太陽能曝氣人工垂直潛流濕地去除生活污水氮磷的試驗研究

湯顯強，吳 敏

(1.長江科學院a.流域水環(huán)境研究所;b.流域水資源與生態(tài)環(huán)境科學湖北省重點實驗室，武漢 430010;2.江西省土壤侵蝕與防治重點實驗室，南昌 330029)

1 研究背景

人工垂直潛流濕地占地面積小，污染物與填料接觸效果好，有機污染物如BOD和COD的去除率通常達到80%以上［1］，但無機氮、磷去除率相對較低。統(tǒng)計表明，受溶解氧可利用率限制，絕大多數(shù)垂直潛流濕地去除氨氮和可溶性反應磷通常低于50%［2－3］。濕地填料溶解氧含量較低是導致氨氮去除性能不佳的主要原因［4］。濕地除磷也受溶解氧影響，當填料內(nèi)部溶解氧濃度下降，由好氧轉(zhuǎn)為厭氧狀態(tài)時，F(xiàn)e3+被還原為Fe2+，其結合的磷以PO43+的形式釋放，提高濕地磷出水濃度［5］。此外，提高溶解氧利用率還可促進人工濕地生物除磷［6］，采取“潮汐流”等增加濕地填料復氧能力的操作后，濕地磷去除效率可提高10%～12%［7］。

濕地植物根系具有一定的泌氧能力，釋放的部分溶解氧能提高填料內(nèi)部溶解氧含量［4］。研究表明，濕地植物根系釋放的溶解氧量遠低于有機污染物降解、氨氮硝化等過程的耗氧量［4］，采取合理措施提高人工濕地填料溶解氧含量極為必要。曝氣常用于增加河道、湖泊等天然水體的溶解氧濃度和去除異味［5］。曝氣需要消耗電力、增加成本，但我國農(nóng)村地區(qū)地勢開闊、太陽能資源豐富且便于利用，將成熟的太陽能技術耦合入人工濕地凈化系統(tǒng)，利用太陽能發(fā)電曝氣，改善人工濕地溶解氧供給率低等不足是便利可行的。此外，農(nóng)村地區(qū)基礎設施建設落實后，生活污水等分散排放，難以集中收集處理。因地制宜發(fā)展太陽能曝氣人工垂直潛流濕地，既能解決分散生活污水處理問題，又能改善氮磷等營養(yǎng)物質(zhì)去除，并節(jié)約電力成本。

為了將太陽能曝氣人工垂直潛流濕地應用于實踐，本文采用蘆葦和礫石構建人工垂直潛流濕地，利用太陽能對濕地填料進行間歇曝氣，研究其對生活污水中氮磷的凈化性能。

2 材料及方法

2.1 試驗材料及裝置

室外構建太陽能曝氣人工垂直潛流濕地系統(tǒng)(圖 1)，具體尺寸為長2.0 m、寬1.0 m和高0.7 m。自下而上分層依次填充20 cm粒徑為10～20 mm粗粒石(孔隙率0.42)、30 cm粒徑為7～10 mm的細礫石(孔隙率0.48)和10 cm土壤為濕地填料。試驗裝置共兩套:曝氣和無曝氣。二者之間的差別在于曝氣濕地安裝有太陽能板、空壓機和曝氣頭等。

圖1 太陽能曝氣人工垂直潛流濕地試驗系統(tǒng)Fig.1 Experiment system of solar aerated vertical subsurface flow constructed wetland

在太陽能曝氣人工垂直濕地填料內(nèi)部(距上表面30 cm)的同一水平面上均勻設置8個曝氣頭。采用小型空氣壓縮機(ACQ-007型，最大供氣量100 L/min)從早上8點到下午6點每日供氣10 h，其余時間不曝氣，工作期間氣水比設定為10∶1?？諌簷C采用太陽能系統(tǒng)供電，具體由40 W的太陽能光板1塊、30AH的蓄電池1塊、12V/3A的控制器1臺、AC220/20W的逆變器1臺等組成。

2.2 試驗方法

試驗在長江科學院的院內(nèi)進行，采用辦公室化糞池上清液(主要為生活污水及部分雨水)為濕地進水。設計水力負荷400 mm/d，理論水力停留時間約20 h。2014年5月，選擇平均株高約40 cm、株型大小相似及生物量相當?shù)奶J葦栽種于填料中，密度為8株/m2。栽種2周后成活，分蘗出新芽，試驗隨即正常運行。2014年6月開始正式試驗，平均進水水質(zhì)情況見表1，每周采集進水和出水的水樣一次，測定SRP，TP，NH4-N，NO3-N和TN濃度。為檢驗曝氣對濕地填料溶解氧含量的影響，每月檢測曝氣和無曝氣濕地系統(tǒng)出水溶解氧濃度1次。隨著試驗進行，當氣溫下降到0℃后，停止試驗，以防裝置管路上凍。

2.3 分析方法

參照《水與廢水監(jiān)測分析方法》(第四版)，水樣通過0.45μm濾膜后，濾液中的SRP用鉬銻抗比色法測定;總磷采用過硫酸鉀消解鉬銻抗比色法。氨氮、硝酸鹽氮分別采用納氏試劑分光光度法和酚二黃酸分光光度法;總氮采用堿性過硫酸鉀消解，紫外分光光度法。DO和pH分別采用美國YSI溶解氧測定儀和HANNA便攜式pH計測定。

3 結果與討論

3.1 氮去除

3.1.1 NH4-N 去除

從圖2可看出，受生活污水成分變化影響，NH4-N進水濃度隨時間變化起伏較大。但無論進水濃度如何變化，試驗期間曝氣濕地系統(tǒng)的NH4-N出水濃度持續(xù)顯著低于無曝氣對照，太陽能曝氣改善了人工垂直潛流濕地的NH4-N去除性能。此外，曝氣濕地的NH4-N出水濃度持續(xù)處于低濃度水平，受進水濃度波動影響較小，其平均去除率達到92.1%，與無曝氣相比，太陽能曝氣使NH4-N平均去除率分別提高約24.8%。

圖2 NH 4-N去除Fig.2 Removal of NH 4-N

表1 試驗期間主要進水水質(zhì)狀況Table 1 Influent water quality during experimental running period

引入太陽能曝氣后，濕地溶解氧含量增加明顯，曝氣濕地出水DO濃度顯著高于無曝氣濕地(p＜0.05)，出水 DO 濃度增加 了2.36～ 4.69 mg/L(表2)。濕地植物根系泌氧量有限，太陽能曝氣的應用，極大提高了濕地填料內(nèi)溶解氧供給水平，在好氧條件下，氨氧化細菌、硝化細菌等的濕地微生物生長繁殖和活性增強［4］，氨氮的硝化去除性能得到改善。研究表明，對蘆葦床礫石濕地來說，進水pH小于8.5時，揮發(fā)、植物吸收、填料吸附等過程對濕地氨氮去除的貢獻較?。?］。氨氧化細菌在有氧條件下快速將氨氮轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮的硝化過程，才是曝氣濕地氨氮去除的主要機制［3］。如圖2和表2所示，引入太陽能曝氣后，濕地填料內(nèi)部的溶解氧濃度顯著增加，極大強化了氨氮硝化過程，導致濕地系統(tǒng)穩(wěn)定高效地去除NH4-N。

從圖2還可看出，隨著進水濃度和氣溫下降，初始相當分散的曝氣和無曝氣濕地NH4-N去除曲線逐漸趨于重合。當進水NH4-N濃度較低時，硝化去除NH4-N的需氧量較小，濕地植物根系自身的泌氧量幾乎可以滿足其硝化耗氧需求［5］，引入曝氣增加的溶解氧不能有效用于氨氮去除，因此太陽能曝氣對改善低濃度NH4-N去除意義不大。氣溫也能影響曝氣濕地NH4-N效果，當氣溫低于10℃后，濕地填料微生物活性明顯減弱甚至休眠，受溫度調(diào)節(jié)的氨氮硝化過程速度變緩，微生物不能及時有效利用曝氣增加的溶解氧進行硝化除氮［4］。

3.1.2 NO3-N 去除

NO3-N去除與NH4-N不同，試驗初期，曝氣濕地系統(tǒng)的NO3－N出水濃度高于進水濃度。較高的NO3-N主要有2個來源:進水和NH4-N硝化。引入太陽能曝氣后，濕地溶解氧含量增加(表2)，NH4-N在好氧條件下硝化，新生成的NO3-N逐漸累積，進而提高濕地出水NO3-N濃度(圖3)。

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

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

試驗期間，無曝氣濕地NO3-N去除相對穩(wěn)定，平均去除率為65.72%。無曝氣條件下，濕地植物利用根系泌氧硝化進水中的氨氮，并在根際微區(qū)環(huán)境內(nèi)創(chuàng)造好氧、缺氧和厭氧區(qū)域，適應NO3-N反硝化去除［4］。引入太陽能曝氣后，NO3-N平均去除率下降12.21%。研究表明，NO3-N去除主要通過反硝化實現(xiàn)［5］，曝氣提高了濕地溶解氧水平，阻礙適宜在厭氧條件下進行的NO3-N反硝化去除和微生物吸收進程［5］，削弱了NO3-N去除。總體來看，太陽能曝氣不利于NO3-N去除。

3.1.3 TN 去除

NH4-N和NO3-N是進水TN的主要組成部分(表1)，TN去除體現(xiàn)NH4-N和NO3-N的綜合去除性能。在試驗初期(6—7月)，引入太陽能曝氣后，較高的濕地填料溶解氧濃度促進了NH4-N生物吸收和硝化。期間因進水氨氮濃度較高(圖2)，硝化生成的NO3-N難以快速和有效反硝化去除，逐漸累積的NO3-N(圖3)是造成曝氣濕地 TN出水濃度高于無曝氣濕地的重要原因(圖4)。

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

研究表明，濕地填料微生物掛膜一般需要在2—3月［9］，進入8月后，濕地填料微生物作用穩(wěn)定，TN出水濃度也趨于均勻分布;整個試驗期間，曝氣濕地的TN平均去除率為76.5%。統(tǒng)計發(fā)現(xiàn)，曝氣濕地TN平均出水濃度顯著低于無曝氣濕地(p＜0.05)，太陽能曝氣改善了人工垂直潛流濕地TN去除性能;與無曝氣濕地相比，太陽能曝氣使TN平均去除率提高了9.4%?，F(xiàn)有研究表明，對有植物濕地系統(tǒng)來說，微生物硝化－反硝化、水生植物和濕地微生物吸收是TN去除的主要途徑［8］。從圖2和圖3可看出，太陽能曝氣分別優(yōu)化和阻礙和硝化和反硝化，整體來看，不利于TN的硝化－反硝化順利進行，植物根系及根際微生物吸收(微生物對NH4-N的吸收［10］)可能是曝氣濕地優(yōu)化TN去除的重要途徑，這是因為，曝氣改善了TN在濕地填料和植物根際間的傳質(zhì)效率，創(chuàng)造出更好的根系吸收和微生物同化利用條件［5］。

3.2 磷去除

從表1可看出，SRP是TP的主要組成部分，SRP和TP去除性能曲線趨勢一致(圖5和圖6)。一般來說，濕地填料微生物掛膜需要在2—3月，掛膜期間(6—7月)，曝氣強化了填料內(nèi)部水流的紊動程度，填料與磷接觸效果被改善，利于吸附除磷。與此同時，填料表面的生物膜尚不成熟，聚磷菌生物除磷效應不明顯［10］，吸附在填料表面的磷又容易在曝氣條件下脫附，磷吸附與解吸處于動態(tài)調(diào)節(jié)過程。總體來看，與無曝氣濕地相比，太陽能曝氣改善濕地磷去除的作用不顯著。

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

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

隨著微生物掛膜完成，填料吸附和微生物吸收除磷過程相對穩(wěn)定，太陽能曝氣濕地SRP和TP出水濃度顯著低于無曝氣濕地。整個試驗期間，太陽能曝氣濕地的SRP和TP平均去除率分別為76.2%和67.3%。與無曝氣濕地相比，太陽能曝氣濕地可使SRP和TP的平均去除效率分別提高15.7%和11.5%。研究結果表明，填料吸附和滯留是潛流濕地磷去除的主要途徑［9］。

引入曝氣后，強化了濕地填料與磷的接觸效果，磷吸附去除性能得到改善。另外，曝氣后，濕地微生物數(shù)量和活性增加［3］，濕地填料如礫石中Al和Fe等金屬元素受微生物活動影響逐漸釋放，并形成Al-P和Fe-P等［11］，改善濕地微生物除磷和化學除磷性能。最后，曝氣能增強了磷在潛流濕地系統(tǒng)內(nèi)的傳質(zhì)效率，促進了植物根系的吸收和組織轉(zhuǎn)運［10］，改善植物除磷作用。綜上，通過吸附、微生物和植物吸收等磷去除過程的強化，太陽能曝氣有效改善了潛流濕地的磷去除。

3.3 經(jīng)濟性分析

濕地建設費用(含礫石、土壤、植物、泵、管路、空壓機和太陽能供電系統(tǒng)等)見表3。從表3可看出，太陽能曝氣濕地建設費用是無曝氣濕地的2.49倍，引入太陽能供電及曝氣顯著增加了濕地建設成本。濕地系統(tǒng)運行費用主要為電費和少量人工費，無曝氣人工垂直潛流濕地的污水處理費(含基建成本，下同)大約0.48元/m3［3］。采用太陽能供電和曝氣后，系統(tǒng)運行過程中無需額外電力供給。本文濕地試驗系統(tǒng)日處理污水0.8元/m3，以濕地運行20 a，年運行300 d計算，太陽能曝氣人工濕地的污水處理費用為0.51元/m3。與無曝氣相比，太陽能曝氣濕地的處理費用增加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%，具有較好的技術經(jīng)濟優(yōu)勢。此外，我國城市污水處理費用一般約1.0元/m3［12］，無論曝氣與否，濕地處理費用約占其50%。當濕地系統(tǒng)進入工程應用后，隨著規(guī)模增加，能夠進一步降低單位面積建設費用和太陽能供電及曝氣裝置成本，提高系統(tǒng)的經(jīng)濟競爭優(yōu)勢。

表3 濕地試驗系統(tǒng)的建設費用Table 3 Construction cost for the experimental wetlands 元

4 結論

將太陽能曝氣引入人工垂直潛流濕地，增加溶解氧供給，探討其生活污水氮磷去除的技術經(jīng)濟性能。試驗結果發(fā)現(xiàn)，在400 mm/d的水力負荷下，太陽能曝氣優(yōu)化了吸附、微生物吸收和植物組織提取等脫氮除磷過程，能有效提高濕地去除NH4-N，TN，SRP和TP的性能;但曝氣創(chuàng)造的有氧環(huán)境不利于NO3-N反硝化去除。此外，低溫條件下，微生物活性下降，單純的引入曝氣不能有效促進氮磷去除。

與無曝氣濕地比，太陽能曝氣濕地的處理費用增加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，在凈化生活污水方面具有較好的技術經(jīng)濟優(yōu)勢。隨著該太陽能濕地進入工程應用，可通過規(guī)模效應進一步降低基建和裝置設備成本，提高其經(jīng)濟競爭優(yōu)勢。

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