污水處理外文翻譯(含原文)--提高塔式復合人工濕地處理農村生活污水的脫氮效率

1、<p>　　提高塔式復合人工濕地處理農村生活污水的脫氮效率</p><p><b>　　摘要：</b></p><p>　　努力保護水源，尤其是在鄉(xiāng)鎮(zhèn)地區(qū)的飲用水源，是中國污水處理當前面臨的主要問題。氮元素在水體富營養(yǎng)化和對水生物的潛在毒害方面的重要作用，目前廢水脫氮已成為首要關注的焦點。人工濕地作為一種小型的，處理費用較低的方法被用于處理鄉(xiāng)鎮(zhèn)生活污水。比起

2、活性炭在脫氮方面顯示出的廣闊前景，人工濕地系統(tǒng)由于溶解氧的缺乏而在脫氮方面存在一定的制約。為了提高脫氮效率，一種新型三階段塔式混合濕地結構----人工濕地（thcw）應運而生。它的第一部分和第三部分是水平流矩形濕地結構，第二部分分三層，呈圓形，呈紊流狀態(tài)。塔式結構中水流由頂層進入第二層及底層，形成瀑布溢流，因此水中溶解氧濃度增加，從而提高了硝化反應效率，反硝化效率也由于有另外的有機物的加入而得到了改善，增加反硝化速率的另一個原因是直接通

3、過旁路進入第二部分的廢水中帶入的足量有機物。常綠植物池柏（Taxodium ascendens），經濟作物藺草（Schoenoplectus trigueter），野茭白（Zizania aquatica），有裝飾性的多花植物睡蓮（Nymphaea tetragona），香蒲（Typha angustifolia）被種植在</p><p><b>　　關鍵詞：</b></p>

4、<p>　　人工濕地；硝化作用；反硝化作用；生活污水；脫氮；硝化細菌；反硝化細菌</p><p><b>　?。? 前言</b></p><p>　　對于提高水源水質的廣泛需求，尤其是提高飲用水水源水質的需求是目前廢水深度處理的技術發(fā)展指向。在中國的鄉(xiāng)鎮(zhèn)地區(qū)，生活污水是直接排入湖泊、河流、土壤、海洋等水源中。這些缺乏處理的污水排放對于很多水庫、湖泊不能達到水

5、質標準是有責任的。許多位于中國的鄉(xiāng)鎮(zhèn)地區(qū)的社區(qū)缺乏足夠的生活污水處理設備。由于山區(qū)地形、人口分散、經濟基礎差等原因，廢水的收集和處理是很成問題的。由于資源短缺，經濟欠發(fā)達地區(qū)所采取的廢水處理技術必須低價高效，并且要便于施用，能量輸入及維護費用較低，而且要保證出水能達標。建造在城市中基于活性污泥床的廢水集中處理廠，對于小鄉(xiāng)鎮(zhèn)缺乏經濟適用性，主要是由于污水收集結構的建造費用高。</p><p>　　在另一方面，在中國

6、，許多河流、水庫、湖泊的氮含量沒有達到國家和當地的政府的標準。雖然許多湖泊、大部分入?？?、基本上所有的海岸的水看起來都很清潔，但是氮元素仍然在水體富營養(yǎng)化中扮演著一個主要的角色。因此相關叫做“新農村”國家標準已經頒布了。這個新標準規(guī)定，鄉(xiāng)鎮(zhèn)地區(qū)的的生活廢水必須經過處理才能排入水源或土壤中。</p><p>　　人工濕地已經被科學的認識并且建造于小型鄉(xiāng)鎮(zhèn)地區(qū)的污水處理工程。人工濕地簡單的結構，具有大的緩沖能力，產出

7、較少的剩余污泥的，操作和維護簡捷，操作和維護費用很低。這項技術對于SS，BOD，COD的脫除效率一般情況下是良好的，但是氮的脫除尤其是氨氮的脫除在現(xiàn)在運行的濕地系統(tǒng)中（水平流主導控制的濕地）是偏低的，這主要由于人工濕地中可被硝化微生物群利用的氧氣量的缺乏導致的。在268號歐洲濕地中給出如下數據，一般氮的脫除在表面水平流系統(tǒng)（SSHF）是大約30–40%，這意味著大約30%的氨氮（NH3-N）和39.6%的總氮被脫除。無論如何，單一數據與

8、大部分長期被監(jiān)測的表面水平流系統(tǒng)在脫除氮方面是存在極大的不同的（Vymazal, 2005）。這個問題是由于底部不合格的滲透系數及氧合作用的不足導致的。要達到更高的脫除效率垂直流系統(tǒng)技術一定要比較完善。但是在以上這些人工濕地的設計中氮的脫除通常是不足的。通常被認為硝化反應發(fā)生在濕地系統(tǒng)中，但是需要更長的水力停留時間（HRT）。</p><p>　　生物硝化反硝化反應是人工濕地系統(tǒng)脫氮最重要的機理；其他的機理比如植

9、物吸收、吸附、氨的揮發(fā)是比較次重要的（Green, 1997）。盡管植物吸收了氮，但是僅僅一小部分被植物在一個可接受的范圍內進行重移。在收割之后計算水生植物的吸收能力，粗略的統(tǒng)計為200–2500 kg N/每年，相比而言水下植物的吸收能力較弱為（<700 kg N/每年）(Brix, 1994)。此外，如果沒有收割濕地植物，絕大部分已經被吸收并構成入植物機體的氮元素會伴隨腐敗過程重新回到水中。生物硝化反硝化作用依賴于很多因素如：

10、溫度、pH、堿度、電勢和可利用的溶解氧。NH3-N的脫除大部分依賴于氧氣的供應。連續(xù)不斷的流水的反應床是一般是厭氧的。由于植物運輸氧氣到其根部，并在根部生長了好氧微生物，因此在靠近根部的地方NH4+由如亞硝化單細胞菌此類的硝化細菌氧化為亞硝酸鹽，發(fā)生了硝化反應，然后由帶有相同霉的細菌氧化為硝酸鹽，如硝化桿菌。隨后在濕地的一個厭氧區(qū)域擴散并且在有乳酸或是氫氣這樣電子源存在的情況下，硝酸鹽為一個龐大的被稱作硝酸鹽生產者的的細菌群落提供電子。

11、硝酸鹽最后轉化為氮氣釋放入大氣中(Drio et al.,1</p><p>　　無論如何，由水培養(yǎng)殖產生的氧氣是有限的。與水生植物多寡相關的水底氧氣的釋放量據報道是在0.5-5.2g/(m2d) 左右(Caffreya and Kempb, 1991)。在人工濕地的次級生長床層（VSB）表面水的溶解氧通常是偏低的。比如，次級生長床層（VSB）的微型植物系統(tǒng)的溶解氧濃度通常會小于1ppm (Steinberg a

12、nd Coonrod, 1994)。許多研究已經顯示很多大型水生植物根部的溶解氧濃度遠遠小于有機物氧化分解及硝化作用的需氧量。由于人工濕地結構在次級生長床層（VSB）低濃度的溶解氧，硝化作用被認為是脫氮的限制環(huán)節(jié)。在低溶解氧的情況下硝化反應可以發(fā)生，但其反應速率是遠遠小于當溶解氧大于2 mg/L時的反應速率(Grady et al.,1980)。</p><p>　　為了提高脫氮效率，通風應用于提高溶解氧濃度和硝

13、化反應效率。但當NH3-N的脫除效率提高的同時的NO3-N脫除效率則會下降(Green, 1997)。人工濕地要促進反硝化需具備兩個環(huán)境條件：對于反硝化反應的一個必要條件是厭氧沉淀物（氧化還原電位小于300mv）的存在；另一個條件是碳源的提供(Vymazal, 2005)。人工濕地植被脫除的氮有87%是依靠反硝化作用，剩余13%積累在沉淀和生物體中。憑借為反硝化提供有機碳和制造缺氧環(huán)境，植物體及其殘渣和進水的有機物共同脫除大約50%的氮

14、元素(vanOostrom,1995; Newman et al., 2000)。反硝化1 g NO3-N成為N2，相當于消耗BOD2.86g。并且被發(fā)現(xiàn)當碳氮（質量比）小于2.3可以限制反硝化反應的速率。無論如何，反硝化消耗的有機物在人工濕地結構的前端占有了主導位置，同時也導致了其后部有機物不足及反硝化效率低下。所以，如果人工濕地結構一部分的氧氣是足夠完成NH3-N的硝化，那么氮的硝化反硝化聯(lián)合路徑可以被改良；同時也意味著在人工濕地結

15、構的另一部分對于反硝化是厭氧且有機物充足的。</p><p>　　小型人工濕地結構處理鄉(xiāng)鎮(zhèn)生活污水是一門相對較新的技術，并且其物理、化學、生物的反應流程還沒有完全弄清。綜合表面水平流、自由水流和表面垂直流的優(yōu)缺點，可以合并這幾種系統(tǒng)彼此互補。這樣可以產生低COD含量的出水，這種出水經過了完全硝化和部分反硝化，因此出水的總氮濃度會更低。</p><p><b>　　研究目的：<

16、;/b></p><p>　　1.評價新型人工濕地的性能，塔式復合人工濕地（THCW），尤其是在高水力負荷的情況下脫氮效率。這種人工濕地結構設計通過瀑布形式的水流進行被動充氧從而提高廢水中溶解氧濃度進而提高硝化速率，依靠直接在濕地中間部分加入原廢水提高反硝化速率，從而促進硝化反硝化過程。</p><p>　　2.對于在人工濕地結構中常綠多年生木本植物和草本植物共同脫除氮的效率的評價，

17、尤其是在冬季的階段，且在濕地里植物的生長量對于氮的脫除是有幫助作用的。</p><p>　　3.研究表面水平流、自由水流相結合的系統(tǒng)是否在脫除和轉化廢水中污染物方面表現(xiàn)出更好的性能，尤其是脫氮方面。</p><p><b>　?。? 材料和方法</b></p><p><b>　　2.1 系統(tǒng)描述</b></p>

18、;<p>　　我們研究隊伍設計的人工濕地結構位于中國寧波某村。它包括三個部分，容積按照四十人排量設計。氣候特點為年降水量1300-1400mm和累計年平均氣溫16.2℃。極高極低值分別為38.8℃和-4.2℃。較冷的時間段以十二月到二月為代表并且在這個時間段里出水比較接近于8℃（最低5℃）。第一部分和第三部分8m長6m寬1.0m深。反應床有三層構成，最底一層由厚20 cm的洗凈的礫石(2–6 cm)構成，中間層由65 cm

19、厚的細砂(0.5–2.0 cm)粒構成，最上層由15 cm厚的土壤(0.1–0.2 cm)構成。底面坡度大約1%。第三部分有三個環(huán)形的單元構成，直徑分別為7m、5m和3m，由下向上每個0.6m深，表面積近似估算為38.5m2。由頂部向低處單元的溢流會立即產生的瀑布似的紊流可以增大溶解氧含量和維持含氧條件。</p><p>　　圖1 塔式復合人工濕地水流示意圖：1.進水區(qū) 2.塔式區(qū) 3.出水區(qū) 4.濕地植物 5.

20、頂部環(huán)形區(qū)域 6.中部環(huán)形區(qū)域 7.底部環(huán)形區(qū)域 8.瀑布似溢流</p><p>　　濕地結構的底部用高密度的聚乙烯作為襯里，環(huán)形區(qū)域則是要鋪襯5cm厚的砌磚墻，為了防止污水的滲漏及污水與地下水混合。由苗圃購得的池柏（Taxodium ascendens）的幼苗以間距0.8m間隔圍繞整個濕地結構底部環(huán)形種植，濕地結構地層中部種植密度為56株/m2的藺草（Schoenoplectus trigueter），于頭年十

21、一月種植第二年五月份收割。在藺草收獲后的六至十月份，以9株/m2的種植密度種植野茭白（Zizania aquatica）。在第二部分頂部的環(huán)形部分以近似6株/m2的種植密度種植睡蓮（Nymphaea tetragona），在中間環(huán)形區(qū)域以的36株/m2種植密度種植香蒲（Typha angustifolia）。</p><p>　　表1 THCW進水和出水的物理化學特性</p><p>　　

22、80%的原污水不斷的流入濕地結構的第一部分。20%的污水由泵直接輸入第二部分的環(huán)形結構最高層，溢流進入環(huán)形結構中間一層，之后流入最后一層。此時第二部分處理污水與第一部分處理后的污水一起流入濕地結構的第三部分并最終由其排出。水深由一個儲水塔控制。在第一時段，前四個月（06年5月到8月）人工濕地結構以的16 cm/d水力負荷運行（水力停留時間5.4 d）。第二時段，之后八個月（06年9月到07年4月）人工濕地結構以的比較高的32 cm/d水

23、力負荷運行（水力停留時間2.7 d）。這些生活污水在一個腐化池里先進行預處理（表一）。</p><p><b>　　2.2 分析方法</b></p><p>　　2.2.1 化學分析</p><p>　　需每天采集第一部分的進水，第二部分的出水（僅在后八個月），第三部分的出水，每周混合水樣的測試數據和結果搜集分析，需檢測TSS，COD，NH3-

24、N，TN，TP。每周檢測現(xiàn)場每部分和每個環(huán)形處理單元的水溫，pH，DO，TSS，COD，TN，TP和NH3-N要堅決的按照標準方法來檢測控制（APHA, 1998）。</p><p>　　野茭白（Z. aquatica)）和藺草（S. trigueter）在零六年十月和零七年五月分別被收割（砍掉植株所有水面上可見部分）。收割的植物在被蒸餾水洗過后在太陽下經過24小時的日照后投入105 ?C下灼燒24小時。植物在干

25、燥后的稱重作為基本分析。被干燥和研磨過的植物碎末作為總氮（TKN）測量的準備，分析方法按照標準方法（APHA, 1998）。</p><p>　　2.2.2硝化及反硝化的測量</p><p>　　在濕地結構第三部分的前端沉淀物上層的五厘米處存在潛在的硝化反應。使用的試驗介質中每公升包含：0.14g K2HPO4； 0.027 g KH2PO4； 0.59 g (NH4)2SO4；1.20

26、g NaHCO3；0.3 g CaCl2·2H2O；0.2 g MgSO4； 0.00625 g FeSO4；0.00625 g EDTA；1.06 gNaClO3；pH是7.5。氯化鈉被用于抑制硝酸鹽及亞硝酸鹽的氧化。50mL沉淀污泥需要加入100mL試驗介質25 ?C在震蕩器150 rpm轉速下培養(yǎng)。這種經處理過的樣本在被培養(yǎng)2，6，20和24小時后被收集。亞硝酸鹽的濃度用光度計測量。由亞硝酸鹽產量和培養(yǎng)時間數計算出的線性

27、回歸，評估出的角系數可以計算出潛在硝化反應的量。結果以在樣品中的體積損耗規(guī)范化的計算出來，最后以干重（DW）及明確的每小時每克干物質產生nmol亞硝酸鹽表示。</p><p>　　潛在亞硝化反應速率（PDR）被用乙炔抑制設備進行測量。 沉淀物樣本在第三部分的后部的四個地點采集（兩個分散采集，兩個呈柱狀采集直徑3.5 cm），并且要立即用鋁箔密封以防游離氧進入沉淀物樣本。這四個樣本分別投入四個容積為1500mL的錐

28、形瓶中，加入添加營養(yǎng)元素的營養(yǎng)液進行培養(yǎng)（15 mg/L NO3-N，72 mg/L Ca，10 mg/L Mg，27 mg/L Na，39mg/L K和2.5 mg/L PO4-P）。燒瓶頂部用氮氣吹洗半個小時。燒瓶被置于旋轉振蕩器中60 rpm轉速震蕩。樣本在黑暗處20 ?C培養(yǎng)八小時。每個小時使用注射器進行氣體取樣。頂部樣本用氣象色譜儀分析N2O的濃度（日本金島公司氣象色譜儀GC-14B），氣象色譜儀帶有一個電子捕獲探測器操作溫度

29、340 ?C。潛在亞硝化的反應速率以mg N2O-N/m2沉淀物每小時表示。</p><p>　　2.2.3 微生物數量的分析</p><p>　　人工濕地沉淀物中的硝化和反硝化微生物使用以下培養(yǎng)基用最大可能數量法計算（Carter and Gregorich, 2006）。計算硝化細菌的培養(yǎng)基配方如下：13.5 g Na2HPO4；0.7 g KH2PO4； 0.1g MgSO4

30、3;7H2O； 0.5 g NaHCO3； 2.5 g (NH4)2SO4；14.4mg FeCl3·6H2O； 18.4mg CaCl2·7H2O； 1 L 蒸餾水；pH＝8.0。計算反硝化細菌的培養(yǎng)基配方如下：1.0 g KNO3； 0.1gNa2HPO4;；2.0 g Na2S2O7； 0.1g NaHCO3;；0.1 g MgCl2； 1 L 蒸餾水；pH 7.0。</p><p>　

31、　用一根內徑為4.7cm的玻璃管采集測量硝化和反硝化細菌的數量應遠離泥水分界面（0–2 cm）及過深的深度（5–8 cm）。附著在巖石及水生植物體上的細菌剝離下來之后，然后用混合器將其溶于冷水驅散混合。經十個無菌的蒸餾水樣稀釋的沉淀物樣本被轉移到96格的包含各自培養(yǎng)基的微量滴定板上在28 ?C下硝化細菌培養(yǎng)21 d反硝化細菌培養(yǎng)5 d。為了確定沉淀物的干重，10 g的沉淀物在105 ?C下被隔夜烘干直至產生衡重樣本。在人工濕地結構運行期

32、間，硝化和反硝化細菌的數量要每兩月進行一次計算。</p><p>　　2.2.4 統(tǒng)計分析</p><p>　　所有帶有方差測驗的統(tǒng)計分析都使用統(tǒng)計分析軟件SPSS進行分析（Statistic Package for Social Science）。當p < 0.05時誤差被認為是有效的。有效的誤差用鄧肯測試法進行評估。皮爾森相關分析適用于評估潛在反硝化效率和水力負荷之間有效的的線性

33、相關，以及反硝化和水力負荷之間的關系。</p><p><b>　　3.結果</b></p><p>　　第二部分第三部分的出水中物理化學指標的變化在表1中給出，水的pH沒有太大的變化。由于人工濕地結構第二部分的瀑布式溢流的被動充氧的原因，出水的溶解氧含量（DO）相對較大。在第二部分入水的溶解氧平均值為：1.28±0.52 mg/L，出水中的平均值為：2.9

34、8±0.38mg/L。已觀測到的對總懸浮物TSS的脫除率為84.60±9.6%。氮的脫除率是較高值的，脫除NH3-N和TN平均值為：83.11±10.2%，82.85±8.5%。在第二部分NH3-N和TN的脫除率分別為：72%和29%。在第二部分的硝化作用將很大部分的氮轉化成了NO3-N，54%的由第三部分的反硝化作用和其他作用轉移脫除。磷的脫除率觀測到在64.15±7.9%。在第二時間

35、段對于第一時間段各類超標污染物的脫除效率更高，因為第一時間短的水力負荷較低。但在兩種不同的水力負荷下各類污染物的脫除效率是相似的（p < 0.02）。</p><p>　　圖2顯示了的研究調查期間12個月的入水和出水中CODcr，NH3-N，TN和TP脫除效率。在研究期間的時間段一和時間段二中，調研中的十二個月NH3-N和TN被有效脫除。脫氮效率在開始10周和最后10周是最高，由于溫度較高的原因。人工濕地結

36、構在冬季也顯出了對于氮、磷和有機物的較高的脫除效率。另外由于硝化和反硝化作用而導致的氮素流失的量在夏季大于（p < 0.003）在冬季。當濕地中的pH值超過極大值7.7，氨的揮發(fā)可以被忽略，這個pH值下沒有足夠量的氨氣的生成。在兩種水力負荷下（16 cm/d和 32 cm/d）的脫除效率在統(tǒng)計上沒有顯著差異。</p><p>　　圖2.實驗期間THCW進水出水中的COD，NH3-N，TN和TP含量與脫除效率

37、</p><p>　　圖2中同樣顯示在濕地運行期間磷的脫除效率在最高的水力負荷下或是在冬季沒有十分顯著的波動。在冬季和夏季的運行中，出水的總磷TP濃度沒有顯著的差異。</p><p>　　圖3. 實驗期間THCW第三部分沉淀物中潛在硝化及反硝化量</p><p>　　如圖3所示，潛在硝化速率和潛在反硝化效率在最初的四個月里的隨著時間增長。在水力負荷上升（16 cm/

38、d到32 cm/d）之后的一個月，在2006年的十月到十二月之間潛在硝化速率下降，潛在反硝化速率在2006年的十月到2007年的二月之間下降。實驗結束時潛在硝化反應速率沒有明顯上升，反硝化反應速率上升了一點。潛在硝化反應和潛在反硝化反應用硝化細菌和反硝化細菌的最有可能數目來分別計算，顯出兩條正相關關系很好的曲線（p < 0.05）。</p><p>　　表2 在THCW中硝化及反硝化細菌數量</p&

39、gt;<p>　　由表2看出，在濕地結構沉淀物中的硝化細菌和反硝化細菌最可能數目大約在每克104–105數量級之間。對比硝化細菌及反硝化細菌的估算定量，濕地結構中相應的潛在硝化反應和潛在反硝化反應（圖3）顯示出更多數量的硝化細菌和反硝化細菌，更高的潛在硝化活動。</p><p>　　為了測定植物收獲后在脫氮方面的效果，在06年十月和07年五月收獲的植物烘干后測量其凱氏氮（TKN）的含量,顯示出在藺草

40、（S. trigueter）中積累的氮的含量遠大于野茭白（Z. aquatica）中的積累，在藺草（S. trigueter）和野茭白（Z. aquatica）的烘干樣中平均固氮的量是6.8±0.3/kg和4.7±0.2/kg，總氮的平均吸收率分別是17.18 kg/(ha·d)和12.63 kg/(ha·d)。</p><p><b>　　4.討論</b&

41、gt;</p><p>　　硝化反應是不能從水中脫氮。但是伴隨著反硝化反應卻是許多人工濕地結構的主要脫除機理。硝化反應發(fā)生在氧氣處于一個可以使嚴格好氧硝化細菌生長的足夠高的濃度氧氣含量下。硝化反應存在于所有的人工濕地結構中，但這一反應的大小又由溶解氧的量決定。因為NH3-N在許多廢水中是占優(yōu)勢的種類，硝化反應通常在各類濕地系統(tǒng)中是一個限制環(huán)節(jié)。反硝化作用被認為是大多數人工濕地結構中主要的脫氮機理。無論如何，通常在

42、廢水中硝酸鹽的濃度是非常低的，因此反硝化反應必須伴隨硝化反應而進行。硝化反應和反硝化反應對于氧的不同需求成為了許多要求到高脫氮效率的人工濕地的障礙。</p><p>　　人們普遍認為當溶解氧濃度（DO）達到1.5mg/L以上時硝化反應可以發(fā)生。研究中濕地結構的出水溶解氧濃度（DO）平均值為2.22±0.13 mg/L，這個可能是由于人工濕地結構中部的塔式結構的瀑布式溢流造成的，這個溶解氧濃度是對硝化作用

43、有利的；這個推論與沉淀物中的更多的硝化細菌的數目相一致（表2）。高的溶解氧濃度與充足由入水的支路直接注入人工濕地第二部分的有機物，減少了異養(yǎng)生物和硝化細菌之間對營養(yǎng)的爭奪。因此更多的緩慢生長的硝化細菌轉移到了沉淀物的表面和植物根部。</p><p>　　表3 THCW及其他濕地結構的脫氮效率</p><p>　　塔式復合人工濕地結構氮的脫除率大約為1440 gN/m2每年。對比其他的單一或

44、是組合形式的人工濕地（表3），塔式復合人工濕地結構顯示出更高的脫氮效率，對的NH3-N脫除效率更是比得上混合系統(tǒng)的效率。無論如何塔式復合人工濕地結構對于總氮TN的脫除效率高于單獨結構和復合結構（Cooper, 1999；Platzer，1999；Kyambadde et al，2005），硝化和反硝化的結合可以改良濕地結構的性能。濕地通常包括幾種可能的氮的脫除機理，但是對于長期氮脫除的機理被認為是反硝化作用（Reed et al.，19

45、95）。由于藺草（S.trigueter）和池柏（T.ascendens）等植物生長影響的原因，人工濕地在冬季也顯示出較高的氮的，磷的，有機物的脫除效率。</p><p>　　相比而言，據報道以色列的一個表面自由水流系統(tǒng)（FWS）的試點濕地結構使用睡蓮作為生活污水的初級處理，在22 cm/d的水力負荷下成本降低超過了60%，氮的脫除率10–20%，并伴有少量磷的脫除（Ran et al.，2004）。盡管在第二時

46、段的水力負荷增加了將近一倍，但是總磷的脫除效率是和第一時間段一樣是高的，而且這個結論與其他研究結論相吻合（Kyambadde et al.，2005; Tuncsiper, 2007）。以上支持了一個事實，即：植物對磷的的吸收能力和濕地結構床層的沉淀吸附作用是有限的。磷的脫除主要受水溫的影響。</p><p>　　在低水力負荷下，濕地結構對于所有過量染污的脫除效率是更高的。Sun et al.（1998）表明水平

47、流系統(tǒng)中當水力負荷超過0.3 kg／(m2 d)時，隨著水力負荷的增加有機物脫除率減少，但這對本文研究的塔式復合人工濕地結構卻沒有影響。因此與自由水表面積系統(tǒng)形成了對比。在水力負荷上升之后的，化學需氧量COD被顯示下降了同時生物需氧量BOD5卻沒有改變（Ran et al., 2004）。這表明在低水力負荷下水力效率更高，這一數據在不同的濕地結構中同樣是成比例的。塔式復合人工濕地結構COD的去除率沒有預期高，可能是因為污水入水有一支路（

48、約20%）直接注入中間部分，導致污水的水力停留時間不足。對于NH3-N的脫除在第二時間段一個較短的水力停留時間（2.7 d）里可以達到或是超過單獨的濕地結構的脫除效率（Kyambadde et al., 2005；Tuncsiper et al., 2006；Tuncsiper，2007）。研究發(fā)現(xiàn)對于表面水平流系統(tǒng)水力停留時間為2d時可達到最高的脫除效率，表面自由流系統(tǒng)則是6d，更長的水力停留時間對于氮的脫除可能沒有幫助。Reed a

49、nd Brown (</p><p>　　通常，沉淀物是濕地結構反硝化反應發(fā)生的主要場所。對于水中脫氮植物上附著的懸浮生物群落的反硝化作用對于濕地結構中所有的反硝化作用有重大貢獻。塔式復合人工濕地結構中潛在硝化反應和潛在反硝化反應比其他已報道的數字要高，可能更高的有效溶解氧對硝化細菌是有利的，更高的有機碳的量對于反硝化細菌有利，這對濕地結構混合種植的植物也有幫助。Bachand and Horne (2000)記

50、錄到混合種植大型植物的濕地結構比種植單一植物的濕地結構有更高的脫氮效率。Bastviken et al. (2005)發(fā)現(xiàn)水底生長的植物比水面生長的植物有更高的反硝化能力。盡管塔式復合人工濕地結構的大型植物都是浮于水面的而且相繼被收割，但植物水下的一部分仍然在濕地中；這給細菌提供了有機碳源和附著生長場所。</p><p>　　酸探針DNA雜配法（DNA–DNA hybridization）顯示出大部分細菌生活在土

51、壤上層（5 cm）。反硝化探針顯示出反硝化細菌主要生活在植物的根部，如塊莖和鮮嫩的根。所以反硝化細菌的生長范圍是遠離泥水分界面的（0–2 cm），也遠離更深的深度（5–8 cm）。由水力負荷的變化引起的微生物活性的改變有滯后性，這使得這個參數（反硝化細菌的生長范圍）不存在一定誤差。由于塔式復合人工濕地結構瀑布式溢流帶來的被動充氧導致的更高的溶解氧濃度對更高的潛在反硝化反應率有幫助，硝化細菌數目的增加了約兩倍，接近于在其他報道中顯示出的反

52、硝化細菌的數目（Bastviken et al., 2003; He et al., 2004）。</p><p>　　在丹麥一個峽灣的污泥中，反硝化反應通過氮的同位素15N的數目測定，由乙炔抑制技術檢測顯示，在污泥上部一厘米處反硝化能力是最強的，底部則是最弱的。這和我們的研究結果是一致的，多的反硝化反應在污泥的上部發(fā)生，這可能是由于缺乏大型植物導致的。我們的研究與他們的報道一致的還有，反硝化在夏季和秋季到達最大

53、活性（Joergensen, 1989）。</p><p>　　到目前為止，對于濕地結構中的關于潛在硝化反應的數據仍然是欠缺的。由于文獻的限制，分析方法的不同，對于潛在硝化反應和潛在反硝化反應的表示方法的不同等原因，使得比較本論文研究結果與之前相關研究結果之間的差異變得有些困難。在未來，詳細的調查結果可能會發(fā)表。</p><p>　　據估計廢水中僅有5–10%的氮元素被植物固定在植物體內。

54、因此植物體固定的氮對于流入人工濕地的氮的含量是無關緊要的，并且濕地結構中的大型植物的性能是沒有顯著的不同的，大部分與濕地植物處理廢水有關的功能都是物理作用。然而，濕地植物基于他們的特點及屬性而具有了相對的優(yōu)缺點，被公認的有作為畜用飼料、工業(yè)產品的原材料和一定的美學觀賞價值。這些特點形成了選擇濕地植物標準的基礎，除此之外還有植物的外觀（Mbuligwe, 2004）。冬季濕地結構性能的下降可以歸因于植物的衰老和死亡。因此，濕地結構必須設法

55、在冬季也保持一定植物的生長。塔式復合人工濕地結構植物應在所有農作物及當地的本土植物中選擇。當地農民可以很容易的管理濕地結構和收獲濕地植物，避免由于植物腐爛而導致的氮從新流回水中的情況。盡管記錄中濕地大型植物對于氮的吸收量是相當可觀的，很少的關注給于樹種的選擇。濕地種植了木本常綠植物和草本植物，為了確保冬季濕性能不要因為植物死亡或被收割而出現(xiàn)較大的削減。此外，為了濕地有個漂亮的外觀和呈現(xiàn)出大型植物的美學觀賞價值，有花的植物應被選擇種植在濕

56、地結構的上層區(qū)域，那種高的常綠植物因被種植在較低的區(qū)域。一種樹名</p><p>　　本地植物藺草對于濕地結構的氮的脫除有很大優(yōu)勢。這種植物于頭年十一月播種第二年五月收割，它不像大部分濕地植物在冬季會開始衰老或是死亡。藺草纖細多枝的莖，它會給硝化細菌提供一個有利的生長環(huán)境。假定植物被收割后帶有全部氮消除量的10%。相對應的，濕地結構中50%的氮的脫除是依靠反硝化作用和其他次級反應，確定排除濕地反硝化作用的植物的脫

57、氮作用貫穿整個研究時期。情況是這樣的，由于濕地結構中對氮元素的轉化是非常復雜和動態(tài)的流程，而且有很多因素（溫度，pH，植物的吸收，氨的揮發(fā)）直接或間接的影響著系統(tǒng)的處理性能。</p><p>　　塔結構的瀑布式溢流和濕地植物對惡臭和令人討厭的昆蟲（蚊子，蠓類）繁殖的限制作用是顯而易見的，因此濕地結構可以被安全的放置在它所服務的社區(qū)附近。</p><p><b>　　5.結論<

58、;/b></p><p>　　該研究顯示，塔式復合人工濕地結構可以有效處理許多污染物，第一部分的處理目標為總懸浮物TSS和生物需氧量，第二個塔式部分的處理目標是硝化，第三部分的目標是反硝化。使用塔式結構的瀑布式水流而帶來被動充氧以及由旁路直接注入第二部分的原污水，在促進硝化和反硝化方面的顯示出了很大的促進。對于總懸浮物TSS，化學需氧量COD，氨氮NH3-N，總氮TN，總磷TP的脫除效率分別為：88.57&

59、#177;16.3%，84.60±9.6%，83.11±10.2%，82.85±8.5%，64.15±7.9%。顯然，我們設計的系統(tǒng)在高的水力負荷下對于初級生活污水有一個高的脫氮能力。濕地結構污泥里的硝化細菌的數量較高，但反硝化細菌數量對于其他報道來說相對偏低。潛在硝化反應和潛在反硝化反應的數目是與硝化細菌和反硝化細菌數目相一致的。在濕地結構中硝化反應和反硝化反應是脫氮運行的主要機理。濕地種植物的