美國生態浮島除氮能力測試分析

[美國]　R.V.伯尼 等

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美國生態浮島除氮能力測試分析

[美國]R.V.伯尼 等

濕地浮島可減少水庫蓄水期間中水的總氮濃度。為探索其去除總氮的效率,對佛羅里達州帕斯科縣的濕地浮島進行了測試。在一個接收帕斯科縣控制再利用系統中水的池塘內，按線性布置，設置并監控20個濕地浮島,按分布式進行網格連接， 評估3個連續階段，即培植期(濕地浮島實施前6個月)、運行期(濕地浮島實施后8個月)和控制期(從池塘中去除濕地浮島的后3個月)的處理性能。濕地浮島的主要作用是減少池塘有機氮的輸出。通過評估濕地浮島運行期和控制期氮去除量的差異說明，布設濕地浮島后，每年總氮去除率得以提高。

濕地浮島；中水分布系統；最大日負荷；總氮；佛羅里達州；美國

1　概　述

帕斯科縣控制再利用系統(PCMRS)屬于地區中水(也稱再生水)分布系統，是美國佛羅里達州帕斯科縣僅有的廢污水管理設施。結合區域內農田灌溉和流域系統快速滲透，將帕斯科縣所有廢污水處理廠(WWTF)尾水回用，從而實施這一全面再利用策略。此外，PCMRS包括容量23.5萬m3的蓄水池(里塔(Rita)湖)、蘭奧萊克斯(O’Lakes)WWTF37.9萬m3的已建水庫和189.3萬m3的在建水庫。

坦帕(Tampa)灣氮管理協會確定坦帕灣地區的氮最大日負荷。希爾斯伯勒灣(Hillsborough)屬于坦帕灣流域，運行PCMRS。2012年坦帕灣合理保證建議書(2012年坦帕灣河口項目)提到，PCMRS每年排放到希爾斯伯勒灣流域的總氮(TN)負荷限值為5.3 t。自從氮負荷限值確定以后，正常運行期間，帕斯科縣按指定氮限值排放。PCMRS排放的氮主要是硝酸鹽。

帕斯科縣排放的中水中，大約30%被希爾斯伯勒灣流域利用。該流域也代表了未來中水利用客戶增長的大部分區域。該縣正在建設大型中水儲存水庫，在庫內設置降氮的濕地浮島(FWI)，以使氮排放限制地區更多地利用中水。

FWI可改善天然水體或用于存儲和輸送的人工水體的水質。FWI利用浮游濕地物種種植在固定的浮墊上。2014年有學者對文獻進行評估后指出，控制期FWI除磷率達2%～55%，除氮率達12%～42%。匈牙利曾開展過FWI探索性試驗，在試驗水體中投放濃度為 5 mg/L的氧化氮，結果顯示水體中TN降低了85%。2010年有學者指出，浮墊顯著提高了合流污水中TN的去除率，控制期TN平均減少33%。2013年有學者指出，暴雨TN濃度下降歸因于濕地浮島處理；之所以硝酸鹽含量較高的暴雨反硝化作用增強，是因為在FWI控制下，水體內溶解氧濃度低及濕地浮島內植被根部可用的有機碳增加。

為了探究FWI去除TN的效率，在接收PCMRS中水的池內安裝FWI并進行了監控，歷時18個月。設計的中水應用速率，應滿足水力停留時間(HRT)相對較短，與水庫水體實際停留時間一致的要求。

2　方法與材料

在韋斯利污水處理中心，建有面積1.6 hm2的塑料襯底水池，池內搭建20個FWI。PCMRS中水通過臨時管道輸送到池內。池塘溢流引到WWTF附近廢棄的池塘，然后再用泵抽回到WWTF渠首。

2.1浮島設置

FWI購于美國洛杉磯巴吞魯日的馬丁生態系統公司。每個浮墊規格為2.4 m×3.0 m。FWI表面積總計149 m2。各FWI用包由PVC管的不銹鋼電纜相連接，按網格分布，覆蓋水域總面積1 122 m2，占池塘總面積的7%。在初始安裝后，池底安放重錨，將FWI固定于水下。池塘底部傾斜，西區頂頭附近深約1 m，到東區頂頭附近深2 m。FWI設置于排水口附近，深大約1.5 m。

2.2濕地植被物種選擇

由18個本地物種組成的濕地植物作為盆栽植物，其裸根繁殖體來自當地苗圃店。2個浮島混合種植本地種子，與另18個浮島種植的植被進行比較。

2.3池塘運行

池塘總蓄水量約1.9萬m3。在池塘西側靠近西南角，鋪設管徑10 cm的池塘進水臨時管道，并安裝了流量計。WWTF管理人員每天記錄流量數據。池塘出水管道高程固定，提供連續水位控制，池塘水位無需監測。利用進水流量與水位蓄水量對應關系，實現池塘每日水量平衡。

2.4采樣

每2周收集1次池塘進出口水樣，分析項目3個不同實施階段的氨氮、氧化氮(硝酸鹽+亞硝酸鹽)、有機氮(ON)和TN濃度：培植期(2012年7～12月)、運行期(2013年1～8月)和浮島移除后的控制期(2013年9～11月)。依據SM-4500標準方法，帕斯科縣環境試驗室對水樣進行分析，該試驗室按照國家環境試驗室評審會議要求，經過佛羅里達州衛生部認證試驗室認證。

2.5生物組織樣品收集

對種植植被進行生物組織分析，以量化研究階段植被吸收的營養鹽數量。按季度進行組織樣品采集，分析其干重和TN百分比。在FWI運行期，每個FWI上平均布置6個組織采樣點。在每次采樣期間，全部的浮島至少收集1次樣本。隨機選擇組織樣本植被。

在2012年9月、2012年11月、2013年4月和2013年8月分別進行了樣品收集。測量植物樣品根長、地上部分長度和浮墊厚度。將打包后的植物樣品放入冷卻器中，再運到位于佛羅里達州蓋恩斯維的佛羅里達大學濕地生物地理化學實驗室，按照APHA 2000標準方法進行分析。

植被規劃種植前設置好6個組織采樣點。包括使用小部分75 cm聚乙烯醇井管濾網，該網安裝在浮墊上，且較易拆除。采樣點同浮墊上其他區域一樣，用同樣的方法隨機種植植被。每個浮墊每季從規劃的采樣點收集1個樣品。清洗每個樣本的根系土壤，然后打包，并送到佛羅里達大學濕地生物地球化學實驗室分析TN。TN的檢測下限和實際定量限值分別是0.23 mg/kg和0.27 mg/kg。

在研究末期，采集10個鈣化藻類沉積物，每個表面積0.37 m2。2組樣本采自西邊坡臺內，按9 m間距分布采樣。在這些樣品中，第1個樣距先前采樣組的第1個樣以北23～30 m；第2個樣來自第1個樣的北邊或南邊，距離不同。分析樣品的濕重和TN。

2.6氯化鋰示蹤研究

在浮島建立11個月后，進行示蹤研究，即在池塘進水管一次性投入氯化鋰金屬小塊。在池塘出口監測鋰離子，以監控示蹤劑的歷時和濃度。

2.7浮島去除率和再定位

2013年8月27～28日，從WWTF韋斯利中心池塘內移除FWI。此時FWI長滿了植被，浮墊充滿了水。將FWI移除并永久地安裝在里塔湖中水儲存設施內。

3　結　果

3.1池塘水力特性

根據日均進水流速和以水深估算的池塘水量，確定池塘標稱水力停留時間(nHRT)平均為25 d。nHRT最短為5.6 d(在一次極端降雨事件后)。nHRT最長為158 d，該事件是因操作失誤導致池塘進水停止，發生在該研究控制期以后。

分析示蹤劑響應曲線，以反應池塘的水力特性。分析內容包括串連貯水池個數N、較小的維方差、濕地離差、沛克萊數(Pe)、容積率。應用水力停留時間分布分析了一階伽馬分布，以判斷某學者于2009年所描述的N和平均停留時間。

池塘N定為1.04，略大于1，為連續攪拌槽反應器(CSTR)價值。濕地離差數為8.0。池塘離差值對這一范圍內的N值高度敏感，通常較高，這表明當水流進入加襯池塘時，橫向變化快速，反向彌散，而濕地通常變化范圍為0.07～0.33，要小很多，且符合層流特性。

池塘實測HRT平均值為15.7 d。用HRT實測值除以HRT設計值計算容積率，結果為0.63，這意味HRT實測值低于設計值，水流提前流出池塘。示蹤劑響應曲線顯示，在運用示蹤劑4 h后，其沿著一條長的下降段流出池塘，這意味著池塘內水流路徑縮短和存在死水區。池塘倒圓角的西北和東北存在藻類和漂浮的碎片，表示這些水域為死水區。Pe值零代表一個CSTR，∞代表一個活塞流反應器。1996年有學者報道的表面流濕地Pe變化范圍為5～20。而該測試Pe值為0.13，這表明池塘出現嚴重的水流短路。

90 d控制期大約相當于6次HRT。2009年有學者指出，3次停留時間足以描述示蹤劑的沖量，控制期間收集的數據代表了池塘條件沒有受到浮島后續的影響。

3.2植被生長響應

2012年9月，植被種植后5個月，植被地上部分長平均94 cm(范圍為30～ 157 cm)，根長平均為28 cm(范圍為10～46 cm)。2013年8月，在浮島被移除前重新觀測了植被地上部分和根部長度。植被地上部分長平均為132 cm(范圍為9～238 cm)，根長平均為38 cm(范圍為6～305 cm)。

3.3氮監測結果

TN進水平均濃度為6.1 mg / L，變化范圍為3.4～9.6 mg / L。TN濃度平均減少值(標準誤差±1)和范圍，培植期為54%±5%(范圍為43%～69%)，運行期為67%±7%(范圍為31%～83%)，控制期為25%±12%(范圍為6%～35%)。

池塘進水中氧化氮(亞硝酸鹽+硝酸鹽)濃度平均為5.3 mg / L，變化范圍為2.8～2.8 mg / L。總體上，氧化氮出水濃度小于1.5 mg/L，所有監測期內大多數監測值低于檢出限。

氨氮濃度低于其分析方法的檢出限，或介于檢出限和實際定量限值之間。根據這一結果，認為形態氮轉換為氨氮的量可以忽略。

該研究進水中，氧化氮占形態氮大約87%，而出水中有機氮占主導地位。進水氧化氮平均濃度0.6 mg/L，變化范圍為未檢出到1.8 mg/L。出水有機氮濃度相當高，平均值為2.2 mg/L，變化范圍為0.4～4.0 mg/L。進水和出水有機氮濃度差異說明無機氮轉化成了有機氮。出水中有機氮平均濃度(標準誤差±1)培植期、運行期和控制期分別為3.0±0.2 ，1.5±0.3 mg/L和2.9±0.4 mg/L。

池塘處理性能差異與季節或系統水力特性無關。這段時間內，月均氣溫顯示為相似的范圍，運行期氣溫19.2℃～29.2℃、控制期氣溫21.8℃～30.7℃，2個階段平均氣溫在統計意義上并沒有明顯的差異(p=0.28)。運行期池塘出水有機氮濃度下降，浮島移除后有機氮濃度隨后增加，這表明有浮島時藻類生長緩慢。

3.4生物組織監測結果

用每次收集到的植物樣本均值計算每個浮島的植被總量，將均值乘以每個FWI塞子的數量可計算每個帶區總量。用TN樣本平均濃度估算植物吸收的TN量。據此估算，植物組織吸收TN約2.2 kg，占到TN去除量的0.2%。

3.5藻類生產力和沉積

在整個研究中，池塘內藻類生長旺盛，發生鈣化沉積。2011年有學者指出，在光和作用下，水體pH值上升，易發生藍藻碳酸鈣沉積。藻類沉積受到池塘水深的限制。該研究中，鈣化沉積的最高線就是最高水位的可靠指標。

研究結束時，在池底采集了鈣化沉積物樣本，并對沉積物進行估算，其中TN累積量達96 kg。

3.6氮質量守恒和轉化

對池塘氮組分循環、各種形態氮性能以及FWI去除中水儲存設施內TN的潛力進行了評估。圖1顯示了安裝FWI的池塘內氮組分循環的主要部分。水生態系統內氮轉換的主要過程包括氨化、硝化、反硝化作用、植物吸收、藻類吸收和沉積。根據水量平衡和水質監測，對池塘進水、出水、植物和藍藻生物量中貯存的氮進行定量，并估算反硝化作用速率，對運行期和控制期進行氮質量平衡估算。

運行期氮去除61%，其中56%是通過反硝化作用去除的(圖1(a))。根據生物量樣本，系統存儲、藍藻菌鈣化和植物組織吸收估計每年大約分別去除氮為4.3，42 g/m2和0.1 g/m2。培植期系統存儲只占TN損失量的5%。該階段植物吸收和貯存的氮量僅占TN去除量的0.2%，該量可計算，但可忽略不計。

控制期每年氮去除量為13.9 g/m2，減少了30%，其中23%通過氣化和反硝化作用去除(圖1(b))。根據池底藍藻細菌鈣化樣本，系統儲存氮(累積作用)每年大約4.2 g/m2。控制期浮島被移除，植物吸收作用相應也被從質量平衡中去除。培植期系統存儲量占到TN去除量的7%。

圖1 氮質量平衡示意

池塘出水中有機氮占96%，表明藻類吸收氮后，將剩余硝酸鹽轉化為藻生物量中有機氮，后流出池塘。氮質量平衡表明，FWI移除后，系統反硝化能力和氧化氮轉換為有機氮能力下降，大多數氮素隨藻固體流出池塘。

對控制期和運行期脫氮率進行對比發現，FWI每年去氮總量為630 kg，相當于FWI浮墊去氮率4.2 kg/m2。該值大于之前研究的表面流濕地TN去除率范圍的90%。當計算FWI覆蓋水面和中間開放水面(1 122 m2)的去氮率時，前者每年去氮率為562 g/m2，相當于處理濕地的80%。運行期有機氮去除率更高(藻固體形式)，這可能與懸浮物附著在植物根表區域有關。有學者曾指出，反硝化作用加強也可能歸因于FWI，浮動處理濕地提供了更多的氧氣消耗，尤其在有植物存在的情況下。

4　結　語

研究結果表明，FWI運行期，中水池TN去除率61%；在移除FWI后的控制期，TN去除率為30%。基于運行期和控制期TN去除率不同，FWI導致TN去除率上升32%以上。據估算，FWI墊子TN去除率相對較高，達4.2 kg/m2，即FWI覆蓋水域每年達562 g/m2。示蹤劑測試結果表明，如果延長中水池水力停留時間，則TN去除率可能會提高。

綜上所述，FWI可提高中水池TN去除率。FWI可限制藻類活性，增強反硝化作用，提高TN去除率。建議開展池塘應用FWI的類似研究，制定浮島常規尺寸標準和去除率指標。必須對水深、大小及水力負荷不同的池塘進行專門評估，進一步弄清FWI去除TN的能力。

邱訓平譯

(編輯：朱曉紅)

2016-02-19

環境與生態

1006-0081(2016)08-0031-04

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