《人工湿地生态处理系统强化脱氮除磷工艺及处理效率研究》由会员上传分享，免费在线阅读，更多相关内容在学术论文-天天文库。
摘要摘要本课题以同济大学在武汉汉阳经济技术开发区的“城市污水处理与资源化技术研究及工程示范”中试基地为依托，对构成人工湿地生态处理系统的表面流人工湿地、潜流人工湿地、潜流+表面流组合湿地、植物／藻类稳定塘等处理工艺进行了深入研究。从而实现交互式物化／生化反应器与人工湿地生态处理系统的有机结合，满足城市污水深度处理及资源化目标。本课题为国家“十五"重大科技专项“武汉市汉阳地区水环境质量改善技术与综合示范——城市污水处理与资源化技术研究及工程示范”(课题编号：2002从601023)中的子专题“人工生态协同处理研究与示范"。人工湿地生态处理系统进水的年均CoD、TN、TP和COO／TN分别为24．9mg．L～、18．83mg．L一、2．58mg．L叫和1．57。氮素以氧化态氮(亚硝氮或硝氮)为主，C／N是生态处理系统生物脱氮的主要限制因子。组合填料潜流湿地稳态运行时(HRT=O．6d)，COD、TN、TP的面积负荷去除率分别为2．989．m-2．d～、2．199．m’2．d一、0．299．m～．d～。污水强化脱氮处理可显著提高该系统脱氮能力，COD、TN的面积负荷去除率分别达到9．659．m-2．d一、3．589．m_2．d～。页岩和钢渣强化除磷可显著改善湿地出水磷浓度，TP去除率和TP面积负荷去除率分别为90．4％、0．899．m．2．d一。HRT与TN面积负荷去除率的幂函数关系式为Y=I．7202x¨粥(R2=0．8243)；(N02一N+N03-N)／TN值与TN面积负荷去除率的指数关系式为Y=I．1438e“础‘(R2=O．9203)；水温与TN面积负荷去除率的指数关系式为Y=O．8063e0‘瑚1(R2=O．715)；COD／TN与TN面积负荷去除率的幂函数关系式为Y=I．998x0‘刚2(R2=O．8329)。表面流人工湿地稳态运行时(HRT：O．6d)，COD、TN、TP的面积负荷去除率分别为1．199．m～．d一、2．339．m-2．d～、0．229．m吨．d一。HRT与COD面积负荷去除率的线性关系式为Y哪=3．467x-0．5956(R2=O．8264)，HRT与TN面积负荷去除率的线性关系式为Y讯=O．4182x+1．3648(R2-0．657)；水温与TN面积负荷去除率的线性关系式为Y=O．104x一0．521l(R2=O．8138)：(NO|2-N+N03-N)／TN与TN面积负荷去除率的线性关系式为Y=2．2659x-0．2763(R冬0．7394)。潜流+表面流组合湿地稳态运行时(HRT=O．9d)，COD、TN、TP的面积负荷去除率分别为1．829．m～．d～、1．599．m-2．d一、0．149．m一．d～。污水强化脱氮处理极 摘要大地提高了湿地的脱氮效果，COD、TN、TP的面积负荷去除率分别为19．039．m～．d～、5．429．m-2．d一、0．299．m～．d-1。HRT与TN面积负荷去除率的指数关系式为Y州=20．41lel届‘7‘(R2=0．8842)：水温与TN面积负荷去除率的线性关系式为Y讯=0．2908x一0．9369(R2=0．946)：(NO：一N+NO。-N)／TN比值与TN面积负荷去除率的线性关系式为Y=O．1lOlx+0．9832(R2=O．8535)；COD／TN与TN面积负荷去除率的幂函数关系式为Y=I．4172x0。伽(R2=O．8014)。人工湿地污水处理工艺性能比较表明，在相似水力负荷条件下，潜流+表面流组合湿地系统的污水强化脱氮运行模式的COl：)去除效能最高，COl：)面积负荷去除率为17．579．m～．d一，COD反应动力学常数为3．22m．d～。湿地系统进水COD／TN≥2．4时，湿地系统的脱氮效率显著提高，页岩与钢渣强化潜流湿地系统的污水强化脱氮运行模式、潜流+表面流组合湿地系统的污水强化脱氮运行模式的TN去除效能最高，页岩与钢渣强化潜流湿地系统的污水强化脱氮运行模式、潜流+表面流组合湿地系统的污水强化脱氮运行模式的TN面积负荷去除率分别达2．899．m吨．d1和3．229．m-'．d～。湿地系统中填充磷吸附性强的页岩和钢渣材料大大地改善了湿地系统的除磷效率，页岩与钢渣强化潜流湿地系统的TP去除效能最高，TP去除率达90％以上，TP负荷去除率达O．79．m-2．dq以上。关键词：人工湿地，生态处理系统，稳定塘，脱氮除磷，二级出水n AbstractABSTRACTThispaperreportedtheperformanceoffreewatersurfaceconstructedwetland(FWS)，subsurfaceconstructedwetland(SSF)，integratedconstructedwetland，plant／algaestabilizationpondinconstructedwetlandeco—treatmentsystemsfornitrogenandphosphorusremovalduringa12-monthoperationalcyclefromstart-uptostationarystateandenhancingtreatment．Thepilot-scaledemonstrationproject，studiesanddemonstrationofurbanwastewatertreatmentandresource，wasdesigned，constructedandoperatedbyTongjiUniversityasafieldexperimenttoevaluatethereliabilityofeco·treatmentsystemeffluentreused．ThisprojectWassupportedbytheNationalhigh-Tcchresearchanddevelopmentprogram(GrantNo．2002AA601023)．COD，TN，TPandCOD／TNaverageconcentrationsinconstructedwetlandcoo-treatmentsysteminfluentwere24．9mg．L一，18．83mg．L-‘，2．58mg．L～and1．57respectively．Oxidizednitrogen(N02．N+N03一N)contentWasmainsinsystem’Sinfluentnitrogenspecies．C／Nratiowasmainlylimitedfactorfornitrogenremoval．COD，TN，TParealoadremovalrateswere2．989．m-2．d-l，2．199．m-2．d～，0．29g．m-2．d。1respectivelyduringstationarystateperiodonsubsurfaceflowwetlandconstructedbydiversespeciespadding(HRT=O．6d)．COD，TNarealoadremovalratewere9．659．m-2．d～，3．589。m'2d。lrespectivelyaswastewaterenhancingnitrogenremovaltreatmentinwetland．TPremovalefficiencyandTParealoadremovalratewere90．4％，0．899．m-2．d-1respectivelyasshaleandsteelslagsubstratumenhancingphosphorusremovalinwetland．TNarealoadremovalratewasincreasedexponentiallywithHRT,theirrelationshipexpressionswasY=I．7202xo·4756(R2：0．8243)．TNarealoadremovalrateWasincreasedexponentiallywith(N02-N+N03-N)／TN，theirrelationshipexpressionswasY=I．1438e1·7522x(R2=o．9203)．TNarea10adremovalratewasincreasedexponentiallyvvitllwatertemperature，theirrelationshipexpressionswasY=0．8063eo·0288x(R2=o．715)．TNarealoadremovalratewasincreasedexponentiallywithCOD／TN，theirrelationshipexpressionsWasY=1．998xo·㈣fR2=O．8329)．III AbstractCOD，TN，TParealoadremovalrateswere1．199．m-2．d．1，2．339．m-2．d-1，O．22g．m-2．d’1respectivelyduringstationarystateperiodonfreewatersurfaceconstructedwetland(HI玎=0．6d)．CODarealoadremovalratewasincreasedlinearly谢tllHRT,theirrelationshipexpressionswasYCOD=3．467x-0．5956(R七0．8264)，andTNarealoadremovalratewasincreasedlinearlywitllHRT,theirrelationshipexpressionswas‰=o．4182x+1．3648(R2=0．657)．TNarea10adremovalratewasincreasedlinearlywithwatertemperature，theirrelationshipexpressionswasY=0．104x一0．521l(影=o．8138)．"INarealoadremovalratewasincreasedlinearlywith(N02-N+N03-N)／TN，theirrelationshipexpressionswasY=2．2659x-0．2763(形=0．7394)．COD，TN，TParealoadremovalrateswere1．829．m'2．d～，1．599．m'2．d～，O．14g．m-2．d-‘respectivelyduringstationarystateperiodonsurfaceflowandsubsurfaceflowintegratedconstructedwetland(HRT=0．9d)．COD，TN，TParealoadremovalrate、№陀19．039．111．2．d．1，5．429．m也．d-1，0．299．m-2．d’1respectivelyaswastewaterenhancingnitrogenremovaltreatmentinwetland．TNarealoadremovalratewasincreasedexponentially、而tllHRT,theirrelationshipexpressionsWasYrs=20．411e’l·951饥(R2=0．8842)．TNarealoadremovalratewasincreasedlinearlywithwatertemperature，theirrelationshipexpressionsWasYrN20．2908x·0．9369(∥2O．946)．TNarealcIadremovalrateWasincreasedlinearly、Ⅳitll(N02-N+N03一N)／TN，meirrelationshipexpressionsWasY=O．1101x+0．9832(影=0．8535)．TNarea10adremovalratewasincreasedexponentially埘mCOD／TN，theirrelationshipexpressionsWasY=I．4172xo·6362(R2=0．8014)．Performancecomparisonamongconstructedwetlandsystemsindicatedthat,undersimilarhydraulicIoad．CODarealoadremovalrateandCODkineticconstantofsurfaceflow&subsurfaceflowintegratedconstructedwetland，werethehighestamongeighttechnicsstyleandoperatingmodelsaswastewaterenhancingnitrogenremovaltreatment,CODarea10adremovalrateandCODkineticconstantWel'e17．579．m-2．d．1and3．22m．d～respectively．TNarealoadremovalratesofshale&steelslagsubstratumwetlandandsurfaceflow&subsurfaceflowintegratedconstructedwetlandwerethehighestamongeighttechnicsstyleandoperatingmodels嬲wastewaterenhancingnitrogenremovaltreatment，TNarealoadremovalratesofshale&steelslagsubstratumwetlandandsurfaceflow&subsurfaceflowintegratedIV —————————————竺塑Lcons仃uctedwetlalldwere2．899．m-2．d—and3．229．m-2．d-1reSpectivelyaSCOD价J≥2．4．TPremovaIefficiencyandTParealoadremovalrateofshale&steelslagsubs‰wetlaIldwerethehighestamongeighttechnicsstyleandoperatingmodels，IPremoVale伍ciencyandTParealoadremovalrateofshale&steelslagsubstratumwetlandwere95．O％and0．709．m-2．d～respectivelv．Keywbrds：co．nstructedwetland，eco一晚砌entsystem，plantStabilizationp。峨mtrogenandphosphorusremoval，secondaryeffluent，V 学位论文版权使用授权书本人完全了解同济大学关于收集、保存、使用学位论文的规定，同意如下各项内容：按照学校要求提交学位论文的印刷本和电子版本；学校有权保存学位论文的印刷本和电子版，并采用影印、缩印、扫描、数字化或其它手段保存论文；学校有权提供目录检索以及提供本学位论文全文或者部分的阅览服务；学校有权按有关规定向国家有关部门或者机构送交论文的复印件和电子版；在不以赢利为目的的前提下，学校可以适当复制论文的部分或全部内容用于学术活动。学位敝作者繇嘻谗2005年9月lEl经指导教师同意，本学位论文属于保密，在f年解密后适用本授权书。指导刻币签名：)刁掳学位论文作者躲p。，年≥具}日爻D。洱零只；日 同济大学学位论文原创性声明本人郑重声明：所呈交的学位论文，是本人在导师指导下，进行研究工作所取得的成果。除文中已经注明引用的内容外，本学位论文的研究成果不包含任何他人创作的、已公开发表或者没有公开发表的作品的内容。对本论文所涉及的研究工作做出贡献的其他个人和集体，均已在文中以明确方式标明。本学位论文原创性声明的法律责任由本人承担。签名：200 第1章人工湿地脱氮除磷研究进展1．1前言活性污泥法以其处理工艺相对成熟、运行稳定、处理效果好而成为城市污水处理的主流工艺，但传统的活性污泥法不仅基建投资大、运行费用高，而且主要以去除碳源污染为目的，氮磷等污染物的去除效率不高，处理后出水排入受纳水体仍将引起富营养化等环境问题。例如，美国环保局对处理水量低于3800m'．d-1的小城镇和乡村小型污水处理厂运行效果的调查表明，这些污水处理厂有40％左右采用的是运行维护要求较高的活性污泥法，有的州达到73％，但有90％以上采用活性污泥法的小型污水处理厂不能达到美国环保局的排放标准Ⅲ。目前，我国城市污水处理也普遍采用活性污泥法、氧化沟法、间歇性活性污泥法等工艺心1，处理污水造价在1000元．t叫以上，运行费用在0．3～1．2元．t叫之问。三级处理虽有利于解决水体富营养化问题，但因投资和运行费用昂贵而难以大面积推广。同时，事实也表明，单纯依靠传统的人工处理方法在我国当前情况下尚难以从根本上解决水污染问题，只能延缓其发展趋势m1。因此，探索经济、高效、稳定的污水生态处理技术和工艺，综合解决水体富营养化等问题，具有十分重要的现实意义和深远的战略意义。20世纪70年代以来，人工湿地生态处理工艺的提出和发展为综合解决水体富营养化问题提供了一种新的选择。人工湿地作为一种新型生态污水处理技术具有投资和运行费用低(仅为传统二级污水厂的1／10至1／2)、抗冲击负荷、处理效果稳定、出水水质好、芦苇等湿地作物可以再生利用(作为造纸原料)等诸多优点口L啪』射。因此，人工湿地技术不失为我国经济尚欠发达、地理条件相对宽裕的广大中小城镇、居民小区污水处理的优选方案。人工湿地作为一种经济有效的污水处理手段，必将成为我国污水处理的重要工艺而得到广泛应用婶1。目前，全世界有数千座人工或天然湿地用于各类型污水的处理，如家畜与家禽粪水、尾矿排水液、工业污水、农业废水、垃圾场渗滤液、城市暴雨径流、生活污水、富营养化湖水等盯L砷L四L“町_¨1。研究表明，人工湿地能够利用基质一微生物一植物构成的复合生态系统的物理、化学和生物的三重协调作用，通过过 第l章人工湿地脱氮除磷研究进展滤、吸附、共沉、离子交换、植物吸收和微生物分解来实现对污水的高效净化，同时通过营养物质和水分的生物地球化学循环，促进植物的生长，实现污水的资源化和无害化。Kadlecn21综述了湿地对污染物的去除率范围：TKN(3"---'98％)、氨氮(14～98％)、硝氮+亚硝氮(-138"-．-96％)、TP(一31～99％)、BOD(一20-'-,97％)和TSS(20～93％)。污水生态处理技术是指运用生态学原理，采用工程学方法，使污水无害化、资源化，是污水中污染物治理与水资源利用相结合的方法，是生态学四大基本原理(循环再生原理、和谐共存原理、整体优化原理、区域分异原理)在水资源领域的具体运用。主要包括慢渗生态处理系统、快渗生态处理系统、地表漫流生态处理系统、污水湿地生态处理系统、地下渗滤生态处理系统等技术体系。污水生态处理技术体系特别强调在污水污染成分处理过程中修复植物一微生物体系一处理环境或介质(如土壤)之间的相互作用，特别注意对环境因子的优化与调控。污水生态处理技术基本上不涉及化学能的投入和化学品的消耗，根据我国国情，提倡以联合式或强化式生态处理技术为主，对污水进行综合治理。根据污水生态处理技术的特点，污水的生态处理技术在我国的发展战略应遵循两大基本原则：①污水处理与水资源的利用相结合；②选择具有特异修复功能、与食物链相脱离的植物代替传统的作物利用水资源的方式嘲1。1．2人工湿地的类型人工湿地按其构造形式和污水的流动状态可分为两种类型u3L¨耵：①表面流人工湿地(FreeWaterSurfaceConstructedWetland，FWS)：污水从湿地表面流过，通过土壤的吸附交换作用、表面附着微生物和植物的吸收作用等对污染物进行净化，其内部构造、生态结构和外观都十分类似于自然湿地。但经过科学的设计、监督管理，去污效果优于自然湿地系统。这种类型的人工湿地具有投资少、操作简单、运行费用低等优点，但占地面积较大，污染物负荷和水力负荷率较低。②潜流人工湿地(subsurfaceflowwetland，SSF)：又称做潜流植物床(VegetatedSubmergedBed，VSB)。污水在潜流湿地中的填料间流动，通过填料上的生物膜、植物根系和填料截留作用净化污水。其处理效果受气候影响较小，卫生条件较好。其设计、管理、维护、投资等均略高于表面流人工湿地。2 第1章人‘T：湿地脱氮除磷研究进展美国环保局的研究表明n引，湿地植物向填料中的输氧作用远远不能满足填料中附着微生物的需氧量，事实上大部分的湿地填料床仍处于缺氧、厌氧状态，特别是在处理生活污水时，这种情况就更为明显。这种缺氧、厌氧状态对有机污染物的去除、氨氮的硝化，以及填料对磷的吸附沉淀都不利“61巾7¨憎1，这可能就是导致部分VSB系统的处理效果并不如FWS系统的主要原因n引。1．3人工湿地组分及其作用人工湿地净化污水是湿地中基质一微生物一植物构成的复合生态系统的物理、化学和生物学过程协同作用的结果，各组分在系统中扮演各自的角色同时又发挥综合作用。表1．1列举了湿地系统主要的去污途径。表1．1人工湿地去污机理⋯Table1．1Theremovalmechanismofconstructedwetland▲最主要作用Mostmajormechanism；●主要作用Majormechanism：@次要作用Minormechanism=0作用很小或尤作用Lessornoimportantmechanism 第l章人．丁湿地脱氮除磷研究进展1．3．1植物的作用植物是湿地重要的去污组分，用于人工湿地的植物通常是生长快、生物量大、吸收能力强的湿地草本植物，主要包括挺水植物、沉水植物和漂浮植物。适用于湿地的植物应满足如下要求：①生态可接受性，对周围自然生态系统无危害；②对当地气候条件、病害具耐受性；③对污染物和洪涝具耐受性；④对污染物具高去除能力，可直接同化或储存，或间接强化微生物对污染物的转化，如硝化作用(通过根系释放氧)和反硝化作用(产生或释放碳源)口¨。湿地植物有适应缺氧土壤条件的结构和特征，其发达的通气组织可占植物体积的60％--一70％，利于氧气在体内运输并传送到根区，这不仅可满足植物在无氧环境中的呼吸需要，而且促进根区的氧化还原反应与好气微生物活动池1。植物根系还为微生物的活动提供巨大的物理表面，植物根系表面也是重金属和一些有机物沉积的吸附场所，有些植物根系分泌物还能杀灭污水中的大肠杆菌和病原菌比叼。植物主要通过吸收作用去除污水中的氮和磷。在脱氮除磷方面，普遍认为漂浮植物强于挺水植物，主要是因为漂浮植物繁殖速度快，根系直接从水体中吸收养分，并对悬浮颗粒产生过滤与吸附作用。如，挺水植物能吸收氮200一--2500kg-N．ha～．yr叫和磷30～500kg—P．ha一．yr～；漂浮植物吸收氮2000kg—N．ha一．”。‘和磷350kg—P．ha～．yr一；沉水植物吸收氮700kg—N．ha一．yr叫和磷lOOkg—P．ha-‘．yrl啪1。Thut汹1发现湿地草本植物虽然对BOD和TSS的去除效果较低，但能通过吸收转移大量养分，若持续收割草本植物成熟的茎叶可保证污水中的氮和磷被持续有效地移出系统。Tanner乜¨对湿地植物的生长特性和处理性能的比较研究表明，BOD、SS和P的去除与植物种类和植物生物量(0．3-．．7．5kg．m吨)无显著相关性，这表明物化作用(如，SS的絮凝和沉淀，P的吸附和沉淀)和微生物作用(如，好氧和厌氧分解)在BOD、SS和P净化中起主要作用。TN的去除与植物生物量线性相关，这表明各植物种类在形态学和生理学上的差异都可能影响N的去除，即植物的生长特性与TN的去除有关，TN去除率的差异性可由植物N吸收率的差异性(占总去除率的3％～38％)予以解释。总体来说，植物对N和P的去除率仅占总去除率的极小部分。但有无植物对湿地的脱氮除磷效果却有显著影响，吴振斌等汹1和曹向东等∽1的研究表明：有植物湿地系统的脱氮除磷效率明显优于无植物系统。草本植物所吸收的重金属含量也占极小的部分(如Fe<1％、Mn<2％)，有些甚至低于O．1％Ⅲ1。4 第1章人．I：湿地脱氮除磷研究进展1．3．2基质的作用湿地基质的去污过程主要包括离子交换、专性与非专性吸附、螯合作用、沉降反应等。污水中磷和重金属的净化主要是通过上述反应实现的，其反应产物最终吸附或沉降在基质中，从而使土壤内该元素的含量急剧增加，经数年积累，基质中磷和重金属含量可达入水浓度的10～10000倍嗌】。研究表明，土壤的Eh(氧化还原电位)有高达1000mV(-300-700mY)的变幅，表明湿地土壤能发生比旱地土壤(400-700mV)多得多的氧化还原反应，如有机物的降解反应、金属氧化物的还原反应、硝化一反硝化反应、产沼反应等。无机磷等元素的有效性与溶解状态也受Eh的影响啪1。湿地中基质的选择对磷的去除有很大影响。基质的除磷机理主要是基质中钙、镁等元素与磷形成沉淀或发生吸附，其吸附作用在人工湿地除磷方面具有重要贡献mL口¨。许多作者研究了石砾、高炉灰、炉渣、膨润土、白云石、铁矾土、页岩、矾土、石灰石、沸石、钙硅石、方解石、大理石、蛭石、钢渣等基质的磷吸附能力，建议以除磷为目的的人工湿地最好选择高炉灰、页岩或钢矿渣为基质，其次是铝矾土、石灰石和膨润土，沸石和油页岩对磷的吸附能力较差口引。Drizo等㈨研究表明，经278天的长期试验，钢渣(electricarcfurnacesteelslag，EAF)达到1．359—P．k91的吸附饱和值，经4周的解饱和，EAF的吸附能力提高到2．359-P．kg一。Zhu。M1研究了M92+、Ca2+、Fe2+、A13+与磷的吸附关系，指出Ca与P的吸附相关性最强。徐丽花和周琪㈨研究表明，沸石能高效去除氨氮，并可生物再生，能长期保持吸附氨氮能力。在系统中选择以去除磷为目的的基质时，基质的吸附容量成为核心参数，随运行时间的推移，基质材料对磷的吸附达到饱和，除磷能力明显下降，在湿地建设中应选择含钙、镁离子丰富的基质，以提高基质的去磷生命周期。基质使用寿命主要与磷的饱和势、水力管理策略、水力停留时间(HRT)，进水磷浓度等因素有关。+1．3．3微生物和藻类的作用微生物和基质中的酶在污水净化过程中起重要作用，有机物的降解和转化主要是由植物根区微生物和基质中的微生物来完成。微生物是各类污水中最先出现并对污物起吸收与降解作用的生物群体，而且还能捕获溶解的成分给它们 第1章人r湿地脱氮除磷研究进展的动物或植物共生体利用。微生物的生物量可作为一个湿地生态系统中土壤物理化学特征，养分含量变化以及有机质积累与分解的一个有效指示指标。此外，在碳、氮、硫、磷等元素的生物循环中还有基质酶的作用，特别是在有机物残体的分解和某些无机化合物转化的丌始阶段，以及不利于微生物繁殖的条件下，基质酶同生活着的微生物一起推动着物质转化。在基质酶中，磷酸酶和脲酶在物质转化过程中起重要作用，磷酸酶能酶促有机磷化物的水解，脲酶是一种酰胺酶能酶促有机物分子中肽键的水解。吴振斌等汹1研究表明，基质磷酸酶的活性与湿地对TP、IP的去除率具显著相关关系，脲酶与TKN的去除率相关性显著。藻类有时也会成为湿地生态系统中生物量的主要组成成分，它们在贮藏和转移养分方面有时也能起着举足轻重的作用。另外，藻类有较快的周转速率，因此当污水有较高养分时，藻类可起到短期吸收固定再随后缓慢释放与循环的作用。如，丝状藻控制着湿地水体的D0与二氧化碳浓度及其同变化，它能使水体pH值在白天比在晚上要高出2,--．．3个pH单位吲。很显然，水体中这种DO、CO：和pH的剧烈日变化不仅影响水体的化学变化，还会影响植物的生长和植物对污物的作用。1．3．4湿地的综合作用湿地的植物、基质和微生物等成分的相互作用，使湿地具有强大的净化功能。湿地基质与湿地动植物与微生物的生命过程关系密切，基质的任何性状发生改变都可能影响到生物的生长发育及其对环境的作用，从而影响到它们的净化效果。微生物种群对湿地基质的很多化学反应产生重要影响，土壤中各种元素的循环与转化都与微生物作用密切相关，而这些微生物过程又受土壤Eh与pH的强烈影响，微生物的生物量将随着土壤Eh的降低而降低，结果土壤酶活性及有机碳、N、P的矿化反应也随之下降。植物根系所形成的根际微生态环境不仅影响土壤的物理结构，更重要的是具氧化效应的根际圈影响着土壤中的化学过程、pH和土壤微生物的活动，而且土壤pH的升降又影响到养分的有效状态和金属对生物的毒性n钔。湿地中有机质转化和养分循环与土壤中电子受体的有效性和氧化还原条件有密切关系。由于氧气的扩散，即使在淹水条件下，土体和水体内也会维持不同程度的有氧条件，从而使得氧化还原反应能在湿地内持续发生。一些反应反过来又会使系统的酸碱度发生改变，如湿地土壤内常发生的Fe3+6 第l章人jI：湿地脱氮除磷研究进展和H：S之间的氧化还原反应就使土壤和水体的pH明显降低，如果不采取措施(如施用石灰等)中和酸度，湿地的净化效率就会受到较大影响。由此可见，湿地处理污水的功能是湿地中植物、土壤、微生物甚至动物等组成成分以及众多环境因子综合作用的结果，这些组分之1"8J以及组分与因子之间相互影响，相互促进，也相互制约，组成了湿地的强大净化功能。1．4人工湿地的净化机理人工湿地是利用物理、化学、生物过程对污染物进行分离和转化的复杂系统。主要净化机制和反应顺序与系统外在参数、内部相互作用因子和湿地特征有关。外在参数主要包括污水的质和量、系统的水力循环等。城市污水湿地处理主要关注SS、有机物、病原体、营养盐(特别是总氮)和重金属等指标的控制，主要用于化粪池出水、一级出水、氧化塘出水、处理不彻底的二级出水等的净化处理。表1．2是美国环保局总结的湿地系统进水水质特征，表明湿地进水的特性与预处理状况有关，颗粒态和溶解态的有机物、无机物主要以氧化态或还原态的形式存在，在湿地的净化机理中这些特性扮演着重要角色。表1．2人工湿地进水水质特征(mg．L‘)Table1．2Theinfluentcharacteristicofconstructedwetlands(mg．L1)在多数湿地处理系统中，固／液分离作用和污染物转化作用是两种主要净化机制。固／液分离作用主要包括重力分离、过滤、吸收和吸附、离子交换、剥离7 第l章人工湿地脱氮除磷研究进展和滤除。污染物转化作用主要包括氧化／还原反应、絮凝、酸／碱反应、化学沉淀反应、或在好氧、缺氧、厌氧条件下的生化反应。固／液分离作用和污染物转化作用机制均可去除污染物，但常常是将污染物截留在湿地系统中，截留的污染物组分可发生转化而有利于净化。例如，有机物的生化转化可产生二氧化碳或甲烷，该生化转化产生的微生物生物量和有机酸仍然停留在湿地系统中，微生物生物量是VSS的重要组分，或再次被细菌降解而将溶解性碳化合物释放到水体中。1．4．1悬浮物的分离和转化悬浮颗粒(SS)被定义为1．2um玻璃纤维滤膜所截留的颗粒物。按粒径大小的经典分类法：沉淀颗粒(>lOOum)：超胶体颗粒(1～lOOum)：胶体颗粒(10一～lum)：溶解性颗粒(<10一um)。化粪池出水、一级出水中的SS主要由源自粪便等形成的胶体和超胶体构成，而氧化塘出水中SS主要为藻类细胞，多由球形的或丝状的藻类构成，粒径1～lOOum。悬浮颗粒除来自湿地进水，湿地内部也产生SS，包括无脊椎动物尸体、植物碎屑、附着在植物表面的微生物和浮游植物、化学沉淀物等。悬浮颗粒的主要理化去除机制是絮凝／沉淀、过滤／截留。①分离和絮凝沉淀：处理一级出水或化粪池出水的表面流湿地系统中，颗粒物常以胶体物质和超胶体物质形式存在。沉淀过程可去除50um以上的颗粒物质(密度1．2)。一般来说，表面流湿地的水力负荷在0．01一--0．5m．d叫之间，大密度颗粒物在湿地的前端被去除，中等以下密度的颗粒物在前端不能靠简单的分离沉淀被去除，但可在后端通过絮凝沉淀作用被去除。当前缺乏足够的数据来建立FwS的悬浮颗粒物去除模型。②过滤／截留：FWS的结构特点决定了过滤不是其悬浮颗粒物的主要去除机制，而截留和颗粒吸附才是主要净化机制。植物淹没部分的表面有附着生物形成的生物膜，可吸附胶体、超胶体颗粒，还可吸收溶解性物质。根据SS的属性，SS可被代谢和转化为溶解物、气体、生物量，或被生物膜物理吸附而最终脱落到水体中。③再悬浮：表面流湿地植物区的气提效应、生物扰动或风力混合等都可能引起沉淀颗粒物再次悬浮。8 第1章人．I：湿地脱氮除磷研究进展潜流湿地SS的主要去除机制是胶体和超胶体颗粒的絮凝和沉淀。由于VSB湿地相对低的流速和填料较大的比表面积，SS的去除效率大大提高。VSB相似于水平流砂砾过滤器，通过自然沉淀、过滤和物理捕获、填料和根系上生物膜的吸附作用等进行SS的高效分离。但实际应用中应考虑SS堵塞填料的问题。VSB是否种植植物对SS的去除性能无影响。州·汹1。填料区根系的扩展与系统负载、植物类型、气候、废水特性等有关。在SS去除方面，根系的作用没有实验证实。湿地内在生物过程对出水SS的贡献可能相似于FWS的情况。1．4．2有机物的分离和转化一般通过测定TOC、VSS、COD、BOD等指标来描述水体有机物含量，所有这些指标只能评价水体的污染水平而不能提供具体有机分子的变化信息。在湿地系统中，物理、化学和生化反应均可转化或分离有机物，这导致产生不同种类的有机分子。例如，常采用BOD来描述废水中有机物浓度，BOD包含含氮需氧量(NOD)和含碳需氧量，湿地进水中的BOD(COD、ToC)的有机组分不同于湿地出水的有机组分，进水BOD可能主要代表含碳有机物的氧化需氧量，而湿地出水的BOD可能代表含碳和含氮有机物需氧量。人工湿地的显著特点之一是对有机污染物具有较强的去除能力。不溶性有机物通过湿地的沉淀、过滤作用被截留在湿地系统中并被微生物分解利用。可溶性有机物则通过植物根系生物膜的吸附、吸收、生物代谢降解过程而被分解去除。一般人工湿地对BOD的去除率在85％，--,95％之间，对COD的去除率可达80％以上。随着处理过程的不断进行，人工湿地中的微生物不断积累，可通过对填料床的定期更换，对湿地植物的定期收割而将新的有机物从人工湿地系统中去除。废水处理排放水中包含腐殖质、废水处理过程中形成的生物多聚物、废水处理中未去除的难降解化合物等可生化性较差的有机物m1。有机污染物中的DOC可为湿地反硝化细菌提供碳源、与金属和疏水有机物形成复合物、降低水体的透光性。I)OC可来自湿地植物，生长、死亡和衰亡的藻类和细菌。Pinney¨u给出了湿地中DOC转移的概念模型，并研究了氧化塘出水的湿地处理过程中DOC浓度变化及结构特征。结果表明，DOC的去除率随季节变化，Doc在湿地的前段去除率大，后段DOC有升高现象，SUVA却总是沿程升高，较低的HRT将减少湿地9 第1章人工湿地脱氮除磷研究进展植物凋零物浸出DOC。表面流湿地中的有机物图1．1为表面流湿地系统中有机物的迁移转化途径示意图。①有机物的物理分离湿地进水中含颗粒有机物，化粪池和一级出水的有机物以溶解态和胶体为主，氧化塘可能包含以藻类细胞为主的超胶体。颗粒有机物的分离原理相似于TSS。通常随TSS的去除，颗粒有机物也被去除。被截留或沉淀在湿地中的有机物的生化转化将大大影响水体中总有机物的去除。分离过程对溶解有机物也有去除作用。吸收／吸附是影响有机分子的重要过程。挥发也可损失部分有机物。一般进行了预处理的进水含少量的VOC，如兼性氧化塘可去除城市废水中80％"-96％的VOC¨羽，在生物转化过程中也会产生部分Voc。②有机物的生物转化生化作用：生化转化是湿地中可生物降解有机物的浓度和组成发生变化的重要机制。在有机物的矿化、气化和光合作用过程中去除部分有机物。生物在生长和繁殖过程中将消耗有机物和无机物，而废水中的有机物是湿地的主要能源供应者。生化过程主要为氧化／还原过程、加水分解和光合作用。能量是生化反应的主要动力，依据反应过程中是利用化学能还是光能，将其分为化能营养和光合营养。环境因子影响着由电子转移驱动的反应动力学，以氧气为电子受体的好氧反应需要DO并能将有机物高效地转化为矿化终产物、气体和生物量；以硝氮、碳酸盐、硫酸盐为最终电子受体的厌氧反应，随反应的进行电子受体减少，产生氧化氮、氮气、硫磺、硫代硫酸盐等，这些反应比好氧反应效率低但产生的生物量少：缺氧代谢发生在氧气缺乏并以有机物为最终电子受体和供体，这种转化是效率最低的生化反应，若不产氢或甲烷则对BOD的净化无贡献，因为氧化中释放的电子被传递给介质中的电子受体(如乙醇和有机酸等还原产物)。如上转化依赖化学能的驱动。发生在FWS中的重要的转化是光合作用，该反应中无机碳(二氧化碳和碳酸盐)被合成为生物量并释放氧气，故在系统中氧气和有机物均被产生。前面提到的反应及其化学计量学与环境变量(如，DO、温度、氧化／还原单位(ORP)、水体的化学属性等)有关H引。生物体的作用：生物体在FWS中扮演重要作用。包括：底栖生物、附着生10 第l章人工湿地脱氮除磷研究进展物、浮游生物、漂浮生物、自游生物。在矿化和气化途径去除有机物过程中，分解者(细菌、放射菌类、真菌类)扮演重要角色，他们负责生物体的合成和有机代谢终产物的生产。初级生产者不仅生产有机物和释放氧气，在营养盐的去除和循环中也扮演重要角色。图1．1表面流湿地系统中碳素的迁移和转化¨引Figure1．1CarbontransformationsinaFWSwetland溶解氧的作用：在有机物的生化转化中氧是关键因素。如前所述，使用D0的生化反应是效率更高的反应。在处理目标是去除BOD的处理系统中，创造良好的好氧环境是必须的。在湿地系统中，有三个DO来源：水面曝气、光合作用、植物传递氧。通过浮游植物、附着生物和沉水植物的光合作用也可向湿地传递少量氧气。一般植物每固定lg碳可产生2．59氧气。植物根系和沉水植物的氧传递作用还存在争议。当前，假设植物氧传递并不是重要的氧气供应源更为合理。FwS中的DO浓度依赖于氧的传递速率和氧吸收率，两者处于动态平衡(表1．3)。主要的耗氧者为好氧微生物在内源和外源呼吸中耗氧及光合作用不足时植物的呼吸耗氧。在湿地系统中氧随光合作用而昼夜变化。FWS中的生物反应：进水颗粒有机物被植物表面生物膜捕获或积累在湿地床 第l章人I：湿地脱氮除磷研究进展中，产生于植物垃圾的颗粒有机物也积累在湿地床或漂浮于水面，挺水植物比沉水植物有更高的生长速率H引。湿地中积累的有机碎屑按不同的降解速率被分解，这与有机物的组成有关，来自于初沉池和化粪池出水的颗粒有机物易于生物降解，来自于氧化塘的藻类细胞不易生物降解，挺水植物比沉水和漂浮植物更易产生木质素、纤维素、半纤维素等物质并降解缓慢。多数颗粒有机物将被加水分解形成更易溶解于水的分子量更低的有机物，从而使BOD升高。当氧供应充足时，这些化合物被微生物氧化为二氧化碳、氧化态氮、硫磺和水。在厌氧条件下，被转化为低分子有机酸和乙醇。在严格的厌氧条件下，甲烷生成途径将这些有机物转化为气态的甲烷、二氧化碳和氢气。有硫酸盐存在时，硫还原微生物将低分子有机物转化为二氧化碳和硫化物。任何厌氧反应都可从系统中去除有机物。随这些物质的生物可降解性降低，分解速率也随之降低。一般溶解有机物的半衰期为3d，而有机沉淀物的半衰期为4月m1。降解率也与温度有关，故沉淀有机物可能在冬天积累而在夏天快速分解，这种快速分解将导致溶解有机物被释放到水体中并伴随氧需求量的增加，这种现象在兼性氧化塘中也有发现。表1．3湿地中氧气的源和汇Table1．3Wetlandoxygensourcesandsinks注：木可估算：#可计算。在代谢作用下，随颗粒有机物被降解，在湿地下游有机物浓度(氧需求)可能增加；当采用生化反应的典型的温度校J下关系来预测温度影响时，温度对有机物去除的影响可能不显著：下游中剩余的有机物是进水中不易降解的有机物(少量)、植物分解所释放的溶解有机物和来自于死亡植物和微生物所释放的12 第1章人工湿地脱氮除磷研究进展颗粒有机物的集合。溶解有机物的来源包括进水中溶解有机物、进水中颗粒有机物、死亡植物和微生物组织所释放的溶解有机物。这些溶解物质最可能吸附在植物表面的生物膜上，被吸附的有机物将被生物膜上的生物体所代谢，代谢途径和终产物将依赖于氧气的存在与否。如前述，湿地中种植的植物仅供应少量的氧，大部分水体是缺氧环境。缺氧的程度将依赖于湿地的有机物和营养盐负荷。FWS中的开放水域和植物覆盖的交接处是好氧环境。如前述，溶解有机物去除机制包括生物降解、吸附和光解作用。处理市政污水氧化塘出水的湿地可能使溶解有机物净增加H引。潜流湿地中的有机物潜流湿地相似于固定生物膜生物反应器。尽管植物在该系统中的实际作用还有争议，但湿地中植物根系结构的存在可为生物膜提供附着场所。大型植物也可能通过植物根系运送少量氧到填料中。大型植物的氧传递速率为0～3902．m2．d一。VSB中颗粒有机物的去除机制相似于水平砾石床的SS分离机制。从进水中分离的固体物将被填料中的微生物分解，这也相似于FWS的情况。加水分解将产生溶解性有机物，这些来自进水或颗粒物降解产生的化合物和溶解有机物将被填料、植物根系、植物凋零物等表面的生物膜所吸附。氧气来源于表面氧交换和植物的少量氧传递，填料表面覆盖物还会降低氧的传递。在该系统中好氧代谢可能出现在床体表面，但主要的生物反应为兼性／厌氧反应。VSB中Do较低(<0．Img／L)，ORP低，处于较强还原状态H71。厌氧反应途径使BOD被去除，通过产甲烷途径、硫酸盐还原、反硝化均产生气态终产物。这些反应与温度有关，在冬天可能慢下来或停止，这些反应将随温度的上升而重新开始并释放大量气体产物和产生溶解有机物。由于可生物降解和惰性物质的慢慢积累可能引起床体堵塞．。低负荷系统可能出现好氧反应，特别是在系统出水口附近。VSB出水的BOD比FwS可能更稳定。1．4．3氮素的分离和转移氮在污水中主要以有机氮和无机氮的形式存在，常将湿地中的氮分为5种类型：颗粒有机氮(PON)、溶解有机氮(SoN)、总氨氮(TAN)、硝氮(N饶一N)13 第l章人．L：湿地脱氮除磷研究进展和植物氮(plant—N)。所有的氮形式(包括氮气)可互相转化。废水中的有机氮包括：蛋白质、缩氨酸、核酸、尿素。氨氮分为离子铵和非离子氨，在湿地中以离子铵为主要形态。湿地脱氮的主要途径包括：有机氮的矿化、氨挥发、生物体同化、氨氮的基质吸附、硝化和反硝化。其中，硝化和反硝化被认为是脱氮的主要途径，TN去除率的60％～95％由反硝化完成，而植物吸收和氨氮挥发所占比率还不到总去除率的20％n引。受纳水体接受过多的氮会引起水体富营养化，高浓度的非离子氨对鱼类有毒性，硝氮和亚硝氮引起公共安全问题。一级出水和化粪池出水包含有机氮和氨氮，处理池中存在还原态或氧化态的氮，这与负荷和季节有关。在系统后段主要是与藻类细胞结合的有机氮。在评价湿地对氮的处理性能时，总氮和氮的组分变化是关键，在做物料衡算时必须将所有的氮形态考虑在内。新构建湿地在脱氮方面效果并不理想，早期主要是有机物同化的结果，直到有机物积累到一定程度时反硝化_才成为主要贡献者。人工湿地去除硝氮会受到Eh或有机碳限制，而天然湿地却受到硝氮供应不足的限制。废水的进入可能提高生产力、降低Eh和提高土壤温度，在一定程度上强化了脱氮作用。氨氮的去除效率主要取决于植物的供氧能力，植物输送氧至根区，在根茎部产生好氧环境而有利于氨氮的氧化，在这种情况下，通过硝化作用，氨氮最终被氧化成硝酸盐，再通过反硝化反应将硝酸盐还原成气态氮而从水中逸出。硝化反应在好氧环境下由自养型好氧微生物完成，人工湿地通过其兼氧和厌氧区的反硝化过程去除硝态氮。与BOD和COD的去除相比，人工湿地中的硝化过程较慢，当BOD、COD值较高时，有限的D0被用于降解有机物的反应中，只有在BOD降低到一定程度才能发生明显的硝化反应。而反硝化反应又需要从有机质中获得必需的碳源，当污水有机物含量很低时，反硝化过程又不易进行。Sikora等n们在潜流湿地中氨氮的主要去除机制研究中认为，氨氮经硝化过程氧化到硝氮，然后硝氮经反硝化还原为氮气，在潜流湿地中由于低氧环境的存在，硝化过程会成为脱氮的速率限制因素。硝氮的去除主要包括植物吸收和反硝化作用，反硝化被认为起绝对和长期性的作用，特别是在硝氮负荷很高的情况下。不同于在生物反应器里进行反硝化需要严格的缺氧条件，湿地反硝化出现在有氧水层下的沉积物的缺氧带或植物组织和填料生物膜的缺氧微环境中睛1。此外，植物生物量、根部释放物、落叶等均可为反硝化提供能量和碳源。Lin等m1研究表明，植物在提高硝氮去除能力14 第l章人工湿地脱氮除磷研究进展方面有重要作用，并且植物在硝氮去除能力上具种间差异性，可能与其为反硝化提供碳源的能力有关，虽然外加碳源可以提高硝氮去除能力，但大部分碳源被微生物氧化而丢失，湿地在脱氮过程中，约有％---．11％的氮被植物生长吸收而去除，89％"-,96％由反硝化去除。Bachand哺¨在研究氮转化过程时发现，硝氮去除率达2800rag—N．m吧d_时，无机氮和氨氮损失达一个数量级，进一步证明硝氮主要由反硝化去除。反硝化主要受硝氮、可利用有机碳、pH、温度、微生物附着面积、DO等环境指标的影响。一般通过湿地进水和出水水质参数来判断硝化情况，但单一的水质监测不能提供关于氮转化途径的充分信息。水力负荷或停留时间会影响氮去除效率，TN去除率也会随负荷变化而变化，采用脉冲流可以提高氮去除率。高氮负荷可提高湿地氮同化和反硝化率，如负荷率为609—N．m．2．yrl的湿地比0．199-N．m．2．yr_的湿地的反硝化率高300倍，当氮负荷的主要成分为硝氮时湿地脱氮效果较好瞄21。碳源供应对反硝化的影响非常明显，Sikora等H町研究表明，添加碳源可提高反硝化率，使进水中55％-'--,70％的硝氮被去除，而不加碳源的反硝化率仅为14％,---30％。在湿地处理性能方面不能过分强调湿地植物的重要性删。但有充足的证据表明，湿地植物在脱氮方面扮演重要角色，问题是湿地植物与硝化一反硝化脱氮相比作用大到什么程度。Lin等嘞1研究表明，湿地植物在有机物的去除方面并不扮演重要角色，但能去除输入氮的22％(表面流湿地)和26％(潜流湿地)。湿地系统中各种形态氮的迁移转化规律不同，在水温低于25℃和pH<8情况下，氨氮的挥发去除可忽略，而微生物将营养物质转化为气态物质(硝化一反硝化、硫酸盐还原等)是重要途径。湿地植物由于发达的根系和通气组织，可强化根区硝化菌的N去除能力，并为反硝化提供碳源(植物落叶或分泌物)。植物发达的根系也有利于底泥的气体交换。由于氧的扩散和传递提高了土壤的氧化还原电位，强化了微生物的降解和硝化率，也可同时提高基质的磷吸附能力。Tanner等嘲1研究表明，植物对氮、磷去除的贡献率分别为3％----,20％和3％～60％。Francisco瞄3采用恢复湿地处理农田径流，结果表明，水生植物的氮吸收率为20-100mg-N．m～．d一，占进水可溶性无机氮的66％,-一100％：而反硝化速率较低，仅占进水可溶性无机氮的24．096，植物的吸收成为除氮的主要方式。 第l章人]j湿地脱氮除磷研究进展表面流湿地中的氮图1．2为FWS湿地氮素的迁移和转化途径示意图。①氮素的物理分离许多分离过程会影响湿地中氮素的转化。与SS结合的氮(有机氮)可通过TSS的去除途径而被去除(絮凝、沉淀、过滤、截留)。颗粒和溶解有机氮可吸附到植物、植物碎屑等表面的生物膜上。离子氨氮与湿地土壤中的离子交换也是氮分离的途径，当交换容量达到饱和点后需对其进行化学或生化再生。大部分湿地运行后，离子交换在氮去除中并不扮演重要角色，况且运行一段时间后，植物落叶等会将土壤覆盖，从而影响水体与土壤的离子交换。氨气也可被挥发去除，当水体光合作用强烈时，水体pH会急剧上升到8以上，这样分子氨可占TAN的20％以上，为氨气挥发提供了条件。②氮素的生物转化氨化作用：市政污水中的氮几乎一半属有机氮形式，部分有机氮在下水道中被转化为氨氮嘞1。在有机物降解过程中，有机结合态氮由氨化作用、加水分解或矿化作用而生物转化为氨氮，该过程出现在好氧和厌氧条件下，但厌氧条件下转化更缓慢嵋"，该反应主要与酶途径有关，速率主要与温度和pH有关。市政污水在11"-'14℃下经19h可完全水解。一旦氨氮形成，可被植物根系吸收、被沉积物中离子交换固定化、溶解或回到水体、挥发、被微生物厌氧转化为有机物、被水生植物吸收、好氧微生物硝化等途径转化。硝化作用：当DO存在时，微生物能将氨氮氧化为亚硝氮和硝态氮。该过程中，将1．09氨氮氧化为硝氮需4．39氧和消耗7．149CaCO。碱度，该反应过程具温度和pH依赖性旧】，产生的硝氮不能被土壤矿物质固定化，而被保留在水体或沉积物的间隙水中，这些硝氮可被植物吸收利用或微生物在同化时将硝氮还原(转化为生物量)，通过异化作用将氧化氮还原(反硝化)。反硝化作用：反硝化在厌氧或缺氧条件下由微生物执行，硝氮为最终电子受体，有机碳做电子供体∞1。这说明该反应需要缺氧条件和有机碳供应。反硝化产物为氮气和N：O。反硝化主要出现在湿地的沉积物中和水体底部附着在植物上的生物膜中，这些区域低氧而有机碳供应充足。反硝化需要的有机碳和硝氮比应大于lgC／gNO。-N。腐烂的植物和植物根部分泌物是潜在的可生物降解的有机碳源，该碳源在植物衰亡的起始阶段最具可利用性。反硝化过程中，有机碳16 第1章人工湿地脱氮除磷研究进展被消耗(19硝氮被还原需2．8690：)而碱度被产生(19硝氮被还原将产生3．09CaC03碱度)。如果系统缺氮，沉积物中的反硝化作用可能为细菌固氮和植物根区氮吸收提供氮源，其余氮气将与水体中的氮气保持平衡。NH3、’Floa卡tingPlants≯Air奉上Em9fge呲wjt*I⋯02／争湍荒诫淼蔷f”⋯I黔!I跨≥=鎏NH3=叠slJbme喁nl譬孓云．CA4I．U山DON———，’PL，H，rJn’’—，，-’v1NO}r_p娟『r繇一燃PONN心l、f’^-’一Litter／Detritus1f，，N呓’Roots'PON’—事NH4,Nox．N2一l、T^一7一^，n^-*l^J^●^，-、二⋯⋯⋯⋯’、fse西m州PON—ParticulateOrganicNitrogenDON-DissolvedOrganicNitrogen图1．2FWS氮素的迁移和转化途径n31Figure1．2NitrogentransformationsinFWSwetlands固氮作用：含固氮酶的生物体可将氮气转化为有机氮。该反应可在好氧或厌氧条件下由细菌和蓝绿藻执行。固氮作用出现在FWS的开放水域、沉积物、植物根围、植物叶和茎表面㈣。在天然湿地中固氮作用可能为湿地系统提供大量的氮源，但在处理污水人工湿地中这不是主要氮源，因为进水中氮供应充足。植物吸收(同化)：植物将同化氮作为其代谢的重要部分。无机氮被植物还原为有机氮以组成植物组织。在生长季节，挺水和沉水植物从水体和沉积物中快速吸收氮。微生物固定营养盐、藻类和附生植物吸收也导致无机氮驻留在湿地中。挺水植物年净吸收氮为0．5～3．39-N．m吧．yr。‘油1，在植物生长期，植物氮主要分布在沉淀物以上的植物茎和叶中，植物衰亡时，氮重新传回到根和根茎中储存。无论如何，植物落叶可将部分氮浸出到水体中，这导致在秋天和早春的氮净输出。湿地中氮循环的程度依赖于氮负荷，处理湿地水力负荷变化大，系统内循环对氮素处理显得不那么重要唧1。17 第1章人j【=湿地脱氮除磷研究进展表面流湿地中的氮：随废水进入或被湿地植物产生的颗粒有机氮被湿地分离。颗粒有机氮可能吸附在植物表面生物膜、沉积物、漂浮落叶上。可生物降解化合物将被生物膜和沉积物表面的好氧或厌氧微生物所氨化。惰性有机氮将积累在系统中并最终变为沉积物的一部分。来自沉积物的颗粒有机氮的氨氮成为挺水植物和沉水植物的重要营养盐。过多的氨氮可储存在沉积物中，并从沉积物释放到水体，并在好氧条件下进行生物氧化。在秋天和早春季节，氨氮经常被释放到水体中，释放的氨氮可被吸附、浮游生物吸收。氨氮的硝化需耗氧，因此硝化反应仅局限在湿地表面Do供应充足的地方。可能有部分硝化作用出现在植物根围附近，在那有植物根系释放的氧，该条途径在废水湿地系统不重要，因为沉积物覆盖的基质部分多为厌氧状态。在水体的上部由于大气复氧而使硝化作用强烈。确定FwS系统的开放水域大小的重要依据是有机物与氮负载量。即需氧负荷(含碳和含氮需氧量(CBOD+NOD))决定了是否氧会存在，典型的例子就是直到主要的有机物被去除硝化才会出现。因此，在初沉淀区水体中的硝化不明显，但能出现在后面的开放水域。硝化产生的硝氮或进水中的硝氮(如硝化氧化塘)可被湿地中的附着生物或浮游生物所吸收。在好氧沉积物中产生的少量硝氮将被植物根系吸收或扩散到水体中。在厌氧条件和有机物存在的条件下，生物膜上微生物或水体中浮游微生物通过反硝化将硝氮转化为含氮气体(NO。、N：)。一些硝氮也可扩散进入沉积物中在那被植物吸收或反硝化。进水沿湿地到后段，随氨氮释放、硝化和反硝化，氮转化频率增加使总氮降低。随植物的生长和衰亡，植物是释放还是吸收氮将发生变化。若进水已被高度硝化，在有机物(主要来自植物腐烂)供应充足的情况下，可提高反硝化脱氮效果。在秋季和早春当植物衰亡和死亡时有显著的氮释放过程。在FwS的开放水域，pH和温度的升高将强化氨气的挥发，使其成为重要的去除途径。在稳定塘中，在合适的条件下，氨气挥发途径可实现50％以上的氮去除率。但是在FwS中开放水域较小，故在正常情况下该途径作用小Ⅲ’。可通过植物吸收／收获、硝化／反硝化、挥发、离子交换等途径实现脱氮。后两种被认为是次要贡献。植物吸收／收获要求较好的系统管理和劳动支出。反硝化要求硝化的实现和来自植物腐烂所产生的有机碳。在湿地系统的设计中应充分考虑温度对硝化和反硝化的影响，在冬季反应速率会显著下降。18 第l章人工湿地脱氮除磷研究进展(2)潜流湿地中的氮VSB床体所截留的有机氮首先被氨化，释放的氨氮可被植物吸收利用，这与根系位置有关，根系下面的水流将氨氮带到后段。相对于VSB的氮负荷而言，植物吸收途径去除的氮(0．03--一0．39—N．m～．d叫)太少。VSB中氧供应严重不足，不能满足硝化作用(除低负荷系统)的需要。硝化作用均出现在植物根围附近或床体表面，那里有氧气供应，一般在湿地后端才出现硝化。传统的VSB更适用于已硝化水体的反硝化处理。该床为厌氧床，要求有机碳供应，有机碳主要来自被截留在床体中的植物的腐烂和床体表面的植物生物量的好氧分解产物(在暴雨期可释放到厌氧区被利用)。碳供应具季节性，在植物衰亡时最高。通过本讨论可知，传统的VSB系统不是可靠、经济的氨氮去除系统。为了改善其功能需降低氨氮负荷量。经硝化预处理的进水，VSB系统可实现氮去除，但应考虑碳的季节依赖性，在设计时应考虑碳限制的问题。1．4．4磷的分离和转化在天然水及废水中，磷主要以溶解或颗粒态的磷酸盐形式存在，可分为正磷酸盐、聚合(pyro-，meta-，poly-)磷酸盐、有机结合磷酸盐。有机磷酸盐主要来自生物过程、污水源水中的食物残余和人排泄物、处理废水中的活性或非活性生物(如来自处理池的藻类和细菌)。废水中的无机磷主要来自洗涤剂、暴雨径流带来的无机磷。在湿地中，主要通过微生物的积累、植物的吸收和湿地基质等因素的协同作用完成磷的迁移转化。截留在湿地内的磷，最终靠收获植物和更换饱和后的基质而实现磷去除。Paul魄1的研究表明，磷主要通过植物的吸收被去除。Richardsonml认为磷的去除与湿地系统的填料类型有关。Tanner嘲1研究磷在湿地系统中的积累问题时发现磷的积累主要发生在填料上层lOOm处，积累磷的能力为115～1289—P．Ⅱr2，但5年后，湿地的磷去除能力明显降低。针对湿地系统对磷的去除率不高的现实，Richardson㈣根据EPA湿地数据库，提出湿地系统对磷的最大吸收能力一般为每年不超过lg．m-2，即所谓的“l克规则"。籍国东等汹1在研究中发现，当废水TP浓度较低时，人工湿地不除磷反而释放磷使湿地出水磷浓度增加，增加的磷主要来自湿地基质的磷解吸。正磷酸盐是唯一能直接被细菌和藻类利用和同化的磷形式。通常将能通过19 第1章人工湿地脱氮除磷研究进展0．45um或0．5um滤膜并与酸性钼酸盐反应的磷视为生物可利用性磷。滤液中含多种形式的磷，部分胶体磷会通过滤膜，并在酸环境中被水解而检出。超滤技术的发展，使磷检测值更能代表水体中实际的磷酸箍浓度。Zhang等汹：采用超滤技术处理水样，测定总滤过性磷(<0．50um，TFP)、滤过性活性磷(<0．50um，FRP)和超滤活性磷(<103Da，P04)，超滤技术的应用证明了有高估活性磷的情况，尤其在胶体磷含量较高时更为明显。磷是生态系统重要的生源元素之一，是淡水系统主要的营养限制因子。由于磷的生物地球化学循环中没有气态形态，磷通常沉积在系统的底泥中，生成矿物磷酸盐和被生物体利用是湿地环境中磷的主要去除机制。表面流湿地中的磷图1．3为FWS中磷素的迁移和转化途径示意图。图1．3FWS中磷素的迁移和转化途径H引Figure1．3PhosphoruscyclinginaFWSwetland①磷的物理／化学分离颗粒磷酸盐可能通过沉降作用沉积在FWS的沉积物中或被植物根茎捕获和生物膜吸附。溶解态磷酸盐可被吸附在植物或漂浮植物垃圾表面的生物膜或湿地沉降物上。沉积物间隙水与上层水体之间通过扩散作用进行磷酸盐交换。吸 第1章人工湿地脱氮除磷研究进展附／解吸作用是湿地中磷酸盐的主要去除途径。在沉积物间隙水中，这些磷酸盐以不溶态的铁、钙和铝磷酸盐形式被沉淀或吸附在泥土颗粒、有机泥炭、氧化或氢氧化铁或铝上。磷酸铝盐出现在沉积物间隙水或浮游植物生长旺盛的水体(pH>7)中。磷酸盐可从金属复合体上被释放(解吸)，这与其还原性有关，例如，在缺氧条件下，铁盐复合物被还原为溶解性铁化合物并释放磷酸盐，磷酸盐也可在缺氧下通过加水分解从铁、铝磷酸盐上被释放。吸附在土壤和含水氧化物上的磷酸盐也可通过阴离子交换再溶解。若当生物作用形式的有机酸、硝氮或硫酸盐引起pH下降时，也可从不溶性盐释放磷酸盐。无论如何，最初的磷酸盐去除主要是通过与沉积物结合而截留在系统中。在FWS系统的启动阶段(可能超过1年)，由于磷与土壤的结合反应而使磷去除率较高，之后，该去除机制基本不起作用。②磷酸盐的生物转化溶解性有机磷和不溶性无机磷通常不被植物直接利用，转化为溶解无机磷形式后方可被植物利用。这种转化发生在水体、植物表面及沉积物的生物膜上。微生物(包括细菌、藻类、浮萍)吸收磷酸盐可实现溶解性和不溶性磷酸盐之间的快速转化。通过植物的生长、死亡、分解的循环过程，大部分磷酸盐回到水体中，在该转化过程中，一些磷酸盐被吸附到新形成的沉积物中。植物主要吸收植物根系沉积物间隙水中的磷。湿地挺水植物年吸收磷为1．8,---．189—P．m吨．yr叫嘞1。吸收和释放的循环过程相似于微生物，但这个反应发生在更大的时间尺度上(几月到几年)。在植物生长阶段吸收磷，植物衰亡和死亡时释放磷(由于植物垃圾被降解)。磷酸盐的循环和储存是磷酸盐形态转化的复杂过程。不溶有机和无机磷酸盐被沉淀或捕获在固体表面(水体中、湿地沉积物中、漂浮垃圾)。这些不溶形态的磷多数可被化学和生物转化为植物、附着生物和漂浮植物所能吸收的磷酸盐形式。被这些生物系统吸收的磷酸盐被再循环回系统和为其它生物体利用或随水流离开系统。生物体中未被分解的部分可积累和随新沉积物的形成被去除。这些从水体分离的惰性磷酸盐和积累在沉积物中的磷代表了总的净磷酸盐去除量。在温和气候条件下，磷酸盐形态、水生植物种类和密度、磷酸盐负荷率、当地气候等因素决定了磷酸盐去除的方式和数量。植物在生长季节吸收溶解活性磷酸盐(SRP)而作为季节性磷酸盐库，有少量的SRP能被整和到植物、附着2l 第l章人工湿地脱氮除磷研究进展生物和浮游植物中，在植物衰亡时大部分被吸收的磷将被释放回水体中。在磷酸盐负荷小于1．5kgP04．ha-1．d‘1时，获得最大磷酸盐去除率为1．5mg．L一，当磷酸盐负荷超过5kgP04．ha-‘．d1时，去除率基本可忽略(
此文档下载收益归作者所有
