人工湿地脱氮模型

人工湿地脱氮模型

湿地建设是利用基质、微生物和植物相互作用清除污染物的生态系统。投资少，能源低，维护方便，环境效益好等特点。根据相关研究，人工湿地能够很好地去除BOD、TSS和大肠杆菌等，然而，大部分湿地不能很好地去除氮。Brix研究的大部分湿地氮的去除率大多低于30%。Reed和Brow报道美国大部分正在运行的人工湿地氨氮去除率都有限。人工湿地不能很好地解决出水氨氮浓度高的问题，当温度降低时情况更糟。近年来，人工湿地污水处理技术在我国得到了广泛的应用，对于人工湿地的脱氮机理的研究也倍受重视。由于人工湿地脱氮涉及因素多，过程复杂，很多因素的作用难以定量化，研究者的报道也不一，因此，人工湿地的脱氮机理研究比较困难。本文综述了当前国际上的主要的相关研究，讨论了人工湿地的脱氮途径及各途径对湿地脱氮的贡献，分析了影响湿地硝化作用的主要影响因素。1湿地对氨氮的等温吸收如图1所示，污水在流出人工湿地时，各种形态的氮会被出水部分带走，其余的在湿地系统中发生各种物理、化学和生物过程。有机氮在开始时可以通过介质和植物根系的过滤和沉淀去除，随后进行无机化过程，在氨化细菌的作用下转化为氨氮，连同进水中的氨氮被硝酸细菌转化成NO2-和NO3-，在反硝化过程中被转化为N2和N2O排出系统。湿地介质可以沉淀吸附部分氮，微生物生长也需要一定的氮。湿地植物对氨氮和硝态氮有吸收，主要是吸收硝态氮，构成植物组织的组成部分。在植物枯萎死亡的过程中，植物组织中的部分氮又以氨的形式逐渐释放到大气中或以其他形式迁移到系统中。通过收割植物可以将氮部分移出系统。2湿地自然氮脱氮法进入湿地系统中的氮可以通过湿地排水、氨的挥发、植物吸收、微生物硝化/反硝化作用以及介质沉淀吸附等过程得到去除。2.1不同介质中发酵剂中ph的变化湿地氨挥发包括湿地地面氨挥发和植物叶片氨挥发2部分。湿地地面氨挥发需要在系统pH大于8.0的情况下发生，一般人工湿地的pH在7.5～8.0之间，因此，通过湿地地面挥发损失的氨氮可以忽略不计。但是，当人工湿地中填充的是石灰石等介质时，湿地系统中的pH会很高，此时通过挥发损失的氨氮需要考虑。近年来，关于植物叶片氨挥发引起了人们的注意，有些研究者发现了农作物叶片的氨挥发现象，并认为是植物生长后期氮素积累降低的原因之一。目前，关于人工湿地植物氨挥发所起的作用尚不清楚。2.2土壤对氨氮的等温吸附污水中的氮可以以各种形式沉淀在湿地介质上，介质起到了拦截过滤作用。同时，也可以被植物和微生物吸收。介质可以直接吸附或离子交换固定氮。目前，人工湿地介质选择倾向多样化，从以往单一的土壤、砾石等变为其它各类岩石、矿渣、烧渣等。一般认为，湿地介质吸收的铵态氮最终也通过其它途径转化掉，因此介质对氮的吸附是短期的。但是Brix认为用土壤作为潜流湿地的介质是非常重要的，它不仅可以作为植物的生长介质，为微生物提供了大量的附着界面，而且可以直接通过物理化学作用净化污水。因为土壤如粘土、有机土有较大的阳离子交换能力，对氮磷的去除有重要贡献，甚至可以提高硝化作用。Brix还发现土壤介质对氨氮的吸附是湿地去除氨氮的主要机理。NH4+被带电土壤粒子吸附，延长了离子滞留时间。Gale等认为矿质土壤比有机土壤能更快的去除氮。粗沙、砾石一般不具有很大的阳离子交换容量，介质吸附所起到的作用不显著。但是Drizo等用页岩代替土壤作为湿地介质，能够完全去除氨氮，并且能够去除85%～95%的硝酸盐。2.3硝化降解潜流湿地中的化合物硝化过程主要由2步构成，NH4+或NH3被Nitrosomonas转化成NO2-，NO2-被Nitrobacter氧化成NO3-。亚硝酸盐的形成由2步构成，NH2OH是中间产物。Nitrosomonas的生长是整个硝化过程的限制步骤。反硝化作用实质上是一个硝酸盐的生物还原过程，包括多步反应。在湿地中，通过硝化/反硝化作用去除氮，被认为是人工湿地去除氮的最主要形式[17,21,22,23,24,25,26]。Harberl和Perfler认为无论是表面流还是潜流湿地，硝化/反硝化都是脱氮的主要过程。湿地通过进水携带溶解氧、大气复氧以及植物根系输氧等形式在湿地床体内形成许多好氧微区域，在这些微区域硝酸细菌将氨氮转化成硝态氮，降低了溶液中的氨氮浓度，使得土壤溶液中高浓度的氨氮和好氧微区域中低浓度的氨氮之间形成浓度梯度，氨氮可以持续地扩散到好氧微区域进行硝化作用。硝态氮可以扩散到厌氧区域进行反硝化作用生成N2排出系统，同时也作为植物的营养成分被部分吸收。为了最大限度地提高系统对TN的去除率，需要硝化及反硝化速率相均衡，过高的硝化和反硝化都不利于氮的去除。一般在潜流型人工湿地中，主要是厌氧环境的，反硝化速率明显高于硝化速率，硝化作用是脱氮的限制步骤。因此，提高人工湿地的硝化能力是人工湿地脱氮的关键问题。有研究显示通过种植输氧能力强的水生植物能够扩大植物根系的好氧区，促进硝化菌的生长，进而提高硝化反应的速率以及系统对TN的去除效果。然而，也有研究显示仅依靠植物根系的输氧对人工湿地的硝化速率的促进较小，Reed和Brown发现，不管何种植物在潜流湿地中根茎的伸展基本上限制在0.3m的基质层中，床体中一半的介质中没有被大量根系占据，因此在湿地底部形成缺氧环境，造成湿地硝化作用差。因此，为提高系统对TN的去除效果，必须增大氧气与微生物的接触机会，目前湿地通常采用间歇布水的方式使系统处于淹水/落干的交替状态。以保证微生物获得充足的氧气，促进硝化菌生长。Gersberg等和Laber等人通过添加碳源和向湿地中覆盖收割植物等方法强化反硝化过程。2.4植物地上部分的总氮含量水生植物在湿地脱氮过程中起了重要作用，植物可将O2输送至根部，植物及根系为微生物提供附着介质，并直接吸收氮。湿地植物对氨氮和硝态氮都有吸收，但是硝态氮是植物利用的主要形式。目前，文献对收割植物对湿地脱氮作用报道各异。除了极少数报道如Rogers和Breen等的研究认为植物吸收是湿地主要的脱氮途径（可占到50%）之外，大部分的研究者认为植物吸收只占湿地脱氮的一小部分。Brix认为一个生长季植物吸收氮量相对湿地进水氮量很小。Koottatep和Polprasert发现在水力停留时间为5d时，潜流湿地中植物吸收占进水总氮的43%。Tanner认为植物的吸收和存储只占潜流湿地氮去除的一小部分。Tanner在一个总氮浓度变化的范围内，对4块潜流湿地从第二季度开始测定植物氮吸收量，结果表明晚春植物吸收氮量为0.2～0.3g·m-2·d-1，夏末植物氮积累量为26～47g·m-2，秋季达到最大为48～69g·m-2。从第二季度开始由于植物的衰老，引起从活的植物组织中释放出0.1～0.25g·m-2·d-1的氮，这样在一年当中植物吸收存储只占湿地TN去除量的2%～8%。Tanner认为，沼生植物地上部分的含氮量为N15～32mg·g-1干质量。Gersbeg等人预测芦苇（Phragmitesaustralis）湿地植物吸收占湿地总氮去除量的12%～16%。vanOostrom等预测在一年的周期中，潜流湿地芦苇吸收的净氮量占湿地总氮去除量的25%。一般用湿地面积上植物吸收量衡量植物的吸收。Brix研究报道挺水植物的吸收能力约为N1000～2500kg·hm-2·a-1。Wittgren和Maehlum总结了不同种类植物的吸收量，范围为107～434kg·hm-2·a-1。Drizo等研究显示，芦苇地上植物吸收量为640kg·hm-2·a-1。Koottatep和Polprasert研究了香蒲（Typhaaugustifolia）在热带环境中最大的吸收量为2690～2740kg·hm-2·a-1。Hiley认为植物的吸收大部分集中在块茎和主根中。因此，收割植物地上部分只能去除少量的氮，植物死亡后根茎中的氮会随着根茎的腐烂进入循环过程，因此，湿地出水中氨氮浓度总会维持在一定的水平。在Cooper等的试验中，出水氨氮浓度维持在0.9mg·L-1左右。但是，在植物腐烂期，它们对氮的去除仍具有重要影响，有机物的释放充当了反硝化过程的碳源，这样可以省去向湿地中投加甲醇等作为碳源的步骤。因此，根据大部分研究者的报道，植物的氮吸收量只占湿地氮去除总量的一小部分，植物直接吸收对湿地脱氮不是主要的。由于植物含氮量比较低，从技术的角度说，收割植物的作用不大。因此，在欧洲的湿地植物一般不收割。3湿地景观的构成严格地讲，构成人工湿地的所有因素都会影响湿地的脱氮效率。Reed等认为湿地脱氮主要的影响因素为介质、微生物和水生植物，这是从湿地构成要素的角度来讲的。由于湿地脱氮的主要限制步骤是硝化作用，因此，本文主要从影响硝化作用的因素探讨人工湿地脱氮影响因素。影响硝化作用主要有3个因素：溶解氧(DO)、pH和温度。硝化过程需要氧，pH影响氨氮的形态，温度影响DO和氨氮的利用。偏离合适的温度会抑制硝化菌并影响硝化种群的变化。3.1潜流型湿地中硝化过程的ph和温度因为硝化过程需要氧，因此在硝化动力学中DO是一个极其重要的因素。DO低于某一浓度硝化菌将被抑制，但是对这一浓度尚无统一的定论。Randall和Buth认为DO高于2mg/L对硝化过程就足够了，而Wild等等认为DO高于1mg·L-1就足以让硝化作用出现。不过，他们都没有考察硝化菌进行硝化作用所需的最低DO浓度。未被强化的人工湿地系统内部DO的来源为进水携带、植物根系输氧和表面大气复氧。Tanner等测得通过湿地表面大气扩散复氧能力低于0.11g·m-2·d-1。他在2003年的研究中测得，通过大气自由扩散的输氧能力不超过1g·m-2·d-1。水生植物的输氧能力一般在0～12g·m-2·d-1,大多集中在0.5～6g·m-2·d-1的范围。但是这些测定一般是假设BOD和NH4-N的降解是好氧过程，通过它们的去除量来计算耗氧量的。Brix等直接在潜流型湿地中测得植物根系的输氧能力仅为0.02g·m-2·d-1，不过他的测定是在冬季进行的，此时植物已枯萎，测定结果偏小。pH亦是一个影响硝化过程的重要因素，因为在亚硝酸盐的形成过程中NH3更容易成为Nitrosomonas的基质。目前，对硝化过程的最佳pH尚无定论。Antoniou等综述了相关文献后认为最佳pH为7.0～8.2。其他的研究者则不同，Shammas认为硝化过程理想的pH范围是8～9。Painter和Loveless发现在他们的关于活性污泥方面的试验中硝化过程最佳的pH为7.5～8.0，低于6.2时硝化作用将不会出现。适合于Nitrosomonas和Nitrobacter生长的最佳pH不同。Groeneweg等认为适合于Nitrosomonas进行氨氧化的最佳pH为6.7～9.0。但是，适合于Nitrosomonas氨氧化的最佳pH不一定与最佳生长pH相同，比较整个硝化过程的pH和氨氧化的pH,Nitrobacter比Nitrosomonas更容易受低pH值的影响。pH影响NH3的形态，反过来，温度又影响NH4+的电离常数。pKa与温度的关系为：pKa=0.09018+2729.92/Ta。pKa为电离常数的对数（log）,Ta为绝对温度（K）。随着温度的降低，pKa增大，NH3浓度降低。因此，温度降低减少了可以利用的NH3，使硝化作用减弱。但是，Groeneweg发现，即使NH3足够多，在温度降低时氨氧化速率也会受到限制，因此，温度本身对硝化作用的影响远比温度变化引起的NH3浓度变化对硝化作用的影响大得多。对人工湿地来说，湿地系统的pH主要取决于湿地介质以及废水性质。人工湿地构建完毕后，运行期间湿地的pH变动不大。一般人工湿地的pH在7.5～8.0之间，比较有利于硝化过程的进行。但是，当人工湿地中填充的是特殊介质时，湿地系统中的pH可能会较大地偏离这个范围，同时氨氮的存在形式也发生了变化，硝化过程将会受到抑制。3.3温度对湿地硝化作用的影响温度对人工湿地脱氮性能的影响主要有两方面。一是温度对微生物硝化作用的影响，二是冬季温度降低植物枯萎死亡，植物停止吸收，并且逐渐向系统中释放氮，由于硝化能力降低，不能及时将植物和微生物释放出的氮降解掉，导致出水氮浓度升高甚至出水浓度大于进水浓度。微生物的硝化作用是一个最具温度敏感性的过程。一般认为，硝化作用的最佳温度是30～35℃。Charley等报道氨氧化过程的理想温度是15℃。Nitrobacter比Nitrosomonas更容易受温度的影响。对于微生物来说，温度降低世代期变长，或者说生长速率变慢。Wijffels等认为硝化细菌的世代周期从5℃时的150～200h到30℃时的15h。硝化细菌生长速率变慢，活性降低，直接影响硝化速率。目前，关于温度变化对硝化/反硝化速率的影响也存在较多的分歧。对于微生物停止硝化作用时的最低温度也没有统一的结论。文献值一般是2℃～18℃。Oleszkiewica等做了一个低温情况下的硝化速率研究，证明温度低于7℃时温度校正系数增长严重，意味着在低温时硝化作用仍然会发生，只是在温度低于7℃时会严重降低。较多的资料显示随温度升高，湿地对NH3