提高塔式复合人工湿地处理农村生活污水的脱氮效率外文翻译资料

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提高塔式复合人工湿地处理农村生活污水的脱氮效率^[1]

摘要

努力保护水源，尤其是在乡镇地区的饮用水源，是中国污水处理当前面临的主要问题。氮元素在水体富营养化和对水生物的潜在毒害方面起了重要作用，目前废水脱氮已成为首要关注的焦点。人工湿地作为一种小型的，处理费用较低的方法被用于处理乡镇生活污水。比起活性炭在脱氮方面显示出的广阔前景，人工湿地系统由于溶解氧的缺乏而在脱氮方面存在一定的制约。为了提高脱氮效率，一种新型三阶段塔式混合湿地结构----人工湿地（thcw）应运而生。它的第一部分和第三部分是水平流矩形湿地结构，第二部分分三层，呈圆形，呈紊流状态。塔式结构中水流由顶层进入第二层及底层，形成瀑布溢流，因此水中溶解氧浓度增加，从而提高了硝化反应效率，反硝化效率也由于有另外的有机物的加入而得到了改善，增加反硝化速率的另一个原因是直接通过旁路进入第二部分的废水中带入的足量有机物。常绿植物池柏（Taxodium ascendens），经济作物蔺草（Schoenoplectus trigueter），野茭白（Zizania aquatica），有装饰性的多花植物睡莲（Nymphaea tetragona），香蒲（Typha angustifolia）被种植在湿地中。该系统对总悬浮物、化学需氧量、氨氮、总氮和总磷的去除率分别为89%、85%、83%、 83% 和64%。高水力负荷和低水力负荷（16 cm/d 和 32 cm/d）对于塔式复合人工湿地结构的性能没有显著的影响。通过硝化活性和硝化速率的测定，发现硝化和反硝化是湿地脱氮的主要机理。塔式复合人工湿地结构同样具有观赏的价值。

关键词：

人工湿地；硝化作用；反硝化作用；生活污水；脱氮；硝化细菌；反硝化细菌

１. 前言

对于提高水源水质的广泛需求，尤其是提高饮用水水源水质的需求是目前废水深度处理的技术发展指向。在中国的乡镇地区，生活污水是直接排入湖泊、河流、土壤、海洋等水源中。这些缺乏处理的污水排放对于很多水库、湖泊不能达到水质标准是有责任的。许多位于中国的乡镇地区的社区缺乏足够的生活污水处理设备。由于山区地形、人口分散、经济基础差等原因，废水的收集和处理是很成问题的。由于资源短缺，经济欠发达地区所采取的废水处理技术必须低价高效，并且要便于施用，能量输入及维护费用较低，而且要保证出水能达标。建造在城市中基于活性污泥床的废水集中处理厂，对于小乡镇缺乏经济适用性，主要是由于污水收集结构的建造费用高。

在另一方面，在中国，许多河流、水库、湖泊的氮含量没有达到国家和当地的政府的标准。虽然许多湖泊、大部分入海口、基本上所有的海岸的水看起来都很清洁，但是氮元素仍然在水体富营养化中扮演着一个主要的角色。因此相关叫做“新农村”国家标准已经颁布了。这个新标准规定，乡镇地区的的生活废水必须经过处理才能排入水源或土壤中。

人工湿地已经被科学的认识并且建造于小型乡镇地区的污水处理工程。人工湿地简单的结构，具有大的缓冲能力，产出较少的剩余污泥的，操作和维护简捷，操作和维护费用很低。这项技术对于SS，BOD，COD的脱除效率一般情况下是良好的，但是氮的脱除尤其是氨氮的脱除在现在运行的湿地系统中（水平流主导控制的湿地）是偏低的，这主要由于人工湿地中可被硝化微生物群利用的氧气量的缺乏导致的。在268号欧洲湿地中给出如下数据，一般氮的脱除在表面水平流系统（SSHF）是大约30–40%，这意味着大约30%的氨氮（NH₃-N）和39.6%的总氮被脱除。无论如何，单一数据与大部分长期被监测的表面水平流系统在脱除氮方面是存在极大的不同的（Vymazal, 2005）。这个问题是由于底部不合格的渗透系数及氧合作用的不足导致的。要达到更高的脱除效率垂直流系统技术一定要比较完善。但是在以上这些人工湿地的设计中氮的脱除通常是不足的。通常被认为硝化反应发生在湿地系统中，但是需要更长的水力停留时间（HRT）。

生物硝化反硝化反应是人工湿地系统脱氮最重要的机理；其他的机理比如植物吸收、吸附、氨的挥发是比较次重要的（Green, 1997）。尽管植物吸收了氮，但是仅仅一小部分被植物在一个可接受的范围内进行重移。在收割之后计算水生植物的吸收能力，粗略的统计为200–2500 kg N/每年，相比而言水下植物的吸收能力较弱为（lt;700 kg N/每年）(Brix, 1994)。此外，如果没有收割湿地植物，绝大部分已经被吸收并构成入植物机体的氮元素会伴随腐败过程重新回到水中。生物硝化反硝化作用依赖于很多因素如：温度、pH、碱度、电势和可利用的溶解氧。NH₃-N的脱除大部分依赖于氧气的供应。连续不断的流水的反应床是一般是厌氧的。由于植物运输氧气到其根部，并在根部生长了好氧微生物，因此在靠近根部的地方NH4 由如亚硝化单细胞菌此类的硝化细菌氧化为亚硝酸盐，发生了硝化反应，然后由带有相同霉的细菌氧化为硝酸盐，如硝化杆菌。随后在湿地的一个厌氧区域扩散并且在有乳酸或是氢气这样电子源存在的情况下，硝酸盐为一个庞大的被称作硝酸盐生产者的的细菌群落提供电子。硝酸盐最后转化为氮气释放入大气中(Drio et al.,1997)。硝化速率比反硝化速率明显偏低，事实上，硝化速率变成了氮的脱除的限制因素。当1gNH₃-N被氧化为NO₃-N，需要4.3g氧气。当NH₃-N为1mg/L时，直到溶解氧浓度达到4.6mg/L硝化反应才能进行。入水BOD中过量的矿物质与溶解氧都与硝化作用缓慢与否有关。

无论如何，由水培养殖产生的氧气是有限的。与水生植物多寡相关的水底氧气的释放量据报道是在0.5-5.2g/(m²d) 左右(Caffreya and Kempb, 1991)。在人工湿地的次级生长床层（VSB）表面水的溶解氧通常是偏低的。比如，次级生长床层（VSB）的微型植物系统的溶解氧浓度通常会小于1ppm (Steinberg and Coonrod, 1994)。许多研究已经显示很多大型水生植物根部的溶解氧浓度远远小于有机物氧化分解及硝化作用的需氧量。由于人工湿地结构在次级生长床层（VSB）低浓度的溶解氧，硝化作用被认为是脱氮的限制环节。在低溶解氧的情况下硝化反应可以发生，但其反应速率是远远小于当溶解氧大于2 mg/L时的反应速率(Grady et al.,1980)。

为了提高脱氮效率，通风应用于提高溶解氧浓度和硝化反应效率。但当NH₃-N的脱除效率提高的同时的NO₃-N脱除效率则会下降(Green, 1997)。人工湿地要促进反硝化需具备两个环境条件：对于反硝化反应的一个必要条件是厌氧沉淀物（氧化还原电位小于300mv）的存在；另一个条件是碳源的提供(Vymazal, 2005)。人工湿地植被脱除的氮有87%是依靠反硝化作用，剩余13%积累在沉淀和生物体中。凭借为反硝化提供有机碳和制造缺氧环境，植物体及其残渣和进水的有机物共同脱除大约50%的氮元素(vanOostrom,1995; Newman et al., 2000)。反硝化1 g NO₃-N成为N₂，相当于消耗BOD2.86g。并且被发现当碳氮（质量比）小于2.3可以限制反硝化反应的速率。无论如何，反硝化消耗的有机物在人工湿地结构的前端占有了主导位置，同时也导致了其后部有机物不足及反硝化效率低下。所以，如果人工湿地结构一部分的氧气是足够完成NH3-N的硝化，那么氮的硝化反硝化联合路径可以被改良；同时也意味着在人工湿地结构的另一部分对于反硝化是厌氧且有机物充足的。

小型人工湿地结构处理乡镇生活污水是一门相对较新的技术，并且其物理、化学、生物的反应流程还没有完全弄清。综合表面水平流、自由水流和表面垂直流的优缺点，可以合并这几种系统彼此互补。这样可以产生低COD含量的出水，这种出水经过了完全硝化和部分反硝化，因此出水的总氮浓度会更低。

研究目的：

1.评价新型人工湿地的性能，塔式复合人工湿地（THCW），尤其是在高水力负荷的情况下脱氮效率。这种人工湿地结构设计通过瀑布形式的水流进行被动充氧从而提高废水中溶解氧浓度进而提高硝化速率，依靠直接在湿地中间部分加入原废水提高反硝化速率，从而促进硝化反硝化过程。

2.对于在人工湿地结构中常绿多年生木本植物和草本植物共同脱除氮的效率的评价，尤其是在冬季的阶段，且在湿地里植物的生长量对于氮的脱除是有帮助作用的。

3.研究表面水平流、自由水流相结合的系统是否在脱除和转化废水中污染物方面表现出更好的性能，尤其是脱氮方面。

２. 材料和方法

2.1 系统描述

我们研究队伍设计的人工湿地结构位于中国宁波某村。它包括三个部分，容积按照四十人排量设计。气候特点为年降水量1300-1400mm和累计年平均气温16.2℃。极高极低值分别为38.8℃和-4.2℃。较冷的时间段以十二月到二月为代表并且在这个时间段里出水比较接近于8℃（最低5℃）。第一部分和第三部分8m长6m宽1.0m深。反应床有三层构成，最底一层由厚20 cm的洗净的砾石(2–6 cm)构成，中间层由65 cm厚的细砂(0.5–2.0 cm)粒构成，最上层由15 cm厚的土壤(0.1–0.2 cm)构成。底面坡度大约1%。第三部分有三个环形的单元构成，直径分别为7m、5m和3m，由下向上每个0.6m深，表面积近似估算为38.5m²。由顶部向低处单元的溢流会立即产生的瀑布似的紊流可以增大溶解氧含量和维持含氧条件。

图1 塔式复合人工湿地水流示意图：1.进水区 2.塔式区 3.出水区 4.湿地植物 5.顶部环形区域 6.中部环形区域 7.底部环形区域 8.瀑布似溢流

湿地结构的底部用高密度的聚乙烯作为衬里，环形区域则是要铺衬5cm厚的砌砖墙，为了防止污水的渗漏及污水与地下水混合。由苗圃购得的池柏（Taxodium ascendens）的幼苗以间距0.8m间隔围绕整个湿地结构底部环形种植，湿地结构地层中部种植密度为56株/m²的蔺草（Schoenoplectus trigueter），于头年十一月种植第二年五月份收割。在蔺草收获后的六至十月份，以9株/m²的种植密度种植野茭白（Zizania aquatica）。在第二部分顶部的环形部分以近似6株/m²的种植密度种植睡莲（Nymphaea tetragona），在中间环形区域以的36株/m²种植密度种植香蒲（Typha angustifolia）。

表1 THCW进水和出水的物理化学特性

80%的原污水不断的流入湿地结构的第一部分。20%的污水由泵直接输入第二部分的环形结构最高层，溢流进入环形结构中间一层，之后流入最后一层。此时第二部分处理污水与第一部分处理后的污水一起流入湿地结构的第三部分并最终由其排出。水深由一个储水塔控制。在第一时段，前四个月（06年5月到8月）人工湿地结构以的16 cm/d水力负荷运行（水力停留时间5.4 d）。第二时段，之后八个月（06年9月到07年4月）人工湿地结构以的比较高的32 cm/d水力负荷运行（水力停留时间2.7 d）。这些生活污水在一个腐化池里先进行预处理（表一）。

2.2 分析方法

2.2.1 化学分析

需每天采集第一部分的进水，第二部分的出水（仅在后八个月），第三部分的出水，每周混合水样的测试数据和结果搜集分析，需检测TSS，COD，NH₃-N，TN，TP。每周检测现场每部分和每个环形处理单元的水温，pH，DO，TSS，COD，TN，TP和NH₃-N要坚决的按照标准方法来检测控制（APHA, 1998）。

野茭白（Z. aquatica)）和蔺草（S. trigueter）在零六年十月和零七年五月分别被收割（砍掉植株所有水面上可见部分）。收割的植物在被蒸馏水洗过后在太阳下经过24小时的日照后投入105 ◦C下灼烧24小时。植物在干燥后的称重作为基本分析。被干燥和研磨过的植物碎末作为总氮（TKN）测量的准备，分析方法按照标准方法（APHA, 1998）。

2.2.2硝化及反硝化的测量

在湿地结构第三部分的前端沉淀物上层的五厘米处存在潜在的硝化反应。使用的试验介质中每公升包含：0.14g K₂HPO₄； 0.027 g KH₂PO₄； 0.59 g (NH₄)₂SO₄；1.20 g NaHCO₃；0.3 g CaCl₂·2H₂O；0.2 g MgSO₄； 0.00625 g FeSO₄；0.00625 g EDTA；1.06 gNaClO₃；pH是7.5。氯化钠被用于抑制硝酸盐及亚硝酸盐的氧化。50mL沉淀污泥需要加入100mL试验介质25 ◦C在震荡器150 rpm转速下培养。这种经处理过的样本在被培养2，

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