微動力曝氣對復合垂直流人工濕地脫氮效果研究

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（湖南工業大學 土木工程學院，湖南 株洲 412007）

0 引言

我國越來越重視環境保護和生態修復，積極開展微污染河流、湖泊的水質治理。其源頭的污水處理廠達標排放的尾水也屬于微污染水[1]，人工濕地（constructed wetland，CW）是治理微污染水的生態技術之一，特別適用于面源污染治理，凈化水體、改善水質。人工濕地技術屬于生態水處理技術[2-3]，其模擬自然濕地的生態結構，人工設計建造污水處理系統，由基質組成填料床，在其表面種植高等水生植物，形成特殊的污水處理系統。這種生態系統的技術手段在工程應用[4-7]上具有可操控性，可行且實用。但是在實際運行過程中，不同人工濕地的脫氮效果差異較大，國內外學者其改良、強化工藝投入了較多研究。其中，強化措施有很多，如工程上一般會將不同類型的濕地進行組合形成復合濕地，聯合其它性質污水處理工藝形成組合工藝，研發配制更優的基質填料組合，優化植物的選擇，進行高強度曝氣，投加針對性的微生物等[8-10]。

1 實驗

1.1 實驗裝置

本實驗主要裝置設置在湖南工業大學土木樓308水處理實驗室，實驗裝置主要包括預處理系統、進水系統、集水系統和處理系統，處理系統包括基質、植物和曝氣系統。實驗裝置的剖面圖如圖1所示。整個主實驗裝置的規格為（長×寬×高）100 cm×50 cm×100 cm，總容積為0.5 m3，側面每隔20 cm設置1個取樣口，安裝閥門。排水口設置在試驗裝置底部，用DN20 PVC 管連接下水道，超過實驗裝置的水由上部的閥門排出。進水管與支水管垂直連接，支水管置于基質上方，即濕地表面水平均勻分布多個支水管，支水管上均勻設置多個配水孔，孔徑為10 mm，起到均勻布水的效果。實驗裝置的進水口設置在下行流濕地系統的上部，水流依靠重力向下流動至下行流濕地底部，再通過基質填料擴散至上行流濕地底部，最后向上緩慢流動，直至達到標記的水位線，超出的部分可利用側面的取樣口排除。增氧氣泵的空氣通過曝氣主管和流量計輸送至分流器，經過分流后分別連接4個曝氣分管，曝氣分管末端有馬蹄形氣石，可以在水中產生微型氣泡。在實驗裝置中預埋DN40的PVC 立管，垂直安裝在基質填料中，下行流和上行流濕地中各2 根。立管上有間距相同的圓孔，曝氣支管可在立管中上下調整位置，且不會被基質填料擠壓而變形。

圖1 實驗裝置剖面圖（CW1）Fig.1 Section drawing of test equipment（CW1）

1.2 實驗進水水質

實驗進水為株洲市龍泉污水處理廠一期工程二沉池邊緣出水的模擬廢水，水質情況如表1所示。模擬污水廠出水的試驗水質低于地表水環境質量V標準，屬于微污染水。

表1 實驗進水水質對比Table1 Comparison of inlet water quality

1.3 實驗設計

實驗設置對照組和空白組，與實驗組進行對比，其實驗參數如表2所示。

表2 實驗組與空白對照組的試驗參數Table2 Test parameters of the experimental group and the blank control group

實驗前先在株洲市龍泉污水處理廠一期工程二沉池邊緣取水樣并測定其主要水質指標，然后在實驗室內用自來水添加葡萄糖、硫酸銨、磷酸二氫鉀等配置成模擬污水放置在高位水箱中作為原水使用。

選用10～20 mm、30～50 mm 紅火山石作為基質填料。紅火山石的比表面積較大，表面有較多的孔隙，且質地較硬，適合用作水處理填料[13]。將30～50 mm 紅火山石均勻鋪到實驗裝置的底部，高度約為40 cm，再在上方鋪滿10～20 mm 紅火山石，高度約為40 cm。即將實驗裝置分為兩層，上層為小粒徑的紅火山石，下層為大粒徑的紅火山石，上層紅火山石內設置一塊亞克力材質的隔板形成復合流，最后在上層種植水生植物美人蕉和黃菖蒲。

當空氣源熱泵承擔設計負荷在50%以下時，隨著空氣源熱泵承擔設計負荷的升高，運行費用下降的速度超過投資年值增長的速度，費用年值降低.這一階段空氣源熱泵制熱量增速較快，占整個采暖季的制熱量從0%增長到86.30%，平均空氣源熱泵承擔設計負荷每增加1%，空氣源熱泵制熱量在整個采暖季的制熱量占比增加1.726%.當空氣源熱泵承擔設計負荷50%以上時，費用年值隨空氣源熱泵承擔設計負荷的增加而增加，空氣源熱泵制熱量在整個采暖季制熱量的占比增速較慢，平均空氣源熱泵承擔設計負荷每增加1%，空氣源熱泵制熱量在整個采暖季的制熱量占比增加0.189%，增速為上一階段的10.9%.

運用單因素實驗法，對曝氣位置、曝氣時間、曝氣量進行實驗，得出以下結果：

1）在上行流底部曝氣時，出水的TN 去除率略微提高，但NH4+-N 去除率下降較大；在兩池底部同時曝氣時，TN去除率下降較大。在下行流底部曝氣時，出水的NH4+-N、TN 去除率均較高。故得知較好的曝氣位置為下行流濕地60 cm 處。

2）單獨改變曝氣時間，對出水水質指標有明顯影響。隨著曝氣時間增加，NH4+-N 去除率不斷增大，TN 去除率在0.5～2.0 h 逐漸增大，在2.0～8.0 h 逐漸減小。綜合考慮，確定較好的曝氣時間為3.5 h。

3）單獨改變曝氣量對出水水質指標有明顯的影響。隨著曝氣量的增加，NH4+-N 去除率先增大后減小直至穩定，TN 去除率在200～600 mL/min 逐漸增大，600～1 200 mL/min 逐漸減小。故得出較好的曝氣量為600 mL/min。

通過以上單因素分析結果，再運用正交實驗分析和綜合考慮，確定微動力曝氣的最佳運行條件如下：曝氣位置為下行流濕地60 cm 處，曝氣時間為3.5 h，曝氣量為600 mL/min，曝氣方式為連續曝氣0.5 h，再停機1.0 h。然后根據上述得到的最佳運行條件進行復合垂直流人工濕地的運行效果研究。

1.4 檢測內容及方法

實驗裝置啟動后，進行定期采樣，每隔3 d 進行1次采樣，測定進水和出水的水質指標。水質指標的測定方法參考《水和廢水監測分析方法》第四版和相應的國家標準。

水質檢測試驗相關的營養鹽指標、方法及儀器，如表3所示。

表3 水質檢測營養鹽指標及方法Table3 Nutrient salt indicators and methods for water quality testing

2 結果與分析

2.1 對系統內沿程DO 濃度的影響

DO（dissolved oxygen）對實驗的影響主要體現在實驗裝置在微動力曝氣最佳運行條件和未曝氣情況下，沿程取樣點的DO 濃度變化如圖2所示。兩種運行情況下的DO 濃度差值如圖3所示。

由圖2和圖3可以得知，實驗裝置在未曝氣情況下，沿水流方向，DO 質量濃度先增大，后減少，再增大，最后減小至穩定；實驗裝置在曝氣最佳運行條件下，沿水流方向，DO 質量濃度是先增大，后減小，再增大。

1）實驗裝置經過曝氣后，各沿程取樣點的DO質量濃度值均大于5 mg/L，且取樣點2和取樣點8的DO 質量濃度值高于7 mg/L；沿水流方向，濕地前端DO 質量濃度的增幅較高，這是因為曝氣位置是在下行流底部，微型氣泡受浮力向上擴散，并溶解于水中。

2）對比兩種運行條件下的DO 濃度差值，可以發現最佳運行條件下樣的DO 質量濃度平均提高了2.52 mg/L。這表明實驗裝置內的氧環境條件得到了改善，濕地系統在該曝氣條件下，內部呈現出不斷交替的好氧/缺氧環境。

3）曝氣最佳運行條件下，取樣點1～3、7、8的DO 質量濃度比取樣點4～6的DO 濃度高。表明取樣點1～3、7、8 在試驗裝置的中上部，靠近植物的根系部分，處于好氧區；而取樣點4～6 在裝置的底部，離植物較遠，故DO 質量濃度相對較低。

圖2 兩種運行條件下沿程取樣點的DO 質量濃度變化Fig.2 DO mass concentration changes along the sampling points under two operating conditions

圖3 兩種運行情況下的DO 質量濃度差值Fig.3 DO mass concentration difference comparison under two operating conditions

2.2 對系統內沿程pH值的影響

pH值對實驗裝置的影響主要體現在對微生物的影響。大多數微生物生存的適宜pH值范圍均較小，若處于適宜pH值范圍之外，則微生物的生命活動會變慢甚至導致其死亡。實驗裝置在微動力曝氣最佳運行條件和未曝氣情況下沿程取樣點的pH值變化情況如圖4所示。在兩種運行情況下的pH值差值如圖5所示。

圖4 兩種運行條件下沿程取樣點的pH值變化Fig.4 pH changes of sampling points along the path under two operating conditions

由圖4和圖5可以得知，實驗裝置在曝氣最佳運行條件和未曝氣情況下的pH值變化存在差異，但變化趨勢類似。

1）未曝氣情況下，pH值的平均值為7.26。取樣點1～4的pH值變化較大，變化范圍為6.92～7.63；取樣點5～8的pH值變化不大，變化范圍為7.04～7.35。曝氣最佳運行條件下，pH值的平均值為7.08。取樣點5～8的pH值變化較大，變化范圍為6.86～7.26；取樣點1～4的pH值變化不大，變化范圍為6.62～6.75。

2）對比兩種運行條件下的pH值變化，發現沿水流方向pH值變化較大，但出水的pH值變化很小，即曝氣對出水pH值的影響較小。

3）曝氣最佳運行條件下的pH值均低于未曝氣情況下的。分析其原因，是曝氣使濕地系統內硝化作用增強，硝態氮不斷積累，同時水中有機物降解過程中產生了酸性物質等，使得溶液的pH值較低。

4）曝氣最佳運行條件下的pH值均減小了，且取樣點1的pH值降幅最大。分析原因是曝氣在下行流濕地的底部進行，曝氣產生的微量氣泡使得上部的有機物不斷分解，產生各類酸性物質，使得上部pH值呈弱酸性，說明微動力曝氣對下行流濕地上部的pH值影響較大。

2.3 對垂直流人工濕地中TN的去除效果

各濕地系統的TN 進出水質量濃度隨時間的變化曲線如圖6所示，各濕地系統的TN 去除率隨時間的變化曲線如圖7所示。

圖6 各濕地系統TN 進出水質量濃度隨時間的變化曲線Fig.6 TN in and out mass concentration of each wetland system over time

圖7 各濕地系統TN 去除率隨時間的變化曲線Fig.7 TN removal rate of each wetland system over time

由圖6中曲線可以得知，各個濕地系統的進水TN 質量濃度為7.02～8.67 mg/L，平均TN的質量濃度為7.68 mg/L。經過各濕地系統的凈化作用后，TN質量濃度均降低，微污染水經過濕地系統CW1 后，TN的質量濃度為0.37 mg/L；微污染水經過濕地系統CW2 后，TN的質量濃度為2.49 mg/L；微污染水經過濕地系統CW3 后，TN 質量濃度為6.20 mg/L。

由圖7可以得知，濕地系統CW1 對TN的去除率為95.18%，濕地系統CW2 對TN的去除率為67.58%，CW3 對TN的去除率為19.27%。可見濕地系統CW1 對微污染水TN的去除效果最優。在不同的濕地處理單元中，CW1 對水質中TN的凈化效果要好于CW2和CW3。

2.4 對垂直流人工濕地中NH4+-N的去除效果

各濕地系統的NH4+-N 進出水質量濃度隨著時間的變化曲線如圖8所示。

圖8 各濕地系統NH4+-N 進出水質量濃度隨時間的變化曲線 Fig.8 NH4+-N in and out water mass concentration of each wetland system over time

由圖8可以得知，濕地系統的進水NH4+-N 質量濃度為6.21～6.78 mg/L，平均NH4+-N 質量濃度為6.49 mg/L。經過各濕地系統的凈化作用后，NH4+-N的質量濃度均降低。微污染水經過濕地系統CW1 后，NH4+-N的質量濃度降為0.23 mg/L；微污染水經過濕地系統CW2 后，NH4+-N的質量濃度降為2.14 mg/L，微污染水經過濕地系統CW3 后，NH4+-N的質量濃度降為4.23 mg/L。

各濕地系統的NH4+-N 去除率隨時間的變化曲線如圖9所示。

圖9 各濕地系統NH4+-N 去除率隨時間的變化曲線Fig.9 NH4+-N removal rate of each wetland system over time

由圖9可知，濕地系統CW1的NH4+-N 去除率為96.46%，濕地系統CW2的去除率為67.03%，CW3的NH4+-N 去除率為34.82%。可見，濕地系統CW1 對微污染水NH4+-N的去除效果最優。在不同的濕地處理單元中，CW1 對水質中NH4+-N的凈化效果要好于CW2和CW3。

2.5 對垂直流人工濕地中CODCr的去除效果

各濕地系統的CODCr進出水濃度隨時間的變化曲線如圖10所示。

圖10 各濕地系統CODCr 進出水質量濃度隨時間的變化曲線Fig.10 CODCr in and out water mass concentration of each wetland system over time

由圖10中的曲線可知，濕地系統的進水CODCr質量濃度為33.86～37.50 mg/L，平均CODCr質量濃度為35.71 mg/L。經過各濕地系統的凈化作用后，水中CODCr質量濃度均降低：微污染水經過濕地系統CW1 后，CODCr的質量濃度為2.09 mg/L；微污染水經過濕地系統CW2 后，CODCr的質量濃度為5.52 mg/L；微污染水經過濕地系統CW3 后，CODCr的質量濃度為29.20 mg/L。

各濕地系統的CODCr去除率隨時間的變化曲線如圖11所示。

圖11 各濕地系統CODCr 去除率隨時間的變化曲線Fig.11 CODCr removal rate of each wetland system over time

由圖11可知，濕地系統CW1的CODCr去除率為94.15%，濕地系統CW2的去除率84.54%，CW3的CODCr去除率為18.23%。這一結果表明濕地系統CW1 對微污染水CODCr的去除效果最優。總結，在不同的濕地處理單元中，CW1 對水質中CODCr的凈化效果要好于CW1和CW2。

2.6 微動力曝氣對垂直流人工濕地中脫氮機理分析

有研究表明，含氮化合物的去除主要依靠濕地生物系統中微生物與植物等通過物理、化學及生物協同作用的綜合結果[14]。植物與微生物對含氮有機物的轉化主要通過氨化作用，其將可溶性的含氮有機物（dissolved organic nitrogen，DON）轉化成NH4+-N，再經過耦合硝化和反硝化作用去除氨氮[15]。通過對CW1、CW2與CW3的對比實驗，以及對結果圖的分析，可得知TN與NH4+-N的去除主要通過生長期植物和微生物的吸收與轉化來進行，通過增加微動力曝氣，能夠增加裝置內植物根系與微生物的活性，從而促進硝化與反硝化作用的進行，使TN與NH4+-N的去除率得到提升。

3 結論

通過單因素、多因素等試驗分析和綜合考慮，確定微動力曝氣最佳運行條件如下：曝氣位置為下行流濕地60 cm，曝氣時間為3.5 h，曝氣量為600 mL/min，曝氣方式為連續曝氣0.5 h，停機1.0 h。在此運行條件下，出水的DO質量濃度為7.89 mg/L，pH值為7.26，COD、NH4+-N和TN的去除率均達到了90%以上；NH4+-N 出水濃度達到了地表水I標準，TN 出水濃度達到了地表水II標準。通過微動力曝氣，復合垂直流人工濕地的脫氮效果明顯。

1）曝氣最佳運行條件下，試驗裝置內的DO 質量濃度平均提高了2.52 mg/L，表明試驗裝置內的氧環境條件得到了改善，濕地系統在該曝氣條件下，內部呈現不斷交替的好氧/缺氧環境。

2）未曝氣情況下出水的平均pH值為7.26；曝氣最佳運行條件下出水的平均pH值為7.08，相比前者，后者的平均pH值減小了。對比兩種運行條件下的pH值變化發現，沿水流方向的pH值變化較大，但出水的pH值變化很小，即曝氣對出水pH值的影響較小。

3）曝氣最佳運行條件下，試驗裝置的出水COD、NH4+-N和TN 濃度均減小，相比未曝氣下條件下，COD、NH4+-N和TN 去除效果均得到了提高。