郭士林,葉 春,李春華,許士洪,呂美婷(.東華大學環(huán)境科學與工程學院,上海 060；.中國環(huán)境科學研究院,環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室,北京 000)

水位波動對水平潛流人工濕地脫氮效果的影響

郭士林1,2,葉 春2*,李春華2,許士洪1,呂美婷2(1.東華大學環(huán)境科學與工程學院,上海 201620；2.中國環(huán)境科學研究院,環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室,北京 100012)

通過構建水平潛流人工濕地模擬裝置,設置水位變幅0,3,6,9cm/d的4組濕地系統(tǒng)CW1、CW2、CW3、CW4,探討水位變化對濕地脫氮效果的影響規(guī)律.結果表明:水位變化確能通過改善濕地理化環(huán)境和硝化反硝化強度最終提高濕地脫氮效果.4種不同水位變動幅度下,DO平均質量濃度依次為(0.99±0.20),(1.14±0.19),(1.30±0.27),(1.34±0.27)mg/L,差異性顯著(P＜0.05),且隨水位變動幅度增大而升高.微生物的硝化強度表征值與DO濃度差異性規(guī)律一致,且其隨濕地沿程逐漸減小,沿深度方向則是濕地上層大于下層;反硝化強度表征值則隨水位變動幅度增大而減小,其隨濕地沿程先增大后減小.TN平均去除率依次為(89.04±0.80)%、(91.04±1.14)%、(93.94±1.23)%、(91.45±1.11)%,其中CW3系統(tǒng)去除率最高且與其他3組顯著差異(P＜0.05).CW3和CW4系統(tǒng)對NH+4-N去除效果較好且差異性不顯著,其去除率分別為(93.79±1.19)%、(95.30±1.09)%.

水位變化；水平潛流人工濕地；硝化強度；反硝化強度；脫氮

水平潛流人工濕地已廣泛應用于多種污水的處理,對水體中氮磷等污染物有較高的去除效果[1-2].其主要通過植物、基質和微生物的共同作用凈化污染物[3-5].而微生物的硝化反硝化作用被認為是人工濕地脫氮的最主要過程[6-8].硝化作用是硝化細菌將氨氮轉化成硝酸鹽氮的好氧過程,溶解氧是其限制性因素之一[9].反硝化作用是反硝化細菌將硝酸鹽氮轉化為N2和少量N2O的厭氧過程,部分反硝化細菌對碳源有一定的要求[6,10].人工濕地有較高的反硝化能力[11],而硝化作用由于對溶解氧的高需求量,使其成為人工濕地脫氮的限速步驟[12].

濕地系統(tǒng)水位變化會直接對水體溶解氧、pH值、氧化還原電位等理化指標產(chǎn)生影響[13-16].水位變動影響濕地植物根系形態(tài)結構、根系泌氧速率以及根系分泌有機碳[17-19],進而影響附著在根系表面微生物的硝化反硝化過程[20-21].然而,國內外對于水位變化對水平潛流人工濕地微生物硝化反硝化強度影響的研究較少.本文通過人為調控人工濕地水位波動,研究微生物硝化反硝化強度以及人工濕地脫氮效果對不同水位變動幅度的響應規(guī)律,探討合理的水位變動幅度,以期為人工濕地通過水位調控強化脫氮提供理論依據(jù),提高人工濕地運行管理效率.

1 材料與方法

1.1 試驗設計

1.1.1 人工濕地模擬裝置 水平潛流人工濕地模擬裝置采用 PVC材質構建,其長×寬×高為2.0m×1.0m×0.7m,設置2個裝置,每個裝置分2格,每格寬0.5m.濕地裝置分為進水區(qū)、反應區(qū)、出水區(qū)3部分,其尺寸如圖1所示.污水由配水槽經(jīng)由蠕動泵送入濕地進水區(qū),經(jīng)過人工濕地的處理,由出水區(qū)底部出水管排入出水槽.出水管設有活接頭,通過活接頭擺動出水管,調節(jié)出水水位高低,進而調整濕地水位,模擬水位變化.4組濕地系統(tǒng)進水水量恒定為125L/d,水力負荷隨水位變動有所變化.反應區(qū)填充天然斜發(fā)沸石,孔隙率為40%,粒徑2～4mm,填充高度0.65m;沿程種植香蒲和水芹,栽種密度20株/m2.

圖1 水平潛流人工濕地模擬裝置示意(mm)Fig.1 Simulation equipment of horizontal subsurface flow constructed wetlands (mm)

表1 各組濕地水位參數(shù)Table 1 Water-level parameters of four wetlands

1.1.2 水位變動幅度設計 實驗設計 4組水位變動幅度,每組對應一個實驗裝置(分別記為濕地CW1、CW2、CW3、CW4),以沸石表面水位為0cm水位,表面以下水位為負值,各組初始水位,每天水位變幅及最大變動水深如表 1所示,每10d循環(huán)一次(前5d水位由初始水位下降到最大變動水深,后5d水位由最大變動水位上升至初始水位,以此循環(huán)).

1.1.3 實驗用水水質 試驗進水采用人工配制污水,以硫酸銨、尿素、磷酸二氫鉀、葡萄糖、硫酸鎂、氯化鈣、碳酸氫鈉以及其他微量元素與自來水混合配置而成.其水質特征如表2.

表2 實驗進水水質參數(shù)Table 2 Water quality of influent wastewater

1.2 采樣及測定

實驗于2016年3月15日開始,將香蒲和水芹植物幼苗置于預先配制的自配污水中預培養(yǎng)15d,預培養(yǎng)期間每3d換一次污水.于3月31日選取形態(tài)特征相差不大的植物移植到人工濕地模擬裝置內,并與4月1日運行人工濕地模擬裝置,采樣測定至6月30日,為期90d,實驗于江蘇省宜興市八房港藻水分離站溫室大棚內進行.

試驗裝置運行期間,每10d取濕地進水口、反應區(qū)沿程1/8、沿程1/2、沿程7/8、出水口水樣測定TN、NH4+-N、NO3--N;每10d現(xiàn)場測定DO、pH值;每10d在反應區(qū)沿程1/8、1/2、7/8處取沸石基質樣,并在沿程 1/2處沿深度(10～20cm、30～40cm)取上、下層基質樣帶回實驗室測定硝化強度和反硝化強度.

水質 TN測定采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法[HJ 636-2012],NH4+-N測定采用納氏試劑分光光度法[HJ 535-2009],NO3--N 測定采用紫外分光光度法[HJ/T 346-2007].DO、pH值測定分別采用哈希 LDO-HQ30d溶氧儀、梅特勒-托利多SevenGo-SG2pH計.

硝化強度表征值測定:由于沸石對不同形態(tài)氮都有一定的吸附能力,因此會對硝化強度及反硝化強度的測定結果有影響,但是由于所取用沸石的量相同,該方法測定結果仍可以作為濕地硝化強度的表征.取 100g沸石置于150mL錐形瓶,添加50mL NH4+-N培養(yǎng)液,用脫脂棉塞住瓶口,置于恒溫振蕩器上振蕩 24h(恒溫25℃,轉速140r/min),以防止出現(xiàn)厭氧環(huán)境,取振蕩后的懸浮液置于離心機(3000r/min)離心分離,取離心后的上清液測定NO3--N含量.以培養(yǎng)前后NO3

--N濃度的變化計算硝化強度表征值(即以每千克烘干沸石、每小時產(chǎn)生的 NO3--N的量計算).NH4+-N培養(yǎng)液組成為:0.2mol/L的KH2PO4溶液、0.2mol/L的 K2HPO4溶液、0.05mol/L的(NH4)2SO4溶液以3:7:30的體積比混合而成,并輔以 H2SO4或 NaOH稀溶液調節(jié)pH值至7.2左右[22].

反硝化強度表征值測定:同樣由于沸石的影響,該測定值只作為反硝化強度的表征值.取100g沸石置于150mL錐形瓶,添加50mL NO3--N培養(yǎng)液,立即用封口膜封緊瓶口,外套黑色塑料袋,置于恒溫培養(yǎng)箱(恒溫 25℃)培養(yǎng) 24h,取懸浮液置于離心機(3000r/min)離心分離,取離心后的上清液測定NO3--N含量.以培養(yǎng)前后NO3

--N濃度的變化計算反硝化強度表征值(即以每千克烘干沸石、每小時消耗的NO3--N的量計算).NO3

--N培養(yǎng)液組成為:0.2mol/L的 KH2PO4溶液、0.2mol/L的K2HPO4溶液、0.03mol/L的KNO3溶液、0.02mol/L的葡萄糖溶液以3:7:30:10的體積比混合而成,并輔以H2SO4或NaOH稀溶液調節(jié)pH值至7.2左右[22].

1.3 數(shù)據(jù)分析

對 4組不同水位變動幅度條件下的硝化反硝化強度表征值、各形態(tài)氮去除率及水質DO平均質量濃度進行單因素方差分析(one-way ANOVA)比較是否具有差異性,采用Duncan多重極差對 4種水位變動幅度間的各指標的差異進行顯著性檢驗.數(shù)據(jù)由 SPSS22.0統(tǒng)計分析,圖形由Origin8.6繪制.

2 結果與討論

2.1 水位變動幅度下硝化反硝化強度表征值變化

通過One-Way ANOVA單因素方差分析探討4組不同水位變動幅度下TN、NH4+-N去除率、DO及硝化反硝化強度表征值的差異性,如表3所示.4組系統(tǒng)嚴格按照污水配方配置實驗用水,保證進水濃度基本一致,且在配水前將配水桶清洗干凈,防止桶內微生物滋生,確保各系統(tǒng)進水水質穩(wěn)定.

水平潛流人工濕地主要通過大氣復氧和濕地植物光合作用產(chǎn)氧兩方面作用提供濕地系統(tǒng)內的溶解氧[23],而實際工程中,這兩方面作用都較弱,導致潛流濕地系統(tǒng)長期處于厭氧環(huán)境[24].人工濕地水位降低,使?jié)竦卮不|浸潤面發(fā)生變化,基質孔隙間產(chǎn)生空隙吸力,可使空氣進入基質層下,一定程度提高了濕地系統(tǒng)溶解氧含量

[2,25-26].取實驗期間測得的DO平均值作為DO平均質量濃度.由表3知,4種不同水位變動幅度條件下的濕地系統(tǒng) DO平均質量濃度存在顯著差異.其中,水位變幅0cm/d的CW1靜水位系統(tǒng)DO最小,為(0.99±0.20)mg/L,與其他 3組變動水位系統(tǒng)差異顯著.水位變幅3cm/d的CW2系統(tǒng)與CW3和 CW4系統(tǒng)差異顯著,水位變幅 6,9cm/d的CW3、CW4濕地系統(tǒng)差異不顯著.這表明,通過調整濕地水位變動幅度確能提高系統(tǒng)溶解氧含量,但并不能無限制的提高.

表3 不同水位變動幅度下各指標差異性對比Table 3 Indicators under different water-level fluctuation size

采用不同的間歇進水方式會直接改變潮汐流濕地系統(tǒng)內部氧環(huán)境,影響濕地微生物的硝化反硝化強度,最終可一定程度上改變濕地對污染物的去除效率[27-28].取實驗期間 10～20cm、30～40cm上下層測得的硝化強度表征值、反硝化強度表征值的平均值作為本濕地系統(tǒng)的平均硝化強度表征值和平均反硝化強度表征值.由表 3知,對于硝化強度表征值,CW1、CW2系統(tǒng)分別與另3組濕地系統(tǒng)差異性顯著;CW3和CW4系統(tǒng)差異不顯著,但其與其他2組系統(tǒng)差異顯著;其中, CW3、CW4系統(tǒng)硝化強度表征值是靜水位CW1系統(tǒng)的2倍還多; 4組不同水位變動幅度條件下的濕地系統(tǒng),硝化強度表征值與濕地系統(tǒng)內 DO平均質量濃度差異性變化一致,DO濃度越高,硝化強度就越強,兩者具有相似的變化規(guī)律.硝化過程屬于好氧過程,分子態(tài)氧作為硝化菌的電子受體參與反應,因此DO是硝化反應動力學必不可少的關鍵影響因素.一些研究[29]表明,DO濃度大于2mg/L,才能滿足硝化菌硝化過程的進行;另有研究[30]認為,只要溶解氧濃度高于1mg/L,硝化反應就能正常發(fā)生.

由表3得出,不同水位變動幅度下,4組系統(tǒng)平均反硝化強度表征值之間也存在一定的差異性,其中CW1和CW4分別與其他各組間差異顯著,且 CW1濕地系統(tǒng)反硝化強度表征值最大, CW4系統(tǒng)最小;CW2和CW3系統(tǒng)反硝化強度表征值差異性不顯著.反硝化強度表征值隨水位變動幅度增大而降低.說明水位變動雖然改善了濕地系統(tǒng)氧環(huán)境并提高了微生物硝化強度,但也打破了濕地厭氧環(huán)境,抑制了濕地系統(tǒng)微生物反硝化強度.反硝化菌屬于兼性菌,對溶解氧變化敏感,過高溶解氧的存在,不僅會與硝酸鹽競爭電子供體,同時會抑制此過程中某些微生物酶系統(tǒng)(如硝酸鹽還原酶)的形成及其活性,不利于最終脫氮;因此,反硝化過程需要營造缺氧環(huán)境,DO濃度應低于0.5mg/ L,否則不利于反硝化反應的正常進行[31-32].

2.2 硝化反硝化強度表征值沿程和垂直分布

由圖 2(a)知,硝化強度表征值隨濕地沿程都出現(xiàn)遞減的規(guī)律;其中 CW1系統(tǒng)硝化強度表征值在濕地前半段(反應區(qū)1/2前)下降較明顯,而在濕地后半段(反應區(qū)1/2后)趨于穩(wěn)定;其他3組變動水位濕地系統(tǒng)硝化強度表征值在整個濕地沿程持續(xù)遞減趨勢明顯;4組系統(tǒng)平均硝化強度表征值由大到小順序為CW4＞CW3＞CW2＞CW1,分別為 0.59,0.53,0.43,0.21mg/(kg?h).在人工濕地處理系統(tǒng)中,其對污染物的降解效率隨水流方向逐漸降低,而溶解氧濃度由于污染物的降解消耗,沿水流方向同樣有遞減趨勢[22].硝化菌屬化能自養(yǎng)菌,但以氨氮或亞硝酸鹽作為能量來源,分別以分子態(tài)氧、二氧化碳作為硝化反應過程的電子受體和C源[3].隨著濕地沿程氨氮的降解和DO的大量消耗,濕地前端硝化細菌生長繁殖旺盛,后端由于能量來源和電子受體的減少,抑制了其生長,最終導致硝化強度呈現(xiàn)沿程遞減的規(guī)律.而不同水位變動幅度對濕地系統(tǒng)DO濃度的影響不同(表3),致使 4組濕地系統(tǒng)硝化強度表征值出現(xiàn)一定差異.

圖2 不同水位變動幅度對裝置沿程硝化、反硝化強度表征值變化的影響Fig.2 Impact of water-level fluctuation size on intensities of nitrification and denitrification along the flow

由圖 2(b)知,反硝化強度表征值隨濕地沿程變化規(guī)律為先有一定的升高后逐漸降低,反應區(qū)1/2處達到最高;平均反硝化強度表征值由大到小順序為 CW1＞CW2＞CW3＞CW4,分別為 3.10, 2.93,2.82,2.59mg/(kg?h).反硝化細菌以硝酸鹽作為最終的電子受體,異養(yǎng)型的反硝化菌以有機質作為其生長繁殖的 C源和能量來源[3,33].本研究氮素以氨氮為主,隨著硝化細菌在濕地前端將氨氮降解為硝酸鹽氮,生成的硝酸鹽氮隨水流流動,在濕地中段被反硝化細菌大量降解,而在濕地后端由于電子受體硝酸鹽氮的減少一定程度上影響了反硝化細菌的生長繁殖.

由圖3可知,各組濕地系統(tǒng)硝化強度表征值都是上部(10～20cm)大于下部(30～40cm);變動水位系統(tǒng)大于 CW1靜水位系統(tǒng),且水位變幅越大,其濕地系統(tǒng)上部和下部的硝化強度表征值也越大.這主要是濕地上層DO濃度高于下層所致,而對于 3組變動水位系統(tǒng)更是由于不同的水位變動幅度加劇了這一變化.

圖3 硝化反硝化強度表征值垂向變化Fig.3 Intensities of nitrification and denitrification in different layer

反硝化強度則與硝化強度變化規(guī)律有所不同,對于CW1和CW2濕地系統(tǒng),其反硝化強度表征值上層略高于下層,而CW3和CW4系統(tǒng)下層反硝化強度表征值要略高于上層.有研究表明,在人工濕地處理系統(tǒng)中,當好氧環(huán)境轉變?yōu)閰捬趸蛉毖醐h(huán)境后,幾乎所有存在的微生物都能參與反硝化過程[34].水位波動改善了濕地系統(tǒng)的氧環(huán)境,提高了微生物數(shù)量,靜水位系統(tǒng) CW1系統(tǒng)水位變幅0cm/d,CW2系統(tǒng)最大變動水深為基質層下20cm,水位波動僅局限于上層,而下層長期處于厭氧或缺氧狀態(tài),故在濕地上層微生物數(shù)量應略高于濕地下層.而CW3、CW4水位最大波動水深分別為基質層下 35,50cm,濕地上層和下層都處于交替的好氧和缺氧過程,而且水位的降低可將大量的C源帶入濕地下層,使得濕地下層也能生長大量微生物;在一個波動周期內由于最大變動水深過大致使上層缺水時間更長、氧含量更高,對反硝化細菌的生長可能出現(xiàn)一定的抑制,故下層反硝化強度表征值要略高于上層.

2.3 水位變動幅度下各形態(tài)氮的沿程變化

圖4 NH4+-N和TN濃度沿程變化Fig.4 Average concentration of NH4+-N and TN along the flow

由圖4可知,4組濕地系統(tǒng)TN和NH4+-N濃度在濕地反應區(qū)1/8前急劇下降,去除率占TN和NH4+-N總去除率的85%以上.由圖4(a)可知,4組系統(tǒng)NH4+-N在反應區(qū)1/8—反應區(qū)7/8之間繼續(xù)緩慢降解,在反應區(qū) 7/8后濃度趨向于穩(wěn)定;CW1系統(tǒng)整個沿程NH4+-N質量濃度是4組系統(tǒng)最高的;而CW4系統(tǒng)整個沿程NH4+-N質量濃度最低,說明CW4對濕地整個沿程NH4+-N的降解效果最好.由圖 4(b)知,TN的沿程降解規(guī)律與NH4+-N相似,同樣在反應區(qū)7/8后濃度變化趨于穩(wěn)定;CW1系統(tǒng)在整個濕地沿程TN質量濃度都略高于其他3組變動水位的濕地系統(tǒng), TN降解效率最低,而CW3系統(tǒng)整個沿程TN質量濃度最低, TN去除效果最好.

有研究表明,人工濕地沿水流方向微生物數(shù)量有遞減的趨勢,可能是有機物濃度沿程逐漸降低,導致異養(yǎng)微生物數(shù)量逐漸減少[35-37].濕地系統(tǒng)前端有機物和DO濃度均較高,好氧微生物和硝化細菌活性最高,使 N在濕地前端大量降解,所以TN和NH4+-N濃度急劇下降.而在后端由于C源和DO濃度的限制,硝化強度和反硝化強度都略有降低,降解效率有所下降,使污染物濃度趨于穩(wěn)定.

2.4 不同水位變動幅度下氮素去除效果

4組人工濕地模擬系統(tǒng) TN、NH4+-N、NO-

3-N平均進水質量濃度分別為 22.72,19.56, 0.84mg/L(圖5).由圖5(a)知,CW1出水TN平均濃度最大(2.49mg/L)、CW3出水TN平均濃度最小(1.38mg/L),而CW2和CW4居中,且相差不大(分別為 2.04,1.95mg/L);而從運行時間上看,各組濕地系統(tǒng)出水TN濃度在運行約40d后趨向于穩(wěn)定.由圖5(b)知,4組濕地系統(tǒng)出水NH4+-N平均質量濃度由大到小順序為CW1＞CW2＞CW3＞CW4,分別為 2.12,1.46,1.22,0.93mg/L;各濕地系統(tǒng)出水NH4+-N平均質量濃度隨運行時間變化與TN規(guī)律相似,也在運行40d后趨向于穩(wěn)定.由圖5(c)可看出,CW1出水NO-3-N質量濃度隨時間變化相對較穩(wěn)定,而其他3組濕地系統(tǒng)隨時間變化不規(guī)律;但總體上看,CW4出水NO-3-N平均質量濃度最大(0.68mg/L),CW1最小(0.34mg/L),CW2和CW3出水NO-3-N平均質量濃度分別為0.39、0.52mg/L.

取 3個月實驗期間每組濕地系統(tǒng)測得的TN、NH4+-N去除率的平均值作為本濕地系統(tǒng)TN、NH4+-N平均去除率.由圖5(d)和表3知,CW1濕地 TN 平均去除率最低(89.04±0.80%),與CW3、CW4濕地系統(tǒng)差異顯著;CW2、CW3、CW4濕地系統(tǒng)TN平均去除率都大于90%,分別為(91.04±1.14)%、(93.94±1.23)%、(91.45±1.11)%;其中CW3濕地系統(tǒng)對TN去除率最高,顯著高于其他3組濕地系統(tǒng);CW2和CW4系統(tǒng)對TN的去除效果差異不顯著.對于4組系統(tǒng)NH4+-N平均去除率 CW1＜CW2＜CW3＜CW4,分別為(89.20±1.06)%、(92.57±1.64)%、(93.79±1.19)%、(95.30±1.09)%;其中,CW1濕地系統(tǒng)與其他 3組變動水位系統(tǒng)(CW2、CW3、CW4)氨氮去除率差異顯著,CW2系統(tǒng)與CW4系統(tǒng)差異顯著.

圖5 不同水位變動幅度對氮素濃度及去除率變化的影響Fig.5 Concentrations and average removal rates of different forms of nitrogen under different water-level fluctuation size

這表明, CW1靜水位系統(tǒng)對TN和NH4+-N的去除效果都低于其他3組變動水位濕地系統(tǒng),說明變動水位確能在一定程度上提高脫氮效果;而對于變動水位濕地系統(tǒng),水位變幅 3cm/d的CW2對TN和NH4+-N的去除效果低于CW3和CW4;水位變幅6cm/d的CW3對TN和NH4+-N的去除效率都較高;水位變幅9cm/d的CW4對NH4+-N的去除效果較好,但一方面由于溶解氧濃度過高等因素一定程度上抑制了微生物反硝化強度,另一方面由于最大變動水深過大致使污水停留時間過短,對TN去除效果卻低于CW3.

根據(jù)實驗結果,在實際建造水平潛流人工濕地時可通過改造出水方式調控濕地運行水位,以改善濕地系統(tǒng)溶解氧和硝化反硝化強度,提高濕地脫氮效果.但目前實驗只是針對特定流量、特定水位條件下的小規(guī)模實驗研究,還需要深入探討不同流量、水位等條件下的規(guī)律,方能用于實際工程中.

3 結論

3.1 水位變化確能在一定程度上改善濕地系統(tǒng)氧環(huán)境,3組變動水位系統(tǒng) DO濃度顯著高于靜水位 CW1系統(tǒng);而水位變動幅度對濕地氧環(huán)境的影響也最終導致 4組濕地系統(tǒng)微生物硝化強度和反硝化強度表征值的差異,DO濃度的升高促進了微生物的硝化強度,但也一定程度上抑制了微生物的反硝化強度.

3.2 硝化強度表征值沿程有逐漸遞減的變化趨勢;而沿深度方向,濕地上層硝化強度表征值高于下層,而且隨著水位變幅的增大,其上下層差值更大.反硝化強度表征值沿程出現(xiàn)先增后減規(guī)律,而沿深度方向不同系統(tǒng)濕地上下層變化規(guī)律有所差異.

3.3 濕地沿程TN和NH4+-N變化規(guī)律相似,在前端得到大量降解,而濕地后端DO明顯低于前端,且硝化強度和反硝化強度在濕地后端較低,最終導致了濕地后端TN和NH4+-N降解量很少.

3.4 不同水位變動幅度影響濕地系統(tǒng)氮素污染物的去除;水位變幅6cm/d的CW3濕地系統(tǒng)對TN和NH4+-N去除效果最好.

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致謝：本實驗的沸石等材料的購置由中國環(huán)境科學研究院湖泊工程技術中心魏偉偉等協(xié)助完成,在此表示感謝.

Impact of water level fluctuation on nitrogen removal in horizontal subsurface flow constructed wetlands.

GUO Shi-lin1,2, YE Chun2*, LI Chun-hua2, XU Shi-hong1, Lü Mei-ting2(1.Environmental Science and Engineering College, Donghua University, Shanghai 201620, China；2.State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China). China Environmental Science, 2017,37(3)：932～940

By building simulation devices of horizontal subsurface flow constructed wetlands, four wetlands (CW1、CW2、CW3、CW4) with the frequency of water-level fluctuation as 0,3,6,9cm/d were set up to study the impact of water-level change on nitrogen removal in them. The results showed that water-level change could improve the effect of nitrogen removal. The average concentration of dissolved oxygen was (0.99±0.20), (1.14±0.19), (1.30±0.27) and (1.34±0.27) mg/L, for CW1, CW2, CW3, CW4 respectively. The average concentrations of dissolved oxygen in the above four wetlands had significant differences(P＜0.05),and they increased with the frequency increasing. Characterization value of nitrification intensity had the same thend with dissolved oxygen. And it gradually decreased along the inlet to outlet of wetlands, but the upper layer was greater than the lower layer in the depth direction. Characterization value of denitrification intensity increased with the frequency decrease and it increased first then decreased along the wetlands’ inlets to outlet. TN average removal rates of four wetlands were (89.04±0.80)%, (91.04±1.14)%, (93.94±1.23)% and (91.45±1.11)% respectively. The TN removal rate of CW3 wetland was the highest and had significant differences (P＜0.05) with others. The CW3and CW4 wetlands had better efficient for NH4+-N removal and the average removal rates were (93.79±1.19)% and (95.30±1.09)% respectively.

water-level change；horizontal subsurface flow constructed wetlands；nitrification intensity；denitrification intensity；nitrogen removal

X703

A

1000-6923(2017)03-0932-09

郭士林(1992-),男,河南平頂山人,東華大學環(huán)境科學與工程學院碩士研究生,主要從事水污染控制理論與技術研究.

2016-07-28

國家水體污染控制與治理科技重大專項(2012ZX07101-009)

* 責任作者, 研究員, yechbj@163.com