中图分类号: X52 文献标识码: A do :i 10. 3969 / .jissn. 1000-1379. 2011. 04. 026
潜流人工湿地(Constructed Wetland，CW )是为处理污水而人为构造、工程化的湿地系统，由填料、植物和微生物组成，污水在湿地地面下流动，利用系统中物化和生化作用净化污水,目前在地下水涵养、河道修复、生态水利等方面均有应用[1- 3]。
与传统水处理方法相比，潜流人工湿地具有结构简单、费用低廉等特点，对控制农田地下径流等面源氮污染、保护地下水体方面有着特殊意义。但是，由于人工湿地系统复杂，其内部机制不明确，因此各人工湿地除氮效率迥异，脱氮效率从20%至90%不等[4- 5]，严重限制了其应用和发挥作用。
关于人工湿地的除氮机制，普遍认为微生物硝化反硝化除氮作用占有核心地位[6]，这一机制可以完成氮污染物的降解、矿化、促进植物吸收污染物等关键过程，因此提高人工湿地系统的生化作用是改善湿地除氮效果的关键。优化除污染过程需要对CW 系统微生物作用进行更深入的研究，以获取优化设计的科学基础[7]。微生物活性和传质是微生物作用的基础，其控制因素主要是湿地系统的生境条件和地下水流态。目前，关于CW 系统中微生物的相关信息较少，对微生物的分布和量化调查不足[8]，只有少数报道涉及潜流人工湿地的微生物过程[9- 11]。为此，笔者详细考察了湿地系统中的生境因素分布,并以此为基础，分析了人工湿地的除氮过程。
1 试验材料与方法
1. 1 试验装置
潜流型人工湿地的流态按照一级推流动力学设计，试验模型设计尺寸为4. 0 m×1. 5 m×1. 2 m，水力停留时间为4 d，进水量为0. 8 m3 /d，水力负荷为0. 13 m /d，填料厚度为1 m，采用级配填料，细沙粒径为1~ 3 mm，砾石粒径为20~ 30 mm，填料孔隙度为40%。试验湿地模型结构见图1(a)。种植植物为香蒲，种植密度为25~ 30株/m2。为了防止污染地下水和当地土壤，底部和侧面采用混凝土防渗。
1. 2 试验运行方式
间歇进水，出水采用液位控制，水位控制在地面下15 cm。进水采用布水管布水，为增强处理效果，布水干管为湿地长的1/2。人工湿地底部铺设集水管。
图1 试验人工湿地示意
1. 3 试验用水
试验原水为学生宿舍楼生活污水，取自化粪池，经预曝气、沉淀后进入湿地。水质情况见表1。
表1 试验用水水质
1. 4 取样和分析
采集进出水和湿地深度分别为30、60、90 cm 处水样，取样点位置见图1(b)。试验时间为2008年5? 6月，取样频率为2次/周。NH4+- N、NO3-N、TN、COD 均采用国家标准方法测定[12]，现场测定pH 值和DO。
1. 5 数据分析
各态氮及pH 值、DO、COD 在湿地系统中的分布图采用Surfer 8分析试验数据获得。
2 结果与分析
2. 1 除氮效果分析
污水中存在多种形态的氮污染物，各态氮的去除情况相互关联，可以在一定程度上反映除氮的过程。考察进出水中各态氮的浓度分布，结果见图2。进水中氮多以有机氮和氨氮形式存在，经湿地系统处理后，出水中的氨氮比例减小，硝氮比例增大，意味着湿地处理过程中发生了一定的硝化反应; 另外有机氮含量减小，但仍占一定比例，表明若提高除氮效能，有机氮矿化仍需加强; TN去除效果并不理想，平均去除率仅为30%，表明系统的反硝化作用有限，限制了系统的脱氮效率。
图2 进出水氮形态分布
在被去除10% ~ 50%的氮素中，可能涉及了各种氮素去除方式，包括植物吸收、基质吸附、硝化反硝化、氨挥发等作用。出水中氮素NO3 - N比例增加，有机氮去除程度较低，意味着在试验条件下，脱氮的主要方式可能为微生物的硝化反硝化作用。
2. 2 各态氮浓度空间分布
湿地系统中各态氮的空间分布见图3。从图3 可以看出,TN在湿地系统的中部和上部沿水流方向呈明显的减小趋势,但在底部浓度较高，分析认为这是运行过程中排水水位较高,底部吸附、富集和累积TN 造成的。湿地系统中上部硝态氮浓度较高，且沿水流方向呈增大趋势，分析认为是氨氮硝化造成的，与氨氮在相应部位的下降趋势相符合。硝氮垂向浓度均呈下降趋势，分析认为是底部反硝化能力较强造成的。试验期间，氨氮在湿地系统中随水流方向和垂向呈衰减趋势，同时，从各部位的氨氮去除来看，中部氨氮去除效果较好，湿地下半部分对NH4+-N去除贡献有限，因此在设计中可适当减小反应池深度、降低基建成本，并且在设置出水水位时可考虑设定在较高的位置。
图3 各态氮在湿地系统的分布
2. 3 关键除氮生境因素分析
影响除氮微生物活性的生境因素众多，包括温度、DO、pH值、COD等，其中与微生物硝化作用密切相关的因素有DO、pH值和COD。进水TN与出水DO有较强的负相关关系，进水氨氮浓度与出水DO 呈明显负相关关系，综合分析这两种趋势认为，TN中的有机氮发生还原氨化，而氨氮则被有氧硝化。与预期一致，进水DO浓度与出水NO3-N 呈较为显著的正相关关系。pH 值是另一个影响湿地系统的重要因素，它影响着系统中的各种物理化学反应以及植物生长、微生物活性等，反硝化菌一般适宜pH 值为6. 5~ 7. 5的环境，硝化菌适宜pH 值为7. 2或者更高，从相关系数来看，进水pH 值与出水COD和TN呈负相关关系，这与COD降解过程产酸性物质和氮转换过程耗碱度有关。
2. 4 生境因素空间分布
生境因素在湿地系统的分布见图4。
COD在湿地上部沿水流方向减小趋势明显，表明上部环境因素适合耗氧微生物生长，而在中部和下部COD沿水流方向减小趋势较弱，因此在人工湿地设计中可根据进水水质的主要污染指标选取合适的排水高度。COD沿垂向呈下降趋势，可能是中间填料对有机物的吸附截留造成的。
沿水流方向，DO呈现出中间高、两端低的状况; 沿湿地高度增加方向，DO水平明显提高。横向比较看，后下部位DO水平较高，其原因可能是有机物降解主要发生在DO 和微生物活性较高的前端和上半部分，NH4+-N 硝化、对有机物的降解大多在这一段进行，从而消耗了水中的DO。中间DO 水平略有升高，同时植物光合作用促使根系泌氧也是DO 水平提高的原因之一。在后段有机物含量下降，促进了硝化反应，使得DO进一步下降。DO水平整体上来看在中间部位较高。按照这一推论，在微生物作用下，DO和pH 值变化趋势应与COD一致,这与实测结果相符。
图4 生境因素在湿地系统的分布
2. 5 人工湿地优化技术分析
2. 5. 1碳源影响分析
大多数反硝化细菌是异氧型兼性厌氧细菌，能够利用各种各样的有机基质作为反硝化过程中的电子供体，包括碳水化合物、有机酸类、醇类和其他含碳化合物，反应式为
NOx- + 2(x - 1)H (有机物作为电子供体→0. 5N2 +(x- 1)H2O+ OH-
研究表明，每反硝化1 g NO3-N，需要消耗相当于2. 86 gBOD的有机物[13]，一般BOD/TN > 5即认为碳源充足。在本试验中，BOD 为70 ~ 130 m g /L，TN 为60 ~ 210 mg/L，很明显BOD /TN< 5，因此碳源不足是限制本试验系统反硝化乃至除氮的关键因素之一。
湿地结构中的COD、TN和NH4+- N变化趋势相同，造成的湿地系统中碳源、DO的分布并不与硝化反硝化作用活跃的区域同步。由试验结果可以看出，TN 沿程变化与COD、NH4+- N沿程变化趋势一致，TN 在湿地前端去除较快，中、后部则缓。湿地前端(即硝化区) 碳源供应充足，但此时多发生硝化反应,而在后端(即反硝化区)，因COD在前端已经被降解，故无法满足反硝化要求。这种碳源和反硝化进程不同步现象，是目前人工湿地除氮存在的问题之一。
一般来讲，人工湿地有机物的去除效果较好，反硝化过程中会造成碳源不足，目前常规的解决方法是向原水中添加有机碳源以保证反硝化作用的进行，但这种方式会增加运行费用。因此笔者建议，可以考虑根据碳源需求规律合理设置布水方式，如将硝化后的废水与原水进水充分混合，使其获得碳源再进入系统进行反硝化反应，之后再根据水质情况采用循环的方式进一步净化，具体分布方式可根据反硝化反应的方程式进行计算设计，需要进一步试验优化。
2. 5. 2 pH 影响分析
pH 值是系统脱氮效果的关键。只有在适宜的pH 值条件下，硝化菌和反硝化菌才能活跃于系统，充分起到硝化和反硝化作用。反硝化过程的最佳pH 值一般为7. 0，pH 值小于或大于7. 0，反硝化速率都会随之降低，硝化细菌只有在微酸性或中性环境下才活跃。硝化过程会产生酸，硝化阶段最佳pH 值为8. 0~ 8. 4。本试验系统的pH 值低于最佳pH 值，对硝化反应除氮效果有一定影响。
建议在人工湿地的设计或生产实践中选取合适的土壤作基质。据调查，施肥良好的土壤pH 值一般为8. 6~ 9. 2，森林土壤的pH 值一般为7. 4~ 7. 8，瘠薄未开垦土壤的pH 值一般为7. 0~ 7. 2。硝化作用主要发生在6. 7~ 10 cm 表土中，可以在这一表层选择pH 值适合硝化菌生长的土壤。另外，也有研究表明，石灰石对湿地进水pH 值调节作用比较明显，pH 值为6. 2~ 6. 6的原水，经过两级以石灰石为填料的湿地后，pH 值将升高为7. 5~ 8. 1。除了使用对pH 值缓冲性能强的填料之外,还可以选用碱性基质，如粉煤灰或矿渣等，但这类碱度基质不适合植物生长，建议只考虑作为人工湿地沙子基质或土壤基质的中间吸附层，用以缓冲湿地的pH 值。在设计单级湿地系统时，接近植物根系的基质不宜选用石灰石或碱性材料，但在进水端可设置碱性材料适度增大进水的pH 值，改善脱氮环境条件。
2. 5. 3 DO分布分析
硝化和反硝化作用对湿地DO 的要求各不相同。硝化反应一般应维持混合液DO浓度为1. 5~ 2. 0 m g /L，反硝化一般要求DO < 0. 5 m g /L。本试验系统DO分布基本满足硝化反应的要求，但下半部分微生物量和活性不足。另外，湿地系统DO含量均不利于反硝化反应，这是限制系统脱氮的一个重要因素。以脱氮为目的人工湿地，宜设计成耗氧厌氧相间的形式,鉴于湿地系统内部DO 的来源包括进水携带、植物根系输氧和表面大气复氧，可考虑采用植物秘疏分布、敞开与封闭、水的间歇与连续流动方式交替和进水预曝气等技术手段达到耗氧厌氧相间的目的。具体设计值可参考前人研究成果，如Tanner等[13] 测得湿地表面大气扩散复氧能力低于0. 11 g /(m2·d),大气自由扩散的输氧能力不超过1 g / (m2·d)，水生植物的输氧能力一般为0 ~ 12 g / (m2·d)。对于多级串联湿地处理系统，可考虑设置变化的深度以创造合适的硝化反硝化环境，用于硝化的湿地床水深要相对较小，以利于大气复氧; 而在随后的反硝化湿地床水深可相对大些，长宽比也应适当加大，以保证DO 浓度小于0. 5 mg /L。
3 结语
湿地系统的中部和上部对氮的去除效果明显，但下半部对NH4+-N去除贡献有限。相关分析表明，影响除氮的关键因素是DO、进水COD和pH 值。沿水流方向，COD 浓度逐渐下降,DO呈现出中间高、两端低的状况; 垂向上，COD和DO 下降; pH值在整个湿地系统中变化不大。
湿地系统中，水流速度极不均匀，存在滞留和短流现象，表明水力停留时间分布不均，存在实际水力停留时间远小于设计水力停留时间的现象。系统内部混合强度相对较低，不利于传质。碳源、DO的分布与硝化反硝化作用活跃的区域错位，且pH 值低于微生物硝化最佳pH 要求，限制了系统脱氮作用的发挥。
建议在进水端设置碱性材料; 采用植物秘疏分布、床体深浅控制、水的间歇与连续流动方式交替优化分布DO，硝化后废水与原水混合再反硝化以分配碳源，设计柔性结构边界改变湿地内部水流模式，优化水流态。
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作者简介: 修海峰(1982— )，男，黑龙江哈尔滨人，博士，主要从事水资源与水污染控制技术研究工作。
