潮汐流与曝气人工湿地对低污染水中氮去除的研究进展

李荣涛，杨萍果，李琳琳，卢少勇，杜志超,4，孔维静

(1.山西师范大学生命科学学院，山西 临汾 041000;2.中国环境科学研究院国家环境保护洞庭湖科学观测研究站/ 湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室/ 国家环境保护湖泊污染控制重点实验室，北京 100012;3.北京师范大学水科学研究院，北京 100875;4.辽宁工程技术大学土木工程学院，辽宁 沈阳 123000)

快速城市化和经济增长导致了水体污染和藻华等问题[1]，其中氮是重要污染物之一，严重影响了水环境和水生态[2]。一些达标排放尾水或污染较轻的沟渠水导致河湖水质恶化[3]，这部分水中污染物虽浓度较低，但量大、成分复杂、区域差异大[4-5]。低污染水带来的环境问题日益受到关注，低污染水治理逐渐成为我国水体治理的重要组成部分[6]。目前，国内外采用的低污染水体治理技术主要包括常规和深度处理技术。常规处理技术主要包括吸附法(常用吸附剂有粉末、活性炭、黏土等)和预氧化法(常用氧化剂有氯气、臭氧和高锰酸钾等)。深度处理技术包括生物活性炭法、臭氧-活性炭联用法、膜深度处理法(反渗透、超滤、微滤、纳滤等)和光催化氧化法(以TiO2作催化剂，利用光能氧化水中有机物)[7]。因低污染水水量大、水质波动性强、污染物浓度及碳氮比较低且污染物成分复杂，若用上述技术治理，不但运行成本高，而且运行难度大[8]。人工湿地的基建和运行成本低、技术要求低、耐冲击负荷强、对营养物去除能力强、出水水质稳定且适于处理间歇排放污水[9]，因此在低污染水水质净化中不断受重视并被推广应用。

人工湿地是独特的土壤-植物-微生物-动物系统，其除氮机理包括挥发、氨化、硝化-反硝化、植物摄取和基质吸附等[10]。硝化需好氧环境，反硝化需厌氧环境，因此脱氮时湿地常会因氧含量变化而难以满足硝化-反硝化需求[11-12]。水平潜流湿地的基质长期处于淹没状态，床体总复氧量仅为1～8 g·m-2·d-1，氧环境较差，很难去除有机物及氨氮[13-14]。而垂直流人工湿地中污水在基质中靠重力作用进行非饱和流动，虽然其复氧能力高于水平潜流湿地，也不能满足有机物降解和氨氮硝化等的氧含量要求[15-16]。因此，DO浓度成为限制人工湿地净化低污染水效果的关键因素。针对此问题，通过改变运行方式提高湿地DO浓度的强化增氧型人工湿地应运而生，最典型的为潮汐流和曝气人工湿地。笔者通过文献总结，综述了低污染水的主要来源及特点，分析潮汐流和曝气湿地的强化增氧机制及其对低污染水脱氮的效果和影响因素，得到这2类湿地处理低污染水的最优设计参数及其存在的主要问题，以期供类似研究与设计参考。

1 低污染水来源及特点

1.1 城镇地表径流

在面源污染中，城镇地表径流主要指雨水及其形成径流在流经城市地面时携带污染物入水体而造成的污染，其主要污染物为悬浮物和有机物，也可能含氮、磷等[17-18]。全国不同地域代表性城市地表径流中氮、磷等的浓度均高于GB/T 3838—2002《地表水环境质量标准》中Ⅴ类水质标准[17-22](表1)。城镇地表径流污染具随机性、非连续性、突发性和径流量大等特征，应将其纳入低污染水范畴[3,23]。

表1 各城市地表径流污染物含量

1.2 城镇污水处理厂尾水

通过比较GB 18918—2002《城镇污水处理厂尾水排放标准》与GB/T 3838—2002可知，处理厂尾水中各污染物浓度均高于地表水环境质量标准，对自然水体而言仍为污染源，属于低污染水(表2),若将其直接排入水体中会造成水体富营养化。目前，我国提高污水厂尾水水质的主要方法是在传统生化处理工艺下游增设高级氧化处理或者膜处理离子交换等方式。但工程造价及后期运行费用高，且氮、磷去除效果不理想，限制了其在城镇污水处理中的大规模应用[24]。人工湿地因其处理效果好且稳定、成本投入低和便于维护管理等优点，越来越多地被用于污水厂尾水深度处理中[25]。

表2 城镇污水处理厂尾水排放标准与地表水环境质量标准比较

虽然低污染水在入湖过程中通过河、田、塘和湿地等自然系统的净化，其污染物浓度会有所削减，但从流域污染物总量控制与目标污染物削减角度考虑，低污染水仍需引起重视[3]。作为典型生态处理技术，人工湿地因具工程投资及运行成本低、出水水质好、二次污染小且景观性好等优点，被广泛应用于低污染水水质净化与恢复、面源污染控制等领域[26]。但传统人工湿地床体氧环境较差，对低污染水的处理难达预期效果。因此增氧型潮汐流和曝气人工湿地的应用越来越广泛[27]。

2 潮汐流与曝气人工湿地对低污染水的脱氮研究

2.1 潮汐流与曝气人工湿地的强化增氧机制

潮汐流与曝气人工湿地是低污染水脱氮过程中最常见的强化增氧型人工湿地，但DO补给方式截然不同。潮汐流人工湿地作为间歇性进水的新型人工湿地，其除氮原理是利用潮汐运行中床体浸润面变化产生的空隙吸力将大气氧吸入湿地基质或土壤空隙，可显著提高湿地床的复氧能力和氧传输量[28]，提高污染物去除率。潮汐流人工湿地脱氮包括2个阶段：(1)淹水阶段：湿地床基质利用表面的微孔及阳离子对污水中的NH3-N进行截留和吸附交换，使水中NH3-N最大程度地附着于基质表面；(2)排空阶段：空气中的O2在排水负压下迅速进入床体基质孔隙，被吸入的O2在短时间内即可传输到微生物膜内部，完成硝化。在下轮周期性淹水阶段，DO浓度较低，基质表面的反硝化细菌可利用进水中的有机物等作为电子供体进行反硝化，去除污水中有机物和TN[14]。

曝气人工湿地是通过在湿地床内部设置曝气管，利用外置空气压缩机压缩空气至湿地床体内部来提高湿地氧的传输和利用率，其运行策略是在湿地内部形成周期变化的好氧和缺氧环境。曝气阶段湿地内部的好氧环境有利于硝化；停曝后，湿地内部的缺氧环境有利于反硝化，最终可实现TN的高效去除目的[29-30]。曝气不仅可提高除氮率，且可将表面流人工湿地内的流态由层流转变为紊流，紊流对湿地中污染物的去除可产生积极影响[31]。

2.2 潮汐流人工湿地对低污染水的脱氮效果及其影响因素

2.2.1潮汐流人工湿地对低污染水的脱氮效果

与传统人工湿地比，潮汐流人工湿地因具有更好的复氧能力和好氧环境，在除氮方面优势较大。吕涛等[32]研究表明，在进水污染物浓度较低时，潮汐流人工湿地NH3-N去除率达95%，而有植物的水平潜流人工湿地仅为49%，无植物的水平潜流人工湿地最差，为34%。植物可改善人工湿地氧环境，但复氧效果远不如潮汐流人工湿地。潮汐运行利于好氧微生物的生长，微生物活性达到水平潜流人工湿地的3倍。王帅等[33]研究表明，潮汐流人工湿地NH3-N和TN的净化率较垂直潜流人工湿地分别提高了19.89%和12.76%,与陈静雅等[34]的研究一致。相较于连续垂直流，潮汐运行优化了湿地中好氧-厌氧的脱氮环境，TN去除率提高了20%。综上可知，潮汐流人工湿地TN去除率比传统湿地平均提高10%以上，且可大幅减少占地面积，降低建设成本。建造潮汐流人工湿地只需安装一些时控器、电磁阀等控制设备，成本低且耗能少。因此，在土地资源紧张的治理区，潮汐流人工湿地可成为极具优势的生态污水处理技术[32]。

2.2.2潮汐流人工湿地脱氮的影响因素

潮汐流人工湿地在低污染水脱氮中较传统潜流人工湿地优势大，但其脱氮效率也受多种因素的影响(表3)，如植物、基质/填料、温度、pH值、进水有机物浓度、DO浓度、淹没反应时间、床体闲置时间、淹没排空比、运行周期、进水方式及组合方式等。由于潮汐流人工湿地主要通过床体浸润面变化产生的空隙吸力将大气氧吸入基质空隙，从而提高湿地床氧含量，因此，床体淹没反应与床体闲置时间是潮汐流人工湿地脱氮效果的关键影响因素[35-37]。

表3 潮汐流人工湿地对低污染水中氮去除的影响因素

低污染水中NH3-N与TN的去除率受潮汐流湿地运行周期、闲置时间、反应时间、淹没排空比和水力负荷等因素影响显著(图1)。

假设忽略潮汐流湿地快速进水与瞬时排水时间，则其运行周期为反应与闲置时间之和。湿地闲置时间是湿地自然复氧、生物膜进入内源呼吸的过程，一定闲置时间能增加床体DO浓度，提高硝化速率，使NH3-N充分氧化为NO3--N。闲置时间过量的DO会抑制反硝化，不利于NO3--N去除。床体淹没反应时间有助于微生物与氮充分接触，同时淹没床体的厌氧环境利于NO3--N还原去除，但反应时间过长会降低处理效率。因此，确定适当的淹没反应和床体闲置时间对提高潮汐流人工湿地脱氮效率十分重要。

潮汐流湿地运行周期由闲置与反应时间共同决定，为提高处理率，湿地运行周期通常设置在4～24 h之间。潮汐流湿地对NH3-N与TN的去除率均随运行周期的延长而升高，在运行周期为5～6 h时，绝大部分湿地NH3-N去除率可达50%，而欲显著提高TN去除率，则至少需18 h的运行周期(图2)。因为NH3-N去除主要受硝化反应影响，吴树彪等[40]通过对比不同闲置和反应时间对低污染水中NH3-N的去除效果发现，一个运行周期内最低闲置时间为3 h时，污染物氧化分解充分；而反应时间为3 h时，硝化反应完全，所以对NH3-N而言，运行周期以6 h为最优。NH3-N去除率在3～12 h内随闲置与反应时间增加而增大，12 h以后趋于稳定，并以此求得其淹没排空比的最优范围为0.25～4。在闲置时间为3～14 h时，TN去除率随时间增大而升高，14 h后其去除率随闲置时间增大而降低。这是因为TN去除率受硝化与反硝化共同影响，当闲置时间超过14 h时，湿地DO含量过高，抑制了反硝化，从而导致TN去除率降低。TN去除率随反应时间延长而增大，在反应时间超过12 h时，TN去除率达50%以上。对TN而言，潮汐流最优反应时间为8～21 h，最优闲置时间为3～16 h。通过反应与闲置时间，求得最优淹没排空比为0.5～7。

为继续提高低污染水TN去除率，各组合型潮汐流人工湿地应运而生[49]，例如潮汐流-潜流组合人工湿地和潜流-潮汐流组合人工湿地。潮汐流人工湿地复氧效果好，水平潜流人工湿地含厌氧条件，潮汐流-水平潜流组合可更充分利用潮汐流和水平潜流人工湿地各自特点，强化硝化/反硝化作用，提高复合人工湿地的污水净化效果[15]。利用潮汐流-潜流组合工艺净化低污染水，结果表明该工艺比一般潜流和表面流人工湿地组合TN去除率提高20%～30%[38]；利用水稻和水雍菜构建经济植物型潮汐流人工湿地深度净化低污染水，该组合工艺出水NH3-N和TN含量均达GB 18918—2002中一级A标准[39]。高红杰等[46]对比了潮汐流-潜流组合人工湿地与潜流-潮汐流组合人工湿地对TN和NH3-N的去除率，结果表明，潮汐流-潜流组合人工湿地对NH3-N和TN的去除率分别为69.93%和71.03%，比潜流-潮汐流组合人工湿地分别提高15%和33%。当然装置的组合方式、运行周期、淹没排空比、基质、植物等都影响运行结果，因此在进行人工湿地设计时可将潮汐流与潜流人工湿地组合并合理配置填料、植物、集布水等[37]。

2.3 曝气人工湿地对低污染水的脱氮效果及其影响因素

2.3.1曝气人工湿地对低污染水的脱氮效果

通过人工曝气增氧方式可显著增强潜流人工湿地的污染物去除率[42]。连续曝气可为湿地中好氧微生物提供充足氧源，改善湿地硝化能力，且利于有机物降解，对聚磷菌好氧摄磷也有促进作用[50]。将微曝气技术引入垂直流人工湿地处理低污染水，TN和COD去除率均可达90%以上，NH3-N去除率也达70%以上[51]。汤显强等[52]研究表明，连续曝气能有效提高NH3-N和NO2--N的去除效果，去除率分别可达84.88%和94.91%。LIU等[53]通过微生物研究发现间歇曝气增加了功能菌数量，且曝气人工湿地的TN去除率(91.31%～93.91%)明显高于非曝气人工湿地(12.22%～53.92%)。

2.3.2曝气人工湿地脱氮影响因素

曝气运行可有效提高湿地内部DO浓度。可使人工湿地ρ(DO)从0.2增加到7 mg·L-1[54]，但过量曝气会阻碍缺氧环境形成，限制反硝化反应，从而影响除氮效率。曝气方式是调节曝气量的重要参数，如连续与间歇曝气。间歇曝气不仅可在人工湿地内创造大量充氧条件，促进有机物好氧生物降解途径，且还可刺激厌氧有机物降解[55]。有研究表明，在间歇和连续曝气条件下，NH3-N去除率均达99%以上，且间歇曝气比连续曝气节能[56]。另外，合理人工曝气还可使人工湿地在低温(-5～10 ℃以下)时保持较高污染物去除率，有效解决低温时人工湿地运行效率低的难题。黄雪玲等[57]将硫磺与石灰石按1∶1体积比填充于波形潜流湿地内，辅助间歇人工曝气，可有效解决人工湿地在冬季(10 ℃以下)脱氮效率低的问题，TN去除率高达59.4%，相比连续曝气提高了20%～30%。康晓荣等[58]利用间歇曝气强化人工湿地低温脱氮，发现在常温季节(9—11月)，NH3-N和TN去除率分别为84.7%和79.1%，在低温季节(12—2月)，NH3-N和TN去除率也可达76.4%和64.4%。因此在研究曝气人工湿地时可优先选择间歇曝气。

除曝气方式外，曝气位置对人工湿地脱氮效果有决定性影响。在水力负荷为0.2 m3·m-2·d-1、水力停留时间(HRT)为40 h时向垂直流人工湿地的不同位置投加释氧材料，结果表明，在湿地下层曝气TN去除率最高，且人工湿地的脲酶活性与TN去除相关，湿地下层TN去除率最高，且脲酶含量(60.37 μg·g-1)最高[59]，这与黄娟等[60]的研究结论一致。汤显强等[52]研究表明，与无曝气相比，底部和中部曝气使NH3-N平均去除率分别提高24.4%和15.9%，TN平均去除率分别提高12.9%和8%，底部曝气的脱氮效果明显优于中部曝气。OUELLET-PLAMONDON等[61]在水平潜流人工湿地曝气，发现在人工湿地前端底部曝气可提高脱氮效果。陶敏等[62]在复合垂直流人工湿地曝气，发现下行流池底部曝气时脱氮效果较好。此外，曝气量(气水比)也是影响脱氮效果的重要因素。人工曝气对基质孔隙率衰减有明显抑制作用，随气水比增强，堵塞现状明显改善。但气水比并非越大越好，当气水比为9时，过高曝气强度会使基质下层积累过量DO，破坏还原态环境并显著抑制反硝化，影响除氮效率[63]。潘玮等[64]构建三级串联的潜流人工湿地来探究曝气位置和曝气量对人工模拟低污染水净化效果的影响，结果表明，优选曝气位置为底层，优选气水体积比为6∶1，此时NH3-N去除率由7.80%提升到23.79%，这与钟秋爽等[65]的研究结果一致。李想等[66]研究结果也表明，在湿地底层曝气，气水比6∶1为人工湿地的最佳运行条件，此时TN去除率最高(68%)。综上，当气水比为6∶1，曝气位置为湿地底部时，湿地各污染物去除率最优，其原因可能是在潜流人工湿地中，随基质淹水和基质对污染物吸附，水体中DO浓度下降，相同曝气量下，曝气位置越接近底部，气体与污水接触面积越大，接触时间越长，水中DO也越多，曝气效果越好[64]。

3 潮汐流与曝气人工湿地的脱氮效果比较

潮汐流和曝气人工湿地对低污染水中NH3-N、TN和COD的去除率的统计分析(图3)显示，潮汐流和曝气人工湿地对NH3-N、TN和COD的去除率存在显著差异(P<0.05)。曝气人工湿地对NH3-N和TN的平均去除率分别达86.57%和66.60%，较潮汐流人工湿地分别提高21.63%和22.23%。潮汐流人工湿地对COD的平均去除率达78.31%，较曝气人工湿地高10.53%。SUN等[67]研究表明，潮汐流人工湿地的运行虽增强了氧在湿地基质中的迁移，但大部分氧气被用于有机质分解，与传统湿地相比，潮汐流湿地有更高的有机质去除率，并没有发生明显的硝化。郭烨烨等[68]研究表明，曝气运行有效提高了湿地内部DO水平，曝气时ρ(DO)可达6～9 mg·L-1，停止曝气后，ρ(DO)速降至0.5 mg·L-1以下，在湿地内部营造了一种交替的好缺氧环境，分别促进硝化和反硝化,可实现NH3-N和TN同步高效去除。马剑敏等[69]研究了曝气对垂直流和水平潜流人工湿地的影响，发现曝气显著提高了TN、NH3-N和NO3--N去除率。FAN等[70]在间歇曝气时发现，潜流人工湿地可高效去除污染物，其NH3-N和TN去除率与未曝气时相比分别提高了71%和52%。综上，曝气人工湿地对NH3-N和TN的去除率优于潮汐流人工湿地，对COD去除率弱于潮汐流人工湿地。但从脱氮角度而言，曝气人工湿地可较好地处理低污染水。

4 潮汐流与曝气人工湿地在低污染水脱氮中存在的主要问题

4.1 潮汐流人工湿地在低污染水脱氮中存在的主要问题

4.1.1潮汐流人工湿地低温下脱氮效果差

人工湿地脱氮的主要途径是微生物的硝化-反硝化，潮汐流人工湿地较好的复氧能力和较高的氧利用率可更好地促进硝化，实现NH3-N最大程度被氧化为NO3--N。但潮汐流人工湿地除氮也会受温度影响，随着温度降低，湿地中植物生长、硝化和反硝化都受影响(温度低于5 ℃时反硝化变慢)[37]。陈静雅等[34]研究表明，潮汐流人工湿地的除氮效果表现出显著的季节性差异，夏季效果最好，冬季最差。HUANG等[71]研究表明，NH3-N和TN去除率与温度明显相关，且温度对湿地植物生长有一定影响。

4.1.2潮汐流人工湿地容易堵塞

潮汐流湿地床体内因自然抽吸作用会不断形成好厌氧的交替环境，有利于微生物生长。但有研究表明，潮汐流湿地复氧量过大会导致微生物膜过量繁殖而使运行后期系统逐渐堵塞，水力传导力逐渐变差[40]。难降解有机物和生物膜的积累、进水有机负荷及悬浮物都会影响湿地床体的基质孔隙，进而影响湿地的使用寿命。

4.2 曝气人工湿地在低污染水脱氮中存在的主要问题

4.2.1曝气人工湿地耗能高

曝气人工湿地虽创造了利于硝化的好氧环境，提高了总氮去除率。但曝气中需消耗大量能量，曝气机也需定期维护，同时，还要定期清洗曝气管路中沉积污垢和微生物等，一旦曝气机堵塞，不但降低充氧能力，还会造成能量浪费[14,40]。

4.2.2曝气人工湿地易产生有害物质

目前人工湿地关注的焦点是污染物去除率和处理成本，而不是废气排放。有研究表明，曝气中会产生有害气体，如硫化氢(H2S)、氨(NH3)和氧化亚氮(N2O)等，若直接扩散到大气中，会产生严重的环境污染风险[72]。近年来，污水处理中N2O的高排放问题引起了极大关注。N2O已被列为重要温室气体，其导致全球变暖潜力是CO2的298倍。此外，从曝气系统破裂气泡中产生的微生物气溶胶也不容忽视，其在空气中的顺风运动可能会加速空气中细菌、病毒和真菌物种的扩散，对人体健康构成风险[73]。

5 结论与展望

(1)与传统湿地比，潮汐流人工湿地对TN的去除率可平均提高10%以上。在淹没排空比范围为0.25～4和0.5～7时，对NH3-N和TN的最优去除率可达80%以上。间歇曝气是曝气人工湿地常用有效曝气方式，其最佳气水比为6∶1，最佳曝气位置通常是湿地底部，合理的曝气可将TN去除率提高到90%以上。

(2)以往对潮汐流人工湿地氮去除的研究大多是从氮迁移转化以及去除效果来考虑，但对不同地域处理不同性质和负荷的低污染水的探究较少。可通过建立可靠的脱氮动力学模型，健全运行参数数据库等，为潮汐流人工湿地长效运行及高效脱氮提供理论依据和数据支撑。合理曝气可使人工湿地在低温不利条件下保持较高污染物去除率，但随环境因素变化，人工湿地系统所需合理曝气量也会改变，如何在线监测并自动调控曝气量、快速优选曝气方式，以适应不同进水负荷与环境条件并保持出水稳定是今后的探究方向。