摘要：以人工湿地系统处理医院污水处理站二级处理出水, 以达到深度降解并去除TN 的目的。设计总面积782 m2 人工湿地系统, 其中自由表面流型( FWS) 人工湿地450 m2 和潜流型( SSF) 人工湿地186 m2 , 最后连接生态景观池面积146 m2 , 每日平均抽取30 m3 污水( 二级处理出水) , 水力负荷为0. 05 m/ d。早期运行结果显示, TN 去除率为44% , NO-3-N 去除率FWS 湿地为15%, SSF 湿地为34%。试验进行到稳定运行期, 调高流量至70～ 100 m3 / d, 水力负荷为0. 11～ 0. 16 m/ d, 结果显示,NO-3-N 去除率达68%; 比较FWS 与SSF 湿地的NO- 3-N 的去除速率,FWS 湿地为2. 48 g/ ( m2 d) ,SSF 湿地为3. 61 g/ ( m2 d) 。SSF 湿地对NO-3-N 的去除效能比FWS 湿地好。

关键词：医院污水,人工湿地,自由表面流型,潜流型,总氮,硝酸氮

嘉义县位于台湾省中部地区, 属于亚热带季风气候, 全年气温以7 月最高, 1 月最低, 年平均温度 23. 3 ℃; 雨量丰富, 年平均降雨量2 000 mm。嘉义县慈济医院污水 处理站处理量1 000 m3 / d, 出水水质指标除T N 之外均符合台湾省2007 年放流水标准( 环保署0960065740 号) 。本研究以人工湿地作为深度处理设施以求达到降低TN 的目的。

1 湿地设置情况

湿地系统总面积约1 000 m2 , 其中:①自由表面流型(FWS)人工湿地450 m2 , 水深为30～ 100 cm, 水流径道的孔隙率约为0. 8, 湿地中种植芦苇、莎草、香蒲、水芙蓉等水生植物。②潜流型( SSF) 人工湿地186 m2 , 水深约为100 cm, 填充的滤材包括砾石、牡蛎壳两种, 孔隙率为0. 45, 系统中种植香蒲、荸荠、培地茅等水生植物。③生态景观池146 m2 , 其功能一方面能够持续吸收水中的营养盐, 另一方面可以水生植物作为生物指标, 观察其生长状况以了解水质净化的情况。同时也可作为园区景观规划的一部分。池中以水生植物为主体, 这些水生植物除了具有观赏的功能外, 还兼具持续吸收水中营养盐及提供各类生物栖息场地的功能。④步道与花木200 m2 , 基地剩余部分规划为系统维护管理空间, 亦可整理成为参观休憩的园区。场地周围有断面尺寸宽×深= 1 m× 0. 7 m 污水处理厂出水水渠, 人工湿地系统流程及采样点布置见图1。

本研究分三个阶段, 启动期: 2006 年8～ 11 月, Q= 30 m3 / d, 水力负荷为0. 05 m/ d; 稳定操作期Ⅰ: 2007 年4～ 6 月, Q= 70 m3 / d, 水力负荷为0. 11 m/ d; 稳定操作期Ⅱ: 2007 年7～ 12 月, Q= 100 m3 / d, 水力负荷为0. 16 m/ d。

2 启动期

人工湿地系统自2006 年8 月开始启动, 运行10 周后各项水质平均值如表1 所示。由于本湿地系统的进水为医院污水处理站的二级出水, 除NO-3- N 外, 进水各项水质指标均较低, 经人工湿地处理后, 可进一步削减污染量, 减少对环境的污染。

表1 中数据显示NO-3-N 浓度在人工湿地中逐渐下降, 湿地出水NO-3-N 为14. 68 mg/ L, 去除率53%, 但其去除效率未达到文献报道值[ 1, 2] 。由于医院污水处理站已去除了大部分的有机物, 人工湿地系统进水的BOD5 与CODCr 均较低, 在进水有机物不足的条件下, 人工湿地进行化硝化作用所需的碳源必须依赖湿地中的植物, 试验中FWS 湿地的植物生长密度正逐步提高, 而SSF 湿地的植物生长密度仍不高, 因此湿地的植物所能提供的碳源仍十分有限, 湿地在NO-3-N 去除上的表现不如预期。

NO-3-N 去除率FWS 湿地为25%, SSF 湿地为36% , SSF 湿地对NO- 3-N 的去除比FWS 湿地明显。FWS 湿地的植物体可以直接存留于水体中提供碳源, 进行硝化作用。SSF 湿地的植物则因石头介质的阻隔, 无法直接获得碳源, 然而SSF 湿地的石头介质可以提供比FWS 湿地更多的表面积供硝化菌生长, 此外SSF 湿地进行硝化作用所需的碳源除了可由植物体根部提供外, 还可由FWS 湿地水体中尚未被微生物所完全利用的碳源, 进入SSF 湿地中获得。同时FWS 湿地中由于光合作用使得 DO 维持相当高的浓度( 4. 9～ 5. 7 mg / L) , 进而抑制硝化反应的发生, 反观SSF 湿地中DO 浓度较低 ( DO 为1～ 2. 4 mg/ L) , 这也是SSF 湿地较适合硝化作用的原因之一。

3 稳定操作期

于2007 年3 月将进水流量控制为70 m3 / d, 水力负荷为0. 11 m/ d。表2 为4 个月后各项水质平均值。此期间湿地对污染物的去除效果明显较启动期高。例如TP, 经人工湿地处理后, 有较明显的去除效果, 从4. 84 mg/ L 降低至2. 34 mg/ L, 去除率58%。

湿地除磷主要依赖湿地中底泥等介质的吸附, 以及植物与微生物的摄取。由于人工湿地已经运行半年以上, 湿地中的介质对磷的吸附可能已达饱和, 因此湿地中磷的去除主要为植物与微生物摄取。另外, 从表2 可看出FWS 湿地中的DO 维持在4 mg/ L 以上, SSF 的DO 维持在2 mg/ L 以上, 即使在较不易受到日光照射而衍生藻类的SSF 湿地系统, 仍可维持一定的DO 浓度, 主要因为湿地中耗氧的有机物浓度并不高。

从表2 可看出, NO- 3-N 去除率68. 12% , 此去除率已与文献报道值相当[ 1,2] , 该人工湿地已经进入稳定适应期。进一步比较FWS 与SSF 湿地对 NO- 3-N 的去除效能, FWS 湿地的NO- 3-N 去除率为43%, SSF 为44%, 两者相当, 然而FWS 的 NO- 3-N 去除速率为2. 48 g / ( m2 d) , SSF 的去除速率为3. 61g/ ( m2 d) , SSF 湿地对NO- 3-N 的去除效果比FWS 湿地优越。

4 稳定操作期Ⅱ

于2007 年7 月将流量控制为100 m3 / d, 水力负荷为0. 16 m/ d。表3 为6 个月后各项水质平均值, 此期间湿地已经完全稳定运行。

比较启动期与稳定操作期Ⅰ、Ⅱ, 人工湿地对于 NO- 3-N、T P 的去除速率如图2、图3 所示。稳定操作期的人工湿地中各点去除速率均比启动期高, 另外值得注意的是在稳定操作期, 采样点①的 NO- 3-N 去除速率远高于其他各采样点, 主要原因为湿地入流段底泥中的硝化菌受高浓度N O- 3-N 刺激, 硝化活性远高于湿地中其他各点, 使湿地入流段的N O- 3-N 去除比其他各点优越; 反之, 在湿地启动适应期阶段并无类似的情形发生, 显示湿地底泥中的硝化菌同样处于适应期。采样点①总磷的去除速率也高于其他各采样点, 主要原因是该处放置了水芙蓉等浮水性植物, 在经常打捞的情况下, 水芙蓉可持续增长并摄取水中的磷[ 3, 4] 。

另外, 稳定操作期湿地对其他污染物去除不如启动期( 如NH3-N、T P 等) , 主要原因为启动适应期的湿地植物生长快速, 对营养盐的需求量较大, 故即使进入湿地中的营养盐浓度相当低, 经湿地处理过后, 仍可获得一定的处理效果, 因此若要使人工湿地对营养盐等污染物保持良好的去除效果, 需对植物进行适当的采收, 使湿地中的植物保持一定的生长速率，同时可以查看中国污水处理工程网更多关于人工湿地深度处理污水的技术文档。

5 长期运行情况

人工湿地完工后必须持续管理与维护, 湿地的功能才能持续发挥, 本研究的人工湿地于2007 年6 月完工后, 进行试验操作的时间约为1. 5 年, 待研究所需的数据收集完整后, 人工湿地的运行与维护即完全交由慈济医院进行管理, 至目前已正常运行3 年。后续的运行管理维护状况, 以及湿地是否仍维持当初试验时的功能, 是值得关注的课题。因此本文作者于2009 年7 月6～ 20 日前往该湿地场址采集水样进行分析, 并记录处理流量, 以了解其后续的运行维护状况与功能评估。

TN: 2009 年7 月7 日、21 日医院污水处理站曝气量减半, 出水BOD5 依然很低, 原先在启动期、稳定操作期Ⅰ、稳定操作期Ⅱ湿地出水NH3-N 浓度较小, NH3-N 在2009 年7 月7 日为30. 94 mg/ L、 21 日为57. 44 mg/ L, 浓度增加; NO- 3-N 在7 月7 日为0. 43 mg/ L、21 日为0. 12 mg/ L, 浓度减少; 氮的种类由原来的NO- 3-N ( 由约37 mg/ L 降低为 0. 4 mg / L) 变成NH3-N( 由原来的0. 45 mg/ L 增加为30～ 57 mg / L) , 显示目前湿地存在硝化和反硝化作用, 与文献研究结果一致[ 5, 6] 。

TP: 2009 年7 月7 日测得数据T P 进水3. 6 mg/ L, 出水7. 8 mg/ L, 浓度不减反增, 是因为没有进行植物采收, 植物在水中腐烂而释出磷。次日进行植物采收后, 于21 日测得T P 进水8. 2 mg/ L、出水6. 1 mg / L, 浓度降低。

6 结语

( 1) 医院污水处理站二级处理出水中, T N 组成主要污染物为NO- 3-N ( 约占TN 的80%～ 90%) , 平均浓度约为31. 04 mg / L, 经FWS 湿地处理后, 浓度降低至23. 1 mg/ L, 再经SSF 湿地处理后, 浓度可降低至14. 68 mg/ L, FWS 的N O- 3-N 去除率约为26%, SSF 湿地约为36% , 整个湿地的N O- 3-N 去除率为53% 。显示SSF 湿地对于NO- 3-N 的去除效能比FWS 湿地好。

( 2) 研究过程中发现, 医院污水处理站出水有机物平均浓度很低( BOD5 < 10 mg/ L) , 这种状况不利于有机碳源的硝化反应, 使本研究的脱硝化速率常数较低, 解决方法如下:①适当减少污水处理站的曝气量。因为台湾省环保署的放流水标准规定BOD5 低于30 mg/ L 即可, 因此减少污水处理站的曝气量不但能够节省能源, 同时也可增加人工湿地系统中有助于硝化反应的有机碳源, 但曝气量减少过多会造成硝化作用的不完全。②等待人工湿地系统运行稳定。长期运行后的人工湿地系统中, 会累积一些植物体残渣, 这些植物体在水体中会逐步释放出有机物, 增进硝化作用。不过这种方法仅对FWS 湿地有效, 同时也较难控制。③将部分医院污水处理站的进水引入人工湿地系统。因为污水中含有较高的BOD5 , 可为硝化所利用, 人工湿地本身同时也具有硝化作用去除氨氮, 可起到减少医院污水处理站负荷及降低TN 的作用。

( 3) 虽然SSF 湿地硝化效能较佳, 且所需的土地面积较少, 但是相对于FWS 湿地其造价要高出许多。

参考文献

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6  贺锋, 吴振斌, 陶箐, 等. 复合垂直流人工湿地污水处理系统硝化与反硝化作用. 环境科学, 2005, 26( 1) : 47～ 50 来源：给水排水 作者: 李超然