针对污水处理厂尾水深度脱氮的人工湿地装置及应用

摘要

一种针对污水处理厂尾水深度脱氮的人工湿地装置及应用，所述人工湿地装置自上而下依次为植被层、粗砂层、第一砾石基质层、第二砾石基质层、承托层和集水区，第一砾石基质层与第二砾石基质层均匀掺杂铁炭，承托层下方为集水区，集水区顶部装有穿孔有机玻璃集水板。本发明结构简单、运行管理方便，能有效净化污水处理厂尾水，特别是提高人工湿地脱氮效率，实现了装置全年高效脱氮、稳定运行的目标，可进一步降低污水处理厂出水污染物浓度，有利于水环境的持续改善。

说明书

技术领域

本发明涉及污水处理领域，特别是涉及一种用于污水处理厂尾水深度处理的人工湿地高效脱氮装置。

背景技术

目前，我国大多数污水处理厂仍以二级处理为主，虽然污水二级生物处理可削减大部分污染物，尾水中有机物、氮、磷浓度仍然较高。2010-2014年，我国南方城镇污水处理厂二级出水主要水质指标如下：COD 51.64±22.11mg/L、NH₄⁺-N>

将污水厂尾水进行深度处理，可以减小尾水对受纳水体的影响，改善我国水环境；经深度处理的尾水水质达到一定标准后，还可回用于工农业及市政用水、补充地表水、进行地下水回灌等，从而增大了水供给，降低了人类行为对环境的影响。人工湿地是近年来发展起来的一种新型生态处理技术，在有机污染物、细菌、痕量有机物去除方面均有良好的效果，已经广泛应用于污染水体的水质净化与恢复、面源污染控制、雨水处理与利用、污水处理等领域，具有污染物去除效果稳定、投资省、运行成本低等显著优点，是削减二级出水中氮磷等污染物的有效工艺之一，为污水处理厂尾水的深度处理开辟了一条新途径。

垂直流人工湿地由于占地面积少、处理效果好、卫生条件好等优点受到越来越广泛的关注。同时，垂直流人工湿地形成的好氧、缺氧、厌氧环境，有利于微生物硝化、反硝化作用的进行，从而提高装置的脱氮效率。但是，在采用垂直流人工湿地处理污水处理厂尾水时，由于尾水特殊的水质，发现仍存在如下缺陷：(1)经过二级处理后，尾水的碳源低、可生化性差(BOD₅/COD为0.1～0.35，BOD₅/TN约为1)，尾水中的有机物主要是富里酸、腐殖酸、表面活性剂和其他痕量难降解有机物，这些有机物难以被微生物所利用，湿地装置可利用碳源不足是限制微生物反硝化作用导致脱氮效率低的主要原因；(2)由于冬季气温低，植被层枯萎，植物对污染物的去除能力下降，甚至会向水中释放部分氮磷；另一方面，温度下降会降低微生物细胞内电子传递速率，导致微生物活性和生物脱氮能力下降，最终影响了整个湿地装置的脱氮效果。

发明内容

解决的技术问题：针对污水处理厂二级处理尾水中氮含量偏高，目前垂直流人工湿地处理污水厂尾水存在碳源低、可生化性差、冬季气温低影响湿地装置的去污能力，从而导致其脱氮效率低等问题，本发明提供一种针对污水处理厂尾水深度脱氮的人工湿地装置及应用。

技术方案：所述针对污水处理厂尾水深度脱氮的人工湿地装置，包括从上到下依次排列的植被层、粗砂层、第一砾石基质层、第二砾石基质层、承托层和集水区；

所述第一砾石基质层中部设有第一砾石基质层在线ORP电极；

所述第二砾石基质层中部设有第二砾石基质层在线ORP电极；

所述集水区顶部设有穿孔集水板，集水区底部设有坡度为5％且呈漏斗状的斜坡，所述斜坡中心设有排渣口，此外，集水区底部设有支撑柱；

所述针对污水处理厂尾水深度脱氮的人工湿地装置顶部设有进水口，底部设有出水口；

所述第一砾石基质层均匀掺杂铁炭Ⅰ，所述铁炭Ⅰ中铁炭质量比为M_Fe：M_C＝2:1～6:1；

所述第二砾石基质层均匀掺杂铁炭Ⅱ，所述铁炭Ⅱ中铁炭质量比为M_Fe：M_C＝0.5:1～2:1。

作为优选，铁炭Ⅰ为直径10～30mm的块状，铁炭中铁炭质量比为M_Fe：M_C＝5:1。

作为优选，铁炭Ⅱ为直径10～30mm的块状，铁炭中铁炭质量比为M_Fe：M_C＝1:1。

作为优选，所述粗砂层的粗砂粒径为2～4mm。

作为优选，所述砾石基质层的砾石粒径为4～8mm，所述砾石基质层与铁炭的掺杂比例为砾石基质层总质量的0.5％～3％。

作为优选，所述砾石基质层与铁炭的掺杂比例为砾石基质层总质量的1％。

作为优选，所述承托层由砾石组成，所述砾石粒径为8～16mm。

作为优选，所述穿孔集水板开孔孔径为5mm，开孔率为8.25％。

本发明的另一种技术方案还包括所述人工湿地装置在污水处理厂尾水深度脱氮中的应用。

所述应用步骤为：

1)尾水从湿地装置上部进入植被层(4)，利用植物直接吸收污水中的氮磷元素；

2)进行初步吸收后尾水进入到粗砂层(5)，去除大颗粒的悬浮物；

3)预处理后的尾水进入第一砾石基质层(6)，通过铁炭内电解将复杂大分子有机物分解为小分子有机物；

4)处理后的尾水进入第二砾石基质层(7)，经过反硝化菌的反硝化作用和电解产氢反硝化作用对尾水进行脱氮，所述反硝化菌为微球反硝化菌。

有益效果：1、本发明在第一砾石基质层的基质中均匀掺杂了铁炭Ⅰ(铁炭质量比为M_Fe：M_C＝2:1～6:1)，直径10～30mm的块状铁炭，铁炭在具有一定电导率的污水中形成原电池，发生内电解反应，与现有的垂直流人工湿地相比，能够将污水中复杂的大分子有机物分解为小分子有机物，消耗氧气的同时为微生物的反硝化作用提供更多可利用碳源。

2、本发明在第二砾石基质层的基质中均匀掺杂了铁炭Ⅱ(铁炭质量比为M_Fe：M_C＝0.5:1～2:1)，直径10～30mm的块状铁炭，在厌氧条件下，本砾石基质层除了发生传统的异养反硝化作用外还会发生电解产氢自养反硝化，自养反硝化菌以电极产生的H₂为电子供体，将氮氧化物作为电子受体还原成N₂。与现有的垂直流人工湿地相比，不仅能够实现传统的异养反硝化脱氮，还可促进微生物的自养反硝化脱氮，从而提高了湿地装置的脱氮效率。

3、与现有的垂直流人工湿地相比，本发明通过从上到下依次设置植被层、粗砂层、第一砾石基质层、第二砾石基质层和承托层，递进吸收处理氮元素，提高了湿地装置的脱氮效率。

4、与现有的垂直流人工湿地相比，本发明在第一砾石基质层和第二砾石基质层中掺杂的铁炭发生原电池反应，产生的新生态铁离子能够参与到细胞中通过Fe²⁺和Fe³⁺之间氧化还原反应来进行的电子传递，从而提高了生化反应的速率，并有效改善碳源可生化性；两层铁炭的分别设置可促进异养反硝化和自养反硝化的同步顺利进行，进一步提高湿地装置脱氮效率，特别是改善冬季低温时湿地的脱氮效果。

附图说明

图1为本发明装置示意图；

图2为穿孔集水板的结构示意图。

图中：1.进水桶；2.蠕动泵；3.进水管；4.植被层；5.粗砂层；6.第一砾石基质层；7.第二砾石基质层；8.承托层；9.穿孔集水板；10.集水区；11.排渣口；12.出水管；13.第二砾石基质层在线ORP电极；14.第一砾石基质层在线ORP电极；15.铁炭Ⅰ(M_Fe：M_C＝2:1～6:1)；16.铁炭Ⅱ(M_Fe：M_C＝0.5:1～2:1)；17.底部支撑柱。

具体实施方式

下面结合实施例和附图对本发明作进一步详细描述。

实施例1

参见图1，其中示出本发明一种针对污水处理厂尾水深度脱氮的人工湿地装置的优选实施例，所述人工湿地装置包括植被层4、粗砂层5、第一砾石基质层6、第二砾石基质层7和承托层8，承托层8下方为集水区10。污水处理厂尾水通过蠕动泵2打入湿地装置，依次流经植被层4、第一砾石基质层6、第二砾石基质层7、承托层8，通过承托层8下方的有机玻璃穿孔集水板9进入集水区10，从底部出水。

植被层4可以选用多年生的芦苇、香蒲、千屈菜等具有发达根系的挺水植物，可以单种或者搭配混种。植物可以直接吸收污水中的氮磷元素，错综复杂的根系可以为微生物吸附生长提供更大的表面积，还能向湿地装置输送氧气，根系对基质的穿透作用，能够增强基质的疏松度，从而加强和维持基质的水力传导性。

粗砂层5中粗砂粒径为2～4mm，为微生物提供了稳定的附着表面，也为植物的正常生长提供了载体。粗砂层5还能有效截留污水中的悬浮物，以延缓湿地装置的堵塞。此外，粗砂层5自身可以通过吸附、过滤、离子交换等物化过程去除污水中氮磷等营养物质。

第一砾石基质层6是污染物的主要去除单元之一，基质中均匀掺杂了铁炭Ⅰ15(铁炭质量比为M_Fe：M_C＝2:1～6:1)，铁炭浸没在具有一定电导率的污水中能够形成铁炭原电池，阳极发生电极反应Fe-2e＝Fe²⁺(E₀＝－0.44V)，中、碱性条件下阴极发生电极反应O₂+2H₂O+4e＝4OH^－(E₀＝+0.40V)。铁炭内电解过程产生大量活性的[H]和Fe²⁺，使污水中的复杂有机物发生开环、断链等作用，另外，在Fe²⁺氧化成Fe³⁺的过程中，会产生具有强氧化性的OH·、O·，可以破坏－CN和C＝O键。通过电化学作用引发的一系列氧化还原反应，能够将污水中的复杂大分子有机物分解为小分子有机物，从而改善尾水可生化性，为微生物反硝化作用提供更多的可利用碳源，提高湿地装置的脱氮效率。

第二砾石基质层7是脱氮的主要单元，污水经过第一砾石基质层6后可生化性得到了改善，为本单元的异养反硝化作用提供了更多的可利用碳源，能够提高反硝化脱氮效率。第二砾石基质层7还掺杂了铁炭Ⅱ16(铁炭质量比为M_Fe：M_C＝0.5:1～2:1)，本砾石基质层除发生传统的反硝化作用外，还会发生电解产氢自养反硝化。电解产氢自养反硝化是微生物以氢为电子供体将氮氧化物还原的自养反硝化，这类反硝化菌主要是微球反硝化菌，需要在缺氧或者厌氧条件下进行。经过粗砂层和第一砾石基质层对O₂的消耗后，第二砾石基质层基本处于缺/厌氧状态，阳极可发生电极反应C+2H₂O＝CO₂+4H⁺+4e(E₀＝－0.207V)，阴极发生电极反应2H₂O+2e＝H₂+2OH^－(E₀＝0V)，电极反应分别提供电子供体和无机碳源作为自养微生物反硝化的养源。第二砾石基质层主要发生产H₂、产CO₂的自养反硝化反应来实现脱氮，Fe²⁺溶出是次要反应，可加速微生物细胞内电子传递，因此该基质层M_Fe：M_C适当降低(铁炭质量比为M_Fe：M_C＝0.5:1～2:1)。

所述砾石基质层的砾石粒径为4～8mm，所述铁炭的掺杂比例为砾石基质层总质量的0.5％～3％。

Fe²⁺和Fe³⁺是微生物生命活动中重要的电子传递体系，铁炭内电解过程中产生的Fe²⁺和Fe³⁺可以参与这种电子传递，从而加速细胞中的电子传递效率，提高微生物活性。

第一砾石基质层6和第二砾石基质层7中部分别设有13/14两个在线ORP电极，难降解有机物需要在较好的氧化条件下得以降解为小分子有机物，反硝化作用需要在厌氧条件下才能发生，ORP是直接反映环境氧化还原状况的指标。本发明设置在线ORP旨在研究添加铁炭对湿地系统氧化还原环境的改善情况。

所述集水区10顶部设有穿孔集水板9，所述穿孔集水板9开孔孔径为5mm，开孔率为8.25％，集水区10底部设有坡度为5％且呈漏斗状的斜坡，所述斜坡中心设有排渣口11，此外，集水区10底部设有支撑柱。

本发明将铁炭内电解、自养反硝化引入人工湿地，通过湿地装置植物吸收、微生物降解、吸附和沉淀等物化和生物联合作用实现对尾水的高效脱氮，共同完成尾水的深度净化。

本发明结构简单、工艺稳定、成本低廉，可以承受一定的污染负荷和水力负荷冲击，能够能有效净化污水处理厂尾水，特别是提高人工湿地脱氮效率，在保证污水处理厂出水达标的基础上，进一步降低污水处理厂出水污染物浓度，有利于水环境的持续改善。

实施例2

多数污水处理厂尾水B/C值约为0.02～0.10，本实施例中B/C＝0.05，采用实施例1的装置，经过不同比例铁炭作用后，尾水可生化性改善情况如表1所示：

表1不同比例铁炭作用后尾水的可生化性

实验例序号123456M_Fe/M_C0.5:12:14:15:16:18:1B/C0.080.170.230.270.200.14

表1表明，铁炭作用后尾水B/C值显著提高，可生化性明显改善。铁炭质量比为M_Fe：M_C＝4:1～6:1时，作用后B/C值可达0.2以上，从改善尾水角度铁炭比例优选为M_Fe：M_C＝5:1。

第二砾石基质层铁炭微电解是次要反应，铁炭比例太高，会与自养反硝化产生竞争(C+2H₂O＝CO₂+4H⁺+4e(E₀＝－0.207V)，Fe-2e＝Fe²⁺(E₀＝－0.44V))，应采用较低的铁炭质量比，铁炭质量比为M_Fe：M_C＝0.5:1～2:1较为合适，而1:1是市场上成品铁炭复合物中应用最广泛的低铁炭比产品，因此优选铁炭Ⅱ铁炭质量比为M_Fe：M_C＝1:1。

实施例3

人工湿地采用圆柱体结构，内径20cm，高65cm；装置从上到下依次设有植被层4、粗砂层5、第一砾石基质层6、第二砾石基质层7、承托层8和集水区10。第一砾石基质层中部设有第一砾石基质层在线ORP电极14，第二砾石基质层7中部设有第二砾石基质层在线ORP电极13，所述集水区10顶部设有穿孔集水板9，集水区10底部设有坡度为5％且呈漏斗状的斜坡，所述斜坡中心设有排渣口11，底部设有支撑柱17。此外，所述人工湿地装置顶部设有进水口，底部设有出水口。第一砾石基质层6中均匀掺杂铁炭质量比为M_Fe：M_C＝5:1的铁炭Ⅰ15，第二砾石基质层7中均匀掺杂质量比为1:1的铁炭Ⅱ16，其中，所述铁炭Ⅰ、Ⅱ为直径10～30mm的块状。

为了得出砾石基质层中铁炭掺杂的优选比例，本发明分别掺杂了占砾石基质层总质量的不同比例的铁炭以得到优选数据。实验例9每个砾石基质层中分别掺杂了砾石基质层总质量0.5％的铁炭Ⅰ、Ⅱ，实验例10每个砾石基质层中分别掺杂了砾石基质层总质量1％的铁炭Ⅰ、Ⅱ，实验例11中每个砾石基质层中分别掺杂了砾石基质层总质量3％的铁炭Ⅰ、Ⅱ。

作为对比，本实施例中还添加了实验例7和实验例8，所述实验例7中每个砾石基质层中均未掺杂铁炭，实验例8中每个砾石基质层中分别均匀掺杂了砾石基质层总质量1％的铁，其他实验参数与实验例9-11相同。

此外，人工湿地填料粗砂层粗砂粒径为2～4mm，厚度为5cm；第一、第二砾石基质层的砾石粒径均为4～8mm，厚度均为20cm；承托层的砾石粒径为8～16mm，厚度为5cm；植被层选用芦苇，芦苇的种植密度为20株/m²。试验期间，水力停留时间为2d，人工湿地进水为污水处理厂尾水，尾水中污染物浓度分别为COD>

实验例7-11铁炭掺杂情况如表2所示，污染物去除率效率、微生物活性和湿地系统ORP如表3所示。

表2湿地铁炭掺杂情况

实验例序号7891011第一砾石基质层无1％的铁0.5％的铁炭Ⅰ1％的铁炭Ⅰ3％的铁炭Ⅰ第二砾石基质层无1％的铁0.5％的铁炭Ⅱ1％的铁炭Ⅱ3％的铁炭Ⅱ

表3湿地COD、TN平均去除率及微生物活性对照

*注：微生物活性采用荧光显色法表征。

根据表3所示，实验例8-11全年COD平均去除率比实验例7分别高出0.92％、5.09％、10.16％、11.64％，冬季(12月-2月)分别比实验例7高出1.14％、6.15％、11.22％、14.16％，表明添加铁炭有助于尾水中COD的去除，但单独添加铁几乎没有效果。实验例8-11全年TN平均去除率比实验例7分别高出4.74％、8.36％、13.72％、14.34％，冬季(12月-2月)分别比实验例7高出5.52％、6.71％、16.17％、17.75％，表明单独添加铁可提高人工湿地对TN的去除率，而添加铁炭复合物形成原电池提升效果更为明显，且冬季效果更加显著。通过分别位于第一砾石基质层中部和第二砾石基质层中部的ORP在线监测仪发现，实验例7-11第一砾石基质层、第二砾石基质层均能处于良好的好氧、缺氧环境。通过基质取样，采用荧光显色法检测湿地基质微生物活性，发现实验例8-11微生物活性远高于实验例7，表明添加铁炭和铁，均能提高人工湿地微生物活性，且添加铁炭或铁后冬季微生物活性最高可达未添加的2.3倍。随着铁炭掺杂比例的提高，COD、TN去除率及微生物活性均呈上升趋势，但掺杂比例到1％后，继续提高掺杂比例，提升幅度不大，同时考虑到成本问题，掺杂比例优选为1％。

实施例4

由于尾水电导率不是很高，且尾水pH通常接近于7，化学溶出较少，所以基质中铁炭消耗较慢，持续可用。在装置运行18个月的过程中，铁炭中铁离子稳定持续溶出，且没有发现明显的堵塞现象，可在装置运行2-3年后补充0.5％-1％的铁炭。

以上所述仅是本发明的优选实施方式，应当指出：本发明的实施方式并不受上述实施例的限制，在不脱离本发明原理的前提下，任何本原理下所作的修饰、替代、组合，均应为等效的置换方式，都包含在本发明的保护范围之内。