A2O与人工湿地组合工艺处理长三角平原地区农村生活污水的效果

夏斌, 盛晓琳, 许枫, 施君源, 黄召伟, 刘锐. A2O与人工湿地组合工艺处理长三角平原地区农村生活污水的效果[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 181-192. doi: 10.12030/j.cjee.202002103
引用本文: 夏斌, 盛晓琳, 许枫, 施君源, 黄召伟, 刘锐. A2O与人工湿地组合工艺处理长三角平原地区农村生活污水的效果[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 181-192. doi: 10.12030/j.cjee.202002103
XIA Bin, SHENG Xiaolin, XU Feng, SHI Junyuan, HUANG Zhaowei, LIU Rui. Performance of A2O combined with constructed wetland on treating rural domestic sewage in plain areas of Yangtze River delta region, China[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 181-192. doi: 10.12030/j.cjee.202002103
Citation: XIA Bin, SHENG Xiaolin, XU Feng, SHI Junyuan, HUANG Zhaowei, LIU Rui. Performance of A2O combined with constructed wetland on treating rural domestic sewage in plain areas of Yangtze River delta region, China[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 181-192. doi: 10.12030/j.cjee.202002103

A2O与人工湿地组合工艺处理长三角平原地区农村生活污水的效果

    作者简介: 夏斌(1994—),男,硕士研究生。研究方向:水污染控制工程。E-mail:813278284@qq.com
    通讯作者: 刘锐(1973—),女,博士,研究员。研究方向:水污染控制工程。E-mail:1393612924@qq.com
  • 基金项目:
    国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07206-004)
  • 中图分类号: X523

Performance of A2O combined with constructed wetland on treating rural domestic sewage in plain areas of Yangtze River delta region, China

    Corresponding author: LIU Rui, 1393612924@qq.com
  • 摘要: 对嘉兴海宁的28座A2O+水平流人工湿地(horizontal flow constructed wetland,HFCWs)和46座A2O+垂直流人工湿地(vertical flow constructed wetland,VFCWs)进行采样,测试了进出水COD、NH3-N、TN、TP和SS,评价了出水稳定性及稳定达标率,比较研究了2种组合工艺对农村生活污水的处理效果及设计和运行问题。结果表明:A2O+VFCWs的出水稳定达标率高于A2O+HFCWs;A2O+VFCWs的出水水质稳定性在冬季较好,但在夏季较差。A2O+VFCWs组合工艺对COD、NH3-N、TN和TP的平均去除率,在冬季为(82.0±18.5)%、(94.8±8.8)%、(49.3±16.8)%和(50.9±16.8)%,在夏季为(72.5±13.2)%、(80.0±16.9)%、(30.0±17.8)%和(30.7±18.9)%,对污染物去除起主要作用的单元是VFCWs。而A2O+HFCWs组合工艺,对COD、NH3-N、TN和TP的平均去除率在冬季为(59.3±21.4)%、(79.1±19.9)%、(42.3±17.3)%和(25.0±10.2)%,在夏季为(62.2±18.0)%、(58.1±30.8)%、(40.6±20.0)%和(28.9±15.7)%,对污染物去除起主要作用的单元是A2O。A2O+VFCWs的A2O单元对TN和TP的平均去除率,在冬季为(20.7±16.3)%和(15.6±10.2)%,在夏季为(20.4±11.9)%和(12.6±13.9)%,而A2O+HFCWs的A2O单元对TN和TP的平均去除率,在冬季为(33.2±16.3)%和(25.0±10.2)%,在夏季为(31.3±24.1)%和(21.9±17.4)%,2种组合工艺中的A2O单元去除效果均不理想,可能与进水碳氮比太低,且排泥少有关。A2O+VFCWs的 A2O单元对各污染物去除率明显低于A2O+HFCWs,主要原因是有效容积偏小且溶解氧控制不够。A2O+VFCWs的VFCWs单元对COD、NH3-N、TN和TP的平均去除率,在冬季为(58.8±25.4)%、(61.4±24.4)%、(22.7±8.5)%和(27.4±21.2)%,比HFCWs分别高出16.0%、36.9%、1.3%和9.5%,在夏季为(59.9±25.0)%、(71.6±26.5)%、(38.3±32.8)%和(39.2±32.9)%,比HFCWs高出28.8%、52.6%、10.5%和5.0%,这主要得益于VFCWs较低的设计水力负荷和较低的出水口位置。综合上述结果,建议该县级市从结构和运行2方面着手进行提升改造。
  • 在饮用水处理工艺中,超滤(utrafiltration,UF)技术因其优异的固液分离性能和出水生物安全性,已成为第三代净水工艺的核心技术[1-3],但超滤对有机物的低去除能力使其必须和其他净水技术联合使用才能保证出水水质[4-6]。吸附和预氧化是应用最广泛的膜前预处理技术[7-9]。一方面,在众多吸附剂中,磁性阴离子交换树脂(magnetic anion exchange resin,MIEX)是近年来为针对水中天然有机物(natural organic matter,NOM)去除而专门开发的一种新型树脂[10]。MIEX树脂颗粒的粒径约为150~180 μm,是传统树脂粒径的1/5~1/2倍,因而具有更大的比表面积和更低的固相传质阻力,可以提供更多的吸附活性点位[11]。与水处理中最常用的吸附剂粉末活性炭(powder activated carbon,PAC)相比,MIEX对有机物的去除速率是PAC的40倍,而且去除的有机物分子质量范围也较PAC更广泛[12]。已有大量的研究证明,MIEX对NOM、消毒副产物以及离子型污染物都有很好的去除效果[13-15]。作为一种新兴的吸附净水技术,MIEX正在受到越来越多的关注[16-17]。另一方面,在众多的预氧化技术中,高铁酸盐(FeO24)作为一种新型绿色高效氧化剂[18-19],集氧化、吸附和絮凝于一体,能够有效消减水中各类有机污染物[20-21]。高铁酸盐具有比传统氧化剂更高的氧化电势(在酸性条件下为E0=2.20 V,在碱性条件下为E0=0.72 V),而且没有消毒副产物生成[22]。同时高铁酸盐还具有微絮凝效应,其氧化有机物后会在水中形成新生态氢氧化铁胶体,能够进一步去除水中的颗粒态和胶体态污染物[23]。目前,高铁酸盐已被广泛用于污水、废水和给水的水质净化等领域[24-27]

    众多周知,氧化法能够破坏大分子的结构,进而将其转化为小分子化合物,吸附则优先去除小分子有机物。因此,将氧化和吸附耦合作为UF的预处理工艺,可使得两者在净水方面存在较好的协同效果。但是,高铁酸盐预氧化和MIEX吸附在净水方面的性能差异对比,以及二者耦合是否存在明显的协同净水效应,还未见有研究报道。基于此,本研究以地表水模拟微污染水源水,系统地对比分析了MIEX吸附和高铁酸钾(K2FeO4)预氧化在有机物去除性能方面的差异,探讨了两者在净水性能方面存在协同效应的可能性,从水质净化角度为UF预处理工艺的筛选优化提供参考。

    实验所用MIEX由澳大利亚ORICA公司生产并提供,平均粒径为180 μm。为保持性能,MIEX在使用前放置在饱和NaCl浓盐水中避光保存。每次使用时,取出适量MIEX置于烧杯中,用超纯水多次清洗至上清液电导率和纯水基本相同后备用[28]。树脂投加量按充分沉降后的湿体积计算。实验所用K2FeO4购自天津三江科技有限公司(纯度为99%,主要杂质为NaCl≤0.46%、Pb≤0.001%、As≤0.000 1%、水不溶物≤0.2%、干燥失重(150 ℃)≤1.0%)。在本实验中,高铁酸钾的投加方式为固体粉末投加。

    实验中使用的原水来自于天津工业大学泮湖,使用前将湖水静置24 h去除较大颗粒物和表层悬浮物。稀释1倍后作为本实验进水,以模拟微污染水源水。实验进水综合水质特征为:实验原水的pH为8.31~8.37、浊度为1.93~1.96 NTU、UV254为0.187 1~0.190 0 cm−1、DOC为8.51~8.55 mg·L−1、电导率为1 716~1 718 mS·cm−1SO24为140.2~143.4 mg·L−1

    K2FeO4预氧化实验和MIEX吸附实验均在ZR4-6型混凝实验搅拌仪中进行。搅拌速度为100 r·min−1,吸附和预氧化时间均为60 min。反应结束后沉淀30 min,取上清液经0.45 µm滤膜过滤后,再进行水质测定分析。

    pH使用HACH 2100AN型测定仪测定;浊度采用HACH2100Q型便携式浊度检测仪测定;UV254采用Agilent Craay60 UV-Vis紫外分光光度计进行测定;DOC采用岛津TOC-Vcph测定仪进行测定;有机物分子质量分布采用高效凝胶色谱分析,使用美国Waters公司生产的Waters 1515-2414型高效凝胶色谱仪,检测器为Waters 2414示差折光检测器,标准物质为聚乙二醇。实验进水中亲、疏水NOM组分的制备根据沈兆欢[29]提供的方法进行。

    水样的三维荧光光谱(three-dimensional fluorescence spectrum, 3D-EEM)分析采用Perkin Elmer LS50B型荧光分光光度计(Perkin Elmer, New Jersey, USA)在室温(25 ℃)下进行。激发波长(excitation wavelength, Ex)为200~500 nm,扫描步长5 nm,发射波长(emission wavelength, Em)为200~600 nm,扫描步长为1 nm。激发和发射单色仪的狭缝宽度均设定为5 nm,扫描速度为1200 nm·min−1。采用荧光区域整合(fluorescence regional integration, FRI)技术对3D-EEM光谱数据进行分析。该方法先对3D-EEM图像及数据进行分区,激发-发射荧光光谱响应值矩阵分区与有机物种类对应关系[30]表1所示。根据每个分区面积占总面积的比例计算每个区域的乘法因子Fi,再根据式(1)和式(2)计算标准化3D-EEM区域响应体积Φi,n,得出有机物构成情况[31]

    表 1  激发-发射荧光光谱响应值矩阵分区与有机物种类对应关系
    Table 1.  Corresponding relationship between the matrix partition of excitation-emission fluorescence spectra response values and the types of organic matters
    区域Em/nmEx/nm有机物类别
    250~325200~250类酪氨酸类蛋白质
    325~380200~250类色氨酸类蛋白质
    380~500200~250类富里酸
    250~380250~400可溶微生物代谢产物
    380~500250~400类腐殖酸
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    Φi=exemI(λexλem)ΔλexΔλem (1)
    Φi,n=FiΦi (2)

    式中:I(λexλem)为三维荧光各点响应值总和;Fi为3D-EEM每个区域的乘法因子;Δλem为发射光谱扫描步长,nm;Δλex为激发光谱扫描步长,nm;Φi,n为3D-EEM区域响应体积。

    为评价K2FeO4预氧化和MIEX吸附两者之间的协同效应,采用协同效应系数评估两者对各项指标的协同去除情况,协同效应系数[32]根据式(3)进行计算。

    S=ηAηBηAηBηAB

    式中:S为协同效应系数;ηA为MIEX对有机物的去除率;ηB为K2FeO4对有机物的去除率;ηAB为MIEX和K2FeO4联合对有机物的去除率。当S>1时,表明两者有协同作用。

    1) MIEX和K2FeO4对有机物总量的去除。图1(a)图1(b)分别为MIEX和K2FeO4投加量对DOC和UV254去除效果的影响规律,两者的去除率随MIEX和K2FeO4投加剂量的变化趋势相同。当MIEX的投加量由5 mL·L−1增至20 mL·L−1时,MIEX对DOC的去除率由17.7%增至50.9%,之后DOC的去除率明显有所减缓。MIEX规律在UV254的去除率方面表现更加明显,去除率由5 mL·L−1投加量下的48.7%增至20 mL·L−1投加量下的71.9%,之后去除率不再有明显变化。当K2FeO4投加量(以Fe计)由4.23 mg L−1增加至16.92 mg·L−1时,DOC的去除率由12.8%增至35.3%,UV254的去除率由14.4%增至53.0%。此后,DOC和UV254的去除率增长幅度均随K2FeO4投加量的进一步增加而明显减缓。在MIEX和K2FeO4的实验投加量范围内,MIEX对DOC和UV254的去除率均明显高于K2FeO4预氧化,这说明MIEX对总有机物和芳香族类有机物的去除效果均优于K2FeO4预氧化工艺。

    图 1  不同剂量MIEX和K2FeO4对有机物去除效果
    Figure 1.  Removal of organic matters by MIEX adsorption and K2FeO4 oxidation at different dosages

    2) MIEX和K2FeO4对不太亲疏水组分有机物的去除。图2为MIEX和K2FeO4预氧化对不同亲疏水组分有机物的去除效果。需要特别指出的是,基于图1所得到的实验结果,在图2及后续实验中,K2FeO4和MIEX的投加量分别设定在16.92 mg·L−1和20 mL·L−1。在本实验中,通过树脂分级制备方法将原水中NOM组分分成疏水酸性组分(HoA)、疏水碱性组分(HoB)、疏水中性组分(HoN)、弱疏水组分(WHo)和亲水性组分(HiM),原水中总疏水总分(THo)是各疏水组分含量之和。对比MIEX吸附和K2FeO4预氧化对这些组分的去除率可以发现,MIEX吸附对每种单一疏水组分和疏水性NOM总量(THo)的去除率均相差不大,为44.9%~51.6%,但对亲水性组分的去除率明显高于疏水性组分,去除率可高达76.9%。相比之下,K2FeO4预氧化只对疏水酸性和疏水碱性组分的去除率较高,去除率分别为47.3%和50.5%,与MIEX的去除率相差不大,对疏水酸性组分的去除率甚至略高于MIEX。但K2FeO4预氧化对疏水中性组分的去除率仅为27.5%,对弱疏水组分几乎没有去除(去除率仅为7.8%),这些均远远弱于MIEX的去除效果。K2FeO4预氧化对亲水性组分不但没有去除,预氧化出水中亲水性组分反而增加了21.5%,同时考虑到预氧化对总NOM的去除率为33.8%,这再次证实了预氧化能够促使某些疏水性NOM组分向亲水性NOM转化[33]

    图 2  MIEX和K2FeO4对亲疏水组分去除效果
    Figure 2.  Removal of hydrophilic and hydrophobic components by MIEX adsorption or K2FeO4 oxidation

    3) MIEX和K2FeO4对不同种类有机物的去除效果分析。采用3D-EEM荧光光谱考察了MIEX吸附和K2FeO4预氧化对水中不同类型有机物的去除效果。图3(a)为原水的三维荧光光谱,图3(b)图3(c)分别为MIEX吸附和K2FeO4预氧化出水的三维荧光光谱。原水在经上述2种预处理后,各组分有机物的荧光强度均有显著降低,其中,MIEX吸附对各组分有机物的消减幅度比K2FeO4预氧化更加明显。通过对三维荧光光谱进行荧光区域整合分析可以看出,原水中5种有机物质所占比例分别为类酪氨酸类蛋白质(Ⅰ)6.30%、类色氨酸类蛋白质(Ⅱ)8.56%、类富里酸(Ⅲ)19.08%、可溶微生物代谢产物(Ⅳ)33.51%和类腐殖酸(Ⅴ)32.55%。显然原水中IV和V类有机物占据主要成分,总占比为66.06%。MIEX对Ⅰ和Ⅳ类有机物去除率较低,仅为20.0%和26.2%;但对Ⅱ、Ⅲ和Ⅴ类有机物的去除率均较高,分别为52.5%、54.0%和56.7%。K2FeO4对Ⅰ、Ⅳ和Ⅴ类有机物的去除率均较低,去除率分别为16.6%、14.4%和17.7%;对Ⅱ类去除率较高,为46.2%,其次为Ⅲ类物质,去除率为39.3%。上述结果表明,MIEX对水中的Ⅱ、Ⅲ、Ⅴ类有机物有着较高的去除率,而K2FeO4优先去除水中II类有机物。两者对Ⅲ类物质均有较高的去除率,但对Ⅰ类物质的去除率均较低。

    图 3  三维荧光光谱分区及FRI分析
    Figure 3.  Three-dimensional fluorescence spectra and FRI analysis

    4) MIEX和K2FeO4对不同相对分子质量有机物的去除效果。对实验原水进行高效凝胶色谱分析发现,原水中有机物主要是中、小分子质量的有机物,其主要集中在10~15、1.7~2.7和0.2~1 kDa(图4)。通过对这3个分子质量区间对应的峰面积进行积分计算可知,MIEX对这3个分子质量的有机物均有很好的吸附和去除,由分子质量由高到低的3个峰所对应的去除率依次为60.7%、65.7%、74.9%。显然,MIEX对分子质量为0.2~1 kDa有机物的去除率最高,这与YU等[7]的研究结论是一致的。

    图 4  水中有机物分子质量分布
    Figure 4.  Molecular weight distribution of organic matters in water

    K2FeO4预氧化对3个分子质量有机物的去除率由分子质量由高到低依次为31.3%、74.4%和34.8%。从去除率来看,K2FeO4预氧化对分子质量为1.7~2.7 kDa有机物的去除率最高,优于MIEX。对10~15 kDa有机物去除能力弱于MIEX。理论上,K2FeO4预氧化对分子质量为10~15 kDa有机物的去除率应该优于1.7~2.7 kDa的有机物,但测定结果却表明,预氧化对这一小分子有机物的去除率很低,这应该是因为高铁酸钾对更高分子质量的有机物去除并没有达到完全矿化,而是将大分子有机物氧化分解成小分子有机物,最终导致预氧化出水小分子有机物的去除率并不高[34]

    1) K2FeO4和MIEX在有机物总量去除方面的协同效应分析。在对比了K2FeO4预氧化和MIEX吸附净水效果的差异之后,实验进一步分析了K2FeO4预氧化耦合MIEX吸附在净水性能方面的协同效应。图5反映了两者在有机物总量去除方面的协同效应。K2FeO4-MIEX联合处理对DOC的去除率可达84.7%,比单独MIEX吸附提高了33.8%,比单独K2FeO4预氧化提高了49.4%,两者对DOC去除的协同系数为2.08,这说明两者在有机物总量消减方面具有显著的协同去除效应。在对芳香族化合物(UV254)的去除方面,K2FeO4-MIEX联合处理对UV254的去除率为89.2%,比单独MIEX提高了17.3%,比单独K2FeO4预氧化提高了36.2%,两者对UV254去除的协同系数为1.22,也表现出一定的协同去除效应。

    图 5  MIEX和K2FeO4对有机物去除效果
    Figure 5.  Removal of organic matters by MIEX adsorption and K2FeO4oxidation

    2) K2FeO4和MIEX在亲疏水组分去除方面的协同性。图6反映了K2FeO4-MIEX联合预处理对水中亲疏水有机物组分的协同去除率。经过K2FeO4预氧化协同MIEX吸附处理以后,对每一种单一疏水组分、总疏水性有机物以及亲水性有机物的去除效果均有明显的提升,最明显的是对亲水性有机物的去除效果。联合处理去除率为87.6%,比单独MIEX吸附提高11.1%,比单独K2FeO4预氧化提高109.1%,对应的协同效应系数高达2.34。这是因为MIEX对亲水组分的去除率明显高于对疏水组分的去除率,而K2FeO4预氧化则能促使一部分疏水组分转化为亲水组分(图2),更有利于MIEX的吸附去除。此外,联合预处理对弱疏水性有机物也表现出一定的协同去除效应,对应的协同效应系数为1.30,这可能是K2FeO4预氧化促使一部分疏水性组分向弱疏水性组分转化,而MIEX对弱疏水性组分的去除率又远高于K2FeO4的结果。

    图 6  MIEX和K2FeO4对亲疏水组分协同去除效果
    Figure 6.  Synergistic removals of hydrophilic and hydrophobic components by MIEX and K2FeO4

    3) K2FeO4和MIEX在不同种类有机物去除方面的协同性。如图7所示,三维荧光光谱分析结果表明,K2FeO4-MIEX联合处理对五类有机物质的去除效果都较单独处理有一定改善,其中是对原水中主要成分Ⅴ类有机物的联合去除率改善最为明显,联合去除率高达77.3%,比单独MIEX吸附提高20.6%,比单独K2FeO4预氧化提高59.6%,对应的协同效应系数高达1.57。其次,联合预处理对MIEX和K2FeO4都不擅长去除的I类有机物也表现出一定的协同去除效应,协同效应系数为1.29。MIEX和K2FeO4对Ⅴ类和Ⅰ类有机物都表现出协同去除效应的原因可能有2点:一方面,类腐殖质和类酪氨酸类蛋白质都属于大分子质量有机物,MIEX对中小分子质量有机物去除率较高,但对大分子质量有机物去除率较差[7];而K2FeO4预氧化可以把大分子质量有机物分解成为小分子质量的有机物,但很难完全矿化,所以去除率并不高[35];但将两者联合时,K2FeO4可以先通过预氧化将这些大分子质量物质分解为中小分子质量的化合物,然后其再被MIEX吸附去除,所以联合预处理的效果较2种单独预处理方法均有明显改善。另一方面,K2FeO4预氧化的副产物会产生氢氧化铁,有微絮凝效应,但形成的絮体尺度很小,扫捕能力较弱[23]。当预氧化出水进入膜反应器与MIEX混合后,氢氧化铁微絮凝体在MIEX的微磁场作用下会发生磁絮凝效应,矾花尺度明显变大,这会使絮凝体对大分子物质的扫捕沉淀效果进一步加强[36]

    图 7  K2FeO4-MIEX出水FRI分析
    Figure 7.  FRI analysis of effluent after K2FeO4-MIEX treatment

    4) K2FeO4和MIEX对不同分子质量有机物的协同去除效应。图8反映了K2FeO4和MIEX联合预处理对不同分子质量有机物的去除效果。联合预处理对3个分子质量的有机物均较单独预处理有明显提高,联合去除率随分子质量由高到低依次达到了72.0%、90.2%和86.2%。协同效应结果表明,K2FeO4和MIEX在去除分子质量为0.2~1 kDa有机物时表现出了明显的协同效应,对应的协同效应系数为1.20。根据图4的结果可知,K2FeO4预氧化将大分子质量有机物转化为0.2~1 kDa的小分子有机物,而MIEX对分子质量0.2~1 kDa的有机物的去除效率最高,因此,K2FeO4和MIEX对这一分子质量的有机物表现出较好的协同效应。本实验所用原水中分子质量高于15 kDa的有机物几乎没有,进水中有机物分子质量分布整体偏低,这致使K2FeO4预氧化将大分子质量有机物转化为中小分子质量有机物的效果不是特别明显,导致K2FeO4和MIEX之间的协同效应系数比预期偏低,但这种协同去除效应的存在是毋庸置疑的。

    图 8  K2FeO4-MIEX处理前后水中有机物分子质量分布
    Figure 8.  Molecular weight distribution of organic matters before and after K2FeO4-MIEX treatment

    1)在微污染水源水净化实验中,MIEX吸附工艺对总有机物和芳香族类有机物的去除效果均好于K2FeO4预氧化工艺, K2FeO4-MIEX联合处理工艺效果较单独MIEX吸附工艺提高了33.8%,较单独K2FeO4预氧化工艺提高了49.4%,两种工艺在有机物总体去除方面表现出很好的协同效应。

    2) K2FeO4-MIEX联合处理工艺对类色氨酸类蛋白质有机物的去除效果均较单独处理有明显改善,其中,对腐殖酸类有机物的协同去除效果最为明显,协同去除效应系数高达1.57。此外,二者在类酪氨酸类蛋白质的去除方面也表现出较好的协同去除能力,在一定程度上弥补了两种单独工艺对类酪氨酸类蛋白质去除能力较弱的缺陷。

    3) K2FeO4预氧化工艺对疏水酸性和疏水碱性组分的去除率较高,同时增加了出水中的亲水性有机物含量;MIEX吸附工艺对亲水性组分的去除率明显高于疏水性组分,这使得K2FeO4-MIEX联合预处理工艺对亲水组分去除具有显著的协同效应,协同去除系数高达2.34。此外,二者在弱疏水性有机物的去除方面也有一定的协同去除效应,对应的协同效应系数为1.30。

    4)凝胶色谱结果表明,MIEX吸附工艺对小分子质量的有机物去除率最高,K2FeO4预氧化工艺在有效去除中等分子质量有机物的同时,又促进了原水中大分子质量有机物向小分子质量有机物的转化,使得K2FeO4-MIEX联合预处理工艺对分子质量为0.2~1 kDa的有机物表现出明显的协同去除效应。

  • 图 1  2种组合工艺流程图

    Figure 1.  Flow chart of two combination processes

    图 2  稳定达标率、稳定达标率系数与不同变异系数的关系

    Figure 2.  Dependence of the standard compliance rate and the coefficient of the standard compliance rate on the variation coefficient

    图 3  2种组合工艺在冬夏两季的出水标准差系数

    Figure 3.  Standard deviation coefficients of effluents from the two combined processes in winter and summer

    图 4  2种组合工艺的A2O与人工湿地单元在冬夏两季的污染物去除占比

    Figure 4.  Pollutant removal ratio of A2O and constructed wetland units in the two combined processes in winter and summer

    图 5  2种组合工艺的A2O单元在冬夏两季对各污染物的去除效率

    Figure 5.  Pollutant removal of A2O units in the two combined processes in winter and summer

    图 6  2种组合工艺的人工湿地单元在冬夏两季对各污染物的去除率

    Figure 6.  Pollutant removal of constructed wetlands units in the two combined technologies in winter and summer

    表 1  2种组合工艺的冬季和夏季水质

    Table 1.  Water quality of the two combined processes in winter and summer

    季节工艺类型抽检设施/座沿程水质NH3-N/(mg∙L−1)TN/(mg∙L−1)TP/(mg∙L−1)COD/(mg∙L−1)SS/(mg∙L−1)
    冬季A2O+HFCWs16A2O进水28.4±14.138.4±19.12.7±1.240.7±29.615.4±15.0
    A2O出水13.6±12.226.0±12.82.3±1.130.2±26.316.6±23.2
    湿地出水6.8±7.520.4±9.12.0±0.916.1±9.29.6±19.0
    A2O+VFCWs8A2O进水36.2±27.146.6±28.83.7±2.845.8±44.2107.4±189.7
    A2O出水31.4±26.940.0±24.23.2±2.244.1±41.516.1±24.0
    湿地出水4.0±3.133.1±21.41.9±0.912.8±2.913.1±17.3
    夏季A2O+HFCWs29A2O进水45.2±17.353.4±18.65.1±1.8144.8±64.394.0±44.4
    A2O出水25.1±20.641.3±20.04.3±1.664.7133.833.4±16.0
    湿地出水24.0±19.035.7±19.33.8±1.553.0±29.527.0±19.4
    A2O+VFCWs21A2O进水38.2±27.346.6±27.04.9±2.9102.8±84.268.9±61.2
    A2O出水32.1±26.240.9±36.44.3±2.799.5±132.949.3±43.5
    湿地出水11.3±17.036.4±21.53.9±2.528.0±24.317.8±17.6
    季节工艺类型抽检设施/座沿程水质NH3-N/(mg∙L−1)TN/(mg∙L−1)TP/(mg∙L−1)COD/(mg∙L−1)SS/(mg∙L−1)
    冬季A2O+HFCWs16A2O进水28.4±14.138.4±19.12.7±1.240.7±29.615.4±15.0
    A2O出水13.6±12.226.0±12.82.3±1.130.2±26.316.6±23.2
    湿地出水6.8±7.520.4±9.12.0±0.916.1±9.29.6±19.0
    A2O+VFCWs8A2O进水36.2±27.146.6±28.83.7±2.845.8±44.2107.4±189.7
    A2O出水31.4±26.940.0±24.23.2±2.244.1±41.516.1±24.0
    湿地出水4.0±3.133.1±21.41.9±0.912.8±2.913.1±17.3
    夏季A2O+HFCWs29A2O进水45.2±17.353.4±18.65.1±1.8144.8±64.394.0±44.4
    A2O出水25.1±20.641.3±20.04.3±1.664.7133.833.4±16.0
    湿地出水24.0±19.035.7±19.33.8±1.553.0±29.527.0±19.4
    A2O+VFCWs21A2O进水38.2±27.346.6±27.04.9±2.9102.8±84.268.9±61.2
    A2O出水32.1±26.240.9±36.44.3±2.799.5±132.949.3±43.5
    湿地出水11.3±17.036.4±21.53.9±2.528.0±24.317.8±17.6
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    表 2  2种组合工艺出水在冬夏两季的稳定达标率与偏差系数

    Table 2.  Stable compliance rates and deviation coefficients of effluents from the two combined processes in winter and summer

    季节工艺名称稳定达标率/%偏差系数
    NH3-NTPCODSSNH3-NTPCODSS
    冬季A2O+VFCWs99.988.710093.8−1.02−1.21−0.82−0.77
    A2O+HFCWs97.286.510090.8−1.01−1.48−0.75−0.77
    夏季A2O+VFCWs89.844.598.185.3−1.151.13−1.09−1.12
    A2O+HFCWs66.332.393.158.00.281.16−1.270.37
    季节工艺名称稳定达标率/%偏差系数
    NH3-NTPCODSSNH3-NTPCODSS
    冬季A2O+VFCWs99.988.710093.8−1.02−1.21−0.82−0.77
    A2O+HFCWs97.286.510090.8−1.01−1.48−0.75−0.77
    夏季A2O+VFCWs89.844.598.185.3−1.151.13−1.09−1.12
    A2O+HFCWs66.332.393.158.00.281.16−1.270.37
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出版历程
  • 收稿日期:  2020-02-19
  • 录用日期:  2020-05-09
  • 刊出日期:  2021-01-10
夏斌, 盛晓琳, 许枫, 施君源, 黄召伟, 刘锐. A2O与人工湿地组合工艺处理长三角平原地区农村生活污水的效果[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 181-192. doi: 10.12030/j.cjee.202002103
引用本文: 夏斌, 盛晓琳, 许枫, 施君源, 黄召伟, 刘锐. A2O与人工湿地组合工艺处理长三角平原地区农村生活污水的效果[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 181-192. doi: 10.12030/j.cjee.202002103
XIA Bin, SHENG Xiaolin, XU Feng, SHI Junyuan, HUANG Zhaowei, LIU Rui. Performance of A2O combined with constructed wetland on treating rural domestic sewage in plain areas of Yangtze River delta region, China[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 181-192. doi: 10.12030/j.cjee.202002103
Citation: XIA Bin, SHENG Xiaolin, XU Feng, SHI Junyuan, HUANG Zhaowei, LIU Rui. Performance of A2O combined with constructed wetland on treating rural domestic sewage in plain areas of Yangtze River delta region, China[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 181-192. doi: 10.12030/j.cjee.202002103

A2O与人工湿地组合工艺处理长三角平原地区农村生活污水的效果

    通讯作者: 刘锐(1973—),女,博士,研究员。研究方向:水污染控制工程。E-mail:1393612924@qq.com
    作者简介: 夏斌(1994—),男,硕士研究生。研究方向:水污染控制工程。E-mail:813278284@qq.com
  • 1. 上海师范大学环境与地理科学学院,上海 200030
  • 2. 浙江清华长三角研究院生态环境研究所,浙江省水质科学与技术重点实验室,嘉兴 314006
  • 3. 嘉兴市住房和城乡建设局,嘉兴 314000
基金项目:
国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07206-004)

摘要: 对嘉兴海宁的28座A2O+水平流人工湿地(horizontal flow constructed wetland,HFCWs)和46座A2O+垂直流人工湿地(vertical flow constructed wetland,VFCWs)进行采样,测试了进出水COD、NH3-N、TN、TP和SS,评价了出水稳定性及稳定达标率,比较研究了2种组合工艺对农村生活污水的处理效果及设计和运行问题。结果表明:A2O+VFCWs的出水稳定达标率高于A2O+HFCWs;A2O+VFCWs的出水水质稳定性在冬季较好,但在夏季较差。A2O+VFCWs组合工艺对COD、NH3-N、TN和TP的平均去除率,在冬季为(82.0±18.5)%、(94.8±8.8)%、(49.3±16.8)%和(50.9±16.8)%,在夏季为(72.5±13.2)%、(80.0±16.9)%、(30.0±17.8)%和(30.7±18.9)%,对污染物去除起主要作用的单元是VFCWs。而A2O+HFCWs组合工艺,对COD、NH3-N、TN和TP的平均去除率在冬季为(59.3±21.4)%、(79.1±19.9)%、(42.3±17.3)%和(25.0±10.2)%,在夏季为(62.2±18.0)%、(58.1±30.8)%、(40.6±20.0)%和(28.9±15.7)%,对污染物去除起主要作用的单元是A2O。A2O+VFCWs的A2O单元对TN和TP的平均去除率,在冬季为(20.7±16.3)%和(15.6±10.2)%,在夏季为(20.4±11.9)%和(12.6±13.9)%,而A2O+HFCWs的A2O单元对TN和TP的平均去除率,在冬季为(33.2±16.3)%和(25.0±10.2)%,在夏季为(31.3±24.1)%和(21.9±17.4)%,2种组合工艺中的A2O单元去除效果均不理想,可能与进水碳氮比太低,且排泥少有关。A2O+VFCWs的 A2O单元对各污染物去除率明显低于A2O+HFCWs,主要原因是有效容积偏小且溶解氧控制不够。A2O+VFCWs的VFCWs单元对COD、NH3-N、TN和TP的平均去除率,在冬季为(58.8±25.4)%、(61.4±24.4)%、(22.7±8.5)%和(27.4±21.2)%,比HFCWs分别高出16.0%、36.9%、1.3%和9.5%,在夏季为(59.9±25.0)%、(71.6±26.5)%、(38.3±32.8)%和(39.2±32.9)%,比HFCWs高出28.8%、52.6%、10.5%和5.0%,这主要得益于VFCWs较低的设计水力负荷和较低的出水口位置。综合上述结果,建议该县级市从结构和运行2方面着手进行提升改造。

English Abstract

  • 人工湿地对污水中的氮、磷污染物有很好的去除效果,而且具有投资成本低、维护管理方便和不产生二次污染等优点[1],在农村生活污水处理领域具有广阔的应用前景。目前,人工湿地在农村生活污水中的应用以潜流式为主,包括水平流人工湿地(horizontal flow constructed wetland,HFCWs)和垂直流人工湿地(vertical flow constructed wetland,VFCWs),设计时通常参考国家环保部发布的《人工湿地污水处理工程技术规范》(HJ 2005—2010)。该规范主要适用于城镇污水厂出水深度处理,HFCWs与VFCWs水力负荷建议取值为0.015~0.5 m3∙(m2∙d)−1和0.2~0.8 m3∙(m2∙d)−1;针对农村水质水量变化大、地区之间差别大的情况,参数取值的适宜性尚需探讨。

    长三角平原地区人口密度高、环境负荷大、土地资源紧缺,且位于太湖流域,环境敏感性高,近年来对农村生活污水治理与达标排放的要求越来越严格,处理工艺也因此由最初的单纯厌氧池或单纯人工湿地系统慢慢演变为生物处理+人工湿地组合工艺。在生物处理+人工湿地组合工艺中,生物处理被认为担任去除有机污染物、悬浮物和脱氮除磷的主要角色,普遍采用在市政污水处理效果较好的A2O (anaerobic-anoxic-oxic)工艺。污水经生物处理后,可降低后续人工湿地单元的进水浓度,在进一步去除氮磷、稳定出水水质的同时,减少湿地的占地面积[2]。农村生活污水的水量和水质受季节、时段的影响变化大[3],设施进水碳氮比低、运行过程中溶解氧控制调整难[4-7],这些因素均将增加A2O和人工湿地在处理农村生活污水中充分硝化和高效脱氮除磷方面的难度,从而影响设施效果的发挥。

    本研究以嘉兴海宁的农村生活污水处理设施为研究对象,实地抽检了11个乡镇内28座A2O与VFCWs组合工艺(A2O+VFCWs)设施和46座A2O与HFCWs组合工艺(A2O+HFCWs)设施,运用统计学方法比较了2种组合工艺处理农村生活污水的出水稳定性及稳定达标率,分析了A2O单元和人工湿地单元对污染物去除的各自贡献率,剖析了2种组合工艺的设计与运行问题,旨在为组合工艺今后脱氮除磷的性能提升提供参考。

  • 在海宁市11个乡镇随机选取74座A2O与人工湿地组合工艺设施,开展现场调研和水质检测(表1),其中冬季和夏季各抽检A2O+VFCWs设施8和21座,A2O+HFCWs设施16和29座,设计处理规模覆盖10~80 t∙d−1。冬季交予第3方运维企业的设施数量为504座,其中,30 t∙d−1以下(包含30 t∙d−1)为401座,超过30 t∙d−1设施数量为103座,夏季交予3方运维企业的设施数量增多,达到了796座,其中30 t∙d−1以下(包含30 t∙d−1)为604座,超过30 t∙d−1设施数量为192座。2个季度调研选取比例均是按照地区处理规模30 t∙d−1以下(包含30 t∙d−1)按5%的比例随机抽取,超过30 t∙d−1按照10%随机抽取。2种组合类型工艺流程如图1所示。

    A2O单元的厌氧池、缺氧池和好氧池中均填充弹性填料,填充率为55%~70%,好氧池后设有二沉池,二沉池的污泥液通过气提泵回流至厌氧池,排泥较少。A2O+HFCWs的A2O单元有效容积随设计处理规模变化而变化,水力停留时间约为24 h;A2O+VFCWs的A2O单元不论设计规模,池容积固定为12 m³,水力停留时间为3.6~14.4 h。2种组合工艺前端A2O池内曝气均采用涡漩风机,设计规模为30 t∙d−1以下的处理设施,曝气量为0.225 m3∙min−1;设计规模为50 t∙d−1的处理设施,曝气量为0.59 m3∙min−1;设计规模为80 t∙d−1的处理设施,曝气量为0.67 m3∙min−1

    2种类型湿地设计深度为1.2 m,底部均有防渗膜(两布一膜)做防渗处理,以地面为参考面,HFCWs和VFCWs出水口高度为−0.2 m和−0.9 m,HFCWs和VFCWs设计水力负荷分别约为0.93 m3∙(m2∙d)−1和0.36 m3∙(m2∙d)−1,在相同处理规模情况下的HFCWs面积比VFCWs小,水力停留时间短。HFCWs填料类型为轻质页岩陶粒,VFCWs填料类型为砂石颗粒,粒径在1~3 cm。湿地植物包括美人蕉(Canna indica)、菖蒲(Acorus calamus L)、旱伞草(Phyllostachys heteroclada Oliver)、花叶芦竹(Arundo donax)、芦苇(Phragmites australis)和香蒲(Typha orientalis Presl)等挺水植物,按密度9~25 株∙m−2种植,生长情况良好,无死苗、缺苗情况。

  • 采样区域目前执行农村生活污水污染物排放地方标准,具体如下:化学需氧量(chemical oxygen demand, COD)≤100 mg∙L−1、氨氮(ammonia nitrogen, NH3-N)≤25 mg∙L−1、悬浮物(suspended solids, SS)≤30 mg∙L−1、总磷(total phosphorus, TP)≤3 mg∙L−1,未对出水总氮(total nitrogen, TN)进行要求。但是预计不久的将来,会对一部分排入敏感水体的设施提升排放要求,根据修订标准的征求意见稿,预计的标准修订为COD≤60 mg∙L−1、NH3-N≤15 mg∙L−1、SS≤20 mg∙L−1、TP≤2 mg∙L−1、TN≤20 mg∙L−1

  • 调研区域每个站点取样数量为3个,未设置平行样,但在每批水质测试时设置质控样;冬季采样日期为2018年12月,日均气温6 ℃,采样期间存在持续性降雨;夏季采样时间为2019年5月末至7月,日均气温为28 ℃,采样前3 d无降雨。冬季和夏季每个处理设施均依次从集水井、A2O的二沉池和出水井采集3瓶水样于550 mL塑料瓶中密封保存,分别作为A2O单元的进水、A2O单元的出水(亦即湿地单元进水)、以及湿地出水。测试指标为COD、NH3-N、TN、TP、SS,按国标方法[8]进行,试剂无特别说明均为分析纯。水样采集后立即放置于4 ℃冷藏保存,NH3-N和TN在24 h内、TP在48 h内、COD和SS在72 h内完成分析测试。

  • 1)出水水质稳定性分析采用标准差系数法(Vσ),显示处理设施出水各污染指标浓度在中心位置处的集中程度,计算方法如式(1)所示。

    式中:X为各水质指标平均值;Xi为各水质指标监测值;N为样本数量。

    2)出水稳定达标率分析采用偏差系数法和NIKU等[9]开发的模型计算。偏差系数(β),指出水水质各污染指标浓度与规定排放标准浓度的偏离程度,指示判断出水浓度是否集中在小于或大于规定排放标准值的方向上。计算方法如式(2)所示。

    式中:β为偏差系数;Xs为排放标准值浓度,mg∙L−1

    在NIKU等[9]开发的模型计算法中,稳定达标率是指在一定的样本数量中出水浓度符合排放标准浓度的样本数量百分比,计算方法如式(3)所示。

    式中:mx为平均出水浓度,mg∙L−1ϕ为稳定达标系数,是指达到设计出水标准的系数;稳定达标系数可用式(4)计算得到。

    式中:为变异系数,是标准偏差与平均出水浓度的比值;α为不符合排放标准的概率,1−α为符合排放标准的概率;Z1−α为标准正态变量,可由式(5)计算得到,可根据Z1−α值得到稳定达标率。不同稳定达标系数和不同变异系数下出水浓度达标概率如图2所示。

    冬季和夏季2种组合类型的A2O和人工湿地对NH3-N、TN、TP和COD平均去除率,采用单因素方差方法进行差异显著性分析,分析软件为Excel 2019。

  • 1)出水稳定性。2种组合工艺在冬季和夏季的出水标准差系数如图3所示。有研究[10-11]表明,标准差系数Vσ≤0.5是正常波动范围,0.5<Vσ≤1.0是可接受的波动范围,Vσ>1.0则认定为异常波动。在冬季,A2O+VFCWs出水标准差系数分别为NH3-N(0.74)、TN(0.60)、TP(0.44)和COD(0.43),而A2O+HFCWs出水标准差系数则相应为NH3-N(1.06)、TN(0.43)、TP(0.44)和COD(0.55)。与A2O+HFCWs相比,A2O+VFCWs出水稳定性明显较好,特别是NH3-N和COD,浓度标准差系数分别低了0.32和0.12。

    在夏季,A2O+VFCWs出水标准差系数分别为NH3-N(1.45)、TN(0.57)、TP(0.62)和COD(0.81),而A2O+HFCWs出水标准差系数分别为NH3-N(0.81)、TN(0.53)、TP(0.38)和COD(0.54)。A2O+HFCWs出水的各指标标准差系数在夏季与冬季相差不大,甚至比冬季略有改善;而A2O+VFCWs出水的各指标标准差系数在夏季则普遍大幅度升高,显示出水水质的稳定性变差。将2种组合工艺进行比较,则发现夏季A2O+VFCWs出水各指标的标准差系数均比A2O+HFCWs大,出水稳定性较差。

    2)出水稳定达标率和偏差系数。2种组合工艺的稳定达标率和偏差系数如表2所示。利用NIKUS模型进行分析发现在冬季2种组合工艺的出水稳定达标率相差不大,其中NH3-N和COD的稳定达标率接近100%,TP与SS的稳定达标率在90%以上。由于该地区雨污分流不彻底,降雨时雨水通过管网汇入,稀释了进水浓度,此外,部分雨水又通过人工湿地表面进入2级处理单元,降低了出水浓度,在两者的共同作用下,导致出水浓度降低,从而间接提高了设施冬季稳定达标率。在夏季,A2O+VFCWs出水NH3-N、TP、COD和SS稳定达标率比冬季略有下降,分别为89.8%、44.5%、98.1%和85.3%,比A2O+HFCWs高出22.7%、12.2%、5.0%和27.2%。进一步用偏差系数法分析发现在冬季2种组合工艺的出水偏差系数均小于0,这说明其出水浓度集中小于规定浓度排放值,出水稳定达标率较高;在夏季,A2O+HFCWs出水NH3-N、TP、SS与A2O+VFCWs出水TP偏差系数均大于0,2种组合工艺对部分污染物的稳定达标率较低。

    无论是使用NIKUS模型法还是偏差系数法,均表明A2O+VFCWs的稳定达标率高于A2O+HFCWs。在冬季,2种组合工艺的稳定达标率均较高,差别不大;在夏季,A2O+VFCWs的出水TP稳定达标率变差,A2O+HFCWs则是出水NH3-N、TP和SS稳定达标率均变差。夏季出水稳定性下降,这一结论与环境工程学和人工湿地科学研究不一致,通过现场调查发现,该地区农村普遍存在雨污分流不彻底情况,夏季存在强降雨过程,瞬时冲击负荷过大,导致污泥流失,从而影响设施的处理效果。

  • A2O与人工湿地对各污染物去除贡献率占比如图4所示。对整个工艺去除效果进行分析,发现A2O+VFCWs组合工艺对COD、NH3-N、TN和TP的平均去除率,在冬季为(82.0±18.5)%、(94.8±8.8)%、(49.3±16.8)%和(50.9±16.8)%,在夏季为(72.5±13.2)%、(80.0±16.9)%、(30.0±17.8)%和(30.7±18.9)%,对污染物去除起主要作用的单元是VFCWs;而对于A2O+HFCWs组合工艺,对COD、NH3-N、TN和TP的平均去除率在冬季为(59.3±21.4)%、(79.1±19.9)%、(42.3±17.3)%和(25.0±10.2)%,在夏季为(62.2±18.0)%、(58.1±30.8)%、(40.6±20.0)%和(28.9±15.7)%,对污染物去除起主要作用的单元是A2O。在A2O+VFCWs工艺中,各污染物主要由VFCWs去除,贡献率为51%~95%。而在A2O+HFCWs工艺中,对NH3-N、TN和COD起主要作用的为A2O,贡献率为53%~80%。

    1) A2O去除效果及问题分析。2种组合工艺的A2O单元对各污染物去除率如图5所示。对调研处理设施的A2O单元各污染物平均去除率做单因素方差分析,发现无论在冬季还是夏季,NH3-N去除效果差异显著(P<0.01);而TN差异不显著(P>0.05);TP冬季差异显著(P<0.01),夏季则差异显著(0.01<P<0.05);COD冬季差异不显著(P>0.05),夏季差异显著(P<0.01)。A2O+HFCWs中的A2O单元对NH3-N、TN、TP和COD的去除率在冬季为(59.9±31.3)%、(33.6±16.3)%、(25.0±10.2)%和(46.8±23.6)%,在夏季为(56.8±30.4)%、(31.3±24.1)%、(21.8±17.4)%和(54.5±21.8)%,比A2O+VFCWs的A2O单元分别高出39.2%、12.5%、9.4%、5.8%(冬季)和31.4%、10.9%、9.2%、27.4%(夏季),其中,A2O+HFCWs中的A2O单元对TN、TP的去除效果也比A2O+VFCWs略好。

    A2O+VFCWs的A2O单元对各污染物去除效果均远不如A2O+HFCWs的A2O单元,主要是与水力停留时间(hydraulic retention time, HRT)差异有关。据调研结果,该地区A2O+HFCWs的A2O单元设计HRT在约24 h,而A2O+VFCWs的A2O单元HRT约3.6~14.4 h。2种组合工艺进水浓度差异小,在HRT降低后,微生物与污染物的接触不充分,导致污染物去除效果不佳,这是引起A2O单元污染物去除效果差异的最主要的原因[12]。此外,A2O+VFCWs中的A2O单元好氧池供氧不足也是影响污染物去除效果的重要因素。对各组合工艺A2O单元的好氧池氧化还原电位(oxidation-reduction potential,ORP)检测,发现A2O+HFCWs的A2O单元好氧池ORP值为94~144 mV,基本满足氧化和硝化条件;而A2O+VFCWs的A2O单元好氧池ORP为10~77 mV,比硝化所需ORP低出较多[13]。同时,各组合工艺A2O单元对COD和NH3-N的去除效果其实均不是很高,低于A2O单元在市政污水88.0%和85.0%的去除效果,这与农村生活污水进水水质水量具有时间上非均匀性[14]、2种组合工艺前端调节池过小、间歇进水瞬时水量冲击大有关。

    2种组合工艺对TN去除效率均不高。一方面与进水COD/TN低(1.0~2.4)、碳源不足限制反硝化有关[15],也与硝化不充分有关;另一方面,农村生活污水处理设施的A2O混合液回流往往使用气提泵从二沉池底部把污泥液回流至厌氧池,气提泵由于设计不精细,流量往往很难调节,产生回流量不准确、厌氧池和缺氧池溶解氧过高、不利于反硝化等问题。此外,碳源不足不仅影响脱氮,也影响除磷的效果[16]。A2O的除磷作用主要通过排泥实现,对于我国农村生活污水碳氮比很低的情况,活性污泥产量低,通过排泥进行生物除磷的潜力非常有限。

    2)人工湿地去除效果及影响脱氮除磷效果分析。2种类型组合工艺的人工湿地单元在冬季和夏季对各污染物的去除效果如图6所示。对调研处理设施VFCWs和HFCWs 2种类型人工湿地中各污染物平均去除率做单因素方差分析,发现在冬季VFCWs和HFCWs对TN、TP和COD污染物去效果均差异不显著(P>0.05),而NH3-N去除效果差异显著(0.01<P<0.05);但在夏季NH3-N和COD去除效果差异显著(P<0.01),而TN和TP去除效果均差异不显著(P>0.05)。VFCWs的各污染物去除率均高于HFCWs。VFCWs的各污染物去除率均高于HFCWs。VFCWs单元对NH3-N、TN、TP、COD的去除率在冬季为(61.4±24.4)%、(22.7±8.5)%、(27.4±21.2)%和(58.7±25.4)%,在夏季为(71.6±26.5)%、(38.3±32.8)%、(39.2±32.9)%和(59.6±25.1)%,比HFCWs分别高出34.9%、1.3%、10.0%、16.1%(冬季)和54.9%、10.5%、5.6%、28.9%(夏季)。

    与HFCWs相比,VFCWs对NH3-N、TN、TP、COD的去除率均有所提高,特别是对NH3-N和COD的去除率有明显提高。这首先是因为VFCWs设计得足够大,水力负荷较低,而HFCWs的设计负荷相对偏高。水力负荷低有利于延长水力停留时间,还有利于增加湿地内部的溶解氧[17-18],从而提高了对NH3-N和COD的去除效果。王鹏等[19]发现,当水力负荷由0.153 m3∙(m2∙d)−1降低至0.032 m3∙(m2∙d)−1时,湿地内部溶解氧增加了0.20 mg∙L−1,COD去除率提高了20.0%。此外,由于2种类型人工湿地进出水方式不同,VFCWs的进出水方式更有利于形成好氧环境,从而增加NH3-N和COD的去除率。VFCWs采用上部进水、下部出水的方式,出水口位置比进水口低0.7 m,而HFCWs进水方式为左进右出,出水口比进水口位置仅低0.1 m。有研究[20]显示,当湿地出水口位置由中部0.5 m降低至底部0 m时,则NH3-N去除率可提高26.0%以上,这与湿地内部非饱和区形成好氧环境有关[21],湿地内部溶解氧浓度增加[22-23],有助于NH3-N的去除。HFCWs要想提高污染物去除效果,也可以通过从调节湿地内部水位、优化饱和区和非饱和区的分布和湿地内部添加曝气等途径入手。

    2种类型人工湿地对TN去除率较低,主要与湿地进水碳源供给不足和湿地内部供氧条件受到限制有关,湿地内硝化、反硝化不充分,导致脱氮效果较差[24],这与龙翠芬等[25]的研究结果相差较大。这是由于调研区内人工湿地处理的是A2O尾水,COD/TN较低,仅为1.4~2.4。丁怡等[26]的研究结果也表明,进水碳氮比在3以下时,湿地对TN的去除率较低,只有35.0%左右。WANG等[27]把植物秸秆添加到人工湿地基质层来缓释碳源,在处理碳氮比为3的生活污水时,TN去除率提高到了51.8%。夏艳阳等[28]研究复合垂直流-水平流人工湿地的脱氮效果,通过在垂直流出水增加25%体积比的化粪池污水,TN去除率提高了11.0%。今后,如何针对低碳氮比农村生活污水提高湿地的TN去除效果,还需要持续开展深入的研究。

    VFCWs对TP的去除率比HFCWs略高,但是两者对TP去除效果均不明显。有文献报道湿地内部基质吸附占湿地对TP去除总量的85.0%以上[29],而植被吸收占1.4%~41.2%[30]。本研究区域的2种组合工艺均建于2015—2017年,湿地已运行1~2 a,其中轻质页岩陶粒和砂石颗粒对TP吸附饱和量为190.3 mg∙kg−1和28.3 mg∙kg−1[31]。以设计处理规模为30 t∙d−1为例,按照设计进出水浓度和基质填充量计算,人工湿地运行1 a后,2种基质已达到208.6 mg∙kg−1和36.5 mg∙kg−1,这说明现有的基质已经达到吸附饱和,对磷吸附的潜力已降低。袁东海等[32]的研究结果表明,砂石基质达到吸附饱和后,磷素释放比例较大,增加出水TP超标的风险。因此,需要定期更换湿地内部填料基质,或在湿地末端出水口使用铁碳填料[33]和黄铁矿基质[34],可强化湿地除磷效果。

    3) 2种组合工艺运维管理情况。2种组合工艺分布于11个乡镇,由5家不同的运维公司进行运维。由于浙江省陆续出台《农村生活污水治理设施第3方运维管理导则(试行)》、《农村生活污水治理设施运行维护技术导则》等文件,各运维公司需要按照上述导则的要求进行运维管理。各地方政府则不断加强对设施的运维监管,把农村生活污水治理效果与政府工作绩效考核挂钩,杜绝了处理设施“晒太阳”的情况。分别对同种工艺类型在不同乡镇的污染物去除效果做单因素方差分析,发现无论是A2O+VFCWs 还是A2O+HFCWs,虽然由不同公司设计和运维,但同种组合工艺在不同乡镇的污染物去除效果之间差异不显著(P>0.05),表明不同公司的设计和运维差异并未足以导致处理效果之间的显著性差异。

    此外,各运维企业对生态处理运维效果好,但对生物处理系统的运维效果较差,其主要原因是运维队伍技术力量不足。现场调研中发现,人工湿地的运维情况较好,湿地无堵塞、植物生长良好,但A2O工艺的运维均存在共性问题。A2O工艺的运维均存在的问题主要归为以下2点:一是因调节池内液位计控制不够精确,存在瞬时进水量过大,导致池内微生物流失和水力负荷过大,水力停留时间减小;二是A2O内溶解氧控制不好,厌氧和缺氧池中氧化还原电位太高,而好氧池中溶解氧供给不足、氧化还原电位低,从而影响脱氮除磷效果。

  • 1) A2O+VFCWs的出水稳定达标率在冬夏两季均比A2O+HFCWs高。A2O+VFCWs出水的水质稳定性在冬季较好,但在夏季波动较大,稳定性有所降低。

    2)在A2O+VFCWs组合工艺中,VFCWs对污染物去除起主要作用;而在A2O+HFCWs组合工艺中,则是A2O对污染物去除起主要作用。

    3)由于进水碳氮比太低和排泥较少等原因,A2O+VFCWs中的A2O单元对TN和TP的平均去除率,在冬季为(20.7±16.3)%和(15.6±10.2)%,在夏季为(20.4±11.9)%和(12.6±13.9)%,而A2O+HFCWs中的A2O单元对TN和TP的平均去除率,在冬季为(33.2±16.3)%和(25.0±10.2)%,在夏季为(31.3±24.1)%和(21.9±17.4)%。这是因为A2O+VFCWs的A2O单元的有效容积偏小,且溶解氧控制不足,导致其对各污染物的去除率均明显低于A2O+HFCWs组合工艺中的A2O单元。

    4) A2O+VFCWs的VFCWs单元对COD、NH3-N、TN和TP的平均去除率,在冬季为(58.8±25.4)%、(61.4±24.4)%、(22.7±8.5)%和(27.4±21.2)%,比HFCWs分别提高了16.0%、36.9%、1.3%和9.5%,在夏季为(59.9±25.0)%、(71.6±26.5)%、(38.3±32.8)%和(39.2±32.9)%,比HFCWs提高了28.8%、52.61%、10.5%和5.0%。这主要得益于VFCWs较低的设计水力负荷和较低的出水口位置设计有关。

    5)该地区的A2O+人工湿地组合工艺,在处理农村生活污水方面存在很大的提升改造空间。可以从增大反应单元容积、优化反应器结构,以及优化控制溶解氧、回流比等条件着手,分别提升A2O单元和人工湿地单元的污染物去除效果,充分发挥农村污水处理设施的作用与功能。

参考文献 (34)

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