芦苇碳源投加量对表面流人工湿地中试系统强化脱氮启动的影响

张恒亮，朱铁群，王海燕，储昭升，杭前宇，侯泽英

1.华北水利水电大学环境与市政工程学院，河南 郑州 450045 2.环境基准与风险评估国家重点实验室，中国环境科学研究院，北京 100012 3.中国环境科学研究院水污染控制技术研究中心，北京 100012 4.湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室，中国环境科学研究院，北京 100012



芦苇碳源投加量对表面流人工湿地中试系统强化脱氮启动的影响

张恒亮1,2, 3，朱铁群1，王海燕2,3*，储昭升2,4，杭前宇2,3，侯泽英2,4

1.华北水利水电大学环境与市政工程学院，河南 郑州 450045 2.环境基准与风险评估国家重点实验室，中国环境科学研究院，北京 100012 3.中国环境科学研究院水污染控制技术研究中心，北京 100012 4.湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室，中国环境科学研究院，北京 100012

表面流人工湿地；中试；芦苇碳源；投加量；强化反硝化脱氮；启动期

享有云南大理之“眼”的洱海，21世纪以来，随着经济的快速发展，周边部分未经有效处理的农村生活污水和农田退水排入水体，逐渐出现生态失衡、水质变差和部分区域富营养化等现象。农业面源污染成为洱海的主要污染形式，占洱海氮、磷和有机物污染的90%左右[1]；其TN、TP排放量分别占污染物排放总量的57.2%和67.4%[2]，其中农田退水，因其水量、水质波动大、C/N较低，已成为洱海氮素污染的重要来源之一。因此，针对农田退水建立一套既经济又实用的污水处理措施已迫在眉睫。

人工湿地常用于农业面源污染的控制，其具有净化效果好、工艺设备简单、运行费用低及观赏价值高等优点[3]。但对C/N较低的农田退水，传统人工湿地系统脱氮效果欠佳，需通过外加碳源、提高C/N的方式强化生物脱氮作用[4]。用于补充人工湿地系统的碳源种类繁多：如甲醇[5]、葡萄糖[6]等传统碳源；玉米芯[7]、麦秆、稻草[8]、木屑、稻壳等天然纤维素碳源；聚丁二酸丁二醇酯[9]、聚乳酸[10]等可生物降解的有机多聚物碳源；西红柿和黄瓜叶水解液[11]、稻秆水解液[12]等植物水解液碳源。

根据国内外利用人工湿地处理农田退水的研究和洱海当地的实际情况，设计采用洱海当地常见水生植物芦苇的碎段作为外加碳源解决农田退水C/N较低的问题，构建了不同芦苇碳源投加量的表面流人工湿地中试系统，通过对其脱氮效能及启动时间的研究，探讨芦苇碳源投加量对表面流人工湿地中试系统强化脱氮湿地启动的影响。

1 材料与方法

1.1 中试湿地

建造3组砖混结构的表面流人工湿地中试模拟装置：空白组湿地、1#湿地(芦苇碎段占强化反硝化湿地段面积的1/4)和2#湿地(芦苇碎段占强化反硝化湿地段面积的1/2)。每组湿地由强化反硝化湿地段和普通反硝化湿地段组成。强化反硝化湿地段长×宽×深为2.0 m×0.6 m×1.0 m，单元格内植物种植密度为20株/m2，按1∶1混合种植芦苇和香蒲(芦苇10株/m2，香蒲10株/m2)；普通反硝化湿地段尺寸为1.0 m×0.6 m×1.0 m，种植香蒲20株/m2，并在表层覆盖4 cm厚的红壤。湿地土壤采用洱海大理某村附近的稻田土；红壤来自于洱海东部山上。2段湿地侧下方各设1个放空阀。3组湿地均选用蠕动泵(BT-300CA/253YxPPS，重庆杰恒有限公司)进水。2段湿地间通过3个直径20 mm贯穿墙体的PVC管连通，终端设溢流出水口排水。工艺流程见图1。

1—进水箱；2—进水管；3—蠕动泵；4—芦苇碳源土壤混合物；5—土壤；6—植物；7—红壤；8出水口。图1 湿地工艺流程Fig.1 SFWs process flow diagram

1.2 碳源填充方式及污泥接种

试验选用的植物碳源为芦苇植株的地上部分，将芦苇截成1～2 cm碎段，自然通风晒干。各组中试湿地投加芦苇碎段面积占强化反硝化湿地段面积的比例及投加量如表1所示。

表1 中试湿地芦苇碳源投加量及占比

图2 启动过程-N浓度变化Fig.2 The -N change during the start-up operation

为缩短试验启动时间，对各组中试湿地进行污泥接种，接种污泥取自大理市上关镇某污水处理厂二沉池回流污泥，由于回流污泥浓度较高，先对其进行清水稀释，然后接种到试验装置中，接种污泥浓度为150 mgL[13]。

1.3 试验设计和进水水质

3组中试湿地均于2016年3月28日启动进水，试验水深40 cm，采用静态试验方式，启动过程中不进水不出水，每次在湿地出水口采集水样后用自来水补充至原水位。

1.4 水质分析方法和仪器

表2 监测方法及仪器

2 结果与讨论

图3 启动过程TN浓度变化Fig.3 The TN change during the start-up operation

2.2 TN浓度变化

启动过程中TN浓度的变化如图3所示。从图3可以看出，在第1～2天，3组湿地内的TN浓度稍有升高，表明土壤和植物碳源均释放了部分氮。启动试验前期(第1～18天)，从第4天开始，2#湿地TN浓度迅速下降，第7～18天TN浓度基本趋于稳定，平均浓度为1.24 mgL，平均去除率为90.0%；空白组湿地和1#湿地分别从第3天和第4天开始TN浓度持续缓慢下降，到第15天时TN浓度分别降至2.47和2.22 mgL，去除率分别为75.1%和79.4%，之后TN浓度基本趋于稳定，第18天时，二者的TN浓度分别为2.51和2.28 mgL，去除率分别为74.7%和78.9%。表明在启动试验前期，芦苇碳源投加面积占强化反硝化湿地段面积12的2#湿地能快速地提高对TN的去除，而占强化反硝化湿地段面积14的1#湿地改善效果并不明显。启动试验后期(第19～40天)，3组湿地TN浓度都持续缓慢的下降，2#湿地在第35天时TN浓度降至2.24 mgL，第35～40天TN浓度基本趋于稳定，平均浓度为2.38 mgL，平均去除率为77.1%；1#湿地在第37天时TN浓度降至2.59 mgL，去除率达75.2%；空白组湿地在第40天时TN浓度降至3.48 mgL，TN去除率达71.4%。表明在启动试验后期，芦苇碳源投加面积占强化反硝化湿地段面积12的2#湿地对TN的去除效果稍微优于14的1#湿地，更优于空白组湿地。

1#和2#湿地出水TN浓度的T检验分析(P=0.003<0.05)进一步证明，TN去除效果存在显著差异。魏星等[17]报道投加芦苇做碳源的潜流人工湿地对TN的去除率为53%～66%，与本试验结果接近。

结果表明，在一定范围内投加芦苇碳源能够提高湿地对TN的去除率并缩短启动期，芦苇碳源投加面积占强化反硝化湿地段面积12时对TN的去除效果远好于14时。

对比图3中启动试验前期和启动试验后期可以发现，启动后期TN的去除率低于前期，原因可能是随着时间的增加，碳源释放的速率在逐渐降低；另外由于是静态试验，湿地中可能有部分有毒物质的积累[16]，影响了氮的去除速率。

2.3 TP浓度变化

启动过程TP浓度的变化如图4所示。由图4可知，启动试验前期(第1～18天)，2#湿地第1～2天，TP浓度快速升高至1.45 mgL，然后缓慢下降，表明第1～2天芦苇迅速释放了大量的磷，随后由于接种的微生物逐渐繁殖，利用磷合成细胞物质，微生物对磷的利用速率高于芦苇对磷的释放速率，同时由于在普通反硝化湿地段表层覆有红壤，红壤具有一定吸收磷的效果[19]，TP浓度开始缓慢下降，到第15～18天降至0.95～0.97 mgL；启动试验后期(第18～40天)TP浓度又略微升高(0.86～0.91 mgL)，这可能是因为2#湿地投加芦苇较多，由于后期TN和-N去除速率稍低于前期，导致芦苇磷的释放速率稍高于对磷的利用和吸附速率，同时微生物新陈代谢也会释放一部分磷[18]，导致水中TP浓度开始出现缓慢上升的趋势，但仍低于进水的TP浓度。所以各湿地中TP浓度的降低，是微生物繁殖和红壤吸附共同作用的结果。

图4 启动过程TP浓度变化Fig.4 The TP change during the start-up operation

启动试验过程中，空白组湿地TP浓度呈持续缓慢下降趋势，由第1天的1.22 mgL降至第40天的0.19 mgL，表明接种的微生物利用配水中的磷进行繁殖，红壤对磷有一定的吸附，也表明土壤释放的磷相对较少。1#湿地TP浓度也呈缓慢下降趋势，第1～26天变化趋势和空白组湿地相差不大，第26天后1#湿地中TP浓度(0.35～0.56 mgL)均稍高于空白组湿地(0.19～0.37 mgL)。整个启动过程中1#湿地TP浓度(0.35～1.19 mgL)均低于2#湿地(0.79～1.45 mgL)，说明在整个过程中1#湿地中磷的释放速率低于磷的利用和吸附速率，由于填充的芦苇碳源较少，因此，1#湿地磷的释放速率远低于2#湿地。

上述结果表明，磷的释放速率与芦苇碳源的投加量有关，芦苇碳源投加面积占强化反硝化湿地段面积12时的磷释放速率远高于14时，芦苇碳源投加面积占强化反硝化湿地段面积12的2#湿地在启动试验前15 d，TP浓度稍微高于进水TP浓度，但随后逐渐低于进水TP浓度。芦苇碳源投加面积占强化反硝化湿地段面积14的1#湿地整个启动过程中磷浓度在第1～2天稍有增加，此后逐渐降低，并在第5天后低于进水TP浓度。

图6 启动过程-N浓度变化Fig.6 The -N change during the start-up operation

图5 启动过程-N浓度变化Fig.5 The -N change during the start-up operation

3 结论

(2)启动试验前期(第1～18天)1#湿地(芦苇碳源投加面积占强化反硝化湿地段面积的14)和2#湿地(芦苇碳源投加面积占强化反硝化湿地段面积的12)的-N的去除率分别达89.1%(第18天)和97.8%(第7天)；对TN的去除率分别达79.4%(第15天)和90.0%(第7天)。启动试验后期(第19～40天)1#和2#湿地对-N的去除率分别达92.2%(第37天)和95.8%(第35天)；1#湿地和2#湿地对TN的去除率分别达75.2%(第37天)和77.1%(第35天)。2#湿地的脱氮效果高于1#湿地，表明在一定范围内增加芦苇碳源投加量有利于-N和TN的去除，并缩短启动期。

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Influence ofPhragmitesaustraliscarbon dosage on enhanced nitrogen removal start-up of pilot-scale surface flow constructed wetland

ZHANG Hengliang1,2,3, ZHU Tiequn1, WANG Haiyan2,3, CHU Zhaosheng2,4, HANG Qianyu2,3, HOU Zeying2,4

1.School of Environmental and Municipal Engineering, North China University of Water Resources and Electric Power, Zhengzhou 450045, China 2.State Key Laboratory of Environment Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences,Beijing 100012, China 3.Research Center for Water Pollution Control Technology, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China 4.National Engineering Laboratory of Lake Water Pollution Control and Ecological Restoration Technology, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China

Slow-released plant carbon,Phragmitesaustralispieces, was added to the surface flow constructed wetland (SFW) to enhance the denitrification nitrogen removal of the low CN ratio agricultural runoff. The characteristics of the simulated agricultural runoff were as follows: (8.00±1.00)mgL-N, (9.00±1.00)mgL TN, (0.70±0.10)mgL-N, 0.01mgL-N and (1.00±0.05)mgL TP. Three pilot-scale SFWs were designed for experiment as follows: the blank SFW withoutPhragmitesaustralispieces dosage, 1#SFW with 14 areal proportion ofPhragmitesaustralispieces to enhanced denitrification wetland and 2#SFW with 12 areal proportion ofPhragmitesaustralispieces to enhanced denitrification wetland. A 40-day start-up operation was carried out in static mode. The results showed that the-N removal efficiency increased gradually to 84.2%, 89.1% and 97.8% on the 18th, 18thand 7thday for the blank, 1#and 2#SFW respectively, while their TN removal efficiency gradually increased to 75.1%, 79.4% and 90.0% on the 15th, 15thand 7thday in the early stage (1-18 d). The-N was added to (8.00 ± 1.00) mgL when it was almost completely consumed on the 18thday. In the latter stage (19-40 d), the-N removal gradually increased to 78.0%, 92.2% and 95.8% on the 40th, 37thand 35thday for the blank, 1#and 2#SFW respectively, while their TN removal efficiency increased gradually to 71.4%, 75.2% and 77.1% accordingly. The start-up period of SFW could be greatly shortened by addingPhragmitesaustralispieces as carbon source, and 2#SFW started with the higher speed. Moreover, the-N and TN removal rates of 2#SFW were also higher than those of 1#and the blank SFWs. It was indicated that the higher-speed start-up and better nitrogen removal efficiency could be obtained for SFW with morePhragmitesaustralispieces carbon dosage.

surface flow constructed wetland; pilot scale experiment;Phragmitesaustraliscarbon source; dosage; enhanced denitrification for nitrogen removal; start-up period

2017-01-07

国家水体污染控制与治理科技重大专项(2012ZX07105-002，2015ZX07201-008)

张恒亮(1990—)，男，硕士研究生，1079092104@qq.com

*责任作者：王海燕(1976—)，女，研究员，博士，主要从事水污染控制原理与技术研究，wanghy@craes.org.cn

X703

1674-991X(2017)03-0332-08

10.3969/j.issn.1674-991X.2017.03.047

张恒亮，朱铁群，王海燕，等.芦苇碳源投加量对表面流人工湿地中试系统强化脱氮启动的影响[J].环境工程技术学报,2017,7(3):332-339.

ZHANG H L, ZHU T Q, WANG H Y, et al.Influence ofPhragmitesAustraliscarbon dosage on enhanced nitrogen removal start-up of pilot-scale surface flow constructed wetland [J].Journal of Environmental Engineering Technology,2017,7(3):332-339.