摘要：以人工濕地系統(tǒng)處理生活污水處理站二級處理出水, 以達到深度降解并去除TN 的目的,。設計總面積782 m2 人工濕地系統(tǒng), 其中自由表面流型( FWS) 人工濕地450 m2 和潛流型( SSF) 人工濕地186 m2 ,后連接生態(tài)景觀池面積146 m2 , 每日平均抽取30 m3 污水( 二級處理出水) , 水力負荷為0. 05 m/ d,。早期運行結果顯示, TN 去除率為44% , NO-3-N 去除率FWS 濕地為15%, SSF 濕地為34%。試驗進行到穩(wěn)定運行期, 調(diào)高流量至70~ 100 m3 / d, 水力負荷為0. 11~ 0. 16 m/ d, 結果顯示,NO-3-N 去除率達68%; 比較FWS與SSF 濕地的NO- 3-N 的去除速率,FWS 濕地為2. 48 g/ ( m2 d) ,SSF 濕地為3. 61 g/ ( m2 d) ,。SSF 濕地對NO-3-N 的去除效能比FWS 濕地好,。

關鍵詞：生活污水,人工濕地,自由表面流型,潛流型,總氮,氮

嘉義縣位于臺灣省中部地區(qū), 屬于亞熱帶季風氣候, 全年氣溫以7 月高, 1 月低, 年平均溫度 23. 3 ℃; 雨量豐富, 年平均降雨量2 000 mm。嘉義縣慈濟生活污水 處理站處理量1 000 m3 / d, 出水水質(zhì)指標除T N 之外均符合臺灣省2007 年放流水標準( 環(huán)保署0960065740 號) ,。本研究以人工濕地作為深度處理設施以求達到降低TN 的目的,。

1 濕地設置情況

濕地系統(tǒng)總面積約1 000 m2 , 其中:①自由表面流型(FWS)人工濕地450 m2 , 水深為30~ 100 cm, 水流徑道的孔隙率約為0. 8, 濕地中種植蘆葦、莎草,、香蒲,、水芙蓉等水生植物。②潛流型( SSF) 人工濕地186 m2 , 水深約為100 cm, 填充的濾材包括礫石,、牡蠣殼兩種, 孔隙率為0. 45, 系統(tǒng)中種植香蒲,、荸薺,、培地茅等水生植物,。③生態(tài)景觀池146 m2 , 其功能一方面能夠持續(xù)吸收水中的營養(yǎng)鹽, 另一方面可以水生植物作為生物指標, 觀察其生長狀況以了解水質(zhì)凈化的情況。同時也可作為園區(qū)景觀規(guī)劃的一部分,。池中以水生植物為主體, 這些水生植物除了具有觀賞的功能外, 還兼具持續(xù)吸收水中營養(yǎng)鹽及提供各類生物棲息場地的功能,。④步道與花木200 m2 , 基地剩余部分規(guī)劃為系統(tǒng)維護管理空間, 亦可整理成為參觀休憩的園區(qū)。場地周圍有斷面尺寸寬×深= 1 m× 0. 7 m 污水處理廠出水水渠,  

本研究分三個階段, 啟動期: 2006 年8~ 11 月, Q= 30 m3 / d, 水力負荷為0. 05 m/ d; 穩(wěn)定操作期Ⅰ: 2007 年4~ 6 月, Q= 70 m3 / d, 水力負荷為0. 11 m/ d; 穩(wěn)定操作期Ⅱ: 2007 年7~ 12 月, Q= 100 m3 / d, 水力負荷為0. 16 m/ d,。

2 啟動期

人工濕地系統(tǒng)自2006 年8 月開始啟動, 運行10 周后各項水質(zhì)平均值如表1 所示,。由于本濕地系統(tǒng)的進水為生活污水處理站的二級出水, 除NO-3- N 外, 進水各項水質(zhì)指標均較低, 經(jīng)人工濕地處理后, 可進一步削減污染量, 減少對環(huán)境的污染。

表1 中數(shù)據(jù)顯示NO-3-N 濃度在人工濕地中逐漸下降, 濕地出水NO-3-N 為14. 68 mg/ L, 去除率53%, 但其去除效率未達到文獻報道值[ 1, 2] ,。由于生活污水處理站已去除了大部分的有機物, 人工濕地系統(tǒng)進水的BOD5 與CODCr 均較低, 在進水有機物不足的條件下,人工濕地進行化硝化作用所需的碳源必須依賴濕地中的植物, 試驗中FWS 濕地的植物生長密度正逐步提高, 而SSF 濕地的植物生長密度仍不高, 因此濕地的植物所能提供的碳源仍十分有限, 濕地在NO-3-N 去除上的表現(xiàn)不如預期,。

NO-3-N 去除率FWS 濕地為25%, SSF 濕地為36% , SSF 濕地對NO- 3-N 的去除比FWS 濕地明顯。FWS 濕地的植物體可以直接存留于水體中提供碳源, 進行硝化作用,。SSF 濕地的植物則因石頭介質(zhì)的阻隔, 無法直接獲得碳源, 然而SSF 濕地的石頭介質(zhì)可以提供比FWS 濕地更多的表面積供硝化菌生長, 此外SSF 濕地進行硝化作用所需的碳源除了可由植物體根部提供外, 還可由FWS 濕地水體中尚未被微生物所利用的碳源, 進入SSF 濕地中獲得,。同時FWS 濕地中由于光合作用使得 DO 維持相當高的濃度( 4. 9~ 5. 7 mg / L) , 進而抑制硝化反應的發(fā)生, 反觀SSF 濕地中DO 濃度較低 ( DO 為1~ 2. 4 mg/ L) , 這也是SSF 濕地較適合硝化作用的原因之一。

3 穩(wěn)定操作期

于2007 年3 月將進水流量控制為70 m3 / d, 水力負荷為0. 11 m/ d,。表2 為4 個月后各項水質(zhì)平均值,。此期間濕地對污染物的去除效果明顯較啟動期高。例如TP, 經(jīng)人工濕地處理后, 有較明顯的去除效果, 從4. 84 mg/ L 降低至2. 34 mg/ L, 去除率58%,。

濕地除磷主要依賴濕地中底泥等介質(zhì)的吸附, 以及植物與微生物的攝取,。由于人工濕地已經(jīng)運行半年以上, 濕地中的介質(zhì)對磷的吸附可能已達飽和, 因此濕地中磷的去除主要為植物與微生物攝取。另外, 從表2 可看出FWS 濕地中的DO 維持在4 mg/ L 以上, SSF 的DO 維持在2 mg/ L 以上, 即使在較不易受到日光照射而衍生藻類的SSF 濕地系統(tǒng), 仍可維持一定的DO 濃度, 主要因為濕地中耗氧的有機物濃度并不高,。

從表2 可看出, NO- 3-N 去除率68. 12% , 此去除率已與文獻報道值相當[ 1,2] , 該人工濕地已經(jīng)進入穩(wěn)定適應期,。進一步比較FWS 與SSF 濕地對 NO- 3-N 的去除效能, FWS 濕地的NO- 3-N 去除率為43%, SSF 為44%, 兩者相當, 然而FWS 的 NO- 3-N 去除速率為2. 48 g / ( m2 d) , SSF 的去除速率為3. 61g/ ( m2 d) , SSF 濕地對NO- 3-N 的去除效果比FWS 濕地優(yōu)越。

4 穩(wěn)定操作期Ⅱ

于2007 年7 月將流量控制為100 m3 / d, 水力負荷為0. 16 m/ d,。表3 為6 個月后各項水質(zhì)平均值, 此期間濕地已經(jīng)穩(wěn)定運行,。

比較啟動期與穩(wěn)定操作期Ⅰ、Ⅱ, 人工濕地對于 NO- 3-N,、T P 的去除速率如圖2,、圖3 所示。穩(wěn)定操作期的人工濕地中各點去除速率均比啟動期高, 另外值得注意的是在穩(wěn)定操作期, 采樣點①的 NO- 3-N 去除速率遠高于其他各采樣點, 主要原因為濕地入流段底泥中的硝化菌受高濃度N O- 3-N 刺激, 硝化活性遠高于濕地中其他各點, 使?jié)竦厝肓鞫蔚?/span>N O- 3-N 去除比其他各點優(yōu)越; 反之, 在濕地啟動適應期階段并無類似的情形發(fā)生, 顯示濕地底泥中的硝化菌同樣處于適應期,。采樣點①總磷的去除速率也高于其他各采樣點, 主要原因是該處放置了水芙蓉等浮水性植物, 在經(jīng)常打撈的情況下, 水芙蓉可持續(xù)增長并攝取水中的磷[ 3, 4] ,。 

另外, 穩(wěn)定操作期濕地對其他污染物去除不如啟動期( 如NH3-N、T P 等) , 主要原因為啟動適應期的濕地植物生長快速, 對營養(yǎng)鹽的需求量較大, 故即使進入濕地中的營養(yǎng)鹽濃度相當?shù)?/span>, 經(jīng)濕地處理過后, 仍可獲得一定的處理效果, 因此若要使人工濕地對營養(yǎng)鹽等污染物保持良好的去除效果, 需對植物進行適當?shù)牟墒?/span>, 使?jié)竦刂械闹参锉３忠欢ǖ纳L速率,，同時可以查看中國污水處理工程網(wǎng)更多關于人工濕地深度處理污水的技術文檔,。

5 長期運行情況

人工濕地完工后必須持續(xù)管理與維護, 濕地的功能才能持續(xù)發(fā)揮, 本研究的人工濕地于2007 年6 月完工后, 進行試驗操作的時間約為1. 5 年, 待研究所需的數(shù)據(jù)收集完整后, 人工濕地的運行與維護即交由慈濟生活進行管理, 至目前已正常運行3 年。后續(xù)的運行管理維護狀況, 以及濕地是否仍維持當初試驗時的功能, 是值得關注的課題,。因此本文作者于2009 年7 月6~ 20 日前往該濕地場址采集水樣進行分析, 并記錄處理流量, 以了解其后續(xù)的運行維護狀況與功能評估,。

TN: 2009 年7 月7 日、21 日生活污水處理站曝氣量減半, 出水BOD5 依然很低, 原先在啟動期,、穩(wěn)定操作期Ⅰ,、穩(wěn)定操作期Ⅱ濕地出水NH3-N 濃度較小, NH3-N 在2009 年7 月7 日為30. 94 mg/ L、 21 日為57. 44 mg/ L, 濃度增加; NO- 3-N 在7 月7 日為0. 43 mg/ L,、21 日為0. 12 mg/ L, 濃度減少; 氮的種類由原來的NO- 3-N ( 由約37 mg/ L 降低為 0. 4 mg / L) 變成NH3-N( 由原來的0. 45 mg/ L 增加為30~ 57 mg / L) , 顯示目前濕地存在硝化和反硝化作用, 與文獻研究結果[ 5, 6] ,。

TP: 2009 年7 月7 日測得數(shù)據(jù)T P 進水3. 6 mg/ L, 出水7. 8 mg/ L, 濃度不減反增, 是因為沒有進行植物采收, 植物在水中腐爛而釋出磷。次日進行植物采收后, 于21 日測得T P 進水8. 2 mg/ L,、出水6. 1 mg / L, 濃度降低,。

6 結語

( 1) 生活污水處理站二級處理出水中, T N 組成主要污染物為NO- 3-N ( 約占TN 的80%~ 90%) , 平均濃度約為31. 04 mg / L, 經(jīng)FWS 濕地處理后, 濃度降低至23. 1 mg/ L, 再經(jīng)SSF 濕地處理后, 濃度可降低至14. 68 mg/ L, FWS 的N O- 3-N 去除率約為26%, SSF濕地約為36% , 整個濕地的N O- 3-N 去除率為53% 。顯示SSF 濕地對于NO- 3-N 的去除效能比FWS 濕地好,。

( 2) 研究過程中發(fā)現(xiàn), 生活污水處理站出水有機物平均濃度很低( BOD5 < 10 mg/ L) , 這種狀況不利于有機碳源的硝化反應, 使本研究的脫硝化速率常數(shù)較低, 解決方法如下:①適當減少污水處理站的曝氣量,。因為臺灣省環(huán)保署的放流水標準規(guī)定BOD5 30 mg/ L即可, 因此減少污水處理站的曝氣量不但能夠節(jié)省能源, 同時也可增加人工濕地系統(tǒng)中有助于硝化反應的有機碳源, 但曝氣量減少過多會造成硝化作用的不。②等待人工濕地系統(tǒng)運行穩(wěn)定。長期運行后的人工濕地系統(tǒng)中, 會累積一些植物體殘渣, 這些植物體在水體中會逐步釋放出有機物, 增進硝化作用。不過這種方法僅對FWS 濕地有效, 同時也較難控制。③將部分生活污水處理站的進水引入人工濕地系統(tǒng),。因為污水中含有較高的BOD5 , 可為硝化所利用, 人工濕地本身同時也具有硝化作用去除氨氮, 可起到減少生活污水處理站負荷及降低TN 的作用。

( 3) 雖然SSF 濕地硝化效能較佳, 且所需的土地面積較少, 但是相對于FWS 濕地其造價要高出許多。