王　振,張彬彬,向　衡,樊　霆,杜宇能,李定心（.安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院,安徽 合肥006；.中石化綠源地?zé)崮荛_發(fā)有限公司,陜西 咸陽 7000；.安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)經(jīng)濟管理學(xué)院,安徽 合肥 006）

垂直潛流人工濕地堵塞及其運行效果影響研究

王振1*,張彬彬1,向衡2,樊霆1,杜宇能3,李定心1（1.安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院,安徽 合肥230036；2.中石化綠源地?zé)崮荛_發(fā)有限公司,陜西 咸陽 712000；3.安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)經(jīng)濟管理學(xué)院,安徽 合肥 230036）

在凈化豬場沼液中開展了垂直潛流人工濕地堵塞過程及其運行效能變化的研究.結(jié)果表明,人工濕地堵塞的主要成因是由于填料層中不可濾過性物質(zhì)的積累所致.不可濾過性物質(zhì)是由有機物和無機物組成,且大部分不可濾過性物質(zhì)的粒徑均超過 5.00 μm.填料層的孔隙率和水力傳導(dǎo)系數(shù)均隨系統(tǒng)運行時間的延長而減小,而填料層中被截留物質(zhì)的含量則隨系統(tǒng)運行時間的延長而增大,其空間變化特征均受到了系統(tǒng)中水力流態(tài)的影響；當系統(tǒng)HLR為0.02m3/（m2·d）時,VSSF在運行1380d后對豬場沼液的凈化開始惡化,系統(tǒng)對COD、TSS、TN、NH4+-N和TP的去除率分別降至37.31%、57.82%、20.80%、32.13%和51.18%.

垂直潛流人工濕地；堵塞；不可濾物質(zhì)；豬場沼液

調(diào)查表明,國內(nèi)外很多的養(yǎng)豬場限于資金和技術(shù)等原因通常直接采用多級串聯(lián)人工濕地系統(tǒng)處理豬場沼液［1-2］.其中,垂直潛流人工濕地（VSSF）因其較強的復(fù)氧能力和硝化能力而被視為是多級串聯(lián)人工濕地系統(tǒng)中脫氮的重要組成部分,且時常被置于串聯(lián)系統(tǒng)的前端［3-4］.然而,鑒于養(yǎng)豬廢水是一種高濃度的有機廢水,其TSS和有機物的含量較高［5］,如將其直接引入 VSSF,濕地填料層的堵塞風(fēng)險便會大大增加,進而會威脅到整個串聯(lián)濕地系統(tǒng)的運行效果與穩(wěn)定性.

填料層中合理的水力流態(tài)是保障VSSF正常運行的關(guān)鍵.當 VSSF發(fā)生堵塞后, 填料層的滲透系數(shù)會急劇下降,過水能力也隨之降低,濕地進水會直接雍積在填料層表面,惡化運行環(huán)境［6］.另外,雍水還會阻隔 O2向填料層內(nèi)擴散,降低污染物（尤其是有機物和NH4+-N）的去除效果,使出水指標達不到設(shè)計標準,并會縮短 VSSF的使用壽命［7-8］.在前期的研究中,筆者以厭氧預(yù)處理后的豬場沼液為處理對象,利用海蠣殼為濕地填料,通過優(yōu)化 VSSF的填料層及運行條件強化了其復(fù)氧能力與硝化能力［9］.然而,厭氧預(yù)處理雖能去除污水中部分的有機物和 TSS,但豬場沼液中有機物的含量仍較高,且難降解有機物所占的比例亦有所增加,VSSF的長期穩(wěn)定運行仍缺乏保障,極易發(fā)生填料層的堵塞.因此,有必要探究VSSF長期運行時其填料層的堵塞過程并考察此過程中系統(tǒng)凈化能力的變化.

在以往的同類型研究中,研究者們通常以低濃度污水（如生活污水等）為處理對象,設(shè)定遠遠高出人工濕地正常運行范圍的水力負荷（HLR）以開展?jié)竦叵到y(tǒng)的堵塞研究［10］,而相關(guān)研究成果的普遍性與精確性則值得商榷.鑒于此,本文中筆者針對豬場沼液的水質(zhì)特點,以前期研究中的VSSF為試驗裝置,探究其在正常運行過程中濕地填料層孔隙率和水力傳導(dǎo)系數(shù)的變化特征以及填料層堵塞對系統(tǒng)運行效能的影響,檢測濕地系統(tǒng)填料層中被截留物質(zhì)的積累和空間分布情況,并分析填料層中被截留物質(zhì)的成分和粒徑分布.期望通過該研究,初步探明VSSF在處理高濃度污水時系統(tǒng)的堵塞進程及其運行效能的變化,為今后人工濕地防堵塞措施的實施提供依據(jù)和參考,也為多級串聯(lián)人工濕地系統(tǒng)的設(shè)計提供幫助,進而最終實現(xiàn)養(yǎng)豬廢水的高效穩(wěn)定處理.

1　材料與方法

1.1試驗裝置

垂直潛流人工濕地（VSSF）試驗裝置位于溫室內(nèi).濕地面積為1m2（d=56cm）,濕地填料層厚度為 110cm：下層（100～110cm）為礫石支撐層（填充粒徑：20～50mm）；上層（0～100cm）為海蠣殼填料層.在前期研究中,海蠣殼被證明是一種理想的人工濕地填料［11］,本研究中使用到的海蠣殼取自某水產(chǎn)養(yǎng)殖場,經(jīng)粉碎過篩后填充于試驗裝置中,其粒徑分布如表1所示.VSSF運行之初,其填料層滲透系數(shù)與孔隙率分別為1.17×10-2cm/s和54.24%.前期研究亦表明,采用VSSF處理豬場沼液時,濕地植物對污染物的去除貢獻率很低［10-11］.為此,本研究為了屏蔽植物根系對濕地填料層堵塞的影響,VSSF內(nèi)并未種植植物.VSSF中水流的方向為自上而下：在填料層上方5cm處設(shè)置“Ω”型穿孔管作為濕地系統(tǒng)進水管,集水管則設(shè)置于距試驗裝置底部5cm處.為保證VSSF的復(fù)氧能力與硝化作用,系統(tǒng)水力負荷（HLR）設(shè)定為 0.02m3/ （m2·d）,濕干比設(shè)定為1：2［12］.試驗時間為2010年1月至2014年5月.

系統(tǒng)運行期間,對其不同深度范圍填料層的相關(guān)指標進行分析以考察VSSF的堵塞情況,不同深度范圍填料層分別編號為A層（0～25cm）、B層（25～50cm）、C層（50～75cm）和D層（75～100cm）.

表1　海蠣殼填料粒徑分布Table 1　Size distribution of oyster shell in the experiment

1.2進水水質(zhì)

濕地進水為經(jīng)過沼氣池和初沉池處理后的豬場沼液：COD平均濃度為 1536.77mg/L,BOD5平均濃度為570.32mg/L （BOD5/COD≈0.37）,TSS平均濃度為682.85mg/L,TN平均濃度為898.37mg/L,NH4+-N平均濃度為 789.03mg/L,有機氮（Organic N）平均濃度為108.96mg/L,NO3--N平均濃度為 0.15mg/L,NO2--N平均濃度為0.24mg/L,TP平均濃度為87.90mg/L,進水pH值平均為 7.74.由此可知,經(jīng)過厭氧沼氣池處理后,濕地系統(tǒng)進水（即豬場沼液）具有如下特點：其有機物、氮磷元素和TSS的含量仍較高,沼液的可生化性下降（即難降解有機物比例增加）,進水中TN則主要以NH4+-N為主.

1.3分析方法

1.3.1水樣采集及分析方法每4d采集濕地系統(tǒng)進出水水樣進行分析,水樣中COD、TSS、TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N和TP的分析方法均采用《水和廢水監(jiān)測分析方法》［13］中的方法.

1.3.2濕地填料層被截留物質(zhì)含量的測定 每30d采集濕地填料層中不同深度的填料樣品10mL,用200mL純水輕輕沖洗,然后用濾膜法測定洗脫液中被截留物質(zhì)的含量［14］,其計算方法如下：

總固體重（103～105℃蒸干）=可濾有機物+不可濾有機物+可濾無機物+不可濾無機物

總固體灼燒后重（600℃灼燒）=可濾無機物+不可濾無機物

溶解性固體重（0.45μm 濾膜過濾后 103～105

℃蒸干）=可濾有機物+可濾無機物

溶解性固體灼燒后重（600℃灼燒）=可濾無機物

其中濕地填料層被截留物質(zhì)總含量即為總固體重,不可濾物質(zhì)含量由不可濾有機物和不可濾無機物組成,有機物含量包括可濾有機物和不可濾有機物,試驗測得的不可濾物質(zhì)重量和有機物質(zhì)重量分別減去空白值即為濕地填料層被截留的不可濾物質(zhì)和有機物質(zhì)成分的重量.另外,本研究還通過不同孔徑的濾膜來測定濕地填料層中被截留不可濾物質(zhì)的粒徑分布,即將不可濾物質(zhì)的粒徑劃分為0.45～2.00、2.00～5.00、≥5.00μm三類.

1.3.3濕地填料層生物膜含量的測定采用“超聲+化學(xué)剝落法”［15］去除填料表面的生物膜,而后通過重量法計算出濕地填料層中生物膜的含量.

1.3.4濕地填料層孔隙率和水力傳導(dǎo)系數(shù)的測定填料層孔隙率和水力傳導(dǎo)系數(shù)的測定方法采用文獻［16］中的方法.

1.3.5試驗數(shù)據(jù)試驗數(shù)據(jù)采用 Microsoft Excel 2010、Origin 8.5和SPSS 21.0等軟件處理.

2　結(jié)果與分析

2.1濕地填料層表面雍水面積的變化特征

VSSF在運行過程中其填料層表面的雍水面積變化如圖1所示.由圖1可知,VSSF在運行的前1380d內(nèi)其填料層表面的雍水面積為0m2,即系統(tǒng)填料層表面并無雍水現(xiàn)象發(fā)生.而當系統(tǒng)運行時間超過1380d時,填料層表面開始發(fā)生雍水現(xiàn)象,之后隨著運行時間的延長,填料層表面雍水面積不斷增大,最終當系統(tǒng)運行時間為1560d時,填料層表面雍水面積增至1.00m2,積水完全覆蓋了填料層表面,VSSF的運行環(huán)境嚴重惡化.

圖1　系統(tǒng)填料層表面雍水面積變化Fig.1　The variation of ponding area in VSSF

2.2濕地填料層水力傳導(dǎo)系數(shù)與孔隙率的變化特征

填料層的水力傳導(dǎo)系數(shù)是反映填料層滲流特性的一個綜合指標［17］.VSSF在運行過程中其不同深度范圍填料層的水力傳導(dǎo)系數(shù)變化如圖2所示.由圖2可知,系統(tǒng)中不同深度范圍填料層的水力傳導(dǎo)系數(shù)變化具有明顯的空間特征,這主要是由VSSF中污水的水流方向決定的.在VSSF運行的前1080d內(nèi),填料層的平均水力傳導(dǎo)系數(shù)維持在 1.17×10-2cm/s.而當系統(tǒng)運行時間超過1080d時,A層和B層的水力傳導(dǎo)系數(shù)開始下降,當系統(tǒng)運行時間為1380d時,A層和B層的水力傳導(dǎo)系數(shù)分別降至 0.82×10-2cm/s和 0.96× 10-2cm/s,此時填料層的平均水力傳導(dǎo)系數(shù)為1.00×10-2cm/s.之后隨著運行時間的延長,A層和B層水力傳導(dǎo)系數(shù)的下降趨勢加快,當系統(tǒng)運行時間為1560d時,A層和B層的水力傳導(dǎo)系數(shù)分別降至0.07×10-2cm/s和0.13×10-2cm/s,此時填料層的平均水力傳導(dǎo)系數(shù)為0.46×10-2cm/s.與A層和B層相比,系統(tǒng)運行過程中C層與D層水力傳導(dǎo)系數(shù)的變化相對平緩,當系統(tǒng)運行時間為1560d時,C層與D層的水力傳導(dǎo)系數(shù)分別降至0.78×10-2cm/s和0.94×10-2cm/s.

圖2　系統(tǒng)不同深度填料層水力傳導(dǎo)系數(shù)的變化Fig.2　The variation of hydraulic conductivity coefficient at different depths in VSSF

圖3　系統(tǒng)不同深度填料層孔隙率的變化Fig.3　The variation of effective porosity at different depths in VSSF

另外,由圖3可知,由于受到VSSF中污水水流方向的影響,系統(tǒng)中不同深度范圍填料層的孔隙率變化與水力傳導(dǎo)系數(shù)的變化規(guī)律一致. 在VSSF運行之初,系統(tǒng)填料層的平均孔隙率為54.51%.隨著運行時間的延長,A層、B層、C層和 D層的孔隙率均呈現(xiàn)出不同程度的下降.其中,A層和B層孔隙率的下降趨勢明顯高于C層和D層.當系統(tǒng)運行時間為1080d時,A層和B層的孔隙率分別降至43.62%和48.85%,此時填料層的平均孔隙率為 49.63%.而當系統(tǒng)運行時

間超過1080d時,A層和B層孔隙率的下降趨勢加快,當系統(tǒng)運行時間為1380d時,A層和B層孔隙率分別降至 30.45%和37.18%,填料層的平均孔隙率亦降至 40.42%.當運行時間超過 1380d 時,A層和 B層孔隙率的下降趨勢進一步加快,當系統(tǒng)運行時間為1560d時,A層和B層孔隙率已分別降至3.41%和10.24%,填料層的平均孔隙率則降至 20.35%,從而使得該層的水力傳導(dǎo)系數(shù)亦降至最低值,雍水面積則增至 1.00m2.與其水力傳導(dǎo)系數(shù)的變化特征類似,在系統(tǒng)運行期間,C層與 D層孔隙率的變化較為平緩,當運行時間為1560d時,C層與D層的孔隙率分別降至31.23%和36.52%.

2.3垂直潛流人工濕地堵塞成因分析

2.3.1填料層中被截留物質(zhì)積累情況及生物膜含量變化在污水處理過程中,VSSF填料層中被截留物質(zhì)含量和生物膜含量的變化規(guī)律如圖4和圖5所示.由圖4和圖5可知,系統(tǒng)填料層中被截留物質(zhì)含量與生物膜含量均隨運行時間的延長而增加,且其具有明顯的空間分布特征,這主要還是受到系統(tǒng)中污水水流方向的影響.當系統(tǒng)運行時間為180d時,系統(tǒng)A層和B層中的被截留物質(zhì)含量和生物膜含量分別為0.87, 0.64mg/mL、0.63,0.56mg/mL,而C層和D層中的被截留物質(zhì)含量和生物膜含量分別為 0.31, 0.24mg/mL、0.27,0.25mg/mL,此時系統(tǒng)不同深度范圍填料層的孔隙率和水力傳導(dǎo)系數(shù)均無明顯變化.當系統(tǒng)運行時間增至1080d時,系統(tǒng)填料層中被截留物質(zhì)和生物膜的平均含量分別為4.24,0.82mg/mL,其中,A層、B層、C層和D層中被截留物質(zhì)和生物膜的含量分別為 8.20, 1.39mg/mL、4.36,0.98mg/mL、2.63,0.50mg/mL、1.75,0.43mg/mL,此時不同深度范圍填料層（尤其是A層和B層）的孔隙率和水力傳導(dǎo)系數(shù)均開始下降.當系統(tǒng)繼續(xù)運行至1380d時,系統(tǒng)填料層中被截留物質(zhì)和生物膜的平均含量分別增至 8.10, 0.84mg/mL,其中A層和B層中被截留物質(zhì)的含量分別增至15.48,10.48mg/mL,致使A層和B層的孔隙率和水力傳導(dǎo)系數(shù)的下降趨勢均明顯加快,填料層表面開始雍水,而A層和B層中的生物膜含量則趨于穩(wěn)定（1.41,0.99mg/mL）,C層和D層中的生物膜含量分別增至 0.52,0.45mg/mL.當系統(tǒng)最終運行至1560d時,填料層被截留物質(zhì)和生物膜的平均含量達13.64,0.85mg/mL,A層和B層中被截留物質(zhì)和生物膜的含量分別達 24.62, 1.44mg/mL、15.16,0.99mg/mL,此時填料層表面雍水面積增至 1.00m2,系統(tǒng)填料層的平均孔隙率和平均水力傳導(dǎo)系數(shù)分別降至 20.35%,0.46× 10-2cm/s,與A層和B層相比,系統(tǒng)運行過程中C層與D層中的被截留物質(zhì)的增量較小,當系統(tǒng)運行至1560d時,C層與D層中被截留物質(zhì)的含量分別為8.73,6.24mg/mL,明顯低于A層和B層.與此同時,C層與D層中的生物膜含量亦趨于穩(wěn)定（0.52,0.45mg/mL）.

圖4　系統(tǒng)不同深度填料層被截留物質(zhì)含量的變化Fig.4　The variation of clogging substance concentration at different depths in VSSF

圖5　系統(tǒng)不同深度填料層生物膜含量的變化Fig.5　The variation of biofilm concentration at different depths in VSSF

圖6　不同運行階段系統(tǒng)不同深度填料層被截留物質(zhì)形態(tài)分析Fig.6　Morphological analysis of clogging substance at different depths in VSSF during different operation stages

2.3.2填料層中被截留物質(zhì)成分分析當VSSF運行時間分別為1080、1380和1560d時,對系統(tǒng)填料層中的被截留物質(zhì)進行成分分析,結(jié)果如圖6所示.由圖6可知,當系統(tǒng)運行至1080d時,A層和B層中被截留物質(zhì)的主要成分均為不可濾有機物（5.03,2.80mg/mL）,其含量分別占被截留物質(zhì)總量的61.38%和57.41%,不可濾無機物的含量分別為1.67,1.20mg/mL,其含量分別占被截留物質(zhì)總量的20.42%和24.61%.當系統(tǒng)繼續(xù)運行至1380d時,A層和B層中被截留物質(zhì)的主要成分仍均為不可濾有機物,其含量分別增至 8.56,5.43mg/mL.同時,A層和 B層中不可濾無機物的含量均亦有所增加,其含量分別增至被截留物質(zhì)總量的 35.46%和37.21%.而后當系統(tǒng)運行時間為1560d時,A層和B層中被截留物質(zhì)的主要成分均為不可濾有機物和不可濾無機物（10.66,11.01mg/mL、6.41, 7.30mg/mL）,其中對于A層,其不可濾有機物和不可濾無機物的含量分別占該層被截留物質(zhì)總量的43.29%和44.74%,而對于B層,其不可濾有機物和不可濾無機物的含量分別占該層被截留物質(zhì)總量的42.26%和48.15%.由圖7還可知,在系統(tǒng)的不同運行階段,C層和D層中被截留物質(zhì)的成分異于A層和B層.當系統(tǒng)運行至1080d時,C層和D層中被截留物質(zhì)的主要成分均為不可濾無機物（1.73,1.20mg/mL）,當系統(tǒng)繼續(xù)運行至1380d時,C層和 D層中被截留物質(zhì)的主要成分仍均為不可濾無機物,其含量分別增至 4.13,3.11mg/mL.與此同時,兩層中不可濾有機物的含量有所提高,分別增至 1.39,0.96mg/mL.而后當系統(tǒng)運行至 1560d 時,C層和D層中的被截留物質(zhì)仍以不可濾無機物為主,且C層和D層中不可濾無機物和不可濾有機物的含量分別為 6.00,1.88mg/mL、4.18, 1.32mg/mL.

由上述試驗結(jié)果可推斷,垂直潛流人工濕地發(fā)生堵塞的成因主要是由于填料層中不可濾物質(zhì)的積累造成的.

2.3.3填料層中不可濾物質(zhì)的粒徑分析當VSSF運行至1560d時,對系統(tǒng)填料層中不可濾物質(zhì)的粒徑分布進行了檢測,結(jié)果如表2所示.由表2可知,系統(tǒng)填料層中大部分不可濾物質(zhì)的粒徑均＞5.00μm.對系統(tǒng)進、出水中不可濾物質(zhì)的粒徑分布亦進行了監(jiān)測（表2）,可知系統(tǒng)進、出水中粒徑＞5.00μm的不可濾物質(zhì)含量基本相等,由此可推斷VSSF填料層中較高含量的＞5.00μm的不可濾物質(zhì)并非由進水引起,而應(yīng)該是由不同粒徑的不可濾物質(zhì)逐漸凝聚積累而形成的.

表2　系統(tǒng)不同深度填料層中不同粒徑的不可濾物質(zhì)含量分布（mg/L）Table 2　The concentration distribution of non-filterable materials with different particle size at different depths in VSSF （mg/L）

2.4垂直潛流人工濕地的運行效果

運行期間VSSF對養(yǎng)豬廢水中污染物的去除效果如圖7所示.由圖7可知,在系統(tǒng)運行的前1380d 內(nèi),系統(tǒng)對TSS的去除率為（93.95±1.80）%,而當運行時間超過1380d時,即系統(tǒng)填料層表面開始雍水時,系統(tǒng)對TSS的去除率亦開始降低,當系統(tǒng)運行時間為1560d時,系統(tǒng)對TSS的去除率降至57.82%.

由圖 7亦可知,在系統(tǒng)運行期間,VSSF對COD和NH4+-N的去除率均明顯地呈現(xiàn)出先升高后減小的趨勢.在運行階段的前180d內(nèi),VSSF 對COD和NH4+-N的去除率均逐步提高,當系統(tǒng)運行時間為180d時,VSSF對COD和NH4+-N的去除率分別增至 67.98%和 84.86%.之后在180～1080d期間,系統(tǒng)對COD和NH4+-N的去除率趨于穩(wěn)定,此階段COD和NH4+-N的平均去除率分別為（71.55±1.60）%和（89.38±3.48）%.當系統(tǒng)自 1080d運行至 1380d時,VSSF對 COD和NH4+-N的去除率均開始下降,分別由 72.19%和86.73%降至62.16%和49.28%.而后,系統(tǒng)對COD 和 NH4+-N的去除率持續(xù)下降,當運行時間為1560d時,VSSF對COD和NH4+-N的去除率已分別降至37.32%和32.13%.

本研究亦分析了運行期間系統(tǒng)的 TN去除率及其出水中NOx--N和NH4+-N的濃度變化（圖4）.VSSF在運行期間對 TN的去除率一直不高,平均去除率僅為31.25%.系統(tǒng)出水中NOx--N和NH4+-N濃度的變化特征卻較為明顯,且兩者的變化特征恰好相反.當系統(tǒng)自180d運行至1080d 時,系統(tǒng)出水中 NOx--N的平均含量較高,為（387.33±132.20） mg/L,出水中NH4+-N的濃度則為（83.83±27.82） mg/L,由此表明VSSF具有較強的硝化能力.當運行時間超過1380d時,系統(tǒng)出水中的NOx--N濃度逐漸下降,最終降至1560d時的0.38mg/L,與此同時,出水中 NH4+-N的濃度隨之上升,最終升至1560d時的535.52mg/L,由此表明隨著系統(tǒng)堵塞過程的加劇,VSSF的硝化能力遭到削弱,系統(tǒng)對NH4+-N的去除效果惡化.

VSSF對TP的去除率則隨運行時間的延長而降低.在運行階段的前1080d內(nèi),系統(tǒng)對TP的去除效果較好,平均去除率可達（95.47±1.96）%；當運行時間超過1080d后,VSSF對TP的去除率開始下降,由 1080d的 94.40%降至 1380d的74.08%；而當運行時間超過1380d后,系統(tǒng)對 TP的去除效果惡化,當系統(tǒng)運行至 1560d時,VSSF 對TP的去除率降至51.18%.

由此可知,在180～1080d期間,系統(tǒng)對污水中的TSS、COD、NH4+-N和TP均具有較高的去除率.其中,適宜的HLR和“干濕比”運行方式,使得 VSSF具備了較強的復(fù)氧能力［70～100g/ （m2·d）］［18］,進而強化了系統(tǒng)的硝化能力及其對有機物的降解能力,有效地提高了系統(tǒng)對 NH4+-N 和 COD的去除效果,亦為后續(xù)濕地單元的反硝化提供了充足的電子受體.研究表明,海蠣殼對磷素的理論飽和吸附量高達 32.90mg/g［19］,高性能除磷填料的填充則保證了VSSF對TP的高效去除.然而,當運行時間超過1080d后,VSSF填料層的堵塞開始顯著影響系統(tǒng)的復(fù)氧能力,尤其是在系統(tǒng)發(fā)生雍水之后（即 t＞1380d）,VSSF的堵塞進程加劇,導(dǎo)致填料層中DO濃度進一步降低,進而嚴重削弱了VSSF的凈化能力（尤其是硝化能力）,從而導(dǎo)致了系統(tǒng)對NH4+-N和COD去除效果的惡化,出水中NOx--N的濃度亦隨之降低.與此同時,濕地填料表面的生物膜厚度不斷增加,填料層間隙中不可濾物質(zhì)的積累量亦不斷增大,最終阻礙了填料對磷素的吸附沉淀作用［20-21］,使得系統(tǒng)的TP去除率在運行后期不斷下降.

另外,鑒于VSSF的反硝化能力有限［22］,使得系統(tǒng)在180～1080d期間對TN的去除效果一直不盡理想,出水中氮素以 NOx--N為主.而當 VSSF的堵塞情況嚴重后,系統(tǒng)的硝化能力也遭到削弱,使得系統(tǒng)的 TN去除效果進一步變差,出水中氮素則以NH4+-N為主.

圖7　垂直潛流人工濕地運行效果Fig.7　Contaminants removal of VSSF during the operational period

3　討論

在前期研究中,筆者通過優(yōu)化VSSF的組成、結(jié)構(gòu)及運行方式在一定程度上強化了系統(tǒng)的凈化能力.然而,上述試驗結(jié)果表明,在豬場沼液的處理過程中,VSSF在運行1080d （≈2.96年）后即開始發(fā)生填料層的堵塞.當運行時間超過 1560d（≈4.27年）時,VSSF的填料層完全堵塞,基本喪失了凈化污水的能力.如前所述,VSSF的HLR設(shè)定為0.02m3/（m2·d）,則系統(tǒng)在運行穩(wěn)定期內(nèi)的COD負荷和 TSS負荷分別約為 28.81g/（m2·d）和12.83g/（m2·d）.通常認為,當人工濕地系統(tǒng)的COD 與TSS負荷不高于20.00和5.00g/（m2·d）時,濕地填料層的堵塞問題才不會凸顯［10］.因此,對本研究而言,VSSF中過高的COD負荷與TSS負荷是影響其填料層堵塞過程加劇的重要因素,這與Winter［23］的研究結(jié)果一致.

VSSF的填料層發(fā)生堵塞時,具體表現(xiàn)為濕地填料層的孔隙率和水力傳導(dǎo)系數(shù)明顯降低,填料層表面嚴重雍水,從而阻礙O2向填料層內(nèi)部擴散,進而惡化了 VSSF的運行環(huán)境及其對污水的處理效果.由試驗結(jié)果可知,VSSF填料層的堵塞過程可分為以下5個階段.

（1） 0～180d：此階段屬 VSSF運行的適應(yīng)期,系統(tǒng)A層和B層中的生物膜逐漸開始形成,由于填料層的吸附截留作用及 SS自身的沉淀作用,進水中的 SS亦開始在填料層中的孔隙中積累.此時,系統(tǒng)填料層的孔隙率下降趨勢緩慢,填料層的水力傳導(dǎo)系數(shù)亦無明顯變化.另外,由于填料層中的生物膜逐漸形成,VSSF對COD、TSS、TN 和 NH4+-N的去除效果亦逐步提高,該階段系統(tǒng)對 TP的去除率高達（93.91±3.53）%,說明填料表面生物膜的生長尚未影響到系統(tǒng)的除磷效果.

（2） 180～1080d：此階段屬VSSF運行的穩(wěn)定期,系統(tǒng)A層和B層中的生物膜已初步形成且厚度不斷增加.生物膜外側(cè)則形成了初期底物層（主要由多糖類物質(zhì)、聚脲類物質(zhì)、有機物和無機物組成,由于多糖類物質(zhì)和聚尿類物質(zhì)能形成低密度的凝膠狀結(jié)構(gòu),所以可以有效地網(wǎng)捕污水中未被分解的有機物和無機物顆粒［24-25］）,設(shè)此時底物層中的物質(zhì)分解速率為vd（包括有機物降解和無機物遷移兩部分）,進水中的有機物和無機物在原底物層上積累的速率為 va,生物膜的增長速率為 vb,則此時 va+vb≤vd.因此,系統(tǒng)填料層的孔隙率稍有下降,而填料層的水力傳導(dǎo)系數(shù)仍無明顯變化.另外,由于填料層中的生物膜已形成且趨于穩(wěn)定,VSSF對COD、SS、TN和NH4+-N的去除效果亦趨于穩(wěn)定,該階段系統(tǒng)對 TP的平均去除率仍維持在（95.86±1.22）%,即填料表面生物膜的生長仍未影響到系統(tǒng)的除磷效果.

（3） 1080～1380d：此階段屬VSSF的堵塞初期,系統(tǒng)C層和D層中的生物膜厚度不斷增加,而A層和B層中的生物膜趨于穩(wěn)定,且此時在底物層上：va+vb≥vd.由此導(dǎo)致A層和B層的水力傳導(dǎo)系數(shù)和孔隙率均隨運行時間的延長呈現(xiàn)下降趨勢.另外,VSSF對COD、SS、TN和NH4+-N的去除效果較為穩(wěn)定,但該階段系統(tǒng)對 TP的平均去除率開始下降,即填料表面的生物膜和填料層中的被截留物質(zhì)影響到了系統(tǒng)的除磷效果.

（4） 1380～1560d：此階段屬VSSF的堵塞加速期,系統(tǒng)C層和D層中的生物膜亦趨于穩(wěn)定,A層和 B層中底物層的厚度仍不斷增加,此時 va+ vb＞＞vd且被截留物質(zhì)之間的黏力大于水流的沖刷力,由此造成A層和B層中底物層逐漸充滿填料間孔隙,從而使得兩層的孔隙率與水力傳導(dǎo)系數(shù)迅速下降,填料層表面也開始出現(xiàn)雍水的表觀現(xiàn)象.另外,由于系統(tǒng)填料層的堵塞顯著阻礙了其大氣復(fù)氧作用,VSSF對COD和NH4+-N的去除效果開始惡化,生物膜與底物層厚度的進一步增加削弱了A層和B層對磷素的吸附沉淀作用,致使系統(tǒng)對TP的平均去除率繼續(xù)下降.

（5） ≥1560d：此階段屬VSSF的完全堵塞期,系統(tǒng)A層和B層中的水力傳導(dǎo)系數(shù)和孔隙率已分別降至 0.07×10-2cm/s和 3.41%,0.13×10-2cm/s和10.24%.系統(tǒng)填料層表面的雍水面積不斷增加直至完全積水.VSSF對COD、TSS、TN、NH4+-N和TP的去除率分別降至37.31%、57.82%、20.80%、32.13%和51.18%,即VSSF的運行環(huán)境已完全惡化.

由此可知,在VSSF的運行過程中,尤其是其填料層中的生物膜形成之后,污水中不同粒徑的懸浮或膠體狀態(tài)的底物會凝聚和吸附在填料生物膜的表面,進而形成大粒徑的累積物,最終造成有機物和無機物的共同積累,即濕地填料層生物膜生長引起的不可濾物質(zhì)的積累是VSSF發(fā)生堵塞的主要成因.

目前,在我國的許多地區(qū),人工濕地正越來越多的應(yīng)用于高濃度畜禽養(yǎng)殖污水的處理,與此同時,濕地系統(tǒng)的堵塞問題也引起了越來越廣泛的關(guān)注.目前,人工濕地系統(tǒng)的防堵塞對策主要有：（1） 對濕地進水進行預(yù)處理；（2） 選擇合適的填料粒徑及級配；（3） 采取合理的進水方式；（4）采取曝氣充氧的措施；（5） 選取合適的濕地植物；（6） 更換濕地填料；（7） 施用微生物抑制劑或者溶菌劑；（8） 向系統(tǒng)中投加蚯蚓；（9） 采用停床、輪休措施［26］.由于人工濕地堵塞是一個涉及物理、化學(xué)和生物等領(lǐng)域的極其復(fù)雜的過程,因此在今后的研究工作中,只有通過深入研究其內(nèi)在機理,建立更為精確、適用范圍更廣的數(shù)學(xué)模型才能準確預(yù)測人工濕地的運行周期和使用壽命,并提出更為合理的防堵塞對策與措施,最終為人工濕地的長期穩(wěn)定運行提供保障.

4　結(jié)論

4.1垂直潛流人工濕地發(fā)生堵塞的成因主要是由于填料層中不可濾物質(zhì)的積累,大部分不可濾物質(zhì)的粒徑均＞5.00μm.

4.2填料層中被截留物質(zhì)的含量隨濕地系統(tǒng)運行時間的延長而增大,且填料層中被截留物質(zhì)的空間分布特征受到系統(tǒng)中水力流態(tài)的影響.

4.3填料層的孔隙率和水力傳導(dǎo)系數(shù)均隨濕地系統(tǒng)運行時間的延長而減小,填料層孔隙率和水力傳導(dǎo)系數(shù)的空間變化特征亦受到系統(tǒng)中水力流態(tài)的影響,填料層中被截留物質(zhì)的增加則會直接導(dǎo)致填料層孔隙率和水力傳導(dǎo)系數(shù)的減少.

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Clogging of vertical subsurface flow constructed wetland and its effects on purifying efficiency.

WANG Zhen1*, ZHANG Bin-bin1, XIANG Heng3, FAN Ting1, DU Yu-neng2, LI Ding-xin1（1.School of Resources and Environment, Anhui Agricultural University, Hefei 230036, China；2.Sinopec Green Energy Geothermal Development Corporation Limited, Xianyang 712000, China；3.College of Economics and Management, Anhui Agricultural University, Hefei 230036, China）.

China Environmental Science, 2015,35（8）：2494～2502

The clogging of vertical subsurface flow constructed wetland （VSSF） and its effects on purifying efficiency were investigated during treating digested swine wastewater. The results suggest that accumulation of non-filterable material in substratum layer was the main cause resulting clogging in the VSSF, and the non-filterable material consists of both organic substances and inorganic substances, which sizes of the most part of granular non-filterable material were larger than 5.00 micrometers. Porosity and hydraulic conductivity of the substratum layer decreased, and the content of the non-filterable material in the substratum layer increased correspondingly with the operation of the VSSF. The spatial variation profiles of them alone the vertical direction depended on vertical flow state of the wastewater fed onto the substratum layer. As the hydraulic loading rate was kept at 0.02m3/（m2·d）, the purification effect of the VSSF deteriorated after operations of 1380 days, which the removal efficiencies of COD, TSS, TN, ammonium nitrogen and TP declined to 37.31%, 57.82%, 20.80%, 32.13% and 51.18%, respectively.

vertical subsurface flow constructed wetland；clogging；non-filterable materials；digested swine wastewater

X142

A

1000-6923（2015）08-2494-09

2014-12-10

國家自然科學(xué)基金項目（41101485；31300395）；安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)青年科學(xué)基金重點項目（2013ZR010；2013ZR025）

* 責(zé)任作者, 講師, zwang@ahau.edu.cn

王振（1985-）,男,山東德州人,安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院講師,主要從事污水生物資源化處理與回用技術(shù)研究.發(fā)表論文20余篇.