太阳能曝气人工垂直潜流湿地去除生活污水氮磷的试验研究

汤显强，吴 敏

(1.长江科学院a.流域水环境研究所;b.流域水资源与生态环境科学湖北省重点实验室，武汉 430010;2.江西省土壤侵蚀与防治重点实验室，南昌 330029)

1 研究背景

人工垂直潜流湿地占地面积小，污染物与填料接触效果好，有机污染物如BOD和COD的去除率通常达到80%以上［1］，但无机氮、磷去除率相对较低。统计表明，受溶解氧可利用率限制，绝大多数垂直潜流湿地去除氨氮和可溶性反应磷通常低于50%［2－3］。湿地填料溶解氧含量较低是导致氨氮去除性能不佳的主要原因［4］。湿地除磷也受溶解氧影响，当填料内部溶解氧浓度下降，由好氧转为厌氧状态时，Fe3+被还原为Fe2+，其结合的磷以PO43+的形式释放，提高湿地磷出水浓度［5］。此外，提高溶解氧利用率还可促进人工湿地生物除磷［6］，采取“潮汐流”等增加湿地填料复氧能力的操作后，湿地磷去除效率可提高10%～12%［7］。

湿地植物根系具有一定的泌氧能力，释放的部分溶解氧能提高填料内部溶解氧含量［4］。研究表明，湿地植物根系释放的溶解氧量远低于有机污染物降解、氨氮硝化等过程的耗氧量［4］，采取合理措施提高人工湿地填料溶解氧含量极为必要。曝气常用于增加河道、湖泊等天然水体的溶解氧浓度和去除异味［5］。曝气需要消耗电力、增加成本，但我国农村地区地势开阔、太阳能资源丰富且便于利用，将成熟的太阳能技术耦合入人工湿地净化系统，利用太阳能发电曝气，改善人工湿地溶解氧供给率低等不足是便利可行的。此外，农村地区基础设施建设落实后，生活污水等分散排放，难以集中收集处理。因地制宜发展太阳能曝气人工垂直潜流湿地，既能解决分散生活污水处理问题，又能改善氮磷等营养物质去除，并节约电力成本。

为了将太阳能曝气人工垂直潜流湿地应用于实践，本文采用芦苇和砾石构建人工垂直潜流湿地，利用太阳能对湿地填料进行间歇曝气，研究其对生活污水中氮磷的净化性能。

2 材料及方法

2.1 试验材料及装置

室外构建太阳能曝气人工垂直潜流湿地系统(图 1)，具体尺寸为长2.0 m、宽1.0 m和高0.7 m。自下而上分层依次填充20 cm粒径为10～20 mm粗粒石(孔隙率0.42)、30 cm粒径为7～10 mm的细砾石(孔隙率0.48)和10 cm土壤为湿地填料。试验装置共两套:曝气和无曝气。二者之间的差别在于曝气湿地安装有太阳能板、空压机和曝气头等。

图1 太阳能曝气人工垂直潜流湿地试验系统Fig.1 Experiment system of solar aerated vertical subsurface flow constructed wetland

在太阳能曝气人工垂直湿地填料内部(距上表面30 cm)的同一水平面上均匀设置8个曝气头。采用小型空气压缩机(ACQ-007型，最大供气量100 L/min)从早上8点到下午6点每日供气10 h，其余时间不曝气，工作期间气水比设定为10∶1。空压机采用太阳能系统供电，具体由40 W的太阳能光板1块、30AH的蓄电池1块、12V/3A的控制器1台、AC220/20W的逆变器1台等组成。

2.2 试验方法

试验在长江科学院的院内进行，采用办公室化粪池上清液(主要为生活污水及部分雨水)为湿地进水。设计水力负荷400 mm/d，理论水力停留时间约20 h。2014年5月，选择平均株高约40 cm、株型大小相似及生物量相当的芦苇栽种于填料中，密度为8株/m2。栽种2周后成活，分蘖出新芽，试验随即正常运行。2014年6月开始正式试验，平均进水水质情况见表1，每周采集进水和出水的水样一次，测定SRP，TP，NH4-N，NO3-N和TN浓度。为检验曝气对湿地填料溶解氧含量的影响，每月检测曝气和无曝气湿地系统出水溶解氧浓度1次。随着试验进行，当气温下降到0℃后，停止试验，以防装置管路上冻。

2.3 分析方法

参照《水与废水监测分析方法》(第四版)，水样通过0.45μm滤膜后，滤液中的SRP用钼锑抗比色法测定;总磷采用过硫酸钾消解钼锑抗比色法。氨氮、硝酸盐氮分别采用纳氏试剂分光光度法和酚二黄酸分光光度法;总氮采用碱性过硫酸钾消解，紫外分光光度法。DO和pH分别采用美国YSI溶解氧测定仪和HANNA便携式pH计测定。

3 结果与讨论

3.1 氮去除

3.1.1 NH4-N 去除

从图2可看出，受生活污水成分变化影响，NH4-N进水浓度随时间变化起伏较大。但无论进水浓度如何变化，试验期间曝气湿地系统的NH4-N出水浓度持续显著低于无曝气对照，太阳能曝气改善了人工垂直潜流湿地的NH4-N去除性能。此外，曝气湿地的NH4-N出水浓度持续处于低浓度水平，受进水浓度波动影响较小，其平均去除率达到92.1%，与无曝气相比，太阳能曝气使NH4-N平均去除率分别提高约24.8%。

图2 NH 4-N去除Fig.2 Removal of NH 4-N

表1 试验期间主要进水水质状况Table 1 Influent water quality during experimental running period

引入太阳能曝气后，湿地溶解氧含量增加明显，曝气湿地出水DO浓度显著高于无曝气湿地(p＜0.05)，出水 DO 浓度增加 了2.36～ 4.69 mg/L(表2)。湿地植物根系泌氧量有限，太阳能曝气的应用，极大提高了湿地填料内溶解氧供给水平，在好氧条件下，氨氧化细菌、硝化细菌等的湿地微生物生长繁殖和活性增强［4］，氨氮的硝化去除性能得到改善。研究表明，对芦苇床砾石湿地来说，进水pH小于8.5时，挥发、植物吸收、填料吸附等过程对湿地氨氮去除的贡献较小［8］。氨氧化细菌在有氧条件下快速将氨氮转化为硝态氮的硝化过程，才是曝气湿地氨氮去除的主要机制［3］。如图2和表2所示，引入太阳能曝气后，湿地填料内部的溶解氧浓度显著增加，极大强化了氨氮硝化过程，导致湿地系统稳定高效地去除NH4-N。

从图2还可看出，随着进水浓度和气温下降，初始相当分散的曝气和无曝气湿地NH4-N去除曲线逐渐趋于重合。当进水NH4-N浓度较低时，硝化去除NH4-N的需氧量较小，湿地植物根系自身的泌氧量几乎可以满足其硝化耗氧需求［5］，引入曝气增加的溶解氧不能有效用于氨氮去除，因此太阳能曝气对改善低浓度NH4-N去除意义不大。气温也能影响曝气湿地NH4-N效果，当气温低于10℃后，湿地填料微生物活性明显减弱甚至休眠，受温度调节的氨氮硝化过程速度变缓，微生物不能及时有效利用曝气增加的溶解氧进行硝化除氮［4］。

3.1.2 NO3-N 去除

NO3-N去除与NH4-N不同，试验初期，曝气湿地系统的NO3－N出水浓度高于进水浓度。较高的NO3-N主要有2个来源:进水和NH4-N硝化。引入太阳能曝气后，湿地溶解氧含量增加(表2)，NH4-N在好氧条件下硝化，新生成的NO3-N逐渐累积，进而提高湿地出水NO3-N浓度(图3)。

表2 溶解氧出水平均浓度Table 2 Mean effluent DO concentrations mg/L

图3 NO3-N去除性能Fig.3 Efficiency of NO3-N removal

试验期间，无曝气湿地NO3-N去除相对稳定，平均去除率为65.72%。无曝气条件下，湿地植物利用根系泌氧硝化进水中的氨氮，并在根际微区环境内创造好氧、缺氧和厌氧区域，适应NO3-N反硝化去除［4］。引入太阳能曝气后，NO3-N平均去除率下降12.21%。研究表明，NO3-N去除主要通过反硝化实现［5］，曝气提高了湿地溶解氧水平，阻碍适宜在厌氧条件下进行的NO3-N反硝化去除和微生物吸收进程［5］，削弱了NO3-N去除。总体来看，太阳能曝气不利于NO3-N去除。

3.1.3 TN 去除

NH4-N和NO3-N是进水TN的主要组成部分(表1)，TN去除体现NH4-N和NO3-N的综合去除性能。在试验初期(6—7月)，引入太阳能曝气后，较高的湿地填料溶解氧浓度促进了NH4-N生物吸收和硝化。期间因进水氨氮浓度较高(图2)，硝化生成的NO3-N难以快速和有效反硝化去除，逐渐累积的NO3-N(图3)是造成曝气湿地 TN出水浓度高于无曝气湿地的重要原因(图4)。

图4 TN去除性能Fig.4 Efficiency of TN removal

研究表明，湿地填料微生物挂膜一般需要在2—3月［9］，进入8月后，湿地填料微生物作用稳定，TN出水浓度也趋于均匀分布;整个试验期间，曝气湿地的TN平均去除率为76.5%。统计发现，曝气湿地TN平均出水浓度显著低于无曝气湿地(p＜0.05)，太阳能曝气改善了人工垂直潜流湿地TN去除性能;与无曝气湿地相比，太阳能曝气使TN平均去除率提高了9.4%。现有研究表明，对有植物湿地系统来说，微生物硝化－反硝化、水生植物和湿地微生物吸收是TN去除的主要途径［8］。从图2和图3可看出，太阳能曝气分别优化和阻碍和硝化和反硝化，整体来看，不利于TN的硝化－反硝化顺利进行，植物根系及根际微生物吸收(微生物对NH4-N的吸收［10］)可能是曝气湿地优化TN去除的重要途径，这是因为，曝气改善了TN在湿地填料和植物根际间的传质效率，创造出更好的根系吸收和微生物同化利用条件［5］。

3.2 磷去除

从表1可看出，SRP是TP的主要组成部分，SRP和TP去除性能曲线趋势一致(图5和图6)。一般来说，湿地填料微生物挂膜需要在2—3月，挂膜期间(6—7月)，曝气强化了填料内部水流的紊动程度，填料与磷接触效果被改善，利于吸附除磷。与此同时，填料表面的生物膜尚不成熟，聚磷菌生物除磷效应不明显［10］，吸附在填料表面的磷又容易在曝气条件下脱附，磷吸附与解吸处于动态调节过程。总体来看，与无曝气湿地相比，太阳能曝气改善湿地磷去除的作用不显著。

图5 SRP去除性能Fig.5 Efficiency of SRP removal

图6 TP去除性能Fig.6 Efficiency of TP removal

随着微生物挂膜完成，填料吸附和微生物吸收除磷过程相对稳定，太阳能曝气湿地SRP和TP出水浓度显著低于无曝气湿地。整个试验期间，太阳能曝气湿地的SRP和TP平均去除率分别为76.2%和67.3%。与无曝气湿地相比，太阳能曝气湿地可使SRP和TP的平均去除效率分别提高15.7%和11.5%。研究结果表明，填料吸附和滞留是潜流湿地磷去除的主要途径［9］。

引入曝气后，强化了湿地填料与磷的接触效果，磷吸附去除性能得到改善。另外，曝气后，湿地微生物数量和活性增加［3］，湿地填料如砾石中Al和Fe等金属元素受微生物活动影响逐渐释放，并形成Al-P和Fe-P等［11］，改善湿地微生物除磷和化学除磷性能。最后，曝气能增强了磷在潜流湿地系统内的传质效率，促进了植物根系的吸收和组织转运［10］，改善植物除磷作用。综上，通过吸附、微生物和植物吸收等磷去除过程的强化，太阳能曝气有效改善了潜流湿地的磷去除。

3.3 经济性分析

湿地建设费用(含砾石、土壤、植物、泵、管路、空压机和太阳能供电系统等)见表3。从表3可看出，太阳能曝气湿地建设费用是无曝气湿地的2.49倍，引入太阳能供电及曝气显著增加了湿地建设成本。湿地系统运行费用主要为电费和少量人工费，无曝气人工垂直潜流湿地的污水处理费(含基建成本，下同)大约0.48元/m3［3］。采用太阳能供电和曝气后，系统运行过程中无需额外电力供给。本文湿地试验系统日处理污水0.8元/m3，以湿地运行20 a，年运行300 d计算，太阳能曝气人工湿地的污水处理费用为0.51元/m3。与无曝气相比，太阳能曝气湿地的处理费用增加4.4%(0.02元/m3)，但NH4-N，TN，SRP和TP的月均去除率提高了24.8%，9.4%，15.7%和11.5%，具有较好的技术经济优势。此外，我国城市污水处理费用一般约1.0元/m3［12］，无论曝气与否，湿地处理费用约占其50%。当湿地系统进入工程应用后，随着规模增加，能够进一步降低单位面积建设费用和太阳能供电及曝气装置成本，提高系统的经济竞争优势。

表3 湿地试验系统的建设费用Table 3 Construction cost for the experimental wetlands 元

4 结论

将太阳能曝气引入人工垂直潜流湿地，增加溶解氧供给，探讨其生活污水氮磷去除的技术经济性能。试验结果发现，在400 mm/d的水力负荷下，太阳能曝气优化了吸附、微生物吸收和植物组织提取等脱氮除磷过程，能有效提高湿地去除NH4-N，TN，SRP和TP的性能;但曝气创造的有氧环境不利于NO3-N反硝化去除。此外，低温条件下，微生物活性下降，单纯的引入曝气不能有效促进氮磷去除。

与无曝气湿地比，太阳能曝气湿地的处理费用增加6.2%(0.03 元/m3)，但 NH4-N，TN，RP 和 TP的月均去除率提高了10%以上，在净化生活污水方面具有较好的技术经济优势。随着该太阳能湿地进入工程应用，可通过规模效应进一步降低基建和装置设备成本，提高其经济竞争优势。

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