波形潜流人工湿地装置由壁厚为10 mm的PVC板材制作而成，主体尺寸为B×L×H=200 mm×300 mm×800 mm。装置具有独特的结构流态系统(下流/上流)，分为独立的A室和B室，其宽度比为1∶2，中间用PVC板隔开，底部连通，污水由A室上方表面布水，自上向下流动，从下方洞口进入B室，再向上流动，由B室上方表面收集排出，流态为波形潜流。表层预留有100 mm的配水区和超高保护区。基质表层上方50 mm处安装圆形穿孔布水管(DN20，45°交错开孔，孔径10 mm，孔距10 mm)，保证装置进水布水均匀；距底部50 mm处设置曝气管，借助空气泵往湿地内部供氧。整个装置沿A室和B室的不同高度分别设置取水样口，自填料顶部起，每隔200 mm设置1个水样口，共设8个，并与橡胶管连通，用止水夹封住。本研究所述沿程实验以B室底端取样点为沿程起点，出水端取样点为终点。实验装置见图1。

A室^[27-29]装填粒径为1~2 mm的石英砂，装填高度为600 mm；B室从上到下依次装填高度为100 mm的石英砂、高度为100 mm(体积比1∶1，粒径2~3 mm和20~50 mm)的硫磺和石灰石、高度为400 mm的石英砂；底部孔洞高为100 mm，装置底部铺有与孔洞等高的碎石^[15]。硫磺在自养反硝化过程中提供电子和硫源，用于富集硫自养反硝化细菌(主要为脱氮硫杆菌)；石灰石的作用在于：1)提供碱度；2)提供${\rm{CO}}_3^{2-} $和${\rm{HCO}}_3^{-} $无机碳源；3)去除水中总磷。装置的整体填料填充情况见图2，本实验未种植任何植物，以避免植物根系对脱氮作用的影响。

实验用水由潜污泵就近抽水并通过管道输送至高位水箱，4组装置附近设置恒位配水箱(B×L×H=0.4 m×0.4 m×0.6 m)，水箱上设置溢流管使配水箱始终保持一定的水位，保证装置进水的水力负荷恒定。屋顶上的高位水箱与配水箱通过一根配水管路连接成整体，当高位水箱水位超过固定水位时，通过虹吸现象完成由高位水箱向配水箱供水。同时，4组装置的进水使用4套独立的管道系统，并均在进口处设置阀门控制流量。装置的整体系统如图3所示。

实验装置系统进水取自华中科技大学校内湖溪河中部。水体来自排污渠，无排污点，流速与污染特征较为典型，水质变化范围较小，各项水质指标平均值见表1。

本实验进出水的监测指标包括DO、pH、COD、${\rm{NH}}_4^{+} $-N、${\rm{NO}}_3^{-} $-N、${\rm{NO}}_2^{-} $-N、${\rm{SO}}_4^{2-} $及TN，DO采用上海雷磁HACH溶解氧仪测定，COD采用重铬酸钾微波消解法测定，${\rm{NH}}_4^{+} $-N采用水杨酸-次氯酸盐光度法测定，${\rm{NO}}_2^{-} $-N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定，${\rm{NO}}_3^{-} $-N采用麝香草酚分光光度法测定，${\rm{SO}}_4^{2-} $采用铬酸钡分光光度法测定，TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定。

2017年2月15日启动驯化装置，实验用水体氮磷充足，营养物质丰富，菌体种类多。反应器在无外加碳源、无优势菌体接种、无成熟活性污泥引入的条件下，保持一定的水力负荷，连续进水，实现动态自然挂膜。稳定运行阶段分为3个阶段：阶段1(启动阶段)的水力负荷为0.8 m³·(m²·d)⁻¹；阶段2和阶段3的水力负荷分别为0.5 m³·(m²·d)⁻¹和1.0 m³·(m²·d)⁻¹，装置连续进水运行，其中湿地1^#和湿地2^#分别以气水比16∶1和8∶1进行连续曝气，而湿地3^#和湿地4^#未曝气。湿地表面积为0.06 m²，进水流量为0.05 m³·d⁻¹，装置均未种植物，以避免植物根系对脱氮过程的影响。装置运行2个月后稳定，反应器成功挂膜，该阶段先探究水力负荷、曝气量以及温度对装置运行效果的影响。启动阶段，前期平均水温11.5 ℃，随后升高为(20±2) ℃，后期逐渐上升，最高温度为(30±2) ℃。该阶段总体出水COD均低于50 mg·L⁻¹，COD去除率分别稳定在(46±3)%和(50±2)%，初步达到一级A出水标准，在适温条件下，水力负荷越低，对应脱氮效率越高，COD去除与曝气气水比具有相关性。

本实验于2017年10月26日开始低温间歇曝气监测。在启动运行阶段实验结论的基础上，低温间歇实验在水力负荷q=0.5 m³·(m²·d)⁻¹，低温(−5~10 ℃)条件下进行。以24 h为全周期，将4组反应器的曝气条件改为：1^#人工湿地，仍以1∶16的气水比两端连续曝气；2^#反应器则将曝气时间和停曝时间均增加到12 h，并保持曝气量一致；3^#反应器的曝气和停曝时间为4 h交互运行，整体曝气量0.4 L·min⁻¹；4^#反应器作为未曝气参照组。

对不同曝气工况下的出水COD进行监测分析，其去除率变化如图4所示。由此可见，在相同的运行周期中，COD去除率随着曝气时间的增加逐渐升高。随后对稳定状态的反应器进行沿程COD的测定，对应的去除率如图5所示。可以看出，连续曝气系统出水COD去除率显著高于间歇曝气和未曝气系统，连续曝气、间歇曝气12 h和4 h和未曝气系统的COD的平均去除率分别为43.1%、34.3%、29.5%和10%。研究证明，曝气量与COD去除率有较大的相关性，人工曝气可有效地提高湿地内部DO含量，大大增强有机物降解相关微生物的活性，从而提高湿地COD去除率。

1)对TN的去除效果。整个脱氮过程主要源于生物脱氮(包含氨化反应、硝化反应和反硝化反应)反应，同时湿地中存在着基质的吸附作用及氨氮挥发、沉淀等作用。微生物脱氮需要利用的细菌(如氨化菌细菌、硝化细菌、亚硝化细菌)是好氧细菌，而反硝化菌通常是兼性菌，这意味着湿地内部溶解氧环境直接影响脱氮效果^[30]。

不同曝气量系统对TN的去除效果如图6所示。在低温环境下，曝气运行的TN去除率相较未曝气明显提高至少18.8%。连续曝气、间歇曝气4 h和间歇曝气12 h的TN去除率分别为27.3%、59.4%和50.3%，其中间歇曝气4 h工况下提升效果最明显，表明间歇曝气运行策略极大地提高了潜流人工湿地TN的去除率。当污水经过硫磺/石灰石段时，TN去除率均明显上升，在对应工况下分别提高2.7%、6.3%和12.4%。这是因为，脱氮过程主要依赖硝化与反硝化过程，在低温和溶解氧较高的环境下，反硝化作用受到抑制^[31]，导致处理效果下降。硫自养反硝化菌群对低温的耐受性较高，且间歇曝气方式使得湿地内部形成好氧和缺氧区域交替分布，而曝气与停曝时间比例决定着湿地内部该状态的时间长度，对处理效果造成影响。

2)氮形式的转化。已有研究^[32-33]表明，曝气与停曝时间比例不仅对反硝化反应有较大的影响，而且还对氨化与硝化作用有一定的影响。图7显示了整个实验运行期间各湿地系统沿程${\rm{NH}}_4^{+} $-N、${\rm{NO}}_3^{-} $-N和${\rm{NO}}_2^{-} $-N的去除率。

如图7(a)所示，间歇曝气氨化和硝化反应更加充分，这是因为当曝气时间短于反应器的水力停留时间时，污水在湿地内部可充分实现好氧的反应，形成大量的硝酸根，随后在缺氧条件下，进行异养与硫自养反硝化反应。而随着曝气时间的增加，如图7(b)所示，曝气时间和停曝时间均为12 h，这使得当湿地处于曝气状态时，经过好氧细菌处理的污水流入湿地后端，在一定程度上抑制了反硝化反应，而切换至停止曝气状态时，大量硝酸根开始进行反硝化反应，部分污水始终得不到曝气或者处于缺氧状态。如图7(c)所示，连续曝气的湿地内部溶解氧充足，导致出现硝酸根累积现象。无论曝气工况如何，硫自养人工湿地均不会出现亚硝酸根的累积。

溶解氧和pH的变化间接显示了硝化和反硝化的转化过程。图8为不同曝气方式运行条件下溶解氧和pH变化情况。图8(a)和图8(b)中溶解氧含量偏高是因为取样时间恰好运行在曝气阶段，污水进入湿地后因为大气复氧，使得DO浓度在沿程比例为0.1处附近会有所增高。湿地在净化过程中消耗了氧气，沿程DO总体呈现递减的趋势。而在缺氧的情况下，兼性厌氧细菌积极发挥作用，而好氧菌受缺氧的影响不能充分发挥作用，导致耗氧速率降低，所以在湿地后段DO水略有升高。而有曝气情况下，DO浓度会在沿程比例0.1~0.4阶段上升，再递减。这结果与以往的研究结果^[34-35]一致。pH的上升与下降指示着硝化反应和自养/异养反硝化反应的进行。然而石灰石的缓冲作用非常有限，因此，进水pH过低或者过高都会对反硝化的彻底性产生较大的影响。图8中均可以观察到进水端污水pH下降和经过硫磺/石灰石段后又再次下降的现象。而在图8(a)中，位于沿程比例0.3处清晰可见pH逐渐上升的过程，这是由于湿地内部异养反硝化反应消耗了H⁺。在不同的曝气工况下，出水pH均保持为7.0~7.5。

硫自养反硝化作用在将硫磺氧化成硫酸根的同时，利用无机碳源(如CO₂或${\rm{HCO}}_3^{-} $)，以硝酸根为电子受体还原成氮气。硫磺的作用是提供硫源，用于富集硫自养反硝化细菌(主要为脱氮硫杆菌)，反应^[15]见式(1)。由此可见，硫酸根的产生往往伴随着硝酸根浓度的降低。

经过硫酸/石灰石段，硝酸根浓度的下降和硫酸根对应浓度的升高证实硫自养反硝化反应的发生。理论上^[36]，每去除1 g ${\rm{NO}}_3^{-} $-N会对应生成7.54 g ${\rm{SO}}_4^{2-} $，各反应器的${\rm{SO}}_4^{2-} $生成量与其${\rm{NO}}_3^{-} $-N去除量均线性相关。图9给出了不同曝气工况下硝酸根的浓度变化情况。

实验运行期间，在硫自养人工湿地沿程比例0.6处开始存在硫自养反硝化反应，在经过沿程比例0.75处，硝酸根浓度下降明显，同时，曝气方式对出水${\rm{NO}}_3^{-} $-N浓度有一定的影响。在连续曝气工况下，${\rm{NO}}_3^{-} $-N去除效果不理想，出水平均浓度在5.3 mg·L⁻¹左右，而间歇曝气12 h和4 h，出水${\rm{NO}}_3^{-} $-N的浓度分别为3.9 mg·L⁻¹和2.1 mg·L⁻¹。在整个脱氮过程中，异养反硝化和硫自养反硝化产生协同作用，然而其相应的作用区域界限往往难以区分。传统湿地水中溶解氧不足限制了硝化作用，内部${\rm{NO}}_3^{-} $-N的沿程浓度均较低，出水硝酸根浓度仅为2.5 mg·L⁻¹左右。

有研究^[36]表明，经过硫自养反硝化反应后产生的大量硫酸根在缺氧且存在少量有机碳源的环境里，硫酸根含量会减少。反应如式(2)所示。

在启动运行阶段，不同曝气工况下的出水硫酸根浓度如图10所示。曝气越充足，出水硫酸根浓度反而越高，这说明硫磺段存在其他硫细菌消耗硫源，须在后期对菌种筛选培养来进一步确定排硫硫杆菌等的可能数量。

传统的活性污泥为达到理想的去除效果，会增加剩余污泥的回流和硝化液的内回流，这会大大增强能耗。人工湿地污水处理系统能源来源广泛、耗能较低。在工程上^{[14, 35, 37]}，相较传统工艺，SBR处理工艺能使整体系统电耗下降0.08 kWh·m⁻³。在相似的日处理量下，将SBR工艺、垂直潜流人工湿地和硫自养人工湿地达到相同去除率的处理工艺的能耗进行对比分析。人工湿地平均水力停留时间按照式(3)计算。

式中：t_HRT为水力停留时间，h；V为湿地有效体积，m³；Q为进水流量，m³·h⁻¹。所得平均水力停留时间为7 h。

2种湿地运行全年的能源消耗按照COD去除计算，结果见表2。由此可知，在对比分析中，垂直潜流人工湿地进水COD较低，使其单位COD去除耗能较高，单位污水耗能较低，但其COD和TN去除率低于硫自养人工湿地，说明硫自养人工湿地有效提高了出水水质。硫自养湿地TN去除率高于SBR和垂直潜流人工湿地，说明硫自养人工湿地更利于实现高效脱氮，使出水中的氮达到更高的水质要求。硫自养湿地COD去除率略低于SBR，但达到相同的去除效果时，其能源消耗仅为SBR工艺的50%左右。然而SBR对电能的依赖性较强，对于湿地而言，若利用间歇曝气方式或使用新能源技术，能源节省率即可达50%以上。

对于硫自养人工湿地处理来说，利用无机碳源(${\rm{CO}}_3^{2-} $、CO₂等)代替了有机碳源，节省了系统运行成本，并在一定程度上减少了碳排放。若将该技术运用于某污水厂二沉池出水处理，该污水处理厂处理量为60 000 m³·d⁻¹，且出水TN为20 mg·L⁻¹, 其中NO₃-N含量为16.8 mg·L⁻¹，仅达到一级B处理。若将其提升至一级A，理论上，需要消耗81.5 kg·d⁻¹硫磺和18.2 kg·d⁻¹石灰石，若使用外投有机碳源的形式，考虑工程中脱氮效率须达到95%以上，通常每去除1 mg ${\rm{NO}}_3^{-} $-N，需投加3 mg甲醇^[38-41]。本案例则需额外投加90 kg·d⁻¹甲醇。而这些甲醇(CH₃OH)通过微生物内源呼吸，反应如式(4)所示。

在实际应用中，增加124 kg·d⁻¹ CO₂的排放，增大了系统的运行成本的同时，也增加了碳的排放，并且甲醇对人类有害，对其保管也将存在风险。湿地基质表面往往会种植相应的湿地植物，植物通过光合作用也对系统CO₂减排方面贡献了力量，因而硫自养湿地的运行可初步实现碳“零排放”的要求。

1)在低温(−5~10 ℃)条件下，硫磺提供硫源，富集硫自养反硝化细菌，提高反硝化作用。间歇曝气运行方式可显著提升湿地内部的溶解氧浓度，极大地促进了湿地内部的硝化反应过程，有效地解决了人工湿地在冬季低温(−5~10 ℃)脱氮效率低的问题。

2)出水pH基本保持在7.0~7.5，适宜相关微生物的生长和繁殖。石灰石提供的碱度足以消耗硫自养反硝化反应中产生的大量H⁺以维持系统出水pH。

3)曝气方式对出水${\rm{NO}}_3^{-} $浓度有一定的影响，溶解氧不足会抑制硝化作用。但曝气过足，会促进硫磺/石灰石段的杂菌生长，使出水硫酸根浓度变高。在实际运行中，过度曝气会造成硫源的浪费以及出水硫酸根超标的危险。

4)硫自养间歇人工湿地在脱氮效率高于垂直流人工湿地时可更好地提高脱氮效率。相比同等去除效果的SBR处理工艺，硫自养间歇人工湿地利用无机碳源(${\rm{CO}}_3^{3-} $、CO₂等)代替有机碳源，系统单位COD去除能耗可减少50%，可节省系统运行成本，减少了碳排放量，工艺简单，不需要复杂的硝化液回流措施，可降低基建费用，该技术工程化经济性较高。