（水利水电工程专业论文）官厅水库上游微污染水体生态湿地处理技术研究.pdf

摘要 人工湿地作为一种有效的污水处理模式正在得到越来越多的关注。影响人工 湿地污水处理效果的因素有很多，如湿地结构、湿地植物的配置、湿地基质的选 择等。本文所研究的湿地为一种表面流湿地和垂直流湿地相结合的复合结构表面 流湿地系统，系统中还采用了一种新形的渗滤结构一一水平砂介质渗滤坝。通过 试验研究探索了适于北京地区的复合表面流湿地系统，使水质净化、生态恢复、 滩地利用等得到有机结合。采用生态工程原理，研究探索利用河道堤岸的自然地 形条件构筑河道净化工艺的技术及经济可行性，考察先表面流后垂直流、渗滤坝 等工艺组合的方式，净化微污染水体，并最终提出运行的技术指标。 本文的研究内容和所取得的成果主要有以下几个方面： v ， 在调查和分析的基础上，设计了一种适合于北方地区的“s ”型复合结 构表面流人工湿地； 对适宜于表面流湿地的湿生植物进行了优选和配置模式研究； 建立无植物的对照处理系统，与种有植物的人工湿地系统进行比较， 从而考察植物的存在对人工湿地污水处理效果的影响。 考察垂直土壤渗滤系统、垂直砂滤系统和一种新型的水平砂质渗滤坝 的污水处理效果，对系统的各级出水化学需氧量( c o d m l l ) 、总氮( t n ) 、 硝酸盐氮( n 0 3 一- n ) 、总磷( t p ) 、正磷酸盐( p 0 4 ) 等的去除效果进行 考察； 研究了由前端的“s ”型表面流湿地和后端的垂直土壤渗滤、垂直砂滤、 水平砂质渗滤坝组成的复合结构表面流湿地的总体净化效果。 关键词人工湿地；渗滤坝；复合结构：官厅水库 a b s 姐c t a b s t r a c t a sa ne f t b c t i v ew a s t e w a t e rn a 恤e ms y s t e m t h ec o n s t m c t e dw e t l a n d si sr e c e v i n g m o r ea n dm o r ea t t e n t i o n t h e r ea r cm a n yf 如t o r s 也a tc a l li m p a c t 血et r e a t m e n tr e s u l to f c o n s 仃u c t e dw 叫龇l d ，s u c ha sw e u a n ds m l c t l l r e ，w e t l a n dp l 趾ta n dw e t l a n d 矗u i n g m a t e r i a l ，e t c an e wc o m b i n e df i l 删o nw e t l a n ds y s t e mi sr e s e 盯c h e di nt 1 1 i sp a p e r ， w h i c hc o m p r i s e s 吐l ef o r e p a r ts s h a p e da ( 1 u a t i cp l a n td i t c h ，a na q u a t i cp l 眦tp o n d ，a s a n i l f i l t e rd a m av e r t i c a ls a n d f i l t e rw e t l 锄d 趾dav e r t j c a ls o 订n e a 舡n e ms v s t e m t h e 咖o ft m sr e s e a r c hi st o 丘n dar e a s o n a b l e 、v a yo f 、v a s 把r w a t e r 订e 砒m e n tf o rb e i i i n g a r c a ，w h i c ho 玛a 1 1 i c a l l yi n t e g r a t ew a t e rq u a l i t yi m p r o v e m e n t ，e c o s y s t e mr e n a t u r a t i o n ， b o 扎o m l a n du s a g e ，e t c b a s e do nm em e o r yo fe c 0 1 0 9 i c a le n g 缸e e r i n g ，t h i sp a p e r a 1 1 a l y s e dt h et e c h n i c a la 1 1 de c o n o 工1 1 i cf e a s i b i l i t yo fc o n s t m t i n gr i v e s i d ew a s t e w a t e r t r e a n l l e ms y s t e mb yu s i n gn a t u r a ll a i l d f o ma l o n g s i d er i v e t h em a i nr e s e a r c hp o i n t s 姐dr e s l l l t sa r ea sf 0 1 l o w i n g s ： t h e d e s i g no f 1 es s l l a p e dc o m b i n e ds u r f a c en o ww e t l 锄ds y s t e mm a tc 锄b e 、， u s e di nn o n h - c 1 1 i n aa r e a w e t l a n dp l a n tc h o o s i n ga n dc 0 1 l o c a t i o ni ns u r f a c en o w 、v e t l 髓d t h e 叠e i l e r a lt r e a 协1 e n te f f e c to f 让l ec o m b i n e dw e u a n ds v s t e m c o m p a r i s i o no fw a s t e w a t e r 订e a 恤e n tr e s u l t sb e t w e e nw e t l a n dw i t l lp l a n ta n d w i t h o u td 1 a r l t r e s e a r c ho nt h ew a s t e w a t e rt r e a t m e n te a b c to ft l l es o i lf i l t r a t i o ns v s t e m s a n d 丘l t r a 士i o ns v s e m 趴dt 1 1 eb r a n dn e ws a n d f i l t e rd 锄 k e y w o r d sc o n s t n l c t e dw e t l a l l d ；s a n d n l t e rd a m ；c o m b i n e ds t m c t u r e ；g u a l l t i n gr e s e o i r i i 独创性声明 本人声明所呈交的论文是我个人在导师指导下进行的研究工作及取得的研究 成栗。尽我所知，除了文中特别加以标注和致谢的地方外，论文中不包含其他人 已经发表或撰写过的研究成果，也不包含为获得北京工业大学或其它教育机构的 学位或证书而使用过的材料。与我一同工作的同志对本研究所做的任何贡献均已 在论文中作了明确的说明并表示了谢意。 签名：函墨鸟睨出! 互：趔 关于论文使用授权的说明 本人完全了解北京工业大学有关保留、使用学位论文的规定，郧：学校有权 保留送交论文的复印件，允许论文被查阅和借阅；学校可以公布论文的全部或部 分内容，可以采用影印、缩印或其他复制手段保存论文。 ( 保密的论文在解密后应遵守此规定) 签名雄翩虢继隰型生! 1 1 前言 第1 章绪论 水是人类生命的源泉、经济的命脉和宝贵的资源。我国的水资源总量约为2 8 万 亿立方米( 其中地下水o 8 万亿立方米) ，居世界第六位，根据1 9 9 7 年人口统计， 人均占有量约为2 2 2 0 立方米。按照联合国可持续发展委员会等有关组织1 9 9 7 年对 全世界1 5 3 个国家和地区所做的统计，我国人均水资源量仅排在第第1 2 1 位。到本 世纪中叶，我国人均水资源量将接近1 7 0 0 立方米，到那是，我国将成为用水紧张国 家腿近几十年来，伴随着我围经济的发展、城市化的加剧、人口的增长和人民生活 水平的提高，水资源的需求量急剧增加，与此同时由于大量工业废水和生活污水未 经处理直接排入江、河、湖、海而使水体污染日益严重，水质明显下降，我国水体 水质总体上呈恶化趋势。“九五”期问，全国废水排放总量从1 9 9 6 年的3 7 3 亿吨增 长到2 0 0 0 年的4 1 5 亿吨口捌。2 0 0 0 年中国环境状况公报显示，我国七大重点流域地 表水有机污染普遍，各流域干流有5 7 ，7 的断面满足i i i 类水质要求，2 1 6 的断面为 类水质，6 9 的断面属v 类水质，1 38 的断面属劣v 类水质，主要湖泊富营养化 问题突出【4 。虽然国家近年来加大了治理水环境污染的力度，水环境质量也得到了一 定的改善，但水环境污染状况依然不容乐观。2 0 0 4 年七大水系的4 1 2 个水质监测断 面中，i i 类、v 类和劣v 类水质的断面比例分别为：4 1 8 、3 0 3 和2 7 9 口j 。 由于水质污染，相对町以利用的水资源量减少，水资源供需矛盾口趋尖锐。在 许多地方，水资源已经成为制约国民经济发展的瓶颈。1 9 9 7 年全国有1 8 个省( 市、 区) 的6 6 2 0 个县级以上政府所在的城镇缺水，其中地级以上城市1 1 7 个，日缺水量 1 7 0 0 万立方米，有1 9 7 0 万人受到缺水的影响j 。北京的水供需矛盾也不容乐观。 北京是一个资源型缺水城市，水资源短缺己成为影响和制约首都社会和经济发 展的主要冈素。1 9 9 9 2 0 0 0 年持续两年的特大干旱，更加剧了水资源的紧缺形势。 密云水库是北京地表水供水的主要水源，市区饮用水一半以上要靠密云水库提供。 密云水库多年平均来水量8 9 亿m 3 ，1 9 9 9 年来水1 1 3 3 亿m 3 。2 0 0 0 年来水o 9 7 亿 m 3 ；官厅水库多年平均来水量9 2 亿一，1 9 9 9 年来水2 5 6 亿m 3 ，2 0 0 0 年来水2 6 4 亿m 3 。两年来官厅、密云两大水库来水总量只有75 0 亿n ，却卅掉两库库存水量 亿m 3 。两年来官厅、密云两大水库来水总量只有75 0 亿岔，却卅掉阿库库存水量 北京工业大学工学硕士学位论文 1 4 亿m 3 。地下水更是入不敷出，2 0 0 0 年底比1 9 9 8 年底平原区地下水储量减少了3 0 亿m 3 。 官厅水库是我国五十年代建成的第一座大型水库，位于河北省怀来县和北京市 延庆县境内，其水源地主要在张家口地区。由于流域所处的地理位置、地域、地貌 条件和水文气象条件，决定了其水资源量少，蒸发量大，表土易流失等不利因素。 同时，随着流域社会经济水平的发展，城市及其经济规模的急剧扩大，农村生产方 式的改变及生产力的提高，各种污水及固体废弃物产量急剧增加。此外，入库水量 锐减，官厅水库水体污染越来越严重，据测定，官厅水库水体常年处于i v v 类标准， 已不能作为城市生活供水水源，于1 9 9 7 年被迫退出饮用水水源地的功能，目前仅能 用于工业和城市河湖景观补水。 恢复官厅水库水质成为北京市的一个重要战略目标，官厅水库上游的永定河是 污染物的一个重要来源，对入库口的水质净化随之提上议程。官厅水库流域水质改 善与水污染防治是国家确定的全国环境保护重点工作之一，是实煎2 1 世纪初期首 都水资源可持续利用规划的重要组成部分，也是科技奥运的重要内容。 为恢复官厅水库作为北京市第二饮用水源地功能，确保北京的供水安全，同时 为官厅水库流域水质改善综合治理工程提供重要的技术支持，2 0 0 0 年8 月，在水利 部的大力支持下，部国科司组织北京、河北联合开展了官厅水库流域水质改善总 体技术方案研究工作。该项目是水利部科技创新计划重点项目和国家重点科技攻 关项目，项目实施期为2 0 0 0 年至2 0 0 2 年。“总体研究”对水库流域各类污染进行 调查诊断，调查结果显示，官厅水库主要污染物质是氯氮、c o d 和总磷，入库污水 总量为9 3 2 8 万立方米，其中永定河入库8 6 0 0 万立方米，占9 2 。官厅水库污染物 贡献率分本为：点源6 5 7 0 、面源2 0 3 0 、内源( 底泥) 5 l o 。据此提出了 流域污染治理的技术方案。以此为基础，北京市计委和北京市水利局又组织开展了 “中德合作官厅水库流域水生态环境综台治理关键技术示范工程”项目，本项目旨 在借鉴德国及其它先进国家在水生态环境修复方面的先进、成熟技术，并结合官厅 水厍流域实际情况，通过示范工程研究，最终解决流域污染治理中存在的关键技术 难题。黑土洼水质净化湿地系统示范工程为本项目的一个重要子课题。黑土洼水质 净化湿地系统是一新型的生态水处理系统，它是运用生态工程原理，采用无污染、 效率高的人工湿地技术来处理受污染水体。本示范工程旨在通过中德技术合作，探 第l 覃绪论 索在北方寒冷地带建设人工湿地系统以处理河道微污染水体的关键技术，并在此示 范研究基础上推广运用该生态工程技术来处理河道受污染水体。同时，作为工程项 目，该工程肩负着最大限度地处理河道受污染水体、削减入库污染总量的工程任务。 该项目分为两期，一期工程主要为潜流型人工湿地。为了弥补潜流型人工湿地建设 投资和运行管理费用高、维护困难等不足，根据官厅水库上游永定河入库水为微污 染水的实际情况，充分利用工程地址的实际地形，北京市水利科学研究所流域生态 中心与2 0 0 5 三月份开始建设以表面流人工湿地为主要形式的二期工程一一黑土洼复 合面流湿地工程。黑土洼复合面流湿地工程为“s ”型结构表面流湿地+ 垂直流砂滤 系统+ 垂直土壤渗滤系统+ 水平砂质渗滤坝系统的复合结构表面流湿地。其中，砂质 渗滤坝系统是一种新型的水处理系统，其应用在国内外尚属首次。作者在2 0 0 5 年5 月1 日至2 0 0 6 年3 月1 日期间在北京市水利科学研究所实习，有幸参与到该项目中。 参与的内容主要包括湿地结构的设计、运行参数的设定、定期采水样、湿地运行数 据的现场检测记录、水样的水质分析等。本文主要对这一复合结构表面流湿地的设 计特点、植物塘中湿地植物的配置、运行操作方法、处理工艺、效果及处理机理进 行研究分析，以便为大规模应用人工湿地改善官厅水库水质提供设计参数和运行管 理经验。该研究成果对于如何充分利用污水处理厂的退水河道对微污染水进行进一 步的处理和利用生态方法进行河道治理具有积极的意义。 1 2 文献综述 人工湿地( c o n s t n l c t e dw e t l a i l d s ) 是一种新型的污水处理模式，是以污水处理为 目的、人工设计、建造的工程化的湿地系统。它利用基质一微生物一植物这个复合 生态系统的物理、化学、生物及其协同作用来处理各种污水，使水质得到不同程度 的改善，同时通过营养物质和水分的生物地球化学循环，促进绿色植物的生长，实 现污水的资源化和无害化。 人工湿地最早于上个世纪7 0 年代中期出现在德国1 6 ，由于具有良好的经济效益 和生态效益，随后在欧洲和美国得到了广泛的发展与应用。当前，人工湿地系统作 为一个可行的污水处理技术已经形成，在欧洲有数百个人工湿地在运行，用来处理 城市污水【h 和各种废水，丹麦、德国和英国都有超过2 0 0 个正在运行的人工湿地系统 【8 j 。在北美有超过1 0 0 0 个湿地用于市政污水、暴雨和工业废水的处理。我国也先后 北京工业大学工学硕士学位论文 在深圳、北京、天津等地区建立了人工湿地污水处理系统，开展了对人工湿地系统 的研究。- 1 1 】。国内外关于人工湿地处理污水的研究包括城市生活污水、工业废水、 农业废水、酸性矿山废水、暴雨径流、垃圾渗虑液、城市和机场的除冰废水的处理 及控制【l2 】等等。 工业社会的发展以来，许多国家就有将污水排入天然湿地中的做法。而有意识、 有目的地利用湿地来处理污水则始于上世纪7 0 年代。 人工湿地污水处理技术的发展经历了两个主要阶段。第一阶段是在7 0 年代。7 0 年代的人工湿地处理系统大都利用原有的天然湿地，即保持了天然湿地的原有结构 而以泥沼的形式存在，而且常将湿地系统与氧化塘处理结合起来以提高氧化塘系统 的处理效果。美国、澳大利亚、前西德、荷兰、丹麦、英国和日本等国都曾进行过 这方面的尝试。第二阶段是在8 0 年代。8 0 年代后，人工湿地发展到由人工建造的、 以不同粒径的砾石为填料基质的并种植一定类型有效的植物的处理系统，并开始进 入了规模性的应用阶段。此外，人工湿地系统在最初主要用于生活污水和酸性矿废 水的处理，而口前则己应用于纺织工业和石油等工业废水的处理。国际上曾就人工 湿地污水处理系统分别在美国的罔纳西( 1 9 8 8 年) 和英国的剑桥( 1 9 9 0 ) 年召开过 两次研讨会，总结过各国人工湿地污水处理的经验，提出了一些有关的机理和参考 设计规范和数据。1 9 5 3 年s e i d e l 博士在研究中发现芦苇能去除大量有机和无机物【l “。 2 0 世纪6 0 年代末，s e i d e l 与k i c k u t h 合作并由k i c k u t h 于1 9 7 2 年提出了根区理论i j ， 该理论的提出掀起了人工湿地研究与应用的“热潮”，标志着人工湿地( c o n s t f u c b 甜 w e t i a l l d ) 作为一种独具特色的新型污水处理技术正式进入水污染控制领域【l “。 在生态学上，湿地是由水、永久或间歇性处于水饱和状态下的基质以及水生植 物和水生生物所组成的，是一种具有较商的生产力和较大活性、处于水陆交接媚的 复杂的生态系统f l “。人工湿地是一种新型的污水处理模式，是以污水处理为目的的 一种人工设计建造和监督控制的与沼泽类似的地面，是人为创造的一个适宜水生植 物或湿地植物生长的，用于处理污水的一种工艺，其设计亵建造是通过对湿她皂然 生态系统中的物理、化学和生物作用的优化组合来运彳亍的，也正是利用这3 种作用 的协同关系来进行污水的处理f 1 7 ，馏】，使水质得到不同程度的改善，同时通过营养物 质和水分的生物地球化学循环，促进绿色植物的生长，实现污水的资源化积无害化。 它具有出水水质稳定、对n 、p 等营养物质去除能力强、基建和运行费用低、维护管 第l 章绪论 理方便、耐冲击负荷强、适于处理间歇排放的污水和具有美学价值等优点旧2 0 2 1 】。因 此，自西德1 9 7 4 年首先建造人工湿地以来，该工艺在欧美得到推广应用。但在我国 这个工艺引进的晚，直到“七五”期间才开始了人工湿地的研究。1 9 9 0 年7 月，当 时的国家环保局华南环保所在深圳白泥坑建造了占地面积为1 2 6 h m 2 、处理规模为 3 l o o m 3 d 的人工湿地示范工程；北京市环保所在北京昌平县建成了处理规模为5 0 0 m 3 ，d 的芦苇湿地处理系统示范工程；天津市环保所建成了实验室规模的人工湿地研 究系统，并在1 9 8 7 年建成了我国第个占地为6h m 2 、处理规模为1 4 0 0 m 3 d 的芦苇 湿地工程。此外，己有不少单位对人工湿地处理系统的机理、设计及有关问题开展 了初步的研究工作。 目前，我国绝大部分的城市污水处理厂均采用传统的二级活性污泥法处理工艺， 这种工艺存在着工程投资高、耗能高、运转管理要求高以及处理效果受进水水质及 水量波动影响大的不足。就目前而言，我国的经济发展水平仍不很高，而且存在能 源短缺的问题，同时许多地方仍缺乏一定操作、管理和技术水平的处理系统管理人 员，加之我国目前随着改革开放的不断深入，乡镇企业正如雨后春笋般层出不穷， 业已造成了较重的水环境污染，尤其是水体污染问题。作为一种具有上述优良特性 的人工湿地污水处理新技术，对于我国广大乡村地区或城郊的污水处理，不失为一 种适宜的处理技术f 2 z j 。 1 2 - 1 人工湿地的分类 人工湿地污水处理系统，根据布水方式和水流方式的差异，可以分成两类：潜 流湿地( s u b s u r 是【c ef i o ww e t i a l l d s ，s s f w ) 和表面流湿地( s u m f i o ww b t l a n d s ， s f w ) 。 潜流湿地( s u b s u 出c ef 1 0 ww e t l a i l d s ，s s f w ) 又分为水平流( h o r i z o n t a lf l o w ) 和垂直流( v e n i c a ln o w ) 。二者的区别在于后者运用管道、斜度等特殊设计使水流 在湿地内部垂直分布，布水更均匀。在欧洲大部分是水平流湿地系统，该系统是卡 塞尔大学的k i c k u t h 教授于二十世纪6 0 年代开发出来的 2 3 】。该工艺保温效果较好， 负荷高，处理效果受气候变化的影响较小，对b o d 、c o d 、s s 、重金属等污染指标 的去除效果好，且很少有恶臭和孽生蚊蝇现象。这种类型人工湿地的缺点是控制相 对复杂，脱p 、除n 的效果不如垂直潜流人工湿地”】。垂直流湿地系统的出现要晚 北京工业大学工学硕士学位论文 于水平流湿地系统，污水从湿地表面纵向流向填料床的底部，床体处于不饱和状态， 氧可通过大气扩散和植物传输进入人工湿地系统。垂直潜流人工湿地的硝化能力高 于水平潜流湿地，可用于处理氨氮含量较高的污水。其缺点是对有机物的去除能力 不如水平潜流人工湿地系统。落干淹水时间较长，控制相对复杂，夏季有孽生蚊蝇 的现象。由于建造费用较高，卫生条件不好，所以应用不多【2 4 1 。通常认为，垂直流 式人工湿地系统对营养物质有较高的去除率。垂流式人工湿地( 芦苇床) 晟早在8 0 年代晚期开始在欧洲一些国家应用25 1 。这种人工湿地的形式是潜流式人工湿地和慢 速沙滤池组合的产物。与水平流系统相比，垂直流系统通风能力比较好，可以显著 提高氧的传递速率。k a d l e c 等人认为口6 垂直流湿地系统是一种对硝化作用有利的人 工湿地的结构形式。垂直流系统有利于硝化作用，而且也可以去除b o d ，然而，如 果固体物质负荷过大，可能会出现阻塞现象 2 7 j 。 表面流湿地( s l l r f a c ef l o ww e t l a n d s ，s f w ) 中氧的来源主要靠水体表面扩散、 植物根系的传输和植物的光合作用。这种工艺投资较少操作简单、运行费用低等 优点，但占地面积较大，水力负荷率较小，去污能力有限，受气候影响较大，夏季 有孽生蚊蝇的现象【1 5 】。在荚国，大约2 3 的湿地是地表流系统 2 8 。 上个世纪9 0 年代发展起来的两阶段人工湿地系统是一个小突破 2 ，它避免了水 平潜流和表面流这两种系统的根本的不足之处。用一个表面流系统作为第一步，悬 浮颗粒可以在进入垂直流系统以前被有效除去，因此堵塞的危险就很小了。这一点 对小型的湿地系统来说尤其重要，因为负荷率的变化对小系统来说是不可避免的。 两阶段的人工湿地系统，除了可以有效地去除有机污染物以外，对总氮和磷也 有比较好的去除率 3 0 j 。最早据此设计的系统于1 9 9 3 年在波兰建成，随后丹麦也在 1 9 9 6 年建成川。 两阶段人工湿地系统有三个主要的单元组成：稳定塘预处理步骤，用来去除大 的颗粒物和可以沉淀的物质：水平流式人工湿地系统，用于总悬浮颗粒物和b o d 的 去除；用以除去营养物质的间歇式垂直流人工湿地【32 1 。 12 2 人工湿地污水处理的机理 湿地污水处理系统是一种半人工的复合型生态系统，其对污水的处理综合了物 理、化学和生物三种作用。在成熟的湿地系统中，大量的微生物会在填料的孔隙和 第1 章绪论 表面以及植物根系表面形成生物膜，污水流经湿地时，悬浮物被填料和植物的根系 截留，可溶性的有机物则通过生物膜吸附、吸收、生物分解等作用被除去，污水中 的氮磷等营养物质不仅可以被植物的根系和微生物直接吸收利用，还可以通过硝化、 反硝化作用以及微生物对磷的过量累积作用从水中除去。 1 2 2 1 人工湿地中氧的变化 一般认为人工湿地中氧的主要来源是大气复氧和植物根系的传输。湿地中氧的 转移速率和污染物的去除率有直接的关系，至于哪一种途径是湿地中氧的主要来源， 目前还没有一致的认识。 1 2 2 2 有机物的去除 人工湿地的显著特点之一是对有机物有较强的处理能力。污水中的不溶性有机 物通过湿地系统的沉淀、过滤等作用被截留下来，并被微小生物利用，研究表明1 1 0 1 ， 不溶性b o d ( 约占总b o d 的5 0 ) 和c o d 在进水5 m 的距离内可以迅速地被除去。 而可溶性有机物主要通过生物膜的吸附和微生物的代谢分解作用而被除去。 1 2 2 3 氮的去除 湿地中氮的去除主要通过微生物的硝化、反硝化作用和植物的吸收、氨氮的挥 发作用来实现的f 3 引。通常认为，硝化和反硝化作用是最主要的途径。微生物除氮的 主要过程是，通过硝化作用先将氨氮氧化成硝酸盐，然后通过反硝化反应将硝态氮 还原成气态氮，从水中逸出。 硝化作用 硝化反应在好氧环境下有自养型好氧微生物完成，包括两个步骤：1 ) 氨氮在亚 硝酸菌的作用下转化为亚硝酸盐氮，2 ) 亚硝酸盐氮在硝化菌的作用下进一步转化为 硝酸盐。硝化细菌和亚硝化细菌统称为硝化菌，它们利用无机碳化物，如c 0 32 、h c 0 3 。 和c 0 2 作碳源，从n h 3 、n h 4 + 或者n 0 2 的氧化反应中获得能量。化学反应式如下： n h 4 _ + 1 三。z 垩堕坐皇塑骘n 0 2 + 2 一+ h 2 0 + ( 5 8 8 4 ) 千卡 ( 1 1 ) n 。z + + ；。z 塑型! ! ! 堕量n 0 3 。+ ( 1 5 4 2 0 6 ) 千卡 ( 1 2 ) 7 - ，一一! ，。一，：型垒i 型耋丝鎏一，一。! ，一一。 n h 4 + + 2 0 2 _ n 0 3 。+ 2 h + + h 2 0 + ( 7 3 4 10 4 9 ) 千卡( 1 3 ) 上述第一步反应n 的化合价从( 3 ) 斗( + 3 ) 价，n 原子释放出6 个电子。第 二步反应n 的化合价从( + 3 ) _ ( + 5 ) 价，n 原子释放出2 个电子，故得到的能量 也比反应( 1 ) 少。上述反应中释放的能量可供细菌同化合成所用。但是从这两个反 应中获得的能量都很少，为了要合成细胞物质硝化细菌。不得不氧化大量的n h 。+ ( 或 n 0 2 。) 。假定细胞含n 量为1 0 ，则合成3 0 克细胞物质细菌同化的n 为3 克( 3 0 克x 1 0 ) 。据试验，需消耗3 5 摩尔n h 3 - n ( 1 4 克x3 5 = 4 9 0 克) 异化氧化所产生 的能量，亦即异化n ：同化n 的比值约为1 6 0 ：l ( 4 9 0 ：3 ) 。在第二步反应中，同化合 成3 0 克细胞( 3 克n ) 需消耗1 0 0 摩尔n 0 2 一一n 异化氧化时释放的能量，即异化 n ：同化n 的比值约为4 6 7 ：1 ( 1 4 0 0 ：3 ) 。相反，异氧细菌在消耗的碳中，约有2 5 5 0 被合成为细胞物质。 反硝化作用 硝态氮在湿地中要经过反硝化过程才可以除去。反硝化是指氧化硝态氮，通常 是n 0 3 。和n 0 2 被还原为气态氮n 2 和n 2 0 的过程。在n 0 3 一jn 2 的过程中，氧化水 平较高的氮化合物( + 5 价) 被还原为分子氨( 0 价) ，与此同时有机基质作为反硝 化过程中的电子供体被氧化，整个过程可表达如下： ( 5 + )【o l n 0 3 + 5 h 2 a n 2 + 2 0 h _ + 4 b 0 + 5 a( 1 4 ) 在上述反应中，反硝化细菌利用硝酸盐作为电子受体进行无氧呼吸来氧化有机 物，其功能同氧一样： 氧 e + 三。：+ 心斗吾h z o c 一s ， 硝酸盐 e + n 0 3 _ + 詈h r 斗孟n 2 + 詈h z 。 c - 一s ， 亚硝酸盐 e + 吾n q l + ；口畸：n z + h ：o c - 一， 现已搞清，从n 0 3 一还原为n 2 的过程分成一系列连续的四步反应完成： 8 一 帮l 章绪论 n 0 3 ! n 0 2 一主l n 0 二l 斗n 2 0 _ l n 2 ( 1 8 ) ( 1 ) 硝酸盐还原酶 ( 2 ) 亚硝酸盐还原酶 ( 3 ) 氧化氮还原酶 ( 4 ) 氧化亚氮还原酶 碳源对反硝化作用的影响 反硝化需要碳源以用于产能、细胞合成和脱氧。反应方程： 5 c ( 有机c ) + 2 h 2 0 + 4 n 0 3 哼2 n 2 + 4 0 h + 5 c 0 2 ( 1 9 ) 生物脱氮中使用得最多的碳源是甲醇和乙醇。乙酸作碳源时反硝化速率最高， 甲醇是最广为应用和被研究的反硝化碳源，其化学反应式为： 6 n 0 3 。+ 5 c h 3 0 h 3 n 2 + 5 c 0 2 + 7 h 2 0 + 6 0 h 。 ( 1 10 ) 包括细胞合成的经典反应式为： n o ，一+ 1 0 8 c h 3 0 h + 0 2 4 h 2 c 0 3 o ，0 6 c 5 h 7 n 0 2 + o 4 7 n 2 + 1 6 8 h 2 0 + h c 0 3 。 ( i 一1 i ) 这一反应式表明，每】g n 0 3 一一n 被反硝化： 消耗2 4 7 9 甲醇 产生o 4 5 9 新细胞 产生3 5 7 9 碱度( 以c a c 0 3 计) n 0 3 1 也会在内源呼吸中替代氧，反应式为： c 5 h 7 n 0 2 + 4 6 n 0 3 5 c 0 2 + 2 8 n 2 + 4 ，6 0 h + 1 2 h 2 0 ( 1 1 2 ) 当有机碳源充足时，反硝化速率与硝酸盐浓度呈零级动力学反应，反硝化速率 和硝酸盐浓度无关。污水中的有机氮在细菌的作用下，比较容易氧化分解成氨氮， 而氨氮对水生生态系统，尤其是鱼类具有相当强的毒害作用。如果从去除水中氨氮 的角度考虑，常常需要提高系统的输氧能力，从而加强氨氮向硝态氮的转化，这方 面曾经是研究的热点【3 4 】。 - 9 - 北京工业大学工学硕士学位论文 1 2 2 3 1 影响氮去除的外界因素 由于人工湿地对氮的去除主要是通过硝化作用和反硝化作用实现的，因而影响 这两个过程的一些环境因予都将对整个系统的氮去除产生影响。研究表明，影响微 生物脱氮的主要因素有以下几个方面： p h 硝化作用要消耗碱，因此。如果污水中没有足够的碱度，则随着硝化的进行 p h 会急剧下降。而硝化细菌对p h 十分敏感，亚硝化细菌和硝酸细菌分别在7 0 7 8 和7 7 8 1 时活性最强，p h 值在这个范围以外，其活性便急剧下降。可见，p h 是 影响硝化速度的重要因素。 p h 也影响反硝化的速率。大多数的学者认为反硝化的最佳p h 范围在中性和微 碱性。由于反硝化作用是由各种非专业的反硝化细菌共同参与下进行的，所以水系 中p h 值的影响并不明显。 环境p h 值可影响到反硝化的最终产物。当p h 低于6 0 6 5 时，最终产物以n 2 0 占优势；当p h 大于8 时，会出现n 0 2 一的积累，且p h 值越高，n 0 2 + 积累越多。经深 入研究，发现这是因为高p h 抑制了亚硝酸盐还原酶的活性而对硝酸盐还原酶的适性 影响不大所致。生物脱氮过程中，通常把硝化段运行的p h 值控制在7 2 8 o 之间， 反硝化段口h 控制在7 5 9 2 之间。 温度 硝化反应速度受温度影响很大，其原因在于温度对硝化细菌的增值速度和活性 影响很大3 6 j “。 杨昌凤等人在模拟人工湿地处理污水的实验研究中也发现：气温在2 2 3 2 0 c 范 围内，两种系统对氮的去除率随着温度的升高而增大【3 8 】。不过，也有人发现短期的 湿度变化对氮磷的去除率影响不大；但如果长期的湿度变化烽会导致营养物质款去 除率发生改变。据分析可能是因为短期温度变化中湿地中微生物的种群并未发生改 变，但是如果温度变化的时间相对长一些，例如几个星期时间，人工湿地中的微生 物群落将会由于适应新的环境两导致数县和种类殴改变，从而也影响了人工湿始对 污水中营养物质的去除效果。 溶解氧 溶解氧浓度影响硝化反应速度和硝化细菌的生长速度。硝化过程的溶解氧浓度， 一般建议应维持在1 o m g l 2 o m g l 。 溶解氧对反硝化脱氮有抑制作用，其机制为阻抑硝酸盐还原酶的形成或者仅仅 充当电子受体从而竞争性地阻碍了硝酸盐地还原。虽然氧对反硝化脱氮有抑制作用， 但氧的存在对能进行反硝化作用的反硝化菌却是有利的，因为这类菌为兼性厌氧菌， 菌体内的某些酶系统组分只有在有氧时才能合成，因而在工艺上最好使这些反硝化 细菌交替处于好氧、厌氧的环境条件下。 炭源 炭源物质主要通过影响反硝化细菌的活性来影响处理系统的脱氮速率。能为反 硝化细菌所利用的炭源是多种多样的，主要可分为三类：污水中所含的有机炭源； 外加炭源；内源炭。 1 2 2 4 磷的去除 湿地中的磷化合物可分为有机磷和无机磷酸盐两部分，每部分又有可溶性和颗 粒性两种形态。有机磷占总磷的一大部分，磷与有机物以酯键( c 0 p ) 相联接，不 易为生物所利用，只有在磷酸酶作用下水解后才能变为磷酸盐形式而被生物吸收 h o ，4 “。无机正磷酸盐( i n o r g a l l i cp h 0 3 p h o r u s ，i p ) 是最易被生物吸收利用的形态。湿 地中磷的去除可分为生物过程和非生物过程，前者包括植物、周丛生物、微生物的 吸收和有机磷的矿化，后者贝包括磷的沉淀、固定，土壤的吸收及水一土界面上磷 的交换等4 2 3 1 。在人工湿地应用于污水处理的实践过程中，常常出现磷的去除率不 够理想，甚至出现负去除率的现象44 1 叼。出于磷循环的复杂性和湿地的“黑箱”特 性，有许多环节至今未知，尚待深入研究。 1 2 2 4 1 与磷去除相关的因素 一般认为，与人工湿地去除磷过程相关的三个因素有三个：基质，湿地微生物， 高等湿生植物。 北京工业大学工学硕士学位论文 基质 基质对磷的吸收是湿地去除磷的首要因素，并具备符合动力学方程的速度和容 量，如l a l l t z k e l r ( 1 9 9 9 ) 推导出以进水t p 、水力负荷为参数的p 在湿地的停留模 型h5 1 ，许多研究也证明水力负荷及磷的进水浓度直接与出水浓度相关。基质和根系 周围的电子活跃元素如n 、a l 、c a 等可与磷酸生成不溶性磷酸盐而使磷在系统中 匮i 定下来。系统的电位和p h 等条件影响着这一过程，如f e 元素在氧化还原电位为 2 0 0 至4 0 0 m v 之间时，以f e ”的形式存在可以与磷形成f e p 复合物或络合物。但 当电位下降时，f e 3 + 离子变为f e 2 + 离子，p 从络合物中释放。土壤为酸性时磷易与f e 、 c a 结合，而在碱性土壤中磷则被c a c 0 3 吸收。 廖绅裕等在研究人工污水中的磷在模拟秋茄湿地系统中的分配与循环中发现： 加入系统中的磷主要存留在土壤中，留存于植物体和凋落叶中的很少【4 。r e d d y 等 ( 1 9 8 5 ) 在研究中也发现，在人工湿地中7 8 的磷可能通过沉淀或吸附反应而降 解，其中p h 值将起到十分重要的作用【4 “。研究发现，可溶性的无机磷化物很容易与 土壤中的舢”、f e 3 + 、c p 等发生吸附和沉淀反应，其中土壤与c a 2 + 易于在碱性条件 下发生作用，而与a 1 3 十、f e 3 主要是在中性或酸性环境条件下发生反应。一般认为磷 酸根离子主要通过配位体交换而被吸附到f e 3 + 和a 1 3 + 离子的表面。与此同时，大量 的研究还发现污水中的磷只是被吸附在土壤里，至少部分是可逆的。如果污水中磷 的浓度较低，土壤里就会有部分磷被重新释放到水中。土壤的作用在某种程度上是 在作为一个“磷缓冲器”来调节水中磷的浓度，那些吸附磷最少的土壤最容易释放 磷。 不同的基质对磷的吸收影响很大，选用合适的基质，如页岩、石灰、矿渣、l e c a 等，可以增加磷的吸收容量，并减缓磷的释放过程。阎存仙等( 2 0 0 0 ) 使用粉煤灰 做基质，对磷也有吸收作用1 4 ”。但当湿地对磷的吸收达到饱和，磷就有可能从湿地 出水中释放。 湿地微生物 尽管磷的去除与湿地微生物的数量之间不存在显著相关性，但微生物在基质磷 循环过程中还是发挥了重要的作用，主要包括： 改变无机磷化合物的溶解性； 第l 章绪论 矿质化有机磷化合物井释放无机磷酸盐； 转变无机可利用的磷酸阴离子成为细胞组分： 引起无机磷化台物的氧化或还原。 微生物的作用主要是对有机磷化物进行分解，产生无机磷化合物，从而通过植 物和部分微生物的吸收利用，以及湿地基质的吸附，达到磷有效去除的效果。 湿地植物 湿地植物吸收在整个磷去除过程中也不占重要地位，以往的植物收割实验中也 证明磷在植物干重中只占很小的比例【4 引。但并不意味着湿生植物在人工湿地去除磷 的过程中不起作用。水生植物在人工湿地污水净化中起着十分重要的作用，一方面 水生植物自身能吸收一部分营养物质，同时它的根区为微生物的生存和降解营养物 质提供了必要的场所和好氧厌氧条件1 4 ”。人工湿地植物根系常形成一个网络样的结 构，在这个网络中根系不仅能直接吸附和沉降污水中的氮磷等一些营养物质，而且 还为微生物的吸附和代谢提供了良好的生物物化环境条件。因此，有植物的人工湿 地系统往往比仅由基质构成的湿地系统具有更好及稳定的净化效果。 水生植物去除磷的机制之一是通过植物本身的吸收作用，研究发现，不同的植 物种类以及植物体不同的部位其吸收能力都不相同 4 8 j 。廖绅裕等研究发现：人工湿 地经过一段时间运行以后，植物体各器官含磷量各不相同，含磷量由大到小依次为： 叶、根、茎、胚轴，且都随污水浓度升高而升高。此外，在植物体的不同生长期， 其含磷量也不相同【4 6 4 9 1 。 此外，湿地的成熟状况和水力负荷、气候、管理等也间接影响对磷的去除50 1 。 在人工湿地运行初期，常会因基质磷的释放造成出水磷含量升高。系统稳定后，可 以达到较理想的去除效果，但一至三年后，基质沉降结束，对磷的吸收位点饱和， 磷在湿地内的积累减少，又可能出现磷释放的现象【5 1 】。 1 。2 。2 ，4 。2 影昀磷去除的外界因素 在生物除磷系统中，许多因素都对除磷效率有很大影响，在各种工艺的运行过 程中，都必须注意对这些因子的控制。 炭源的浓度和种类 北京工业大学工学硕士学位论文 炭源的浓度是影响生物除磷效果的一个重要因素。有机物浓度越高，系统放磷 越早、越快。这是由于有机物浓度提高后诱发了反硝化作用，并迅速耗去了硝酸盐。 其次，可为发酵产酸菌提供足够的养料，从而为积磷菌提供放磷所需要的溶解性基 质。有研究者发现，要使出水磷浓度小于1 0 m l ，进水b o d 与总磷之比必须在2 3 3 0 左右。目前研究建议，进水b o d 与总磷之比至少要高于1 5 ，才可使除磷系统出 水磷较低。 许多研究者都观察到磷的释放与厌氧区内溶解性可快速生物降解有机基质密切 相关。m a l n o n 等( 1 9 8 4 ) 、h a s c o e t 等( 1 9 8 5 ) 进一步提出磷的释放基本上取决于进 水中炭源的性质，而不是厌氧状态本身f 5 2 】。 溶解氧 研究表明，溶解氧是影响微生物除磷的重要因子之一。厌氧区溶解氧的存在对 系统的磷释放不利，因为微生物的好氧呼吸消耗了一部分可生物降解的有机基质， 使产酸菌可利用的有机基质减少，结果积磷菌所需的溶解性可快速生物降解的有机 基质大大减少。 经试验厌氧放磷池的溶解氧应小于0 2 m g l ，好氧池中溶解氧应大于2 m g 几， 以保证积磷菌利用好氧代谢中释放出来的大量能量充分地吸磷。如果有可能的话， 好氧池的溶解氧可控制在3 m g l 4 m g l 。 硝酸盐和亚硝酸盐 与溶解氧相似，厌氧区中如存在硝酸盐和亚硝酸盐时，反硝化细菌以它们为最 终电子受体氧化有机基质，使厌氧区中厌氧发酵受到抑制而不产生挥发性脂肪酸。 试验证明，当存在硝酸盐时，磷浓度缓慢的减少( 吸磷) ，只有当硝酸盐经反硝化 作用全部消耗完后才开始放磷。 温度 温度对微生物除磷影响较小，温度对除磷的影响主要是发酵产酸速率的下降。 虽然积磷菌在低温时生长速率会减j 漫，但在水温降至8 9 0 c 时，出水磷稳定地低于 2 m l 。 p h 生物除磷系统合适的p h 范围与常规生物处理相同，为中性和略碱性，生活污水 的p h 通常在此范围内。对p h 不合适的工业废水，处理前需先行调节，并设置监测 和旁流装置。 1 - 2 3 表面流人工湿地中氮磷的去除机理 1 2 3 1 表面流人工湿地在污染控制中的应用 表面流人工湿地通常是利用天然沼泽、废弃河道等洼地改造而成的，其底部有 由粘土层或其它防渗材料构成的不透水层，以防止有害物质对地下水造成的潜在危 害，填以渗透性良好的土壤( 1 0 一1 0 一耐s ) ，生长着各种挺水、潜水植物，污水以 比较缓慢的流速和较浅的水深流过土壤表面，经过表面流人工湿地系统中各种生物、 物理、化学作用，从而得到净化。目前，表面流人工湿地已经广泛地应用于处理生 活污水、蓄积和净化暴雨径流，利用人工湿地控制面源污染，恢复和重建河流、湖 泊湿地，在线净化受污河湖水等各个方面。特别是表面流人工湿地在外观形式和功 能结构上都十分类似于天然湿地系统，污水中的营养元素可以促进植物生长，有机 污染物可以通过微生物的分解利用后，通过食物链的传递为各种动物提供食物，从 而使其成为一个经过人工强化的、生物多样性极其丰富的自然生态系统，可以为迁 徙过冬的鸟类和各种湿地生物提供充足的食物和生活空间。因此，对表面流人工湿 地系统的研究、开发和应用，既可以为综合解决传统二级处理脱氮除磷效率不高，