人工湿地的脱氮机理探讨

随着自然水体富营养化程度的加剧，污染水体中氮的去除成为日益紧迫的问题， 而湿地在自然水体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生态效应，其中氮的去除是人工湿地的一项重要功能， 对人工湿地处理污水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。

人工湿地系统通过多种机理协同去除污水中的氮，这些机理主要包括在生物、物理和化学反应等几方面：  

在防渗人工湿地系统中，如果忽略人工湿地和周围水体氮交换的条件下，人工湿地中氮的循环与转化途径如下图所示，主要包括有机氮的氨化、氨氮挥发、生物硝化反硝化、植物微生物组织摄取、基质吸附和厌氧氨氧化等多种物理化学以及生物过程。

 

 其中，基质的吸附沉淀在特殊基质湿地或者湿地使用初期具有较好作用，但对于长期运行的成熟人工湿地来讲，微生物作用下氮的转化和去除一直被认为是氮去除的主要途径。其他如厌氧氨氧化等氮的去除途径理论上可能在处理高氨氮废水人工湿地中具有较大的贡献。

硝化作用是指氨氮在微生物作用下被氧化为亚硝态氮并进一步被氧化为硝态氮的过程。硝化作用主要由自养型细菌分两阶段完成，其反应的化学计量式表达如下:  

第一阶段为亚硝化过程：即氨氮被氧化为亚硝态氮的阶段。

参与这个阶段活动的亚硝酸细菌主要有5个属：亚硝化毛杆菌属(Nitrosomonas)、亚硝化囊杆菌属(Nitrosocystis)、亚硝化球菌属(Nitrosococcus)、亚硝化螺菌属(Nitrosospira) 和亚硝化肢杆菌属(Nitrosogloea)。其中，尤以亚硝化毛杆菌属的作用居主导地位。 

第二阶段为硝化过程：即亚硝态氮被氧化为硝态氮的阶段。

参与这个阶段活动的硝化细菌主要有3个属:硝酸细菌属(Nitrobacter)、硝酸刺菌属(Nitrospina)和硝酸球菌属(Nitrococcus)。其中以硝酸细菌属为主，常见的有维氏硝酸细菌(Nitrobacter winogradskyi)和活跃硝酸细菌(N.agilis)等。

除上述的自养型微生物外，土壤中还有大量多种异养型微生物，其也能将氨和有机氮化物氧化为N2O或N2，且其硝化能力可能低于自养型硝化细菌，但关于其在人工湿地中硝化过程中的具体作用的研究仍不充分。 

 

人工湿地的设计和结构不同，氨氮的硝化去除效果也有所不同。在表面流人工湿地、垂直流人工湿地以及组合人工湿地中，均有较强的硝化过程发生且去除大量氨氮， 但程度有所不同。

一般来讲，由于垂直流的复氧效果好于水平潜流型人工湿地， 故硝化作用强度一般要大于水平潜流湿地。而且运行条件的不同也影响到硝化作用强度的不同，如垂直流湿地中采用的潮汐运行方式和水平潜流湿地前期的曝气预处理均提高了系统的硝化强度。 

反硝化过程是指反硝化细菌将硝酸盐(NO3-)中的氮(N)通过一系列中间产物(NO2-、NO、N2O)还原为氮气分子(N2)的生物化学过程。其反应过程的化学方程式如下: 

反硝化过程在自然界氮循环中具有重要意义，是氮循环的关键一环。在人工湿地污水处理方面，与硝化反应一起构成了生物脱氮的主要方式。反硝化过程的环境制约因素包括氧环境、氧化还原电位、温度、pH和有机碳源等。硝化作用需要复氧环境，但是反硝化作用需要厌氧环境，这使得在同一湿地环境中，理论上的同步硝化和反硝化成了制约湿地脱氮的重要因素。

反硝化作用最适宜的pH范围为pH6-8，当pH值低于5时，反硝化强度虽然能够进行，但是其速率明显下降，当pH值低于4时， 反硝化作用往往被完全抑制。反硝化作用的适宜温度为30~35℃，温度低于2~9℃ 时反硝化作用明显减弱。 

由上述反硝化过程方程式可知，完全的反硝化过程的产物为氮气(N2),在不完全的状态下会生成N2O。由于N2O是一种温室气体，其全球暖化潜势等效于CO2的310倍，尽管人工湿地中不完全反硝化的排放量对于全球的温室效应而言微不足道，但近年来也逐渐引起众多学者的重视和关注。

氮是植物生长的必需营养元素，无机氮可被人工湿地中的植物吸收合成为植物自身物质，最后通过对湿地植物地上部分定期收割可将部分无机氮从人工湿地系统中彻底去除。

植物对无机氮的吸收去除受到植物组织产量和组织内含氮量的限制，通过植物吸收方式强化湿地脱氮效果的应用在热带区域较为适宜，因为热带地区季节性变化较小，湿地植物可常年生长，故植物的收割可进行多次以此提高植物组织对无机氮的吸收去除。

 

用氨化过程主要是指含氮有机物如蛋白质等被湿地床体中微生物分解而转变为氨的过程。人工湿地污水处理的氮循环中有关氨化作用的研究并未像硝化和反硝化等氮转化过程引起了研究者的关注和重视。

现已报道的人工湿地氨化强度为0.004-0.530 g/(m2·d)。

人工湿地系统中部分氮氮可以通过挥发的方式从系统中逸出。氨挥发量受气候、 水力条件、植物生长状态等因素影响。

当pH值低于7.5 时，氨挥发作用可忽略。只有当pH值大于9.3时，氨挥发作用才比较显著。湿地氨挥发包括湿地地面氨挥发和植物叶片氨挥发两部分，其中，湿地地面氨挥发需要在水体pH>8的情况下发生，一般人工湿地的pH值为6~7,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值会很高，此时通过挥发损失的氨氮需要考虑。

厌氧氨氧化过程即是在厌氧条件下由厌氧氨氧化菌利用亚硝酸盐为电子受体，氨氮为电子供体，直接将氨氮氧化为氮气的生物反应过程。

这种反应通常对外界条件(pH值、温度、溶解氧等)的要求比较苛刻，但其优点是：由于氨氮直接作为反硝化反应的电子供体，可免去外源有机物(如甲醇)的添加，既可节约运行费用，也可防止二次污染。

由于大部分氨没有经过完全硝化过程而直接参与厌氧氨氧化反应，使得氧的有效利用率增加，供氧能耗下降，同时其产酸量下降，这样可以减少中和所需的化学试剂， 降低运行费用，也可以减轻二次污染。

目前该技术在工业处理焦化废水、垃圾渗滤液等废水方面逐渐应用，在人工湿地污水处理方面虽有报道，但相关研究仍不充分。

目前普遍认为，人工湿地脱氮的主要机理是污水中的氮在微生物的硝化一反硝化共同作用下，最终以N2、N2O气体的形式逸出。由于N2O是一种强势增温气体， 其温室效应强度约为CO2的298倍，且对全球环境的影响具有长期性和潜在性，因此对人工湿地N2O释放规律的研究非常重要。

关于人工湿地系统中N2O的排放研究始1997年，Freeman首次提出应用人工湿地技术净化污水会向大气释放一定量的N2O,自此国外开始有相关研究报道。国内的相关研究起步较晚，最早的研究报道见于2009年。