垂直潜流人工湿地堵塞及其运行效果影响研究

王　振,张彬彬,向　衡,樊　霆,杜宇能,李定心（.安徽农业大学资源与环境学院,安徽 合肥006；.中石化绿源地热能开发有限公司,陕西 咸阳 7000；.安徽农业大学经济管理学院,安徽 合肥 006）

垂直潜流人工湿地堵塞及其运行效果影响研究

王振1*,张彬彬1,向衡2,樊霆1,杜宇能3,李定心1（1.安徽农业大学资源与环境学院,安徽 合肥230036；2.中石化绿源地热能开发有限公司,陕西 咸阳 712000；3.安徽农业大学经济管理学院,安徽 合肥 230036）

在净化猪场沼液中开展了垂直潜流人工湿地堵塞过程及其运行效能变化的研究.结果表明,人工湿地堵塞的主要成因是由于填料层中不可滤过性物质的积累所致.不可滤过性物质是由有机物和无机物组成,且大部分不可滤过性物质的粒径均超过 5.00 μm.填料层的孔隙率和水力传导系数均随系统运行时间的延长而减小,而填料层中被截留物质的含量则随系统运行时间的延长而增大,其空间变化特征均受到了系统中水力流态的影响；当系统HLR为0.02m3/（m2·d）时,VSSF在运行1380d后对猪场沼液的净化开始恶化,系统对COD、TSS、TN、NH4+-N和TP的去除率分别降至37.31%、57.82%、20.80%、32.13%和51.18%.

垂直潜流人工湿地；堵塞；不可滤物质；猪场沼液

调查表明,国内外很多的养猪场限于资金和技术等原因通常直接采用多级串联人工湿地系统处理猪场沼液［1-2］.其中,垂直潜流人工湿地（VSSF）因其较强的复氧能力和硝化能力而被视为是多级串联人工湿地系统中脱氮的重要组成部分,且时常被置于串联系统的前端［3-4］.然而,鉴于养猪废水是一种高浓度的有机废水,其TSS和有机物的含量较高［5］,如将其直接引入 VSSF,湿地填料层的堵塞风险便会大大增加,进而会威胁到整个串联湿地系统的运行效果与稳定性.

填料层中合理的水力流态是保障VSSF正常运行的关键.当 VSSF发生堵塞后, 填料层的渗透系数会急剧下降,过水能力也随之降低,湿地进水会直接雍积在填料层表面,恶化运行环境［6］.另外,雍水还会阻隔 O2向填料层内扩散,降低污染物（尤其是有机物和NH4+-N）的去除效果,使出水指标达不到设计标准,并会缩短 VSSF的使用寿命［7-8］.在前期的研究中,笔者以厌氧预处理后的猪场沼液为处理对象,利用海蛎壳为湿地填料,通过优化 VSSF的填料层及运行条件强化了其复氧能力与硝化能力［9］.然而,厌氧预处理虽能去除污水中部分的有机物和 TSS,但猪场沼液中有机物的含量仍较高,且难降解有机物所占的比例亦有所增加,VSSF的长期稳定运行仍缺乏保障,极易发生填料层的堵塞.因此,有必要探究VSSF长期运行时其填料层的堵塞过程并考察此过程中系统净化能力的变化.

在以往的同类型研究中,研究者们通常以低浓度污水（如生活污水等）为处理对象,设定远远高出人工湿地正常运行范围的水力负荷（HLR）以开展湿地系统的堵塞研究［10］,而相关研究成果的普遍性与精确性则值得商榷.鉴于此,本文中笔者针对猪场沼液的水质特点,以前期研究中的VSSF为试验装置,探究其在正常运行过程中湿地填料层孔隙率和水力传导系数的变化特征以及填料层堵塞对系统运行效能的影响,检测湿地系统填料层中被截留物质的积累和空间分布情况,并分析填料层中被截留物质的成分和粒径分布.期望通过该研究,初步探明VSSF在处理高浓度污水时系统的堵塞进程及其运行效能的变化,为今后人工湿地防堵塞措施的实施提供依据和参考,也为多级串联人工湿地系统的设计提供帮助,进而最终实现养猪废水的高效稳定处理.

1　材料与方法

1.1试验装置

垂直潜流人工湿地（VSSF）试验装置位于温室内.湿地面积为1m2（d=56cm）,湿地填料层厚度为 110cm：下层（100～110cm）为砾石支撑层（填充粒径：20～50mm）；上层（0～100cm）为海蛎壳填料层.在前期研究中,海蛎壳被证明是一种理想的人工湿地填料［11］,本研究中使用到的海蛎壳取自某水产养殖场,经粉碎过筛后填充于试验装置中,其粒径分布如表1所示.VSSF运行之初,其填料层渗透系数与孔隙率分别为1.17×10-2cm/s和54.24%.前期研究亦表明,采用VSSF处理猪场沼液时,湿地植物对污染物的去除贡献率很低［10-11］.为此,本研究为了屏蔽植物根系对湿地填料层堵塞的影响,VSSF内并未种植植物.VSSF中水流的方向为自上而下：在填料层上方5cm处设置“Ω”型穿孔管作为湿地系统进水管,集水管则设置于距试验装置底部5cm处.为保证VSSF的复氧能力与硝化作用,系统水力负荷（HLR）设定为 0.02m3/ （m2·d）,湿干比设定为1：2［12］.试验时间为2010年1月至2014年5月.

系统运行期间,对其不同深度范围填料层的相关指标进行分析以考察VSSF的堵塞情况,不同深度范围填料层分别编号为A层（0～25cm）、B层（25～50cm）、C层（50～75cm）和D层（75～100cm）.

表1　海蛎壳填料粒径分布Table 1　Size distribution of oyster shell in the experiment

1.2进水水质

湿地进水为经过沼气池和初沉池处理后的猪场沼液：COD平均浓度为 1536.77mg/L,BOD5平均浓度为570.32mg/L （BOD5/COD≈0.37）,TSS平均浓度为682.85mg/L,TN平均浓度为898.37mg/L,NH4+-N平均浓度为 789.03mg/L,有机氮（Organic N）平均浓度为108.96mg/L,NO3--N平均浓度为 0.15mg/L,NO2--N平均浓度为0.24mg/L,TP平均浓度为87.90mg/L,进水pH值平均为 7.74.由此可知,经过厌氧沼气池处理后,湿地系统进水（即猪场沼液）具有如下特点：其有机物、氮磷元素和TSS的含量仍较高,沼液的可生化性下降（即难降解有机物比例增加）,进水中TN则主要以NH4+-N为主.

1.3分析方法

1.3.1水样采集及分析方法每4d采集湿地系统进出水水样进行分析,水样中COD、TSS、TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N和TP的分析方法均采用《水和废水监测分析方法》［13］中的方法.

1.3.2湿地填料层被截留物质含量的测定 每30d采集湿地填料层中不同深度的填料样品10mL,用200mL纯水轻轻冲洗,然后用滤膜法测定洗脱液中被截留物质的含量［14］,其计算方法如下：

总固体重（103～105℃蒸干）=可滤有机物+不可滤有机物+可滤无机物+不可滤无机物

总固体灼烧后重（600℃灼烧）=可滤无机物+不可滤无机物

溶解性固体重（0.45μm 滤膜过滤后 103～105

℃蒸干）=可滤有机物+可滤无机物

溶解性固体灼烧后重（600℃灼烧）=可滤无机物

其中湿地填料层被截留物质总含量即为总固体重,不可滤物质含量由不可滤有机物和不可滤无机物组成,有机物含量包括可滤有机物和不可滤有机物,试验测得的不可滤物质重量和有机物质重量分别减去空白值即为湿地填料层被截留的不可滤物质和有机物质成分的重量.另外,本研究还通过不同孔径的滤膜来测定湿地填料层中被截留不可滤物质的粒径分布,即将不可滤物质的粒径划分为0.45～2.00、2.00～5.00、≥5.00μm三类.

1.3.3湿地填料层生物膜含量的测定采用“超声+化学剥落法”［15］去除填料表面的生物膜,而后通过重量法计算出湿地填料层中生物膜的含量.

1.3.4湿地填料层孔隙率和水力传导系数的测定填料层孔隙率和水力传导系数的测定方法采用文献［16］中的方法.

1.3.5试验数据试验数据采用 Microsoft Excel 2010、Origin 8.5和SPSS 21.0等软件处理.

2　结果与分析

2.1湿地填料层表面雍水面积的变化特征

VSSF在运行过程中其填料层表面的雍水面积变化如图1所示.由图1可知,VSSF在运行的前1380d内其填料层表面的雍水面积为0m2,即系统填料层表面并无雍水现象发生.而当系统运行时间超过1380d时,填料层表面开始发生雍水现象,之后随着运行时间的延长,填料层表面雍水面积不断增大,最终当系统运行时间为1560d时,填料层表面雍水面积增至1.00m2,积水完全覆盖了填料层表面,VSSF的运行环境严重恶化.

图1　系统填料层表面雍水面积变化Fig.1　The variation of ponding area in VSSF

2.2湿地填料层水力传导系数与孔隙率的变化特征

填料层的水力传导系数是反映填料层渗流特性的一个综合指标［17］.VSSF在运行过程中其不同深度范围填料层的水力传导系数变化如图2所示.由图2可知,系统中不同深度范围填料层的水力传导系数变化具有明显的空间特征,这主要是由VSSF中污水的水流方向决定的.在VSSF运行的前1080d内,填料层的平均水力传导系数维持在 1.17×10-2cm/s.而当系统运行时间超过1080d时,A层和B层的水力传导系数开始下降,当系统运行时间为1380d时,A层和B层的水力传导系数分别降至 0.82×10-2cm/s和 0.96× 10-2cm/s,此时填料层的平均水力传导系数为1.00×10-2cm/s.之后随着运行时间的延长,A层和B层水力传导系数的下降趋势加快,当系统运行时间为1560d时,A层和B层的水力传导系数分别降至0.07×10-2cm/s和0.13×10-2cm/s,此时填料层的平均水力传导系数为0.46×10-2cm/s.与A层和B层相比,系统运行过程中C层与D层水力传导系数的变化相对平缓,当系统运行时间为1560d时,C层与D层的水力传导系数分别降至0.78×10-2cm/s和0.94×10-2cm/s.

图2　系统不同深度填料层水力传导系数的变化Fig.2　The variation of hydraulic conductivity coefficient at different depths in VSSF

图3　系统不同深度填料层孔隙率的变化Fig.3　The variation of effective porosity at different depths in VSSF

另外,由图3可知,由于受到VSSF中污水水流方向的影响,系统中不同深度范围填料层的孔隙率变化与水力传导系数的变化规律一致. 在VSSF运行之初,系统填料层的平均孔隙率为54.51%.随着运行时间的延长,A层、B层、C层和 D层的孔隙率均呈现出不同程度的下降.其中,A层和B层孔隙率的下降趋势明显高于C层和D层.当系统运行时间为1080d时,A层和B层的孔隙率分别降至43.62%和48.85%,此时填料层的平均孔隙率为 49.63%.而当系统运行时

间超过1080d时,A层和B层孔隙率的下降趋势加快,当系统运行时间为1380d时,A层和B层孔隙率分别降至 30.45%和37.18%,填料层的平均孔隙率亦降至 40.42%.当运行时间超过 1380d 时,A层和 B层孔隙率的下降趋势进一步加快,当系统运行时间为1560d时,A层和B层孔隙率已分别降至3.41%和10.24%,填料层的平均孔隙率则降至 20.35%,从而使得该层的水力传导系数亦降至最低值,雍水面积则增至 1.00m2.与其水力传导系数的变化特征类似,在系统运行期间,C层与 D层孔隙率的变化较为平缓,当运行时间为1560d时,C层与D层的孔隙率分别降至31.23%和36.52%.

2.3垂直潜流人工湿地堵塞成因分析

2.3.1填料层中被截留物质积累情况及生物膜含量变化在污水处理过程中,VSSF填料层中被截留物质含量和生物膜含量的变化规律如图4和图5所示.由图4和图5可知,系统填料层中被截留物质含量与生物膜含量均随运行时间的延长而增加,且其具有明显的空间分布特征,这主要还是受到系统中污水水流方向的影响.当系统运行时间为180d时,系统A层和B层中的被截留物质含量和生物膜含量分别为0.87, 0.64mg/mL、0.63,0.56mg/mL,而C层和D层中的被截留物质含量和生物膜含量分别为 0.31, 0.24mg/mL、0.27,0.25mg/mL,此时系统不同深度范围填料层的孔隙率和水力传导系数均无明显变化.当系统运行时间增至1080d时,系统填料层中被截留物质和生物膜的平均含量分别为4.24,0.82mg/mL,其中,A层、B层、C层和D层中被截留物质和生物膜的含量分别为 8.20, 1.39mg/mL、4.36,0.98mg/mL、2.63,0.50mg/mL、1.75,0.43mg/mL,此时不同深度范围填料层（尤其是A层和B层）的孔隙率和水力传导系数均开始下降.当系统继续运行至1380d时,系统填料层中被截留物质和生物膜的平均含量分别增至 8.10, 0.84mg/mL,其中A层和B层中被截留物质的含量分别增至15.48,10.48mg/mL,致使A层和B层的孔隙率和水力传导系数的下降趋势均明显加快,填料层表面开始雍水,而A层和B层中的生物膜含量则趋于稳定（1.41,0.99mg/mL）,C层和D层中的生物膜含量分别增至 0.52,0.45mg/mL.当系统最终运行至1560d时,填料层被截留物质和生物膜的平均含量达13.64,0.85mg/mL,A层和B层中被截留物质和生物膜的含量分别达 24.62, 1.44mg/mL、15.16,0.99mg/mL,此时填料层表面雍水面积增至 1.00m2,系统填料层的平均孔隙率和平均水力传导系数分别降至 20.35%,0.46× 10-2cm/s,与A层和B层相比,系统运行过程中C层与D层中的被截留物质的增量较小,当系统运行至1560d时,C层与D层中被截留物质的含量分别为8.73,6.24mg/mL,明显低于A层和B层.与此同时,C层与D层中的生物膜含量亦趋于稳定（0.52,0.45mg/mL）.

图4　系统不同深度填料层被截留物质含量的变化Fig.4　The variation of clogging substance concentration at different depths in VSSF

图5　系统不同深度填料层生物膜含量的变化Fig.5　The variation of biofilm concentration at different depths in VSSF

图6　不同运行阶段系统不同深度填料层被截留物质形态分析Fig.6　Morphological analysis of clogging substance at different depths in VSSF during different operation stages

2.3.2填料层中被截留物质成分分析当VSSF运行时间分别为1080、1380和1560d时,对系统填料层中的被截留物质进行成分分析,结果如图6所示.由图6可知,当系统运行至1080d时,A层和B层中被截留物质的主要成分均为不可滤有机物（5.03,2.80mg/mL）,其含量分别占被截留物质总量的61.38%和57.41%,不可滤无机物的含量分别为1.67,1.20mg/mL,其含量分别占被截留物质总量的20.42%和24.61%.当系统继续运行至1380d时,A层和B层中被截留物质的主要成分仍均为不可滤有机物,其含量分别增至 8.56,5.43mg/mL.同时,A层和 B层中不可滤无机物的含量均亦有所增加,其含量分别增至被截留物质总量的 35.46%和37.21%.而后当系统运行时间为1560d时,A层和B层中被截留物质的主要成分均为不可滤有机物和不可滤无机物（10.66,11.01mg/mL、6.41, 7.30mg/mL）,其中对于A层,其不可滤有机物和不可滤无机物的含量分别占该层被截留物质总量的43.29%和44.74%,而对于B层,其不可滤有机物和不可滤无机物的含量分别占该层被截留物质总量的42.26%和48.15%.由图7还可知,在系统的不同运行阶段,C层和D层中被截留物质的成分异于A层和B层.当系统运行至1080d时,C层和D层中被截留物质的主要成分均为不可滤无机物（1.73,1.20mg/mL）,当系统继续运行至1380d时,C层和 D层中被截留物质的主要成分仍均为不可滤无机物,其含量分别增至 4.13,3.11mg/mL.与此同时,两层中不可滤有机物的含量有所提高,分别增至 1.39,0.96mg/mL.而后当系统运行至 1560d 时,C层和D层中的被截留物质仍以不可滤无机物为主,且C层和D层中不可滤无机物和不可滤有机物的含量分别为 6.00,1.88mg/mL、4.18, 1.32mg/mL.

由上述试验结果可推断,垂直潜流人工湿地发生堵塞的成因主要是由于填料层中不可滤物质的积累造成的.

2.3.3填料层中不可滤物质的粒径分析当VSSF运行至1560d时,对系统填料层中不可滤物质的粒径分布进行了检测,结果如表2所示.由表2可知,系统填料层中大部分不可滤物质的粒径均＞5.00μm.对系统进、出水中不可滤物质的粒径分布亦进行了监测（表2）,可知系统进、出水中粒径＞5.00μm的不可滤物质含量基本相等,由此可推断VSSF填料层中较高含量的＞5.00μm的不可滤物质并非由进水引起,而应该是由不同粒径的不可滤物质逐渐凝聚积累而形成的.

表2　系统不同深度填料层中不同粒径的不可滤物质含量分布（mg/L）Table 2　The concentration distribution of non-filterable materials with different particle size at different depths in VSSF （mg/L）

2.4垂直潜流人工湿地的运行效果

运行期间VSSF对养猪废水中污染物的去除效果如图7所示.由图7可知,在系统运行的前1380d 内,系统对TSS的去除率为（93.95±1.80）%,而当运行时间超过1380d时,即系统填料层表面开始雍水时,系统对TSS的去除率亦开始降低,当系统运行时间为1560d时,系统对TSS的去除率降至57.82%.

由图 7亦可知,在系统运行期间,VSSF对COD和NH4+-N的去除率均明显地呈现出先升高后减小的趋势.在运行阶段的前180d内,VSSF 对COD和NH4+-N的去除率均逐步提高,当系统运行时间为180d时,VSSF对COD和NH4+-N的去除率分别增至 67.98%和 84.86%.之后在180～1080d期间,系统对COD和NH4+-N的去除率趋于稳定,此阶段COD和NH4+-N的平均去除率分别为（71.55±1.60）%和（89.38±3.48）%.当系统自 1080d运行至 1380d时,VSSF对 COD和NH4+-N的去除率均开始下降,分别由 72.19%和86.73%降至62.16%和49.28%.而后,系统对COD 和 NH4+-N的去除率持续下降,当运行时间为1560d时,VSSF对COD和NH4+-N的去除率已分别降至37.32%和32.13%.

本研究亦分析了运行期间系统的 TN去除率及其出水中NOx--N和NH4+-N的浓度变化（图4）.VSSF在运行期间对 TN的去除率一直不高,平均去除率仅为31.25%.系统出水中NOx--N和NH4+-N浓度的变化特征却较为明显,且两者的变化特征恰好相反.当系统自180d运行至1080d 时,系统出水中 NOx--N的平均含量较高,为（387.33±132.20） mg/L,出水中NH4+-N的浓度则为（83.83±27.82） mg/L,由此表明VSSF具有较强的硝化能力.当运行时间超过1380d时,系统出水中的NOx--N浓度逐渐下降,最终降至1560d时的0.38mg/L,与此同时,出水中 NH4+-N的浓度随之上升,最终升至1560d时的535.52mg/L,由此表明随着系统堵塞过程的加剧,VSSF的硝化能力遭到削弱,系统对NH4+-N的去除效果恶化.

VSSF对TP的去除率则随运行时间的延长而降低.在运行阶段的前1080d内,系统对TP的去除效果较好,平均去除率可达（95.47±1.96）%；当运行时间超过1080d后,VSSF对TP的去除率开始下降,由 1080d的 94.40%降至 1380d的74.08%；而当运行时间超过1380d后,系统对 TP的去除效果恶化,当系统运行至 1560d时,VSSF 对TP的去除率降至51.18%.

由此可知,在180～1080d期间,系统对污水中的TSS、COD、NH4+-N和TP均具有较高的去除率.其中,适宜的HLR和“干湿比”运行方式,使得 VSSF具备了较强的复氧能力［70～100g/ （m2·d）］［18］,进而强化了系统的硝化能力及其对有机物的降解能力,有效地提高了系统对 NH4+-N 和 COD的去除效果,亦为后续湿地单元的反硝化提供了充足的电子受体.研究表明,海蛎壳对磷素的理论饱和吸附量高达 32.90mg/g［19］,高性能除磷填料的填充则保证了VSSF对TP的高效去除.然而,当运行时间超过1080d后,VSSF填料层的堵塞开始显著影响系统的复氧能力,尤其是在系统发生雍水之后（即 t＞1380d）,VSSF的堵塞进程加剧,导致填料层中DO浓度进一步降低,进而严重削弱了VSSF的净化能力（尤其是硝化能力）,从而导致了系统对NH4+-N和COD去除效果的恶化,出水中NOx--N的浓度亦随之降低.与此同时,湿地填料表面的生物膜厚度不断增加,填料层间隙中不可滤物质的积累量亦不断增大,最终阻碍了填料对磷素的吸附沉淀作用［20-21］,使得系统的TP去除率在运行后期不断下降.

另外,鉴于VSSF的反硝化能力有限［22］,使得系统在180～1080d期间对TN的去除效果一直不尽理想,出水中氮素以 NOx--N为主.而当 VSSF的堵塞情况严重后,系统的硝化能力也遭到削弱,使得系统的 TN去除效果进一步变差,出水中氮素则以NH4+-N为主.

图7　垂直潜流人工湿地运行效果Fig.7　Contaminants removal of VSSF during the operational period

3　讨论

在前期研究中,笔者通过优化VSSF的组成、结构及运行方式在一定程度上强化了系统的净化能力.然而,上述试验结果表明,在猪场沼液的处理过程中,VSSF在运行1080d （≈2.96年）后即开始发生填料层的堵塞.当运行时间超过 1560d（≈4.27年）时,VSSF的填料层完全堵塞,基本丧失了净化污水的能力.如前所述,VSSF的HLR设定为0.02m3/（m2·d）,则系统在运行稳定期内的COD负荷和 TSS负荷分别约为 28.81g/（m2·d）和12.83g/（m2·d）.通常认为,当人工湿地系统的COD 与TSS负荷不高于20.00和5.00g/（m2·d）时,湿地填料层的堵塞问题才不会凸显［10］.因此,对本研究而言,VSSF中过高的COD负荷与TSS负荷是影响其填料层堵塞过程加剧的重要因素,这与Winter［23］的研究结果一致.

VSSF的填料层发生堵塞时,具体表现为湿地填料层的孔隙率和水力传导系数明显降低,填料层表面严重雍水,从而阻碍O2向填料层内部扩散,进而恶化了 VSSF的运行环境及其对污水的处理效果.由试验结果可知,VSSF填料层的堵塞过程可分为以下5个阶段.

（1） 0～180d：此阶段属 VSSF运行的适应期,系统A层和B层中的生物膜逐渐开始形成,由于填料层的吸附截留作用及 SS自身的沉淀作用,进水中的 SS亦开始在填料层中的孔隙中积累.此时,系统填料层的孔隙率下降趋势缓慢,填料层的水力传导系数亦无明显变化.另外,由于填料层中的生物膜逐渐形成,VSSF对COD、TSS、TN 和 NH4+-N的去除效果亦逐步提高,该阶段系统对 TP的去除率高达（93.91±3.53）%,说明填料表面生物膜的生长尚未影响到系统的除磷效果.

（2） 180～1080d：此阶段属VSSF运行的稳定期,系统A层和B层中的生物膜已初步形成且厚度不断增加.生物膜外侧则形成了初期底物层（主要由多糖类物质、聚脲类物质、有机物和无机物组成,由于多糖类物质和聚尿类物质能形成低密度的凝胶状结构,所以可以有效地网捕污水中未被分解的有机物和无机物颗粒［24-25］）,设此时底物层中的物质分解速率为vd（包括有机物降解和无机物迁移两部分）,进水中的有机物和无机物在原底物层上积累的速率为 va,生物膜的增长速率为 vb,则此时 va+vb≤vd.因此,系统填料层的孔隙率稍有下降,而填料层的水力传导系数仍无明显变化.另外,由于填料层中的生物膜已形成且趋于稳定,VSSF对COD、SS、TN和NH4+-N的去除效果亦趋于稳定,该阶段系统对 TP的平均去除率仍维持在（95.86±1.22）%,即填料表面生物膜的生长仍未影响到系统的除磷效果.

（3） 1080～1380d：此阶段属VSSF的堵塞初期,系统C层和D层中的生物膜厚度不断增加,而A层和B层中的生物膜趋于稳定,且此时在底物层上：va+vb≥vd.由此导致A层和B层的水力传导系数和孔隙率均随运行时间的延长呈现下降趋势.另外,VSSF对COD、SS、TN和NH4+-N的去除效果较为稳定,但该阶段系统对 TP的平均去除率开始下降,即填料表面的生物膜和填料层中的被截留物质影响到了系统的除磷效果.

（4） 1380～1560d：此阶段属VSSF的堵塞加速期,系统C层和D层中的生物膜亦趋于稳定,A层和 B层中底物层的厚度仍不断增加,此时 va+ vb＞＞vd且被截留物质之间的黏力大于水流的冲刷力,由此造成A层和B层中底物层逐渐充满填料间孔隙,从而使得两层的孔隙率与水力传导系数迅速下降,填料层表面也开始出现雍水的表观现象.另外,由于系统填料层的堵塞显著阻碍了其大气复氧作用,VSSF对COD和NH4+-N的去除效果开始恶化,生物膜与底物层厚度的进一步增加削弱了A层和B层对磷素的吸附沉淀作用,致使系统对TP的平均去除率继续下降.

（5） ≥1560d：此阶段属VSSF的完全堵塞期,系统A层和B层中的水力传导系数和孔隙率已分别降至 0.07×10-2cm/s和 3.41%,0.13×10-2cm/s和10.24%.系统填料层表面的雍水面积不断增加直至完全积水.VSSF对COD、TSS、TN、NH4+-N和TP的去除率分别降至37.31%、57.82%、20.80%、32.13%和51.18%,即VSSF的运行环境已完全恶化.

由此可知,在VSSF的运行过程中,尤其是其填料层中的生物膜形成之后,污水中不同粒径的悬浮或胶体状态的底物会凝聚和吸附在填料生物膜的表面,进而形成大粒径的累积物,最终造成有机物和无机物的共同积累,即湿地填料层生物膜生长引起的不可滤物质的积累是VSSF发生堵塞的主要成因.

目前,在我国的许多地区,人工湿地正越来越多的应用于高浓度畜禽养殖污水的处理,与此同时,湿地系统的堵塞问题也引起了越来越广泛的关注.目前,人工湿地系统的防堵塞对策主要有：（1） 对湿地进水进行预处理；（2） 选择合适的填料粒径及级配；（3） 采取合理的进水方式；（4）采取曝气充氧的措施；（5） 选取合适的湿地植物；（6） 更换湿地填料；（7） 施用微生物抑制剂或者溶菌剂；（8） 向系统中投加蚯蚓；（9） 采用停床、轮休措施［26］.由于人工湿地堵塞是一个涉及物理、化学和生物等领域的极其复杂的过程,因此在今后的研究工作中,只有通过深入研究其内在机理,建立更为精确、适用范围更广的数学模型才能准确预测人工湿地的运行周期和使用寿命,并提出更为合理的防堵塞对策与措施,最终为人工湿地的长期稳定运行提供保障.

4　结论

4.1垂直潜流人工湿地发生堵塞的成因主要是由于填料层中不可滤物质的积累,大部分不可滤物质的粒径均＞5.00μm.

4.2填料层中被截留物质的含量随湿地系统运行时间的延长而增大,且填料层中被截留物质的空间分布特征受到系统中水力流态的影响.

4.3填料层的孔隙率和水力传导系数均随湿地系统运行时间的延长而减小,填料层孔隙率和水力传导系数的空间变化特征亦受到系统中水力流态的影响,填料层中被截留物质的增加则会直接导致填料层孔隙率和水力传导系数的减少.

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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

国家自然科学基金项目（41101485；31300395）；安徽农业大学青年科学基金重点项目（2013ZR010；2013ZR025）

* 责任作者, 讲师, zwang@ahau.edu.cn

王振（1985-）,男,山东德州人,安徽农业大学资源与环境学院讲师,主要从事污水生物资源化处理与回用技术研究.发表论文20余篇.