碳氧調控下人工濕地凈化效果的協同與拮抗研究

陶 敏，賀 鋒，胡 晗，郭建林，吳振斌，王啟爍，3（.湖北理工學院環境科學與工程學院，礦區環境污染控制與修復湖北省重點實驗室，湖北 黃石 435003；.中國科學院水生生物研究所淡水生態和生物技術國家重點實驗室，湖北 武漢 43007；3.中國科學院水生生物研究所淮安研究中心，江蘇 淮安 300）

碳氧調控下人工濕地凈化效果的協同與拮抗研究

陶 敏1，2，賀 鋒2*，胡 晗1，郭建林1，吳振斌2，王啟爍2，3（1.湖北理工學院環境科學與工程學院，礦區環境污染控制與修復湖北省重點實驗室，湖北 黃石 435003；2.中國科學院水生生物研究所淡水生態和生物技術國家重點實驗室，湖北 武漢 430072；3.中國科學院水生生物研究所淮安研究中心，江蘇 淮安 223002）

從人工濕地脫氮效果的重要限制因子——溶解氧和碳源著手，構建了一種人工濕地碳氧聯合調控脫氮系統，研究了曝氣、碳源投加、碳氧聯合調控下人工濕地的凈化效果.結果表明，曝氣促進了TSS、COD、TN、N-N、TP的去除，但夏季時會導致N-N的積累；碳源投加提高了TN、NN的去除，但冬季時會導致COD去除率的下降.碳氧聯合調控下人工濕地對TN、N-N的去除表現出協同作用，對N-N、COD的去除表現出獨立作用，而對TP、TSS的去除表現出一定的拮抗作用.另外，對于以氨氮為主的“低碳高氮”污水，人工濕地碳氧聯合調控系統脫氮效率達87.3%，可見該強化系統適用于“低碳高氮”污水的處理.

人工濕地；曝氣；碳源投加；凈化效果；協同效應；拮抗效應

人工濕地具有環境美化、應用方式靈活的特點，它可以因地制宜，適用面廣，廣泛應用于各種污水的處理和受污染地表水的修復［1-2］.然而，許多潛流人工濕地脫氮效率較低，這是由于潛流人工濕地自身構造的限制（長期處于飽水狀態），濕地內部整體處于缺氧/厭氧狀態，不能滿足硝化作用的要求［3］；尤其當冬季植物枯萎時，根系泌氧減少，導致濕地缺氧嚴重、脫氮效果更差［4］.同時，研究發現濕地內還存在碳源不足，反硝化速率低，也限制了濕地的脫氮效果［5］.

研究表明，利用通氣管、曝氣等措施可增強濕地的硝化作用［6-7］；通過外加碳源可促進濕地的反硝化作用［8-9］.然而，持續增氧會導致濕地出水中硝態氮的積累［10］，碳源投加量不當也會降低濕地對有機物的去除效率.目前，國內外研究學者在氧調控濕地硝化作用、碳源強化反硝化作用有較多的研究，但是關于碳氧聯合調控脫氮研究不多，對于碳氧聯合調控下污染物去除的協同與拮抗研究較少.因此，本文從人工濕地脫氮效果的重要限制因子——溶解氧和碳源著手，研究了無調控濕地（CW）、曝氣濕地（ACW）、碳源投加濕地（CCW）、碳氧聯合調控濕地（ACCW）的凈化效果，探討了碳氧聯合調控下人工濕地對污染物去除的協同或拮抗效應，以為人工濕地技術優化提供科學參考.

1 材料與方法

1.1 實驗系統

圖1 人工濕地強化脫氮系統示意Fig.1 Sketch of constructed wetland enhancing nitrogen removal system

實驗系統由四套相同的人工濕地小試系統組成，每套人工濕地小試系統又由進水池（0.1m× 0.4m×0.6m）、硝化池（0.3m×0.4m×0.6m）、反硝化池（0.3m×0.4m×0.6m）和出水池（0.1m×0.4m×0.6m）組成；硝化池底部埋有曝氣管，曝氣管一端封閉，另一端與增氧泵相連；反硝化池垂直插有碳源投加管，其側壁開有小孔，如圖1所示.濕地填料上部為0.4m厚的細沙層，下部為0.1m厚的礫石層.濕地栽種植物為美人蕉. 四套人工濕地小試系統分別在無調控、曝氣、碳源投加、碳氧聯合調控四種強化措施下運行，均采用最優化運行條件［11］，即曝氣速率=2.5L/h，曝氣運行/停止時間比=8h/16h，碳源投加量=0.025g/L.

1.2 運行條件

系統進水為受污染磁湖水添加氯化銨配制而成的“低碳高氮”含氮污水，進水理化指標見表1.進水采用分批次進水，水力負荷0.1m3/（m2·d），水力停留時間為24h.

表1 進水理化指標Table 1 Water quality of the influent

1.3 分析指標及測定方法

總懸浮顆粒物（TSS）、化學需氧量（CODCr）、總氮（TN）、氨氮（N-N）、硝態氮（N-N）、總磷（TP）等化學指標參照國家標準方法進行測定［12］.

1.4 數據處理

利用SPSS 13.0軟件進行多因子方差分析（ANOVO），評價曝氣、碳源投加、碳氧聯合調控3種強化措施對TSS、COD、TN、N-N、N-N和TP去除率的影響.

2 結果與分析

2.1 TSS的去除

在無調控、曝氣、碳源投加、碳氧聯合調控下，各人工濕地小試系統對TSS的去除率均較高，維持在70%以上，如圖2所示.無論是夏季還是冬季，曝氣濕地和碳氧聯合調控濕地對TSS的去除率均顯著高于無調控濕地和碳源投加濕地（P＜0.05），表明曝氣提高了TSS的去除，促進了懸浮物中部分有機物顆粒的分解，這與Ouellet-Plamondon等［13］的研究結果是一致的.另外，TSS的去除率沒有顯著的季節性變化（P＞0.05），表明TSS的去除主要是由于基質過濾、沉淀等物理過程.

2.2 COD的去除

在人工濕地中增設曝氣管，不僅可以改善濕地的溶解氧水平，而且還可提高好氧微生物的生物量以及酶的活性，從而促進了有機物的好氧分解［14］.然而，向人工濕地內投加碳源，若碳源投加量控制不當，會增加人工濕地系統的有機物負荷，導致有機物去除率的下降.由圖2可以看出，夏季時，曝氣濕地和碳氧聯合調控濕地對COD的去除率顯著高于無調控濕地和碳源投加濕地（P＜0.05），表明曝氣促進了COD的去除.然而冬季時，碳氧聯合調控濕地對COD的去除率明顯低于曝氣濕地（P＜0.05），與無調控濕地相當（P＞0.05），且碳源投加濕地對COD的去除率最低，這說明冬季時碳源投加量可能過量，導致有機物負荷過高，因此冬季時碳源投加量應適當減小.

另外，COD的去除率表現出顯著的季節性變化（P＜0.05），即夏季時去除率較高，而冬季時去除率較低.可以發現，冬季時曝氣濕地系統對COD的去除率與夏季時無調控濕地相當，這說明曝氣可能抵消了低溫對有機物去除率的不利影響.

2.3 TN的去除

人工濕地對于氮的去除作用包括基質的吸附、沉淀、水生植物的吸收、氮的揮發以及微生物的硝化與反硝化作用，其中微生物的硝化與反硝化作用是濕地脫氮的主要途徑［15］.由圖2可知，曝氣濕地和碳源投加濕地對TN的去除率均明顯高于無調控濕地；同時，可以發現冬季時曝氣濕地對TN的去除率與夏季時無調控濕地相當，從某種程度上說明，曝氣措施能完全補償冬季低溫以及植物枯萎對濕地系統硝化能力的影響.

無論是夏季還是冬季，碳氧聯合調控濕地對TN的去除率均顯著高于其他濕地系統（P＜0.05），且夏季時碳氧聯合調控濕地對TN的去除率最高，達到87.3%.并且，冬季時碳氧聯合調控濕地對TN的去除率與夏季時曝氣或碳源投加濕地相當，顯著高于夏季時無調控濕地，表明碳氧聯合調控強化了人工濕地冬季時的脫氮能力.另外，冬季時各濕地系統對TN的去除明顯小于夏季（P＜0.05），這是由于冬季植物枯萎時根系泌氧減少，硝化作用減弱所致.

人工濕地處理含氮污水時，應充分考慮污水中氮的形態，對于以硝態氮為主的污水，可以通過補充碳源提高脫氮效果；而對于以氨氮為主的污水，僅靠投加碳源是不夠的，還應考慮與復氧措施相結合［16］.本實驗進水為以氨氮為主的“低碳高氮”污水，因此利用碳氧聯合調控措施顯著提高了人工濕地的脫氮效果.

2.4 氨氮的去除

Jamieson等［10］研究表明，持續增氧可為濕地中的好氧微生物提供充足的氧源，從而提高濕地對氨氮的去除；但持續增氧會導致濕地出水中硝態氮的積累，使TN的去除率下降.本試驗采用8h:16h的間歇停曝方式，并結合上行流-下行流的復合水體流態，形成了時空上動態變化的好氧/厭缺氧環境條件，有利于氨氮的硝化.同時，曝氣管設置在濕地進水區域（硝化池底部），在曝氣的吹脫作用下，可加快氨氮的揮發，這可能是本實驗氨氮去除率較高的原因之一.

2.5 硝態氮的去除

圖2 碳氧調控下人工濕地對污染物的去除效果Fig.2 Pollutants removal efficiency of constructed wetlands under artificial aeration and external carbon source

人工濕地除磷機制主要是通過基質的吸附、沉淀、植物的吸收和微生物的利用，其中基質的吸附是主要作用［5］.本實驗期間各濕地系統對TP的去除率均較高，這可能是由于本實驗系統為新建濕地，在運行初期由于基質的吸附和植物根系的固定所致.由圖2可以看出，夏季時各濕地系統對TP的去除無顯著性差異（P＞0.05），而冬季時曝氣濕地和碳氧聯合調控濕地對TP的去除明顯高于無調控濕地和碳源投加濕地（P＜0.05），這說明冬季時曝氣促進了基質中聚磷菌吸收磷，并在磷的去除中占有一定的比重.另外，可以發現冬季時無調控濕地對TP的去除率低于夏季，表現出季節性差異，這說明濕地在植物生長茂盛的季節TP的去除率較高，而在植物枯萎的季節去除率較低.

3 討論

3.1 碳氧調控下人工濕地對污染物去除的協同與拮抗效應

為了探明碳氧聯合調控下人工濕地對污染物去除的影響效應，以無調控濕地對各污染物的平均去除率為基準，計算曝氣濕地、碳源投加濕地、碳氧聯合調控濕地對各污染物去除率的變化值，結果見表2.可見，無論是夏季還是冬季，碳氧聯合調控濕地對TN去除率顯著高于曝氣濕地或碳源投加濕地，并且大于二者之和，故碳氧聯合調控下人工濕地對TN的去除表現出顯著的協同效應.然而，碳氧聯合調控下人工濕地對COD的去除夏季時表現出獨立效應，而冬季時表現為拮抗效應.因此，碳源投加量應隨季節有所變化，冬季時應適當減少碳源投加量，其對COD去除的拮抗效應可消除.同時，可以發現，碳氧聯合調控下人工濕地對NO3--N的去除夏季表現為拮抗作用，而冬季表現出協同作用.因此，曝氣量在夏季應有所減少，才可消除曝氣對NO3--N去除的拮抗效應.另外，夏、冬季時碳氧聯合調控下人工濕地對N-N的去除表現為獨立效應.碳氧聯合調控濕地對TSS、TP去除率的增加值均小于曝氣濕地，這說明碳氧聯合調控下人工濕地對TSS、TP的去除存在拮抗效應.

研究表明，常規垂直流人工濕地對氮的去除率一般為43.6%～55.9%［1，9］；曝氣下人工濕地的脫氮效率為58.5%～71.8%［7］，碳源投加下人工濕地對TN的平均去除率約為64.6%［9］.本實驗期間，碳氧聯合調控下人工濕地的脫氮效率為69.5%～87.3%，高于同類型常規人工濕地和曝氣或碳源投加強化濕地的脫氮效率，可能是曝氣和碳源投加聯合調控下人工濕地對氮的去除產生了協同效應的緣故.

表2 碳氧聯合調控下人工濕地對污染物去除的影響效應Table 2 Effects of artificial aeration and external carbon source on pollutants removal efficiency in constructed wetlands

3.2 碳氧調控下人工濕地的凈化機理

人工濕地中污染物質的降解與轉化主要是由基質微生物完成的，因而微生物群落的結構（如數量大小、活性高低以及優勢種群等）直接關系到濕地的凈化能力［17］.基質為微生物提供賴以生存的棲息地，而進水中有機物、氮、磷等污染物為微生物提供營養物質，因而基質理化性質、氧環境狀況、進水碳氮比值等直接影響著濕地微生物群落的結構和污染物去除效率［18-19］.

常規潛流人工濕地普遍溶解氧水平較低，濕地內部整體處于缺氧/厭氧狀態，不能滿足有機物的好氧分解和硝化作用的要求，這也是本實驗無調控濕地凈化能力較低的主要原因.在間歇曝氣作用下，濕地內的氧環境得到改善，好氧微生物的生物量以及酶活性增強［14］，因而曝氣濕地對TSS、COD、TN、NH4+-N、TP的去除率（尤其是冬季時）顯著提高.在碳源投加作用下，濕地反硝化池內碳氮比得到了優化，反硝化細菌的活性增強［20］，因此碳源投加濕地對TN、NO3--N的去除率明顯提高.在碳氧聯合調控下，曝氣促進了硝化作用，碳源投加增強了反硝化作用，因而碳氧聯合調控產生協同效應，總氮的去除率顯著提高［21］.然而，由于夏季濕地內溶解氧水平較高（植物根系泌氧所致），曝氣導致濕地內溶解氧過剩，因而夏季時碳氧聯合調控對NO3--N產生了拮抗效應；又由于冬季有機物降解速率較慢，碳源投加導致濕地內碳源過多，因而冬季時碳氧聯合調控對COD也產生了拮抗效應.另外，實驗發現碳源（葡萄糖）的投加致使濕地反硝化池內藻類生長、出水出現渾濁等現象，即一方面引起基質對磷的吸附減弱、TP的去除率下降，另一方面導致出水懸浮物增加、TSS去除率有所減少；這可能是碳氧聯合調控對TSS、TP產生拮抗效應的緣故.

綜上所述，碳氧聯合調控措施的優點主要有:（1）改善基質氧環境，為有機物的好氧分解和硝化作用提供氧氣；（2）優化濕地碳氮比，為反硝化作用提供碳源；（3）提高微生物尤其是好氧微生物的生物量；（4）增強微生物及基質酶的活性，尤其是反硝化菌的活性.

4 結論

4.1 與無調控濕地相比，曝氣促進了TSS、COD、TN、N-N、TP的去除，但夏季時會導致N-N的積累；碳源投加提高了TN、N-N的去除，但冬季時會導致COD去除率的下降.

4.3 對于以氨氮為主的“低碳高氮”污水，利用碳氧聯合調控措施顯著提高了人工濕地的脫氮效果，平均脫氮效率達87.3%，可見人工濕地碳氧聯合調控系統適用于“低碳高氮”污水的處理.

Zhang T， Xu D， He F， et al. Application of constructed wetland for water pollution control in China during 1990-2010 ［J］. Ecological Engineering， 2012，47:189-197.

張翔凌，劉小婷，徐 璐，等.垂直流人工濕地MgFe-LDHs覆膜改性基質凈化效果研究 ［J］. 中國環境科學， 2013，33（8）:1407-1412.

Nivala J， Wallace S， Headley T， et al. Oxygen transfer and consumption in subsurface flow treatment wetlands ［J］. Ecological Engineering， 2013，61:544-554.

Huang J， Cai W S， Zhong Q H， et al. Influence of temperature on micro-environment， planteco-physiology and nitrogen removal effect in subsurface flow constructed wetland ［J］. Ecological Engineering， 2013，60:242-248.

Kadlec R H， Wallace S D. Treatment wetlands ［M］. 2nd ed. New York: CRC Press， 2008.

Green M， Friedler E， Safrai I. Enhancing nitrification in vertical flow constructed wetland utilizing a passive air pump ［J］. Water Research， 1998，32（12）:3513-3520.

Tao M， He F， Xu D， et al. How artificial aeration improved the sewage treatment of an integrated vertical-flow constructed wetland ［J］. Polish Journal of Environmental Studies， 2010，19（1）:181-189.

Wen Y， Chen Y， Zheng N， et al. Effects of plant biomass on nitrate removal and transformation of carbon sources in subsurface-flow constructed wetlands ［J］. Bioresource Technology， 2010，101:7286-7292.

佘麗華，賀 鋒，徐 棟，等.碳源調控下復合垂直流人工濕地脫氮研究 ［J］. 環境科學， 2009，30（11）:3300-330.

Jamieson T S， Stratton G W， Gordon R， et al. The use of aeration to enhance ammonia nitrogen removal in constructed wetlands ［J］. Canadian Biosystems Engineering， 2003，45:109-114.

Tao M， Wang Q H， Li J G， et al. Treatment of wastewater with different ratios of carbon to nitrogen using an enhanced nitrogen removal system of constructed wetland ［J］. Advanced Materials Research， 2014，864-867:1287-1292.

國家環保局《水和廢水監測分析方法》編委會.水和廢水分析方法［M］. 4版.北京:中國環境科學出版社， 2002.

Ouellet-Plamondon C， Chazarenc F， Comeau Y， et al. Artificial aeration to increase pollutant removal efficiency of constructed wetlands in cold climate ［J］. Ecological Engineering， 2006，27（3）:258-264.

Tao M， He F， Li S F， et al. Responses of enzyme activities and microbial community structure in an aerated integrated verticalflow constructed wetland ［J］. Fresenius Environmental Bulletin，2015，24（1b）:371-378.

Vymazal J， Brix H， Cooper P F， et a1. Removal mechanisms and types of constructed wetlands ［M］//Vymazal J， Brix H， Coper P F， et a1.（eds）. Constructed wetlands for wastewater treatment in Europe. Leiden: Backhuys Publishers， 1998:17-66.

趙聯芳，朱 偉，趙 建.人工濕地處理低碳氮比污染河水時的脫氮機理 ［J］. 環境科學學報， 2006，26（11）:1821-1827.

Meng P P， Pei H Y， Hu W R， et al. How to increase microbial degradation in constructed wetlands: Influencing factors and improvement measures ［J］. Bioresource Technology， 2014，157:316-326.

Stefanakis A I， Tsihrintzis V A. Effects of loading， resting period，temperature， porous media， vegetation and aeration on performance of pilot-scale vertical flow constructed wetlands ［J］. Chemical Engineering Journal， 2012，181/182:416-430.

Ding Y， Song X H， Wang Y H， et al. Effects of dissolved oxygen and influent COD/N ratios on nitrogen removal in horizontal subsurface flow constructed wetland ［J］. Ecological Engineering，2012，46:107-111.

Caselles-Osorio A， García J. Performance of experimental horizontal subsurface flow constructed wetlands fed with dissolved or particulate organic matter ［J］. Water Research， 2006，40:3603-3611.

Fan J L， Wang W G， Zhang B， et al. Nitrogen removal in intermittently aerated vertical flow constructed wetlands: Impact of influent COD/N ratios ［J］. Bioresource Technology， 2013，143:461-466.

Synergistic and antagonistic effect of treatment performance of constructed wetlands under artificial aeration and external carbon source.

TAO Min1，2， HE Feng2*， HU Han1， GUO Jian-lin1， WU Zhen-bin2， WANG Qi-shuo2，3 （1.Hubei Key Laboratory of Mine Environmental Pollution Control and Remediation， School of Environmental Science and Engineering，Hubei Polytechnic University， Huangshi 435003， China；2.State Key Laboratory of Freshwater Ecology and Biotechnology，Institute of Hydrobiology， Chinese Academy of Sciences， Wuhan 430072， China；3.Huai'an Research Center， Institute of Hydrobiology， Chinese Academy of Sciences， Huai'an 223006， China）. China Environmental Science， 2015，35（12）：3646～3652

A new enhancing nitrogen removal constructed wetland which there were aeration pipes at the bottom of nitrification chamber and carbon addition pipes in the denitrification chamber was built， and effects of artificial aeration，external carbon source and both of them on treatment performance of constructed wetlands were investigated， based on important limiting factors for nitrogen removal in constructed wetlands， i.e. dissolved oxygen and carbon concentrations. The results showed that artificial aeration obviously improved the removal efficiency of TSS， COD， TN， N-N and TP in constructed wetlands， while there was significant accumulation of N-N in the effluent in summer.External carbon source significant improved the removal efficiency of TN and NN in constructed wetlands， while had negative effect on COD removal efficiency in winter. Moreover， the results showed that artificial aeration and external carbon source had a synergistic effect on TN and N-N removal， and an independent effect on NH-N and COD removal， while showed an antagonism effect on the removal of TP and TSS. When the low-carbon and high-nitrogen wastewater mainly contained ammonia， the average removal efficiency of TN was 87.3% in constructed wetland under artificial aeration and external carbon source， so the enhanced system is especially suitable for treatment of wastewater with low-carbon and high-nitrogen.

constructed wetland；artificial aeration；external carbon source；treatment performance；synergistic effect；antagonistic effect

X171

A

1000-6923（2015）12-3646-07

陶 敏（1982-），男，湖北武漢人，副教授，博士，主要從事水體修復技術研究.發表論文20余篇.

2015-04-29

國家自然科學基金項目（51178452）；國家科技支撐計劃（2012BAJ21B03-04）；黃石市科技支撐計劃（2014A067）；湖北理工學院大學生科技創新研究項目（14cx11）

* 責任作者， 研究員， hefeng@ihb.ac.cn