城市污水处理厂尾水湿地处理技术：TP去除率与水力负荷的关系

从人工湿地脱氮机理来看，硝化反硝化过程是脱氮的关键环节，其过程受工艺进水负荷、溶解氧浓度、pH、温度以及可利用碳源的种类和数量等多种因素的共同影响。

1.进水负荷

进水负荷包含三个要素：水力负荷、水力停留时间和污染负荷。其中，水力负荷和水力停留时间是相关的概念。人工湿地中水的流动主要依靠重力，对于既定结构和工艺的人工湿地来说，水力负荷增加必然缩短水力停留时间，从而影响处理效果。

人工湿地的污染负荷主要包括SS，CODCr，BOD5，TN和TP。过高的污染负荷可能造成两个不良后果。

第一，当人工湿地的水力停留时间一定时，基质的吸附效率、微生物的降解速率和植物的吸收效率不会因为污染负荷的增加而升高，造成出水中污染物浓度过高，无法达到出水水质要求。对于该问题可以通过延长水力停留时间或者采用回流的方法解决。一般随着水力停留时间的延长，污水中的氮能够与人工湿地内的微生物及基质更加充分地接触，从而提高脱氮效果。余志敏等（2011）研究发现，在上行垂直流复合人工湿地中，随着水力停留时间的延长，氨氮的去除率上升。

第二，过高的污染负荷还会造成湿地床的死区和堵塞情况，继而引发湿地的短流现象，影响脱氮效率。季兵（2010）在生态塘-湿地耦合系统中也发现在低负荷的进水条件下（0.01 m3/（m2·d）），系统TN的去除率为58%～74%；而进水负荷升高至0.035 m3/（m2·d）时，TN的去除率仅有30%～45%。同样，当水力停留时间增加到某一值后，去除率的升高相对平缓，甚至开始下降，这是由于污水的滞留导致厌氧，影响了硝化作用的进行。在实际工程中，水力负荷的下降会大大增加湿地的占地面积，使得投资费用加大，因此在进行人工湿地设计时，需要在脱氮效率和投资之间取得平衡。谢佳（2018）利用三种组合人工湿地工艺净化河道水质中试研究也发现，不同水力负荷条件下，人工湿地系统对CODCr和TN的去除率差异不大，但对NH3-N的去除率存在显著差异，进水量为16 m3/d时，平均去除率为71.2%±25.4%，明显高于进水量为32 m3/d时的平均去除率60.6%±25.6%（图5-23—图5-25）。

与TN去除率的变化趋势相似，湿地系统对TP的去除率未受到水力负荷的影响，在进水量为16 m3/d和32 m3/d时，对TP的平均去除率分别为51.1%±15.4%和57.0%±12.7%（图5-26）。但对于生物砾间组合人工湿地来说，对TP的去除率，较大水力负荷显著高于较小水力负荷，平均去除率分别为59.2%±12.8%和48.6%±7.84%。水平潜流和垂直流组合人工湿地对TP的去除率在不同水力负荷下没有显著差异：在低水力负荷下，污水在湿地内停留时间长，有利于填料对磷的吸附以及填料内附着的微生物的吸收同化除磷，但水力负荷过低，停留时间延长，易造成系统内溶解氧较低呈厌氧状态，微生物过量吸收的磷又重新释放，导致TP的去除效果较弱；水力负荷过大，水流速度较大，产生较大的水流冲击力，原先填料表面和植物根部吸附的磷被冲出系统，也会导致TP去除率下降。

针对人工湿地，特别是水平潜流人工湿地中因氧气缺乏产生的硝化作用较弱的问题，有研究采取间歇式运行的方式来提高湿地脱氮效率。人工湿地在间歇式运行方式下，出水排出湿地系统时会导致基质处于不饱和状态，从而促进空气进入基质，恢复氧含量。研究表明，通过这种方式可以有效提高湿地的硝化速率，加强脱氮效果。

图5-23　两种水力负荷条件下三套组合人工湿地CODCr去除率

B—生物砾间组合人工湿地；
H—水平潜流组合人工湿地；
V—垂直流组合人工湿地。
不同字母表示存在显著性差异。

图5-24　两种水力负荷条件下三套组合人工湿地NH3-N去除率

图5-25　两种水力负荷条件下三套组合人工湿地TN去除率

图5-26　两种水力负荷条件下三套组合人工湿地TP去除率

2.碳源和碳氮比

湿地内的硝态氮必须通过反硝化反应才能彻底地从系统中去除，其中可利用碳源的缺乏往往是影响人工湿地脱氮过程的主要限制性因素。研究表明，当水体BOD5/TN＞3或CODCr/TN＞6时，可认为反硝化碳源充足，无需外加碳源；低于这个值时，就要另外投加碳源补充。反硝化细菌对不同碳源利用的程度和代谢产物均不相同，因此不同碳源对反硝化过程的影响也不尽相同；即使外加碳源投加量相同，不同装置的反硝化效果也不同。研究表明，不同的碳源种类是通过影响硝酸还原酶以外的其他酶来影响反硝化过程从而影响脱氮效果的，如碳源种类更易被生物降解利用，则系统的反硝化效率会更高，整体脱氮效果更好。

人工湿地中硝化反硝化是脱氮的主要途径，在硝化反应进行顺利的情况下，反硝化过程是限制湿地系统中氮去除的主要因素。污水处理厂尾水往往碳氮比较低，碳源不足成为湿地脱氮的限制性因素，为了解决这个问题，需要寻求经济高效的外加碳源。在现阶段的研究中，常见的外加碳源主要有以下三种：低分子碳水化合物、天然有机底物以及原污水，此外也有学者对人工湿地的运行方式进行改进，将部分出水进行回流以强化氮的去除。

人工湿地中的碳源主要包括进入湿地的污水中携带的碳源、湿地系统产生的内源碳和外加碳源。系统的内源碳主要包括微生物分解或植物根系分泌的有机物、植物枯叶分解产生的有机质等。外加碳源包括：①以糖类物质（葡萄糖、蔗糖等）和液态碳源（甲醇、乙醇等）为主的易生物降解的传统碳源；②以初沉污泥和二沉污泥水解产物、垃圾渗滤液和污泥为主的有机化工液体碳源；③以一些低廉的固体有机物为主，包含纤维素类物质的天然植物碳源。(www.xing528.com)

（1）传统碳源

低分子有机物，如甲醇、乙醇、葡萄糖和蔗糖，因其碳源含量高，易于生物降解且易被反硝化细菌利用，常被作为外加碳源来提高湿地系统的脱氮效率。理论上认为，碳源分子越小，越容易被微生物分解和反硝化细菌利用，脱氮效果也就越好。小分子有机物常被认为是较为理想的补充碳源，如甲醇、乙醇和乙酸。牛萌等（2017）以甲醇作为人工湿地的外加碳源的实验研究表明，系统运行至第37 d时反硝化速率可以达到稳定，由开始运行时的0.378 mg-N提高到2.406 mg-N，并且指出甲醇作为碳源时的适宜碳氮比范围是1.10～2.68。但是甲醇作为碳源也存在一定弊端：首先，作为化学试剂，甲醇有一定毒性，长期作为碳源添加或许会对出水水质造成一定影响；其次，甲醇投加后需要一定的响应时间，当湿地系统需要应急投加碳源时，此碳源效果不佳；最后，甲醇成本较高且运输不便，并不适合于广泛应用。刘航（2015）的研究表明，乙醇或乙酸也可以作为反硝化反应的电子供体，但它们的使用会增加CODCr负荷。

糖类物质价格低廉，作为外加碳源脱氮效果好，但是它化学结构较复杂，生物降解过程缓慢。谭佑铭和罗启芳（2003）的研究表明微生物可以利用糖类物质合成自身细胞，从而提高微生物产率，但也因此导致人工湿地运行系统中污泥浓度偏高，引起堵塞。且糖类物质作为外加碳源时，出水容易出现亚硝酸盐累积现象。另外，采用此类物质作为外加碳源时，容易受到进水水质和冲击负荷的影响，碳源添加量不容易确定。佘丽华等（2009）投加葡萄糖到复合垂直流人工湿地，发现葡萄糖可以提高反硝化作用，但葡萄糖在系统中存在时间短，运行时需经常补充，并且投入量控制得不合理便会引起二次污染。因此，以糖类作为湿地的外加碳源时，由于其易引起微生物的高生长量，导致湿地装置出现堵塞；并且以葡萄糖作为碳源的费用也较高，增加了工艺的运行成本；同时，以蔗糖为碳源时硝化反应会受到溶解氧的影响，出现严重的亚硝酸盐累积现象。

（2）污泥污水等有机碳源

随着城市化进程的迅速发展，许多生活污水处理厂产生了大量剩余污泥，其中含有大量难以生物降解的木质纤维素。采取一定的技术措施，可以将污泥作为水处理工艺中反硝化作用所需的固体碳源。目前，国内外已经有不少研究者进行了此方面的研究。Gali et al.（2006）将初沉池污泥的水解产物作为碳源用于处理城市污水处理厂内部产生的废液，结果表明此系统的反硝化速率可以提高6倍左右。通过提取二沉池剩余污泥碱解发酵的上清液回用到系统中，考察上清液作为碳源的反硝化速率，研究表明将二沉池污泥回流至水解酸化池，可以为系统提供碳源，又可以实现污泥的资源化利用。将初沉污泥水解酸化后分析其中有机物的组成，并对其添加进湿地系统中的脱氮效率进行研究。结果表明，投加初沉污泥水解产物的脱氮效率是对照组的3倍，但是将水解污泥投加到实际的运行中需要增加反应器约25%的体积，而且酸碱试剂费用较高，实际应用中应考虑经济状况。

除此之外，许多工业废水中含有大量的有机物（如啤酒厂废水和造纸厂废水），将其作为人工湿地处理系统的外加碳源，不仅为反硝化作用提供了碳源，也可处理工业废水，在实现经济的碳源投加目的的同时解决了部分工业废水的污染问题。啤酒厂废水的主要成分是糖类和蛋白质，具有很好的可生化性。高景峰等（2001）在用SBR法去除硝态氮时，引入啤酒废水作为外加碳源，发现啤酒废水能够提高反硝化速率，但啤酒废水以高分子糖类为主，需要一定时间才能够被微生物降解利用。而且工业废水的成分复杂、类别不同，可能含有重金属等有毒物质，对人工湿地微生物造成损害，存在一定的使用风险。因此，选择污水或工业废水作为外加碳源时，应尽可能选择含有高浓度小分子有机物的原污水，同时还要控制好污水回流的比例，以免造成出水水质的恶化。

（3）植物碳源

全世界范围内，每年都有大量的富含纤维素的稻草秸秆、麦秆、玉米芯等农业废弃物丢弃于自然界。如果能将这些廉价无毒的农业废弃物作为碳源投加到人工湿地中，将会使人工湿地的脱氮成本大幅降低。植物生物质中含大量的木质纤维素（纤维素、半纤维素和木质素），在木质纤维素分解菌的作用下可释放出单糖和其他营养元素，作为反硝化碳源。木质纤维素中纤维素的含量越多，植物生物质就越容易释放碳源。此外，纤维素为线性葡萄糖聚合物，羟基之间以氢键相连，具有较大比表面积，可以作为菌群的生物载体，加快反硝化过程。邵留等（2011）采用玉米芯、稻草、碎木屑等农业废弃物作为反硝化碳源的实验组，脱氮效率较对照组均提升80%以上。因此，近年来，天然有机生物质作为湿地碳源的研究成为新热点。

目前对此类外加碳源的研究集中在以下几个方面：不同的植物种类、添加位置、预处理方式、水力停留时间等对脱氮效果的影响。Hume et al.（2002）构建了人工湿地小试系统，分别以浮萍、香蒲、芦苇和石莲花4种水生植物生物质作为人工湿地的外加碳源，比较了不同生长阶段的植物生物质投加对人工湿地反硝化效果的影响。结果表明，投加石莲花和香蒲的系统硝酸盐去除率相近，且高于芦苇和浮萍；衰亡期及收割后的水生植物体内的可溶性有机物容易降解，相比生长初期的植物对反硝化的强化效果要高出将近10倍。魏星（2010）研究以树枝、芦苇杆及芦苇杆+树枝三种不同的组合作为碳源，分别补充于人工湿地基质表层（0～5 cm）和中层（30～35 cm），比较不同植物组合和添加位置对于脱氮效果的影响。结果表明，补充植物碳源后可有效提高总氮去除率（由44%提高至66%），且补充在中层能更好地提高脱氮效果。但植物碳源的主要成分是纤维素、半纤维素和木质素，木质素将纤维素紧紧包围在里面，形成坚固的天然屏障，使一般的微生物很难进入，因此无法分解纤维素，需要一定的预处理才可提高其使用效率。刘刚（2010）研究了碱性预处理的香蒲枯叶相较于未处理的香蒲枯叶对于脱氮的影响，结果表明，投加碱性预处理后的香蒲枯叶后系统出水硝酸盐浓度和去除速率显著高于投加未经处理的香蒲枯叶的系统。与此类似，Wen et al.（2010）使用2% NaOH溶液浸泡香蒲碎叶，发现预处理后的香蒲作为湿地外加碳源时，初始阶段反硝化强度大幅提升，但后期有所下降。Ballantine et al.（2010）对比了稻草、表层土壤和450℃热解后的木屑作为基质的处理效果，系统碳源提高了12.67%～63.30%，其中使用表层土壤的改良组相较于对照组其反硝化强度提高了161.27%，并使土壤中氮循环成倍加速。Tee et al.（2012）选择米糠作为折流湿地基质，发现水力停留时间为2 d，3 d和5 d时，相较于传统基质，氨氮去除率显著提高，且氮氧化物残余率趋近零。

综上所述，目前常用的外加碳源均因其自身特点，在实际应用时有一定弊端：低分子碳水化合物虽易被反硝化细菌利用，但同时也会提高系统CODCr负荷，可能引发二次污染，且成本较高；剩余污泥及工业废水中的有机物可能含有重金属等有毒物质，存在一定的使用风险；高等植物纤维等廉价易得的材料，对提高湿地脱氮效率具有一定作用，但是植物体中纤维素被木质素和半纤维素包裹着，较难被微生物降解，需要酸性或碱性预处理之后才可以释放出来，处理费用较高，而且同样有碳源释放缓慢、波动幅度大等实际应用困境。因此，寻找其他的更为适宜的外加碳源，以提高人工湿地系统反硝化作用，强化人工湿地系统的脱氮效率具有重要的工程应用意义。

（4）微藻

微藻也称单细胞藻类，是一种在显微镜下才能辨别其形态的微小的藻类类群。藻类大多具有从水相中吸收有毒物质或降解污染物的能力。微藻具有资源丰富、种类繁多、光合效率高、生长速度快、易无性繁殖和适应性强的特点，因此可利用藻类进行污水处理和水环境修复。微藻不仅可以直接用于吸收降解污染物，其藻细胞本身也可以作为一种有机碳源补充到人工湿地中，从而提高系统脱氮效率。

黄杉将将经碱处理的蛋白核小球藻藻液（C）和未经预处理的藻粉（B）加入水平潜流人工湿地小试装置，以未投加碳源的装置为对照（A），分析了投加藻类碳源对湿地脱氮效果的影响。结果表明，添加藻粉和碱处理藻液为外加碳源的湿地系统的TN去除率比无外加碳源的系统分别提高了11.7%和21.6%（表5-3）。不同氮形态的分析结果表明，投加藻类后系统对硝氮的去除效果大幅提升，但对NH3-N的去除效果变差。对三个系统的反硝化过程进行了一级动力学模型的模拟，发现未投加碳源、投加藻粉和投加碱处理藻液的系统反硝化动力学常数分别为0.105 2，0.180 7和0.300 1（表5-4），可知外加碳源特别是投加经碱处理后的藻液促进了系统的反硝化过程。因此，藻粉可作为外加碳源提升人工湿地的脱氮效果，而且经过碱性预处理的藻粉因其细胞壁破裂，更易释放出有机碳源，更有利于TN的去除。

表5-3　投加三种藻类碳源后人工湿地小试系统TN去除效果

表5-4　投加三种藻类碳源后人工湿地小试系统反硝化一级动力学拟合

同时，上述研究分析了进水C/N对三种碳源投加条件下湿地脱氮效果的影响（表5-5）。结果表明，湿地系统对-N和TN的去除率随进水C/N增加而升高，当C/N最高为6时，投加碱处理藻液的系统对TN的去除率达到84.3%（表5-5）；与之相反，系统对于NH3-N的去除率随C/N的增加而降低，这是因为随着C/N的上升，造成在硝化阶段，有机物与氨氮竞争消耗溶解氧，导致NH3-N因缺乏足够的溶解氧而无法得到有效的去除和转化。而且，TN的去除效果与进水C/N同样满足对数关系。在进水有机物负荷较低的情况下，碳源不足是抑制反硝化过程的关键因素，随着C/N的增加，TN的去除率提高得较快；而当进水C/N持续增大后，提高幅度开始下降，是因为此时碳源供给并不是反硝化细菌生长的限制因素，TN的去除率并不会因为有机物浓度的增大而线性升高。

表5-5　不同进水C/N时各湿地系统的TN去除效果