CN111777189B

CN111777189B - 一种曝气耦合人工湿地的系统及其应用

Info

Publication number: CN111777189B
Application number: CN202010722619.9A
Authority: CN
Inventors: 李祎飞; 王晓暄; 邹华; 晋飞; 杨雅雪; 李梦; 钟子仪; 陈阳; 叶彬
Original assignee: Jiangnan University
Current assignee: Jiangnan University
Priority date: 2020-07-24
Filing date: 2020-07-24
Publication date: 2022-07-22
Anticipated expiration: 2040-07-24
Also published as: CN111777189A

Abstract

本发明公开了一种曝气耦合人工湿地的系统及其应用，属于水处理技术领域。该系统由人工湿地及曝气装置耦合而成；所述人工湿地为表面流型或潮汐流型，植物选取处于生长期的挺水植物和浮叶植物，种植密度为5～30株/m²，引入河道水体形成自由水面，水深20～80cm；所述曝气管设置在湿地的自由水面下10～60cm，曝气量为0.2～1L/(min·L)，曝气时间0.5～5d，曝停比为1h/(1～5h)。本发明通过曝气增氧在湿地中创造好氧‑厌氧交替的环境，积极促进湿地中植物对污染物的吸收作用以及根际微生物对污染物的降解作用，从而实现河道水体的净化及生态修复。

Description

一种曝气耦合人工湿地的系统及其应用

技术领域

本发明涉及一种曝气耦合人工湿地的系统及其应用，属于水处理技术领域。

背景技术

目前国内许多河道是劣Ⅴ类水质，河道的污染问题主要集中在河道水质差、蓝藻水华、水体黑臭、以及伴随以上问题而产生的河道水生生态系统的破坏。河道水体中除常规污染物(氮、磷、有机物等)之外，新型污染物(如抗生素、消炎药等)也广泛赋存，已经引起人们的日益关注。针对河道的污染问题，虽然已有一些治理措施，但由于我国水系庞大、地域分布广、河道之间存在差异性，在实际治理中仍然存在许多尚未解决的问题，如经济成本的压缩、治理效率的提高、治理技术的广泛适用性等，因此对现有的河道治理技术进行改进有重要意义。

河道污染治理技术主要可分为四类：点源污染控制技术、面源污染控制技术、内源污染控制技术和河道水体治理与生态修复技术。表面流型或潮汐流型人工湿地是河道水体治理与生态修复技术中的典型技术，属于植物修复技术范畴，虽然污染物处理效果相对较低，但投资小且易于维护，其独特的自由水面更有利于水生生态系统结构和功能的恢复，可以为水生生物以及鸟类提供栖息场所，并且还具有很高的景观价值，因而其在河道治理中具有广泛的适用性。但是，目前此类人工湿地在河道治理中仍存在一些不足之处，例如：占地面积大、水质净化能力有限、使用寿命的干扰因素多等，对其进行技术改进有迫切的必要性和非常重要的意义。

曝气增氧技术也经常应用在河道水体治理中，曝气使溶解氧的浓度升高，从而给水生生物的生长提供氧气并提升水体自身的净化能力，同时藻细胞可粘附在气泡表面上升到水面上加以去除。该技术花费的时间较短、操作较为简单，但处理效果有限，并且因其成本较高全面推广存在局限性。本发明的技术改造将曝气增氧技术与湿地耦合，在生物、微生物、化学等方面产生叠加效应，大幅度提升污染物的去除效果。

在河道水体治理与生态修复领域，目前采用曝气耦合植物修复技术的相关应用非常有限。经过检索，有关曝气增氧耦合植物修复技术治理河道污染的专利包括：1)一种耦合太阳能曝气和固化微生物的生态浮岛(申请号201920272951.2)，该方法采用太阳能曝气结合水面种植篮的方式净化水质，但生态浮岛的建设成本较高，运行维护复杂；2)一种耦合微孔曝气的生态浮床(申请号201520697360.1)，采用耦合微孔曝气的生态浮床，选用浮叶植物和挺水植物进行种植，增加了植物种类，景观价值也有所提高，其劣势在于生态浮床的建设与运行成本较高。目前有关曝气增氧耦合植物修复技术大多采用生物浮床，建设成本较高、处理效果有限、不适用于旁路处理、难以大范围推广应用。因此，需要找到一种能够充分利用河道现有环境特点、处理量大、效果好、成本低、可旁路处理、易于推广的技术。

发明内容

技术问题：

为解决河道治理中湿地占地面积大且使用寿命有限、曝气成本较高等问题，从而有效提高河道水质并修复河道生态系统，本发明旨在对现有的河道水体治理与生态修复技术进行改进，提出一种曝气耦合湿地的河道水体治理与生态修复技术。本发明可以根据河道岸边的实际地形环境进行工程建设，在曝气增氧形成的好氧-厌氧交替环境中，通过促进植物的吸收作用以及根际微生物的降解作用，有效实现河道水体中常规污染物的去除，并为新型污染物的降解提供一种可行的方案。曝气增氧耦合人工湿地技术的建设投资成本低、管理运行简单且费用少、可用于旁路处理、对环境友好不易造成二次污染、营造的岸边景观效果好。

技术方案：

本发明提供了一种曝气耦合人工湿地的系统，所述系统包括曝气管、植物和升降装置；所述升降装置控制曝气管上下移动，所述升降装置包括丝杆、内螺纹套筒和固定架；所述固定架一端固定在曝气管外部，另一端通过内螺纹套筒与丝杆相连，内螺纹套筒与丝杆上的螺纹相啮合；丝杆下端插入湿地的基质中；所述植物种植在基质中；所述基质为土壤和/或填料。

在本发明一种实施方式中，丝杆上端连接有电机，通过电机控制丝杆转动，带动曝气管上下移动。

在本发明一种实施方式中，所述植物包括挺水植物和浮叶植物。

在本发明的一种实施方式中，所述湿地为表面流型或潮汐流型人工湿地。

在本发明的一种实施方式中，所述湿地的水深为20～80cm。

在本发明的一种实施方式中，所述湿地底部的防渗层采用土工膜防渗，其上敷设防护粘土层。

在本发明的一种实施方式中，所述湿地的底部铺设15～40cm厚土壤，不额外加设填料或者按照一定比例加入砾石、沸石、砂、陶粒、火山岩中的一种或多种。

在本发明的一种实施方式中，所述湿地种植的水生植物为处于生长期的挺水植物和浮叶植物，挺水植物可选取香蒲、菖蒲、石菖蒲、鸢尾、碗莲、马蹄莲、半边莲、荷花、水仙、美人蕉、灯心草、水芹、芦苇、再力花、姜花、梭鱼草或千屈菜植株，浮叶植物可选取睡莲、王莲、凤眼莲、金银莲花、萍蓬草、荇菜、水鳖、芡实、浮萍、莼菜或浮叶眼子菜植株。

在本发明的一种实施方式中，所述水生植物的种植密度为5～30株/m²。

在本发明的一种实施方式中，所述曝气管路铺设在湿地自由水面下10～60cm。

在本发明的一种实施方式中，所述曝气增氧方式为纳米曝气、太阳能曝气、风能曝气或微孔曝气。

在本发明的一种实施方式中，所述丝杆沿着水流方向排布，曝气管垂直于水流方向置于河道水体中。

在本发明的一种实施方式中，所述曝气管上至少连接两根丝杆。

本发明提供了一种曝气耦合湿地的系统在河道水体治理与生态修复方面的应用。

在本发明的一种实施方式中，所述河道水体治理与生态修复方面的应用为旁路处理模式。

在本发明的一种实施方式中，所述河道水体治理与生态修复方面的应用依据河道岸边地形，可在河岸构建耦合曝气的湿地，也可离岸构建耦合曝气的湿地。

在本发明的一种实施方式中，所述河道水体治理与生态修复方面的应用可以通过水泵将河水引入湿地，间歇进水或连续进水方式皆可。

在本发明的一种实施方式中，所述河道水体治理与生态修复方面的应用可以根据河道水位高度，通过控制水位实现潮汐流的进水方式。

本发明还提供了一种河道水体治理与生态修复的方法，所述方法是采用曝气增氧耦合人工湿地对河道水体进行治理和生态修复。

在本发明的一种实施方式中，所述曝气增氧条件为：曝气量为0.2～1L/(min·L)，反应时间0.5～5d，曝停比为1h/(0～5h)，曝气深度为10～60cm。

优选地，曝气量为0.4～0.8L/(min·L)，曝气时间为1～3d，曝停比为：1h/(1～3)h，曝气深度为15～25cm。

本发明的有益效果：

(1)本发明的曝气耦合湿地技术应用于河道水体治理与生态修复中，可以有效减小湿地的占地面积、延长湿地的使用寿命；

(2)本发明的曝气耦合湿地技术应用于河道水体治理与生态修复中，相较于单独采用曝气增氧治理河道水体，可以有效提高曝气增氧的效率、并降低曝气成本；

(3)本发明的曝气耦合湿地技术应用于河道水体治理与生态修复中，可以实现旁路处理河水的模式；

(4)本发明的曝气耦合湿地技术应用于河道水体治理与生态修复中，可以有效提高常规污染物(例如总氮、氨氮、总磷、有机物)的去除效果，并对新型污染物(例如萘普生、磺胺甲恶唑等药物)也有一定的降解作用；

(5)本发明采用曝气耦合湿地对TN和COD的去除率分别为95.2％和83.6％，去除效果较单独曝气增氧技术和单独人工湿地技术效果之和更优越，说明曝气耦合湿地在去除TN和COD的方面相互作用，具有一定的协同作用；

(6)本发明的曝气耦合湿地技术应用于河道水体治理与生态修复中，有利于河道水生生态系统结构和功能的恢复，可以为水生生物以及鸟类提供栖息场所，并具有良好的景观价值。

附图说明

图1是曝气耦合湿地的河道水体治理与生态修复系统示意图，其中，1-挺水植物；2-浮叶植物；3-基质；4-河道水体；5-曝气管；6-丝杆；

图2为图1中丝杆的局部放大图，其中，5-曝气管；6-丝杆；7-内螺纹套筒；8-固定架。

图3曝气耦合湿地技术下不同曝气量水平的污染物去除率。

图4曝气耦合湿地技术下不同曝气时间水平的污染物去除率。

图5曝气耦合湿地技术下不同曝停比水平的污染物去除率。

图6曝气耦合湿地技术下不同曝气深度水平的污染物去除率。

具体实施方式

以下对本发明的优选实施例进行说明，应当理解实施例是为了更好地解释本发明，不用于限制本发明。

下述实施例和对比例中涉及到的检测方法如下：

1、TN(总氮)检测方法：参照国标GB11894-89碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法进行测定。

2、NH₄ ⁺-N(氨氮)检测方法：采用靛酚蓝分光光度法；

试剂：

1)显色剂I：苯酚10g亚硝基铁氰化钠0.02g定容至1L，至深色瓶中于冰箱保存，有效期1个月。

2)显色剂II：氢氧化钠6g加次氯酸钠溶液(活性氯>5.2％)6mL定容至1L。

测定步骤：

1)铵标准液的配制

取5.35g氯化铵溶于0.05mol/L的柠檬酸二柠檬酸钠缓冲液中(pH4.0)并定容至1L，配制成0.1mol/L的铵标准液以此为母液，用缓冲液配成0.5、1.0、1.5、2.0、2.5mmol/L的标准液。将以上浓度的标准液各取0.2mL与试管，加入2.5mL显色剂I，摇匀后加入2.5mL显色剂II，在37℃保温30min，于550nm下测定吸光度。

2)水样的测定

取0.2ml样液，测定方法与标准曲线测定相同。

3、TP(总磷)检测方法：参照国标GB11893-89钼酸铵分光光度法进行测定。

4、COD(化学需氧量)检测方法：参照国标GB11914-89重铬酸钾法进行测定。

5、新型污染物(药物)检测方法：采用超高效液相色谱-3重4级杆串联质谱仪(Waters Acquity UPLC Xevo TQ，Waters)；色谱条件：采用Water Acquity BEH C18色谱柱(2.1mm×100mm,1.7μm)，柱温为40℃。

1)双氯芬酸(DIC)、布洛芬(IPF)、吲哚美辛(IMC)、萘普生(NPX)、酮洛芬(KTP)、甲灭酸(MEF)6种药物污染物：流动相A为5mmol·L^-1醋酸铵，流动相B为乙腈；进样量为5μL。具体的洗脱程序如表1所示。

质谱条件：离子源采用电喷雾离子源(ESI)；离子源模式：负离子；毛细管柱电压为3KV；离子源温度为150℃；脱溶剂气温度为500℃，脱溶剂气流量为900L·h^-1；锥孔反吹气流量为50L·Hr^-1；碰撞气流量为0.16mL·min^-1；检测模式为MRM模式。6种药物污染物的质谱条件如表2所示。

表1 6种药物污染物的流动相洗脱程序

表2 6种药物污染物的质谱条件

2)醋氨酚(PAR)、磺胺甲恶唑(SFO)、心得安(PRP)、磺胺二甲嘧啶(SFA)、甲氧苄胺嘧啶(TRI)、氯丙嗪(CHL)、头孢氨苄(CEF)、缬沙坦(VAL)、四环素(TET)、氧四环素(OXY)、酮康唑(KTC)、红霉素(ERY)、罗红霉素(ROX)13种药物污染物：流动相A为2％的甲醇溶液+0.05％的甲酸，流动相B为乙腈；进样量为5μL。具体的洗脱程序如表3所示。

表3 13种药物污染物的流动相洗脱程序

1)表示洗脱过程中流动相A的体积分数；2)表示洗脱过程中流动相B的体积分数

质谱条件：离子源采用电喷雾离子源(ESI)；离子源模式：正离子；毛细管柱电压为3KV；离子源温度为150℃；脱溶剂气温度为500℃，脱溶剂气流量为900L·h^-1；锥孔反吹气流量为50L·Hr^-1；碰撞气流量为0.16mL·min^-1；检测模式为MRM模式。13种药物污染物的质谱条件如表4所示。

表4 13种药物污染物的质谱条件

实施例1：一种曝气耦合湿地的河道水体治理与生态修复系统

如图1、2所示，一种曝气耦合湿地的河道水体治理与生态修复系统，所述系统包括曝气管5、植物和升降装置；所述升降装置包括丝杆6、内螺纹套筒7和固定架8；所述固定架8一端固定在曝气管5外部，另一端通过内螺纹套筒7与丝杆6相连，内螺纹套筒7与丝杆6上的螺纹相啮合；丝杆6上端连接有电机(图中未示出)，通过电机控制丝杆6转动，带动曝气管5上下移动；丝杆6下端插入基质3中；所述曝气管5位于河道水体4中；所述植物包括挺水植物1和浮叶植物2，所述挺水植物1和浮叶植物5种植在基质3中，所述基质3为土壤和/或填料；所述丝杆6沿着水流方向排布，曝气管5垂直于水流方向置于河道水体。

所述湿地为表面流型或潮汐流型人工湿地；所述湿地的水深为20～80cm。

所述湿地底部的防渗层采用土工膜防渗，其上敷设防护粘土层。

所述湿地的底部铺设15～40cm厚土壤，不额外加设填料或者按照一定比例加入砾石、沸石、砂、陶粒、火山岩中的一种或多种。

所述湿地种植的水生植物为处于生长期的挺水植物和浮叶植物，挺水植物可选取香蒲、菖蒲、石菖蒲、鸢尾、碗莲、马蹄莲、半边莲、荷花、水仙、美人蕉、灯心草、水芹、芦苇、再力花、姜花、梭鱼草或千屈菜植株，浮叶植物可选取睡莲、王莲、凤眼莲、金银莲花、萍蓬草、荇菜、水鳖、芡实、浮萍、莼菜或浮叶眼子菜植株。

所述水生植物的种植密度为5～30株/m²。

所述丝杆沿着水流方向排布，曝气管垂直于水流方向置于河道水体中；所述曝气管路铺设在湿地自由水面下10～60cm。

所述曝气管上至少连接两根丝杆。

所述曝气增氧方式为纳米曝气、太阳能曝气、风能曝气或微孔曝气。

实施例2：一种曝气耦合湿地技术在河道水体治理与生态修复方面的应用

在无锡一条劣Ⅴ类水质河道岸边(水中污染物含量见表5、表6)，设置本发明曝气耦合湿地的河道水体治理与生态修复系统(如图1)，该人工湿地长20m，宽16m，湿地断面设计边坡为1:4。河道劣Ⅴ类水体覆盖湿地表面，水深50cm，处理后的河水进入河道。

人工湿地如图1所示，该人工湿地种植培育两个月左右的挺水植物和浮叶植物植株，种植密度约为10株/m²，引入河道水体形成自由水面，水深50cm。水面下25cm铺设曝气管路，其中，丝杆沿着水流方向排布，曝气管垂直于水流方向置于河道水体；每隔5-10米布置一组曝气管和升降装置；曝气参数设置为：曝气量0.45L/(min·L)，曝气时间1d，曝停比为1h/2h。

处理后的河道劣Ⅴ类水中污染物浓度大幅度降低，去除效果见表7和8。

表5河道劣Ⅴ类水体中常规污染物含量

表6河道劣Ⅴ类水体中药物污染物含量

实施例3：曝气量的选择

采用实施例1中的曝气耦合湿地的河道水体治理与生态修复系统，曝气管铺设在水面下10cm，改变曝气参数设置：曝气量分别为0.2、0.4、0.6、0.8和1.0L/(min·L)；曝气时间2d；曝气方式为连续曝气；曝气深度为水面下10cm。运行结束的水体污染物去除率见图3。

由图3可知，随着曝气量的增加，TN、NH₄ ⁺-N、TP和COD的去除率呈先增加后降低的趋势，可能的原因主要为：曝气量增大到一定程度，好氧微生物的降解作用趋于平稳；并且随着曝气量的增大，曝气给土壤和/或填料带来的扰动增大，土壤和/或填料吸附的一些氮磷营养盐会重新释放到水体中。因此，综合方差分析结果，优选的曝气量为0.4～0.8L/(min·L)。

实施例4：曝气时间的选择

采用实施例1中的曝气耦合湿地的河道水体治理与生态修复系统，曝气管铺设在水面下10cm，改变曝气参数设置：曝气量0.6L/(min·L)；曝气时间分别为0.5、1、2、3、4、5d；曝气方式为连续曝气；曝气深度为水面下10cm。运行结束的水体污染物去除率见图4。

由图4可知，随着曝气时间的延长，各污染物呈现不同的变化趋势，可能的原因主要为：曝气时间的延长改善的是岸边生态带的好氧微生物环境，曝气时间延长到一定程度，好氧微生物的降解作用趋于平稳；曝气时间的延长可以促进硝化细菌的生长，但反硝化细菌生长的厌氧环境可能会受到抑制；随着曝气时间的延长，曝气给土壤和/或填料带来的扰动效应会增大，土壤和/或填料吸附的一些氮磷营养盐会重新释放到水体中。因此，综合方差分析结果，优选的曝气时间为1～3d。

实施例5：曝停比的选择

采用实施例1中的曝气耦合湿地的河道水体治理与生态修复系统，曝气管铺设在水面下10cm，改变曝气参数设置：曝气量0.6L/(min·L)；曝气时间2d；曝停比分别为：1h/0h(连续曝气)、1h/0.5h、1h/1h、1h/2h、1h/3h、1h/5h；曝气深度为水面下10cm。运行结束的水体污染物去除率见图5。

由图5可知，随着曝气间歇时间的延长，各污染物呈现不同的变化趋势，可能的原因主要为：曝气、间歇条件给植物根际及水体产生好氧、厌氧交替环境，促进了反硝化细菌的生长，利于污染物的降解。曝气间歇时间的延长，反硝化细菌的作用趋于稳定。因此，综合方差分析结果，优选的曝停比为：1h/(1～3)h。

实施例6：曝气深度的选择

采用实施例1中的曝气耦合湿地的河道水体治理与生态修复系统，通过控制丝杆改变曝气管深度，曝气管铺设于水面下方，深度分别为5、10、15、20、25、30cm；曝气量0.6L/(min·L)；曝气时间2d；曝气方式为(曝气/不曝气)：1h/2h；。运行结束的水体污染物去除率见图6。

由图6可知，随着曝气深度的增大，各污染物呈现不同的变化趋势，可能的原因主要为：随着曝气深度的增大，水体中氧气更多地输送到土壤和/或填料以及根际环境，对土壤微生物和根际微生物的影响增强；随着深度的增大，曝气给土壤和/或填料带来的扰动也相应增大，土壤和/或填料中吸附的氮磷营养盐重新释放到水体中。因此，综合方差分析结果，优选的曝气深度为15～25cm。

对比例1：单独人工湿地

参照实施例1和2，区别仅在于，采用单独人工湿地处理劣Ⅴ类水质河道。在无锡一条劣Ⅴ类水质河道岸边，建设一块表面流型人工湿地，该人工湿地长20m，宽16m，湿地断面设计边坡为1:4。河道劣Ⅴ类水体覆盖湿地表面，水深50cm，处理后的河水进入河道。

该人工湿地种植培育两个月的挺水植物和浮叶植物植株，种植密度约为10株/m²，引入河道水体形成自由水面，水深50cm。

处理后的河道劣Ⅴ类水中污染物浓度有所降低，去除效果见表7和8。

对比例2：单独曝气增氧技术

参照实施例1和2，区别仅在于，采用单独曝气增氧技术处理劣Ⅴ类水质河道。围建一个长20m，宽16m的水池，引入同实施例的劣Ⅴ类河道水，水深50cm，水面下25cm处铺设曝气管。曝气参数设置为：曝气量0.45L/(min·L)，曝气时间1d，曝停比1h/2h。

表7实施例和对比例的污染物去除效果

表8实施例和对比例的药物污染物去除效果

由表7可知，实施例1采用曝气耦合湿地对TN和COD的去除率分别为95.2％和83.6％，去除效果较单独曝气增氧技术和单独人工湿地技术效果之和(分别为79.7％和81.7％)更优越，说明曝气耦合湿地在去除TN和COD的方面相互作用，具有一定的协同作用。

虽然本发明已以较佳实施例公开如上，但其并非用以限定本发明，任何熟悉此技术的人，在不脱离本发明的精神和范围内，都可做各种的改动与修饰，因此本发明的保护范围应该以权利要求书所界定的为准。

Claims

1.一种曝气耦合人工湿地的系统，其特征在于，所述系统包括曝气管、植物、基质和升降装置；所述升降装置控制曝气管上下移动，所述升降装置包括丝杆、内螺纹套筒和固定架；所述固定架一端固定在曝气管外部，另一端通过内螺纹套筒与丝杆相连，内螺纹套筒与丝杆上的螺纹相啮合；丝杆下端插入湿地的基质中；所述植物种植在基质中；所述基质为土壤和/或填料；所述湿地的水深为20～80cm；所述曝气深度为15～25cm；曝气的曝气量为0.4～0.8L/(min·L)；

所述湿地为表面流型。

2.根据权利要求1所述的一种曝气耦合人工湿地的系统，其特征在于，丝杆上端连接有电机，通过电机控制丝杆转动，带动曝气管上下移动。

3.根据权利要求1所述的一种曝气耦合人工湿地的系统，其特征在于，所述植物包括挺水植物和浮叶植物。

4.根据权利要求3所述的一种曝气耦合人工湿地的系统，其特征在于，挺水植物选自香蒲、菖蒲、石菖蒲、鸢尾、碗莲、马蹄莲、半边莲、荷花、水仙、美人蕉、灯心草、水芹、芦苇、再力花、姜花、梭鱼草或千屈菜植株，浮叶植物选自睡莲、王莲、凤眼莲、金银莲花、萍蓬草、荇菜、水鳖、芡实、浮萍、莼菜或浮叶眼子菜植株。

5.根据权利要求1所述的一种曝气耦合人工湿地的系统，其特征在于，所述曝气增氧方式为纳米曝气、太阳能曝气、风能曝气或微孔曝气。

6.权利要求1-5任一所述的曝气耦合人工湿地的系统在河道水体治理与生态修复方面的应用。

7.根据权利要求6所述的应用，其特征在于，所述河道水体治理与生态修复方面的应用为旁路处理模式。

8.一种河道水体治理与生态修复的方法，其特征在于，所述方法是采用曝气增氧耦合人工湿地对河道水体进行治理和生态修复；所述曝气增氧条件为：曝气量为0.4～0.8L/(min·L)，反应时间1～3d，曝停比为1h/(1～3h)，曝气深度为15～25cm。