人工濕地用于污水深度處理的反應動力學

付國楷，王 敏，張 智，周 琪

（1.重慶大學 三峽庫區生態環境教育部重點實驗室，重慶400045；2.同濟大學 污染控制與資源化研究國家重點實驗室，上海200092）

城鎮污水處理廠大多采用二級生物處理工藝削減污染物，由于工藝本身的局限性，出水污染物濃度很難再進一步降低，若將二級出水排至自凈能力有限或已受到污染的水體，仍會造成水環境污染［1］。在水資源問題日益嚴峻的形勢下，污水處理系統應考慮有機物和氮、磷營養鹽的聯合去除，因此，應大力開發高效低耗的深度處理工藝以適應更高的水質標準，同時考慮污水再生利用。常見的深度處理工藝有微濾、超濾、臭氧氧化＋生物過濾、濕地和土壤滲濾等，前3種工藝的運行成本較高，且需要專業的操作管理人員，使其在發展中國家的推廣受到限制［2－4］。人工濕地通過生物降解、吸附、過濾、沉淀和植物吸收作用凈化污水，可適應低濃度污染物去除的要求，具有投資省、維護管理簡便等特點，從而得到廣泛應用［5－6］。

現階段人工濕地設計主要基于經驗，沒有統一標準和規范，缺乏有力的工藝參數指引，用于優化濕地系統脫氮除磷的設計參數和與之相關的研究很少。運用數學模型模擬濕地處理系統是定量化研究的重要方法，較常見的有一級動力學模型、Monod模型及黑箱模型。其中，一級動力學模型因其簡便應用最為廣泛，Monod模型在模擬生物反應過程方面具有一定優勢，但其相關模型參數難以準確測定，黑箱模型則過于粗糙。總的來說，目前還沒有一種模型能夠很好的描述濕地系統內部復雜的反應機理及其相互關系［7－8］。一級動力學模型可以較好的描述人工 濕 地 中 COD、TN 和 TP的 分 解 過 程［9－10］；Trang等采用一階反應動力學模型評價熱帶地區人工濕地的處理能力，當水力負荷為62mm／d時，COD、SS和TP的去除速率常數分別達到30、51、84m／a［12］。Ouyang等利用一階反應模型研究垂直流人工濕地中脫氮動力學，出水TN模擬值與實測值線性相關（R2＝0.692 9），出水氮濃度占進水氮濃度的54%，吸附、沉淀脫氮量占22%，反硝化脫氮量僅占18%，并指出出水回流可改善脫氮效果［11］。

人工濕地的處理效果以及一級動力學模型中的反應速率常數（kA）受氣候條件、濕地結構和原水水質的影響較大，在不同環境條件下由單一濕地形式得出的模型參數在工程設計中沒有較大的指導意義［12］。筆者通過構建潛流濕地、表流濕地和潛流／表流組合濕地處理系統，同時考察3種濕地對二級出水中有機質、氮、磷等污染物的去除效果和機理。

1 試驗材料與方法

1.1 試驗裝置

中試系統由潛流濕地（SSFW）、表面流濕地（SFW）、潛流／表流組合濕地（CFW）3個單元并聯組成，3個單元占地面積相等。其中潛流濕地和表流濕地有效面積均為37.7m2；組合濕地前半段為潛流濕地，有效面積17.7m2，后半段為表流濕地，有效面積15.6m2。各單元沿長度方向每隔3.6m設1個取樣點。濕地中試模型剖面圖見圖1，構建參數見表1。

圖1 人工濕地剖面圖

表1 人工濕地構建參數

1.2 運行工況

人工濕地采用連續進水方式，原水來自二級生物處理系統出水，其COD、氨氮、TN、TP分別為31.0～42.1、0.32～6.44、12.59～25.04、1.25～2.70mg／L，pH值6.74～7.43。試驗分 A（3月—5月）、B（6月—8月）、C（9月—11月）3個階段進行，每階段運行0.16、0.32、0.48m／d 3個水力負荷，共9個工況，每個工況運行30d，對應水溫分別為9.6～16.2、16.3～23.5、23.2～24.8、24.3～28.1、28.2～29.3、25.3～27.4、26.0～22.5、23.8～18.1、22.1～13.8℃，由此考察不同負荷條件下濕地系統對各污染物的去除效果和影響因素。

1.3 數據檢測及分析方法

沿各取樣點垂直方向取混合水樣，采樣頻率為3d／次，參考《水和廢水監測分析方法》（第四版）測定COD、TN、NH3－N、TP、pH等指標。

污染物的降解采用一級動力學模型模擬（忽略背景濃度），計算人工濕地面積反應速率常數

式中：Co、Ce分別為進水、出水中污染物濃度，mg／L；q為水力負荷，m／d；kA為面積反應速率常數，m／d。

根據Arrhenius方程計算溫度影響常數θ［14］：

式中：kA，T為T℃時的面積反應速率常數，m／d；kA，20為20℃下的面積反應速率常數，m／d；θ為溫度影響常數；T為水溫，℃。

2 結果與分析

2.1 有機物的去除

在進水COD濃度穩定的條件下，潛流濕地、表面流濕地、組合濕地對COD的去除效率均隨水力負荷（HLR）的增加而下降；面積反應速率常數受水力負荷和溫度的影響不明顯，如表2所示。COD面積去除量對面積負荷的變化類似于Monod曲線，在低負荷條件下面積去除量隨著面積負荷增大迅速上升，之后在中高負荷條件下上升平緩，最后將趨向定值，如圖2所示。在相同的面積負荷條件下，潛流濕地面積去除量最高，組合濕地次之，而表面流濕地面積去除量明顯低于其它2種濕地。試驗條件下潛流濕地的最大 COD面積去除量達到10.7g／（m2·d），組合流濕地達到9.1g／（m2·d），而表面流濕地僅有5.4g／（m2·d）。

3種池型中潛流濕地對COD的去除能力最強，在水力負荷為0.16m／d時，3個試驗階段其COD平均去除率可達75%，組合濕地次之，表流濕地最弱。這可能是由于潛流濕地具有更長的水力停留時間以及固液兩相有更大接觸面積的原因。

圖2 COD面積負荷對去除量的影響

2.2 氨氮的去除

3種濕地對氨氮的去除效率受到水溫和水力負荷的影響。在相同的水溫條件下，濕地系統對氨氮的去除效率隨著水力負荷的增加而降低，在相同的水力負荷條件下，濕地系統對氨氮的去除效率和面積反應速率常數隨著水溫的上升而提高，如表3所示。水溫低于15℃時，相同負荷條件下組合流濕地氨氮去除效率最高，潛流濕地效率最低，表面流濕地居中；水溫高于15℃時，表面流濕地氨氮去除效率最高，潛流濕地效率最低，組合流濕地居中。總體來看表流濕地的氨氧化能力最強，其kA最高達到0.186m／d，約為同水平下潛流濕地或組合濕地的2倍，但受溫度影響最為顯著，低溫條件難以保證處理效果。

在較小的溫度變化區間內，3種濕地氨氮面積去除量對面積負荷的變化規律與有機物類似，如圖3所示，所不同的是表面流濕地最大的氨氮面積去除量達到了0.68g／（m2·d），而潛流濕地僅有0.42g／（m2·d）。

表2 COD去除率及其反應速率常數

圖3 NH3－N面積負荷對去除量的影響（20～25℃）

2.3 總氮的去除

3種濕地的脫氮能力依次為SSFW＞CFW＞SFW，總氮去除率隨HLR的升高顯著降低，見表4。對照表3可知，SFW可將大部分氨氮轉化為硝態氮，但不能提供適宜兼性厭氧菌生長的環境，故反硝化脫氮能力最差。據報道，曝氣可促進氨氧化和反硝化，當控制濕地中DO為0.2～0.6mg／L時，氨氮和總氮去除率均可達86%以上［15－16］。一階動力學模擬結果表明，溫度升高對脫氮有明顯的促進作用，當水溫≥28℃時，SSFW的kA最高達到0.28m／d；當水溫≤15℃時，kA＝0.116m／d，相應的θ值為1.058，這與Leverenz等研究結果一致，同時，濕地植物可以減輕低溫對系統處理效果產生的負面影響［17］。

在相同的總氮面積負荷條件下，潛流濕地面積去除量最高，最高可達3.5g／（m2·d），組合流濕地次之，最高可達2.7g／（m2·d），表面流濕地總氮面積去除量最低，最高值也僅有2.1g／（m2·d）。

表3 氨氮去除率及其反應速率常數

表4 TN去除率及其反應速率常數

圖4 TN面積負荷對去除量的影響（20～25℃）

2.4 磷的去除

人工濕地磷去除率隨HLR的升高顯著降低，見表5。整個運行期間3種濕地的平均除磷率分別為61.2%、33.6%、37.5%，對應的kA值為0.276、0.112、0.130m／d；由于進水C／P＝6.6較低，濕地生物除磷能力較弱，磷主要通過吸附、截留、沉淀等方式去除［18］。由于頁巖和鋼渣的磷吸附能力較強，優于礫石和塘泥，因此在所采用的基質類似的條件下，組合濕地對總磷的去除僅略優于表面流濕地，而采用頁巖和鋼渣為基質的潛流濕地除磷效率則有大幅提高。當HLR為0.16m／d時，不同溫度條件下SSFW 的除磷率分別為81.7%、83.6%、77.7%，說明溫度對濕地除磷效果無顯著影響。

3種濕地對總磷的面積去除量隨著面積負荷的升高而加大，但是頁巖和鋼渣為基質的潛流濕地總磷面積去除量最高可達0.65g／（m2·d），以礫石和塘泥為基質的組合濕地總磷面積去除量最高為0.36g／（m2·d），而表面流濕地最高值為0.33g／（m2·d）。

圖5 TP面積負荷對去除量的影響

2.5 動力學常數

將試驗期間不同污染物的所有數據計算kA值，并對應當日水溫采用Arrhenius公式模擬，得到標準溫度下的反應速率常數kA，20及溫度影響常數θ，如表6所示。在污染物濃度較低時，3種濕地系統對有機質、氮、磷的去除符合一級動力學方程。溫度對3種形式人工濕地中有機物和磷的去除影響不明顯，但是對總氮和氨氮的去除影響較大。總體來說，潛流濕地對污染物的去除效率更高，但是表面流濕地對于氨氮具有更高的去除效率。

表5 TP去除率及其反應速率常數

表6 3種濕地一階反應速率常數及溫度的影響

根據標準溫度下反應速率常數和溫度影響常數，可以計算不同氣候條件下所需要的濕地面積，用于指導實際工程設計。但是根據不同目標污染物計算將得到不同的結果。對于處理污水廠尾水的人工濕地來說，若出水水質目標為地表水Ⅳ類標準，限制性污染物將為TN，因此建議根據TN反應速率常數和當地的溫度條件來計算濕地面積，同時采用TP數據來進行校核。另外也有資料表明，若濕地運行得當，還可顯著降低統出水大腸埃希氏菌含量［19］。

3 結論

1）3種池型人工濕地對污染物的去除可以采用一級反應動力學模型模擬，并計算得到其標準溫度下的反應速率常數kA，20及溫度影響常數θ，此結果可以為不同條件下人工濕地的類型選擇和精確化設計提供參考。

2）對于有機物、總氮、總磷的去除來說，潛流濕地優于其它2種濕地，其kA，20值分別為0.29、0.20和0.28m／d，但是表流濕地對氨氮的去除效率更高，其kA，20值為0.12m／d。

3）溫度對人工濕地中氨氮和總氮去除有明顯影響，其中對表面流濕地影響最大，其溫度影響常數θ分別為1.077和1.074；溫度對有機物和總磷的影響不明顯。

4）3種人工濕地對污染物的去除效率均隨著水力負荷的增大而顯著下降，濕地對污染物的面積去除量隨著面積負荷的提高，將平緩上升后趨于定值，因此人工濕地宜在低負荷工況下運行。

［1］楊長明，馬銳，山城幸，等.組合人工濕地對城鎮污水處理廠尾水中有機物的去除特征研究［J］.環境科學學報，2010，30（9）：1804－>1810.YANG Changming，MA Rui，Miyuki Yamashiro，et al.A pilot－>scalEstudy on removal characteristics of organic substances inmunicipal sewagEplant effluent by a hybrid constructed wetland ［J］. Acta ScientiaECircumstantiae，2010，30（9）：1804－>1810.

［2］Wang S，ma J， Liu B， et al. Degradation characteristics of secondary effluent of domestic wastewater by combined process of ozonation and biofiltration ［J］.Journal of Hazardousmaterials，2008，150（1）：109－>114.

［3］dEKoning J， Bixio D， Karabelas A， et al.Characterisation and assessment of water treatment technologies for reuse［J］.Desalination，2008，218（1／2／3）：92－>104.

［4］Taebi A，DrostER L.PerformancEof an overland flow system for advanced treatment of wastewater plant effluent［J］.Journal of Environmentalmanagement，2008，88（4）：688－>696.

［5］韓瑞瑞，袁林江，孔海霞.復合垂直流人工濕地凈化污水廠二級出水的研究［J］.中國給水排水，2009，25（21）：50－>52.HAN Ruirui， YUAN Linjiang， KONG Haixia.Purification of secondary effluent from WWTPby integrated vertical－>flow constructed wetland［J］.China Water ＆ Wastewater，2009，25（21）：50－>52.

［6］Lai D Y F，Lam kC.Phosphorus sorption by sediments in a subtropical constructed wetland receiving stormwater runoff［J］.Ecological Engineering，2009，35（5）：735－>743.

［7］Kumar J L G，Zhao Y Q.A review on numerousmodeling approaches for effective，economical and ecological treatment wetlands ［J］. Journal of Environmentalmanagement，2011，92（3）：400－>406.

［8］劉曉娜，丁愛中，程莉蓉，等.潛流人工濕地除氮的生態動力學模擬［J］.農業環境科學學報，2011，30（1）：166－>170.LIU Xiaona，DING Aizhong，CHENG Lirong，et al.Simulation of nitrogen removal in subsurfacEflow constructed wetland［J］.Journal of Agro－>Environment Science，2011，30（1）：166－>170.

［9］楊旭，于水利，臧淑英，等.微污染飲用水源水潛流人工濕地預處理的效能研究［J］.環境科學學報，2010，30（4）：768－>774.YANG Xu， YU Shuili，ZANG Shuying，et al.Efficiency of a subsurfacEflow constructed wetland in pretreating amicro－>polluted drinking water source［J］.Acta ScientiaECircumstantiae，2010，30（4）：768－>774.

［10］Langergraber G，Giraldi D，Mena J，et al.Recent developments in numericalmodelling of subsurfacEflow constructed wetlands ［J］. SciencEof thETotal Environment，2009，407（13）：3931－>3943.

［11］Ouyang Y，Luo Sm，Cui L H.Estimation of nitrogen dynamics in a vertical－>flow constructed wetland ［J］.Ecological Engineering，2011，37（3）：453－>459.

［12］Trang N T D，KonneruPD，SchieruPH，et al.Kinetics of pollutant removal from domestic wastewater in a tropical horizontal subsurfacEflow constructed wetland system：Effects of hydraulic loading rate［J］.Ecological Engineering，2010，36（4）：527－>535.

［13］Saeed T，Sun G.ThEremoval of nitrogen and organics in vertical flow wetland reactors：Predictivemodels［J］.BioresourcETechnology，2011，102（2）：1205－>1213.

［14］Rousseau D PL，Vanrolleghem PA，dEPauw N.Model－>based design of horizontal subsurfacEflow constructed treatment wetlands：a review ［J］.Water Research，2004，38（6）：1484－>1493.

［15］Zhang L，Zhang L，Liu Y，et al.Effect of limited artificial aeration on constructed wetland treatment of domestic wastewater［J］.Desalination，2010，250（3）：915－>920.

［16］Ong S，Uchiyama K，Inadama D，et al.PerformancEevaluation of laboratory scalEup－>flow constructed wetlands with different designs and emergent plants［J］.BioresourcETechnology，2010，101（19）：7239－>7244.

［17］Leverenz H L，Haunschild K，Hopes G，et al.Anoxic treatment wetlands for denitrification［J］.Ecological Engineering，2010，36（11）：1544－>1551.

［18］賈文林，吳娟，武愛國，等.碳氮比對人工濕地污水處理效果的影響［J］.環境工程學報，2010，4（4）：767－>770.JIA Wenlin，WU Juan，WU Aiguo，et al.Effect of influent C／N ratio on performancEof wastewater treatment in constructed wetlands［J］.ChinesEJournal of Environmental Engineering，2010，4（4）：767－>770.

［19］Boutilier L，Jamieson R，Gordon R，et al.Adsorption，sedimentation，and inactivation of E.coli within wastewater treatment wetlands［J］.Water Research，2009，43（17）：4370－>4380.