微动力曝气对复合垂直流人工湿地脱氮效果研究

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（湖南工业大学 土木工程学院，湖南 株洲 412007）

0 引言

我国越来越重视环境保护和生态修复，积极开展微污染河流、湖泊的水质治理。其源头的污水处理厂达标排放的尾水也属于微污染水[1]，人工湿地（constructed wetland，CW）是治理微污染水的生态技术之一，特别适用于面源污染治理，净化水体、改善水质。人工湿地技术属于生态水处理技术[2-3]，其模拟自然湿地的生态结构，人工设计建造污水处理系统，由基质组成填料床，在其表面种植高等水生植物，形成特殊的污水处理系统。这种生态系统的技术手段在工程应用[4-7]上具有可操控性，可行且实用。但是在实际运行过程中，不同人工湿地的脱氮效果差异较大，国内外学者其改良、强化工艺投入了较多研究。其中，强化措施有很多，如工程上一般会将不同类型的湿地进行组合形成复合湿地，联合其它性质污水处理工艺形成组合工艺，研发配制更优的基质填料组合，优化植物的选择，进行高强度曝气，投加针对性的微生物等[8-10]。

1 实验

1.1 实验装置

本实验主要装置设置在湖南工业大学土木楼308水处理实验室，实验装置主要包括预处理系统、进水系统、集水系统和处理系统，处理系统包括基质、植物和曝气系统。实验装置的剖面图如图1所示。整个主实验装置的规格为（长×宽×高）100 cm×50 cm×100 cm，总容积为0.5 m3，侧面每隔20 cm设置1个取样口，安装阀门。排水口设置在试验装置底部，用DN20 PVC 管连接下水道，超过实验装置的水由上部的阀门排出。进水管与支水管垂直连接，支水管置于基质上方，即湿地表面水平均匀分布多个支水管，支水管上均匀设置多个配水孔，孔径为10 mm，起到均匀布水的效果。实验装置的进水口设置在下行流湿地系统的上部，水流依靠重力向下流动至下行流湿地底部，再通过基质填料扩散至上行流湿地底部，最后向上缓慢流动，直至达到标记的水位线，超出的部分可利用侧面的取样口排除。增氧气泵的空气通过曝气主管和流量计输送至分流器，经过分流后分别连接4个曝气分管，曝气分管末端有马蹄形气石，可以在水中产生微型气泡。在实验装置中预埋DN40的PVC 立管，垂直安装在基质填料中，下行流和上行流湿地中各2 根。立管上有间距相同的圆孔，曝气支管可在立管中上下调整位置，且不会被基质填料挤压而变形。

图1 实验装置剖面图（CW1）Fig.1 Section drawing of test equipment（CW1）

1.2 实验进水水质

实验进水为株洲市龙泉污水处理厂一期工程二沉池边缘出水的模拟废水，水质情况如表1所示。模拟污水厂出水的试验水质低于地表水环境质量V标准，属于微污染水。

表1 实验进水水质对比Table1 Comparison of inlet water quality

1.3 实验设计

实验设置对照组和空白组，与实验组进行对比，其实验参数如表2所示。

表2 实验组与空白对照组的试验参数Table2 Test parameters of the experimental group and the blank control group

实验前先在株洲市龙泉污水处理厂一期工程二沉池边缘取水样并测定其主要水质指标，然后在实验室内用自来水添加葡萄糖、硫酸铵、磷酸二氢钾等配置成模拟污水放置在高位水箱中作为原水使用。

选用10～20 mm、30～50 mm 红火山石作为基质填料。红火山石的比表面积较大，表面有较多的孔隙，且质地较硬，适合用作水处理填料[13]。将30～50 mm 红火山石均匀铺到实验装置的底部，高度约为40 cm，再在上方铺满10～20 mm 红火山石，高度约为40 cm。即将实验装置分为两层，上层为小粒径的红火山石，下层为大粒径的红火山石，上层红火山石内设置一块亚克力材质的隔板形成复合流，最后在上层种植水生植物美人蕉和黄菖蒲。

当空气源热泵承担设计负荷在50%以下时，随着空气源热泵承担设计负荷的升高，运行费用下降的速度超过投资年值增长的速度，费用年值降低.这一阶段空气源热泵制热量增速较快，占整个采暖季的制热量从0%增长到86.30%，平均空气源热泵承担设计负荷每增加1%，空气源热泵制热量在整个采暖季的制热量占比增加1.726%.当空气源热泵承担设计负荷50%以上时，费用年值随空气源热泵承担设计负荷的增加而增加，空气源热泵制热量在整个采暖季制热量的占比增速较慢，平均空气源热泵承担设计负荷每增加1%，空气源热泵制热量在整个采暖季的制热量占比增加0.189%，增速为上一阶段的10.9%.

运用单因素实验法，对曝气位置、曝气时间、曝气量进行实验，得出以下结果：

1）在上行流底部曝气时，出水的TN 去除率略微提高，但NH4+-N 去除率下降较大；在两池底部同时曝气时，TN去除率下降较大。在下行流底部曝气时，出水的NH4+-N、TN 去除率均较高。故得知较好的曝气位置为下行流湿地60 cm 处。

2）单独改变曝气时间，对出水水质指标有明显影响。随着曝气时间增加，NH4+-N 去除率不断增大，TN 去除率在0.5～2.0 h 逐渐增大，在2.0～8.0 h 逐渐减小。综合考虑，确定较好的曝气时间为3.5 h。

3）单独改变曝气量对出水水质指标有明显的影响。随着曝气量的增加，NH4+-N 去除率先增大后减小直至稳定，TN 去除率在200～600 mL/min 逐渐增大，600～1 200 mL/min 逐渐减小。故得出较好的曝气量为600 mL/min。

通过以上单因素分析结果，再运用正交实验分析和综合考虑，确定微动力曝气的最佳运行条件如下：曝气位置为下行流湿地60 cm 处，曝气时间为3.5 h，曝气量为600 mL/min，曝气方式为连续曝气0.5 h，再停机1.0 h。然后根据上述得到的最佳运行条件进行复合垂直流人工湿地的运行效果研究。

1.4 检测内容及方法

实验装置启动后，进行定期采样，每隔3 d 进行1次采样，测定进水和出水的水质指标。水质指标的测定方法参考《水和废水监测分析方法》第四版和相应的国家标准。

水质检测试验相关的营养盐指标、方法及仪器，如表3所示。

表3 水质检测营养盐指标及方法Table3 Nutrient salt indicators and methods for water quality testing

2 结果与分析

2.1 对系统内沿程DO 浓度的影响

DO（dissolved oxygen）对实验的影响主要体现在实验装置在微动力曝气最佳运行条件和未曝气情况下，沿程取样点的DO 浓度变化如图2所示。两种运行情况下的DO 浓度差值如图3所示。

由图2和图3可以得知，实验装置在未曝气情况下，沿水流方向，DO 质量浓度先增大，后减少，再增大，最后减小至稳定；实验装置在曝气最佳运行条件下，沿水流方向，DO 质量浓度是先增大，后减小，再增大。

1）实验装置经过曝气后，各沿程取样点的DO质量浓度值均大于5 mg/L，且取样点2和取样点8的DO 质量浓度值高于7 mg/L；沿水流方向，湿地前端DO 质量浓度的增幅较高，这是因为曝气位置是在下行流底部，微型气泡受浮力向上扩散，并溶解于水中。

2）对比两种运行条件下的DO 浓度差值，可以发现最佳运行条件下样的DO 质量浓度平均提高了2.52 mg/L。这表明实验装置内的氧环境条件得到了改善，湿地系统在该曝气条件下，内部呈现出不断交替的好氧/缺氧环境。

3）曝气最佳运行条件下，取样点1～3、7、8的DO 质量浓度比取样点4～6的DO 浓度高。表明取样点1～3、7、8 在试验装置的中上部，靠近植物的根系部分，处于好氧区；而取样点4～6 在装置的底部，离植物较远，故DO 质量浓度相对较低。

图2 两种运行条件下沿程取样点的DO 质量浓度变化Fig.2 DO mass concentration changes along the sampling points under two operating conditions

图3 两种运行情况下的DO 质量浓度差值Fig.3 DO mass concentration difference comparison under two operating conditions

2.2 对系统内沿程pH值的影响

pH值对实验装置的影响主要体现在对微生物的影响。大多数微生物生存的适宜pH值范围均较小，若处于适宜pH值范围之外，则微生物的生命活动会变慢甚至导致其死亡。实验装置在微动力曝气最佳运行条件和未曝气情况下沿程取样点的pH值变化情况如图4所示。在两种运行情况下的pH值差值如图5所示。

图4 两种运行条件下沿程取样点的pH值变化Fig.4 pH changes of sampling points along the path under two operating conditions

由图4和图5可以得知，实验装置在曝气最佳运行条件和未曝气情况下的pH值变化存在差异，但变化趋势类似。

1）未曝气情况下，pH值的平均值为7.26。取样点1～4的pH值变化较大，变化范围为6.92～7.63；取样点5～8的pH值变化不大，变化范围为7.04～7.35。曝气最佳运行条件下，pH值的平均值为7.08。取样点5～8的pH值变化较大，变化范围为6.86～7.26；取样点1～4的pH值变化不大，变化范围为6.62～6.75。

2）对比两种运行条件下的pH值变化，发现沿水流方向pH值变化较大，但出水的pH值变化很小，即曝气对出水pH值的影响较小。

3）曝气最佳运行条件下的pH值均低于未曝气情况下的。分析其原因，是曝气使湿地系统内硝化作用增强，硝态氮不断积累，同时水中有机物降解过程中产生了酸性物质等，使得溶液的pH值较低。

4）曝气最佳运行条件下的pH值均减小了，且取样点1的pH值降幅最大。分析原因是曝气在下行流湿地的底部进行，曝气产生的微量气泡使得上部的有机物不断分解，产生各类酸性物质，使得上部pH值呈弱酸性，说明微动力曝气对下行流湿地上部的pH值影响较大。

2.3 对垂直流人工湿地中TN的去除效果

各湿地系统的TN 进出水质量浓度随时间的变化曲线如图6所示，各湿地系统的TN 去除率随时间的变化曲线如图7所示。

图6 各湿地系统TN 进出水质量浓度随时间的变化曲线Fig.6 TN in and out mass concentration of each wetland system over time

图7 各湿地系统TN 去除率随时间的变化曲线Fig.7 TN removal rate of each wetland system over time

由图6中曲线可以得知，各个湿地系统的进水TN 质量浓度为7.02～8.67 mg/L，平均TN的质量浓度为7.68 mg/L。经过各湿地系统的净化作用后，TN质量浓度均降低，微污染水经过湿地系统CW1 后，TN的质量浓度为0.37 mg/L；微污染水经过湿地系统CW2 后，TN的质量浓度为2.49 mg/L；微污染水经过湿地系统CW3 后，TN 质量浓度为6.20 mg/L。

由图7可以得知，湿地系统CW1 对TN的去除率为95.18%，湿地系统CW2 对TN的去除率为67.58%，CW3 对TN的去除率为19.27%。可见湿地系统CW1 对微污染水TN的去除效果最优。在不同的湿地处理单元中，CW1 对水质中TN的净化效果要好于CW2和CW3。

2.4 对垂直流人工湿地中NH4+-N的去除效果

各湿地系统的NH4+-N 进出水质量浓度随着时间的变化曲线如图8所示。

图8 各湿地系统NH4+-N 进出水质量浓度随时间的变化曲线 Fig.8 NH4+-N in and out water mass concentration of each wetland system over time

由图8可以得知，湿地系统的进水NH4+-N 质量浓度为6.21～6.78 mg/L，平均NH4+-N 质量浓度为6.49 mg/L。经过各湿地系统的净化作用后，NH4+-N的质量浓度均降低。微污染水经过湿地系统CW1 后，NH4+-N的质量浓度降为0.23 mg/L；微污染水经过湿地系统CW2 后，NH4+-N的质量浓度降为2.14 mg/L，微污染水经过湿地系统CW3 后，NH4+-N的质量浓度降为4.23 mg/L。

各湿地系统的NH4+-N 去除率随时间的变化曲线如图9所示。

图9 各湿地系统NH4+-N 去除率随时间的变化曲线Fig.9 NH4+-N removal rate of each wetland system over time

由图9可知，湿地系统CW1的NH4+-N 去除率为96.46%，湿地系统CW2的去除率为67.03%，CW3的NH4+-N 去除率为34.82%。可见，湿地系统CW1 对微污染水NH4+-N的去除效果最优。在不同的湿地处理单元中，CW1 对水质中NH4+-N的净化效果要好于CW2和CW3。

2.5 对垂直流人工湿地中CODCr的去除效果

各湿地系统的CODCr进出水浓度随时间的变化曲线如图10所示。

图10 各湿地系统CODCr 进出水质量浓度随时间的变化曲线Fig.10 CODCr in and out water mass concentration of each wetland system over time

由图10中的曲线可知，湿地系统的进水CODCr质量浓度为33.86～37.50 mg/L，平均CODCr质量浓度为35.71 mg/L。经过各湿地系统的净化作用后，水中CODCr质量浓度均降低：微污染水经过湿地系统CW1 后，CODCr的质量浓度为2.09 mg/L；微污染水经过湿地系统CW2 后，CODCr的质量浓度为5.52 mg/L；微污染水经过湿地系统CW3 后，CODCr的质量浓度为29.20 mg/L。

各湿地系统的CODCr去除率随时间的变化曲线如图11所示。

图11 各湿地系统CODCr 去除率随时间的变化曲线Fig.11 CODCr removal rate of each wetland system over time

由图11可知，湿地系统CW1的CODCr去除率为94.15%，湿地系统CW2的去除率84.54%，CW3的CODCr去除率为18.23%。这一结果表明湿地系统CW1 对微污染水CODCr的去除效果最优。总结，在不同的湿地处理单元中，CW1 对水质中CODCr的净化效果要好于CW1和CW2。

2.6 微动力曝气对垂直流人工湿地中脱氮机理分析

有研究表明，含氮化合物的去除主要依靠湿地生物系统中微生物与植物等通过物理、化学及生物协同作用的综合结果[14]。植物与微生物对含氮有机物的转化主要通过氨化作用，其将可溶性的含氮有机物（dissolved organic nitrogen，DON）转化成NH4+-N，再经过耦合硝化和反硝化作用去除氨氮[15]。通过对CW1、CW2与CW3的对比实验，以及对结果图的分析，可得知TN与NH4+-N的去除主要通过生长期植物和微生物的吸收与转化来进行，通过增加微动力曝气，能够增加装置内植物根系与微生物的活性，从而促进硝化与反硝化作用的进行，使TN与NH4+-N的去除率得到提升。

3 结论

通过单因素、多因素等试验分析和综合考虑，确定微动力曝气最佳运行条件如下：曝气位置为下行流湿地60 cm，曝气时间为3.5 h，曝气量为600 mL/min，曝气方式为连续曝气0.5 h，停机1.0 h。在此运行条件下，出水的DO质量浓度为7.89 mg/L，pH值为7.26，COD、NH4+-N和TN的去除率均达到了90%以上；NH4+-N 出水浓度达到了地表水I标准，TN 出水浓度达到了地表水II标准。通过微动力曝气，复合垂直流人工湿地的脱氮效果明显。

1）曝气最佳运行条件下，试验装置内的DO 质量浓度平均提高了2.52 mg/L，表明试验装置内的氧环境条件得到了改善，湿地系统在该曝气条件下，内部呈现不断交替的好氧/缺氧环境。

2）未曝气情况下出水的平均pH值为7.26；曝气最佳运行条件下出水的平均pH值为7.08，相比前者，后者的平均pH值减小了。对比两种运行条件下的pH值变化发现，沿水流方向的pH值变化较大，但出水的pH值变化很小，即曝气对出水pH值的影响较小。

3）曝气最佳运行条件下，试验装置的出水COD、NH4+-N和TN 浓度均减小，相比未曝气下条件下，COD、NH4+-N和TN 去除效果均得到了提高。