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境工程學院，遼寧 沈陽 110168)

垂直潛流人工濕地由于自身構造的限制，傳氧能力較差，內部溶解氧(DO)濃度較低,若在濕地內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DO沿程變化以及污染物沿程去除規律，通過對曝氣強度進行優化，以實現對濕地內部DO環境的有效調控。結果表明，隨曝氣強度的增加，濕地的好氧環境從表層區域逐漸擴大到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[1]，具有以下特點：低溶解氧(DO)；極易形成好氧/厭氧交替的環境；具有較高的生物量。人工濕地的傳氧能力一般較差，內部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硝化/反硝化，但其傳氧能力仍然較差，不能對氨氮實現充分轉化，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鍵因素，但人工濕地內部的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]。改善人工濕地內部的DO環境、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。現階段普遍在人工濕地內部采用連續曝氣的方式來改善DO環境[9-12]，但內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，以實現傳氧量和DO水平的有效調控[14]，同時對曝氣前后人工濕地內的DO分布和污染物去除過程進行分析，實現對曝氣強度的合理優化。

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流量計來調控進水流量，以保證進水流量穩定。設置16個有效取樣口，用于監測不同位置的水質指標。

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

1.2 進水水質

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，硝態氮為(3.88±0.20) mg/L,TP為(4.90±0.60) mg/L。

1.3 實驗方法

調節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。運用流量計調節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部DO和污染物濃度的等值線圖，來反映人工濕地沿程水質變化情況。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；硝態氮采用紫外分光光度法測定；亞硝態氮采用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境，抑制了硝化、亞硝化反應[15]；深度超過40 cm區域的DO低于0.2 mg/L，而0.2 mg/L是硝化反應發生的最低DO限值[16]。因此，未曝氣人工濕地基本處于一種缺氧狀態，致使其脫氮能力較差。對人工濕地進行起端曝氣，當調節曝氣強度分別為0.15、0.50、0.86 m3/d時，人工濕地內部的DO濃度逐漸升高，好氧區(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環境。曝氣強度為0.86 m3/d時，深度0～40 cm區域的DO濃度衰減比較明顯，這可能是此區域內進行COD去除和微生物好氧硝化而大量損耗DO的結果；深度超過60 cm區域已開始處于缺氧狀態，人工濕地內形成了明顯的好氧、缺氧交替環境，有利于微生物生存。SASIKALA等[17]的研究發現，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%。可見，起端曝氣能夠改善人工濕地內部的DO環境，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區域的COD去除率由58.6%增加至75.2%。深度超過40 cm區域對COD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較明顯的分層現象，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境，對COD的遷移降解主要集中在深度0～20 cm區域內，但此區域的COD去除率并不高。

注：圖中DO質量濃度的單位均為mg/L。圖2 不同曝氣強度下人工濕地內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化。未曝氣人工濕地僅在表層有較弱的好氧環境，氨氮的遷移降解主要發生在深度0～20 cm區域，在該區域氨氮從進水的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相關，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了不同區域的氨氮分層降解，與COD的沿程分布規律基本一致。

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

注：圖中氨氮質量濃度的單位均為mg/L。圖4 不同曝氣強度下人工濕地內氨氮的沿程分布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、磷與基質的有效接觸面積及基質的氧化還原狀態。在進水TP為2.89 mg/L的情況下，出水TP質量濃度從未曝氣的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的去除速率均呈現沿垂直方向向出水口遞減的規律。起端曝氣人工濕地在深度0～40 cm區域的TP去除速率最快，這說明TP的去除效果不僅與基質的吸附特性有關，而且與人工濕地中微生物數量以及生物膜的吸附作用有關。此外，起端曝氣能引起水流擾動，使布水更加均勻，曝氣產生的微小氣泡隨水流進入到人工濕地內后吸附在基質表面，增大了磷與基質的有效接觸面積；曝氣使人工濕地處于好氧狀態，促進基質中鐵、鋁等金屬離子與污水中磷反應，生成穩定的螯合物，提高磷的去除率。

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

3 結 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區域，且此區域DO的衰減速率最快，這是COD、氨氮在此區域高效去除的結果。

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

[1] 胡沅勝，趙亞乾，趙曉紅，等．實現高效自養脫氮的單級上流式多潮汐人工濕地[J]．中國給水排水，2015，31(15)：127-132．

[2] TAO Wendong,WEN Jianfeng,HUCHZERMEIER M.Batch operation of biofilter-free-water surface wetland series for enhancing nitritation and anammox[J].Water Environment Research,2011,83(6):541-548.

[3] MALTAIS LANDRY G,MARANGER R,BRISSON J,et al.Nitrogen transformations and retention in planted and artificially aerated constructed wetlands[J].Water Research,2009,43(2):535-545.

[4] 白少元，丁彥禮，游少鴻，等．曝氣對潛流人工濕地污染物沿程降解規律的影響[J]．環境工程學報，2014，8(6)：2359-2364．

[5] 李松，王為東，強志民，等．自動增氧型垂直流人工濕地處理農村生活污水試驗研究[J]．農業環境科學學報，2010，29(8)：1566-1570．

[6] 杜曉麗，徐祖信，王晟，等．序批式垂直潛流人工濕地處理農村生活污水[J]．中國給水排水，2012，28(19)：8-11．

[7] 高紅杰，王帥，宋永會，等．潮汐流-潛流組合人工濕地污水凈化效率[J]．環境工程學報，2013，7(10)：3743-3748．

[8] 朱聯東，李兆華，黃田，等．序批式自動增氧型生活污水處理器的運行[J]．環境工程，2009，27(2)：78-80．

[9] 張帥．強化復氧人工濕地對農村生活污水處理的研究[D]．杭州：浙江大學，2011．

[10] OUELLET PLAMONDON C,CHAZARENC F,COMEAU Y A.Artificial aeration to increase pollutant removal efficiency of constructed wetlands in cold climate[J].Ecological Engineering,2006,27(3):258-264.

[11] 易衛華．多級重力跌水中充氧效率及其影響因素研究[D]．武漢：華中科技大學，2007．

[12] FAN Jinlin,LIANG Shuang,ZHANG Bo,et al.Enhanced organics and nitrogen removal in batch-operated vertical flow constructed wetlands by combination of intermittent aeration and step feeding strategy[J].Environmental Science and Pollution Research,2013,20(4):2448-2455.

[13] 王瑋，丁怡，王宇暉，等．人工濕地增氧技術在污水脫氮中的應用[J]．工業水處理，2014，34(8)：1-5．

[14] HU Y S,ZHAO Y Q,ZHAO X H,et al.Comprehensive analysis of step-feeding strategy to enhance biological nitrogen removal in alum sludge-based tidal flow constructed wetlands[J].Bioresource Technology,2012,111:27-35.

[15] 李春華，王蔚卿，倪利曉，等．人工曝氣對垂直潛流人工濕地運行效率的影響[J]．河海大學學報(自然科學版)，2011，39(3)：259-263．

[16] 盧少勇，金相燦，余剛．人工濕地的氮去除機理[J]．生態學報，2006，26(8)：2670-2677．

[17] SASIKALA S,TANAKA N,WAH H S Y W,et al.Effects of water level fluctuation on radial oxygen loss,root porosity,and nitrogen removal in subsurface vertical flow wetland mesocosms[J].Ecological Engineering,2009,35(3):410-417.

[18] 黃昌兵．潛流人工濕地處理高濃度生活污水的試驗研究[D]．邯鄲：河北工程大學，2008．

[19] 呂寶一，謝冰，邵春利，等．兩段A/O生物接觸氧化法處理高鹽有機廢水研究[J]．中國給水排水，2011，27(1)：102-104,108．

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污水處理技術。#

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