城镇污水处理厂尾水人工湿地处理效果分析

1.组合人工湿地示范工程总体去除效果分析

所构建的组合人工湿地示范工程出水CODCr含量变化如图9-4所示。由图9-4可以明显看出，污水处理厂二沉池出水（人工湿地进水）经过人工湿地处理系统后，其出水CODCr均低于50 mg/L，而且大部分是在40 mg/L以下，明显低于《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准和太湖地区城镇污水处理厂主要水污染物排放限值（50 mg/L），出水CODCr达标率为100%。而且，相对于进水水质，人工湿地系统对CODCr削减也较为明显，出水CODCr平均削减32.3%。

图9-4　组合人工湿地处理系统进出水CODCr含量变化

整个组合人工湿地系统对TN的去除效果如图9-5所示。由图9-5可知，较污水处理厂二沉池出水（人工湿地系统进水）相比，经过湿地系统处理后，TN含量明显下降，而且波动也明显变小，说明所构建的组合人工湿地系统对TN具有显著的去除作用。在整个监测时段内，湿地系统出水TN含量最高值为15.82 mg/L，最小仅为5.06 mg/L，平均为9.94 mg/L，99.5%以上的出水保持在《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB 18918—2002）一级A标准限值以下（15 mg/L），也明显低于江苏省太湖流域城镇污水处理厂排放标准中对TN的限值，而且出水水质稳定，实现TN的稳定达标。

整个组合人工湿地系统对NH3-N的去除效果也非常明显，图9-6是人工湿地处理系统出水NH3-N变化过程。由图9-6可明显看出，人工湿地处理系统出水剔除升级改造阶段个别异常数据后NH3-N变化范围为0.17～0.69 mg/L，平均值为0.31 mg/L，远低于《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB 18918—2002）一级A标准限值（5 mg/L）。就NH3-N指标而言，其出水已达到《地表水环境质量标准》（GB 3838—2002）Ⅲ类水标准，有的时段甚至达到Ⅱ类水标准。

人工湿地处理系统对NH3-N的去除主要依靠微生物的硝化与反硝化过程，该人工湿地系统对NH3-N去除效果好，也说明本实验所构建的组合人工湿地系统有利于硝化与反硝化活性细菌的生长，从而大大增强了系统内的硝化与反硝化强度。

磷作为地表水富营养化形成的限制性因子，一直是控制排放的重点指标。湿地系统对污水中磷的去除主要依靠基质的吸附和植物的吸收过程，当然也包括一些微生物过程。图9-7是在试验期间所监测的人工湿地系统出水TP的变化特征。在整个试验阶段，出水TP的变化范围为0.08～0.58 mg/L，平均为0.31 mg/L，与进水水质相比，人工湿地系统对TP的去除效果明显，平均去除率为71.2%。

由图9-7可明显看出，整个实验阶段，组合人工湿地系统出水TP含量基本在0.50 mg/L以下，出水水质达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB 18918—2002）一级A标准，也达到江苏省太湖流域城镇污水处理厂对TP的限值标准。说明所构建的组合人工湿地系统对削减污水处理厂二沉池出水中的TP还是比较成功的。

图9-5　组合人工湿地处理系统进出水TN含量变化

由图9-8可明显看出，整个实验阶段，组合人工湿地系统出水SS平均值为7.4mg/L，达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB 18918—2002）一级A标准，但由于本示范工程中氧化塘出水受降雨、工地飘尘、气候及藻类滋生等影响，SS出水稳定性明显低于上述CODCr，NH3-H，TP和TN。

图9-6　组合人工湿地处理系统出水NH3-N含量变化

图9-7　组合人工湿地处理系统进出水TP含量变化

2.组合人工湿地系统不同单元的去除效果及贡献比例

为了考察与评价人工湿地系统中不同单元的去除效果及其贡献比例，我们分别对生物强化氧化单元、表面流人工湿地单元、水平潜流人工湿地单元和氧化塘单元的进水和出水进行了监测和分析。结果如图9-9所示。

在整个试验期间，组合人工湿地对污水处理厂二沉池出水中的CODCr的去除率平均为32.3%。从不同处理单元比较来看，水平潜流人工湿地单元对CODCr的去除率最大，平均为17.8%，其对整个系统CODCr削减贡献率超过50%。说明在所构建的四个处理单元中，水平潜流人工湿地系统对去除二沉池出水中的有机物的贡献最大。表面流人工湿地单元对CODCr的去除率平均仅为8.4%，比预想的要低，特别是在7月中旬和8月上旬，其对CODCr的去除率一度为负值（图9-9），主要原因可能是所构建的表面流人工湿地表层水体中物质生产（如藻类）较高，向水体中释放了较多的有机物。

组合人工湿地处理系统不同单元对TN的去除率及其贡献率也存在显著差异（图9-10）。除氧化塘单元外，其他几个处理单元对TN均有一定的去除作用，其中以表面流人工湿地单元去除率最强，平均为24.3%，占总去除率的62.5%。尤其是随着整个湿地系统不断成熟，其去除效果明显增强，在8月，其对TN平均去除率均超过30%（图9-10）。水平潜流人工湿地单元对TN的去除率稍低一些，但是由于整个湿地系统对TN的去除率不高（38.9%），所以其对整个系统除氮的贡献率仍达到35.9%。

图9-8　组合人工湿地处理系统进出水SS含量变化

对二沉池出水中NH3-N的去除作用以水平潜流人工湿地单元最为明显（图9-11），平均去除率为79.9%，其对整个系统NH3-N总去除的贡献率达到41.2%。水平潜流人工湿地单元对NH3-N去除效果较强，主要是通过水平潜流人工湿地系统中硝化反硝化作用，实现对NH3-N的脱氮过程。同时，也说明本次试验所构建的水平潜流人工湿地单元环境有利于硝化、反硝化细菌菌群的构建。本次所构建的表面流人工湿地对NH3-N不但没有去除效果，还明显增加了出水中NH3-N含量，这说明除了表面流人工湿地自身物质生产导致的NH3-N释放外，与该湿地单元硝化、反硝化细菌菌群的构建不够完善有关。

整个组合人工湿地系统对TP的去除过程主要集中在表面流和水平潜流人工湿地单元（图9-12），两者对TP总去除率为64.0%，对总去除的贡献率为89.0%。其中以表面流人工湿地单元去除率为最高，其平均去除率和贡献率分别达到50.2%和70.5%。

通过以上研究发现，尾水经过组合人工湿地系统处理后，大大降低了入河污染负荷。根据1 500 t/d负荷量估算（表9-10），整个组合人工湿地处理系统对CODCr的负荷削减量为18.3kg/d；TN负荷削减量为7.0 kg/d；NH3-N负荷削减量为0.47 kg/d；TP负荷削减量为0.53 kg/d。

图9-9　组合人工湿地不同处理单元对CODcr的去除率变化特征

图9-10　组合人工湿地不同处理单元对TN的去除率变化特征

3.不同负荷对人工湿地系统处理净化效果的影响

在试验中，为了探讨不同负荷对整个湿地处理系统运行效果的影响，我们分别设置了1 000 t/d、1 500 t/d和2 000 t/d三种负荷。其处理效果差异如图9-13所示。

由图9-13可明显看出，在所设置的3个不同负荷流量下，随着负荷的增加，整个组合人工湿地处理系统对CODCr、TN、TP和NH3-N的去除率也显著增加。监测数据表明，在三种负荷流量下，整个系统出水水质并没有太大差别，均稳定达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB 18918—2002）一级A标准，说明本次构建的组合人工湿地处理系统实际能够消纳的污染负荷要高于当初所设计的负荷。表面流氧化塘对CODCr和NH3-N的去除率为负值，可能是塘内光合生产和藻类生长释放出大量的有机物所致。

图9-11　不同处理单元对NH3-N的去除率变化特征

图9-12　不同处理单元对TP的去除率变化特征

表9-10　人工湿地系统不同单元的去除效果及贡献比例

从不同处理单元的比较可以明显看出，不同负荷流量下，其去除率的差异主要表现在表面流人工湿地和水平潜流人工湿地，尤其对NH3-N的去除率差异最大。其他单元，如氧化塘在不同流量负荷下，差异不明显。

4.冬季组合人工湿地系统处理效果评价

湿地的运行效果受季节影响较大，冬季气温较低，植物生长缓慢或枯萎、死亡，根系微生物代谢减缓甚至停止，导致湿地处理效率大幅度下降，可能对湿地的处理效果造成不利影响。本次实验也对无锡城北污水处理厂人工湿地示范工程冬季处理效果进行了监测和评价。

（1）冬季条件下组合人工湿地对CODCr的去除效果

冬季低温条件下，整个组合人工湿地系统对污水处理厂二沉池出水中CODCr的去除效果如图9-14所示。

从图9-14可看出，即使在冬季低温条件下，所构建的组合人工湿地对二沉池出水中有机物仍有较好的去除效果，最高去除率可达58%。但是，去除率的波动较大，平均去除率和其他月份相比有所降低，但是总体差异并不明显。说明低温对人工湿地对有机物的去除影响并不是非常明显。

图9-13　不同负荷对人工湿地系统处理净化效果的影响

（2）冬季条件下组合人工湿地系统对SS的去除效果

在冬季低温条件下，人工湿地进出水SS浓度及其去除率变化如图9-15所示。与平常月份相比，冬季条件下，组合人工湿地对进水中SS的去除率明显下降，平均为38.5%。这也说明人工湿地对SS的去除不仅依靠基质，植物对进水中SS的去除作用贡献也是比较大。

（3）冬季条件下人工湿地对TN和NH3-N的去除效果

在冬季低温的月份，组合人工湿地对污水处理厂二沉池出水中的TN和NH3-N的去除总体效果也明显低于其他月份（图9-16，图9-17）。与9月相比较，冬季低温条件下，组合人工湿地系统TN和NH3-N的平均去除率分别下降了34.4%和41.8%。说明温度下降，对所构建的人工湿地系统的脱氮作用有较大的影响。

低温条件下，人工湿地基质中硝化反硝化细菌活性下降，加上植物收获后，生物量下降，生长缓慢，从而也削弱了对氮的吸收作用。使得整个人工湿地脱氮能力明显下降。

图9-14　冬季组合人工湿地对CODCr的去除效果

图9-15　冬季组合人工湿地对SS的去除效果

图9-16　冬季组合人工湿地对TN的去除效果

图9-17　冬季组合人工湿地对NH3-N的去除效果

（4）冬季条件下人工湿地对TP的去除效果

在冬季条件下，组合人工湿地进出水TP的含量及其去除率如图9-18所示。从图9-18中可看出，人工湿地在冬季条件下，其进出水TP含量变化幅度较大，其TP的去除率波动也较大，平均去除率大大低于平常月份。这也从另一角度说明，植物对TP的去除贡献不可忽视。

5.组合人工湿地系统与传统处理方式效果评价

为了验证示范工程中所构建的组合人工湿地系统对污水处理厂尾水深度处理的优势，本项目还将组合人工湿地系统的处理效果与传统的转盘过滤器进行了比较和分析。该转盘过滤器进水水质和组合人工湿地系统完全相同，2008年8月26日—2009年1月8日对比数据表明，CODCr，TN，NH3-N，TP优于转盘过滤器出水。

图9-18　冬季组合人工湿地对TP的去除效果

如图9-19所示，对比期内进水平均CODCr为35.0 mg/L，转盘过滤器平均出水CODCr为27.7mg/L，平均去除率为21%，湿地平均出水CODCr为23.6mg/L，平均去除率为33%，比转盘过滤器多削减12个百分点。

如图9-20所示，对比期内进水平均NH3-N为0.49 mg/L，转盘过滤器平均出水NH3-N为0.38 mg/L，平均去除率为22%，湿地平均出水NH3-N为0.28 mg/L，平均去除率为45%，比转盘过滤器多削减23个百分点。

如图9-21所示，对比期内进水平均TP为0.49 mg/L，转盘过滤器平均出水TP为0.33 mg/L，平均去除率为33%，湿地平均出水TP为0.27 mg/L，平均去除率为45%，比转盘过滤器多削减12个百分点。

如图9-22所示，对比期内进水平均TN为11.94 mg/L，转盘过滤器平均出水TN为10.06 mg/L，平均去除率为16%，湿地平均出水TN为8.31 mg/L，平均去除率为30%，比转盘过滤器多削减14个百分点。

如图9-23所示，对比期内进水平均SS为13.1mg/L，转盘过滤器平均出水SS为7.38 mg/L，平均去除率为44%，湿地平均出水SS为7.50 mg/L，平均去除率为43%，比转盘过滤器低1个百分点，且指标受环境影响较大，稳定性低于常规转盘过滤器。

通过比较发现，组合人工湿地系统对污水处理厂二沉池出水CODCr，NH3-N，TP，TN的去除率较转盘过滤器平均分别提高了12%，23%，12%，14%，说明所构建的组合人工湿地系统对污水处理厂尾水进行深度处理效果明显优于转盘过滤器。同时也可看出，在观察期前两个月CODCr去除相比转盘过滤器并无优势，可以认为湿地投运初期主要是对悬浮态污染物的截留去除，但在后两个月则体现出明显的优势；除TP在整个观测期内去除率比较均匀外，CODCr，NH3-N，TN均随湿地系统投运时间呈增长趋势，这与湿地系统普遍认为需2年左右才能达到最佳去除率的规律一致，但湿地系统稳定塘或表面流SS受环境气候变化影响大，出水SS稳定性低于转盘等过滤装置。

图9-19　组合人工湿地与转盘过滤器CODCr去除对比

6.组合人工湿地系统对尾水综合毒性削减作用(www.xing528.com)

图9-20　组合人工湿地与转盘过滤器NH3-N去除对比

图9-21　组合人工湿地与转盘过滤器TP去除对比

目前，关于利用人工湿地处理污水效果评价中，主要是通过监测出水水质常规指标，如有关色度、BOD5、CODCr、TN、NH3-N、TP等综合性指标和特定物质浓度等单一性指标变化情况。但是有关处理过程中综合毒性变化的研究还非常有限。而城镇污水处理厂二级污水处理厂出水和再生水最终都会重新排到周边环境中，进入整个生态系统，因此其生态安全性是非常重要的指标。所以，本项目组合人工湿地处理系统对城北污水处理厂尾水综合生态毒性的削减情况进行了研究。

图9-22　组合人工湿地与转盘过滤器TN去除对比

图9-23　组合人工湿地与转盘过滤器SS去除对比

1）城市污水综合毒性测定方法

（1）发光菌法

由于城市污水毒性小且含有各种营养物质及易降解物质，因此很多传统的生物毒性监测法应用于测定城市污水的综合毒性时都会失效。从文献及报道来看，发光菌法敏感度高，用来测定城市污水综合毒性有较好的效果。

（2）大型蚤法

可采用大型蚤急性和慢性实验测定污水毒性，但大型蚤急性毒性实验很难对不同水样进行毒性区分，该方法对城市污水的毒性并不灵敏，而慢性试验相对灵敏，但需要的时间较长，与课题快速测定的要求不符。

（3）活性污泥呼吸速率法

①活性污泥最大呼吸速率法

采用最大呼吸速率法的毒性表达方法如下：分别测定与空白样混合后水样的最大呼吸速率R（样＋空）和空白样的最大呼吸速率R空，两者的比值定义为相对最大呼吸速率。

K值越小，表明水样对活性污泥的抑制作用越大，水样毒性也就越大。试验发现最大呼吸速率出现的时间在10～30 min，因此测定样品在10～30 min时间段内溶解氧的变化，就基本可以确定该样品的最大呼吸速率。

确定复合空白样的组成为：醋酸钠+乳酸钠+琥珀酸钠+酮戊二酸+葡萄糖+甘氨酸+丙氨酸+维生素B，并添加氮、磷、钙、镁、铁、铜等微量营养元素，按CODCr：N：P：C a：Mg：Fe：Cu=100：5：1：0.17：0.17：0.067：0.003的比例配制溶液。

试验中采用单一醋酸钠驯化污泥，复合空白样作空白。

②活性污泥内源呼吸速率法

采用内源呼吸速率法的毒性表达方法如下：分别记空白样和样品的内源呼吸速率R空和R样。定义相对内源呼吸速率K=R样/R空。K值越小，水样对污泥的内源呼吸抑制越大，毒性也就越大。采用单一醋酸钠驯化污泥，测定样品毒性。

③活性污泥硝化速率法

一般认为硝化细菌对废水的综合毒性具有更高的敏感度，因此课题采用活性污泥中的自养菌硝化速率法测定化学品和废水的毒性。从最大呼吸速率法和内源呼吸速率法的结论看出，经单一醋酸钠驯化后污泥对毒物的敏感度有明显提高。因此，自养菌硝化速率法也采用相同的方法对污泥进行驯化以提高敏感度。定义相对硝化速率

K值越小，水样对污泥的硝化速率抑制越大，毒性也就越大。

2）城北污水处理厂污水综合毒性削减评价

课题组采用发光菌毒性测试法，分别研究了无锡城北污水处理厂组合人工湿地进出水水质毒性，测定结果如表9-12所示。从表9-12可以看出，污水处理厂的进水经相应的生物处理工艺处理后，其毒性都得到了较大程度的削减。

同时，本项目分别用发光菌毒性测试结果和硝化速率法对无锡市城北污水处理厂所构建的组合人工湿地系统处理不同单元出水水样，结果如表9-13所示。

表9-12　各污水处理厂进出水发光菌毒性测定结果

表9-13　生物生态协同系统毒性削减测试表

测试结果表明：

（1）通过发光菌法测试发现，污水处理厂二沉池出水仍表现出一定的毒性，其水体相对发光度仅为21.14%。但通过生物强化氧化单元、表面流人工湿地单元和水平潜流人工湿地单元后，生态毒性均有一定的削减，经过以上3个处理单元后，发光菌相对发光度为85.25%，毒性下降了304.4%。但是，水平潜流人工湿地出水经过氧化塘后，相对发光度又有所下降，说明生态毒性又有所增加，原因可能是氧化塘构建时间较短，还不具备对污染物的去除和生态毒性削减的功能。但是总体来说，所构建的组合人工湿地系统具有明显的生态毒性削减功能。

（2）使用硝化速率法测试以上水样均不表现出毒性，不同单元出水硝化速率差异不明显，但总体来说，组合人工湿地系统有利于提高水体中硝化速率。

本研究所构建的组合人工湿地处理系统是包括厌氧、缺氧、好氧等生物处理过程的组合。因此课题组主要研究了污水处理厂尾水分别在厌氧、缺氧、好氧条件下有机物的降解及毒性削减情况。试验进水采用人工配水，选取甲苯、对二甲苯、邻二甲苯、吡啶、环己酮、苯丙酸、吲哚7种有毒有机物作为试验进水中产生毒性的物质添加。并结合国外的研究成果，设计有毒有机物含量占总CODCr的33%。其他碳源选择葡萄糖与蛋白胨以1：1配比，氮源为尿素[（NH2）2CO]（缺氧时为硝酸钠），磷源为磷酸二氢钾（KH2PO4），同时投加碳酸氢钠（NaHCO3）调节进水的碱度。另外，按照细菌干细胞中各元素含量比例投加微量元素，以保证活性污泥的正常生长。

试验结果表明：

（1）厌氧处理对模拟污水处理厂尾水的毒性削减能力相对最差。其出水毒性虽然随水力停留时间的增加逐渐减小，但在考察的停留时间内，出水毒性均大于进水毒性。随着进水有机负荷的增大，出水毒性逐渐增大。

（2）缺氧处理对模拟污水处理厂尾水的毒性削减能力处于中间水平。随着水力停留时间的增加，出水毒性逐渐减小，且出水毒性均较低，毒性削减的最佳碳氮比为5：1。有机负荷在0.424～0.846 kg CODCr/（m3·d）时，CODCr去除率随有机负荷的增加略有增加。从毒性削减方面来看，低的有机负荷下毒性削减率大于高的有机负荷。

（3）好氧处理对模拟污水处理厂尾水的毒性削减能力最强，试验条件下出水毒性均较低。随着水力停留时间的增加以及污泥龄的延长，出水毒性降低。泥龄20 d，水力停留时间6 h，进水有机负荷在0.355～0.698 kg CODCr/（m3·d）时，好氧SBR对进水的毒性削减率均在90%以上。

采用GC/MS测定了各反应器的出水，结果分析如表9-14至表9-17所示。

从表9-15和表9-16可以看出，不同生物处理条件下微生物对有毒有机物的处理能力和降解产物有所不同。厌氧处理出水中检出的有机物种类最多，而且很多都是进水中所没有的，其次为缺氧，好氧出水有机物最少。原因是厌氧微生物很难将有机物在较短的时间内彻底矿化，在很多情况下只是将其转化成中间产物，而这些中间产物可能有毒难降解，难以被厌氧菌进一步降解而存在于出水中。在好氧条件下，微生物可以在相对短的时间内，比较彻底地降解有机物，从而使得出水中原本的有机物及中间产物量都比较少。缺氧条件下的处理能力则介于两者之间。

从出水中检出一些可能的中间产物。例如，厌氧出水中检出羟吲哚（oxindole，可能概率96%）占到出水中有机物的19.45%，根据国内外研究中含氮杂环化合物降解过程中的羟基化现象，推测可能是吲哚的中间产物。甲苯在厌氧条件下，可能首先转化为对甲酚、邻甲酚。在厌氧出水中检出的邻甲酚、对甲酚以及在缺氧出水中检出的邻甲酚，这些很可能是甲苯的中间产物。还有一些物质，在出水中所占的比例较大，跟进水中某些物质结构相似，但是未查到文献，可能是配水中有机物降解的中间产物，有待于进一步研究。如厌氧出水中的2，3-二氢-4-甲基吲哚。

表9-14　好氧出水中各物质保留时间及所占比例

有些物质在厌氧、缺氧、好氧出水中均存在，如邻苯二甲酸酯类及3-己烯醇等。3-己烯醇等简单醇类、烃类有机物可能是有机物降解的中间产物，有待于进一步研究；邻苯二甲酸酯类是一类常用的增塑剂，而试验所用装置为有机玻璃黏合而成，有机玻璃本身或黏合胶中可能含有邻苯二甲酸酯类，微量溶解到水中使反应出水中含有该物质。厌氧出水中检出的很多新物质都有一定的毒性，例如，苯胺，LD50大鼠口服0.44 g/kg；邻甲酚，LD50大鼠口服1.35 g/kg；对甲酚，LD50大鼠口服1.8g/kg。这些新有毒物质的产生导致厌氧出水毒性大于进水毒性。

在试验条件下，好氧、缺氧条件下均完全降解的物质有吡啶、吲哚、环己酮，而在好氧条件下，除甲苯外，其他有毒有机物在出水中均未检出（表9-17）。

对模拟污水处理厂尾水中有毒有机物的降解能力从高到低排列为：好氧＞缺氧＞厌氧。从进出水中各种有毒有机物所占比例来看，厌氧条件下吡啶最难去除（占厌氧出水的22%），其次是环己酮和甲苯，对二甲苯和邻二甲苯的厌氧降解性能相当。缺氧条件下，两种二甲苯的降解性能相当，甲苯降解性好一些，其他物质均未检出。好氧出水中只检出甲苯，而且所占的比例较低，说明试验的苯系物及吲哚、吡啶在低浓度下都有很好的好氧降解性能。

表9-15　厌氧出水中各物质保留时间及所占比例

表9-16　缺氧出水中各物质保留时间及所占比例

7.组合人工湿地工艺经济技术及其适用性分析

（1）湿地系统建设成本概算

现利用无锡城北污水处理厂厂区三期工程周边绿化预留地约6 900 m2构建小型人工湿地示范区（其中水域面积4 545 m2，景观绿化面积2 480 m2），处理规模2 000 m3/d。工程总投资为180.01万元（其中景观及观景台54万元），具体如表9-18所示。

表9-17　各主要有毒有机物在进出水中浓度所占百分比变化情况

注：ND表示未检出。

表9-18　湿地系统工程投资估算　单位：元

这里需要强调的是，一般污水处理厂人工湿地构建是以景观设计作为平台，即使污水处理厂也没有人工湿地处理系统，但是作为现代城镇污水处理厂总体规划，景观设计和构建如亲水平台、绿化等还是必需的。

因此，在对人工湿地系统进行建设成本估算时，不能采取传统的处理系统一样的计算方法，应该扣除景观构建费用，这样才比较客观。

（2）湿地系统运行费用估算

本研究对所构建的人工湿地运行成本费用支出进行了概算，如表9-19所示。

表9-19　湿地系统工程年运行管理费用估算

根据以上计算分析，所构建的组合人工湿地系统处理水单位经营成本为0.11元。根据本次研究结果显示，虽然前端曝气可以提高组合人工湿地系统的处理效果，但是，由于曝气装置耗电量较大，不符合人工湿地生态处理的目标和原则，所以，实际运行中，曝气装置一般并不启用，所以组合人工湿地处理系统实际运行费用应该更低些。由此，本研究认为，从运行和维护成本考虑，与传统的污水处理工艺相比较，该组合人工湿地处理系统具有较大的优势。

（3）湿地处理系统适用性分析

人工湿地作为典型的生态处理技术，具有效率高、投资及能耗低、维护简单的特点，可以适应低浓度污染物去除的要求，能够最大限度地削减受纳水体的污染物负荷，同时具有良好的环境生态效应。将人工湿地等生态处理系统作为深度处理，其出水可以满足不同的回用水水质要求，可作为受污染水体修复的补充水源，能够产生良好的环境、经济效益。所以，无论从面积负荷去除率、运行成本还是环境效应角度，利用人工湿地系统深度处理城镇污水处理厂尾水都具有较好的适用性。

但是，人工湿地也具有占地面积大以及处理负荷较小等缺点，在实际应用中应因地制宜，灵活应用。在城镇大中型污水处理厂尾水深度处理工艺中，选择人工湿地应结合污水处理厂景观构建，不能完全依据传统的污水处理工艺建造，否则构建成本较高。另外，经人工湿地处理后的尾水应以回用为主，如景观水体补水以及厂区园林浇灌用水等。

基于人工湿地处理工艺的特点，并结合太湖地区自然地理特点，如河网密布、湖荡众多以及较为适宜的气候和地质条件，人工湿地处理技术更适合环太湖村镇小型污水处理厂尾水的稳定达标处理以及农村分散式生活污水的生态处理。特别是，随着今后太湖地区城乡一体化进程的加快，农村小城镇建设日新月异，对农村水环境提出更高的要求，这给农村水环境生态治理创造了有利条件，也为人工湿地技术的应用与发展带来了前所未有的机遇。