（环境工程专业论文）人工湿地水力条件优化设计.pdf

摘要 人工湿地通过基质、微生物、植物的三者的协同作用，使污水得到净化，具 有维护管理容易、建造和运行费用低、污染物去除效果较好的优势。而水力条件 是影响整个系统污染物去除效果的重要因素之一。目前，人工湿地构建设计主要 借助实际工程经验以及传统经验公式，对人工湿地水力条件的理论和实践研究较 少，限制了该技术对污染物去除效率的提高。为此，本文对此进行了探讨，研究 结果可为人工湿地的设计提供水力学参考。 本文分析了水力负荷、水力停留时间、系统的布水集水方式等对潜流型人工 湿地系统污染物去除效果的影响。试验污水采用自配模拟生活污水。在连续运行 的条件下，分别监测了有无挡板、水力负荷为o 1 、0 2 、o 3 、0 4 、0 5m 3 ( m 2 d ) 时，各采样口污染物浓度值，拟合水力负荷与污染物去除率、出水口污染物浓度 与水力停留时间的线性关系。另外，还考察该系统在无挡板的情况下，水力负荷 为0 2 、0 3 、o 4 m 3 ( m 2 d ) 时，水平式与竖直式布水集水方式对污染物去除效果的 影响，供实际工程参考。通过初步试验研究得出以下结论： ( 1 ) 在有无挡板、不同的水力负荷下，该系统c o d 去除率为6 2 1 , - , - 9 4 4 ， t n 去除率为6 6 8 - - - 8 8 6 ，氨氮去除率为3 0 4 - - 8 0 o ，t p 去除率为7 8 4 - - - 9 7 2 ，溶解性磷酸盐去除率为8 0 5 9 7 6 ，皆低于镇污水处理厂污染物排 放标准( g b1 8 9 1 8 2 0 0 2 ) 中的一级a 标准。在同样的水力负荷的条件下，增加 挡板的人工湿地系统对污染物的去除率明显高于无挡板系统。 ( 2 ) 当水力负荷为o 1 、0 2 m 3 ( m 2 d ) 、挡板存在时，系统容易产生死水区。 随着水力负荷的提高，水流逐渐呈推流状态，床体内死水区域得到改善。无挡板 时，系统污染物浓度在床体内逐步降低，没有观察到明显的死水区域。 ( 3 ) 以k c 一级反应动力学模型模拟c o d 、t n 、氨氮浓度、去除率与水力 负荷的线性关系，试验结果显示，拟合c o d 、t n 、氨氮去除率与水力负荷的线 性关系较好，相关系数良好( 0 9 4 5 8 5 r 2 瓜子片 砾石 钢渣 高炉渣， 对氨氮去除效果的高低顺序为：砂子 煤灰渣 瓜子片 高炉渣 砾石 钢渣。再结合 考虑经济效益和湖南环境条件，选用蛭石、红壤、砾石作为该试验的基质材料。 1 5 构建湿地污染物去除动力学模型 构建湿地作为一种较新的水处理技术，对其处理机理的理解还不够充分，对 其影响因素的认识还不够全面，因此经常由于设计不当使得出水达不到设计要求 或者不能达标排放，有时构建湿地甚至还会成为污染源【睡7 0 1 。因此对湿地污染物 去除动力学的研究可以为湿地的设计提供进一步的理论支持。近年来各国对湿地 中污染物的迁移过程和去除机理通过建立模型做了深入的研究，提出了一些构建 湿地的设计模型，并对湿地结构、污染物去除率和水力学参数的选择等方面提供 了一定的帮助。比较典型的湿地去污模型包括衰减模型、一级动力学模型、零级 动力学模型、m o n o d 模型和对流弥散( c d e ) 模型。 1 5 1 衰减模型 衰减模型在综合分析了大量运行数据基础，而建立起的一种“输出输入”统计 响应关系，一般可以人为将实测数据拟合成简单线性方程或幂次方程拟合，其中 多数为线性方程，着重模拟污染物进出水浓度、污染物去除率或负荷之间的关系 1 6 人工湿地水力条件优化设计 【7 1 1 。 只需要污染物进出水浓度或负荷方面的数据，衰减模型就可以建立。资料获 取容易，通过该模型可以迅速预测人工湿地在一定条件下的去污效率，应用方便 简单。但是作为经验公式，同时也限制了衰减模型的适用范围7 2 1 ，绝大多数衰减 模型都不能应用于设计污染物降解所需的人工湿地面积等，仅有少数含反映流量 的影响因子( 如水力负荷) 的衰减模型。衰减模型仅将构建的人工湿地视为一个“黑 箱”，无法反映出湿地系统中污染物沿程降解机理和具体情况。 1 5 2 一级动力学模型 目前一级动力学模型经被欧美、澳大利亚等国家广泛应用于湿地的设计和对 湿地污染物去除效果的预测。尽管模型存在许多不足和局限性，但由于参数少、 求解及计算过程都很简单，因此其仍是描述人工湿污染物去除情况最合适的方程 【7 3 】，广泛应用于计算b o d 、营养物和细菌以及金属离子的去除率。 一级动力学模型的推导以污染物的降解反应动力学为基础，主要考虑水力负 荷与污染物去除效果之间的关系。通常假设模型中的一些参数如速率常数等为常 量，例如体积速率常数k v 多用于潜流型人工湿地，来确定湿地所需的体积7 4 1 ，k a 多用于表流人工湿地来确定湿地所需的面积 7 5 - 7 6 】。 这些一级动力学模型通常的表达方式为： e = c o e x p ( 一k v q ) c e = c o e x p ( 一k | 小 式中，g 进水浓度( m e , 1 ) c 一出水浓度( m e , 1 ) ； k 二面积去除速率常数( d - 1 ) ； 如一体积去除速率常数( d 。1 ) ； q _ 水力负荷( m 3 m 2 d ) 上述的一级动力学模型中只包含一个参数。在e c k e n f e l d e r 模型中，考虑到污 染物中存在不可被生物降解部分，即使没有不可降解的污染物，自然环境原本存 在的污染物，如植物的腐烂、大气中降尘、动物排泄物等对环境中释放的污染物 质，也存在一定的背景浓度，比如由于植物枯叶或其它有机物分解生成b o d 。在 人工或者自然的湿地中，微生物内源自养过程积累并将含碳有机物释放回湿地中， 也会形成1 l o m g l 背景b o d 。于是k e d l e c 和k n i g h t 建议引入背景浓度，低于背 景浓度的污染物不能被降解，并在一级反应动力学方程中加入背景浓度项c b ： 1 7 中南林业科技大学硕士学位论文 ( e - c 口) = ( c o - c b ) e x p ( - k a q ) ( c ，- c 占) = ( c o c b ) e x p ( - k 矿q ) 在实际工程应用中，模型中提出的速率常数与设计建造的湿地特征及运行方 式相关，湿地有效水深、进水浓度、水流状态、水力负荷、降雨蒸发等各种因素 都会对速率常数产生影响【7 7 1 。其次，由于湿地植物类型、种植密度、基质结构、 微生物种类分布等多样性、不确定性都会影响速率常数和背景浓度的空间分布情 况。另外，对于同一个人工湿地在不同的气候条件下，速率常数取值也会有些许 变化。但是在模型中通常认为速率常数和背景浓度为常数，这不符合人工湿地的 实际情况。因此，模型参数取值处于某个范围内，不是某个固定的值。 一级反应动力学模型作为一种“灰箱”模型，将各种污染物去污途径简化地看 作一级反应，因此在预测污染物浓度及设计时必然存在许多不足之处。例如在不 考虑水量平衡、湿地内传质速率等因素情况下，通过污染物进出水浓度反算求得 一级动力学模型中的速率常数；又如该模型假定人工湿地内部水流状态为活塞流 7 8 1 ，但经研究发现，湿地系统中的流态无法完全确定，可能是完全混合流，也可 能是介于活塞流和完全混合流之间或为两向流1 7 9 1 ，死去区域、水流短路与停滞、 紊流现象，都可能导致人工湿地内部实际水流状态与活塞流反应器不相符合。又 如一级动力学模型中的速率常数需要通过模拟污染物进出水浓度与水力负荷关系 后反算求得，但该种计算方法忽略了湿地内传质速率、水量平衡、植物根系生长 等因素。即使对于同一湿地而言，模型参数也会随着人工湿地运行条件、气候变 化而改变，参数无法统一恒定，因此，k a d l e c 和k n i g h t 建议一级反应速率常数取 全球平均值。 1 5 3m o n o d 动力学模型 一级动力学模型显示在一阶模型假设下，随着入流的流量或浓度增加，污染 物去除率也会相应增加，即表示去除率与入流浓度c o 及流量q 呈正比，按照这个 理论，污染物去除率是没有极限的，但显然实际情况并非如此。在实际的工程应 用中，例如传统的活性污泥法、s b r 法、生物接触氧化法等生化系统中，我们可 以很明显的发现，随着流进污水浓度不断增加，降解率相应的由一级向零级过渡 ( 即动力学模型达到“饱和”) 。而人工湿地中与其他的生物降解过程存在很多类似之 处，上述过程也应同样存在 s o - s l 】。 假设在零级和一级模型中去除率常数与负荷无关，因此，在一个特定的系统 里，零级去除率常数是个定值，与进水浓度及水力负荷无关。在人工湿地的运行 1 8 人工湿地水力条件优化设计 过程中，污染物去除率随水力负荷不断增加，直至最大值( 也就是零级去除率) 。 但湿地的实际情况复杂多变，零级模型并不能完全对其进行描述，因此需要一个 将一级和零级结合的模型来描述，即m o n o d 模型。 在认为人工湿地内部水流为活塞流的前提下，学者提出m o n e d 模型。假设湿 地中的生物过程与其他生化污水处理系统一样符合m o n e d 动力学，其表达式为： 鲁= 一鲁南一k o ，丽c 一：= 一= = 一 一 d l 曲k 。十c 1 k 。+ c 式中，h 为系统深度，为填料孔隙率；k s 为半饱和常数，包广屯分别于 为零级面积速率常和零级体积速率常数数，其值完全取决于污染物和微生物。从 微生物角度看，k s 值随着微生物种类的变化而变化。从污染物角度看，k s 值越 高，污染物越难以被生物降解；反之，k s 值越低，污染物生物降解越快速。 1 6 课题来源 为实现中国经济社会又好又快发展，调整经济结构，转变经济增长方式，缓 解我国能源、资源和环境的瓶颈制约，2 0 0 8 年国家环保部规划了水体污染控制与 治理科技重大专项( 简称水专项) ，选择典型流域开展水污染控制与水环境保护 的综合示范和专项治理。湘江纵贯湖南省南北，集生活饮用、生产用水、航运、 发电、纳污等诸多功能于一体。近年来河水水质下降、水中溶解氧下降、营养物 质增加、水生生物减少，重金属污染严重，在水环境恶化的同时，生态环境也遭 到严重破坏，自我净化及自我恢复能力降低乃至丧失。湘江水污染治理被列入国 家重点的典型流域水污染防治试点研究。人工湿地技术凭借其自身的优势，可以 作为湘江水污染治理和生态恢复的重要途径之一。 本课题为国家环保公益项目长株潭矿区污染控制与生态修复技术研究( 2 0 0 9 0 9 0 6 6 ) 的部分研究内容。 1 7 课题研究的目的、意义及研究内容 人工湿地水力学特性对于揭示湿地处理污水的机理是至关重要的。目前，相 对于人工湿地除污机理的研究，国内关于人工湿地水力学特性方面研究较少。这 在很大程度上影响到人工湿地在国内更广泛地应用。人工湿地水力学特性方面是 当前的研究热点之一。 目前湿地的构建设计往往主要借助传统经验公式和实际工程经验。在实际运 用中，影响了人工湿地净化功能的有效发挥。因此开展人工湿地水力条件方面的 1 9 中南林业科技大学硕士学位论文 研究，提供工艺设计参数参考和依据，对该技术的应用推广具有重要的意义。研 究的主要内容如下； ( 1 ) 最佳工艺参数( 水力负荷、水力停留时间等) 的确定 ( 2 ) 比较不同水流方式、布水方式对处理效果的影响 ( 3 ) 确定反应动力学模型的一些重要参数，如去除速率常数k v 人工湿地水力条件优化设计 2 试验材料与测试方法 2 1 实验材料及来源 2 1 1 实验污水 根据人工湿地污水处理工程技术规范，人工湿地系统进水水质应满足表 2 1 的规定。 表2 1人工湿地系统进水水质要求 t a b l e2 1t h er e q u i r e m e n t so ft h ei n f l u e n tw a t e rc o n s t r u c t e dw e t l a n ds y s t e m 单位：m g i 本试验采用自配模拟生活污水，其中氨氮跟总磷浓度采用投加硝酸铵和磷酸 二氢钾进行调节，c o d c r 通过投加可溶性淀粉及葡萄糖调节，具体水质情况见表 2 3 ，表2 4 为模拟试验污水水质。一般的生活污水水质特征如下： 表2 2 一般生活污水水质特征 t a b l e2 2c h a r a c t e r i z a t i o no f t h ew a s t e r w a t e r 表2 3 模拟生活污水组成 t a b l e2 3t h eo f d o m e s t i cs e w a g e 2 l 中南林业科技大学硕士学位论文 表2 4 试验进水水质 t a b l e2 4c h a r a c t e r i z a t i o no ft h ee x p e r i m e n tw a s t e r w a t e r 2 1 2 湿地材料 ( 1 ) 天然蛭石 本试验采用天然蛭石来自河北省灵寿县青岭矿产加工厂，经筛选，粒径l m m ， 蛭石是一种层状结构的含镁的水铝硅酸盐次生变质矿物，其化学通式为 m g x ( h 2 0 ) m 9 3 x a i s i o s o i o 】( o h ) 2 ，其结构既可以是三八面体，也可以是z a 面 体，相关研究表明：蛭石对氨氮等阳离子有着良好的吸附性能。 ( 2 ) 红壤 红壤广泛分布于我国中亚热带湿润地区，是地带性土壤，属中度脱硅富铝化 的铁铝土，该种土壤有机质含量少，缺乏碱金属和碱土金属，铁、铝氧化物含量 较高，呈酸性红色，盐基饱和度低。试验用红壤取自中南林业科技大学长沙校区 电子楼后山坡。 ( 3 ) 砾石 风化岩石经水流长期搬运而成的粒径为2 - - 一6 0 m m 的无棱角的天然粒料。质地 疏松、表面毛糙、球状型，光泽度高、抗压耐磨，易反冲洗。试验用砾石取自中 南林业科技大学音乐厅旁建筑工地。 2 1 3 湿地植物 ( 1 ) 香蒲( t y p h al a t f o l a ) 别名有蒲草、蒲菜。因其穗状花序呈蜡烛状，故又称水烛。为多年生宿根性 沼泽草本植物，植株高1 4 2 米。根状茎白色，长而横生，节部处生许多须根，老 根黄褐色。其上部出水，叶直立，呈长线形。广泛分布于我国各地，生长土壤以 含丰富有机质的塘泥最好，较耐寒。可用于园林绿化、造纸、编织等。本试验用 香蒲取自中南林业科技大学组合人工湿地污水处理中试基地。 ( 2 ) 德国鸢尾( ，g e r m a n i c a ) 德国鸢尾多年生宿根草本。根状茎肥厚，略成扁圆形，有横纹，黄褐色，生 人工湿地水力条件优化设计 多数肉质须根。其耐寒性强，可以种植在长江中下游地区，地上茎叶在寒冷的冬 天也不会完全枯；耐干燥，宜在排水良好，生长时需要充足阳光，喜粘性石灰质 土壤，花朵硕大，色彩幽雅。 2 2 中试潜流型人工湿地的构建和水力学研究 人工湿地技术与其他生化污水处理方式相比有很多优势，例如维护管理容易 简单、建造运行费用低、对周边环境影响小、可以分散化和小型化建设，因此十 分适用于农村点源和面源污水治理、绿色城市的建设住宅区以及城郊低密度社区 的污水就地处理。但是该技术在处理中浓度污水时仍然具有易壅水、氨氮去除率 低、t p 去除率随运行时间延长而下降的局限性，并已成为影响其发挥环境治理效 益的技术瓶颈。本研究从工艺改进、改变水力负荷两个角度对系统进行论述，并 提出了革新的潜流湿地工艺。 2 2 1 潜流型人工湿地中试的建造 ( 1 ) 床体 设计建立的流人工湿地池体长2 m ，宽1 m ，高0 6 5 m ，床体采用8 m m 厚的 p v c 材料制成。污水经布水区进入处理区，由集水区排出，装置底部设置有排空 管。为了保证布水均匀，采用p v c 穿孔布水。布水管、集水管长8 0 c m ，均匀分 布6 个穿水孔，孔径为0 5 c m 。布水区、集水区宽为0 1 m 左右，填充直径为1 - 5 c m 的碎石。在床体的1 3 、2 3 处分别设置挡板，挡板长度为6 5 c m ，并在高度为3 0 c m 处设置与挡板对应的采样点，分别记为1 4 采样点和3 4 出水口采样点。工艺示意图， 见图2 1 。 进 水 口 出 水 口 图2 1 人工湿地试验装置 f i g2 1c o n s t r u c t e dw e t l a n dt e s td e v i c e 2 3 中南林业科技大学硕士学位论文 ( 2 ) 基质与植物 为了提高填料效率，采用高位出水，出水口高0 6 m 。处理区填料分为3 层， 由下至上，依次填充l o c m 碎石、2 5 c m 红壤、2 5 c m 蛭石，上部种植挺水植物德 国鸢尾。 2 2 2 潜流人工湿地中试的运行 采用连续式的进水方式，使用兰格y z 系列恒流泵控制流速。使用恒流泵控制 进水流量。分析实际水力停留时间及分布对表面水力负荷、表面有机负荷及污染 物去除效果的影响，对比分析实际与理论水力停留时间的关系，确定最佳水力停 留时间及水力负荷。 表2 5y z 系列蠕动泵转速与流量的关系 t a b l e2 5t h er e l a t i o n s h i pb e t w e e ny zs e r i e sp e r i s t a l t i cp u m pr o t a t i o ns p e e da n df l o w 表2 6 试验水力参数设计 t a b l e2 6h y d r a u l i cd e s i g np a r a m e t e r sf o rt e s t 2 3 测试项目、方法及仪器 2 3 1 测试项目及方法 本项目所有测试方法均参照国家环境保护局编辑出版的水和废水水质监测 与分析第四版中的国标方法。 ( i ) 氨氮的测定 采用钠氏试剂分光光度法测定，具体方法如下：分取适量的水样( 使氨氮含 量不超过o 1 m g ) ，加入5 0 m l 比色管中，稀释至标线，加1 0 m l 酒石酸钾钠溶 液( 经蒸馏预处理过的水样，水样及标准管中均不加此试剂) ，混匀，加1 5 m l 的纳氏试剂，混匀，放置1 0 m i n 。在波长4 2 0 n m 处，用光程1 0 m m 比色皿，以水 2 4 人工湿地水力条件优化设计 为参比，测定吸光度。 ( 2 ) 总氮的测定 采用过硫酸钾氧化紫外分光光度法测定，其中的消解过程为微波闭式消解。 取水样( 外加一个空白) l o 0 0 m l 于消解罐内，外加5 碱性过硫酸钾消解液5 0 m l ， 旋紧盖帽。放入微波炉，眼玻璃盘周边均匀放好，关上炉门，进行消解( ( t p ) 消解时间( 分) = 消解罐数( 个) “) 。消解完毕后，急速冷却至4 5 c 以下，将 试样转入2 5 m l 比色管中，用少量水冲洗2 3 次罐帽内沾余液，并入比色管中，加 入1 0 h c i1 0 m l ，用无氨水稀至刻度摇匀。用1 0 m m 石英比色皿，以“标零”做参 比分别在2 2 0 n m 和2 7 5 n m 波段测其吸光度，以校正吸光值a ( a = a 2 2 0 一a 2 7 5 ) 计 算总氮浓度。 ( 3 ) 总磷的测定 采用过硫酸钾消解铝锑抗分光光度法测定，其中消解步骤采用微波闭式消 解。取水样( 外加一个空i 兰1 ) 1 0 0 0 m l 子消解罐内，外加5 碱性过硫酸钾消解液 5 0 m l ，旋紧盖帽。放入微波炉，眼玻璃盘周边均匀放好，关上炉门，进行消解( ( t p ) 消解时间( 分) = 消解罐数( 个) + 4 ) 。消解完毕后，急速冷却至4 5 以下，将 试样转入2 5 m l 比色管中，用少量水冲洗2 3 次罐帽内沾余液，并入比色管中，用 水稀至1 0 m l ，加1 0 h 2 s 0 4 0 2 5 m l ，用水稀至刻度摇匀。各加入1 0 抗坏血酸1 0 m l 混匀，3 0 秒后加钼酸盐溶液2 0 m l 混匀，放置1 5 分钟后，用1 0 m m 玻璃比色皿， 以“标零”做参比在7 0 0 n m 波段测其吸光度。 ( 4 ) 溶解性磷酸盐测定 将水样过滤后去1 0 0 m l 的水样，加入2 5 m l 比色管，用水稀至刻度摇匀。各 加入1 0 抗坏血酸1 0 m l 混匀，3 0 秒后加钼酸盐溶液2 0 m l 混匀，放置1 5 分钟后， 用1 0 m m 玻璃比色皿，以“标零”做参比在7 0 0 n m 波段测其吸光度。 ( 5 ) c o d 的测定 采用重铬酸钾法，其中消解步骤采用微波闭式消解。各吸取水样5 0 0 m l ( 同 时吸取1 2 份蒸馏水做全程空白) ，k 2 c r 2 0 7 消解液5 0 0 m l ，h 2 s 0 4 - a 9 2 s 0 4 5 0 0 m l 于消解罐中。将加好水样和试剂后的消解罐，加盖旋紧，然后均匀放入微波炉玻 璃盘周边上，进行消解( c o d 消解时间( 分) = 消解罐数( 个) + 2 ) 。消解完毕 后，急速冷却至4 5 。c 以下，将试样转入1 5 0 m l 锥形瓶中，用少量水冲洗2 3 次罐 帽内沾余液，并入锥形瓶中，控制总体积3 0 4 0 m l 待用，加入l 一2 滴试亚铁灵指 示剂，在摇动中，用硫酸亚铁铵滴定至试液颜色由黄色经蓝绿色至清凉的红褐色 为终点。记录硫酸亚铁铵的用量按下式计算c o d c r 值。 2 5 中南林业科技大学硕士学位论文 c o d c r ( 1 2 0 2m g 1 ) = ( v o v i ) c 8 1 0 0 0 v 2 式中： v r 滴定空白所消耗的硫酸亚铁铵，m l v l 滴定水样所消耗的硫酸亚铁铵，m l c 硫酸亚铁铵的标定浓度，m o l l 8 氧( 1 2 0 2 ) 摩尔质量，g m o l v r 水样体积，m l ( 7 ) 电导率的测定：使用电导率仪直接测定。 2 3 2 实验仪器 本试验中使用的主要仪器设备如下： 电子分析天平：a u w 2 2 0 d ，日本岛津公司 电热鼓风干燥箱：1 0 1 1 a b ，天津市泰斯特仪器有限公司 全自动间断化学分析仪：e a s y c h e mp r o ，意大利希思迪公司 紫外可见分光光度计：u v - 1 7 0 0 ，日本岛津公司 搅拌器：j b 1 ，上海雷磁新泾仪器有限公司 微波闭式c o d c r 、t n 、t p 消解仪：w m x a 型，广东韶关科力实验仪器有 限公司 冰箱：b c d 2 3 8 w e 型，海尔股份有限公司 超纯水系统：m i 2 1 0 ，重庆奥恩科技有限公司 蠕动泵：y z 系列，兰格恒流泵有限公司 电导率仪：d l s t h l 9 0 3 0 2 ，意大利h a n n a 公司 2 3 3 测试分析用试剂 氨氮：碘化汞( h g l 2 ) 、碘化钾( k i ) 、酒石酸钾钠( k n a c 4 f 1 4 0 6 4 h 2 0 ) 、氯化氨( n h 4 c i ) 、 氢氧化钠( 1 q a o h ) ，皆为分析纯。 总氮：过硫酸钾( k 2 s 2 0 s ) 、硝酸钾( k n 0 3 ) 、氢氧化钠( n a o h ) 、盐酸( h c i ) ，除盐酸 外，均为分析纯。 溶解性磷酸盐和总磷：过硫酸钾( k 2 s 2 0 8 ) 、( n h 4 ) 6 m o t 0 2 4 4 h 2 0 ) 、酒石酸锑钾 ( k ( s b o ) c 4 h 4 0 6 ) 1 2 h 2 0 ) 、抗坏血酸、磷酸二氢钾( k h 2 p 0 4 ) ，均为分析纯。 化学需氧量：重铬酸钾( k 2 c r 2 0 t ) 、邻啡哆琳( c 1 2 h s n 2 h 2 0 ) 、硫酸银( a g s 0 4 ) 、硫酸 汞( h g s 0 4 ) 、浓硫酸、硫酸亚铁氨( n h 4 ) 2 f e ( s 0 4 ) 2 6 h 2 0 ) ，均为分析纯。 人工湿地水力条件优化设计 电导率：氯化钠( n a c i ) 分析纯。 污水配置：葡萄糖( c 6 h 1 2 0 6 ) 、可溶性淀粉、磷酸二氢钾( k h 2 p 0 4 ) 、硝酸铵 ( n h 4 n 0 3 ) 、牛肉浸粉、蛋白胨，均为分析纯。 2 7 中南林业科技大学硕士学位论文 人工湿地水力条件优化设计 3 潜流型人工湿地的污染物去除效果的研究 本试验分别在有挡板情况( 代号为a ) 和无挡板情况( 代号为b ) 的条件下， 保持基质与植物、进水条件相同的情况，分别测试了5 个梯度的水力负荷下，该 系统对污染物的去除情况。 3 1 对c o d 的去除效果 人工湿地的优势之一，即对有机物有较强的去除能力，人工湿地的显著特点 之一就是对有机物具有较强的去除能力，可溶性有机物可以通过植物根系生物膜 的吸收、吸附及生物代谢降解过程而被分解去除，不溶性有机物则可以通过湿地 的沉淀、过滤作用，很快被截流而被微生物利用。 图3 1 为系统不同采样点出水c o d c r 浓度情况。有挡板存在时，出水口c o d c r 浓度范围为1 3 6 3 3 2 m l ；无挡板存在时，出水口c o d c r 浓度范围为 2 2 3 4 6 s m g l ，皆低于城镇污水处理厂污染物排放标准( g b l 8 9 1 8 - - 2 0 0 2 ) q a 的一级a 标准( 5 0 m g l ) ，达到处理要求。该系统对c o d 的去除有不错的效果， 当挡板存在时，c o d c r 最低去除率为6 8 1 ，最高可达9 4 4 ；当挡板不存在时， c o d c r 最低去除率为6 2 1 ，最高可达8 2 2 。 l o o 8 0 o 6 0 3 憾 誊4 0 8 2 0 0 0 1 0 20 30 40 5 水力负荷( u 3 0 1 1 - 2 0 d 1 ) 图3 1 系统不同采样点出水c o d c r 浓度情况 f i g u r e3 1c o d c rc o n c e n t r a t i o nf r o mt h ed i f f e r e n ts a m p l i n gp o i n tw a t e ro fs y s t e m 显然，在同样的水力负荷的条件下，有挡板存在的系统出水口水质明显优于 无挡板系统。这表明，同样的水力负荷下，增加挡板，水力停留时间增加，从而 2 9 中南林业科技大学硕士学位论文 有利于污染物的去除。在水力负荷为0 1m 3 ( t o l d ) 情况下，当挡板存在时，1 4 采样 点和出水口采样点c o d c ，去除率达到9 4 4 、9 3 3 ，在1 4 采样点c o d c r 浓度较 低，该现象的出现说明该区域出现死水区；当挡板撤除时，1 4 采样点和出水i ：1 采 样点c o d c ，去除率达到8 2 2 、8 9 o ，有机污染物随水流逐渐降低，没有出现明 显的死水区域。挡板存在时，当水力负荷为0 2m 3 ( m 2 d ) 时，出水口采样点c o d c ， 去除率比l o 采样点c o d c ，去除率稍高，去除率增加1 3 8 ；当水力负荷增加为0 3 o 5 m 3 ( m 2 d ) ，水中c o d c ，明显逐渐下降，水流推流状态越来越明显。说明，适 当的增大水力负荷，可以在一定程度上改善人工湿地死水区的现象，让污水与介 质、植物根系充分接触，使床体充分发挥作用，有效的去除有机污染物。由于随 着水力停留时间变短，介质、植物和微生物能更多地吸收、转化污染物质的时间 变短，c o d 去除率随之渐减。 3 2 对t n 去除效果 图3 2 为系统不同采样点出水t n 浓度情况。有挡板存在时，出水口t n 浓度 范围为2 8 1 - 5 8 5 m g l ，无挡板存在时，出水i ：1t n 浓度范围分别为5 1 6 8 1 9 m g l ， 皆低于城镇污水处理厂污染物排放标准( g b l 8 9 1 8 - - 2 0 0 2 ) 中的一级a 标准 ( t n s l 5m g l ) ，达到处理要求。有挡板时，t n 平均去除率为8 3 1 ，无挡板时， t n 平均去除率为7 2 3 3 。 o 1t ，zo 3o 40 5 水力负荷( m 3 m 2 d 一1 ) 图3 2 系统不同采样点出水t n 浓度情况 f i g u r e3 2t nc o n c e n t r a t i o nf r o mt h ed i f f e r e n ts a m p l i n gp o i n tw a t e r t n 的去除率随水力负荷增大而明显下降，说明湿地系统去除总氮效果的重要 影响因素之一为水力负荷。因为，硝化细菌的世代时间平均在l o 小时以上，总氮 的去除主要依靠微生物的硝化和反硝化作用，而因此，对于同一个试验装置，水 3 0 5 2 9 6 3 o _【瞽一毯畏看 人工湿地水力条件优化设计 流如果在床体内停留时间越长，水力负荷就越小，微生物的硝化反硝化作用就越 完全，脱氮效果就越好。 在水力负荷为0 1 、0 2 m 3 ( m 2 d ) 情况下，当挡板存在时，1 4 采样点t n 去除 率分别为9 7 8 和9 7 5 ，出水口采样点t n 去除率分别为8 8 6 、8 5 8 ，t n 最 终去除率减小，但l 号采样e lt n 去除率没有明显变化，当挡板撤除时，1 4 采样 点t n 去除率分别为4 8 6 和4 9 8 ，出水口采样点t n 去除率分别为7 9 1 、 7 3 5 ；再次验证了，使用挡板虽然提高了污染物的去除率，但挡板附近死水区较 为明显。 无挡板时，t n 最高去除率仅为7 9 1 ，未达到有挡板时t n 平均去除率，与 c o d c r 去除效果相比，有无挡板对系统的t n 去除率影响更大。这说明在相同的 水力负荷下，合理改造人工湿地内部结构，延长水力停留时间，充分利用植物根 系及基质对污染物的过滤拦截作用，微生物生物降解对能提高单位表面积的有机 负荷，提高t n 的去除效率。 3 3 对氨氮的去除效果 图3 3 为系统不同采样点出水氨氮浓度情况。有挡板存在时，出水口氨氮浓 度范围为1 8 6 4 0 0 r a g l ，无挡板存在时，出水口氨氮浓度范围分别为2 3 l 6 4 5 m e , l ，皆低于城镇污水处理厂污染物排放标准( g b l 8 9 1 8 - - 2 0 0 2 ) 的一级a 标 准( 氨氮叠m g l ) ，达到处理要求。与c o d c r 去污情况相同的是，有挡板的情况下， 在同样的水力负荷的条件下，出水口水质明显好于无挡板情况下。有挡板时，氨 氮平均去除率为6 8 6 ，无挡板时，氨氮平均去除率为4 9 8 。 = b 0 5 越 矮 城 聒 0 10 20 3 0 40 5 水力负荷( m 3 m - 2 0 d 一1 ) 图3 3 系统不同采样点出水氨氮浓度情况 f i g u r e3 3n h 4 一nc o n c e n t r a t i o nf r o mt h ed i f f e r e n ts a m p l i n gp o i n tw a t e r 3 l 5 2 9 6 3 o 中南林业科技大学硕士学位论文 氨氮的去除主要是通过好氧微生物的降解，该系统最上层采用质轻的蛭石， 孔隙度较高，有利于处理污水过程中植物根系及大气复氧，为微生物提供了尽量 多的养分和大量的挂膜空间，有利于氨氮的去除。当有挡板存在。水力负荷为0 4 、 o 5 m 3 ( m 2 d ) 时，l 号采样口区域出现氨氮浓度分别增加了2 4 、3 l 。原污水中 氮主要存在铵态氮、硝酸盐氮，基质、植物等本底氨氮含量很低，可以忽略不计， 氨氮浓度增高，证明在l 号采样点硝酸盐氮部分转换为氨氮，出现了反硝化现象 的出现。由于水力负荷增大时，系统中的d o 迅速减少，形成了缺氧甚至厌氧的 状态，n 0 3 - 转换成n h 4 + ，但随着水流的推进，有机物含量减小，植物根区继续持 续复氧，氨氮最终得到一定程度的去除。而当挡板不存在，水力负荷为0 1 o 5 m 3 ( m 2 - d ) 时，l 号采样口的氨氮含量都大于原污水本底值。可见，去除挡板的 人工湿地的复氧能力能力弱于有挡板