摘要：為考察廣西桂林地區生物-生態工藝處理農村生活污水的實際效果，構建了“調節池+生物濾池+潛流人工濕地+生態凈化塘”組合設備，對污水處理前后的水質進行監測，詳細分析了季節變化對組合工藝處理效果影響，并針對各單元的污染物處理特征進行研究。結果表明，夏季 COD、TN、NH3-N 及 TP 的平均去除率分別為 87.57%、72.18%、80.98%及 74.54%，冬季為 77.46%、57.52%、64.48%及 67.03%，桂林地區污水處理結果存在顯著的季節性差異。組合系統中生物濾池對 COD 及 NH3-N 的去除貢獻率最大，而人工濕地對 TN 和 TP 的去除貢獻率最大，氧化塘對污染物的處理呈現出較強的低溫穩定性。該裝置在桂林地區處理農村生活污水表現出良好效果。與桂林地區不同，太湖地區受溫度及地區污水排放量影響，TN 去除效果的季節波動性較大，組合工藝的進一步推廣應考慮地區差異性。

　　關鍵詞：農村生活污水;生物生態組合處理;季節效應;氮磷;地區效應

　　0 引 言

　　農村污水的處理關系到農村及其周邊地區的水環境，而且威脅著農村飲水安全，使農民的身心健康無法得到保障[1]。與城市相比，農村的基礎設施較為薄弱，排水系統不夠健全。房屋分散，污水排放波動性大，集中收集困難。缺乏可用于污水處理設施長效運行的資金和技術，污水處理難度較大。此外，農村居民環保意識普遍不強，缺乏具備科學素養和技術的人才。因此，低耗、高效、生態、易管理的農村污水處理模式至關重要。傳統的農村污水處理中，單純的生物工藝運行管理較復雜、能耗大，而單純的生態工藝對環境依賴性過強，運行效果不穩定，都存在一定局限性。我國東部沿海農村地區的組合系統應用研究較廣，而南方地區生物-生態協同處理模式在處理效果、季節變化等方面表現出的地區特征有待探討。

　　因此本文在深入分析廣西農村生活污水水質水量特征、污水生物、生態處理技術優劣的基礎上，選擇適宜的生活污水生物-生態協同處理模式[2]，以廣西桂林地區農村生活污水為對象，構建了“調節池+生物濾池+潛流人工濕地+生態凈化塘”的組合工藝技術，研究分析季節變化對處理效果的影響，進一步探討廣西地區與太湖地區季節效應的地區差異，實現對生活污水中有機物和氮磷的低能耗、高效率去除，管理維護簡便。且污水經“生物-生態”處理后，可用于周邊農田和果園的灌溉，通過種植農產品進一步利用污水中殘存的氮磷等營養鹽，實現生活污水處理及回用的雙重目的，極利于在廣大村鎮推廣，為推廣適宜地區特色的農村污水處理模式提供參考數據。

　　生活污水論文：淺談中小城鎮生活污水特點與處理工藝

　　1 試驗裝置與研究方法

　　1.1 調節池+生物濾池+潛流人工濕地+生態凈化塘構造

　　本文裝置主要由調節池、生物濾池、人工濕地、氧化塘和一些配套設施組成，整套污水處理設施占地約為 160 m2，設計進水量為 12 m3/d。其中調節池有效尺寸為 2.8 m×1.7 m×1.8 m，調節池后部如圖1 所示安放潛污泵;生物濾池在平面上呈梯形，上底 2.9 m，下底 3.1 m，沿水流方向長 1.6 m，深度 1.35m;人工濕地上底 3.1 m，下底 9.6 m，沿水流方向長 11.2 m，深度 1.35 m;氧化塘呈梯形，上底 9.6 m，下底 12.7 m，沿水流方向長 7.2 m，深度 1.35 m。

　　實驗中，通過浮球閥控制潛污泵開關，達到一定水位時啟動，將污水提升到生物濾池中;生物濾池內填料至下而上依次為 40 cm 陶粒層(粒徑為 5~8 mm)以及 40 cm 多孔介質層(粒徑為 150mm)，陶粒層和多孔介質層之間由 3 cm 厚的格柵分隔。濾池采用跌水及拔風管充氧的方式，由潛污泵抽水到高處，通過布水器，經由進水盤下落跌水，并內置拔風管進行充氧，可以做到在下落及濺水過程中充氧，且均勻分散進水。根據課題組長期關于生物濾池充氧效果的研究，裝置采用自然通風和濺水盤強化充氧的方式能夠滿足生物濾池內部微生物對氧氣的需求[13]，且與傳統的生物濾池相比，能耗大大減少。濕地類型為潛流型人工濕地，有效深度 1.0 m，其中由池底部沿表面填充基質分別為：40 cm礫石(直徑 5 cm)、40 cm 煤渣(直徑 2 cm)和 20 cm 種植土。濕地后端由中間一堵厚度為 0.1 m 的隔墻分為兩個廊道，標記為濕地 1 和濕地 2 。

　　濕地 1 混合種植蘆葦和美人蕉，栽植密度均為 1 株/dm2;濕地 2 混合種植菖蒲和鳶尾，栽植密度均為 1 株/dm2;氧化塘中分別投加浮游動物休眠卵、底棲動物(田螺、河蚌、搖蚊幼蟲)、和水生植物(水芹菜、空心菜)幼株，形成不同物種的獨特生態位，對污水進行凈化。包括浮游動物濾食區(投加大型蚤)、底棲動物刮食區(投加螺螄、河蚌)、魚類攝食區(投加草魚、花鰱)和水生植物(種植狐尾藻、睡蓮、菱角)等生態凈化功能區。其中浮游生物、底棲動物、魚類投加比例約為 10:5:1，水生植物幼株為 1 株/dm2。

　　浮游動物群濾食藻類、懸浮顆粒物等微小有機體;底棲動物刮食區通過多種生產者、消費者和分解者對污水中沉降性顆粒物、溶解性氮磷等成分進行有效刮食;水生植物進一步對溶解性氮磷和有機物的吸附、固定、吸收、轉化作用增強水質凈化效果。生態凈化塘充分發揮了各級生物類群水質凈化潛能，同時收獲水生植物和魚類，產生一定的經濟效益，實現系統可持續社會服務功能。整個裝置在運行過程中僅需一臺泵，利用剩余揚程，濺水跌落，自然充氧，無需曝氣裝置，降低電力消耗。另外，通過生物處理與生態處理相結合，解決了單純依靠小型污水生物處理工藝除磷脫氮工藝復雜，建設及運行成本高的弊端，維護相對簡單。此外，工藝還預留反沖洗模塊，設置了反沖洗泵和風機，可利用生態氧化塘處理水作為反沖洗用水，在生物濾池發生堵塞時使用。

　　1.2 系統運行條件

　　本試驗通過納管收集桂林市臨桂區大安頭村生活污水為原水，污水水量受季節影響較大。夏季實際進水量為 5~6 m3/d。冬季居民用水量明顯降低，實際進水量為 3~5 m3/d。夏季和冬季的進水水質情況分別，可以看出，夏季和冬季進水水質范圍接近，冬季進水水質的平均值略低。

　　1.3 采樣與監測本試驗裝置

　　自 2019 年 7 月起進入試運行期，夏季從 2019 年 7 月 18 日開始采集水樣，冬季從 2019 年11 月 26 日開始。每隔 2~3 d 進行一次采樣，并監測其水質。在夏冬試驗期間，設置 6 處取樣點，分別為生物濾池進水處、人工濕地進水處(進水槽前端)、濕地 1 末端出水處、濕地 2 末端出水處、氧化塘進水處及氧化塘末端出水處。

　　2 結果與討論

　　2.1 組合工藝夏季去除效果

　　本研究在夏季試驗期間(主要是 7—8 月)，氣溫在 26~34 ℃，水溫在 25~30℃，pH 在 6.8~8.0，DO 含量在 2.9~6.1 mg/L。夏季組合系統對 4 種污水指標的凈化效果整體顯著，各指標夏季平均去除率保持在 70%以上，其中 COD、NH3-N、TN、TP 平均去除率分別為 87.57%、80.98%、72.18%、74.54%。進水 COD 質量濃度為 101.83~332.30 mg/L，NH3-N、TN、TP 分別為 8.94~44.75 mg/L、21.28~79.38 mg/L、0.63 ~2.25 mg/L，系統進水的水質波動較大，與進水濃度波動性不同的是，出水濃度穩定在一個較低的狀態，平均出水濃度均達到了《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918—2002)一級 A 排放標準(出水 COD、NH3-N、TN、TP 質量濃度不高于 50、5、15、0.5 mg/L)，出水水質穩定。這是因為調節池、生物濾池、人工濕地、生態凈化塘組合工藝能有效的緩沖、調節和降解污水。

　　收集到的農村生活污水經調節池預處理后，水中難降解的有機物被分解為簡單的有機物，大大提高了污水的可生化性。污水由潛污泵泵入生物濾池，通過分級跌落與空氣充分接觸，并進一步利用拔風管充氧，實現氧氣高效供給。在生物濾池中通過微生物同化反應實現 COD 的高效去除，在生態段(人工濕地+氧化塘)通過微生物利用、基質吸附、植物過濾等作用進一步去除污水中殘留的有機物[3]。通過生物段和生態段組合，強化 COD 的處理效果，經組合工藝處理后 COD 平均出水濃度降至 21.66 mg/L，遠低于 GB18918—2002 一級 A 排放標準。

　　在 TN 的去除上，組合工藝克服了傳統生物處理存在的脫氮效果有限、生態處理去除效果不穩定的不足，取得了較為穩定的脫氮效果。TN 平均出水濃度 10.19 mg/L，符合 GB 18918—2002 一級 A 排放標準。生物濾池主要通過生物脫氮(硝化反硝化)以及微生物對污水中部分氮的同化作用去除氮;人工濕地主要通過植物向內部供氧，在根部附近根據溶解氧的含量形成好氧、缺氧和厭氧區，為微生物的硝化-反硝化反應創造條件。除此之外，部分無機氮(氨態氮、硝態氮等)也可通過被植物吸收的方式去除[4]。氧化塘(生態凈化塘)通過有機氮沉降、生物硝化反硝化以及水生植物吸收等作用實現脫氮，但脫氮的主導機制仍然存在爭議[5] 。

　　在生物濾池中，微生物附著生長的方式有利于硝化細菌的培養，且溫度適宜，供氧充足，NH3-N 通過硝化反應被氧化為硝酸鹽或亞硝酸鹽。人工濕地對 NH3-N 的去除主要依靠植物根部附近好氧區的硝化反應。此外，一部分 NH3-N 通過植物吸收、填料吸附以及揮發等方式去除;NH3-N 在氧化塘內的去除依然有多種方式，包括生物硝化作用、水生植物吸附作用以及 NH3-N 的吹脫作用[5]。

　　經過這三級保障，NH3-N 的平均出水濃度較低(2.84 mg/L)，基本能達標排放。污水進入生物濾池后，由于生物除磷作用(聚磷菌在厭氧條件下釋磷，在好氧條件下吸磷[6])以及填料攔截作用去除一部分 TP。在人工濕地內，除磷的主要機制是填料的過濾作用以及進水槽內廢棄石膏的吸附作用，生物除磷及植物吸收也能起到削減 TP 的作用，但其貢獻率較小[7]。在氧化塘內，藻類、細菌以及一些水生生物會吸收無機磷供自身生長繁殖。此外，部分磷可通過沉淀去除，主要是鈣離子與正磷酸鹽生成磷酸鈣沉淀，經生物生態組合處理后，平均出水濃度低至 0.35 mg/L，達到高效除磷效果。

　　2. 2 組合工藝冬季去除效果

　　本研究在冬季試驗期間(主要是 11—12 月)，試驗區氣溫在 8~20 ℃之間，水溫在 0~10 ℃之間，pH在 6.9~8.2 之間，DO 含量在 2.4~5.5 mg/L 之間。組合系統冬季對 COD、NH3-N、TN、TP 的去除率保持在 74.54%(60.49%~85.21%)、64.48%(52.20%~81.94%)、57.52%(48.82%~72.22%)、67.03%(53.06%~78.77%)，平均出水質量濃度分別為 37.16、4.5、33.04、0.39mg/L。

　　COD、NH3-N、TP 出水濃度達到了 GB 18918—2002 一級 A 排放標準，總體去除效果良好，但明顯低于夏季處理效果。其中，氮的處理效果受季節變化影響較大，未達到一級 A 標準的排放要求。可能是因為低溫影響了組合系統的微生物活性，削弱了生物生態處理的硝化、反硝化作用，影響氮的遷移和轉化。此外，受季節變化影響，冬季植物長勢不佳，人工濕地依靠植物根部吸收的除氮效果也受到影響[8]。

　　濕地 1中種植的蘆葦和美人蕉根系發達，根部硝化細菌向濕地深處的分布，提供好氧微環境，有利于硝化反應;但蘆葦混合美人蕉濕地受溫度影響較大，冬季無機氮吸收能力遠低于夏季。脫氮穩定性低于菖蒲混合鳶尾濕地(濕地 2)，表現出較大的季節差異，這也可能導致除氮效果產生季節差異。溫度變化對于 TN 和 NH3-N 去除的效果影響要大于 COD，可能是因為同化反應比硝化與反硝化反應的溫度系數低[9]。冬季 TP 進出水平均質量濃度與夏季相近，平均去除率比夏季降低了 7.51%。因為溫度的降低影響了生物除磷作用以及植物對無機磷的吸收。在所有水質指標中，TP 的去除受溫度變化影響較小，主要因為系統主要通過填料的沉淀作用以及濕地進水槽內投加石膏的吸附作用[10]實現磷的去除，屬于物理化學過程，對溫度變化的敏感程度較低。因此，盡管冬季溫度降低，但組合工藝對 TP 的去除效果并沒有受到太大影響。

　　2.3 各處理單元去除特性

　　夏季和冬季各處理單元對污染物去除的貢獻率。可以看出，無論是夏季還是冬季，生物濾池對 COD 去除的貢獻(夏季 75.36%，冬季 67.96%)都遠超出其它單元，有機物的碳化反應主要發生在生物濾池中，污水經濾池能去除大部分有機物。氧化塘對 COD 去除的貢獻率最低(夏季 6.46%，冬季12.24%)，可能是因為其進水有機物負荷較小，導致可供微生物生長的營養物質減少，從而降低了微生物的活性。同時，在氧化塘內截留了一些藻類，其死亡和分解也會可能造成有機物二次污染[11]。此外，生物濾池對 TN 去除率明顯低于 NH3-N 可能是由于濾池內反硝化作用受濾池內厭氧區域限制所導致。

　　另外，氧化塘的去除效率雖然在 3 個處理單元中相對較低，但其已屬于組合工藝末端的深度處理。從去除效率來看，氧化塘對各污染物指標的去除效率在冬季反而有所提升，這可能是因為：首先，氧化塘能在冬季保持一定的處理效率，氣溫降低對其影響相對于組合工藝前端處理單元影響較小;其次，前端處理單元在冬季氣溫降低，植物部分凋落腐敗，微生物活性降低，從而導致去除效率下降。而植物凋落物使得氧化塘前端進水濃度升高，但補充了氧化塘中異養反硝化和除磷細菌所需碳源，從而提升了氧化塘單元的污染物去除效率。

　　人工濕地對 TN 去除的貢獻最大(夏季 65.08%，冬季 53.15%)，這主要得益于濕地內部好氧、缺氧及厭氧相交替的環境。人工濕地表層復氧及植物光合泌氧使中上層區域維持好氧環境，保證有機物被該區域生長的好氧菌分解 [12];中下層區域因遠離植物泌氧根區，一般呈現缺氧和厭氧狀態，該區域通常適宜厭氧微生物生長 [13]。在這種交替環境下，反硝化細菌能夠充分發揮作用，濕地內植物也能吸收一部分無機氮。生物濾池對 TN 去除的貢獻率較低，這可能是因為碳源稍欠不足。Nagaoka 等[14]指出廢水中的 C/N≥5.0時，才能保證反硝化過程所需的碳源。

　　工程進水水質 C/N 在 4.18~4.79，在這種環境中不利于反硝化反應的進行。因此，濾池的脫氮效果較為有限。氧化塘對于 TN 去除的貢獻率也比較低，可能是因為氧化塘進水的碳氮比較低(C/N 在 2:1~3:1)，微生物需要的碳源嚴重不足，這在一定程度上大大削弱了反硝化作用，影響了氧化塘的脫氮效果。各處理單元夏季對 NH3-N 去除的貢獻率由高到低為生物濾池(66.46%)>人工濕地(26.04%)>氧化塘(7.50%)，冬季對 NH3-N 去除的貢獻率由高到低為生物濾池(57.13%)>人工濕地(26.90%)>氧化塘(15.97%)。

　　可以看出 NH3-N 的去除主要發生在生物濾池中，濾池中除了碳化反應之外以氨化及硝化反應為主，由于溶解氧較為充足，促進了 NH3-N 的硝化反應。組合系統中對 TP 去除的貢獻最大是人工濕地(夏季 63.97%，冬季 62.87%)，其在除磷方面有較大的優勢，說明工藝除磷的主要機制是濕地內填料的沉淀作用以及濕地進水槽內廢棄石膏的吸附作用。

　　2.4 污水處理地區差異

　　從系統對污染物指標的去除率來看，以桂林為代表的我國南方農村地區的生活污水處理總體呈現夏季高冬季低的態勢。同樣采用生物生態組合系統處理模式，但太湖地區受季節變化影響較大[15-17]，尤其是TN 反應出的季節變化差異大。與夏季相比，冬季廣西地區 TN 去除率同比下降 14.16%，而劉芬芬等[16]在太湖周邊的研究結果顯示太湖地區同比下降高達 32.8% 。課題組在太湖地區有關生物生態處理的長期研究中[17]，提出的一種地埋式一體化工藝所表現出的脫氮除磷效果也具有相似的地區差異，其中 NH4+-N 和 TN的冬季平均去除率相較夏季分別下降 20.2%和 16.7%�？梢娞�湖地區污水處理的季節效應較廣西地區更為顯著，組合工藝更適用于處理效果波動性較小的廣西地區。

　　3 結論

　　(1)盡管污水進水波動幅度較大，組合工藝對污染物都有著良好的去除效果，出水水質較為穩定�？梢�，本工藝具有在廣西農村地區進一步推廣的可行性。

　　(2)夏季組合工藝對 COD、TN、NH3-N 及 TP 的平均去除率分別為 87.57%、72.18%、80.98%及74.54%，出水平均濃度均達到 GB 18918-2002 一級 A 排放標準，冬季組合工藝對 COD、TN、NH3-N 及 TP的平均去除率明顯降低，分別為 77.46%、57.52%、64.48%及 67.03%。除氮效果受季節影響較大，冬季除污效果較弱。

　　(3)組合工藝各單元去除機理不同，生物濾池通過物理截留、生物作用等機制對 COD 及 NH3-N 的去除貢獻率最大，而人工濕地對 TN 和 TP 的去除貢獻率最大。氧化塘單元受前端進水濃度升高和自身耐低溫能力較好等因素影響，表現出較強的低溫穩定性。可見，生物處理在有機物及 NH3-N 的去除方面有較大的優勢，生態處理有利于進一步深度脫氮除磷、穩定出水。生物生態協同處理使出水污水各項水質指標穩定達標。

　　(4)太湖農村地區污水處理的季節效應較廣西更為顯著，其中 TN 同比差異更明顯，原因可以歸結為太湖地區冬季低溫影響微生物活性和地區污染物排放量差別等，因此組合工藝更適用于處理效果波動性較小的廣西地區，生物-生態處理工藝的進一步推廣有必要進一步結合地區特點，通過提高生物多樣性，匹配與地區相適應的技術和管理模式，提高地區農村污水的可生化性。

　　參考文獻

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　　作者：楊盛贇1，陳俊鴻 2，陳 菁1，金 秋3*，彭鑫鑫 4，沙 玥5，粟世華 6，郭 攀6，李 偉4