范文一：有机负荷对潮汐流人工湿地净化农村生活污水的影响

生态与农村环境学报　２０１５，３１（３）：３８０－３８４ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｃｏｌｏｇｙａｎｄＲｕｒａｌＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ

有机负荷对潮汐流人工湿地净化农村生活污水的影响

杜　新，施春红①，马方曙　（北京科技大学土木与环境工程学院，北京　１０００８３）

摘要：农村生活污水排量逐年增加，传统人工湿地复氧能力较差，床体氧环境直接影响污染物去除效果。通过模６１０ ３和７６０ ０ｇ·ｍ－２·ｄ－１）床体氧环境和污染物去除效果。结果表明：有机物浓度是潮汐流ＣＯＤ去除效果的主要限制因素，ＣＯＤ去除率最高为９５ ６％；ＮＨ４＋?Ｎ去除效果随有机负荷增加而逐渐升高（８５ ２％～９８ ７％），有机负荷增加有助于加强异养菌同化作用。ＴＮ去除规律同ＮＨ４＋?Ｎ，反硝化强度因有机物增加而增加，ＴＮ去除率最大为关键词：潮汐流；农村生活污水；有机负荷；氧环境ＤＯＩ：１０．１１９３４／ｊ．ｉｓｓｎ．１６７３－４８３１．２０１５．０３．０１７

ＩｍｐａｃｔｏｆＯｒｇａｎｉｃＰｏｌｌｕｔａｎｔＬｏａｄｉｎｇｏｎＥｆｆｅｃｔｏｆＡｒｔｉｆｉｃｉａｌＴｉｄａｌＦｌｏｗＷｅｔｌａｎｄＰｕｒｉｆｙｉｎｇＲｕｒａｌＤｏｍｅｓｔｉｃＳｅｗａｇｅ．ＤＵＸｉｎ，ＳＨＩＣｈｕｎ?ｈｏｎｇ，ＭＡＦａｎｇ?ｓｈｕ（ＳｃｈｏｏｌｏｆＣｉｖｉｌａｎｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，ＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈ?ｎｏｌｏｇｙＢｅｉｊｉｎｇ，Ｂｅｉｊｉｎｇ１０００８３，Ｃｈｉｎａ）

Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｗｉｔｈｉｎｃｒｅａｓｉｎｇｄｉｓｃｈａｒｇｅｏｆｄｏｍｅｓｔｉｃｓｅｗａｇｅｉｎｔｈｅｒｕｒａｌａｒｅａｓ，ｃｏｎｖｅｎｔｉｏｎａｌｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄｗｅｔｌａｎｄｓｇｒａｄｕａｌｌｙｆａｉｌｉｎｒｅｏｘｙｇｅｎａｔｉｏｎｃａｐａｃｉｔｙ，ｏｘｙｇｅｎｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｓｏｆｔｈｅｉｒｂｅｄｓｄｉｒｅｃｔｌｙａｆｆｅｃｔｐｏｌｌｕｔａｎｔｓｒｅｍｏｖａｌｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ．Ｂｙｓｉｍｕｌａｔｉｎｇｇ·ｍ－２·ｄ－１）ｏｎｏｘｙｇｅｎｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｏｆｔｈｅｂｅｄａｎｄｐｏｌｌｕｔｉｏｎｒｅｍｏｖａｌｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ．Ｒｅｓｕｌｔｓｓｈｏｗｔｈａｔｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｏｆｏｒ?ｇａｎｉｃｐｏｌｌｕｔａｎｔｓｗａｓｔｈｅｍａｉｎｆａｃｔｏｒｌｉｍｉｔｉｎｇＣＯＤｒｅｍｏｖａｌｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙｏｆｔｈｅｔｉｄａｌｆｌｏｗ；ＣＯＤｒｅｍｏｖａｌｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙｏｆｔｈｅｓｙｓ?ｔｅｍｍａｙｒｅａｃｈａｓｈｉｇｈａｓ９５ ６％；ｔｈｅａｍｍｏｎｉａｎｉｔｒｏｇｅｎ（ＮＨ４＋?Ｎ）ｒｅｍｏｖａｌｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙｉｎｃｒｅａｓｅｄｗｉｔｈｒｉｓｉｎｇｏｒｇａｎｉｃｐｏｌｌｕ?ａｎｄｅｎｈａｎｃｅｄｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ．Ｔｈｅｒｅｍｏｖａｌｏｆｔｏｔａｌｎｉｔｒｏｇｅｎ（ＴＮ）ｆｏｌｌｏｗｅｄａｔｒｅｎｄｓｉｍｉｌａｒｔｏｔｈａｔｏｆＮＨ４＋?Ｎｗｉｔｈｔｈｅｈｉｇｈ?ｅｓｔＴＮｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅｒｅａｃｈｉｎｇｕｐｔｏ８０．３％．Ａｌｔｈｏｕｇｈａｄｓｏｒｐｔｉｏｎｗａｓｒｅｇａｒｄｅｄａｓｔｈｅｐｒｉｍａｒｙｐａｔｈｗａｙｏｆｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｒｅｍｏｖ?ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎｗａｓｌｏｗｄｕｅｔｏｔｈｅｐｏｏｒａｄｓｏｒｐｔｉｏｎｃａｐａｃｉｔｙｏｆｖｏｌｃａｎｉｃｓ．ＨｉｇｈｅｒＯＬＲｓｔｉｍｕｌａｔｅｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓａｃｃｕｍｕｌａｔｉｎｇｏｒ?ｇａｎｉｓｍｓ（ＰＡＯｓ）ｔｏａｂｓｏｒｂＰ，ｐｕｓｈｉｎｇＴＰｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅｕｐｔｏ７１ ０％．

Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：ｔｉｄａｌｆｌｏｗ；ｒｕｒａｌｄｏｍｅｓｔｉｃｓｅｗａｇｅ；ｏｒｇａｎｉｃｌｏａｄｉｎｇｒａｔｅ；ＤＯｃｏｎｄｉｔｉｏｎ

ｔａｎｔｌｏａｄｉｎｇｒａｔｅｆｒｏｍ８５．２％ｔｏ９８ ７％；ａｎｄｈｉｇｈｅｒｏｒｇａｎｉｃｐｏｌｌｕｔａｎｔｌｏａｄｉｎｇｆａｖｏｒｅｄａｓｓｉｍｉｌａｔｉｏｎｏｆｈｅｔｅｒｏｔｒｏｐｈｉｃｂａｃｔｅｒｉａａｌ，ｗｈｉｃｈｗａｓｄｅｔｅｒｍｉｎｅｄｂｙｉｎｆｌｕｅｎｔｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ，ｔｈｅｐｒｏｐｏｒｔｉｏｎｏｆｔｏｔａｌｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ（ＴＰ）ｒｅｍｏｖａｌｔｈｒｏｕｇｈｔｈｅｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｏｆｉｎｔｅｒｍｉｔｔｅｎｔｄｉｓｃｈａｒｇｅｏｆｄｏｍｅｓｔｉｃｓｅｗａｇｅｉｎｔｈｅｒｕｒａｌａｒｅａｓ，ａｎｅｗｔｙｐｅｏｆａｒｔｉｆｉｃｉａｌｔｉｄａｌｆｌｏｗｗｅｔｌａｎｄ（ＡＴＦＷ）ｗａｓｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄｉｎｌａｂｆｏｒａｎｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔｔｏｅｘｐｌｏｒｅｉｍｐａｃｔｏｆＣＯＤｌｏａｄｉｎｇ（１６７ ９，２２１ ９，６１０．３ａｎｄ７６０ ０拟农村生活污水间歇排放特征，构建新型潮汐流人工湿地小试试验，对比研究了不同ＣＯＤ负荷下（１６７ ９、２２１ ９、

８０ ３％。火山岩吸附Ｐ性能较差，而有机负荷的增加促进了聚磷菌（ＰＡＯｓ）的吸Ｐ作用，ＴＰ去除率最高达７１ ０％。中图分类号：Ｘ５２４　　文献标志码：Ａ　　文章编号：１６７３－４８３１（２０１５）０３－０３８０－０５

　　作为生态处理技术的一种，人工湿地以投资低、能耗低、运行管理方便等特点近年来得到广泛应用［１］，特别是在一些经济不发达、基础设施不健全的农村地区［２］。不同类型的湿地，因其结构和运行方式不同，使得床体氧环境和污染物去除效果具有差异性［３］。表面流湿地由于污水限于基质表面流动，水位较浅，易受季节影响，净化效果难以稳定。水平潜流湿地虽然构造上避免了表面流湿地的缺陷，污水在床体内部流动，充分利用了基质截留作用，但由于床体长期处于淹水状态，复氧能力较差，从而限制了污染物的去除效率［４］。垂直流湿地中污水依靠重力作用非饱和流动，虽然复氧能力相对于水平潜流有所提高，但仍不能满足高浓度有

机物及氨氮的氧化去除要求［５］。

近年来，一种新型的潮汐流人工湿地逐渐发展

起来，其原理就是床体交替注满和排空水，依靠床体饱和浸润面周期性变化产生的基质孔隙吸力将大气氧吸入床体，可显著提高床体氧传输量［６］和复氧能力［７］。研究表明，潮汐运行可提供平均３５０ｇ·ｍ－２·ｄ－１的复氧量［８］，远远高于垂直流（５０～９０ｇ·ｍ－２·ｄ－１）［９］和水平潜流（１～８ｇ·ｍ－２·ｄ－１）［１０］的

收稿日期：２０１４－０９－０１

基金项目：国家水体污染控制与治理科技重大专项（２００８ＺＸ０７１０５－①通信作者Ｅ?ｍａｉｌ：ｓｃｈ．２２＠１６３．００２－０１）

第３期　杜　新等：有机负荷对潮汐流人工湿地净化农村生活污水的影响·　３８１·

复氧能力。而且处理相同量的污染物，潮汐流湿地较曝气水平潜流湿地节省一半的能耗［１１］有不少潮汐流应用于农村生活污水。处目前理的，已报

道［１２－１４］的运行方式，但大多数研究均采用瞬间进水和瞬间排空，通过控制床体淹没（反应）和排空（闲置）时间以优化污染物去除效率，而关于依据农村生活污水排放时段特征（夜晚基本无污水产生）而进行的人工湿地（白天运行，夜晚闲置）的研究则鲜有报道。

笔者通过模拟农村生活污水间歇排放特征，在实验室构建无植物潮汐流人工湿地，对比研究不同

有机负荷下床体氧环境以及湿地对＋

ＴＮ际应用提供理论依据和ＴＰ的去除效果ＣＯＤ、ＮＨ４?Ｎ、。

，以期为潮汐流人工湿地的实１　材料与方法

１ １　试验装置和运行条件

试验装置为１套模拟的圆柱体潮汐流人工湿地系统（图１）。柱体由有机玻璃制成，高１７００ｍｍ，８内径１５０ｍｍ，内部装填火山岩基质，上层填充粒径

径～１０３～５ｍｍｍｍ的粗颗粒的细颗粒，装填高度，装填高度８００７００ｍｍ，ｍｍ。底层填充粒柱体中部垂直放置ＰＶＣ管以便实时监测反应器中ＤＯ。装置安装实时控制系统，控制进水和出水时间

。

图１　潮汐流人工湿地系统示意

Ｆｉｇ １　Ｓｃｈｅｍａｔｉｃｄｉａｇｒａｍｏｆｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄｗｅｔｌａｎｄｓｙｓｔｅｍ

试验用水为人工配制的生活污水。通过混合２００无水葡萄糖～３００ｍｇ、氯化铵和磷酸氢二钾和·８００Ｌ－，配制ρ（ＣＯＤ）为１ｇ·ｍ－２·ｄ－１）（对应有机负荷为１５２～２２８－２ρ（ＴＰ）为５ｍｇ·Ｌ－１·ｄ～１－０００１的生活污水）、ρｍｇ·Ｌ－１为６０８～７６０ｇ·ｍ（ＴＮ）。为（对应有机负荷每个负荷下反应

３１ｍｇ·Ｌ－１和器运行２０ｄ，停运３～４ｄ后变换负荷。潮汐流运行方式为０８：００～１７：００进水，１４：３０～２３：００出水，２３：００～速为２５次日ｍＬ·ｍｉｎ０８：００－１闲置，水力负荷为。进水方式由上而下，进水流－１反应器运行温度为１３ ０～１９ ２℃０ 。

７６ｍ３·ｍ－２·ｄ，

１ ２　采样和水质分析

反应器启动及生物挂膜时间为４０ｄ。每天采集

进出水测定ＴＰ。ＣＯＤ、ＮＨ４＋?Ｎ、ＮＯ３－?Ｎ、ＮＯ２－?Ｎ、ＴＮ和浓度采用紫外分光光度法测定ＮＨ４＋ＣＯＤ?Ｎ浓度采用纳氏试剂分光光度法测定浓度采用快速消解分光光度法，ＮＯ测３定－?Ｎ

，Ｎ，ＮＯ用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定－（１－萘基）－乙二胺分光光度法测定２－?Ｎ，ＴＮ浓度采用

，ＴＰ浓度采浓度采用钼酸铵分光光度法测定ＨＱ４０ｄ２　结果与讨论

多参数水质测定仪测定。。

ＤＯ浓度采用ＨＡＣＨ２ １　湿地中ＤＯ浓度的变化

湿地中ＤＯ浓度影响着有机物降解程度以及硝

化和反硝化强度等［１５］高度１２０～１５０ｃｍ）ＤＯ。浓度周期变化情况图２为潮汐流顶部（。距底部其中，

依据ＤＯ变化趋势差异，４２０ｍｉｎ测试时间大致可分为３个阶段，第１阶段（１８０～３３０ｍｉｎ）为ＤＯ探针浸没前２ ５ｈ，第２阶段（３３０～５４０ｍｉｎ）为ＤＯ探针浸没至进（５４０～６００

水停ｍｉｎ）。

止，进水停止后的１ｈ为第３阶段图２　潮汐流人工湿地运行过程中ρ（ＤＯ）的变化

Ｆｉｇ ２　ＶａｒｉａｔｉｏｎｏｆＤＯｉｎｏｐｅｒａｔｉｏｎｏｆｔｈｅＡＴＦＷｓｙｓｔｅｍ

由图２可知，ＤＯ变化较复杂，但也有一定的规

律。高有机负荷下，第１阶段，污水由上而下进入床体，伴随着有机物沿程好氧分解，ＤＯ浓度开始逐步下降，但降低速率较缓慢。当进入第２阶段，ＤＯ探针完全浸没水中，即床体充满水，大量有机物持续好氧分解造成ＤＯ浓度大幅度降低，直至为０。由于没有额外的氧补充，床体维持ＤＯ浓度为０至进水停止时刻。第３阶段，由于停止进水，ＤＯ探针慢慢暴露水面，此刻ＤＯ浓度迅速恢复到较高水平，直至

范文二：不同填料潮汐流人工湿地处理SBR尾水的对比_孔令华

第11卷第1期

2017年1月Chinese Journal of Environmental Engineering

环境工程学报

Vol．11，No．1Jan ．2017

不同填料潮汐流人工湿地处理SBＲ尾水的

对比

*

施春红，周北海马方曙，孔令华，

1．北京科技大学土木与环境工程学院，北京100083

2．北京科技大学工业典型污染物废物资源化处理北京市重点实验室，北京100083

通过构建室内潮汐流沸石-石灰石混合填料和沸石填料人工湿地装置，探讨了不同基质人工湿地对SBＲ尾水中污

++

N 的吸附能力强，N 的能染物的去除效果。结果表明，沸石对NH 4-且潮汐间歇运行方式使系统一直保持高效的去除NH 4-摘

要

+

Mg 含量高，N 的去除率分力，石灰石中Ca 、对P 有较好的吸附。潮汐流沸石-石灰石混合填料、沸石填料人工湿地对NH 4-96. 7%，24. 9%。石灰石呈中性偏碱性，别为99. 8%、对TP 的去除率分别为59. 6%、有利于水中硝化菌、反硝化菌和某些异

28. 0%，养菌群的生长。潮汐流沸石-石灰石混合填料、沸石填料人工湿地对TN 的去除率分别为43. 0%、对COD 的去除率

－1

36. 7%。沸石-分别为43. 4%、石灰石混合填料人工湿地上层基质中微生物量最高，达到20. 45nmol ·g 填料（相当于E . coli 大小的细胞2. 0×109个）。2组系统中微生物量具有较明显的分层现象，且上层高于下层，这与污染物随水流推流方向的浓度变化一致。关键词

潮汐流；人工湿地；填料；沸石；石灰石

X703

文献标识码

A

9108（2017）01-0379-07文章编号1673-DOI 10. 12030/j．cjee．201508147

中图分类号

Comparison of treatment on SBＲtail water in tidal flow constructed wetlands

with different packing

KONG Linghua ，SHI Chunhong *，MA Fangshu ，ZHOU Beihai

1．School of Civil and Environmental Engineering ，Beijing University of Science and Technology ，Beijing 100083，China 2．Beijing Key Laboratory of Ｒesource-oriented Treatment of Industrial Pollutants ，Beijing University of Science and Technology ，Beijing 100083，China

one with zeolite-limestone-mixed packing and one with Abstract Two tidal flow constructed wetlands （TFCW ），

zeolite-only packing ，were set up on a lab scale to explore the impact of purification performance on SBＲtidal

N ，and the tidal intermittent operation water．Ｒesultsshowed that zeolite had strong adsorption affinity for NH 4+-+

mode removed NH 4-N with high efficiency．The Ca and Mg content was high in the limestone ，therefore the

limestone adsorbed P well．In the zeolite-limestone-mixed packing and zeolite-only packing TFCWs ，the removal

+

rates for NH 4-N were 99. 8%and 96. 7%，respectively ，and for P were 59. 6%and 24. 9%，respectively ，in

the plateau stage．The limestone was weakly alkaline ，which was beneficial for the growth of nitrifying bacteria ，denitrifying bacteria ，and some heterotrophic bacteria in the water．In the zeolite-limestone-mixed packing and

zeolite-only packing TFCWs ，the removal rates for TN were 43. 0%and 28. 0%，respectively ，and for COD were 43. 4%and 36. 7%，respectively ，in the plateau stage．The upper layer of the zeolite-limestone-mixed packing

－19

TFCW had the most bacteria ，with 20. 45nmol ·g packing ，amounting to 2. 0×10cells （as they are the same size as E．coli ）．From microbial quantity ，it was determined that the upper layer was further along than the lower layer ，which was consistent with the change in pollutant concentration as well as water flow direction．Key words tidal flow ；constructed wetland ；packing ；zeolite ；limestone

人工湿地是一种生态工程废水处理技术，具有投资少、建设运营成本低和管理维护方便等特点，近年

收稿日期：2015－08－24；录用日期：2015－12－02

mail ：ksbb6933@163．com 第一作者：孔令华（1988—），助理工程师，研究方向：水体污染控制。E-女，硕士，*通信作者，E-mail ：sch．22@163．com

380

［1］

环境工程学报第11卷

来已被广泛应用于各种污水的深度处理。潮汐流人工湿地（TFCW ）作为一种新型的垂直流人工湿地系

统，利用床体饱和浸润面的潮汐运行产生的孔隙吸力将大气中的氧吸入床体，可大幅度提高床体的氧传输量及复氧能力，进而提高人工湿地对污染物的去除效果，近年来被污水处理研究与工程大幅度应用推［2-3］［4］。填料是人工湿地的重要组成部分，广它主要通过过滤、吸附作用截留污水中的污染物。选择填料处理污水时，首先要考虑对污染物特别是N 和P 的去除效果。目前用于污水处理的人工湿地填料包括砾［5］［6］［7］石、土壤、沙子、其中沸石是一种架状构造的含水硅酸盐矿物，陶粒、沸石和石灰石等，晶体内部存在大量有序排列、大小均匀、彼此贯通并与外界相连的空穴和孔道，这种独特的内部结构决定了其具有良好的吸附性能，石灰石的主要成分是碳酸钙，在人工湿地除磷过程中，钙与磷的沉淀反应是基质除磷最重

［8］要的途径，徐丽花等研究表明，石灰石呈碱性，单独石灰石填料不太适合微生物生长。

［4-7］。目前，关于单一填料对人工湿地去除污染物的研究已较多，但对混合填料去除污染物的研究较少

混合填料中填料对污染物的吸附优势可叠加或互补，填料的不同性质能够为微生物的生长提供更加多样

的环境，这些都可以提高人工湿地对污染物的去除效果，因此，进行混合填料和单一填料对污染物去除效果的对比研究具有重要意义。

本研究通过模拟无植物潮汐流人工湿地，采用沸石和石灰石的混合填料处理SBＲ尾水，并以单独使用沸石填料作为对照，在相同进水水质条件下，对比同种运行方式、不同种类填料对人工湿地处理效果的影响，同时考察人工湿地系统中不同基质层高度微生物量，以期为人工湿地污水运行处理提供新的理论和数据支持。

1

1. 1

材料与方法

实验材料及理化性能沸石、石灰石购于北京某填料厂，粒径均为5～8mm 。2种填料用清水清洗后自然风干，采用X-射线

Mg 、Al 和Fe 等矿物元素的含量。每种填料理化性能的测试结果为3个平行样品能谱仪测定填料中Ca 、

的测定平均值，填料理化性能如表1所示。

表1

Table 1

基质沸石石灰石

pH 6. 857. 71

电导率/（μS ·cm －1）

106113

沸石、石灰石理化性能参数

Physical and chemical properties of zeolite and limestone

ω（Ca ）/（mg ·g －1）16. 52251. 84

ω（Mg ）/（mg ·g －1）4. 93120. 56

ω（Al ）/（mg ·g －1）56. 021. 27

ω（Fe ）/（mg ·g －1）11. 010.

78

1. 2实验装置与运行

一套实验中潮汐流人工湿地系统如图1所示，

装填沸石填料（a ），石灰石混合填料一套装填沸石-（b ），沸石与石灰石体积比为1∶1。柱体由有机玻璃制成，内径为15cm ，高度为70cm ，填充高度为60cm 。反应器均匀布水，器壁垂直方向上设有出水口和取填料管。装置安装实时控制系统，以便控制进水和出水时间。2套装置采用相同的进水水质及

32－1

水力负荷，水力负荷为0. 47m ·（m ·d ），运行温

2组装置均为08∶00—16∶00进度为（17. 3±2. 4）℃，

13∶30—24∶00出水，24∶00—次日08∶00闲置，水，淹

没排空比8h ∶16h 。

图1Fig．1

潮汐流人工湿地示意图Schematic diagram of TFCW

第1期孔令华等：不同填料潮汐流人工湿地处理SBＲ尾水的对比

381

1. 3进水水质

02-15—2015-04-06）为期人工湿地系统进水为模拟的SBＲ尾水，水质指标见表2。实验启动期（2015-52d ，每天每桶（17L ）进水中均投加取自北京市高碑店污水处理厂的活性污泥60mL ，为进水进行微生物04-07—2015-06-07）为期59d ，接种和垂直流人工湿地床微生物挂膜。实验运行稳定期（2015-不再投加活

性污泥。1. 4

人工湿地基质微生物量分析

本研究利用磷脂法检测2组人工湿地系统中不

Table 2

指标pH

ρ（DO ）/（mg ·L －1）

BOD 5/CODN /（mg ·L －1）NH 4+-TN /（mg ·L －1）TP /（mg ·L －1）COD /（mg ·L －1）

表2进水水质指标

同高度微生物量。取样前先将反应器放空，于反应

器上层20cm 和下层40cm 处分别取出5g 填料。将待测物置于100mL 具塞三角瓶中，加入氯仿，甲醇和水的萃取混合液（体积比为1∶2∶0. 8）19mL ，25℃、200r ·min －1下振摇10min ，静置12h 。向三角瓶中加入氯仿和水各5mL ，使得最终氯仿：甲醇：水为1∶1∶0. 9，静置12h 。取出含有脂类组分的下层氯仿相5mL 转移至10mL 具塞刻度试管，水浴蒸干。向试管中加入5%过硫酸钾溶液0. 8mL ，并用

Water quality of influent wastewater

范围7. 3～7. 51. 92～1. 980. 02～0. 087. 56～11. 5720. 00～25. 052. 23～2. 6439. 55～49. 55

平均值7. 41. 950. 059. 6022. 432. 4044. 50

121℃消解30min ，蒸馏水定容至10mL ，测定消解

－1

1nmol P 约相当于大肠杆菌（Escherichia coli ，E . coli ）大液中的磷酸盐浓度。结果以nmol ·g 填料表示，

8［9］

小的细胞10个。检测方法设置3平行2重复。1. 5分析方法

各检测指标的测试方法如下：BOD 5采用接种培养法；pH 和DO 采用HQ40d 溶解氧测定仪测定；COD

+

N 采用纳氏试剂比色法；NO 3－-N 采用紫外分光光度法；NO 2－-N 采用N-（1-采用重铬酸钾法；NH 4-萘基）-乙

二胺分光光度法；TN 采用碱性过硫酸钾消解+紫外分光光度法；TP 采用过硫酸钾消解+钼锑抗分光光度

NH 4+-N 、NO 3－-N 、NO 2－-N 、TN 、TP 、DO 和法。实验期间，每2d 取反应器进水和出水各500mL ，测试COD 、

pH 等化学指标。

2

2. 1

结果与讨论

不同填料人工湿地去除效果比较2. 1. 1COD 的去除

图2为混合填料和沸石填料人工湿地系统进出水中COD 随运行时间的变化图。图3为运行稳定期

NH 4+-N 、TN 和TP 去除率对比图。可知，混合填料和沸石填料人工湿地系统中COD 、启动期潮汐流人工湿地出水COD 质量浓度呈现出由高到低的趋势，启动末期达到稳定。稳定期潮汐流人工湿地系统进水COD

－1

平均质量浓度为44. 65mg ·L ，沸石-石灰石混合填料、沸石填料人工湿地系统对COD 去除效果差异并

－1

去除率分别为43. 4%和36. 7%。不显著，出水平均质量浓度分别为25. 28和28. 25mg ·L ，2组人工湿地系统对COD 去除率均较低。启动初期，人工湿地床对有机物的去除主要靠填料的截留

COD 去除率0. 5mg ·L 时，主要去除途径为填料吸附及化学沉

－1［21］淀；进水TP 浓度

图6沸石填料人工湿地系统中混合填料、

基质的微生物量

Microbial biomass in TFCW with

2mg ·L －1），微生物类别主要为硝化细菌等好氧菌群，石灰石能够调节水中pH 值呈中性偏碱性，有利于硝化细菌等好氧菌群的生长。在基质层40cm 处，沸石-石灰石混合填料人工湿地填料微生物量

Fig．6

zeolite-limestone mixed and zeolite

（13. 03nmol ·g －1填料）略高于沸石填料人工湿地系统（11. 74nmol ·g －1填料），人工湿地下层缺氧环境

石灰石能够调节水中pH 值至适宜反硝化细菌生长中微生物类别主要为反硝化细菌等厌氧菌群，这表明，的范围。另一方面，人工湿地填料中不同空间位置的微生物数量存在差异，且上层多于下层，这与付融冰

［24］

等研究结果一致。

3结论

分析研本研究模拟潮汐流沸石-石灰石混合填料人工湿地和沸石填料人工湿地深度处理SBＲ尾水，

究填料的理化性能及对水中典型污染物的吸附特性，并探讨对废水中污染物的去除能力，结论如下：1）本研究采用分段进水法，潮汐流人工湿地系统淹没排空比为8h∶16h ，系统在间歇运行中生物降解

++

NH 4+-N ，N 的吸附能力强，N 的能力。潮汐流使得两组系统一直保持高效的去除NH 4-并且沸石对NH 4-+

N 的去除率分别为99. 8%、96. 7%。沸石-石灰石混合填料、沸石填料人工湿地系统对NH 4-2）石灰石中Ca 、Mg 含量高，是较好的吸附P 的人工湿地填料，潮汐流沸石-石灰石混合填料、沸石填

24. 9%。石灰石能够调节人工湿地系统中pH 值呈中性偏料人工湿地系统对TP 的去除率分别为59. 6%、

2组人工湿地系统对TN 的去除效果表现为：沸石-碱性，有利于硝化、反硝化菌和某些异养菌的生长，石灰石混合填料人工湿地（去除率为43. 0%）＞沸石填料人工湿地（去除率为28. 0%），对COD 的去除效果表

第1期孔令华等：不同填料潮汐流人工湿地处理SBＲ尾水的对比

385

本研究为深度处理现为：混合填料人工湿地（去除率为43. 4%）＞沸石填料人工湿地（去除率为36. 7%），

SBＲ反应器尾水，进水BOD 5/COD＜0. 1，为难生化性废水，导致两组系统对COD 的去除率均不高。3）系统中微生物量呈现出较明显的分层现象，其中上层微生物量高于下层，这与污染物浓度随水流推流方向逐渐降低变化一致。参考文献

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范文三：潮汐流人工湿地床处理生活污水的优化研究

中国农业大学学报 2010, 15(2) :106-113Journal o f China A g ricultur al U niv ersity

潮汐流人工湿地床处理生活污水的优化研究

吴树彪1 张东晓1 柳清青1 翟旭2 胡静1 董仁杰3*

(1. 中国农业大学农业部设施农业工程重点开放实验室, 北京100083;

2. 西北农林科技大学农业部沼气西北分中心, 陕西杨凌712100; 3. 中国农业大学工学院, 北京100083) 摘 要 我国水环境污染日趋严重, 传统人工湿地复氧量常小于截留污染物降解需氧量, 床体氧环境较差直接影响污水处理效率, 且易于堵塞。本研究以探索新型潮汐流人工湿地对污水的高效处理为目的, 以室内无植物封闭柱式潮汐湿地床为研究对象, 探讨5种不同运行条件下污染物去除能力和复氧效果。结果表明:不同运行条件对悬浮物的去除率影响不大, 淹水时间3h, 总磷(T P) 和氨氮(NH 3-N ) 的去除效果最优, 且采用一级反应动力学计算得到的有机物降解常数K BOD 最大, 有机物降解能力较强。通过对各运行条件系统供氧和理论污染物降解需氧的恒量计算发现, 在忽略植物根系泌氧和大气自由扩散复氧的前提下, 排空时间3h 均满足系统污染物理论需氧量的需求。不同运行条件床体基质孔隙率差别不明显, 有机负荷是影响孔隙率变化的主导因素, 适当轮休可有效缓解堵塞现象发生, 恢复床体水流传导力。

关键词 污水处理; 潮汐流人工湿地; 复氧能力; 污染物去除

中图分类号 X 703. 1 文章编号 1007-4333(2010) 02-0106-08 文献标志码 A

Performance optimization of a lab -scale tidal flow constructed

wetland for domestic wastewater treatment

WU Shu -biao , ZH AN G Dong -xiao , LIU Qing -qing , ZH AI Xu , H U Jing , DON G R en -jie

(1. Key Laboratory of Agri cultural Engineering i n Structure and Envi ronment of Minis try of Agricultural,

China Agricultural U nivers ity, Beijing 100083, China;

2. The northwes t s tation of biogas products and equipment quality center of Mi nistry of Agri culture,

Northw est A &F Univers ity, Y angling 712100, China;

3. College of Engi neering, China Agricultural University, Beijing 100083, China)

1

1

1

2

1

3*

Abstract The wa te r e nvironment is facing an incre asing threa t rec ently and the o xyg en supply in traditio nal co nstruc te d wetla nds is muc h more less than o xyg en co nsumptio n by polluta nts de gradation, which a ffe cts the system pe rforma nce and ca uses more clo gg ing ha ppened. The tida l flow co nstructed w etland has a g oo d perfo rmanc e with its no vel operation de sign. This study is base d o n the lab -scale tida l flow c onstructed we tla nd to discuss the pe rforma nce unde r five opera tio n conditions. The results show ed tha t the TSS remov al efficie ncy w as not affe cted under five operation conditions sig nific antly but TP and NH 3-N sho we d g ood pe rformance under 3h sa turated time opera ting condition. Afte r calc ulation by firs-t o rde r kinetics, the hig hest K B OD va lue under this o pe ra tio n also indica te d its s trong orga nic matte r de gra da tio n ability. With the hypothesis o f no ox yg en rele ase d from plant ro ot and no exc hang ed from air to w ater, the oxyg en drew into the bed during 3h dra in pe rio d was eno ugh for polluta nts remova l. The matrix po rosity did not ha ve re gular cha nge with diffe re nt operations, but the org anic ma tter lo ading ra te s ma ke a ma in contribution fo r the po ro sity chang e and a suita ble bed re st could impro ve the wate r co nductivity a nd re liev ed the clo gg ing happe n. Key words w astew ater tre atment; tida l flow cons truc te d w etland; oxy ge n supply; po llutant remov al

收稿日期:2009-09-22

基金项目:科技部农业科技成果转化资金项目(2007G B23600460) 第一作者:吴树彪, 博士研究生, E -mail:wsb4660017@126. com

通讯作者:董仁杰, 教授, 主要从事可再生资源利用与环境研究, E -mail:rjdong @cau. edu. cn

第2期吴树彪等:潮汐流人工湿地床处理生活污水的优化研究107

人工湿地作为20世纪70年代发展起来的一种新型污水生态净化技术, 以其投资少、建设运营成本低、净化效果好等特点近年来在世界各地得到广泛应用[1-6]。人工湿地按其类型可分为表面流和潜流人工湿地; 同时根据水流方向, 潜流人工湿地又分为水平潜流和垂直潜流人工湿地。虽类型不同, 但有机污染物和氮的去除均主要依赖微生物的生物降解活动实现。在水平潜流人工湿地中, 基质长期处于淹没状态, 液面扩散复氧和植物根系泌氧能力有限, 床体表现为缺氧环境, 不利于大量有机物的分解和氨氮的氧化去除[8]。而垂直流人工湿地中水流以重力作用在基质中非饱和流动时可以加强湿地床体的氧扩散能力

[9-10]

[7]

集, 并采用回流泵回流。由于植物根区泌氧量很小, 同时为测定系统氧传输速率和复氧能力, 模拟砂柱无植物栽种, 且底部和顶部均涂有凡士林的法兰密

封。排水时, 将已知气体体积的排水补气袋接入进气口, 并打开进气口阀门, 关闭排气口阀门, 通过测定进气补气袋排水前后的体积和氧气浓度变化, 计算潮汐补氧量。进水时, 将抽空的进水集气袋接入排气口, 并打开排气口阀门, 关闭进气口阀门, 收集落空期结束后基质孔隙气体, 测定其体积和氧气浓度, 计算系统耗氧情况。

; 但其复氧量仍不能满足大量

有机物氧化分解和硝化细菌对氨氧化去除的需求[11-12], 未被及时氧化分解的固型污染物在床体中因长期累积而直接导致床体堵塞[13-14], 因此提高湿地床体的氧环境对提高湿地处理效果和维持湿地长期稳定运行至关重要[15]。

潮汐流人工湿地作为一种新型湿地系统, 近年来逐渐受到广泛关注

[16-17]

。其原理是利用运行过程

图1 室内潮汐流湿地床实验装置

F ig. 1 Schematic diag ram of the lab -scale tidal flo w

co nstr ucted wetland system

中床体饱和浸润面瞬间变化产生的基质孔隙水吸力将大气氧强迫吸入床体, 从而提高湿地床的氧传输量和氧有效利用率[18-19]。植物虽可以通过茎将叶片光合作用产生的氧输送并分泌到根区周围供微生物利用, 但研究表明[20]根区的泌氧量一般低于0. 02g/(m 2#d) , 因此本研究忽略植物泌氧作用, 以室内无植物密闭柱式潮汐流湿地床为研究对象, 采用间歇进水瞬间排水方式增加氧气传输量和有效利用率, 强化床体氧环境, 同时优化淹没排空时间比, 提高污染物去除效果。通过监测该系统对生活污水各污染指标的去除率, 计算系统复氧能力, 以期为潮汐流人工湿地在污水处理上的应用提供理论依据。

1. 2 进水水质

试验污水采用人工配置, 试验初期(2009-04-15) 2009-06-15) 每桶(80L ) 污水配置过程中均投加取自北京某污水处理厂的活性污泥400m L, 为配置污水进行微生物接种和潮汐流湿地床微生物挂膜。试验正常运行期(2009-06-15) 2009-08-20) , 污水配置前桶内均剩余上次配置污水约20L 用于微生物接种, 不再投加活性污泥。水质指标见表1。

表1 试验期间进水水质指标

T able 1 Water qualit y of influent w astewater

1 试验材料及方法

1. 1 试验装置

试验装置见图1。模拟潮汐流人工湿地床为有机玻璃圆柱, 内径18cm, 高度170cm, 其中砂层厚度94cm, 采用粒径0. 45~3. 00m m 经水洗后的建

筑粗砂。砾石层厚度50cm, 砾石直径10~30m m 。砂层每隔16cm 设置直径5cm 的取土口, 供试验末期床体各层微生物菌群的检测。进水泵定时将污水桶中人工配置污水灌入砂柱, 排水口安装自动排水

, , 指标pH

Q (DO) /(mg/L) Q (CO D) /(mg /L ) Q (BO D 5) /(mg/L) Q (NH 3-N ) /(mg /L ) Q (T P) /(mg/L) Q (T SS) /(mg/L )

范围5. 51~7. 090. 20~2. 4286. 0~443. 095. 7~359. 517. 3~44. 84. 8~20. 766~116

平均值6. 461. 10246. 7202. 327. 210. 483

注:DO 为溶解氧; COD 为化学需氧量; BOD 5为生化需氧量; ; ;

108

中国农业大学学报2010年第15卷

1. 3 测试方法

试验期间各检测指标的测试方法如下:pH 测定采用Or io n 3-Star pH 计; 溶解氧(DO ) 采用Or io n 3-Star 溶氧仪; 生化需氧量(BOD 5) 采用接种培养法; 化学需氧量(COD) 采用重铬酸钾法; 氨氮(NH 3-N) 和硝态氮(NO 3-N) 采用T RAACS2000连续流动分析仪; 亚硝态氮(NO 2-N ) 采用N(1-萘基)-乙二胺光度法; 总磷(TP) 采用钼锑抗分光光度法; 总固体悬浮物(T SS) 采用不可滤残渣烘干法; 气体O 2浓度测定采用Eheim VISIT 03便携式气体分析仪; 总氮(TN) 采用过硫酸钾紫外分光光度法。运行期间, 每次进水出水各取水样500m L, 于中国农业大学农业部设施农业工程重点开放实验室测定各水质指标, 每个指标3次重复。1. 4 试验运行

在室内潮汐流人工湿地运行条件优化实验之前, 系统已进行为期60d 的微生物培养和挂膜至出水稳定。每个运行条件下(表2) 系统连续运行5d, 均采用1B 1回流方式, 每天均取样测定, 且每个运行条件之间停止运行10d, 避免不同运行条件的干扰。

表2 潮汐流湿地床运行条件

T able 2 Operating condit ions of the tidal flow

co nstr ucted wetland 项目淹没时间/h 排空时间/h 淹没排空比循环周期/(次/d)

A 131B 36. 0

B 232B 34. 8

C 333B 34. 0

D 434B 33. 4

E 535B 33. 0

体气体体积, L; U (O ) 为进气袋中氧气的体积分2数, %; P 为气体压强, Pa; R 为比例常数约为8. 31J/(mo l #K) ; T 为进气袋气体温度, K; A h 为湿地床面积, m ; H T 为水力负荷周期, h 。Q d 为淹没状态下气态氧向系统的氧扩散量, g /(m #d) ; Q p 植物根系泌氧量, g /(m #d) 。由于湿地床在淹没状态下气态氧通过液面向水体的扩散速率很低, 同时植物根系泌氧量很少, 所以本试验中Q d 和Q p 取为0。1. 5. 2 耗氧量计算

湿地对污水处理中的耗氧量一般为有机物好氧分解的需氧量和氨氮硝化作用的耗氧量, 可表示为:

O c =Q organic +Q nitro

物耗氧量, g /(m 2#d) :

Q organ ic =0. 7H LR [Q (COD in ) -Q (COD out ) ]

(5)

其中0. 7为COD 氧化耗氧系数

[10, 15]

2

2

2

(4)

式中:Q c 为系统总耗氧量, g/(m 2#d) ; Q organic 为有机

。Q nitro 为氨氮

硝化作用耗氧量:

Q nitro =4. 39H LR [Q (NO 3-N out ) -Q (NO 3-N in ) ]+3. 32H LR [Q (NO 2-N out ) -Q (NO 2-N in ) ]

(6)

式中4. 39为硝态氮生成耗氧系数, 3. 32为亚硝态氮生成耗氧系数[21-22]。1. 5. 3 一级动力学分析

人工湿地虽然是基质、植物、微生物三者协同作用通过物理、化学及生物作用对污水净化的生态系统, 但对有机物的去除主要依赖微生物的降解活动, 所以一般可认定其符合一级动力学过程[22]:

-=K BOD C

d t

两侧对时间t 积分得:

K BOD =-out in

t

-1

1. 5 动力学分析

1. 5. 1 供氧量计算

潮汐流人工湿地中, 供氧量计算公式表示为:

Q S =Q w +Q t +Q d +Q p

2

(1)

其中:Q s 为潮汐流人工湿地床的供氧量, g/(m #d) ; Q w 为进水携氧量, g/(m #d) :

Q w =H LR (Q (DO in ) -Q (DO out ) )

2

其中:K BO D 为一级动力学BOD 5降解系数, h ; C out

和C in 为出水和进水中BOD 5的浓度, mol/L 。

(2)

式中:Q (DO in ) 为进水溶解氧质量浓度, mg /L; Q (DO out ) 为出水溶解氧质量浓度, mg /L; H LR 表示水力负荷, m 3/(m 2#d) 。Q t 为潮汐作用吸入氧量, g/(m 2#d) :

0. 768P U (O 2) (V g, in -V g, out )

(3)

A h RT H T

:, L; V Q t =

2 结 果

2. 1 运行效果

5种不同运行条件下潮汐流湿地床对各种污染物的平均去除率见图2。5种运行条件(A 、B 、C 、D 、E, 表2) 的排空时间相同(3h) , 淹没时间分别为1、2、3、4和5h 逐渐递增。由图2可知, 随着淹没时间, 5A

第2期吴树彪等:潮汐流人工湿地床处理生活污水的优化研究109

下略低, 约80%, 其他条件下较为恒定。运行条件A 下NH 3-N 去除率较低为24. 9%, 其他条件下均能达到60. 0%左右。T N 和TSS 的去除率在不同运行条件下无明显区别, 均较为稳定; 而T P 却表现出随着淹没时间的延长去除率先上升后下降的趋

势, 最优运行条件C 下的最大去除率为6110%。在运行条件C 下, 亚硝态氮和硝态氮的生成量最大, 平均值分别为1. 8和10g/(m #d) (图3) , 可见淹没时间为3h 时, 湿地床介质表面微生物膜吸附的氨氮量最大,

硝化细菌也更为活跃的参与硝化过程。

2

各运行条件具体参数见表2, 下图、表同。

图2 潮汐流湿地床不同运行条件下对各污染物的平均去除率

Fig. 2 A ver age r emoval efficiencies in t ida l flo w co nstr ucted wetland under five operating conditions

图3 潮汐流湿地床不同运行条件下亚硝氮和硝氮的平均生成量

F ig. 3 Av erag e yield r ate of N O 2-N and N O 3-N in tidal flo w constructed w etland under fiv e operating co nditions

110

中国农业大学学报2010年第15卷

2. 2 有机物降解速率

潮汐流人工湿地是一种新型人工湿地, 没有直接的设计公式。由于垂直流人工湿地中水流态满足一级推流动力学, 其各种形式的设计公式可通过一级动力学推导获得。对于潮汐流人工湿地, 间歇进水瞬间排水的运行方式, 水流态满足一级推流动力学, 因此可利用有机物的一级动力学降解常数K BOD 将潮汐流人工湿地与其他湿地的运行效果进行比较。其中一级动力学降解常数K BOD 的表达式为:

K BOD =-out in

t

本试验中假设淹没阶段主要进行污染物的吸附截留, 而有机物微生物降解过程主要发生在湿地床排空阶段, 所以时间t 取3. 0h 。在不同的运行条件下, 利用系统进水和出水中不同的BOD 浓度分别计算出K BOD , 各运行条件下的平均值和标准偏差见表3。可见运行条件C, 即淹没时间为3h 时, 系统有机物降解常数最大, 淹没时间过长和过短均不利于排空阶段有机物的耗氧降解, 且潮汐流的间歇进水瞬间排水运行方式在该运行条件下具有更强的有机物降解能力。

表3 潮汐流湿地床不同运行条件下有机物降解常数T able 3 K BOD v alue in tidal constructed w etland under

f ive operat ing conditio ns 运行条件

A B C D E

淹没排空比

1B 32B 33B 34B 35B 3

平均值/h -1

0. 5560. 7860. 8210. 7950. 449

标准偏差/h -0. 0700. 1200. 1740. 0670. 074

1

的总供氧量可表示为Q S =Q w +Q t , 即水体携带的溶解氧和潮汐作用吸入的气态氧总和, 其中由于进水溶解氧平均质量浓度为1. 10mg /L, 而出水溶解氧平均质量浓度为3. 20m g/L 。系统出水溶解氧浓度大于进水溶解氧浓度, 出现潮汐流湿地床向处理水体反补溶解氧现象, 使得水体携氧量在总供氧量的计算中为负值, 其反补量为0. 15~6. 55g/(m 2#d) 。同时可以看出, 潮汐流人工湿地的间歇进水瞬间排水的运行方式可以较大程度提高系统复氧量及复氧能力, 且潮汐作用供氧量占主导优势, 在不同的运行条件下供氧量均满足耗氧需求, 即不同的淹水时间虽影响污染物在基质微生物膜表面的吸附程度, 但3h 的排空复氧时间均满足基质吸附截留的污染物的氧化分解。

2. 3 湿地床耗氧供氧的变化

图4示出本试验潮汐流湿地床在不同运行条件下的耗氧及供氧情况。由图4(c) 可知, 每个运行条件下系统的供氧均大于系统耗氧, 能够充分满足有机物耗氧降解和氨氮氧化。由图4(a) 可知, 系统正常运行时, 其总耗氧量主要来自COD, 即有机物的降解, 而氨氮被氧化为亚硝态氮和硝态氮需要的耗氧量比例很小, 亚硝酸氮生成过程的耗氧量小于10g/(m #d) , 硝态氮生成过程的耗氧量也均小于60g/(m 2#d) 。根据1. 5. 1中的假设, 系统忽略植物根

系泌氧和气态氧向水体中的自由扩散作用, 其系统

2

图4 潮汐流湿地床不同运行条件下的耗氧率和供氧率Fig.4 Oxygen consuming and supply rates in ti dal flow constructed

wet land under f ive operat ing conditio ns

第2期吴树彪等:潮汐流人工湿地床处理生活污水的优化研究111

2. 4 湿地床基质孔隙率的变化

试验进水采用微电脑时间控制器控制流速恒定的蠕动泵间歇进水, 每次进水量均为6. 05L 。湿地床体除无微生物生长或污染物及时分解外, 每次进水后湿地床顶部液面应保持恒定, 但试验和实际工程运行过程中, 基质颗粒表面微生物的大量繁殖和固型污染物的积累使得孔隙体积逐渐减小, 最后出现堵塞。本试验中将标尺由上而下倒贴于砂柱外壁, 用于观测每次进水后砂柱顶部液面变化, 进而推测床体内孔隙变化趋势。由于进水中T SS 质量浓度较为恒定, 且系统对TSS 去除率在不同运行条件下无明显差异(图2(e) ) , 所以系统对T SS 悬浮物的去除量在5种不同运行条件下均比较稳定(图5) 。而BOD 去除量由于其进水质量浓度的波动使得在每个运行条件均出现波动情况。结合液面高度、BOD 和TSS 去除量在不同运行条件下的变化(图5) 可以看出, BOD 去除量上升, 液面高度明显下降, 基质孔隙率降低; BOD 去除量降低后, 液面高度减小程度明显变缓。这说明床体基质孔隙变化受有机负荷影响很大, 而悬浮物影响次之。同时可以看出, 对于不同的运行条件, 由于进水有机负荷波动, 并没有表现出明显的变化规律, 但系统在不同条件下的连续运行使液面高度明显下降, 床体孔隙率降低; 而系统停休10d 后, 液面高度有较大程度的恢复, 说明定期停休可有效缓解堵塞现象的发生, 且停休过程中微生物可有效的将基质吸附截留的固形物彻底分解,

恢复床体水流传导力。

间排水的运行方式可以较大程度地提高湿地床体的复氧能力, 强化床体氧环境, 提高微生物对有机物的好氧降解活性和硝化细菌对氨氮的氧化去除。Zhao 对潮汐流人工湿地处理高浓度猪场废水的运行条件进行了优化, 发现在淹没排空比为1B 3时系统运行最佳, 认为较短的淹没时间和较长的排空时间能够更有利的除去污染物[23]。根据本研究结果可知, 淹没时间为3h 时, 氨氮去除率最高, 同时出水中硝态氮和亚硝态氮的含量也最高, 说明在该运行条件下, 硝化细菌最为活跃。潮汐流人工湿地污水处理的反应过程一般可简单假设为前期的吸附截留和后期的微生物耗氧降解2个阶段[9, 22, 24]。在淹水状态下, 基质包括表面的微生物膜首先对污染物进行最大程度的吸附和截留, 然后在水排空的同时气态氧被吸入基质孔隙, 根据Fick 定律, 在很短时间内即可以传输到微生物膜内部供硝化细菌很快将吸附的氨氮氧化为硝态氮[25-26], 所以潮汐流湿地对于氨氮的去除具有较好的效果, 但如果淹水时间过长会导致去除效果变差[28], 淹水时间过短则不足以使氨氮得到充分的吸附, 所以合理的淹没时间对于系统整体的运行效果也是非常重要的。不同的湿地基质对于污染物的吸附效果不同, 所需的吸附时间也不同, 而且基质挂膜的难易性和牢固性也影响基质长期运行后对污染物的吸附程度, 这也是本研究中得到的最优淹没排空比不同于前人的原因。该项研究也将是本实验室未来研究的重要内容之一。

人工湿地对于磷的去除途径包括湿地植物吸收[29]、湿地微生物自身合成以及基质的吸附[30]、络合和沉淀等[31]。而本试验系统中没有种植植物, 磷的去除不包括植物吸收, 主要为微生物自身合成和基质吸附及后续的络合沉淀。有研究证明, 微生物的活动对污水中磷的去除贡献不大[32-33], 而基质的吸附和沉淀占除磷的70%~87%。若淹水时间过长, 基质吸附的部分磷可能不稳定而被解析[34], 所以本试验中随着淹水时间的延长, 磷的出去率出现先增长后降低的现象。

人工湿地污染物去除过程的耗氧量通常由有机物和氨氮的去除量乘以相关系数获得。其原因在于一般认为有机物和氨氮的去除以微生物的耗氧分解和硝化作用为主[10, 15, 35]; 但很多研究发现, 人工湿地对污水中氨氮的去除量与硝态氮和亚硝态氮的生成量不能平衡[36], 对氨氮去除的主要途径众说不[19]

[27]

[16-18]

图5 潮汐流湿地床不同运行条件下对有机物和

悬浮物的去除量及液面高度变化

F ig. 5 Or ganic matter and T SS remov al and liquid level

change in tidal co nstr ucted wet land under five o per ating conditio ns

3 讨 论

112

中国农业大学学报2010年第15卷

部被氧化成硝态氮和亚硝态氮计算湿地的氮耗氧量必将大于实际耗氧量。本研究中采用硝态氮和亚硝态氮的生成量分别乘以系数4. 39和3. 32

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r 进而

分步计算氨氮硝化部分去除的耗氧量, 这种方法较

传统计算方法更具有精确性和说服力。本试验中, 由于湿地植物的根系泌氧和大气向水体的扩散复氧量相对很小, 在计算系统的供氧量时将这2项忽略。但相关研究表明, 湿地植物的功能除根系泌氧外还可以为微生物提供稳定的生存环境和疏导根系水流防止堵塞, 对强化湿地床氧环境的贡献不可忽略; 而本室内试验在对系统供氧总量采取保守计算的情况下均满足污染物总耗氧需求, 说明潮汐流湿地床具有较好的复氧能力。

4 结 论

本研究对室内无植物封闭柱式潮汐湿地床在5种不同运行条件下的污染物去除能力和复氧效果进行探讨, 结论如下:

1) 同一排空时间(3h) , 各运行条件下对悬浮物的去除率影响不明显, 即悬浮物的去除主要以物理截留为主, 不同的淹水时间对其影响较小。由于磷可能存在解析现象, 随着淹水时间的逐渐增加, 总磷去除率出现先上升后下降的趋势, 在C 运行条件下TP 的去除率最高。亚硝态氮和硝态氮的生成量在C 运行条件下最高, 可见该运行条件的硝化细菌活跃, 硝化作用明显。同时利用一级反应动力学描述各运行条件发现, 运行条件C 的有机物降解常数K BOD 最大, 具有更强的有机物降解能力。

2) 潮汐流人工湿地间歇进水瞬间排水的运行方式可较大程度地提高系统复氧量及复氧能力, 且潮汐供氧占主导作用。在忽略植物根系泌氧和大气自由扩散复氧前提下, 排空时间3h 均满足系统在各运行条件污染物耗氧的需求, 即不同淹水时间只影响污染物在基质微生物膜表面的吸附程度, 3h 的排空复氧时间均满足基质截留染物的氧化分解。

3) 通过对试验过程中潮汐砂柱淹水顶部液面变化的观察发现, 不同运行条件床体基质孔隙率差异不明显, 有机负荷是影响孔隙率变化的主导因素。适当轮休可有效缓解的堵塞, 恢复床体水流传导力。

参 考 文 献

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范文四：垂直流人工湿地

垂直流人工湿地

1 引言

垂直流人工湿地因具有较高的水力负荷、污染物去除效率高、占地小等优点，越来越得到大

面积的应用.近年来，垂直流湿地多用于不同污染负荷生活污水的处理，其净化效果主要受湿地

类型构造本身、填料、植物类型、进水C/N比与启动季节等因素的影响，而关于进水C/N比对不

同植物类型处理生活污水效果的影响研究相对较少.污水C/N比是反映湿地系统内部碳氮循环的

主要指标，综合了湿地生态系统功能的变异性，容易测量，是确定废水碳氮平衡特征的一个重要

参数.湿地系统的进水C/N比特征直接影响着微生物的群落结构，从而影响污水处理效果.另外，

不同湿地植物、不同环境条件下及不同生长时期对N、P的需求量也不同.植物对N、P吸收量及

比例的变化，也会间接影响其在不同季节对污水去除效率的贡献.

本研究针对垂直流型人工湿地系统，研究水葱(Scirpus tabernaemontani)，香蒲(Typha

orientalis，)菖蒲(Acorus calamus)和千屈菜(Lythrum salicaria)4种植物湿地在不同进水

C/N比条件下的污水净化能力，探讨其可能的影响机制.

2 材料和方法

2.1 人工湿地的构建

人工湿地污水处理系统于2014年1月建于复旦大学生态学实验基地温室大棚内，为垂直潜

流型人工湿地(图 1)，各湿地尺寸均为1.0 m×0.6 m×0.9 m(长×宽×高)，在长边15 cm处分

别用隔板隔开，靠近进水端15 cm的隔板底部以尺寸为0.80 m×0.15 m的矩形开口相通.布水区

填料上层为粒径约12 mm的炉渣，厚度为45 cm，炉渣在使用前经过5次冲洗，以避免其会产生

高碱度的环境，从而危害植物和根系间微生物的生长;下层为粒径约15 mm的砾石，厚度为20 cm，

进出水隔板之间10 cm的高度差使得水流可以从布水区自行流入出水端.进水区采用穿孔(15 mm

的孔，间距为100 mm)PVC管均匀布水，试验于2014年1—3月先进行湿地驯化，2014年4月到

2015年1月为污水处理正式运行阶段，采用连续进水方式，水力负荷为0.67 m3 · m-2 · d-1，

HRT为1.5 d，填料层的孔隙率约为43%.3种不同的C/N比进水条件，每种植物湿地均为4个平

行处理，共计48个湿地单元.

图1 垂直流型人工湿地

2.2 模拟生活污水的配制及进水水质特征

对4种植物类型湿地进行碳源不同污染梯度水平的添加处理，碳源添加浓度分别为100、200、

400 mg · L-1(污染负荷分别为322.64、645.35、1280.06 mg · m-3 · d-1)，N素添加浓度

为40 mg · L-1(污染负荷为107.75 mg · m-3 · d-1)，P素添加浓度为5 mg · L-1(污染负

荷为16.58 mg · m-3 · d-1).模拟污水的配方为 100、200、400 g · m-3 葡萄糖，80

g · m-3 尿素，15 g · m-3 NaH2PO4，1.5 g · m-3 KH2PO4，4 g · m-3 CaCl2，2 g · m-

3 MgSO4.3种不同C/N比进水条件分别为C1N(2.5 ∶ 1)、C2N(5 ∶ 1)和C3N(10 ∶ 1).每种湿

地植物在相同进水条件下的处理均为4个平行组.模拟生活污水的进水水质特征见表 1和表 2.

表1 不同进水C/N比条件下主要理化指标的进出水特征

表2 不同进水C/N比条件下主要污染物的进水浓度与去除率及湿地植物收获后生物量

2.3 实验步骤

本研究选取本实验室前期筛选出的具有较好污染物降解效果的水葱、香蒲、菖蒲和千屈菜，

均为挺水植物.2014年的2月1日每个湿地单元分别种植水葱(Scirpus tabernaemontani)、香蒲

(Typha orientalis)菖蒲(Acorus calamus)和千屈菜(Lythrum salicaria)，上述4种湿地植物

种植时单个湿地平均鲜重分别为0.28、0.34、0.21和0.41 kg，种植密度为 5~8 株 · m-2.前

期湿地用模拟生活污水灌水2个月，该阶段为湿地的驯化期.实验运行周期为10个月，时间为

2014年的4月1日至2015年的1月31日，模拟污水以0.21 m3 · m-2 · d-1的水力负荷进入

人工湿地单元，配水装置是一个直径5 cm的塑料管，其上分布着直径1.5 mm的小圆孔.每周通

过一个200 L的大水箱向人工湿地供水5 d，另外2 d为停歇时间

.

2.4 水样、植物样采集与测定

每周采集进出水样一次，每月测定的4个周的平均值作为该月处理水样的月平均值.COD采用

重铬酸钾法测定，TP采用AQ2全自动间断化学分析仪(Automated Chemistry Analyzer，Engl

Liquor TOC分析仪测定.物理化学指标的测试包括氧化还原电位(Eh)、and )测定，TN采用德国产

pH值、溶解氧(DO)，均是在现场实地测量，其中，DO采用Orion Dissolved Oxygen

Probe(Model 862Aplus，USA)测量，Eh采用Orion 250Aplus ORP Field Kit测量，pH值采用

Orion Portable pH Meter(Model 250Aplus，USA)测量.分别采集和测定各湿地植物实验前后的

生物量，本研究采用种植前与实验结束收获后湿地植物鲜重表示生物量.

2.5 数据分析

污染物去除率R的计算公式如下：

式中，Ci和Ce分别表示进水和出水的浓度(mg · L-1).1个月中每周测量值的平均值用来

表示1个月中污染物的去除效果.

2.6 统计分析

所有的数据都采用SPSS软件进行分析.一阶方差分析用来分析4种不同植物垂直潜流式人工

湿地各种参数条件下的出水状况.二阶方差分析用来分析测试不同的碳元素添加、人工湿地植物

类型、季节变化，以及其两两或者3个一起的综合影响作用.Duncan多倍范围检验用来进一步评

价方差分析中的差异显著性.

3 结果

3.1 主要物理化学指标的变化

pH值、氧化还原电位(Eh)和溶解氧(DO)值见表 1.对于pH值，3种C/N比进水条件下，4种

植物湿地均表现为出水值(6.38~6.81)低于进水值(7.23~7.56)，但不同处理条件下，不同植物间

差异不显著(p>0.05).对于DO值，C1N和C2N处理要显著高于C3N处理(p<>

同植物类型间差异不显著(p>0.05).对于4种植物湿地类型，Eh值在C1N、 C2N和C3N处理中差

异也不显著(p>0.05).

3.2 主要污染物去除率随时间的变化

主要污染物去除率在处理过程中各个月份中的变化明显，3种进水负荷下，COD去除率在香

蒲和菖蒲湿地均优于水葱和千屈菜湿地(图 2，表 2).如图 2a所示，C1N处理中，4种植物湿地

中COD去除率在秋末和冬初波动相对较大.在C2N和C3N处理中，4种植物湿地均表现出在7月和

10月COD去除率较高(图 2b和2c).到实验结束(1月)，3种处理条件下，不同植物湿地对COD去

除率均下降到最低值，受季节影响显著.由表 3的方差分析发现，季节、植物类型与季节的交互

作用对COD的去除率影响显著

(p<>

图2 实验期间COD去除率变化(a.C/N=2.5 ∶ 1; b.C/N=5 ∶ 1; c.C/N=10 ∶ 1)

表3 湿地植物类型、碳添加、季节变化参数的方差分析

如图 3所示，4种植物湿地中TN去除率在所有进水条件下均出现了较为明显的波动.在C1N

和C2N处理中，水葱湿地的TN去除率低于其他3种植物湿地(图 3a，3b)，而香蒲湿地在整个实

验阶段TN去除率均较高.在C2N和C3N处理中，4种植物湿地类型在10月TN去除率明显较高，

冬初(11—12月)也表现出了相对较高的去除能力(图 3b和3c)，然而到翌年1月均呈明显下降趋

势，TN去除率较低.在整个实验启动期间，TN去除率受季节变化影响明显，波动时间相对较长.

研究发现，季节对TN的净化效果具有显著影响(p<>

3).

图2 实验期间COD去除率变化(a.C/N=2.5 ∶ 1; b.C/N=5 ∶ 1; c.C/N=10 ∶ 1)

表3 湿地植物类型、碳添加、季节变化参数的方差分析

如图 3所示，4种植物湿地中TN去除率在所有进水条件下均出现了较为明显的波动.在C1N

和C2N处理中，水葱湿地的TN去除率低于其他3种植物湿地(图 3a，3b)，而香蒲湿地在整个实

验阶段TN去除率均较高.在C2N和C3N处理中，4种植物湿地类型在10月TN去除率明显较高，

冬初(11—12月)也表现出了相对较高的去除能力(图 3b和3c)，然而到翌年1月均呈明显下降趋

势，TN去除率较低.在整个实验启动期间，TN去除率受季节变化影响明显，波动时间相对较长.

研究发现，季节对TN的净化效果具有显著影响(p<>

3).

图3 实验期间TN去除率变化(a.C/N=2.5 ∶ 1; b.C/N=5 ∶ 1; c.C/N=10 ∶ 1)

对于TP去除率，其在所有进水负荷条件下都表现出在香蒲和水葱湿地稍高于菖蒲和千屈菜

湿地(图 4).表 3分析发现，季节对TP去除率的影响明显(p<>

5月，但最低值大都出现在冬季(12月，C/N=10 ∶ 1情况下最低值出现在6月)(图 4).TP去除

率在菖蒲湿地总是相对较低，且受季节变化影响显著.

图4 实验期间TP去除率变化(a.C/N=2.5 ∶ 1; b.C/N=5 ∶ 1; c.C/N=10 ∶ 1)

4 讨论

不同进水C/N比处理条件下，湿地去除能力有明显差别.很多研究结果表明，进水的污染物

负荷的C/N比对污水的净化效果有较大的影响.赵永军等研究发现，微生物在不同生长阶段会根

据自身需要调节所需要的C/N和P/C比，较高的生长速率不仅仅会出现在较高的C/N和P/C比下，

也会出现在较低的N/P比的情况下，如细菌.合理控制C源和N源，以及进水污染物的C/N比，

对于提高COD的去除率具有积极意义.本研究COD去除率达63%~78%，与在水平潜流型湿地的处理

效果接近(60%)，而略低于Poach等)的研究结果.COD的去除率在香蒲湿地中相对高于其他3种湿

地，其机理可能是香蒲植物向根区输氧能力更强，在植物根区的还原态介质中形成氧化态微环境，

使有氧区域和无氧区域共同存在，有利于充分发挥微生物降解有机污染物的作用.利用菖蒲湿地

处理生活污水时COD的去除率约为76%，与本研究进水C/N=5 ∶ 1时结果基本相同.另外，4种

植物湿地均受到了进水负荷和季节变化的较大影响.COD在污染物进水负荷为C/N=5 ∶ 1时的去

除率达到最大.C/N=10 ∶ 1时的结果显示，在较高的C/N负荷中，有机污染物的降解率相对较低.

此结果与赵永军等的研究结果基本一致.

垂直潜流人工湿地对于氮的去除主要是依靠硝化和反硝化过程实现的.当C/N=5 ∶ 1时，TN

去除率比C1N和C3N处理高，而香蒲湿地也略高于其他3种植物湿地.这说明在适合的C/N比条

件下，可使得硝化反应和反硝化反应达到最佳状态，适量的碳源保证了湿地反硝化过程的顺利进

行.而植物的合理选择也在一定程度上提高了TN的去除效果.在不同的进水负荷条件下，平均TN

去除率在香蒲湿地中达到了38%~49%，与Seo等(2008)在水平流湿地中48%的去除率接近.比较了

水葱、香蒲和千屈菜等湿地植物对生活污水的TN去除率，发现香蒲的去除效果高于千屈菜，这

与本实验的研究结果基本一致.另外，该研究结果表明，季节变化对于TN的去除则是有非常显著

的影响，特别是在6—7月间，TN去除率达到最高值.TN在夏季有较高的去除率，其原因可能是

植物在较高温度下良好生长，根系充分发育，为植物根系间微生物提供了良好的新陈代谢环境所

致.

人工湿地中TP的去除主要是通过湿地基质填料的吸附作用和沉降作用来实现的.为了可以达

到较好的除磷效果，本研究以炉渣作为湿地填料的上层填充物，在不同进水条件下4种植物湿地

均表现出了较高的TP去除率.Tanner等研的究结果表明，P在人工湿地中的吸附沉淀降解是一种

有限的过程，经过一段时间以后湿地填料必须要更新或者冲洗以后才能再用，否则TP去除效果

会下降.因此，人工湿地填料的选择对于TP的去除是一个非常重要的影响因素研究发现，水葱对

总氮的净化效率可达到85%，好于其他挺水植物湿地.但本试验中水葱湿地虽去除率高于其他3种

湿地，但仅为70%左右.这可能与研究的人工湿地类型与进水浓度不同有关.本研究发现，不同植

物类型湿地间TP的去除率差异不大，可能的原因是植物对于磷元素的吸收对于整个TP去除的贡

献率较小，湿地基质的吸附降解作用是其主要途径.不同C/N比处理下，TP的去除效果也差异明

显，当C/N=5 ∶ 1时，具有最大值(63%~73%).这说明进水的C/N比也是影响人工湿地TP去除效

果的重要因素.合理设计人工湿地进水C/N比例，有利于取得理想的TP净化效果。

5 结论

通过室外垂直潜流人工湿地中试实验中4种湿地植物处理不同进水负荷和C/N比生活污水在

一个生长季的污染物净化效果和季节动态的研究，最终确定了最佳的植物选择和进水负荷及C/N

比.在COD为200 mg · L-1，进水C/N=2.5~5.0时，香蒲和水葱具有较好的净化效果，可作为优

先选择的植物类型.本研究对于提高垂直潜流人工湿地中污染物的去除效果，优化垂直潜流人工

湿地工程设计中的理论参数具有重要的理论价值。（文章来源：中国污水处理工程网）

范文五：平行流和垂直流人工湿地

平行流和垂直流人工湿地

(2006-11-10 15:59:44)

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分类： 人工湿地工程

做的两个图，技术不是很娴熟。

分解一下。

上图是平行流，水流由进唯一的进水口（可能是多个并行的进水口）进入湿地系统。进入系统的水，横向，纵向或者斜向流动，但多数还是横向流动，然后由积水管道收集，排出湿地系统。

我见过的工程中，有较多的这种类型。

注意的是，平行流的进水，如果在上、中部，称为上行流，如果在底部和下部，称为下行流。下行流还有上渗的特点，因此，处理效果较好，比较充分。我以前比较喜欢采用这种形式，但现在不用，因为上渗后的水体由表面流出，如果控制不好，会造成漫流，而且非常容易造成漫流，我见过的至少有2个是这样的。

平行流采用的是上进下出和下进上出的布水形式。很久没有作图了，所以，就只做了一个上行的，没有做下行的。不过是箭头向上而已。 下图是垂直流。水流又湿地的地表管道均匀布水下来，然后通过管道收集，排出系统。这种形式，目前用得比较少。我现在做的九溪工程，末端就采用了这种形式。

这种形式，只能用在末端，因为它主要利用的是沙石的过滤作用，所以，可以看出，上下图的砂砾大小是有区别的。如果垂直流的沙石填料过大，那么它的孔隙就大了，就起不了多少作用。所以，对于污染物较多的工程，它都是用在末端工艺里面的。

差不多就是这样子，它们的关系，它们的构造，就这样吧。

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