人工湿地处理生活污水研究

刘应学

(遵义市环境保护监测中心站， 贵州 遵义 563006)

人工湿地处理生活污水研究

刘应学

(遵义市环境保护监测中心站， 贵州 遵义 563006)

利用木板、薄膜等材料制作人工湿地处理系统处理污水，研究污水中有机物、NH3-N、TP、COD、SS等的削减水平。通过实验得出以下结论：高效人工湿地对生活污水中TP、NH3-N、COD和SS有较好的处理效果，TP的去除率为80%，NH3-N的去除率在75%左右，COD和SS的去除率都在70%左右，高效人工湿地处理污水的效率受系统运行时间和季节等因素的影响，有一定的波动，波动幅度在20%左右，总体表现出稳定的趋势；从控制效果和系统稳定性两方面综合评价，人工湿地可以用于生活污水的处理处置。

人工湿地；生活污水；基质

人工湿地技术由于具有良好的景观效果及水质净化功能，近年来在污水处理领域得到广泛应用。研究表明[1-7]，人工湿地具有独特而复杂的净化机理，它能够利用基质-微生物-植物这个复合生态系统的物理、化学和生物的三重协调作用，通过过滤、吸附、共沉、离子交换、植物吸收和微生物分解来实现对废水的高效净化，同时通过营养物质和水分的生物地球化学循环，促进绿色植物生长并使其增产，实现废水的无害化和资源化。

与传统的污水处理技术相比较，人工湿地污水处理技术具有投资少、能耗低、操作维护简单、具有景观价值等优势。然而，我国人工湿地技术研究还处在初级阶段，污水处理技术还存在诸多问题有待进一步深入研究，如污染物去除机理的研究、去除效果的改善和运行管理、植物在人工湿地中的生长及净化效果以及人工湿地基质的选择等。本研究针对人工湿地自身特点，研究其生活污水中有机物、BOD、氮素、磷素等的去除机理，并通过人工湿地基质种类和植物的不同来探索提高复合人工湿地对污染物的去除效果，进而推广该类型湿地的应用，具有重要的现实意义。

1 实验材料与方法

1.1 湿地装置

人工湿地试验装置分为2套，一套为全湿人工湿地，另一套为半湿人工湿地。全湿人工湿地采用防渗板作为材料，长180 cm，宽40 cm，高40 cm，等分为六格，每格用隔板隔开(图1)。在装置底部填充直径为3～5 cm的改良人工基质，中部放基质包，上部再填充直径为1～2 cm的改良人工基质(图2)。半湿人工湿地采用塑料袋作为基质包材料，塑料袋下部填充直径为1～2 cm的粘土和改良人工基质，上部填充改良人工基质，每隔30 cm放置一个基质包，共放置7个。

图1 人工湿地俯视

图2 基质填充示意

1.2 基质和植物的选择

基质是湿地的载体，当污水流经人工湿地时，基质通过一些物理和化学作用(如吸收、吸附、过滤、离子交换、络合反应等)去除污水中的污染物质。各种基质根据一定的粒径比例按照一定的顺序填充到湿地床中，在保证污染物高效降解和水流通畅的情况下应根据当地实际条件选用低廉、易得的填料作为基质。目前应用较多的有土壤填料、卵石填料、塑料填料、炉渣填料、陶瓷填料、活性炭填料、自然岩石与矿物材料等。各填料因其物理特性不同而具有不同特点，为了综合利用各填料的优势，湿地床通常由多种填料组成[3]。基质的选择主要是要孔隙度大、比表面积高。本研究采用改良人工基质，并用粘土、沙砾、煤灰渣等基质按一定比例做成基质包。

选取合适的植物对提高湿地的处理效果非常重要，人工湿地植物的选择主要遵循高耗肥水、季节搭配、生物多样性等原则。本研究根据待处理生活污水的水质情况、当地的气候和植物的特点，选取了美人蕉(Cannaindica)、杂交酸模(R.acetosaL.)和黑麦草(Loliumperenne)三种植物。

1.3 生活污水来源

实验用水为模拟的生活污水，即采用牛粪稀释(约1：10)。牛粪取自贵阳市三联乳业公司。经过稀释后的牛粪的各指标的含量与生活污水的比较接近，因此，本研究采用经稀释后的牛粪水作为模拟的生活污水。

1.4 污水浇灌与水样采集方法

湿地系统每2天浇灌1次，每次灌入污水约10 L。采样时间为每周1次，具体方法为:进水样直接采集模拟的生活污水，出水在出水口抽取(注：现场测定pH、EC指标)。

1.5 分析方法

pH、EC值：用pH-EC-TDS-T测试笔进行测量；浊度：浊度仪测定(GB 13200—91)；TP：钼酸铵分光光度法(GB 11893—89)；NH3-N：钠氏试剂光度法(GB 7479—87)；COD：重铬酸盐法(GB 11914—89)；SS：重量法(GB 11901—89)。

2 结果与分析

通过对复合人工湿地系统的进出口水质进行监测，分别从其对pH的调节，电导率(EC)和浊度的改善， TP、NH3-N、COD等的削减，来评价整个湿地系统的净化效果和处理效率。

2.1 高效人工湿地对pH的调节作用

pH测量是一种相对测量。水溶液的自然变化、化学变化和生产过程均与pH值的变化有关。pH值表征了水环境中物质的迁移转化、溶解沉淀等现象。因此，对pH进行测试，可以反映水环境变化的情况。从图3可见，进水与出水pH值差异较小，最大变化幅度为0.58个单位，出水pH值总体维持在7～8的范围内，说明该指标比较稳定。分析原因可能是：全湿人工湿地系统存在较强的缓冲能力；溶质的溶出及其物理、化学、生物反应过程都不足以导致pH发生剧烈波动。

图3 全湿人工湿地对pH的调节

图4显示了半湿人工湿地对pH的调节作用，可以看出，出水的pH值相对比较稳定，基本上维持在7～8，说明半湿人工湿地系统存在一定的缓冲能力，系统对pH起到了一定的调节作用。

图4 半湿人工湿地对pH的调节

2.2 高效人工湿地对电导率变化的影响研究

电导率是以数字表示溶液传导电流的能力。电导率的高低受水中无机酸、碱、盐或有机带电胶体等的影响，而水溶液的电导率取决于带电荷物质的性质和浓度以及溶液的温度和黏度等。电导率常用于间接推测水中带电荷物质的总浓度。所以，通过电导率可以推测水中带电荷物质的浓度。

研究发现，进水和出水的电导率差异很大(详见图5)，出水EC比进水平均提高了2～3倍，说明出水中的带电荷物质的浓度较进水有所增加。在前期由于基质的溶解导致水体中总溶解盐含量增加，经过一段时间的调试，后期EC的差异较小，电荷达到一定值之后缓慢恢复到一个比较稳定的值。

图5 全湿人工湿地对EC的调节

图6显示了半湿人工湿地对EC的调节作用，从图6可以看出，出水的电导率平均提高了1～2倍。说明出水中的带电荷物质有所增加。前期半湿人工湿地对EC的调节作用欠佳，因为基质的溶解导致水体中总溶解盐含量增加，但随着系统运行并不断进行调试，出水中的带电荷物质在慢慢的降低，最后达到一个比较稳定的值。

图6 半湿人工湿地对EC的调节

2.3 高效人工湿地对浊度的改善能力

浊度是水中悬浮物对光线透过时所发生的阻碍程度。水的浊度不仅与水中悬浮物质的含量有关，而且与它们的大小、形状及折射率有关。通过浊度可反映水中悬浮物的情况。从图7可以看出，浊度的处理率最高可以达到95.32%，最低处理率为27.30%，总体水平维持在70%～90%之间。观察图7发现，系统运行初期，对浊度的去除率较低，这可能与初始时段系统处于调试状态有关。但是随着基质-植物-微生物系统的作用不断增强，尤其是微生物的分解作用，使水的浊度有很大改善，说明出水悬浮物的含量较进水大幅度降低。

图7 全湿人工湿地对浊度的改善

从图8可以看出，半湿人工湿地对浊度有很大的改善，去除率可以达到90%以上。该系统的调试时间比较长，经过调试，系统的调节作用不断增强，春季植物生长迅速，植物个体不断长大，以及微生物的种类和数量不断增多，基质-植物-微生物系统的作用不断增强，尤其是微生物的分解作用，大大削减了污水中的悬浮物质，达到较好的改善作用。

图8 半湿人工湿地对浊度的改善

2.4 高效人工湿地对总磷的削减作用

磷是水体富营养化的主要原因之一。磷含量超过0.1 mg/L时，将会导致水体中藻类迅速繁殖，诱发水体富营养化，进而引起水质恶化，对水生生态系统构成威胁。图9是湿地稳定运行期间的TP去除情况。人工湿地运行初期由于基质的吸附作用，除磷效果极佳；中期基质的吸附相对较少，湿地中的植物个体小，微生物种类、数量不多，所以通过生物同化作用去除废水中的磷的程度有限，导致中期除磷效果欠佳；后期，植物高大，对磷的吸收作用增强，但随着TP含量的逐渐下降，去除率较前期有所下降，整个系统对TP的削减作用呈U型。

图9 全湿人工湿地对TP的削减作用

图10为半湿人工湿地对TP的去除状况。尽管进水的TP浓度增加，从原先的平均13.95 mg/L上升到56.24 mg/L，但出水的TP含量下降至12 mg/L以下。在运行初期，由于基质的吸附作用，除磷效果极佳，可以达到90%以上；随着植物的生长和微生物的繁殖，利用基质-植物-微生物系统的作用，对废水中的无机磷进行吸收同化、过量积累以及物理化学作用，大大削减废水中的磷，达到净化的效果。

图10 半湿人工湿地对TP的削减作用

2.5 高效人工湿地对氨氮的净化效果

在人工湿地系统中，植物根系的输氧作用，使得湿地床体内部出现连续的好氧、缺氧和厌氧状态，使硝化作用和反硝化作用可以在湿地系统中同时进行。参考图11可以看出，系统在调试阶段对氨氮的处理效果欠佳，由于基质的影响导致前期氨氮有所增加。中后期，随着植物的生长，植物不断摄取、基质的吸附以及微生物的硝化-反硝化作用，氨氮的处理效果在不断的增强。氨氮的处理率在60%以上，最高可达89.14%。

图11 全湿人工湿地对NH3-N的净化效果

图12显示了半湿人工湿地对氨氮的净化效果，尽管进水浓度有很大差异，但系统对氨氮的净化效果较好，净化效果在79%～99%之间。系统经过很长一段调试期，在前期表现出良好的净化效果；由于气候与温度等原因导致后期半湿人工湿地对氨氮的处理效果有所下降，但从总体上看，半湿人工湿地对氨氮的净化效果表现良好。

图12 半湿人工湿地对NH3-N的净化效果

2.6 高效人工湿地对化学需氧量的控制效果

在人工湿地系统中，污水中的不溶性有机物吸附在可沉降颗粒上，通过沉降作用或过滤从污水中截流下来，被微生物加以利用，而可溶性有机物则可通过土壤中的生物膜的吸附及微生物的代谢过程被去除[12]。图13表明全湿人工湿地对COD有较好的控制效果，其去除率在75%以上，且稳定性比较好。分析原因可能有：植物根系加速了对碳的吸收，降低了水体环境中的碳水平；植物的光合作用过程改善了小气候，特别是氧气的交换；基质具有较大的比表面积和较高的孔隙度，因而具有较好的吸附功能。

图13 全湿人工湿地对COD的控制效果

半湿人工湿地对COD的控制效果欠佳，虽然可以达到88%，但是最低只有34%(详见图14)。分析这一现象的原因可能是经过一段调试期之后，植物开始迅速生长，微生物繁殖，在基质-植物-微生物的共同作用下，湿地对COD的控制效果良好，但在后期，由于气候、温度以及一些不确定因素导致半湿人工湿地对COD的控制作用下降。

图14 半湿人工湿地对COD的控制效果

2.7 高效人工湿地对悬浮物的净化作用

悬浮物指在水中的不溶解物质，包括不溶于水的无机物、有机物及泥沙、黏土、微生物等。水中悬浮物含量是衡量水污染的程度之一。悬浮物是造成水浑浊的主要原因。水体中的有机悬浮物沉积后易厌氧发酵，使水质恶化。

全湿人工湿地对悬浮物的去除率介于70%～99.23%之间(参见图15)，说明处理效果较为理想。全湿人工湿地对悬浮物有较佳处理效果的原因有：微生物对悬浮物质的分解、降解和腐解等作用；植物根系具有过滤、截留作用和基质的阻滞功能，可以防止悬浮物质进入水体。处理后的生活污水浑浊度降低，透明度提高，水质得到明显改善。

图15 全湿人工湿地对SS的净化效果

从图16可以看出，半湿人工湿地对SS的净化效果良好，平均去除率在70%以上，湿地中植物根系和饱和状态的基质，使固态悬浮物被根系和基质阻挡、截留、沉降和过滤而被分离去除。经过半湿人工湿地处理后水中SS大幅度降低，降低了污水的浑浊度，改善了水质。

图16 半湿人工湿地对SS的净化效果

3 结论

本研究以高效复合人工湿地对生活污水进行处理，通过对pH、EC、浊度、TP、NH3-N、COD、SS等指标的测定，综合评价整个湿地系统的对生活污水的净化效果，得出以下主要结论：

(1) 高效人工湿地对生活污水中TP、NH3-N、COD和SS有较好的处理效果，TP的去除率为80%，NH3-N的去除率在75%左右，COD和SS的去除率都在70%左右。

(2) 高效人工湿地处理污水的效率受系统运行时间和季节等因素的影响，波动幅度在20%左右，但总体表现出稳定的趋势。

(3) 本研究采用改良人工基质和基质包作为人工湿地基质，避免了传统基质单一、氨氮去除率低等缺点，虽然在系统运行前期对系统有一定影响，但经系统调试后，对氨氮去除率可以达到75%左右。

(4) 本研究选用美人蕉、杂交酸模和黑麦草作为人工湿地植物，人工湿地可以一年四季运行，既延长了人工湿地的运行周期，又增加了人工湿地的污水净化效果，也增加了景观价值。

(5) 从控制效果和系统稳定性两方面综合评价，高效人工湿地可以用于生活污水的处理处置。

[1] Blankenberg A G B，Haarstad K，Søvik A K． Nitrogen retention in constructed wetland filters treating diffuse agriculture pollution[J]． Desalination，2008， 226( 2) : 114-120.

[2] 李志杰，孙井梅，刘宝山． 人工湿地脱氮除磷机理及其研究进展[J]．工业水处理，2012, 32( 4) : 1-5.

[3] 赵联芳，朱伟，赵建． 人工湿地处理低碳氮比污染河水时的脱氮机理[J]． 环境科学学报， 2006,26( 11) : 1821-1827.

[3] 刘真,章北平.人工湿地污水处理系统的分析与优化[J].华中科技大学学报(城市科学版)，2003,20(4):64-67.

[4] Shimp J F,Tracy J C,Davis L C,et al.Beneficial-effects of plants in the remediation of soil and groundwater contaminated with organic materials-Critical Reviews[J]. Environ Sci Technol,1993,23(1):41-47.

[5] Kadlec R H.Chemical,physical and biological cycles in treatment wetlands[J].Wat.Sci.&Tech,1999,40:37-44.

[6] Madigan M T,MartinkoL M,Parker J.Brock Biology of Microorganisms[M].8th ed.Prentice Hall,Upper Saddle River,NJ,1997:986.

[7] 吴晓磊．人工湿地废水处理机理[J]．环境科学,1995,16(3):83-86．

[8] 张鸿,陈光荣,吴振斌,等.两种构建湿地中氮、磷净化率与细菌分布关系的初步研究[J].华中师范大学学报(自然科学版)，1999,33(4):575-578.

[9] 吴振斌.人工湿地系统对污水磷的净化效果[J].水生生物学报,2001,25(1):28-34.

[10] 高氶民,李宪法.城市污水土地处理利用手册[M].北京，中国标准出版社,1991：225 -236.

[11] 李科德,胡正嘉.芦苇床系统净化污水的机理[J].中国环境科学,1995,15(2):140-144.

[12] Kadlec R H.Constructed Wetlands for the Treatment of Landfill Leachates[M].Chelsea:Lewis Publishers,1998：17-31.

A study on domestic sewage treatment using a high-efficiency artificial wetlands system

Liu Yingxue

(Zunyi Environmental Monitoring Center Station，Zunyi 563006，China)

this paper summarizes the removal rates of organic matters, NH3-N ,TP, COD and SS in domestic sewage treated by a high-efficiency artificial wetlands system made of materials involving wood and films etc.According to the results from the experiment, following conclusions can be drawn:(1)the system has a better treatment effects on TP, NH3-N, COD and SS in domestic sewage with removal rates of 80%,75%,70% and 70% respectively;(2)the overall efficiency of the system is stable and fluctuated only in a small range of about 20%, being affected by factors like running time and seasons etc.，and (3) the system can be used for domestic sewage treatment when evaluated comprehensively from the views of both control effectiveness and system stability.

high-efficiency artificial wetlands；domestic sewage；substrate

2015-04-09；2015-05-04修回

刘应学，男，1987年生，工程师，研究方向：水环境监测。E-mail：639812141@qq.com

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