美国生态浮岛除氮能力测试分析

[美国]　R.V.伯尼 等



美国生态浮岛除氮能力测试分析

[美国]R.V.伯尼 等

湿地浮岛可减少水库蓄水期间中水的总氮浓度。为探索其去除总氮的效率,对佛罗里达州帕斯科县的湿地浮岛进行了测试。在一个接收帕斯科县控制再利用系统中水的池塘内，按线性布置，设置并监控20个湿地浮岛,按分布式进行网格连接， 评估3个连续阶段，即培植期(湿地浮岛实施前6个月)、运行期(湿地浮岛实施后8个月)和控制期(从池塘中去除湿地浮岛的后3个月)的处理性能。湿地浮岛的主要作用是减少池塘有机氮的输出。通过评估湿地浮岛运行期和控制期氮去除量的差异说明，布设湿地浮岛后，每年总氮去除率得以提高。

湿地浮岛；中水分布系统；最大日负荷；总氮；佛罗里达州；美国

1　概　述

帕斯科县控制再利用系统(PCMRS)属于地区中水(也称再生水)分布系统，是美国佛罗里达州帕斯科县仅有的废污水管理设施。结合区域内农田灌溉和流域系统快速渗透，将帕斯科县所有废污水处理厂(WWTF)尾水回用，从而实施这一全面再利用策略。此外，PCMRS包括容量23.5万m3的蓄水池(里塔(Rita)湖)、兰奥莱克斯(O’Lakes)WWTF37.9万m3的已建水库和189.3万m3的在建水库。

坦帕(Tampa)湾氮管理协会确定坦帕湾地区的氮最大日负荷。希尔斯伯勒湾(Hillsborough)属于坦帕湾流域，运行PCMRS。2012年坦帕湾合理保证建议书(2012年坦帕湾河口项目)提到，PCMRS每年排放到希尔斯伯勒湾流域的总氮(TN)负荷限值为5.3 t。自从氮负荷限值确定以后，正常运行期间，帕斯科县按指定氮限值排放。PCMRS排放的氮主要是硝酸盐。

帕斯科县排放的中水中，大约30%被希尔斯伯勒湾流域利用。该流域也代表了未来中水利用客户增长的大部分区域。该县正在建设大型中水储存水库，在库内设置降氮的湿地浮岛(FWI)，以使氮排放限制地区更多地利用中水。

FWI可改善天然水体或用于存储和输送的人工水体的水质。FWI利用浮游湿地物种种植在固定的浮垫上。2014年有学者对文献进行评估后指出，控制期FWI除磷率达2%～55%，除氮率达12%～42%。匈牙利曾开展过FWI探索性试验，在试验水体中投放浓度为 5 mg/L的氧化氮，结果显示水体中TN降低了85%。2010年有学者指出，浮垫显著提高了合流污水中TN的去除率，控制期TN平均减少33%。2013年有学者指出，暴雨TN浓度下降归因于湿地浮岛处理；之所以硝酸盐含量较高的暴雨反硝化作用增强，是因为在FWI控制下，水体内溶解氧浓度低及湿地浮岛内植被根部可用的有机碳增加。

为了探究FWI去除TN的效率，在接收PCMRS中水的池内安装FWI并进行了监控，历时18个月。设计的中水应用速率，应满足水力停留时间(HRT)相对较短，与水库水体实际停留时间一致的要求。

2　方法与材料

在韦斯利污水处理中心，建有面积1.6 hm2的塑料衬底水池，池内搭建20个FWI。PCMRS中水通过临时管道输送到池内。池塘溢流引到WWTF附近废弃的池塘，然后再用泵抽回到WWTF渠首。

2.1浮岛设置

FWI购于美国洛杉矶巴吞鲁日的马丁生态系统公司。每个浮垫规格为2.4 m×3.0 m。FWI表面积总计149 m2。各FWI用包由PVC管的不锈钢电缆相连接，按网格分布，覆盖水域总面积1 122 m2，占池塘总面积的7%。在初始安装后，池底安放重锚，将FWI固定于水下。池塘底部倾斜，西区顶头附近深约1 m，到东区顶头附近深2 m。FWI设置于排水口附近，深大约1.5 m。

2.2湿地植被物种选择

由18个本地物种组成的湿地植物作为盆栽植物，其裸根繁殖体来自当地苗圃店。2个浮岛混合种植本地种子，与另18个浮岛种植的植被进行比较。

2.3池塘运行

池塘总蓄水量约1.9万m3。在池塘西侧靠近西南角，铺设管径10 cm的池塘进水临时管道，并安装了流量计。WWTF管理人员每天记录流量数据。池塘出水管道高程固定，提供连续水位控制，池塘水位无需监测。利用进水流量与水位蓄水量对应关系，实现池塘每日水量平衡。

2.4采样

每2周收集1次池塘进出口水样，分析项目3个不同实施阶段的氨氮、氧化氮(硝酸盐+亚硝酸盐)、有机氮(ON)和TN浓度：培植期(2012年7～12月)、运行期(2013年1～8月)和浮岛移除后的控制期(2013年9～11月)。依据SM-4500标准方法，帕斯科县环境试验室对水样进行分析，该试验室按照国家环境试验室评审会议要求，经过佛罗里达州卫生部认证试验室认证。

2.5生物组织样品收集

对种植植被进行生物组织分析，以量化研究阶段植被吸收的营养盐数量。按季度进行组织样品采集，分析其干重和TN百分比。在FWI运行期，每个FWI上平均布置6个组织采样点。在每次采样期间，全部的浮岛至少收集1次样本。随机选择组织样本植被。

在2012年9月、2012年11月、2013年4月和2013年8月分别进行了样品收集。测量植物样品根长、地上部分长度和浮垫厚度。将打包后的植物样品放入冷却器中，再运到位于佛罗里达州盖恩斯维的佛罗里达大学湿地生物地理化学实验室，按照APHA 2000标准方法进行分析。

植被规划种植前设置好6个组织采样点。包括使用小部分75 cm聚乙烯醇井管滤网，该网安装在浮垫上，且较易拆除。采样点同浮垫上其他区域一样，用同样的方法随机种植植被。每个浮垫每季从规划的采样点收集1个样品。清洗每个样本的根系土壤，然后打包，并送到佛罗里达大学湿地生物地球化学实验室分析TN。TN的检测下限和实际定量限值分别是0.23 mg/kg和0.27 mg/kg。

在研究末期，采集10个钙化藻类沉积物，每个表面积0.37 m2。2组样本采自西边坡台内，按9 m间距分布采样。在这些样品中，第1个样距先前采样组的第1个样以北23～30 m；第2个样来自第1个样的北边或南边，距离不同。分析样品的湿重和TN。

2.6氯化锂示踪研究

在浮岛建立11个月后，进行示踪研究，即在池塘进水管一次性投入氯化锂金属小块。在池塘出口监测锂离子，以监控示踪剂的历时和浓度。

2.7浮岛去除率和再定位

2013年8月27～28日，从WWTF韦斯利中心池塘内移除FWI。此时FWI长满了植被，浮垫充满了水。将FWI移除并永久地安装在里塔湖中水储存设施内。

3　结　果

3.1池塘水力特性

根据日均进水流速和以水深估算的池塘水量，确定池塘标称水力停留时间(nHRT)平均为25 d。nHRT最短为5.6 d(在一次极端降雨事件后)。nHRT最长为158 d，该事件是因操作失误导致池塘进水停止，发生在该研究控制期以后。

分析示踪剂响应曲线，以反应池塘的水力特性。分析内容包括串连贮水池个数N、较小的维方差、湿地离差、沛克莱数(Pe)、容积率。应用水力停留时间分布分析了一阶伽马分布，以判断某学者于2009年所描述的N和平均停留时间。

池塘N定为1.04，略大于1，为连续搅拌槽反应器(CSTR)价值。湿地离差数为8.0。池塘离差值对这一范围内的N值高度敏感，通常较高，这表明当水流进入加衬池塘时，横向变化快速，反向弥散，而湿地通常变化范围为0.07～0.33，要小很多，且符合层流特性。

池塘实测HRT平均值为15.7 d。用HRT实测值除以HRT设计值计算容积率，结果为0.63，这意味HRT实测值低于设计值，水流提前流出池塘。示踪剂响应曲线显示，在运用示踪剂4 h后，其沿着一条长的下降段流出池塘，这意味着池塘内水流路径缩短和存在死水区。池塘倒圆角的西北和东北存在藻类和漂浮的碎片，表示这些水域为死水区。Pe值零代表一个CSTR，∞代表一个活塞流反应器。1996年有学者报道的表面流湿地Pe变化范围为5～20。而该测试Pe值为0.13，这表明池塘出现严重的水流短路。

90 d控制期大约相当于6次HRT。2009年有学者指出，3次停留时间足以描述示踪剂的冲量，控制期间收集的数据代表了池塘条件没有受到浮岛后续的影响。

3.2植被生长响应

2012年9月，植被种植后5个月，植被地上部分长平均94 cm(范围为30～ 157 cm)，根长平均为28 cm(范围为10～46 cm)。2013年8月，在浮岛被移除前重新观测了植被地上部分和根部长度。植被地上部分长平均为132 cm(范围为9～238 cm)，根长平均为38 cm(范围为6～305 cm)。

3.3氮监测结果

TN进水平均浓度为6.1 mg / L，变化范围为3.4～9.6 mg / L。TN浓度平均减少值(标准误差±1)和范围，培植期为54%±5%(范围为43%～69%)，运行期为67%±7%(范围为31%～83%)，控制期为25%±12%(范围为6%～35%)。

池塘进水中氧化氮(亚硝酸盐+硝酸盐)浓度平均为5.3 mg / L，变化范围为2.8～2.8 mg / L。总体上，氧化氮出水浓度小于1.5 mg/L，所有监测期内大多数监测值低于检出限。

氨氮浓度低于其分析方法的检出限，或介于检出限和实际定量限值之间。根据这一结果，认为形态氮转换为氨氮的量可以忽略。

该研究进水中，氧化氮占形态氮大约87%，而出水中有机氮占主导地位。进水氧化氮平均浓度0.6 mg/L，变化范围为未检出到1.8 mg/L。出水有机氮浓度相当高，平均值为2.2 mg/L，变化范围为0.4～4.0 mg/L。进水和出水有机氮浓度差异说明无机氮转化成了有机氮。出水中有机氮平均浓度(标准误差±1)培植期、运行期和控制期分别为3.0±0.2 ，1.5±0.3 mg/L和2.9±0.4 mg/L。

池塘处理性能差异与季节或系统水力特性无关。这段时间内，月均气温显示为相似的范围，运行期气温19.2℃～29.2℃、控制期气温21.8℃～30.7℃，2个阶段平均气温在统计意义上并没有明显的差异(p=0.28)。运行期池塘出水有机氮浓度下降，浮岛移除后有机氮浓度随后增加，这表明有浮岛时藻类生长缓慢。

3.4生物组织监测结果

用每次收集到的植物样本均值计算每个浮岛的植被总量，将均值乘以每个FWI塞子的数量可计算每个带区总量。用TN样本平均浓度估算植物吸收的TN量。据此估算，植物组织吸收TN约2.2 kg，占到TN去除量的0.2%。

3.5藻类生产力和沉积

在整个研究中，池塘内藻类生长旺盛，发生钙化沉积。2011年有学者指出，在光和作用下，水体pH值上升，易发生蓝藻碳酸钙沉积。藻类沉积受到池塘水深的限制。该研究中，钙化沉积的最高线就是最高水位的可靠指标。

研究结束时，在池底采集了钙化沉积物样本，并对沉积物进行估算，其中TN累积量达96 kg。

3.6氮质量守恒和转化

对池塘氮组分循环、各种形态氮性能以及FWI去除中水储存设施内TN的潜力进行了评估。图1显示了安装FWI的池塘内氮组分循环的主要部分。水生态系统内氮转换的主要过程包括氨化、硝化、反硝化作用、植物吸收、藻类吸收和沉积。根据水量平衡和水质监测，对池塘进水、出水、植物和蓝藻生物量中贮存的氮进行定量，并估算反硝化作用速率，对运行期和控制期进行氮质量平衡估算。

运行期氮去除61%，其中56%是通过反硝化作用去除的(图1(a))。根据生物量样本，系统存储、蓝藻菌钙化和植物组织吸收估计每年大约分别去除氮为4.3，42 g/m2和0.1 g/m2。培植期系统存储只占TN损失量的5%。该阶段植物吸收和贮存的氮量仅占TN去除量的0.2%，该量可计算，但可忽略不计。

控制期每年氮去除量为13.9 g/m2，减少了30%，其中23%通过气化和反硝化作用去除(图1(b))。根据池底蓝藻细菌钙化样本，系统储存氮(累积作用)每年大约4.2 g/m2。控制期浮岛被移除，植物吸收作用相应也被从质量平衡中去除。培植期系统存储量占到TN去除量的7%。

图1 氮质量平衡示意

池塘出水中有机氮占96%，表明藻类吸收氮后，将剩余硝酸盐转化为藻生物量中有机氮，后流出池塘。氮质量平衡表明，FWI移除后，系统反硝化能力和氧化氮转换为有机氮能力下降，大多数氮素随藻固体流出池塘。

对控制期和运行期脱氮率进行对比发现，FWI每年去氮总量为630 kg，相当于FWI浮垫去氮率4.2 kg/m2。该值大于之前研究的表面流湿地TN去除率范围的90%。当计算FWI覆盖水面和中间开放水面(1 122 m2)的去氮率时，前者每年去氮率为562 g/m2，相当于处理湿地的80%。运行期有机氮去除率更高(藻固体形式)，这可能与悬浮物附着在植物根表区域有关。有学者曾指出，反硝化作用加强也可能归因于FWI，浮动处理湿地提供了更多的氧气消耗，尤其在有植物存在的情况下。

4　结　语

研究结果表明，FWI运行期，中水池TN去除率61%；在移除FWI后的控制期，TN去除率为30%。基于运行期和控制期TN去除率不同，FWI导致TN去除率上升32%以上。据估算，FWI垫子TN去除率相对较高，达4.2 kg/m2，即FWI覆盖水域每年达562 g/m2。示踪剂测试结果表明，如果延长中水池水力停留时间，则TN去除率可能会提高。

综上所述，FWI可提高中水池TN去除率。FWI可限制藻类活性，增强反硝化作用，提高TN去除率。建议开展池塘应用FWI的类似研究，制定浮岛常规尺寸标准和去除率指标。必须对水深、大小及水力负荷不同的池塘进行专门评估，进一步弄清FWI去除TN的能力。

邱训平译

(编辑：朱晓红)

2016-02-19

环境与生态

1006-0081(2016)08-0031-04

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