沟渠湿地技术对农业径流中氮去除机理及应用研究进展_尹黎明
第5期（1.湖南省水利水电科学研究所，湖南长沙410007；2.中国科学院亚热带农业生态研究所，湖南长沙410125;
3.湖南省水利厅水土保持处，湖南长沙410007）沟渠湿地技术对农业径流中氮去除机理及应用研究进展
尹黎明1，张树楠2，李宝珍2，段炼中3，刘
锋2
摘要：
沟渠作为农田生态系统的重要组成部分，其排灌功能是农业生态安全的重要保障。随着农业面源污染的加剧，沟渠湿地技术已成为有效去除氮等农业面源污染物和防治水环境污染的有效途径。沟渠湿地中，氮的主要存在形式为无机氮，其迁移转化过程有物理、化学和生物等复杂过程；脱氮的机理包括植物的吸收、基质的吸附以及微生物的硝化-反硝化等。通过分析沟渠湿地技术在国内外应用的现状，指出沟渠生态系统可以作为一项新的最佳管理体系措施，用于控制农业面源污染，也是适合我国国情和地域特色的有效控制农业面源污染的技术手段，可作为削减农业径流中氮流失的有效方法，应加强沟渠湿地技术控制水体污染物运移的研究和管理。关键词：沟渠湿地；氮；转化；去除中图分类号：X52文献标识码：A 文章编号：1000-0275（2014）05-0583-05
Progress of the ditch wetland technologies in research mechanism and application of removing
nitrogen from agricultural surface runoff
YIN Li-ming 1,ZHANG Shu-nan 2,LI Bao-zhen 2,DUAN Lian-zhong 3,LIU Feng 2
（1.Hunan Water Resources and Hydropower Research Institute,Changsha,Hunan 41007,China;2.Institute of Subtropical Agriculture,Chinese Academy of Sciences,Changsha,Hunan 410125,China;3,Soil and Water Conservation Office,Water Resources Department of Hunan Province,Changsha,Hunan 410007,China ）
Abstract ：Ditch is the important part in farmland ecosystem,and the function of irrigation and drainage is the important guarantee of agricultural ecological security.With the intensification of agricultural non-point source pollution,ditch wetland technology has become the effective way to removal of nitrogen and control of water pollution of the environment.Inorganic N is the main form in ditch wetland,and migration and transformations of N include physical,chemical and biological processes,et al.The functional mechanism and research progress to remove N by aquatic plants absorption,matrix adsorption,nitrification and denitrification microorganisms,are summed up.Based on the research and application of ditch wetland technology in domestic and foreign,the ditch wetland technologies are effective methods to remove N loss in surface runoff,which are Best management Practices and suited to China ’s national conditions.In the future,it will be very essential to strengthen the research and management of ditch wetland technology to control the migration of water pollutions.Key words ：ditch wetland;nitrogen;transformation;removal
基金项目：湖南省水利科技项目（湘水科技〔2012〕141-5）。作者简介：尹黎明（1978-），山西运城人，博士，主要从事水土资源可持续利用研究，E-mail:yinlimi8298@https://www.wendangku.net/doc/6910118080.html, 。收稿日期：２０１３－１１－２２，修回日期：２０１４－０６－０６
DOI:10.13872/j.1000-0275.2014.0036
尹黎明,张树楠,李宝珍,段炼中,刘锋.沟渠湿地技术对农业径流中氮去除机理及应用研究进展[J].农业现代化研究,2014,35(5):583-587.Yin L M,Zhang S N,Li B Z,Duan L Z,Liu F.Progress of the ditch wetland technologies in research mechanism and application of removing nitrogen from agricultural surface runoff[J].Research of Agricultural Modernization,2014,35(5):583-587.
氮素（N ）是植物生长必需的和需求量最大的矿质元素。然而，近年来农田中过量施用的化肥以及未经处理的畜禽粪便通过地表径流等途径进入水体环境，由此产生的农业面源污染物尤其是N 素污染负荷逐年增加[1]。大量研究表明，农田N 素造成的面源污染已成为世界各国水环境的一大主要污染源[2]。据有关资料统计，在美国60%的水环境污染是由面源污染造成的；丹麦270条河流中94%的N 负荷来自于面源污染；荷兰来自于农业面源污染的总N 占水环境污染总量的60%[3]。我国N 肥使用量居世界
首位，但化肥的利用率很低，仅为30%-35%[4]，大量的农田N 损失进入到湖泊、河流等水体中。到2005年，中国东部湖泊的污染负荷输入量中，农业面源污染负荷入湖量已超过50%；大理洱海流域面源N 污染负荷占流域污染负荷的97.1%；滇池外海流域的污染负荷中，来自农业面源污染的总N 量占污染总负荷的60%-70%[5]。而且，农业面源污染是地下水污染的首要元凶，北京、山东、陕西、河北、天津等地20个县600多点的调查显示有65%以上的硝酸盐含量超标[6]。
第35卷第5期2014年9月
Vol．35No．5Sept.，2014
农业现代化研究
RESEARCH OF AGRICULTURAL MODERNIZATION
第35卷
农业现代化研究近年来，沟渠湿地生态系统的重要作用已被广泛地认识。沟渠是农田排水汇入河流和湖泊的通道，
是农业面源污染物的最初汇聚地；
同时，沟渠湿地作为农田生态系统的重要组成部分，对污染物有截留
和净化作用[7]。已有研究表明，生态沟渠对农田排水中N 迁移的拦截和去除效果明显优于工程类的沟渠系统[8]。而且，合理利用沟渠湿地进行农田污染物的生态拦截，不仅可以有效减少农田N 流失对下游水体造成的污染[9]，达到改善区域生态环境的目的；而且，沟渠植物还可以覆盖还田，实现养分资源的循环利用[10]。因此，沟渠湿地系统在去除农业面源污染物方面有巨大的潜力，我们有必要对该方面的研究进行总结，加深理解并提出合理建议，以充分发挥沟渠湿地系统的水文及生态环境效应。
１沟渠湿地中Ｎ的类型及转化
无机N 和有机N 是湿地等水域中2种主要存在的N 形式。无机N 包括氨态氮和硝态氮（NO 3-），氨态氮包括离子态铵（NH 4+）和非离子态铵（NH 3）。
农业生产过程中使用大量的无机N 肥，
经农田排水或雨水冲刷进入水体。在湿地生态系统中，NH 4+是大
多数湿地植物和自养细菌优先利用的N 形式，
然而非离子态氨，在低浓度时即对许多水生生物有毒[11]。NO 3-亦是植物吸收利用的主要N 源，
但过量的NO 3-进入水体，
加重N 负荷，造成水体污染。有机N 包括氨基酸、尿素、尿酸、嘌呤和嘧啶等。在湿地土壤和生
物组织中，大多数N 以溶解性和不溶性的有机N 形式存在，因此湿地中的总N 量大约与有机N 和NH 4+的总量相等。
沟渠湿地中的N 连续发生化学转化（图1
），从无机N 转化为氨气（NH 3）、有机N 、氮气（N 2）、及氮氧化物（NO x ），再从有机N 转化到无机N ，此迁移转化过程包括物理、化学和生物等复杂过程，是水生植物、微生物和底泥相互作用的结果。其中物理转变过程包括颗粒沉淀和再悬浮、以溶解形式发生的扩散及氨挥发等；化学过程包括基质对溶解性N 的吸附、N 的同化作用等；生物过程主要包括植物对N 的吸收作用以及微生物参与下的N 的硝化、反硝化，和厌氧氨氧化作用。硝化作用是指在有氧的条件下将NH 4+氧化成亚硝态氮（NO 2-）
，再氧化成NO 3-的过程；
反硝化作用是在厌氧的条件下将NO 3-还原为N 2的过程；厌氧氨氧化作用则是将NH 4+和NO 2-转化为N 2的过程[12]。
图1沟渠湿地中N 的迁移转化
Fig.1N transformation processes in ditch wetland
挥发
ＮＨ３
大气
厌氧氨氧化作用
Ｎ２挥发
挥发
Ｎ２Ｏ
ＮＯ３－Ｎ
ＮＯ２－Ｎ
ＮＨ３／ＮＨ４＋
亚硝化作用
沟渠排水
有机氮
基质
植物及附着的微生物
Ｏ２
硝化作用
ｐＨ＞４
ｐＨ
＜４
反硝
化
作用２沟渠湿地中Ｎ去除的方式及机理
沟渠湿地系统去除N 的主要方式包括植物的吸收、基质的吸附以及微生物的硝化-反硝化脱N 。２．１植物
水体中的N 作为植物生长必需的营养元素，可以被植物吸收利用，合成植物蛋白和有机N ，通过植
物刈割将N 从沟渠水体中去除。因此，水生植物在
沟渠湿地中起着十分重要的作用。水生植物本身不仅可以直接从水层和底泥中吸收N ，提高泥沙N 的滞留量，而且可以加速水气界面N 素的交换和传递，从而加速上覆水中N 素的去除[13]；更重要的是其发达的根系泌氧作用，还为微生物提供了优良生存环境，改变了基质的通透性，增加了对污染物的吸收
584
第5期
和沉淀，从而有效促进湿地的N素转化过程，显著缩短无机N素在湿地中的寄宿时间[14]。
已有研究显示，水生植物对N的富集在14-156 g/m2[15]，其中水葫芦N的富集可以达到250g/m2[16]。水花生可以耐受超富营养化的污水，在超富营养化水体中体内总N比低富集的升高了2.85倍，对TN 的相对去除率能达到91.6%[17]。张树楠等[18]对沟渠中水生美人蕉、铜钱草、黑三棱、狐尾藻和灯芯草刈割试验表明，5种植物覆盖300m2的沟渠中一年2次刈割可去除N11.9kg；通过比较还发现，狐尾藻全年带走的N最多[19]。韩例娜等[20]研究6种水生植物对农业面源污染N和P去除效果的研究中发现，美人蕉和黑三棱对农田排水中N、P有明显的生态拦截效应。徐德福等[21]研究表明，美人蕉、凤眼莲、菩提子和芦苇对水体N的吸收能力比较高，植株吸收TN与生物量呈极显著正相关（r2=0.9811）。水生植物对N的吸收与其自身的营养生长状态密切相关，一般营养生长的旺盛期，对养分的吸收能力强，而在生长后期，随着生物量的减少，其养分累积量也逐渐降低。所以说，湿地植物的良好长势是废水中N去除的重要保证。
２．２基质
基质对水体有非常强大的净化功能，它们主要是通过物理截留、化学沉淀、吸附、氧化还原、络合及离子交换等作用起到净化水体的目的，常被称之为“活过滤器”。但基质对水体N的吸附有一定的饱和性，而且其主要是为微生物提供必要的环境条件[22]，通过微生物的作用去除N。常被广泛应用于湿地水的净化基质包括沙子、土壤、沸石及各种矿渣。近年来，植物秸秆作为生物基质常被运用到湿地系统中进行污染水体的净化[23]。
利用基质去除水体中磷的研究较多，对排水沟渠N的研究逐渐推广开来。对几种基质的研究发现，沸石在沟渠湿地中在脱N方面具有很强的优势，其对NH4+有极强的吸附性，可快速截留水体中的NH4+，其次是砾石，砂子最差[22]。土壤和砾石作用填料时，导致其含水率增加，从而使反硝化作用增强，增加了气体N的排放，但其作用是有限的[22]。单种基质对水体净化作用有着诸多缺陷，而考虑到不同基质之间存在互补效应，将其进行组合会大大提高基质去除水体污染物的能力。王谨[24]研究表明，多孔大石、粉煤灰、大陶粒、多孔小石和大石块组合有非常理想的除NH4+效果。魏星等[23]研究表明，在人工湿地基质的表层添加植物秸秆可以使水体总N的去除率提高10%以上。而且，不同的水生植物亦对底泥的吸附有不同的影响。张树楠等[25]比较水生植物铜钱草、黑三棱和自然沟渠的研究表明，种植铜钱草的底泥对磷的吸附能力最强。另外，本课题组目前初步的研究发现，稻草对污水的处理效果显著优于常用的基质，稻草生物质处理池对污水N的去除率可达50%-90%，而且稻草生物质池中微生物总量、硝化与反硝化微生物的群落数量（基因拷贝数）大大超过自然系统（如水体和土壤），可能是通过增加微生物活性和数量增加去除污水中N的能力（数据暂未发表）。
２．３微生物
微生物在湿地系统物质和能量循环中起着非常重要的作用，是有机质降解和N、P等元素转化的化学和生物共同作用过程的主要驱动者。一般情况下，有机N可以被微生物转化分解去除；而无机氮的去除主要是通过微生物的硝化与反硝化作用、以及厌氧氨氧化作用，转化为N2O、NO、N2等气体形式去除[12]。硝化作用中研究最多的是氨氧化细菌和氨氧化古菌[26]，反硝化作用主要由硝酸还原酶、亚硝酸还原酶、氧化氮还原酶以及氧化亚氮还原酶等微生物催化进行[27]。
Lin等[28]通过收割试验分析表明，湿地系统中只有4%-11%的N是通过植物吸收去除的，而绝大部分N（89%-96%）是由微生物硝化与反硝化作用去除的。农田排灌人工湿地的研究中发现，硝化反硝化去N普遍占湿地N去除总量的60%以上[29]。然而，硝化作用是一个好氧过程，反硝化作用是一个厌氧的过程。研究显示，根区有明显的硝化作用[30]，因为水生植物具有发达的通气组织，可以将O2从地上部运输到根部，以维持有氧呼吸，因此，湿地系统中有效氧含量经常是NH4+去除的限制因子。张鸿等[31]研究了凤眼莲、水芹两种人工湿地植物表明，有植物的湿地中水体、底沙和根面的硝化细菌、反硝化细菌的数量均高于无植物组。湿地植物根毛的输氧及传递特性，使其中连续呈现厌氧、缺氧及好氧状态，这样硝化作用和反硝化作用可在湿地系统中同时进行[32]。近10年来，厌氧氨氧化反应的发现成为了环境科学领域研究的焦点，研究报道海洋生态系统中24%-67%的N2是由厌氧氨氧化过程产生的[33]。湿地生态系统中亦发现了厌氧氨氧化细菌的存在[34]，证明了其可能在水体脱N作用中的巨大潜力。
３沟渠湿地技术在农业Ｎ污染控制中的应用与管理
利用沟渠系统改善农业径流水质及保护环境生
尹黎明等：沟渠湿地技术对农业径流中氮去除机理及应用研究进展585
第35卷农业现代化研究
态系统的研究和应用已在国内外蓬勃发展。David 等[35]对农田排水沟渠中水质的时空变化进行了研究，并得出了水质不仅随季节的变化而且也随着空间（沟渠位置）的变化而变化。Ryan等[36]对湿地去除N、P等养分的机理进行了研究，为沟渠湿地系统的研究奠定了基础。2003年美国农业沟渠管理协会的成立标志着对沟渠有关的研究正式成为的科研领域。发达国家通过对农业面源污染防控措施的长期研究，制定了以“源头控制”为主导和“末端治理”为补充的对策。在“源头控制”方面，美国国家环保局针对面源污染问题推出了最佳管理体系（best management practices，BMPs），并由英、美等国家率先应用，在改善流域水质方面的有效性已得到验证，该方法是目前防治或减少农业面源污染最有效和最实际的措施。越来越多研究资料表明，沟渠生态系统可以作为一项新的BMPs措施，用于控制农业面源污染[37]。
我国农田沟渠众多且较为统一，如果利用现有农田沟渠建成具有拦截功能的沟渠湿地，将能减少农田流失N、P进入水体的风险。近年来，我国将传统的人工沟渠建设成为沟渠湿地的例子也很多。胡宏祥等[38]在巢湖北岸田间选择了一条无侧面外来水的100m长的沟渠，在上段40m中种植水草，下段60m不种水草，结果表明，水草拦截净化沟渠段的几种形态养分含量降低5.7%-32.9%，而无水草沟段的氮磷含量下降幅度仅为0.3%-6.6%。陈海生[39]分析了种植黑麦草的生态沟渠和自然沟渠对水稻田出水中的N、P的分析表明，生态沟渠对N、P的削减作用比自然沟渠高36.19%和37.10%。杨林章等[40]研究了主要由工程部分和植物部分组成的生态拦截型沟渠系统，能减缓水速，促进流水携带颗粒物质的沉淀，有利于构建植物对养分的立体式吸收和拦截，从而实现对农田排出养分的控制，对TN和TP的去除效果分别达到48.36%和40.53%。作者所在研究团队于2009年初在长沙农业环境观测研究站将水稻种植区中一条农业排水沟渠（沟底生长土著杂草）下方200m段清淤后，构建沟渠湿地。沟渠工程参数如下：呈倒梯形结构，上口宽4m，下口宽2.8m，深1m。在沟渠湿地中，由上至下依次种植水生美人蕉、铜钱草、黑三棱、狐尾藻和灯心草等5种多年生水生植物，经过5个植物区的净化，水体变得非常澄清，TN浓度从3.42mg/L降至1.33mg/L，低于地表水Ⅳ类标准。整条沟渠湿地对TN去除率达64.33%。由此可见，沟渠湿地对农业面源污染物具有较好的净化作用，是适合我国国情和地域特色的有效控制农业面源污染的技术手段[40]。
４展望
尽管沟渠湿地在控制农业面源污染已展现了良好的应用潜力，但沟渠湿地管理是充分发挥其排水沟渠的水利功能，提高其水文效应与生态环境效益的基本保障。目前，沟渠湿地管理措施主要包括[41]：（1）合理搭配种植水生植物，以兼有经济价值和生态环境效应价值的水生植物为主；（2）根据不同堤岸模式、物种的分布状况及经济条件构建不同的生态沟渠；（3）定期根据水生植物的生长周期进行刈割回收、还田；（4）沟渠底泥定期清理，底泥还田等。
总体而言，国内外沟渠湿地系统的研究正处于蓬勃发展阶段，已取得一些研究成果，但其截留和净化污染物的作用机理仍不十分明确，而且存在二次污染的风险。因此，将来要深入探究和寻找合适的、净化效果好、有一定的经济价值的水生植物，并进一步加强沟渠湿地系统去除农业面源污染物的机理研究。
参考文献：
［１］杨凤飞，刘锋，尹黎明，等．亚热带典型分散式养殖农区的环境污染特征研究［Ｊ］．农业现代化研究，２０１４，３５（１）：１１３－１１７．
［２］ＴｈｏｍｐｓｏｎＳＰ，ＰｉｅｈｌｅｒＭＦ，ＰａｅｒｌＨＷ．Ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎｉｎａｎｅｓｔｕａｒｉｎｅｈｅａｄｗａｔｅｒｃｒｅｅｋｗｉｔｈｉｎａｎａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌｗａｔｅｒｓｈｅｄ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌ
ｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＱｕａｌｉｔｙ，２０００，２９：１９１４－１９２３．
［３］杨爱玲，朱颜明．地表水环境非点源污染研究［Ｊ］．环境科学进展，１９９９，７（５）：６０－６７．
［４］唐莲，白丹．农业活动非点源污染与水环境恶化［Ｊ］．环境保护，２００３（３）：１８－２０．
［５］郭鸿鹏，朱静雅，杨印生，等．农业非点源污染防治技术的研究现状及进展［Ｊ］．农业工程学报，２００８，２４（４）：２９０－２９５．
［６］张维理，武淑霞，冀宏杰，等．中国农业面源污染形势估计及控制对策Ｉ．２１世纪初期中国农业面源污染的形势估计［Ｊ］．中国农
业科学，２００４，３７（７）：１００８－１０１７．
［７］姜翠玲，范晓秋，章亦兵．非点源污染物在沟渠湿地中的累积和植物吸收净化［Ｊ］．应用生态学报，２００５，１６（７）：１３５１－１３５４．
［８］王岩，王建国，李伟，等．三种类型农田排水沟渠氮磷拦截效果比较［Ｊ］．土壤，２００９，４１（６）：９０２－９０６．
［９］杨林章，周小平，王建国，等．用于农田非点源污染控制的生态拦截型沟渠系统及其效果［Ｊ］．生态学杂志，２００５，２４（１１）：１３７１－
１３７４．
［１０］李芳柏，吴启堂．无土栽培美人蕉等植物处理生活废水的研究［Ｊ］．应用生态学报，１９９７，８（１）：８８－９２．
［１１］ＬｏｑｕｅＤ，ｖｏｎＷｉｒｅｎＮ．Ｒｅｇｕｌａｔｏｒｙｌｅｖｅｌｓｆｏｒｔｈｅｔｒａｎｓｐｏｒｔｏｆａｍｍｏｎｉｕｍｉｎｐｌａｎｔｒｏｏｔｓ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌＢｏｔａｎｙ，２００４，５５：
１２９３－１３０５．
［１２］ＡｈｎＹＨ．Ｓｕｓｔａｉｎａｂｌｅｎｉｔｒｏｇｅｎｅｌｉｍｉｎａｔｉｏｎｂｉｏｔｅｃｈｎｏｌｏｇｉｅｓ：ａｒｅｖｉｅｗ［Ｊ］．ＰｒｏｃｅｓｓＢｉｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，２００６，４１（８）：１７０９－１７２１．
［１３］ＬｉＥＨ，ＬｉＷ，ＷａｎｇＸＬ，ｅｔａｌ．Ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔｏｆｅｍｅｒｇｅｎｔｍａｃｒｏｐｈｙｔｅｓｇｒｏｗｉｎｇｉｎｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄｓｌｕｄｇｅ：Ｉｍｐｌｉｃａｔｉｏｎｆｏｒｓｅｄｉｍｅｎｔｐｕｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ
ａｎｄｌａｋｅｒｅｓｔｏｒａｔｉｏｎ［Ｊ］．ＥｃｏｌｏｇｉｃａｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，２０１０，３６（４）：４２７－
４３４．
586
第5期
［１４］ＰａｒｅｓｈＬ，ＢｉｌｌＦ．ＲｅｌａｔｉｏｎｓｈｉｐｓｂｅｔｗｅｅｎａｑｕａｔｉｃｐｌａｎｔｓａｎｄｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｆａｃｔｏｒｓａｌｏｎｇａｓｔｅｅｐＨｉｍａｌａｙａｎａｌｔｉｔｕｄｉｎａｌｇｒａｄｉｅｎｔ［Ｊ］．
ＡｑｕａｔｉｃＢｏｔａｎｙ，２００６，８４：３－１６．
［１５］ＲｅｄｄｙＫＲ，ＳｍｉｔｈＷＨ，ｅｄｉｔｏｒｓ．Ａｑｕａｔｉｃｐｌａｎｔｓｆｏｒｗａｔｅｒｔｒｅａｔｍｅｎｔａｎｄｒｅｓｏｕｒｃｅｒｅｃｏｖｅｒｙ［Ｍ］．Ｏｒｌａｎｄｏ，Ｆｌｏｒｉｄａ：ＭａｇｎｏｌｉａＰｕｂｌｉｓｈｉｎｇ，１９８７：３３７－３５７．
［１６］ＶｙｍａｚａｌＪ．Ｒｅｍｏｖａｌｏｆｎｕｔｒｉｅｎｔｓｉｎｖａｒｉｏｕｓｔｙｐｅｓｏｆｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄｗｅｔｌａｎｄｓ［Ｊ］．ＳｃｉｅｎｃｅｏｆｔｈｅＴｏｔａｌＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，２００７，３８０，４８－６５．［１７］刘海琴，高运强，宋伟，等．水花生去除富营养化水体中氮磷及抑藻效果的实验研究［Ｊ］．现代农业科学，２００８，１５（１２）：８９－９２．［１８］张树楠，肖润林，余红兵，等．水生植物刈割对生态沟渠中氮、磷拦截的影响［Ｊ］．中国生态农业学报，２０１２，２０（８）：１０６６－１０７１．［１９］余红兵，肖润林，杨知建，等．五种水生植物生物量及其对生态沟渠氮、磷吸收效果的研究［Ｊ］．核农学报，２０１２，２６（５）：７９８－８０２．［２０］韩例娜，李裕元，石辉，等．水生植物对农田排水沟渠氮磷迁移生态阻控效果比较研究［Ｊ］．农业现代化研究，２０１２，３３（１）：１１７－
１２０．
［２１］徐德福，徐建民，王华胜，等．湿地植物对富营养化水体中氮、磷吸收能力研究［Ｊ］．植物营养与肥料学报，２００５，１１（５）：５９７－
６０１．
［２２］熊飞，李文朝，潘继征，等．人工湿地脱氮除磷的效果与机理研究进展［Ｊ］．湿地科学，２００５，３（３）：２２８－２３４．
［２３］魏星，朱伟，赵联芳，等．植物秸秆作补充碳源对人工湿地脱氮效果的影响［Ｊ］．湖泊科学，２０１０，２２（６）：９１６－９２２．
［２４］王谨．填料的优化重组和低温下脱氮除磷试验研究［Ｄ］．武汉：华中农业大学图书馆，２００５：７－４０．
［２５］张树楠，贾兆月，肖润林，等．生态沟渠底泥属性与磷吸附特性研究［Ｊ］．环境科学，２０１３，３４（３）：１１０１－１１０６．
［２６］宋长青，吴金水，陆雅海，等．中国土壤微生物学研究１０年回顾［Ｊ］．地球科学进展，２０１３，２８（１０）：１０８７－１１０５．
［２７］ＣｈｅｎＺ，ＬｕｏＸ，ＨｕＲ，ｅｔａｌ．Ｉｍｐａｃｔｏｆｌｏｎｇ－ｔｅｒｍｆｅｒｔｉｌｉｚａｔｉｏｎｏｎｔｈｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｏｆｄｅｎｉｔｒｉｆｉｅｒｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓｂａｓｅｄｏｎｎｉｔｒｉｔｅｒｅｄｕｃ－ｔａｓｅ
ａｎａｌｙｓｅｓｉｎａｐａｄｄｙｓｏｉｌ［Ｊ］．ＭｉｃｒｏｂｉａｌＥｃｏｌｏｇｙ，２０１０，６０（４）：８５０－
８６１．
［２８］ＬｉｎＹＦ，ＪｉｎｇＳＲ，ＷａｎｇＴＷ，ｅｔａｌ．Ｅｆｆｅｃｔｓｍａｃｒｏｐｈｙｔｅｓａｎｄｅｘｔｅｒｎａｌ
ｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅｓｏｎｎｉｔｒａｔｅｒｅｍｏｖｅｆｒｏｍｇｒｏｕｎｄｗａｔｅｒｉｎｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄｗｅｔｌａｎｄｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＰｏｌｌｕｔｉｏｎ，２００２，１１９（３）：４１３－４２０．
［２９］卢少勇，金相灿，余刚．人工湿地的氮去除机理［Ｊ］．生态学报，２００６，２６（８）：２６７０－２６７７．
［３０］ＲｅｄｄｙＫＲ，Ｄ’ＡｎｇｅｌｏＥＭ．Ｂｉｏｇｅｏｃｈｅｍｉｃａｌｉｎｄｉｃａｔｏｒｓｔｏｅｖａｌｕａｔｅｐｏｌｌｕｔａｎｔｒｅｍｏｖａｌｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙｉｎｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄｗｅｔｌａｎｄｓ［Ｊ］．ＷａｔｅｒＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，１９９７，３５（５）：１－１０．
［３１］张鸿，陈光荣，吴振斌，等．两种人工湿地中氮、磷净化率与细菌分布关系的初步研究［Ｊ］．华中师范大学学报：自然科学版，１９９９，３３（４）：５７５－５７８．
［３２］吴晓磊．人工湿地废水处理机理［Ｊ］．环境科学，１９９１，１６（３）：８３－８６．［３３］ＤａｌｓｇａａｒｄＴ，ＴｈａｍｄｒｕｐＢ，ＣａｎｆｉｅｌｄＤＥ．Ａｎａｅｒｏｂｉｃａｍｍｏｎｉｕｍｏｘｉｄａｔｉｏｎ（ａｎａｍｍｏｘ）ｉｎｔｈｅｍａｒｉｎｅｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ［Ｊ］．ＲｅｓｅａｒｃｈｉｎＭｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙ，２００５，１５６（４）：４５７－４６４．
［３４］王衫允，祝贵兵，曲冬梅，等．白洋淀富营养化湖泊湿地厌氧氨氧化菌的分布及对氮循环的影响［Ｊ］．生态学报，２０１２，３２（２１）：６５９１－６５９８．
［３５］ＤａｖｉｄＶＣ，ＰｅｔｅｒＪＳ．Ｓｐａｔｉａｌａｎｄｔｅｍｐｏｒａｌｖａｒｉａｔｉｏｎｓｏｆｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｉｎｄｒａｉｎａｇｅｄｉｔｃｈｅｓｗｉｔｈｉｎｖｅｇｅｔａｂｌｅｆａｒｍｓａｎｄｃｉｔｒｕｓｇｒｏｖｅｓ［Ｊ］．ＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌＷａｔｅｒＭａｎａｇｅｍｅｎｔ，２００４，６５：３９－５７．
［３６］ＲｙａｎＥＣ，ＴａｙｌｏｒＭＤ，ＳｔｅｐｈｅｎＪＫ．Ｍｅｃｈａｎｉｓｍｓｏｆｎｕｔｒｉｅｎｔａｔｔｅｎｕａｔｉｏｎｉｎａｓｕｂｓｕｒｆａｃｅｆｌｏｗｒｉｐａｒｉａｎｗｅｔｌａｎｄ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＱｕａｌｉｔｙ，２００１，３０（５）：１７３２－１７３７．
［３７］ＣｏｏｐｅｒＣＭ，ＭｏｏｒｅＭＴ，ＢｅｎｎｅｔｔＥＲ，ｅｔａｌ．Ｉｎｎｏｖａｔｉｖｅｕｓｅｓｏｆｖｅｇｅｔａｔｅｄｄｒａｉｎａｇｅｄｉｔｃｈｅｓｆｏｒｒｅｄｕｃｉｎｇａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌｒｕｎｏｆｆ［Ｊ］．ＷａｔｅｒＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００４，４９（３）：１１７－１２３．
［３８］胡宏祥．关于沟渠生态拦截氮磷的研究［Ｊ］．水土保持学报，２０１０，２４（２）：１４１－１４５．
［３９］陈海生．生态沟渠对农业面源污染物的截留效应研究［Ｊ］．江西农业学报，２０１０，２２（７）：１２１－１２４．
［４０］刘文祥．人工湿地在农业面源污染控制中的应用研究［Ｊ］．环境科学研究，１９９７，１０（４）：１５－１９．
［４１］张燕．农田排水沟渠对氮磷的去除效应及管理措施［Ｄ］．长春：中国科学院东北地理与农业生态研究所，２０１３．
（责任编辑：童成立）
尹黎明等：沟渠湿地技术对农业径流中氮去除机理及应用研究进展587
人工湿地机理
水质中的悬浮物的去除主要靠物理沉淀、过滤作用，对污染物的去除与影响物理沉淀可沉淀固体在湿地中重力沉降去除、过滤，通过颗粒间相互引力作用及植物根系的阻截作用使可沉降及可絮凝固体被阻截而去除。 BOD的去除主要靠微生物吸附和代谢作用，代谢产物均为无害的稳定物质，因此可以使处理后水中残余的BOD浓度很低。污水中COD去除的原理与BOD基本相同。 湿地基质的过滤吸附作用 污水进入湿地系统，污水中的固体颗粒与基质颗粒之间会发生作用， 湿地基质 水流中的固体颗粒直接碰到基质颗粒表面被拦截。水中颗粒迁移到基质颗粒表面时，在范德华力和静电力作用下以及某些化学键和某些特殊的化学吸附力作用下，被粘附与基质颗粒上，也可能因为存在絮凝颗粒的架桥作用而被吸附。 此外，由于湿地床体长时间处于浸水状态，床体很多区域内基质形成土壤胶体，土壤胶体本身具有极大的吸附性能，也能够截留和吸附进水中的悬浮颗粒。 物理过滤和吸附作用是湿地系统对污水中的污染物进行拦截从而达到净化污水的目的的重要途径之一。 湿地植物的作用 植物是人工湿地的重要组成部分。人工湿地根据主要植物优势种的不同，
湿地植物 被分为浮水植物人工湿地，浮叶植物人工湿地，挺水植物人工湿地，沉水植物人工湿地等不同类型。湿地中的植物对于湿地净化污水的作用能起到极重要的影响。 首先，湿地植物和所有进行光合自养的有机体一样，具有分解和转化有机物和其他物质的能力。植物通过吸收同化作用，能直接从污水中吸收可利用的营养物质，如水体中的氮和磷等。水中的铵盐、硝酸盐以及磷酸盐都能通过这种作用被植物体吸收，最后通过被收割而离开水体。 其次，植物的根系能吸附和富集重金属和有毒有害物质。植物的根茎叶都有吸收富集重金属的作用，其中根部的吸收能力最强。在不同的植物种类中，沉水植物的吸附能力较强。根系密集发达交织在一起的植物亦能对固体颗粒起到拦截吸附作用。 再次，植物为微生物的吸附生长提供了更大的表面积。植物的根系是微生物重要的栖息、附着和繁殖的场所。相关文献表明，植物根际的微生物数量比非根际微生物数量多得多，而微生物能起到重要的降解水中污染物的作用。 最后，植物还能够为水体输送氧气，增加水体的活性。 由此可见，湿地植物在控制水质污染，降解有害物质上也起到了重要的作用。 微生物的消解作用 湿地系统中的微生物是降解水体中污染物的主力军。好氧微生物通过呼吸作用，将废水中的大部分有机物分解成为二氧化碳和水，厌氧细菌将有机物质分解成二氧化碳和甲烷，硝化细菌将铵盐硝化，反硝化细菌将硝态氮还原成氮气，等等。通过这一系列的作用，污水中的主要有机污染物都能得到降解同化，成为微生物细胞的一部分，其余的变成对环境无害的无机物质回归到自然界中。 此外，湿地生态系统中还存在某些原生动物及后生动物，甚至一些湿地昆虫和鸟类也能参与吞食湿地系统中沉积的有机颗粒，然后进行同化作用，将有机颗粒作为营养物质吸收，从而在某种程度上去除污水中的颗粒物。 人工湿地污水处理系统是一个综合的生态系统，具有如下优点： ①建造和运行费用便宜
人工湿地对污染物的去除机理综述论文
人工湿地对污染物的去除机理综述 09环境工程环建系 摘要：人工湿地是一项复合生态系统工程，其去除机理错综复杂。主要从人工湿地的组成及其功能综述了人工湿地废水处理污染物的降解机理及去除 途径。人工湿地处理效果受植物、基质、微生物、气候等因素的影响。关键词：人工湿地；去除机理；影响因素 前沿 随着人口剧增、工业化及城市化进程加速, 水污染问题日趋严重, 保护水环境的任务变得越来越艰巨。在各种污水处理方法中, 生态处理技术由于投资少、操作简单、处理效果好、抗冲击力强, 同时可使污水处理与创建生态景观有机结合起来, 具有良好的环境效益、经济效益及社会效益, 已逐步被越来越多的国家所接受, 并广泛予以应用。湿地是陆地与水生系统之间的过渡地带,有着很高的生产力以及转换、储存有机物和营养盐的能力。湿地处于水陆交错带可对流经其的水流及其携带的营养物质起到过滤净化作用,由于其在水分和化学循环中所表现出来的功能,被誉为“地球之肾”。 人工湿地是通过模拟自然湿地, 人为设计与建造的由基质、植物、微生物和水体组成的复合体,利用生态系统中基质－水生植物－微生物的物理、化学和生物的三种协同作用来实现对污水的净化。人工湿地对有机物、营养物质有较强的去除能力,在实现生态环境效益的同时可美化环境,实现废水资源化 [1]。 1人工湿地系统处理污水的原理 1.1人工湿地的构建 人工湿地一般由以下单元构成:由填料、土壤和植物根系组成的基质层;能在
水饱和厌氧状态基质层中生长的植物,如芦苇、香蒲、水葱等;可在基质层中及基质表面流动的水体;好氧和厌氧微生物(细菌、真菌、藻类和原生生物等);底部防渗层。 1.2人工湿地类型 传统的人工湿地主要有自由表面流人工湿地, 水平潜流人工湿地和垂直潜流人工湿地。随着对人工湿地研究的不断深入，一些组合工艺和一些新型人工湿地也不断产生。 1.3人工湿地去污机理与工艺流程 人工湿地对废水的净化处理包括了物理、化学和生物三种作用。湿地系统在运转时,填料表面和植物根系由于大量微生物的生长而形成生物膜[2]。废水流经生物膜会使大量的SS被填料和植物根系阻挡截留;有机污染物也通过生物膜的吸收、同化及异化作用而被去除。湿地床系统中因植物根系对溶解氧的传递释放,使其周围环境中依次呈现出好氧、缺氧和厌氧状态,保证了废水中氮、磷不仅能被植物和微生物作为营养成分而直接吸收,而且还可以通过硝化、反硝化作用及微生物对磷的过量积累作用将其从废水中去除。污染物最终通过湿地床填料的定期更换或收割栽种的植物从系统中去除,人工湿地中各种物质的迁移和转化过程(见图1.3)[3]。 1.3湿地中各种物质的迁移和转化过程
污水生物脱氮技术研究现状
污水生物脱氮技术研究现状 摘要：概述了传统生物脱氮技术原理及传统的生物脱氮技术，分析了传统生物脱氮工艺的不足，并介绍了同时硝化反硝化、短程硝化反硝化、厌氧氨氧化等几种生物脱氮新技术的机理、特点和研究现状。最后对生物脱氮技术的今后的发展趋势进行了展望及建议，指出高效、低能耗的可持续脱氮工艺是污水处理的发展方向。 关键词：生物处理；生物脱氮；短程硝化反硝化；同步硝化反硝化；厌氧氨氧化Research Status of Biological Removal of Nitrogen from Wastewater Abstract：Summarizes the conventional biodenitrification technology principle and conventional biological removal of nitrogen technology, analyzes the deficiencies of conventional biological removal of nitrogen, and introduces nitration denitrification, shortcut nitrification and denitrification anaerobic ammonium oxidation ,and the features, the mechanism and the current research status of the several biological new technologies,. Finally have a outlook and Suggestions of the new technologies , points out that high efficiency, low energy consumption is the development direction of removal of nitrogen in sewage treatment. Keywords：biological disposal；nitrogen removal；shortcut nitrification；Simultaneous nitrification and denitrifieation；anaerobic ammonium
新型生物脱氮工艺
新型生物脱氮工艺 摘要介绍六种新型生物脱氮工艺的基本原理和研究现状。随后介绍新型生物脱氮工艺 的原理和特征及工艺的发展前景。 关键词SHARON工艺；ANAMMOX工艺；SHARON-ANAMMOX组合工艺；OLAND 工艺；CANON工艺； 随着现代工业的不断发展、化肥的普遍应用及大量生活污水的排放，废水中的氮污染日益严重。各种水体富营养污染事件频繁爆发，破坏了水体原有的生态平衡，严重污染了周围环境。我国作为水资源十分短缺的国家，严格控制脱氮污水的超标排放是十分必要的。对于氮素污染的治理，国内外常见的工程技术有空气吹脱法、选择性离子交换法、折点氯化法、磷酸铵镁沉淀法、生物脱氮法等。其中，生物脱氮法使用范围广，投资及运转成本低，操作简单，无二次污染，处理后的废水易达标排放，已成为脱氮常用处理方法。 1 传统生物脱氮工艺 传统生物脱氮一般包括硝化和反硝化两个阶段，分别由硝化菌和反硝化菌完成。硝化反应是由一类化能自养好样的硝化细菌完成，主要包括两个步骤：第1步称为亚硝化过程，由亚硝酸菌将氨态氮转化为亚硝酸盐；第2步称为硝化过程，由硝酸菌将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐。 反硝化作用是在厌氧或缺氧条件下反硝化菌把硝酸盐转化为氮气排除。该转化过程有许多中间产物，如HNO2、NO2和N2O。反硝化菌多数是兼性厌氧菌，在无分子态氮存在 的环境下，利用硝酸盐作为电子受体，有机物作为碳源和电子供体提供能量并被转化为CO2、H2O。 传统生物脱氮工艺在废水脱氮方面起到了一定的作用，但任存在以下问题[1]： （1）在低温冬季硝化菌群增殖速度慢且难以维持较高的生物浓度。造成系统总水力停留时间（HRT）长，有机负荷较低，增加了基建投资和运行费用。 （2）硝化过程是在有氧条件下完成的，需要大量的能耗； （3）反硝化过程需要一定的有机物，废水中的COD经过曝气有一大部分被去除，因此反硝化时往往要另外加入碳源； （4）系统为维持较高生物浓度及获得良好的脱氮效果，必须同时进行污泥回流和硝化液回流，增加了动力消耗及运行费用； （5）抗冲击能力弱，高浓度氨氮和亚硝酸盐进水会抑制硝化菌的生长；
人工湿地水质净化机理
人工湿地水质净化机理 人工湿地对污水的作用机理十分复杂．一般认为，人工湿地生态系统是通过物理、化学及生物三重协同作用净化污水．物理作用主要是过滤、截留污水中的悬浮物，并积在基质中；化学反应包括化学沉淀、吸附、离子交换、拮抗和氧化还原反应等；生物作用则是指微生物和水生动物在好氧、兼氧及厌氧状态下，通过生物酶将复杂大分子分解成简单分子、小分子等，实现对污染物的降解和去除． 1.1基质净化机理 人工湿地中的基质由土壤、细砂、粗砂、砾石、碎瓦片、粉煤灰、泥炭、页岩、铝矾土、膨润土、沸石等介质中的一种或几种所构成，是湿地植物的直接支撑者，为植物和微生物提供营养，具有巨大的比表面积，易形成生物膜，污水流经颗粒表面时，污染物通过沉淀、过滤、吸附作用被截留，不同的基质有不同的处理能力．湿地基质的类型、结构和肥力状况直接决定湿地植物的类型、数量和质量，并通过食物链影响湿地动物的类群、生长和发育，最终影响湿地生态系统的物质生产．基质也是湿地微生物、水生动物的生活场所，在基质颗粒的周围形成生物膜，通过提供能源和适宜的厌氧条件加强氮的转化．研究表明,在不考虑植物因素的条件下,经过湿地处理的模拟生活污水的CO D、BOD 5、"TSS、总氮、总磷等污染物浓度下降，水质得到改善．研究还表明，选择合适的人工湿地基质材料和厚度，对提高人工湿地净化能力至关重要． 1.2植物净化机制 植物是湿地中最重要的去污成分之一，在人工湿地净化污水的过程中起着重要作用．根据植物对污水净化机理的差别，可分为直接净化作用和间接净化作用．直接净化作用是指植物通过吸收、吸附和富集等作用直接去除污水中污染物．间接净化作用是指植物根、茎输送氧气，增强和维持基质的水力传输，影响水力停留时间，通过根系巨大的表面积创造利于各种微生物生长的微环境．
人工湿地氮的去除机理
人工湿地氮的去除机理 引言 随着全球湖泊富营养化程度的加剧, 入湖污染源的氮的去除成为日益紧迫的问题, 而湿地在湖泊富营养化的防治中有重要作用, 天然湿地再辅以合理的人工举措后可大大提高污染物去除效率和提高生态效应, 人工湿地的氮去除是一项重要功能, 对人工湿地中氮去除机理的总结可为湿地的设计、运行和研究提供良好的理论依据。 1 人工湿地的氮去除机理 湿地系统通过多种机理去除进水中的氮, 这些机理主要包括生物、物理和化学反应几方面的协同作用。详见表1 在防渗湿地系统中, 忽略湿地和周围水体的氮交换量, 湿地中的氮去除机理包括挥发、氨化、硝化反硝化、植物摄取和基质吸附。许多研究表明, 湿地中的主要去氮机理是微生物硝化反硝化。在Santee的报道中, 硝化反硝化去氮量占氮去除总量的60 %～86 %。 湿地中氮的形态转化情况见图 1 。未防渗湿地需要考虑湿地系统和周围水体的交换量, 即图1 中的⑩。
1.1 氨挥发 氨挥发是物化过程, 水中的氨氮离解平衡方程为： 淹没土壤和沉积物中的NH3挥发和pH 值密切相关:(1)pH =9.3 ,NH3 和NH+4的比例为1∶1 , 氨挥发显著;(2)pH=7.5 ～8.0 , 氨挥发不显著;(3)pH <7.5 , 氨挥发可忽略。湿地中藻类、浮水植物和沉水植物的光合作用常导致pH 值升高。水平潜流湿地系统中可以忽略氨挥发作用, 因为此系统中的pH 值一般不超过8.0。氨挥发由水中的pH 值、NH+4浓度、温度、风速、太阳辐射、水生植物种类、状态和数量以及系统的pH 值日变化等多种因素来综合决定。例如在有自由漂浮大型植物的系统中, 氨挥发是重要的氮去除途径。 1.2 氨化 氨化(矿化)将有机氮转化为无机氮(尤其是NH4+ -N)。有氧时利于氨化, 而厌氧时氨化速度降低。湿地中氨化速度与温度、pH 值、系统的供氧能力、C N 比、系统中的营养物以及土壤的质地与结构有关。温度升10 ℃, 氨化速度提高1 倍。
生物脱氮新技术研究进展_周少奇
第1卷第6期2000年12月 环境污染治理技术与设备 T echniques and Equipment fo r Enviro nmental Pollutio n Co ntrol V ol.1,N o.6 Dec.,2000生物脱氮新技术研究进展① 周少奇 周吉林 (华南理工大学环境科学与工程系,广州510640) 摘 要 本文对短程硝化反硝化、同时硝化反硝化及厌氧氨氧化等生物脱氮新技术的研究和开发 进展进行了简单的综述和讨论,并指出了这些新技术的特点和研究开发应用的前景。 关键词:生物脱氮 短程硝化反硝化 同时硝化反硝化 厌氧氨氧化 脱氮处理是废水处理中的重要环节之一。废水中氮的去除方法有物理法、化学法和生物法三种,而生物法脱氮又被公认为是一种经济、有效和最有发展前途的方法之一。目前,废水的脱氮处理大多采用生物法。废水生物脱氮技术经过几十年的发展,无论是在理论认识上还是在工程实践方面,都取得了很大的进步。 传统生物脱氮途径一般包括硝化和反硝化两个阶段,硝化和反硝化反应分别由硝化菌和反硝化菌作用完成,由于对环境条件的要求不同,这两个过程不能同时发生,而只能序列式进行,即硝化反应发生在好氧条件下,反硝化反应发生在缺氧或厌氧条件下。由此而发展起来的生物脱氮工艺大多将缺氧区与好氧区分开,形成分级硝化反硝化工艺,以便硝化与反硝化能够独立地进行。1932年,Wuhrmann利用内源反硝化建立了后置反硝化工艺(post-denitrification),Ludzack和Ettinger于1962年提出了前置反硝化工艺(pre-denitrificatio n),1973年Barnard结合前面两种工艺又提出了A/O工艺,以及后又出现了各种改进工艺如Bardenpho、Phoredox(A2/O)、UC T、JBH、AAA工艺等,这些都是典型的传统硝化反硝化工艺[1]。 然而,生物脱氮技术的新发展却突破了传统理论的认识。近年来的许多研究表明[2～12]:硝化反应不仅由自养菌完成,某些异养菌也可以进行硝化作用;反硝化不只在厌氧条件下进行,某些细菌也可在好氧条件下进行反硝化;而且,许多好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌(如Thiosphaera pantotropha菌),并能把NH4+氧化成NO2-后直接进行反硝化反应。生物脱氮技术在概念和工艺上的新发展主要有:短程(或简捷)硝化反硝化(shortcut nitrification-denitrification)、同时硝化反硝化(simultaneous nitrification-denitrifi-cation-SND)和厌氧氨氧化(Anaerobic Ammonium Oxidation-ANAMMOX)。 ①广东省重点科技攻关项目、广东省自然科学基金项目(980598)、广州市重点科技攻关项目资助
人工湿地水处理技术研究进展
人工湿地水处理技术研究进展 发表时间：2019-01-08T16:26:59.873Z 来源：《建筑学研究前沿》2018年第30期作者：高林马文伟 [导读] 人工湿地作为一种新型的生态污水净化处理技术，因其具有处理效果好、工艺简单、运行投资低、维护方便等特点，在水处理领域得到了广泛的关注和应用。 陕西环保集团水环境有限公司陕西西安 710061 摘要：随着经济和各行各业的快速发展，水污染现象日益严重，不仅破坏了水体生态环境，也对人类健康造成了危害。因此，需要寻找一种经济简单有效的水处理技术。人工湿地作为一种新型的生态污水净化处理技术，因其具有处理效果好、工艺简单、运行投资低、维护方便等特点，在水处理领域得到了广泛的关注和应用。 关键词：人工湿地；水处理；研究进展 引言 近年来随着环保理念日渐深入人心，人们对环境保护的重视程度也越来越高。人工湿地由于具有工程所需投资少、运行成本低廉以及生态效果较好等特点在污水处理方面备受青睐。与此同时，目前利用人工湿地进行污水处理技术依然存在着很大的进步空间。本文从人工湿地污水处理技术出发，指出了当前人工湿地污水处理系统的工作要点，笔者希望能够给相关人工湿地污水处理工作提供一定的参考。 1人工湿地概念 湿地广义上指长年积水和过湿的土地，是陆生和水生生态系统之间的过渡性地带，广泛分布于世界各地不仅拥有着丰富的生物多样应，还具有显著的生态净化作用，是地球上一种独特的、多功能的生态系统被称为“地球之肾”。湿地是地球上生产力最高的生态系统之一。湿地提供水和初级生产力，成为了很多鸟类、哺乳类动物、鱼类、爬行类动物以及其他水路两栖类动物赖以生存的环境，是植物遗传物质的重要储存地。湿地已经成为了影响珍稀禽类繁殖和生存的关键因素，所以，湿地也成为了鸟类优质的生活环境。按《国际湿地公约》定义，湿地系指不问其为天然或人工、长久或暂时之沼泽地、湿原、泥炭地或水域地带，带有静止或流动、或为淡水、半咸水或咸水水体者，包括低潮时水深不超过6m的水域。由于人类的不合理开发，湿地资源在我国受到很大破坏。在特殊时期和环境条件下，研究和建立人工湿地生态系统是对自然湿地生态系统的适度补充，也是对其功能退化的恢复性建设。人工湿地是近些年发展起来的一种新型污水处理生态系统，传统的污水生物处理方法能对清除一些有机物能产生非常明显的效果，但是却无法实现对氮磷的有效去除；一些化学技术能在很大的程度上将氮磷去除，但是需要耗费较高的费用，还能大大提高二次污染的可能性。在这个方面，人工湿地具有较为明显的优势，其无需耗费大量的成本，方便人工对其进行管理和维护并且其运行的成本较低，对氮磷的去除效果也比较明显，能尽快适应符合的变化，也能在很大的程度上起到使环境更加美观的作用。与自然湿地相比而言，人工湿地在承载负荷量，地点选择，污水处理能力及可控性上具有较大优点。 2人工湿地在水处理中的应用研究 2.1生活污水的处理 生活污水是水体的主要污染源之一，主要是指人类生活中使用的各种厨房用水、洗涤用水和卫生间用水所产生的排放水，多为无毒的无机盐类，可生化性好，但排放量较大。据统计，2015年仅城镇生活污水排放量就达到了535.2亿t。人工湿地由于其高效率、低投资、低运营和维护简单等优点而被用于处理生活污水。不同类型人工湿地对生活污水的处理效果，会受到包括湿地类型、植物种类、温度和填料基质等许多因素的影响。通过菖蒲、千屈菜、水葱和香蒲在不同类型人工湿地对生活污水处理效果的研究，发现4种植物对生活污水COD 的去除率均表现为垂直下行流湿地＞垂直上行流湿地＞水平潜流湿地，其原因可能是垂直下行流湿地中好氧环境众多，极大地增强了参与根系表面好氧过程的好氧微生物的活性，对有机污染物的降解具有很好的效果。而在同种类型的人工湿地中，香蒲对COD的去除率均高于其它3种植物，可能是由于香蒲相较于其它3种植物对有机污染物的吸收降解能力更强。通过鸢尾、吊兰、马蒂莲3种植物对生活污水净化效果的研究，结果发现3种植物对COD、NH4+-N和TP的去除效果均较好，依次为鸢尾＞吊兰＞马蒂莲。利用象草和美人蕉在不同温度下表面流人工湿地处理生活污水，发现2种植物对生活污水的净化效果受温度影响，呈一定的正相关性。可能是由于在一定温度范围内随着温度的升高，一方面增强了微生物的活性，提高了硝化和反硝化效果，同时促进了磷的吸收同化；另一方面加强了植物的光合作用，使得植物根系生长旺盛，促进了对氮磷的吸收。研究青石、砂子和砾石3种湿地基质对污染物去除效果的影响，发现3种基质对生活污水中COD、氨氮、TP、SS的去除率均是砂子＞青石＞砾石，其原因可能是砂子的粒径较小，比表面积大，更容易吸附污染物。 2.2缓解水资源危机 人工湿地污水处理系统主要利用的是生物的方法进行处理，与传统污水处理系统的化学法相比更为卫生健康。生物在成长过程中可以对水源和环境有一定的净化作用，根据人工湿地之中生物的生长特点以及习性，与污水处理系统相搭配能够更好实现污水的净化作用，缓解水资源的危机。在人工湿地的构建中，一般情况下我们不单单采用生物处理这一单一的污水处理技术，往往还需要多种技术的优化和组合，来保证污水处理的结果。人工湿地通常作为污水处理组合工艺的三级处理系统，与其他的工艺与人工湿地污水处理方案组合使用时，能够更好地完成污水处理任务。联合使用项目中，湿地系统中可以适当增加池塘系统水处理技术，并根据不同时期的季节特点和环境变化，改变水力载荷，加强复合水处理系统对温度和季节的感知。相关研究结果表明，复合污水处理系统对污水的净化效果要远远高于单一的污水处理系统，尤其在处理高浓度的污水方面，有十分有效的应用价值。此外，人工湿地与活性污泥法的组合工艺能够良好的应用在城市污水处理工作之中，用该方法处理城市中的污水，需要的投入较少，操作简单，维护的成本也相对较低，而且处理之后的水源的洁净度较高，能够有效实现水资源的重复利用，符合可持续发展理念。另外，人工湿地工艺与低氧接触氧化系统的组合在处理污染的河水项目中有很好的处理结果，避免了人工湿地在大量污水处理过程中的效率低下和容易堵塞的问题，处理结果明显提升，且去除污染的效率很高。 2.3人工湿地对有机物的去除机理， 污水中的有机物可分为不溶性有机物与可溶性有机物，微生物对湿地中有机物的去除起到重要作用。在湿地生态系统中土壤具有巨大比表面积，污水流经颗粒表面时，不溶性的有机物经沉淀、过滤、吸附作用快速地被截留，随之为微小生物利用；可溶性有机物通过微生
污水处理工艺脱氮除磷基本原理
污水处理生物脱氮除磷基本原理 国外从六十年代开始系统地进行了脱氮除磷的物理处理方法研究，结果认为物理法的缺点是耗药量大、污泥多、运行费用高等。因此，城市污水处理厂一般不推荐采用。从七十年代以来，国外开始研究并逐步采用活性污泥法生物脱氮除磷。我国从八十年代开始研究生物脱氮除磷技术，在八十年代后期逐步 实现工业化流程。目前，常用的生物脱氮除磷工艺有A2/O法、SBR法、氧化沟法等。 ?生物脱氮原理 生物脱氮是利用自然界氮的循环原理，采用人工方法予以控制，首先，污水中的含氮有机物转化成氨氮，而后在好氧条件下，由硝化菌左右变成硝酸盐氮，这阶段称为好氧硝化。随后在缺氧条件下，由反硝化菌作用，并有外加碳源提供能量，使硝酸盐氮变成氮气逸出，这阶段称为缺氧反硝化。整个生物脱氮过程就是氮的分解还原反应，反应能量从有机物中获取。在硝化和反硝化过程中，影响其脱氮效率的因素是温度、溶解氧、PH值以及碳源，生物脱氮系统中，硝化菌增长速度较缓慢，所以，要有足够的污泥泥龄。反硝化菌的生长主要是在缺氧条件下进行，并且要用充裕的碳源提供能量，才可促使反硝化作用顺利进行。 由此可见，生物脱氮系统中硝化与反硝化反应需要具备如下条件： 硝化阶段：足够的的溶解氧，DO值在2mg/L以上，合适的温度，最好在20℃，不能低于10℃，，足够长的污泥泥龄，合适的PH条件。 反硝化阶段：硝酸盐的存在，缺氧条件DO值在0.2mg/L左右，充足碳源（能源），合适的PH条件。 生物脱氮过程如图5—1所示。 反硝化细菌 +有机物（氨化作用）（硝化作用）（反硝化作用）
?生物除磷原理 磷常以磷酸盐（H 2PO 4 -、HPO 4 2-和H 2 PO 4 3-)、聚磷酸盐和有机磷的形式存在于废水中，生物除 磷就是利用聚磷菌，在厌氧状态释放磷，在好氧状态从外部摄取磷，并将其以聚合形态储藏在体内，形成高磷污泥，排出系统，达到从废水中除磷的效果。 生物除磷主要是通过排出剩余污泥而去除磷的，因此，剩余污泥多少将对除磷效果产生影响，一般污泥龄短的系统产生的剩余污泥量较多，可以取得较高的除磷效果。有报道称，当泥龄为30d时，除磷率为40%，泥龄为17d时，除磷率为50%，而当泥龄降至5d时，除磷率达到87%。 大量的试验观测资料已经完全证实，再说横无除磷工艺中，经过厌氧释放磷酸盐的活性污泥，在好氧状态下有很强的吸磷能力，也就是说，磷的厌氧释放是好氧吸磷和除磷的前提，但并非所有磷的厌氧释放都能增强污泥的好氧吸磷，磷的厌氧释放可以分为两部分：有效释放和无效释放，有效释放是指磷被释放的同时，有机物被吸收到细胞内，并在细胞内储存，即磷的释放是有机物吸收转化这一耗能过程的偶联过程。无效释放则不伴随有机物的吸收和储存，内源损耗，PH变化，毒物作用引起的磷的释放均属无效释放。 在除磷系统的厌氧区中，含聚磷菌的会留污泥与污水混合后，在初始阶段出现磷的有效释放，随着时间的延长，污水中的易降解有机物被耗完以后，虽然吸收和储存有机物的过程基本上已经停止，但微生物为了维持基础生命活动，仍将不断分解聚磷，并把分解产物（磷）释放出来，虽然此时释磷总量不断提高，但单位释磷量所产生吸磷能力随无效释放量的加大而降低。一般来说，污水污泥混合液经过2小时厌氧后，磷的释放已经甚微，在有效释放过程中，磷的释放量与有机物的转化量之间存在着良好的相关性，磷的厌氧释放可使污泥的好氧吸磷能力大大提高，每厌氧释放1mgP，在好氧条件下可吸收2.0~2.24mgP，厌氧时间加长，无效释放逐渐增加，平均厌氧释放1mgP，所产生的好氧吸磷能力降至1mgP以下，甚至达到0.5mgP。因此，生物除磷并非厌氧时间越长越好，同时在运行管理中要尽量避免PH的冲击，否则除磷能
人工湿地脱氮除磷原理
人工湿地脱氮除磷原理 谈到污水处理，很多人都认为工艺先进、价格高的设备处理效果一定就好一些。其实我们毫不起眼的人工湿地其实也有很高的去污能力，在一定的条件下BOD、COD的去除率高达80%以上。虽然湿地存在一些缺点，但是瑕不掩瑜。人工湿地建造和运行费用便宜、技术要求不高、还有多项优点，可谓物美价廉。比较适合广大农村、中小城镇及旅游景区污水处理领域，湿地系统的脱氮除磷效果。今天专业的水环境治理这服务商力鼎环保将讲解湿地的脱氮除磷原理。 污水中含氮物质的表现形式主要为氨氮和有机氮，人工湿地对污水中各类含氮物质的去除途径包括以下三种形式: (1)污水中的氨氮可通过湿地植物以及湿地微生物同化作用，转化为生物机体的有机组成部分，最终通过对湿地植物定期收割的方式，实现对污水中氨氮的有效去除; (2)在污水的pH值较高(大于8.0)的情况下，污水中的氨氮可通过自由挥发的形式从污水中溢出，但通过自由挥发减少的氨氮，只占人工湿地氨氮去除总量的一小部分; (3)人工湿地对污水中含氮有机物质的主要去除途径为湿地微生物的硝化以及反硝化作 用，在好氧条件下，污水中的氨氮经过亚硝化细菌、硝化细菌的亚硝化以及硝化作用，先后转化为亚硝酸盐、硝酸盐，随后在缺氧以及有机碳存在的条件下，经过反硝化细菌的反硝化作用而被还原为氮气，从水中逸出、释放到大气中，最终实现人工湿地对污水中氨氮的有效去除。 污水中含磷污染物质的表现形式主要由颗粒磷、溶解性有机磷以及无机磷酸盐等三类，人工湿地对污水中含磷污染物质的去除可通过填料床的吸附、微生物以及湿地植物的同化吸收、有机物的吸附等多重作用得以去除: (1)污水中的部分无机磷可通过湿地植物的吸收、同化作用，转化成植物机体的组成成分(如ATP、DNA以及RNA等)，最终通过对湿地植物的定期收割使其得以去除，但是通过湿地植物吸收去除的磷污染物只占人工湿地去除总量的一小部分; (2)污水中的含磷污染物的主要去除途径依赖于湿地土壤的物理化学吸附作用，含磷污染物的去除能力取决于湿地土壤的环境容量，通常情况下，湿地填料的物理吸附以及化学沉淀作用对污水中TP的去除能力可达90%以上;
人工湿地技术的应用及展望
龙源期刊网 https://www.wendangku.net/doc/6910118080.html, 人工湿地技术的应用及展望 作者：罗勇 来源：《中国新技术新产品精选》2009年第21期 摘要:本文在阅读大量文献的基础上,就人工湿地污水处理系统的发展历史、研究进展和去污机理等进行了综述,并对该技术在我国的应用和发展进行了展望,为该技术的应用和发展打下基础。 关键词:人工湿地;研究进展;去污机理 人工湿地是通过模拟自然湿地,认为设计与建造的由基质、植物、微生物和水体组成的复 合体[1],与传统的耳机处理技术相比,具有建设运行成本低、能耗少,出水水质好,运行维护方便,系统配置可塑性强,对负荷变化适应性强,有较强的有机物、营养物质去除能力以及生态环境效益显著并可美化环境,实现废水资源化等特点[2,3]。 1 人工湿地的发展历史 人类有意识地利用湿地系统进行污水处理,始于20世纪70年代。人工湿地作为一个新发明,最早出现于1904年澳大利亚Brian Mackney发表的一篇文章中。但在其发展历史中,德国是这一工程的先驱者。1953年,德国的Seidel发现芦苇能去除大量的有机物和无机物。60年代中期,Seidel与Kickuth合作并由Kickuth开发了“根区法”,该方法的出现,推动了70年代人工湿地污水处理技术的研究与发展。人工湿地污水处理技术的发展包括两个阶段:第一阶段是在20世纪70年代,这一阶段保持了天然湿地的原有结构并已泥沼的形式存在,而且常将湿地系统与氧化塘处理结合起来以提高氧化塘系统的处理效果;第二阶段是20世纪80年代以后,湿地系统发展为由人工建造的、以不同粒径的砾石和豆石为填料基质的、并种植有一定去污能力的植物处理系统。从此进入了规模性的应用阶段。美国、德国、英国、法国、丹麦、奥地利、比利时、卢森堡及荷兰等国家都建立了人工湿地污水处理系统,主要用于小城镇的污水处理。90年代以来,国外人工湿地污水处理得到极快的发展[4],已应用于农业污水、家畜与家禽的粪水、垃圾渗滤液、城市暴雨径流或生活污水、富营养化湖水、矿区重金属污水、炼油厂废水以及其他工业活动产生的污水的处理。由此可以看出,湿地技术将会越来越受到人们的重视,并得到越来越多的应用。
三种生物脱氮工艺研究现状
2016 年春季学期研究生课程考核 （读书报告、研究报告）考核科目:专业新技术 学生所在院 :市政环境工程学院 （系） 学生所在学科: 学生姓名:左左 学号: 学生类别:工学硕士 考核结果阅卷人 三种生物脱氮工艺研究现状 一、前沿
氮是造成水体富营养化的一种主要污染物质，尤其是当水体有机性污染物降低到一定标准之后。为了维护生态环境，保障人体健康，国家的污水排放标准逐步严格，对氮的去除也有了更高的要求。因此，研究具有高效脱氮功能的工艺越来越重要。 传统的生物脱氮理论[1]包括硝化和反硝化两个过程，分别由自养型硝化菌和异氧型反硝化菌完成。其生物脱氮原理为: 氨化反应是在氨化菌作用下，有机氮被分解转化为氨态氮，这一过程称为氨化过程，氨化过程很容易进行;硝化反应由好氧自养型微生物完成，在有氧状态下，亚硝化菌利用无机碳为碳源将NH4+氧化成NO2-，然后硝化菌再将NO2-氧化成NO3-的过程。反硝化反应是在缺氧状态下，反硝化菌将亚硝酸盐氮、硝酸盐氮还原成气态氮 (N2 )的过程。反硝化菌为异养型微生物，多属于兼性细菌，在缺氧状态时，利用硝酸盐中的氧作为电子受体，以有机物 (污水中的 BOD 成分)作为电子供体，提供能量并被氧化稳定。具体流程图如下： 传统生物脱氮途径 近十多年来，许多国家加强了对生物脱氮的研究，并在理论和技术上都取得了重大突破。其中主要包括短程硝化反硝化，厌氧氨氧化和同步硝化反硝化等，以及它们的组合工艺[2]。这些新的理论研究表明: ①硝化反应不仅由自养菌完成，某些异养菌也可以进行硝化作用; ②反硝化不只在厌氧条件下进行，某些细菌可在好氧或缺氧条件下完成反硝化; ③许多好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌，并能把NH4+氧化成NO2-后，直接进行反硝化反应。 二、研究现状 1、短程硝化反硝化 短程硝化反硝化[3]是将氨氮氧化控制在亚硝化阶段，然后进行反硝化，省去了传统生物脱氮中将亚硝酸盐氧化成硝酸盐，再还原成亚硝酸盐两个环节。因此，该技术具有很多优点: 可节省约25%氧供应量，降低能耗; 可节省反硝化所需的碳源，在C/N 一定的情况下，提高TN的去
水处理生物脱氮除磷工艺
生物脱氮除磷工艺 第一节 概述 一、营养元素的危害 氮素物质对水体环境和人类都具有很大的危害，主要表现在以下几个方面： 氨氮会消耗水体中的溶解氧； 氨氮会与氯反应生成氯胺或氮气，增加氯的用量； 含氮化合物对人和其它生物有毒害作用：① 氨氮对鱼类有毒害作用；② NO 3- 和NO 2-可被转化为亚硝胺——一种“三致”物质；③ 水中NO 3-高，可导致婴儿患变性血色蛋白症——“Bluebaby ”； 加速水体的“富营养化”过程；所谓“富营养化”就是指水中的藻类大量繁殖而引起水质恶化，其主要因子是N 和P （尤其是P ）；解决的办法主要就是要严格控制污染源，降低排入水环境的废水中的N 、P 含量；对于城市废水来说，利用传统的活性污泥法进行处理，对N 的去除率一般只有40%左右，对磷的去除率一般只有20~30%。 二、脱氮的物化法 1、氨氮的吹脱法： -++?+OH NH O H NH 423 2 2每 3 采用斜发沸石作为除氨的离子交换体。 出水 折点加氯法脱氯工艺流程
1、铝盐除磷 4343AlPO PO Al →++ + 一般用Al 2(SO 4)3，聚氯化铝（PAC ）和铝酸钠（NaAlO 2） 2、铁盐除磷：FePO 4 Fe(OH)3 一般用FeCl 2、FeSO 4 或 FeCl 3 Fe 2(SO 4)3 3、石灰混凝除磷 O H PO OH Ca HPO OH Ca 23452423))((345+→++--+ 向含磷的废水中投加石灰，由于形成OH -，污水的pH 值上升，磷与Ca 2+反应，生成羟磷灰石。 第二节 生物脱氮工艺与技术 一、活性污泥法脱氮传统工艺 1、Barth 提出的三级活性污泥法流程： 第一级曝气池的功能：① 碳化——去除BOD 5、COD ；② 氨化——使有机氮转化为氨氮； 第二级是硝化曝气池，投碱以维持pH 值； 第三级为反硝化反应器，可投加甲醇作为外加碳源或引入原废水。 该工艺流程的优点是氨化、硝化、反硝化分别在各自的反应器中进行，反应速率较快且较彻底；但七缺点是处理设备多，造价高，运行管理较为复杂。 2、两级活性污泥法脱氮工艺 与前一工艺相比，该工艺是将其中的前两级曝气池合并成一个曝气池，使废水在其中同时实现碳化、氨化和硝化反应，因此只是在形式上减少了一个曝气池，并无本质上的改变。 二、缺氧——好氧活性污泥法脱氮系统（A —O 工艺）
人工湿地脱氮除磷机理研究进展
人工湿地脱氮除磷机理研究进展 陆琳琳 河海大学环境科学与工程学院，江苏南京（200198） E-mail:lulinlin600@https://www.wendangku.net/doc/6910118080.html, 摘要：本文介绍了近年来人工湿地脱氮除磷机理的研究情况，脱氮过程中，微生物硝化反硝 化为主要的去除途径，除磷过程中，填料和磷之间的非生物作用是去除磷的主要机理之一。 同时，影响人工湿地脱氮除磷效率的主要因素为温度、pH值和溶解氧。 关键词：人工湿地；脱氮机理；除磷机理 中图分类号： 1概述 人工湿地是模拟自然湿地的人工生态系统，最早是由澳大利亚的Mackney于1904年提 出的，指人工建造和监督控制的、工程化的沼泽地，利用自然生态系统中的物理、化学和生 物三重协同作用来实现对污水的净化作用[1,2]。 早期的人工湿地主要用于处理城市生活污水或二级污水处理厂出水。由于人工湿地处理 污水具有效率高、投资、运行及维护费用低、适用面广、耐冲击负荷强等特点，目前，已被 国内外许多学者或工程技术人员经过工艺改进或者与其他系统进行组合后用于农业面源污 染[3,4]、城市或公路径流等[5]非点源污染的治理。美国、德国等的一些技术人员还将其推广 应用于处理小城镇、行政事业单位和垃圾场渗出液[6-8]。人工湿地也被用于处理工业废水， 主要集中在应用人工湿地处理矿山酸性废水、淀粉工业废水、制糖工业废水、褐煤热解废水、 炼油废水、油砂废水、油田采出水、造纸废水、食品加工和奶制品加工废水[9]，人工湿地处 理工业废水的典型实例如表1所示。近年来，人工湿地还被用来处理污染河水、湖泊水等地 表水水体[10-12]。 表1 人工湿地处理工业废水的典型实例 废水类别国别湿地类型运行时间 褐煤热解德国 SFW 1994-1996 炼油废水澳大利亚 FSW 1994-1996 油砂废水加拿大 FSW 1991-1994 1992-1994 矿山废水美国 SFW 奶品加工新西兰 SFW 1990-1992 1991-1993 油田采出水中国 SFW 食品加工斯洛文尼亚 SFW 1992-1994 1991-1992 造纸废水美国 FSW 含烃废水法国 SFW 1993-1994 目前，由于大量的污水直接排入江河、湖泊中，造成地表水体污染严重，水体富营养化
城市污水厌氧氨氧化生物脱氮研究进展
城市污水城市污水厌氧氨氧化厌氧氨氧化厌氧氨氧化生物脱氮研究进展生物脱氮研究进展 唐崇俭，郑 平 (浙江大学 环境工程系，浙江 杭州 310029) 摘 要：厌氧氨氧化菌可在厌氧条件下以亚硝酸盐为电子受体将氨氧化为氮气，是目前废水生物脱氮的研究热 点之一。小试的研究表明，该工艺的容积负荷可高达125kg N/(m 3 ·d)。城市污水处理厂污泥厌氧消化液以及城市 生活垃圾填埋场渗滤液都含有高氨氮浓度以及低有机物浓度，十分适合采用厌氧氨氧化工艺进行处理。目前，生 产性厌氧氨氧化工艺已在荷兰、丹麦和日本等国成功应用于这两类废水的脱氮处理，最大容积氮去除速率高达 9.5kg N/(m 3·d)，显示了该工艺诱人的工程应用前景。本文分析了世界上第一个生产性厌氧氨氧化工艺处理城市 污水厂污泥厌氧消化液的运行情况，论述了厌氧氨氧化工艺在城市污水处理中面临的问题。结合课题组内的研究 结果，提出了一种新型的菌种流加式厌氧氨氧化工艺，并探讨了其在城市污水处理中的作用。 关键关键词词：厌氧氨氧化；城市污水；生物脱氮；工程应用 Application of Anammox Process in Municipal Wastewater Treatment Tang Chongjian, Zheng Ping （Department of Environmental Engineering, Zhejiang University, Hangzhou 310029, China ） Abstract : Under anoxic condition, anaerobic ammonium-oxidizing (Anammox) bacteria can oxidize ammonium to nitrogen gas using nitrite as electron acceptor. It becomes a topic issue on biological nitrogen removal from ammonium-rich wastewater due to some promising advantages such as low operational cost and super high volumetric loading rate. As reported, the nitrogen loading rate reached up to 125 kg N/(m 3·d). Characterized by high ammonium concentration and relatively low biodegradable organic content, the sludge digester liquor from the municipal wastewater treatment plant and the landfill leachate are demonstrated to be very suitable for application of Anammox process to realize high-rate nitrogen removal. The full-scale application of Anammox process has already been applied for nitrogen removal from sludge digester liquor and landfill leachate in The Netherlands, Japan and Denmark with the maximum nitrogen removal rate as high as 9.5 kg N/(m 3·d). Thus, the operation of the first full-scale Anammox reactor treating municipal sludge digester liquor was introduced, and the problems during the application of Anammox process in municipal wastewater treatment were discussed. An innovative Anammox process with sequential biocatalyst addition (SBA-Anammox process) was proposed to overcome the drawbacks and accelerate the application of Anammox process in municipal wastewater nitrogen removal.