、水力負荷大于1.5m3/(m2·d)，進水氨氮和硝態(tài)氮濃度處于較低水平的條件下，仍然實現(xiàn)了較高的氨氮和硝態(tài)氮去除率，這可能包括如下原因：一是和人工濕地間歇式運行方式有關(guān)[11-13]，干濕交替有助于增加床體內(nèi)填料氧氣含量，增強好氧微生物活性，有利于有機氮的礦化分解，鵝卵石、碎石、粗砂和細砂填料搭配方式相比于其他填料搭配更有利于床體復氧；二是與進水氨氮和硝態(tài)氮濃度較低、試驗期間溫度較高、植物生長旺盛有關(guān)[4，13]，較高的溫度有利于增加植物光合作用，維持植物根系對養(yǎng)分的持續(xù)需求，減少植物根系老化脫落對于濕地養(yǎng)分去除效果的干擾。濕地系統(tǒng)中同時存在礦化作用、氨化作用、硝化作用、反硝化作用或者厭氧氨氧化作用，此外植物吸收固定氮素對于氮素的去除同樣具有一定作用，但是具體各種作用分別在濕地系統(tǒng)氮素去除中的比例仍需進一步分析研究。

圖3 人工濕地處理單元氨氮和硝態(tài)氮進出水平均濃度及去除率(圖中黑色柱為處理單元出水氨氮和硝態(tài)氮濃度，黑色虛線為進水氨氮和硝態(tài)氮濃度，“+”為氨氮和硝態(tài)氮去除率)Fig.3 Mean ammonium-N and nitrate-N concentrations of influent and effluent andmean removal efficiency for various subsurface constructed wetlands (black bars in the figures indicatemean nitrogen concentrations of effluent, dash lines are nitrogen concentrations of influent, “+” signsmean nitrogen removal efficiency)

2.3 潛流濕地總磷進出水濃度及去除率比較

在總磷平均進水濃度為0.17mg/L時，7種潛流濕地總磷平均去除率均低于30%(見表2)，其中以20單元總磷去除率最高，達30.59%，出水平均濃度為0.118mg/L；18和21單元總磷平均去除率超過25%；23單元最低，僅1.22%。若不考慮植物對磷素去除效果的影響，水平潛流濕地21和22單元相比說明，石灰石去除磷素效果高于鵝卵石，4個垂直潛流濕地磷素去除率比較說明，碎石、鋼渣和陶粒具有相對較好的磷素去除效果，蛭石效果較差。人工濕地磷素去除效率超過25%的處理單元填料均有價格相對便宜的碎石，這和星云湖富營養(yǎng)化湖水處理試驗得到的植物碎石床處理工藝可將進水總磷濃度為0.077mg/L處理至0.024mg/L[9]的研究結(jié)果相類似。五里湖邊人工濕地中試結(jié)果表明，湖水總磷平均濃度為0.152mg/L時，采用礫石作為基質(zhì)的水平潛流和垂直潛流人工濕地出水平均濃度分別為0.052mg/L和0.056mg/L，表流濕地去除效果明顯低于潛流濕地[10]。采用自然土壤作為基質(zhì)的石臼漾和鹽龍湖表流濕地建成運行后，地表水總磷濃度去除效率不高，鹽龍湖表流濕地挺水植物區(qū)進水總磷平均濃度為0.155mg/L，出水平均濃度為0.115mg/L，平均去除率僅為25.8%[3, 7-8]。

表2 潛流濕地單元進出水TP濃度及平均去除率

人工濕地磷素去除機制包括土壤或基質(zhì)吸附、化學沉淀、微生物和植物生長吸收等，其中土壤或基質(zhì)吸附石主要的磷素去除機制[11]。許多研究者比較了不同土壤或基質(zhì)類型對于磷素去除的影響[14-15]，發(fā)現(xiàn)頁巖、鋼渣、干渣、煤渣等具有很好的磷素去除效果，砂子、鵝卵石等去除效果較差；基質(zhì)表面吸附位點數(shù)量、比表面積大小和pH值是影響基質(zhì)磷素吸附能力的主要因素。Yin等最近研究發(fā)現(xiàn)，熱改性富含鈣的凹凸棒土作為人工濕地基質(zhì)能夠高效去除水體磷素[16]。人工濕地基質(zhì)在長期運行后磷素存在吸附飽和現(xiàn)象，吸附飽和基質(zhì)喪失磷素去除能力，在pH值、氧化還原點位等條件改變時已經(jīng)被吸附固定或者化學沉淀的磷素可能重新釋放進入水體[11，17]?？傮w來說，7個人工濕地單元總磷去除效果偏低，這可能與濕地單元填料主要為鵝卵石、粗砂、細砂等磷素去除能力較弱的材料有關(guān)。處理單元填料中有碎石、鋼渣、石灰石、陶粒等吸附性能較好材料的處理單元，總磷去除率相對較高。

由于基質(zhì)填料孔隙被顆粒物、積累的有機物堵塞，導致運行效率下降是影響長期運行的重要原因[18]。研究結(jié)果表明，人工濕地堵塞雖然不能完全避免，但是通過優(yōu)選合適孔徑的填料，選擇有效的前處理單元、控制好進水有機污染和懸浮顆粒物負荷，可以延緩其堵塞過程，有人工濕地在運行20年后仍然能保持較好的處理效果[19]。本研究人工濕地進水為經(jīng)過沉淀后的微污染水，懸浮顆粒物含量和有機污染負荷較低，20單元類型主要適用于高水力負荷條件下河流、湖泊微污染水處理，長期運行過程中水體需要維持較低的顆粒物含量和有機污染負荷。

3 結(jié) 語

以鐵心橋試驗基地象目湖微污染水為處理對象，比較了在高水力負荷條件下，4種垂直流人工濕地和3種水平潛流濕地氮磷污染物去除效果。在總氮進水濃度范圍為2.662 ～0.793mg/L和總磷進水濃度范圍為1.003～0.035mg/L時，填料從上到下由鵝卵石、碎石、粗砂和細砂組成，種植菖蒲的20單元總氮和總磷的平均去除率最高，分別為46.32%和30.59%，該濕地單元氨氮和硝態(tài)氮平均去除率分別為80.89%和43.06%，出水總氮濃度平均值低于地表水Ⅲ類水體質(zhì)量標準，此類型組合濕地可以用于飲用水源地原水等微污染地表水總氮去除。不同人工濕地單元磷素去除效果比較表明，包含碎石的基質(zhì)除磷效果較好，價格相對便宜的碎石可以在更大范圍應用于地表水磷素去除。