模擬人工濕地脫氮除磷效果及其影響因素研究

潘長森，王小嬌

(成都信息工程學院，四川成都 6102250)

湖泊富營養化是一種由于氮、磷等植物營養物質含量過多所引起的水質污染現象，控制排入湖泊的氮磷量是緩解湖泊富營養化的重要途徑。國家環?？偩秩A南環保所于1990年7月在深圳建造了白泥坑人工濕地工程，達到良好處理效果［1］。筆者采用建筑垃圾作為填料，選擇美人蕉作為濕地植物，以卡魯賽爾氧化溝為主體構建模擬潛流人工濕地，盡可能恒定進水水流，處理成都信息工程學院教學區化糞池初沉池出水，通過除磷脫氮效果評價建筑垃圾作為基質的人工濕地在實際應用中的可行性。人工濕地系統與其他處理工藝相比，其占地面積較大，易受氣溫影響［2］。靖元孝等的研究表明，在人工濕地系統中，植物對氮磷的去除起著重要作用，種植風車草后，氮磷去除率分別比不種植植物的系統提高了28%和19%［3］。徐麗花等發現，采用石灰石作為基質可有效去除磷，而采用沸石－石灰石復合基質可有效去除總磷和總氮［4］。李旭東等的研究結果表明，使用沸石為基質的人工濕地可以有效去除污水中的總氮［5］。根據Reddy研究發現，人工濕地中7%～87%的磷可能通過基質吸附或者沉淀反應降解［7］。胡小琴的研究認為，人工濕地系統除磷效率主要受基質選擇的影響，由于化糞池出水TP含量較高，可采用煤渣加高有機質含量的草炭和土壤，去除率可達77.6%～85.0%［8］。模擬人工濕地系統分別經過污水靜止浸泡、植物種植自適應［9］、植物迅速生長及植物生長減慢幾個階段。

1 試驗方法

模擬人工濕地反應器尺寸為155 cm×95 cm×40 cm，基質為以紅磚為主要成分的建筑垃圾。試驗裝置進水通過高位水箱供應，有效體積為0.09 m3，以保持試驗裝置進水水壓穩定并且具備一定故障延遲能力。試驗裝置示意圖如圖1所示，試驗期間進水水質變化范圍:COD 80～420 mg/L，總磷3.7～11.0 mg/L，氨氮37.7～119.3 mg/L。氨氮采用GB7479－87納氏試劑比色法測定，總磷使用過硫酸鉀－微波消解法測定［10］。

2 結果與分析

2.1 模擬人工濕地氨氮去除效果影響因素分析

2.1.1 溫度對氨氮去除率的影響。選擇所得試驗數據中光照強度變化較小的一天進行分析，可認為植物和微生物生長情況不變。溫度及氨氮去除率變化如圖2所示?？梢?，隨著溫度的升高，氨氮去除率出現明顯上升趨勢，上升幅度與溫度基本一致。采樣時間在 08:00、10:00、14:00、16:00、18:00、20:00的光照強度測定結果分別為109 500、112 400、112 900、103 100、51 500、135 Lux。使用 SPSS對該時段溫度(T)與氨氮去除率(Nrr)進行Bivariate相關性分析。結果表明，不考慮光照強度影響，T與Nrr在0.05水平(雙側)上有顯著相關性，Nrr=1.231 5T+52.147，R=0.993(圖 3)，擬合結果方差分析(ANOVA)顯著性水平為0.034＜0.05。

氨氮去除率與溫度呈現明顯正相關，這是由于該模擬人工濕地運行到后期，基質吸附作用基本趨于飽和，對脫氮效果影響較大的因素主要為微生物硝化作用及植物吸收。微生物硝化作用最適宜溫度為30℃，植物光合作用也在30℃左右具有較高的速率［11］。故溫度可在一定范圍內增強微生物的活動，同時能對光合作用起到一定程度的促進作用，從而對系統脫氮效果起到影響。

2.1.2 光照與氨氮去除率關系分析。分別選擇5月17、22、23、27及28日5 d數據進行分析，該階段溫度為(28.1±0.24)℃，進水pH為(7.93±0.008)。光照強度與氨氮去除率關系如圖4所示。氨氮去除率變化趨勢與光照強度有一定關系，對數據使用SPSS進行Bivariate相關性分析，結果表明，光照強度與氨氮去除率相關性不顯著。對光照強度(L)與氨氮去除率進行直線擬合，Nrr=0.000 5L+21.254，R=0.450(圖5)。雖然相關系數＞0.3，但是由于其擬合結果ANOVA分析顯著性水平為0.246，遠高于0.05，故可認為Nrr與L之間不存在線性關系。由于光合作用中需要消耗水中氨氮，同時通過根系輸氧在靠近根系的區域形成好氧區域，從而利于硝化細菌進行硝化作用。在一定光照強度范圍內，光照強度的增加對氨氮去除率有著促進作用。

2.1.3 pH對氨氮去除率的影響。分別選擇5月6、7、11、14、15、16及18日的數據進行分析，溫度為(24±0.89)℃，該階段pH和氨氮去除率變化如圖6所示?？梢?，氨氮去除率隨著pH的升高先升高再下降。硝化作用最適宜pH為7.5～8.2，該試驗最佳去除效果出現在7.7～8.0之間。

2.1.4 脫氮效果影響因素綜合分析。氨氮處理效果隨時間的變化如圖7所示?？梢?，隨著時間的推移，氨氮去除率變化出現明顯先下降，后上升，最后再下降的趨勢。人工濕地運行初期，由于植物生長緩慢，微生物附著相對較少，系統脫氮主要依靠基質過濾和吸附，隨著基質吸附飽和，基質間隙出現堵塞，過濾和吸附作用減弱，去除率出現下降。最后，隨著植物花期臨近，植物由營養生長轉變為生殖生長，葉面生長速度減慢，對氮的需求量減小，故氨氮脫除效果呈現下降趨勢。

對5月5～29日(去除天氣情況為雨的數據)氨氮進出水濃度、去除率及面積負荷去除率進行分析，結果見圖8。5月5～15日期間，植物生長迅速，氨氮去除率及面積負荷去除率出現明顯上升趨勢。5月15日之后，植物生長放緩，去除率增長趨勢減弱，出現穩定趨勢，而后期隨著進水濃度的增加，氨氮去除率出現下降趨勢，但是系統氨氮面積負荷去除率略有回升，并出現穩定趨勢。

對溫度、光照、進水pH及進水氨氮濃度與氨氮去除率進行Bivariate相關性分析，結果如表1所示。分析結果表明，進水pH與氨氮去除率及面積負荷去除率在0.01(雙側)水平存在顯著正相關性，二者符合線性關系。進水pH與氨氮去除率關系為η=48.4pH－315.73，R=0.710(圖9a)，ANOVA分析顯著性水平為0.003。進水pH與氨氮面積負荷去除率關系為ξ=2.83pH－19.85，R=0.722(圖9b)，ANOVA分析顯著性水平為0.002。同時，氨氮去除率與氨氮進水濃度在0.05(雙側)水平存在顯著負相關，二者線性擬合效果不佳。這是由于基質去除能力有限，在停留時間不加長的情況下，系統無法對較高濃度的含氮廢水達到較好的去除效果。

2.2 模擬人工濕地總磷去除效果影響因素分析

2.2.1 溫度對總磷去除率的影響。筆者選用5月22日08:00～16:00所得溫度與總磷去除率數據進行分析，總磷去除率隨溫度變化如圖10所示。對溫度與總磷去除率進行Bivariate相關性分析，結果表明，溫度與總磷去除率并未出現顯著相關性。溫度及總磷去除率散點圖如圖11所示。

可見，雖然總磷去除率隨溫度上升呈上升趨勢，但是在溫度的影響下，總磷去除率變化范圍較小，說明溫度的影響對總磷去除率的變化來說并非主要原因，而總磷去除中占主導地位的是基質過濾吸附，該過程中溫度影響較小。

2.2.2 光照對總磷去除率的影響。分別選擇5月17、22、23、27及28日5 d數據對光照和總磷去除率的關系進行分析，光照強度與總磷去除率關系如圖12所示。對光照強度及總磷去除率進行Bivariate相關性分析，結果表明，光照強度與總磷去除率并未出現顯著相關性。由圖13可知，隨著光照強度的增強，總磷去除率出現上升趨勢。這是由于植物光合作用速率在一定范圍內和光照呈現正比關系，光合作用越強，植物根系輸氧能力越強，在根系附近形成好氧微區域，有利于微生物在好氧條件下進行超量吸磷，而遠離根系的基質為微生物提供厭氧環境，有利于微生物將聚磷酸鹽分解為正磷酸鹽。

2.2.3 pH對總磷去除率的影響。選擇5 月6、7、11、14、15、16及18日的數據對pH與總磷去除率的關系進行分析，pH與總磷去除率變化如圖14所示。對pH及總磷去除率進行Bivariate相關性分析，結果表明，pH變化與總磷去除率并未有顯著相關性?？赡苁巧锩摿椎倪m宜pH大致是6.0～8.0，而該試驗進水pH幾乎都在適宜范圍內，而美人蕉生命力較強，對水質pH變化不敏感，故pH對該模擬人工濕地系

統除磷效果影響不明顯。

2.2.4 除磷效果影響因素綜合分析。該模擬人工濕地運行期間總磷去除率變化如圖15所示?？偭兹コ士傮w出現先下降后上升，最后再下降的趨勢，其變化趨勢大體和氨氮相似。開始時隨著基質吸附飽和及基質間隙堵塞，總磷去除率呈現下降趨勢。隨后隨著污水浸泡時間加長，微生物大量附著，形成穩定的生物膜，同時植物出現明顯生長，微生物和植物一方面去除水中污染物，同時也分解基質間污染物，緩解基質吸附飽和，減輕基質堵塞，總磷去除率出現上升，并且隨著植物快速生長達到最高。其后花期臨近，去除率出現明顯下降趨勢，但是花期到來后，由于開花等生殖生長過程需要大量磷元素，總磷去除率再次出現上升現象。

對5月5～29日(不含降雨)總磷去除率進行分析，總磷進出水濃度、總磷去除率及面積負荷去除率隨時間變化趨勢如圖16所示?？偭兹コ试?月24日前后雖出現明顯下降趨勢，但是總磷面積負荷去除率下降幅度較小，總體趨于平穩。去除率下降是由于進水總磷濃度升高，超過該模擬人工濕地去除能力，但是后期處理效果總體趨于平穩。

表2 總磷去除率與各影響因素相關性分析結果

對溫度、光照強度、pH及進水總磷濃度和總磷去除率進行Bivariate相關性分析，其結果如表2所示。分析結果表明，溫度與總磷面積負荷去除率、進水總磷濃度與總磷面積負荷去除率在0.01(雙側)水平有顯著相關性，pH與總磷去除率、光照強度與總磷面積負荷去除率在0.05(雙側)水平有顯著相關性。

溫度與總磷面積負荷去除率存在明顯線性關系:ξ=0.024 5T－0.459，其相關系數R為0.794(圖17)，ANOVA分析顯著性水平為0.000 5。由圖17可知，較高的溫度對總磷面積負荷去除率有積極影響，在29℃時出現最高面積負荷去除率，這主要是由于溫度在一定范圍內升高將促進微生物活動和光合作用。Panswad等的研究表明，聚磷菌生長的最佳溫度為25～30℃［12］。進水濃度與總磷面積負荷去除率之間不存在明顯線性關系，也沒有看出明顯規律，可能是因為系統除磷受各種外界因素綜合影響較大，其散點圖如圖18所示。pH與總磷去除率存在明顯線性關系:η=23.6pH－109.46，其相關系數R為0.574(圖19)，ANOVA分析顯著性水平為0.025。說明該模擬人工濕地系統對pH相對較高的污水具有更好的除磷效果。Pijuan等對EBPR除磷的研究結果也表明，7.5～8.0之間為最佳pH范圍［13］。光照強度和總磷面積負荷去除率存在明顯線性關系:ξ=1.62×10－6L+0.101，相關系數R為0.625(圖20)，ANOVA分析顯著性水平為0.011?？梢?，光照強度在一定范圍內有助于提高總磷面積負荷率?？赡苁且驗殡S著光照強度的加強，植物光合作用增強，植物對可溶性磷酸鹽的吸收量增加，同時根系輸氧作用增強，促進微生物好氧聚磷，提高單位面積除磷能力。

3 結論

(1)模擬人工濕地系統氨氮平均去除率為58.93%，平均出水濃度為41.31 mg/L;總磷平均去除率為73.09%，平均出水濃度2.21 mg/L。

(2)在一定范圍內溫度升高對系統脫氮效果產生有利影響。光照強度和氨氮去除率正相關，光照強度增強有助于系統脫氮。系統對偏堿性污水具有較好的氨氮去除效果，最佳pH為7.7～8.0之間。同時發現系統脫氮效果易受外界因素影響。溫度與總磷面積負荷去除率、進水pH與總磷去除率以及光照強度與總磷面積負荷去除率均存在顯著線性關系。溫度升高可在一定范圍內線性增強單位面積模擬人工濕地除磷能力，提高其面積負荷去除率;該模擬人工濕地系統對pH偏高的污水具有較好除磷效果;植物對除磷有不可忽視的作用。

(3)以建筑垃圾為基質的人工濕地雖然能達到較為穩定的脫氮除磷效果，而且不易出現堵塞現象，但是其出水氨氮、總磷含量較高，無法作為污水二級處理替代工藝。故在實際應用中，應該考慮建筑垃圾與沸石、鋼渣等吸附效果良好的基質材料進行合理配搭。

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