人工湿地系统设置挡板的初步研究

孔庆玲，李科林，冯冲凌，王 平

（中南林业科技大学 环境科学与工程研究中心，湖南 长沙 410004）

人工湿地系统设置挡板的初步研究

孔庆玲，李科林，冯冲凌，王 平

（中南林业科技大学 环境科学与工程研究中心，湖南 长沙 410004）

通过自制的人工湿地处理系统，研究了相同装置有无设置挡板情况下的处理效果。研究表明：在同样的水力负荷（0.1～0.5 m3/(m2·d)）条件下，设置挡板，可有效提高系统的去除率。但在水力负荷为0.1、0.2 m3/(m2·d)时，设置挡板的系统易产生死水区，而随着水力负荷的提高，可改善这一状况。研究结果对人工湿地处理系统的应用具有一定的参考意义。

人工湿地；挡板；处理效果

21世纪以来，水资源短缺问题已成为备受世界关注的焦点问题之一[1]。因此，世界各国越来越为重视污水的处理技术。人工湿地是由人工模拟自然湿地建造和监督控制的，由土壤-植物-微生物形成的生态系统，利用生态系统中的物理、化学和生物的直接和协同作用，通过过滤、吸附、沉淀、离子交换、植物吸收和微生物降解实现污水高效净化处理的一种新型污水处理技术。与传统水处理方法相比，它具有“一高三低一不”，即高效率、低投资、低运转费用、低维持技术、用地少和基本不耗电等特点[2]，适用于我国土地资源较丰富的乡村、中小城镇的污水处理，尤其是经济发展水平不高、能源短缺、技术相对缺乏的地区。

对于人工湿地污水净化系统的构建，湿地植物与基质筛选，以及人工湿地运行条件的改善，不少学者进行了研究[3-7]。Watson等[8]认为污水的水力负荷范围应当是0.014～0.220 m/d；Veechiet等[9]则认为在较低的水力负荷条件下运行，污水处理效果较好。如何进一步提高人工湿地系统处理效果和运行效率，不断优化一些运行因素如运行方式、水力负荷、进/出水口位置、进水方式等，成为人工湿地研究新的方向和课题[10]。关于潜流人工湿地水力学性能影响因素，填料性质、湿地尺寸、进水方式和进/出水口位置等对水力停留时间的影响是近年主要的研究内容[11-13]。而对于同一个人工湿地装置，通过设置挡板，以改变水流过程研究的处理效果尚未见报告，本研究将对此进行探讨。

1 材料与方法

1.1 材料及来源

1.1.1 污水

试验采用自配模拟生活污水，其中氨氮与总磷浓度采用投加硝酸铵和磷酸二氢钾进行调节，CODcr通过投加可溶性淀粉及葡萄糖调节，具体水质情况见表1，表2为模拟试验污水水质。

表1 模拟生活污水组成Table 1 The characteristics of simulated domestic wastewater

表2 试验进水水质Table 2 The influent quality in this study

1.1.2 填料

(1) 天然蛭石

购自河北省灵寿县青岭矿产加工厂，实验中选用过1 mm筛后的蛭石。

(2) 红壤

取自中南林业科技大学长沙校区林地。

(3) 砾石

取自建筑工地，选取1～5 cm砾石，清洗后使用。

1.1.3 湿地植物

选用香蒲和德国鸢尾，均取自中南林业科技大学株洲校区组合人工湿地污水处理中试基地。

1.2 分析指标、方法及仪器

1.2.1 分析指标与方法

本项目所有测试方法均参照国家环境保护局编辑《水和废水水质监测与分析》第四版中的国标方法。

(l)氨氮：钠氏试剂分光光度法

(2)总氮：过硫酸钾氧化-紫外分光光度法

(3)总磷：过硫酸钾消解-铝锑抗分光光度法

(4)溶解性磷酸盐：分光光度法

(5) COD：重铬酸钾法

(6) pH：玻璃电极法

(7)电导率：电导率仪法。

1.2.2 主要仪器

电子分析天平：AUW220D，日本岛津公司；

电热鼓风干燥箱：101-1AB，天津市泰斯特仪器有限公司；

全自动间断水质分析仪：EASYCHEM PRO，意大利希思迪公司；

紫外可见分光光度计：UV-1700，日本岛津公司；

微波闭式CODcr、TN、TP消解仪：WMX-A型，广东韶关科力实验仪器有限公司；

超纯水系统：MI-2-10，重庆奥恩科技有限公司；蠕动泵：YZ系列，兰格恒流泵有限公司；

电导率仪：DlsTHI90302，意大利HANNA公司。

1.3 装置设计与运行

1.3.1 装置设计

（1） 床体

人工湿地长×宽×高=2 m×1 m×0.65 m，床体采用8 mm厚PVC板。污水经布水区进入处理区，由集水区排出，装置底部设置有排空管。为布水均匀，采用穿孔布水。布水管、集水管分别长80 cm，均匀分布6个孔径为0.5 cm的穿水孔。布水区、集水区宽为0.1 m左右，填充直径为1～5 cm的砾石。

（2） 基质与植物

为提高填料效率，采用高位出水，出水口高0.6 m。处理区填料分为3层，由下至上，依次填充10 cm砾石、25 cm红壤、25 cm蛭石，上部种植香蒲和德国鸢尾。在床体的1/3、2/3处分别设置挡板，挡板长度为65 cm，并在高度为30 cm处设置与挡板对应的采样点，分别记为1#出水点和3#出水口点。工艺示意图见图1。

图1 人工湿地试验装置Fig.1 Experiment device of artif i cial wetland

1.3.2 装置运行

采用连续式的进水方式，用恒流泵控制流速和进水流量。分析实际水力停留时间及分布对表面水力负荷、表面有机负荷及污染物去除效果的影响，对比分析实际与理论水力停留时间的关系，确定最佳水力停留时间及水力负荷。

表3 蠕动泵转速与流量的关系Table 3 The correlation between peristaltic pump speed and flow rate

表4 试验水力参数设计Table 4 Hydraulic parameter design

2 结果与讨论

分别研究在填料与植物、进水条件相同，在装置有挡板（A）和无挡板（B）条件下，不同水力负荷的系统去污能力。

2.1 COD的去除效果

人工湿地的显著特点之一就是对有机物具有较强的去除能力，可溶性有机物可以通过植物根系生物膜的吸收、吸附及生物代谢降解过程而被分解去除，不溶性有机物则可以通过湿地的沉淀、过滤作用，很快被截流而被微生物利用。

图2为有、无挡板条件下不同水力负荷时系统出水CODcr变化。

图2 有、无挡板条件下系统不同采样点出水CODcr变化Fig. 2 The change of CODcr in different sampling points with and without the baff l e system

由图2可知，实验装置对COD的去除效果良好。其中，无挡板时，出水CODCr浓度为22.3～46.8 mg/L，CODCr去除率为62.1%～82.2%；有挡板时，出水CODCr浓度为13.6～33.2 mg/L，CODCr去除率为68.1～94.4%。

显然，在同样的水力负荷的条件下，有挡板时，出水水质明显好于无挡板情况。这表明，增加挡板，即增加系统的水力停留时间，从而有利于污染物的去除。当水力负荷为0.1 m3/(m2·d)时，有挡板时，1#采样点和出水口采样点CODCr去除率达到94.4%、93.3%，1#采样点CODCr浓度较低，表明挡板的增加相对延长了系统的水力停留时间，有效提高了处理效率；而可能因为挡板的设置，使得处理装置在挡板后区域存在一定的死水区，造成整个系统的处理效率相对减弱。无挡板时，1#采样点和出水口采样点CODCr去除率为82.2%、89.0%，有机污染物随水流逐渐降低，没有出现明显的死水区域。

从图2还可看出，不论有无挡板，系统随着水力负荷的加大，装置的处理效率随之降低，系统水流推流状态越来越明显。只是随着水力负荷的加大，有挡板时，出水口采样点CODCr去除率均高于1#采样点，表明，适当的增大水力负荷，可以在一定程度上改善人工湿地死水区的现象，让污水与介质、植物根系充分接触，使床体充分发挥作用，有效的去除有机污染物。由于随着水力停留时间变短，介质、植物和微生物能更多地吸收、转化污染物质的时间变短，COD去除率随之渐减。

2.2 TN去除效果

图3为系统不同采样点出水TN浓度情况。

图3 系统不同采样点出水TN浓度情况Fig. 3 The TN concentration of eff l uent in different sampling points

图3 显示，有挡板时，出水TN浓度范围为2.81～5.85 mg/L，平均去除率为83.1%；无挡板时，出水TN浓度范围分别为5.16～8.19 mg/L，平均去除率为72.33%。总体而言，装置对TN的去除率随水力负荷增大呈下降趋势，说明湿地系统的水力负荷是影响总氮去除效果的重要因素。这是总氮的去除主要依靠微生物的硝化和反硝化作用，而对于同一个试验装置，水力负荷就越小，水流在床体内停留时间越长，微生物的硝化、反硝化作用就越完全，脱氮效果就越好。

在水力负荷为 0.1、0.2 m3/(m2·d)情况下，无挡板时，1#采样点TN去除率分别为48.6%和49.8%，出水口采样点TN去除率分别为79.1%、73.5%，系统的处理效率随时间的增加而提高；而有挡板时，1#采样点TN去除率分别为97.8%和97.5%，出水口采样点TN去除率分别为88.6%、85.8%，TN最终去除率减小，系统的处理效率随时间加大有减弱趋势。这再次验证了使用挡板虽然提高了污染物的去除率，但挡板附近死水区较为明显。

无挡板时，TN最高去除率仅为79.1%，未达到有挡板时TN平均去除率，与CODcr去除效果相比，有无挡板对系统的TN去除率影响更大。这说明在相同的水力负荷下，合理改造人工湿地内部结构，延长水力停留时间，充分利用植物根系及基质对污染物的过滤拦截作用，微生物生物降解对能提高单位表面积的有机负荷，提高TN的去除效率。

2.3 氨氮的去除效果

图4为系统不同采样点出水氨氮浓度情况。有挡板时，出水氨氮浓度范围为1.86～4.00 mg/L，无挡板时，出水氨氮浓度范围为2.31～6.45 mg/L。与CODcr去污情况相同的是，有挡板的情况下，在同样的水力负荷的条件下，出水水质明显好于无挡板情况。有挡板时，氨氮平均去除率为68.6%，无挡板时，氨氮平均去除率为49.8%。

图4 系统不同采样点出水氨氮浓度情况Fig. 4 The ammonia nitrogen concentration of eff l uent in different sampling points

而无挡板装置的处理效果均低于有挡板装置，可能与其水力负荷未受挡板影响而有所减弱，使得无挡板系统的复氧能力能力相对较弱有关。

可见，在同一个人工湿地系统中，好养细菌的硝化反应和厌氧细菌的反硝化反应顺利进行，将很大程度上决定出水总氮、氨氮的浓度。通过试验分析，在人工湿地的设计运行中，可以通过改善系统的进出水方式，如多点、多孔进水，以增加空气与污水的接触面积和复氧时间，提高进水中得溶解氧含量；或者增加湿地前曝气处理系统。另外，适当较为密集的种植植物，利用植物根系可以不断向湿地环境中释放氧气，提供好养微生物良好的生存环境；在选择湿地植物时，尽量选择植物根系较发达、具有较强输氧能力植物类型；提高系统硝化能力，降低总氮，氨氮出水浓度。

2.4 TP的去除效果

图5为系统不同采样点出水TP浓度情况。有挡板时，出水TP浓度范围为0.055～0.185 mg/L，无挡板时，出水TP浓度范围为0.146～0.421 mg/L。显然，在同样的水力负荷的条件下，有挡板时，出水口水质明显好于无挡板时。这表明，同样的水力负荷下，增加挡板，改善水流状态，有利于磷的去除。

图5 系统不同采样点出水TP浓度情况Fig. 5 The TP concentration of eff l uent in different sampling points

有挡板时，1号采样点随着水力负荷的增加，处理效率明显降低；当水力负荷为0.1～0.3 m3/(m2·d)时，出水总磷去除率为97.2%～96.3%，当水力负荷为0.4、0.5 m3/(m2·d)时，出水总磷去除率降低为93.2%、90.5%，表明随着水力负荷提高，总磷去除效果降低。人工湿地中磷去除的主要过程是基质的吸附，其次是植物和微生物的作用。水力负荷为0.1～0.3 m3/(m2·d)时，系统水流状态变化不大，微生物对磷的吸收、释放变化不大，基质、植物有足够多的时间吸附磷，因此，系统对总磷去除率较高。水力负荷增大至0.4、0.5 m3/(m2·d)时，污水的流速加大，实际上减少了系统的水力停留时间，从而造成TP去除率下降。

无挡板时，当水力负荷为0.1 m3/(m2·d)时，出水总磷浓度与有挡板基本相当；当水力负荷为0.2～0.5 m3/(m2·d)时，出水总磷浓度明显高于有挡板状况。同样表明，挡板的设置，相当于降低了整个系统的水力负荷，即延长了水力停留时间，也使水流状态发生了一定的改变，从而造成有挡板装置的处理效率的提高。

2.5 溶解性磷酸盐的去除效果

图6为系统不同采样点出水溶解性磷酸盐浓度情况。有挡板时，出水溶解性磷酸盐浓度范围为0.046～0.104 mg/L，无挡板时，出水溶解性磷酸盐浓度范围分别为0.049～0.381 mg/L。

图6 系统不同采样点出水溶解性磷酸盐浓度情况Fig. 6 The water soluble phosphate concentration of eff l uent in different sampling points

在有挡板存在的情况下，溶解性磷酸盐的变化趋势与TP基本相同。去除挡板后，溶解性磷酸盐的变化趋势与TP稍有不同。当水力负荷为0.1～0.3 m3/(m2·d)时，出水口总磷浓度提高；当水力负荷为0.3～0.4 m3/(m2·d)时，出水口总磷浓度逐渐下降，而当水力负荷为0.4～0.5 m3/(m2·d)时，出水口总磷浓度再次变大。污水中，磷都以可溶性磷酸盐的形式存在，从实验结果中，也可以看出，采样口、出水口采集的水也主要以溶解性磷酸盐存在。

3 结论与建议

（1）在同样的水力负荷的条件下，相同的人工湿地处理装置，若增加挡板，可相对降低水力负荷，从而延长水力停留时间，提高系统的去除率。

（2）在水力负荷较低的情况下，如0.1、0.2 m3/(m2·d)时，设置挡板的人工湿地处理系统，容易产生死水区。随着水力负荷的提高，水流逐渐呈推流状态，床体内死水区域得到改善。对于无挡板的系统，污染物质含量在床体内逐步降低，没有明显的死水区域。

（3）试验结果表明，在相同的水力负荷下，增加挡板后，人工湿地系统的床体内的氧分布与含量得到适当改善，有利于营造良好的微生物生长环境，使硝化、反硝化反应顺利进行；同时水力停留时间增加，适当的引导、改变污染水体流态，COD、TN、氨氮去除效果都得到提高，尤其是对TN、氨氮去除效率影响更为明显。

（4）本研究结果对于已有人工湿地处理效果的改善，以及条件受限的人工湿地系统的设计将具有一定的参考作用。

（5）装置在高水力负荷、高浓度废水或者冲击负荷下的去除效果，以及不同水力负荷条件下，水平与垂直布水、集水方式等其它水力条件改变情况下的处理效果有待进一步研究。

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Preliminary study of setting baff l e in constructed wetland system

KONG Qing-ling, LI Ke-lin, FENG Chong-ling, WANG Ping
(Institute of Environmental Science and Engineering Research, Central South University of Forestry & Technology,Changsha 410004, Hunan, China)

It has been investigated that how the treatment effect was under the same device which has baff l e or not through a constructed wetland treatment system. The results show that the baffle could effectively improve the removal rate under the condition of same hydraulic loading [0.1 m3/(m2·h) ～ 0.5 m3/(m2·h)]. But the system of setting baff l e, when hydraulic loading was 0.1 or 0.2 m3/(m2·h),easily produced a stagnant water. The situation could be improved with increased hydraulic loading. The studying results have some reference signif i cance to application of constructed wetland treatment system.

constructed wetlands; baff l e; treatment effect

S719

A

1673-923X(2012)12-0051-06

2012-06-13

国家环保公益专项“长株潭矿区污染控制与生态修复技术研究”(200909066); 国家林业局科技推广项目（湿地技术在重金属污染区植被修复中的推广应用[2010]43号）

孔庆玲（1987-），女，安徽滁州人，硕士，主要研究方向为水污染控制工程

[本文编校：吴 彬]