间歇式垂直流人工湿地脱氮模拟实验装置及实验方法与流程

本发明涉及污水处理技术领域，特别涉及一种间歇式垂直流人工湿地脱氮模拟实验装置及实验方法。

背景技术：

随着社会的发展和城市化步伐加快，人口密度不断提升，各项人类活动迅速加剧了水体污染。中国作为一个农业大国，水环境持续受到农业污染源的影响，磷肥和氮肥的使用量也远超美国和其他许多国家。此外，城市居民的日常生活活动是导致沿河沿海水体的污染主要原因。城市生活污水占废水总量的三分之一，这类水体中含有大量的有害化学物质，包括工业化学品、家用化学品、生活垃圾及其副产物，以及在废水和饮用水消毒过程中的副产物等。废水中过量的营养物质使得河流、湖泊和海洋富营养化日益严峻，藻类的大量生长，破坏了全球的沿海栖息地，导致了一系列生态环境问题。高含氮废水进入水体后，硝酸盐刺激藻类的生长以及氨化细菌的代谢作用，导致水体溶解氧(do)下降，大量的鱼虾死亡，水体透明度降低，甚至发出难闻的腥臭味。除了对生态系统的危害，还会导致许多人体健康问题。过量的硝酸盐(no3-)除了使得溪流和湖泊酸化，还严重污染地下水源。地下水资源是我国重要的饮用水源，饮用含高浓度no3-的水体，会引起胃肠道感染(腹泻)以及高铁血红蛋白血症等病症。因此，水处理技术的发展一直备受国际关注。人工湿地作为一种低成本、低能耗、高去除率、易于操作和维护的污水处理技术，在水污染控制方面占有越来越重要的地位，非常适合中小城镇及广大农村地区的污水处理。

一般将人工湿地主要分为以下四大类，表面流人工湿地(fwscw)、潜流式人工湿地(hssfcw)、垂直流人工湿地(vfcw)、复合流人工湿地系统(hybridcws)，其中，垂直流人工湿地(vfcw)，它结合了表面流人工湿地和潜流人工湿地的特点。污水在湿地表面纵向流入，可以分为上流式和下流式两种流向。流经整个填料床体后由底部或顶部的集水管排出。垂直流人工湿地一般呈圆柱形结构，基质床体有利于生物膜的形成，污水能与生物膜充分混合后反应，比潜流式人工湿地有更强的氧运输能力。在垂直流人工湿地系统中亚硝氮的积累较少，一般只有在低水位运行时，才会有较多亚硝氮积累。运行水位越低，垂直流人工湿地系统对cod的去除效果越好。垂直流人工湿地对cod的去除效率优于潜流式人工湿地，有学者研究得出，潜流式人工湿地和垂直流人工湿地对铵根离子(nh4+)的去除率分别达为59％和68％，可见垂直流人工湿地系统对硝化作用营造了更有利的条件。与潜流式人工湿地相比，有更好更稳定的净化效果。垂直流人工湿地对有机物和悬浮物(ss)都有很好的去除效果，但与潜流式人工湿地相比，反硝化能力较弱，因此，对总氮(tn)的去除有很大的局限性。

在垂直流人工湿地系统处理污水的过程中，除氮主要是由微生物的氨化、硝化和反硝化作用实现的。人工湿地对氮、磷和有机物的去除是通过复杂的物理、化学和生物作用实现的。其中物理学过程主要包括吸附、过滤和沉积作用，化学过程主要是沉淀、吸附、离子交换、氧化和水解作用等。其中，基质类型、微生物种类和数量以及植物类型等因素决定了这些过程发生的速度和强度。人工湿地的脱氮过程是依靠植物、微生物和基质间的相互作用，将各种形态的氮进行相互转化，将无机氮转化为有机氮，有机氮再转化为气态氮释放到大气中的过程。当污水中的氮以硝酸盐为主要存在形态时，人工湿地的主要除氮途径为直接反硝化过程；当污水中的氮以氨态氮为主时，主要是通过植物吸收、吸附、硝化和氨化过程达到去除效果。污水中的有机物包括可溶和不可溶性有机物，主要通过人工湿地系统中的微生物作用，将大部分有机物进行转化、分解合成自身生长、繁殖所需要的物质，并产生co2和h2o排到外部环境中。

有机物和氨氮的去除主要是靠微生物的降解和转化，而降解速率取决于水体中溶解氧(do)的含量。水体中do值降低时，将影响微生物对污染物的降解，当溶解氧量进一步降低时，微生物将发生厌氧呼吸，此时反硝化作用占主要地位，如果此时水中有机物负荷过高，很可能导致水体恶化。当水体中do浓度小于0.50mg/l时，反硝化作用发生；当do浓度大于1.50mg/l时才有利于硝化反应进行。因此，提高溶解氧浓度对于调节硝化过程，提高生物脱氮效率具有重要意义。其中水体ph值过高或过低都会对微生物和植物的生长造成影响，从而影响污染物的去除效果。

垂直流人工湿地虽然在一定程度上更有利于硝化反硝化作用的实现，但其传氧能力仍然较差，这也是其出水水质不理想的主要原因。采用人工曝气可以显著提高湿地对有机物和总氮的去除，一方面曝气可以减缓人工湿地基质的堵塞问题、降低维护频率，延长湿地使用寿命。另一方面，人工曝气也可以加强植物的脱氮能力和对磷的去除。虽然垂直流人工湿地具有布水及复氧更均匀有助于好氧微生物的生长和硝化作用等优点，但是只单纯依靠自然复氧和植物根系所提供的氧气量并不能让微生物充分地进行有机物和氨氮的降解和转化。因此采取人工曝气对湿地进行强化复氧，不仅可以缓解基质内部的缺氧状况，同时曝气能够增强生物膜的活性，以此提高对污染物的净化能力。

目前，国内大多数以活性污泥法为处理工艺的城市污水厂的曝气系统采用了衡量控制或人工就地控制。衡量控制是根据污水处理厂的进水水量水质变化规律和工艺工程师的经验，人为设定各个风管调节阀门的开度，进行衡量送风曝气，避免进行频繁的调节；人工就地控制通过操作人员对当前工艺运行情况和溶解氧测定值与设定值的偏差分析，根据经验人为对阀门开度进行调节，从而控制池内的溶解氧浓度。这两种现有的控制方法存在问题有：一是，衡量控制不能及时反映污水厂的进水负荷(水量、水质)的变化；不能反映微生物生长环境的变化造成的需氧量变化；实际供气量一般大于需气量，鼓风机曝气耗能较高，自动化程度低。二是，人工就地控制，局部的阀门调节会影响其他供气支管的供气量，调节难度很大；人工控制效果与操作人员的经验有密切关系；控制的可靠性比较低，容易产生调节过度的情况；如果进行频繁调节，容易造成溶解氧浓度的波动。

这两种现有的方法存在明显的缺陷，不能稳定、精确控制具有多变量特点的污水处理系统中的溶解氧浓度，不能使得曝气量的大小跟随污水处理厂进水水量和水质的变化规律而变化，不利于保持曝气池内微生物的生长环境的稳定，会对污水处理工艺的运行造成一定的干扰，并且使得曝气单元能耗较高。

专利cn202758178u，公开了一种智能动态曝气控制系统，用于污水处理厂曝气池，所述智能动态曝气控制系统包括用于计算曝气池的生物需氧量和溶解氧的数据处理装置、用于根据所述生物需氧量控制鼓风的鼓风机调节模块和用于根据所述溶解氧控制曝气管道的电动流量调节阀开度的空气流量分配模块。上述专利是通过智能计算模块与参数优化模块能够实时计算并优化溶解氧，进而控制鼓风机调节模块和空气流量分配模块，能够适应进水水质与流量的变化，从而保持溶解氧的稳定且使曝气池的曝气率能够满足生化反应的需要，智能计算模块实时计算生物需氧量和溶解氧，并将计算出的结果提供给鼓风机调节模块和空气流量分配模块，使曝气系统随生物需氧量变化地进行供气，但是曝气池内微生物生长环境的变化会造成的需氧量变化，如果根据需氧量变化地进行供气，那么鼓风机和电动流量调节阀就会频繁的启闭，使用寿命就会缩短，也不利于节能，同时增加了使用成本。

技术实现要素：

针对现有技术存在的不足，本发明所要解决的技术问题是，提供一种可根据废水中溶解氧含量来实时监测曝气量，实验结果准确、快速，可精确得到各种环境下污染物质的去除率，以及可快速得到单位体积废水的污染物质达到最高去除率时所需的溶解氧浓度及曝气量，并将实验结果应用于实际的间歇式垂直流人工湿地脱氮模拟实验装置及实验方法。

本发明为实现上述目的采用的技术方案是：一种间歇式垂直流人工湿地脱氮模拟实验装置，包括用于模拟垂直流人工湿地的动态实验装置，用于存储人工污水并将人工污水输送至动态实验装置的储水装置，以及用于对动态实验装置内人工污水加热保温的温控装置，还包括用于向动态实验装置内曝气的曝气装置，用于对曝气装置停止曝气时对动态实验装置内溶液进行搅拌的搅拌装置，用于对动态实验装置内溶液的ph值进行调节的ph值调节装置以及控制系统，所述控制系统包括控制器，在动态实验装置内设有用于检测动态实验装置内溶液中溶解氧浓度的溶解氧浓度传感器及用于检测态实验装置内溶液ph值的ph值传感器，所述溶解氧浓度传感器检测到溶解氧浓度后发送检测信号至控制器，所述控制器接收检测信号后发送用于控制曝气装置启闭的信号至曝气装置，同时发送用于控制搅拌装置启闭的信号至搅拌装置，所述ph值传感器检测到ph值信号后发送检测信号至控制器，所述控制器接收到检测信号后发送用于控制ph值调节装置启闭以调节溶液ph值的信号至ph值调节装置。

上述的间歇式垂直流人工湿地脱氮模拟实验装置，所述控制系统还包括用于根据动态实验装置内溶液中所含溶解氧量控制曝气装置启闭的曝气控制模块，用于根据曝气装置启闭状态控制搅拌装置启闭的搅拌控制模块，用于根据动态实验装置内溶液中ph值控制ph值调节装置启闭的ph值控制模块，所述曝气装置包括鼓风机，设于动态实验装置底部的曝气头，所述曝气头通过曝气通道与鼓风机连接，在曝气通道上设有用于控制空气通量的曝气电磁阀以及用于记录曝入动态实验装置内曝气量的气体流量计，所述控制器接收到检测信号后，向所述鼓风机发送运行状态的信号，同时向所述曝气电磁阀发送打开或关闭的信号。

上述的间歇式垂直流人工湿地脱氮模拟实验装置，所述搅拌装置包括可伸缩的搅拌棒，与搅拌棒连接的搅拌叶，及与搅拌棒连接的用于驱动搅拌棒转动的驱动装置，所述驱动装置包括伺服电机，所述伺服电机接收控制器发送的控制伺服电机启动或停止的信号。

上述的间歇式垂直流人工湿地脱氮模拟实验装置，所述ph值调节装置包括用于存储碱性溶液的碱性溶液容器，将碱性溶液容器内碱性溶液通过蠕动泵输送至所述动态实验装置的输送通道，在输送通道上设有用于控制碱性溶液输送量的流量电磁阀，所述控制器接收到检测信号后发送用于控制蠕动泵运行状态的信号至蠕动泵，同时向所述流量电磁阀发送打开或关闭的信号。

上述的间歇式垂直流人工湿地脱氮模拟实验装置，所述动态实验装置包括基质柱，在基质柱上设有出水端和进水端，所述储水装置包括用于储存人工污水的储水容器，与储水容器连接的用于将储水容器内人工污水通过储水蠕动泵输送至动态实验装置内的进水通道，以及设于进水通道上用于控制进水流量的进水电磁阀，所述进水端与进水通道连接。

上述的间歇式垂直流人工湿地脱氮模拟实验装置，所述模拟实验装置还包括用于对处理完成后的人工污水进行收集的出水装置以及用于对收集的人工污水进行水质检测的检测装置，所述出水装置包括通过出水通道与所述出水端连接的用于存储处理完成后排出的人工污水的采样容器，以及设于出水通道上用于控制人工污水流量的出水电磁阀。

上述的间歇式垂直流人工湿地脱氮模拟实验装置，所述的控制系统还包括用于控制进水流量的进水量控制模块，用于对处理完成后的污水进行收集的出水收集模块，用于对基质柱内人工污水的温度进行控制的温度控制模块。

上述的间歇式垂直流人工湿地脱氮模拟实验装置，所述温控装置包括保温箱体，在保温箱体内设有温度传感器，在保温箱体上部设有用于搅拌棒通过的搅拌孔，所述搅拌孔上设有用于密封的橡胶圈，当温度传感器检测到保温箱体内温度与设置温度不同时，温度传感器发送检测信号至控制器，所述控制器发送调控温度的信号至温度控制模块。

上述的间歇式垂直流人工湿地脱氮模拟实验装置，所述的模拟实验装置还包括用于参数设置以及显示参数信息的显示终端，所述控制器为plc控制器。

一种间歇式垂直流人工湿地脱氮模拟实验装置的实验方法，包括以下步骤：

(一)、准备试验材料

准备若干基质柱，模拟污水，试验基质，采样容器，若干蠕动泵，碱性溶液；

(二)、脱氮处理

(1)、先对模拟实验装置进行参数设置，然后将人工污水注入动态实验装置内；

(2)、启动模拟实验装置，当动态实验装置内人工污水中溶解氧浓度的达到预设值时停止曝气，同时搅拌装置开始搅拌，当溶解氧的浓度低于预设值时开始曝气，搅拌装置停止搅拌，记录曝气量，脱氮处理完成后，人工收集动态实验装置内的人工污水至采样容器中，待测；

(三)、收集检测数据

采样完成后，对处理完的人工污水中的总氮含量进行检测，得到检测数据；

(四)、检测数据处理与分析

将步骤(三)中得到的检测数据采用相关方法进行分析；

(五)、结论与实际应用

(1)、根据步骤(四)对人工污水的检测、分析、计算得出总氮的去除率和对单位体积的人工污水达到最高总氮去除率时所需溶解氧浓度及曝气量；

(2)、最终根据达到最高去除率时所需溶解氧浓度及曝气量计算得出实际环境中所需溶解氧浓度及曝气量，并将得出的结论应用于实际中。

本发明间歇式垂直流人工湿地脱氮模拟实验装置及实验方法的有益效果是：通过溶解氧浓度传感器的设置，可实时检测废水中溶解氧的浓度，搅拌装置、曝气装置及控制系统的设置，通过溶解氧传感器的检测信号发送给控制器，控制器控制曝气装置的曝气状态，同时控制搅拌装置的启闭，从而可实现实时控制曝气量，即根据动态实验装置内溶解氧浓度进行自动间歇曝气，间歇曝气能更经济地提高硝化效率，还可以更有效的营造好氧与厌氧交替环境，能为厌氧菌提供更多的电子受体，从而提高总氮的去除率，既而提高人工湿地中的净化效率；再就是，当曝气停止时搅拌装置的启动可防止基质堵塞问题出现，同时降低曝气能耗；再就是，温控装置及ph值调节装置的设置可为动态实验装置内，本发明可实现曝气量的精确控制，使整个系统的可靠性和稳定性大大提高。

本发明中的人工湿地脱氮试验方法，可根据实际环境情况可对城市区、自然区以及工业区的废水进行脱氮处理，脱氮处理完成后，可对出水污水进行检测、分析、计算得出总氮的去除率和对单位体积的人工污水达到最高总氮去除率时所需溶解氧浓度及曝气量；再根据达到最高去除率时所需溶解氧浓度及曝气量计算得出实际环境中所需溶解氧浓度及曝气量，并将得出的结论应用于实际中。本发明操作简单，自动化程度高，可有效模拟实际去除情况，实现与实际相结合，污染物质去除率高，可自动完成人工污水的进水及处理，并且能准确的获得相关试验数据应用于实际中。

附图说明

图1为本发明试验装置结构示意图；

图2为本发明控制系统结构框图；

图3为不同hrt下三种基质系统对nh4⁺-n的去除效果图；

图4为不同hrt下三种基质系统对no3^--n的去除效果图；

图5为不同曝气时间下三种基质系统对nh4⁺-n去除效果图；

图6为不同曝气时间下三种基质系统对no3^--n去除效果图；

图7为不同曝气时间下三种基质系统对tp去除效果图；

图8为不同曝气时间下三种基质系统对cod去除效果图。

具体实施方式

下面结合附图及具体实施例对本发明做进一步详细说明；

如图1、2所示，间歇式垂直流人工湿地脱氮模拟实验装置，包括用于模拟垂直流人工湿地的动态实验装置1，用于存储人工污水2并将人工污水输送至动态实验装置1的储水装置，以及用于对动态实验装置1内人工污水2加热保温的温控装置，还包括用于向动态实验装置1内曝气的曝气装置，曝气装置包括鼓风机5，设于动态实验装置1底部的曝气头6，曝气头6通过曝气通道7与鼓风机5连接，在曝气通道7上设有用于控制空气通量的曝气电磁阀4以及用于记录曝入动态实验装置1内曝气量的气体流量计27，可从气体流量计27上得到并记录每次从人工污水进水直至脱氮处理完成后出水收集的总曝气量。

模拟实验装置还包括用于对曝气装置停止曝气时对动态实验装置1内溶液进行搅拌的搅拌装置，用于对动态实验装置1内溶液的ph值进行调节的ph值调节装置，控制系统以及用于参数设置及显示参数信息的显示终端(图未示)，控制器与显示终端电连接。控制系统包括用于根据动态实验装置1内溶液中所含溶解氧量控制曝气装置启闭的曝气控制模块，用于根据曝气装置启闭状态控制搅拌装置启闭的搅拌控制模块，用于根据动态实验装置内溶液中ph值控制ph值调节装置启闭的ph值控制模块以及控制器，控制器优先采用环境适应能力高的plc控制器，延长模拟实验装置的使用寿命。动态实验装置1包括基质柱8，在基质柱8上设有出水端9和进水端10，储水装置包括用于储存人工污水2的储水容器3，与储水容器3连接的用于将储水容器3内人工污水2通过储水蠕动泵11输送至动态实验装置1内的进水通道12，以及设于进水通道12上用于控制进水流量的进水电磁阀13，进水端10与进水通道12连接。搅拌装置包括可伸缩的搅拌棒14，与搅拌棒14连接的搅拌叶15，及与搅拌棒14连接的用于驱动搅拌棒转动的驱动装置，驱动装置包括伺服电机16。

在动态实验装置1内设有用于检测动态实验装置内溶液中溶解氧浓度的溶解氧浓度传感器及用于检测溶液ph值的ph值传感器，溶解氧浓度传感器检测到溶解氧浓度后发送检测信号至控制器，控制器接收检测信号后发送用于控制曝气装置启闭的信号至曝气装置，同时发送用于控制搅拌装置启闭的信号至搅拌装置；具体的，溶解氧浓度传感器将检测的基质柱内溶液中溶解氧的浓度信号后，将该检测信号发送至控制器，控制器接收到检测信号后与显示终端上设置的参数进行比较，当溶解氧的浓度大于预设值时，控制器发送控制鼓风机5停止运行的信号至鼓风机5，同时向曝气电磁阀发送关闭的信号至曝气电磁阀7，还同时发送控制伺服电机16转动的信号至伺服电机16，当溶解氧的浓度小于预设值时，控制器发送控制鼓风机5运行的信号至鼓风机5，同时向曝气电磁阀7发送开启的信号至曝气电磁阀7，还同时发送控制伺服电机16停止运行的信号至伺服电机16，实现了自动间歇曝气控制，间歇曝气能更经济地提高硝化效率，还可以更有效的营造好氧与厌氧交替环境，能为厌氧菌提供更多的电子受体，从而提高总氮的去除率。

本实施例中ph值调节装置包括用于存储碱性溶液的碱性溶液容器21，将碱性溶液容器21内碱性溶液22通过蠕动泵23输送至动态实验装置1的输送通道24，在输送通道24上设有用于控制碱性溶液输送量的流量电磁阀25，当ph值传感器检测到ph值信号后发送检测信号至控制器，控制器接收到检测信号后与显示终端上设置的ph值参数进行比较，当ph值小于预设值时，控制器发送用于控制蠕动泵启动的信号至蠕动泵，同时向流量电磁阀发送打开的信号至流量电磁阀，当ph值等于预设值时，控制器发送用于控制蠕动泵关闭的信号至蠕动泵，同时向流量电磁阀发送关闭的信号至流量电磁阀。

控制系统还包括用于控制进水流量的进水量控制模块，用于对处理完成后的污水进行收集的出水收集模块，用于对基质柱内人工污水的温度进行控制的温度控制模块。

温控装置包括保温箱体17，在保温箱体17内设有温度传感器，在保温箱体17上部设有用于搅拌棒14通过的搅拌孔，搅拌孔上设有用于密封的橡胶圈，当温度传感器检测到保温箱体内温度与设置温度不同时，发送检测信号至控制器，控制器发送调控温度的信号至温度控制模块。

模拟实验装置还包括用于对处理完成后的人工污水5进行收集的出水装置以及用于对收集的人工污水5进行水质检测的检测装置(图未示)，出水装置包括通过出水通道18与出水端9连接的用于存储处理完成后排出的人工污水2的采样容器19，以及设于出水通道18上用于控制人工污水2流量的出水电磁阀20，出水完成后控制器发送检测污水中总氮含量的信号至检测装置，检测装置为现有技术。

一种间歇式垂直流人工湿地脱氮模拟试验装置的实验方法，包括以下步骤：

(一)、准备试验材料

准备若干基质柱，模拟污水，试验基质，采样容器，若干蠕动泵，碱性溶液，待用；其中，采样容器采用容积10l的pvc圆桶，用于盛放配制的人工污水，经蠕动泵将配制的污水注入基质柱中，本实施例中基质柱为有机玻璃柱，基质柱设置为三个，每个基质柱高为500mm，内直径为100mm，基质层有效高度为400mm；顶部设100mm超高，距基质柱底部50mm处为进水口，距基质柱顶部50mm处为出水口，同时也是采样口。在基质柱的底部设有曝气头，并用气体流量计记录每次从人工污水进水直至脱氮处理完成后出水收集的总曝气量。

本实施例中基质柱用来模拟上行式垂直流人工湿地，人工污水自下而上流经基质床，运行期间进水方式为连续进水，每两天配水一次。

本实施例中分别选取了天然材料、工业副产品和水产养殖废料中的三种典型且具有经济性的材料用作构建模拟人工湿地的基质材料，分别是青石、煤渣和牡蛎壳，选用直径大小为10-20mm的青石和煤渣，选取完整的牡蛎壳作为基质材料，均匀填放入基质柱中，有效高度为400mm。

其中，青石又叫做石灰石，是碳酸盐岩中最重要的组成岩石，其主要组分是cao。颜色呈青灰、深灰色，具有鲕状或豆状结构，是制作水泥的主要原料，也是自然界中含量最广的一种岩石。煤渣属于工业副产品，其主要成分有二氧化硅、氧化铝、氧化铁、氧化钙、氧化镁等。煤渣具有较大的比表面积，且含有丰富的铝铁等金属离子，有利于污水中总磷的去除。牡蛎壳是我国滨海城市每年会排放大量的牡蛎壳，将其进行简单处理后可用作人工湿地基质，其表相和多壳层两种层相的组成结构，更有利于微生物的附着，其含有大量ca²⁺，可与可溶性磷反应，从而达到除磷的效果。有研究表明，牡蛎壳比砾石具有更好的除氮效果。三种基质材料的组分含量如下表所示：

三种基质物质含量

(二)、脱氮处理

(1)、先对模拟实验装置进行参数设置，将温控装置内温度设置为22℃，将ph设置为7，设置不同水力停留时间为1d、2d、3d、4d、5d，不同水力停留时间下对应的进水流量分别为1.5l/d、0.75l/d、0.5l/d、0.375l/d、0.3l/d，曝气强度预设为1l/min。

(2)、启动模拟实验装置，当动态实验装置内人工污水中溶解氧浓度的达到预设值时停止曝气，同时搅拌装置开始搅拌，当溶解氧的浓度低于预设值时开始曝气，搅拌装置停止搅拌，记录每次从人工污水进水直至脱氮处理完成后出水收集的总曝气量，脱氮处理完成后，人工收集动态实验装置内的人工污水至采样容器中，待测；

以下是对污水中nh4⁺-n、no3^—n的去除效果的影响研究：

第一，水力停留时间对三种基质系统nh4⁺-n去除效果的影响：每两天配水一次，每天取样进行检测，实验周期为90天。进水水质如下表所示。

不同hrt下进水水质

如图3所示，三组基质系统在hrt＝1d时的去除率仅有12.08％-14.84％，hrt＝2d时的去除率相比于hrt＝1d仅增加了2.27％-5.72％。之后随hrt的延长，三种基质系统对nh4⁺-n的去除效果开始有明显增加，其中牡蛎壳系统的效果最为突出。三种基质系统随hrt的增加，对nh4⁺-n的去除率相比于前一个水力停留时间分别提高了2.84％-9.38％(煤渣)、5.72-13.30％(牡蛎壳)和2.27％-5.33％(青石)。在hrt＝5d时的平均去除率最大，分别为39.28％(煤渣)、50.45％(牡蛎壳)和26.88％(青石)。

由此可见，水力停留时间对三种基质系统处理nh4⁺-n效果的提升并不理想，这与系统设定的运行参数有一定关系。在hrt＝3d-5d时，煤渣和牡蛎壳系统对nh4⁺-n的去除有较为明显的增加，这与两种基质的结构有关。与青石不同，煤渣的多空隙结构和牡蛎壳的多层结构可以为微生物生长提供更多的附着面积。随hrt的延长，水体与基质的接触时间越长，生物膜能更充分的附着在煤渣孔隙和牡蛎壳层中。

第二，水力停留时间对三种基质系统no3^--n去除效果的影响：如图4所示，三种基质系统出水中no3^--n的含量都随着水力停留时间的延长而降低。其中煤渣系统出水中no3^--n含量最低，青石系统含量最高，牡蛎壳系统次之。同比于每前一个水力停留时间，no3^--n含量分别下降了9.33％-18.82％(煤渣)、5.90％-21.08％(牡蛎壳)和8.15％-14.49％(青石)。在hrt＝5d时出水no3^--n平均含量最小，分别为0.43mg/l(煤渣)、0.56mg/l(牡蛎壳)和0.59mg/l(青石)。通过对三种基质系统不同hrt分别进行lsd分析得出，煤渣系统组间的出水no3^--n含量都有显著性差异(p<0.05)，而牡蛎壳和青石系统在hrt＝3d-5d时，组间差异不明显。

在含氧量较低时，nh4⁺-n在好氧自养细菌的作用下主要转化为no2^--n，随着含氧量的提高，nh4⁺-n主要转化为no3^--n，同时反硝化作用也会受到抑制。结合图3所示的结果综合分析可知，随着水力停留时间的延长，出水中no3^--n含量的累积趋势和nh4⁺-n的去除并不一致，所以基质系统中可能是以亚硝化反应为主。虽然煤渣系统中no3^--n的出水含量最小，但牡蛎壳系统对nh4⁺-n的去除效果最好，说明三种基质体统中菌群分布存在较为明显的差异。

通过上述实验研究水力停留时间对三种基质系统处理污染物质的影响，得到如下结论:

(1)延长水力停留时间可以在不同程度上提高三种基质系统对污染物的去除效果，尤其nh4⁺-n的去除。

(2)对于nh4⁺-n的去除，延长水力停留时间对牡蛎壳系统的处理效果提高最为明显。相比之下，青石系统的提升效果并不理想。当hrt﹥3d时更有利于nh4⁺-n的去除。在hrt＝5d时的平均去除率最大，分别为39.28％(煤渣)、50.45％(牡蛎壳)和26.88％(青石)。

(3)由本章实验结果综合分析，煤渣和牡蛎壳系统对污染物的去除效果都在不同程度上优于青石，因此在实际运用时，可以考虑将煤渣和牡蛎壳结合使用，取长补短。

第三，不同曝气时间对各基质系统中nh4⁺-n去除影响的研究：

不同曝气时间下进水水质

从图5中可以看出，牡蛎壳系统对nh4⁺-n的去除效果最佳。随着曝气时间从2.5h增加到4.5h，牡蛎壳和青石系统对nh4⁺-n的平均去除率分别从42.35％和21.19％提高到83.19％和56.89％。而煤渣系统则是从30.53％下降到22.63％，虽然在曝气时间为3.5h时氨氮的平均去除率有所提高，也仅比曝气时间为2.5h时提高了3.1％。增强曝气时间虽然可以增强人工湿地对氨氮的去除率，但末端曝气时间过长会使得底层污泥向水体中释放nh4⁺-n。三种基质系统中微生物种群的分布和数量存在着一定的差异。一方面煤渣系统的微生物种群受到曝气时间的影响而发生改变；另一方面，在低c/n条件下煤渣表面的生物膜较薄，曝气时间过长也会使生物膜发生脱落下沉堆积到系统底部，反而使得生物膜不能与水体充分接触，导致nh4⁺-n的去除率下降。

因此，对提高nh4⁺-n的去除效果来说，并不是曝气时间越长越好。有研究表明，垂直流人工湿地中长时间曝气可能会对以好氧为主的微生物种群产生负面影响。在实际应用时，还需要考虑进水负荷、水力停留时间、植物、温度等的综合影响。单从本实验结果可知，牡蛎壳系统对nh4⁺-n的去除效果较好。在曝气时间为3.5h时，nh4⁺-n的去除率也能达到60％以上。

第四，不同曝气时间对各基质系统中no3^--n去除影响的研究：

如图6所示，三种基质系统的出水no3^--n含量都随着曝气时间的增加而增加，煤渣系统受到的影响最小，牡蛎壳和青石系统受影响较大，尤其是青石系统。出水no3^--n平均含量分别从0.63mg/l(煤渣)、0.76mg/l(牡蛎壳)和0.89mg/l(青石)增加到0.73mg/l(煤渣)、1.5mg/l(牡蛎壳)和1.84mg/l(青石)。随着水体中溶解氧浓度的提高，反硝化细菌的活动受到抑制，相当部分的nh4⁺-n转化为no3^--n。再者，在缺氧条件下，反硝化细菌通过将硝态氮还原成n2o或n2，实现对氮的去除。水体含氧量过高会抑制异养微生物的代谢过程，使得水体中no3^--n含量增加。对煤渣系统而言，随着曝气时间的增加，nh4⁺-n的去除率下降，出水的no3^--n含量也随之增加，这说明煤渣系统的反硝化作用明显受到抑制。

增加曝气时间虽然可以很有效的提高氨氮的去除，但综合图5所示的实验结果可知，曝气时间过长并不利于煤渣系统的硝化反硝化作用。另一方面，反硝化作用主要发生在系统底部，但本实验装置是在下端进行曝气，对系统底部厌氧环境的形成有抑制作用，因此对no3^--n的去除会产生一定抑制作用。综合考虑，最适当的曝气时间应该在3.5h左右。

第五，不同曝气时间对三种基质系统中tp去除影响的研究：如图7所示，煤渣系统对tp的去除效果最好，其次是青石系统。随着曝气时间的增加，煤渣系统对tp的去除率并没有明显的提高，仅从80.68％增加到85.04％。青石系统对tp的去除率增加比煤渣系统更为明显，从62.37％增加至77.47％。而牡蛎壳系统对tp的去除效果受曝气时间的影响较大，对tp的去除率先是从50.43％提高至69.18％，当曝气时间增大到4.5h时，tp的去除率仅为48.73％。分析原因主要有两方面，一方面是曝气时间过长使得牡蛎壳系统中的聚磷菌发生裂解，将磷又释放到水体中。另一方面，曝气时间过长容易在牡蛎壳基质表面形成细小的氧气膜，阻碍了水体与基质的接触，从而使得tp的去除率下降。

延长曝气时间，可以在一定程度上增强系统对tp的去除效果，不同的基质系统，强化效果存在差异。对于tp的去除，主要还是依靠基质本身的物理化学吸附、沉淀和络合作用实现的，增加水中的溶解氧主要是强化聚磷菌在好氧条件下的吸磷作用。但是曝气时间过长反而会影响聚磷菌的吸磷和释磷作用。

第六，不同曝气时间对三种基质系统中有机物去除影响的研究：如图8所示，三种基质系统对cod的去除率均在85％以上，随着曝气时间的增加，去除率略有增加。当曝气时间为3.5h时，三种基质系统对cod的去除率都没有超过90％，同比于曝气时间为2.5h时的平均去除率仅提高了0.59％-2.13％。当曝气时间增加到4.5h时，平均去除率增加了4％-5％，此时三种基质系统对cod的平均去除率分别为93％(煤渣)、92.19％(牡蛎壳)和91.4％(青石)，可见三种基质系统间对cod的去除差异并不明显。

增加曝气时间可以有效增加水体中溶解氧的含量，强化自养和异养微生物的共生作用，从而达到提高有机污染物去除效果的目的。

再就是，水体ph值过高或过低都会对微生物和植物的生长造成影响，从而影响污染物的去除效果。对于氮的去除，当ph＝9.3时，氨挥发显著；当ph在7.5-8之间时，氨挥发受抑制，一般来说系统的ph值不超过8时，就可以忽略氨挥发作用。对氨化作用，最佳ph值为6.5-8.5；硝化作用的最佳ph值为7-8.6；反硝化作用的最佳ph值为是7-8。当ph﹤4时，硝态氮主要通过转化为n2o达到最终的除氮作用；当ph﹥6时则是以生成n2为主。对于磷的去除，当ph值较高时，磷主要形成ca8-p和ca10-p；当ph较低时，磷主要形成fe-p和al-p沉淀。当ph﹤8时，物理吸附占主导地位，当ph﹥10时，化学沉淀占主导地位。ph对有机物去除的影响表现在厌氧过程中对产酸菌的影响。因为产甲烷菌对酸度较为敏感，微小的变化都会影响其活性，因此ph在6.5-7.5时更适宜产甲烷菌的生长和各项代谢作用，因此本实施例中将ph设置为7。

(三)、收集检测数据

采样完成后，用检测装置对采样容器的人工污水的成分及有害物质含量进行检测，得到检测数据；

(四)、检测数据处理与分析

将步骤(三)中得到的检测数据采用相关方法进行分析；本实施例中选取ph、cod、nh4⁺-n、no3^--n和tp为检测指标，每天取装置出水水样进行指标检测。参照《水和废水监测分析方法》(第四版)，指标检测方法和使用的仪器如下表所示。

检测方法与仪器

同时采用spss进行数据整理与分析，污染物质浓度去除率计算方法：

rc＝(cin-cex)/cin×100％；

式中：rc为污染物浓度去除率，cin为进水浓度mg/l，cex为出水浓度mg/l。

(五)、结论与实际应用

(1)、根据步骤(四)对人工污水的检测、分析、计算得出总氮的去除率和对单位体积的人工污水达到最高总氮去除率时所需溶解氧浓度及曝气量；

(2)、最终根据达到最高去除率时所需溶解氧浓度及曝气量计算得出实际环境中所需溶解氧浓度及曝气量，并将得出的结论应用于实际中。

通过对不同曝气时间下三种基质系统对污染物质处理效果影响的实验研究，得到如下结论:

(1)增加曝气时间，可以提高三种基质系统对cod的去除率。其中煤渣系统对cod的去除效果最好，牡蛎壳和青石系统几乎没有差别；

(2)随着曝气时间的延长，对nh4⁺-n的去除效果最好的是牡蛎壳系统，其次是青石系统，但是增加曝气时间并不利于煤渣系统对nh4⁺-n的去除。最适宜的曝气时间应为3.5h左右；

(3)曝气时间的增加，使得水体中的溶解氧增加，三种基质系统的反硝化反应都受到不同程度的抑制，尤其是青石系统。煤渣系统的出水no3^--n含量最低，其次是牡蛎壳系统；

(4)煤渣系统对tp的去除效果受曝气时间影响很小，青石系统对tp的去除率随曝气时间的增加仅增加了15.1％。牡蛎壳系统受到的影响较大，当曝气时间延长至4.5h时，对tp的去除效果反而下降。

(5)综合分析可知，延长曝气时间对三种基质系统的除污能力影响各有差异，但是牡蛎壳系统表现出更好的污染物综合处理性能。

上述实施例只是为了说明本发明的技术构思及特点，其目的是在于让本领域内的普通技术人员能够了解本发明的内容并据以实施，并不能以此限制本发明的保护范围。凡是根据本发明内容的实质所做出的等效的变化或修，都应涵盖在本发明的保护范围内。