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生态滤坝是指用砾石或碎石在河道中垒筑坝体，通过砾石碎石等的拦截吸附作用以及其表面形成生物膜的降解作用以降解水体氮、磷等营养物质。同时，滤坝还可以调节透过坝体径流量，从而实现径流拦截[1]和控制雨水径流等作用。滤坝技术作为一种新型的污染物拦截和水体生态修复技术，已成功应用于微污染水体[2-3]、山溪性河流[4-5]、雨水[6]和二级生化尾水[7]等不同水体的拦截净化。此外，水质跟踪监测结果表明，滤坝应用于水体治理均具有较为明显的净化效果[4,7-8]。传统的原位拦截技术，如人工湿地、生物滞留池、缓冲带等，虽具有技术成熟、去除效率高、运行稳定等优势，但对于人口和河网较为密集的区域存在工程量大和占地面积大[4]等局限性。滤坝则因具备占地面积小、操作简单、人工投入少等特点[9-11]，在河网和人口密集区域有较好的应用潜力。
与人工湿地依靠水力负荷和基质孔隙率进行设计不同，滤坝理论设计主要依赖于渗流力学中的渗流方程和达西定律[1,8]。而滤坝基质的选择目前主要以人工湿地基质研究为基础，通常选择疏松多孔、有生物亲和性、廉价易得的材料[2,12]，如沸石、火山石、炉渣和钢渣等。滤坝一方面可通过基质的挡隔作用减缓水流，促进营养物质发生沉降；另一方面，其基质可吸附水体营养物并在表面形成的生物膜，进而降解营养物质[13-16]，从而达到净化水体的作用。此外，被修复水体还可利用滤坝前后的水位差增加水体扰动[4,8,17]，促进水体复氧[18]，提高水体自我修复能力[19]。
影响滤坝净化效果的主要因素有基质材料、坝体坡度、坝体厚度、基质组合配置等。基质材料一般选择疏松多孔、具有生物亲和性的材料。此外，在滤坝中构建原电池可显著提升净化效率。李阳阳[2]通过在普通滤坝中添加铁屑和活性炭，显著提升了滤坝的净化效果，尤其是微污染水体中化学需氧量去除率由20%提升至39%。坝体坡度可通过直接影响微生物载体基质量和渗流量而影响其净化效果。张文生等[19]通过构建3个坡度梯度的生态滤坝发现，20°坡度滤坝的基质量最多，其净化效率也最高；而25°坡度滤坝由于渗流量过大，生物膜容易脱落，因此净化效果最差。刘露等[20]通过构筑不同厚度的滤坝发现，基质厚度越大，基质量越多，其吸附能力和生物挂膜量也越多，因此，净化效果越好，防堵性能最佳。基质组合配置方式通常有2种：基质均匀混合模式和上下分层模式。于鲁冀等[3]通过构筑分层滤坝和普通混合滤坝净化清潩河河水，结果表明，基质均匀混合的模式显著地提高了滤坝净化效率。
在滤坝中，水流几乎与河道平行，但以往在大多数滤坝的研究中，基质多采用均匀混合[3,6,19]或上下分层[2]的模式，鲜有研究沿水流方向先后分布不同的基质对水质净化效果的影响。因此，本文通过构建3个室内滤坝小试系统，选用常用的且已被证实具有较好氨氮吸附效果的火山石[21-22]和具有较好总磷吸附效果的炉渣[2,23]为填料，采用水平方向进出水来探究了基质排布模式对滤坝净化效果的影响，并基于不同污染物的去除效果，提出了相应的基质组合建议。此外，基于对基质细菌群落的分析，初步探讨了相应的污染物净化机制。
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实验装置由 10 mm 厚的有机玻璃制成，装置尺寸的长、宽、高分别为60、20、30 cm。装置内设配水区、基质区和出水区，3个区域的体积之比为 1∶4∶1，配水区与基质区和基质区与出水区均采用穿孔挡板分开，穿孔挡板为每隔1 cm2 分布1个孔，圆孔直径为 4 mm。滤坝装置尺寸与基质区如图1所示。
基质区填料火山石和炉渣均购自巩义市紫荆龙腾滤材经销部，粒径均为 10~20 mm，用去离子水清洗并浸泡 24 h，再用无水乙醇清洗并浸泡 24 h，用去离子水清洗后，于60 ℃烘干备用。滤坝基质区基质的排布方式分别为沿水流方向火山石和炉渣均匀混合(HL)、沿水流方向先火山石后炉渣(H-L)和沿水流方向先炉渣后火山石(L-H)。
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实验所用水为模拟《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级标准A标准排水，自来水中加入分析纯级的葡萄糖(C6H12O6·H2O)、氯化铵(NH4Cl)、硝酸钠(NaNO3)和磷酸氢二钾(K2HPO4·3H2O)，所得水样的目标质量浓度及实际质量浓度如表1所示。
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运行方式为连续进水，参照以往研究，该实验水力停留时间设为8 h[8]。实验装置利用水泵、流量计控制滤坝进出水的流量和流速，由水泵抽取进水箱中的水进入进水区，经过基质区后，由出水区流出至出水箱中，滤坝装置的构建示意图如图2所示。实验期间，每隔48 h 清洗进出水管、进出水区和水箱，防止生物膜堵塞和污染。预运行时间为2019-12-03—2019-12-09，此期间实验用水为自来水，水力停留时间为8 h，目的是清洗填料以及装置中的有机物和氮磷等。正式运行时间为2019-12-10—2020-01-17，每2 d取1次进水水样和出水水样，进水水样采自进水水箱，出水水样采自出水水管。取样时间为当天9:00—11:00，水样用500 mL聚乙烯瓶收集，在24 h内进行分析。实验结束时共取样20次。
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测定指标为总氮(total nitrogen, TN)、总磷(total phosphorus, TP)和氨氮(ammonium nitrogen, NH3-N)、重铬酸盐指数(dichromate oxidizability, COD)。TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法(HJ 626-2012)；TP采用过硫酸钾消解一钼酸铵分光光度法(GB 11893-1989)；NH3-N采用纳氏试剂分光光度法(HJ 636-2012)；三者测定仪器均为多波长紫外可见分光光度计(GENESYS-180型，赛默飞世尔科技(中国)有限公司)。COD采用快速消解分光光度法(HJ/T 399-2007)，消解仪器为COD消解仪(DRB200-30型，哈希水质分析仪器上海有限公司)，测定仪器为紫外分光光度计(UV-1200型，上海美谱达仪器有限公司)。实验结束时，分别从3个滤坝中距离水面0~5 cm处采集炉渣和火山石，每个滤坝均采用梅花点法采集5个点，混合均匀后放入−80 ℃冰箱保存。HL滤坝中所采集的炉渣和火山石样品标记为HL_L和HL_H，H-L滤坝中所采集的炉渣和火山石分别标记H-L_L和H-L_H，L-H滤坝中所采集样品的炉渣和火山石分别标记为L-H_L和L-H_H，将此6个样品送往生工生物工程(上海)股份有限公司进行微生物宏基因组测序及微生物多样性分析。实验数据的处理使用Microsoft Excel 2019，图表的绘制使用Origin 2018、Microsoft PowerPoint 2019和Microsoft Word 2019，方差分析采用SPSS 24。去除率根据式(1)和式(2)进行计算。
式中：
Ri 为单日的去除率，%；¯R 为平均去除率，%；C 为出水质量浓度，mg·L−1；C0 为进水质量浓度，mg·L−1；n 为实验周期，d；i 为取样日期，d。 -
3个滤坝装置进出水的TN质量浓度变化见图3。由图3可知，TN进水质量浓度为11.3~19.0 mg·L−1时，HL、H-L和L-H系统的出水质量浓度分别为(3.96±2.10)、(2.02±1.00)和(4.48±1.73) mg·L−1。系统运行前2 d，TN的出水质量浓度迅速降低。在20 ℃下，生物膜的形成至少需要5 d，因此，此时系统对无机氮(氨氮和硝态氮)的去除主要依靠填料的吸附作用[24-26]。在运行14 d以后，出水质量浓度趋于稳定，且对TN具有良好的去除效果，表明此时系统已经形成生物膜。当系统运行至第6周时，进出水质量浓度均有所升高，这可能是因为生物膜累积过厚，老旧生物膜脱落，释放污染物造成二次污染水体。在柴宏祥等[17]的研究中，也观察到类似情况。此外，TN出水质量浓度会随着进水质量浓度升高而升高。在实验的前5周，L-H滤坝TN平均去除率高达85.7%，显著高于其他2组(P < 0.05)；而HL滤坝和H-L滤坝无显著差异，TN去除率分别为70.3%和69.3%。这表明基质的排布方式可显著影响滤坝对TN的去除效果，且L-H排布模式优于其他2种排布模式。因此，对于TN质量浓度较高的水体，可优先采用L-H排布模式。但需要注意的是，在HL排布模式中，TN的出水质量浓度波动比其他2组要大，出水质量浓度不太稳定。此外，本实验中TN的去除率高于以往的研究结果[3-5,8,19,27-28]。其原因可归为2点：首先，滤坝内水体流速极为缓慢，而且滤坝中基质区较厚, 基质的堆积有利于扩充系统内的缺氧区[20]，硝态氮的去除依赖于系统中反硝化菌在缺氧环境中的反硝化作用以及系统填料的吸附作用，从而可促进反硝化菌大量繁殖和硝态氮的去除；其次，系统的水力停留时间比较长，也使得反硝化进行地比较充分。
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3个滤坝装置进出水的TP质量浓度变化见图4。由图4可知，TP进水质量浓度为0.474~0.700 mg·L−1，HL、H-L和L-H系统的出水质量浓度分别为(0.328±0.0546)、(0.354±0.0667)和(0.415±0.0558) mg·L−1。滤坝中TP的去除主要依赖于微生物除磷和填料的吸附作用[29]，TP的出水质量浓度在前2 d迅速降低主要是依赖于火山石和炉渣对TP的吸附作用，而当填料达到吸附饱和之后，则去除能力缓慢降低。第5周时，TP去除率缓慢提升，此时微生物膜形成且稳定，有利于TP的去除。SPSS数据统计结果表明，在HL系统中，TP平均去除率高达46.7%，显著高于另外2组(P < 0.05)，其余2组的去除率分别为42.3%(HL)和32.7%(L-H)。以上结果表明，基质的排布方式可显著影响滤坝对TP的去除效果，且HL排布模式比其他2种模式更有优势。因此，对于TP浓度较高的水体时，可优先采用HL排布模式。但HL系统出水质量浓度相较于其他2个系统波动较大，且稳定期较长。第12天时，H-L滤坝和L-H滤坝达到稳定，但在第18天时，HL滤坝才达到稳定。
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3个滤坝装置进出水的NH3-N质量浓度变化见图5。由图5可知，NH3-N进水质量浓度为4.79~6.97 mg·L−1，HL、H-L和L-H系统的出水质量浓度分别为(2.88±0.474)、(3.02±0.807)、(3.37±0.823) mg·L−1。NH3-N的平均去除率分别为47.2%(HL)>44.6%(H-L)>38.8%(L-H)，但3种排布模式下的NH3-N去除率差异不显著 (P<0.05)。以上结果表明，基质的排布方式不会影响滤坝对NH3-N的去除效果，因此，若针对氨氮含量较高的水体，采用3种基质排布模式并无显著差异。装置运行第2天时，NH3-N出水质量浓度迅速降低至整个运行期间的最小值，由于此时还未形成成熟的生物膜，由此可推测，此时系统以基质的吸附为主要作用。而后，由于基质中的铵根离子不断向水体中释放，NH3-N出水质量浓度不断升高，由于系统中微生物的繁殖，生物膜不断形成，NH3-N去除率则不断升高，并在运行第18天后，NH3-N出水质量浓度趋于稳定，并且维持较高的去除率。此外，在HL排布系统中，整个阶段的NH3-N平均去除效率最高，出水质量浓度也相较于其他2个系统稳定。整体而言，3个滤坝装置的NH3-N去除率呈现先逐渐升高后缓慢降低的趋势。因为基质上的吸附位点随着系统的运行而不断减少，故吸附速率变缓，导致出水中NH3-N的浓度缓慢上升[30-31]。另外，装置内水体流动较为缓慢，水体中溶解氧有限，因此也限制了NH3-N向亚硝酸盐和硝酸盐转化，造成了出水质量浓度在后期缓慢上升。
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3个滤坝装置进出水的耗氧有机污染物的质量浓度(以COD计)变化情况见图6。由图6可知，3个滤坝系统进水COD值为39.4~55.6 mg·L−1，HL、H-L和L-H系统的出水COD值分别为(24.3±6.74)、(23.7±5.03)和(23.2±6.20) mg·L−1。在整个正式运行期间，3个滤坝系统对COD的平均去除率分别为53.4%(L-H)>52.3%(H-L)>51.2%(HL)，但系统间差异不显著(P<0.05)。此结果表明，对于COD较高的水体，3种排布模式下净化效率无明显差异。实验结束时，3个系统的出水COD均值均达到了《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)Ⅳ类水。滤坝正式运行第1周，出水COD值迅速降低；第8天时，H-L滤坝出水COD值高于运行刚开始阶段，这可能是因为填料吸附的有机物向水体释放导致水体耗氧有机污染物质量浓度升高。在3个系统运行到第18天时，出水COD值均趋于稳定，表明此时3个滤坝系统已经稳定运行。以往统计结果[32]表明，滤坝对COD的去除率为10%~20%。而本研究的COD去除率远高于这一值，这是因为相对于实际可生化性较低的水体，本实验水体中耗氧有机污染物(以COD计)来源为葡萄糖，更有利于微生物降解。
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滤坝排布方式对细菌多样性并没有显著的影响，但改变了细菌在属水平上的相对丰度，细菌在属水平上的丰度见图7。由图7可知，在HL滤坝中，火山石和炉渣的微生物优势菌种均为气单胞菌属(Aeromonas)，占比分别为53.8%和51.4%。周岳溪等[33]的研究表明，气单胞菌属为除磷微生物的优势种属。在HL滤坝中，TP的去除效率明显高于其他2个系统，可能与该系统中气单胞菌属的相对丰度较高有关。H-L滤坝和L-H滤坝优势种均发生了改变，4个样品的优势菌均为肠杆菌属(Enterobacter)。在H-L滤坝中，火山石(H-L_H)的肠杆菌属占比为66.6%，其次为假单胞菌属(Pseudomonas)，占比为8.83%；炉渣(H-L_L)的肠杆菌属占比为49.9%，气单胞菌属占比为8.1%。在L-H滤坝中，火山石(L-H_H)的肠杆菌属占比为64.3%，气单胞菌属占比为9.69%；炉渣(L-H_L)的肠杆菌属占比为53.9%，其次假单胞菌属占比为18.8%。肠杆菌属可发酵葡萄糖，产酸产气，可将硝酸盐还原至亚硝酸盐[34]，最后产生N2[35]，这可能是L-H滤坝TN的去除率明显高于HL滤坝的原因。此外，这2个系统中接触进水端的基质(H-L_H、L-H_L)假单胞菌属的相对丰度均较高。这与本研究中进水端的进水管和水面之间有7 cm距离有关，水位差造成了一定的扰动，增加进水区的溶解氧，因为假单胞菌是一类具有硝化和反硝化、可降解多种有机物的能力的严格好氧细菌[36-40]，溶解氧浓度越高，越有利于假单胞菌属的繁殖。
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1)当水力停留时间为8 h时，采用水平方向进出水的火山石和炉渣填料滤坝对TN、TP、NH3-N、COD具有良好的去除效果，但在不同的基质排布模式间仅TN和TP的去除率差异显著。
2)对于TN污染程度相对较高的水体，可优先采取沿水流方向先炉渣后火山石的排布模式；而对于TP指标较高的水体来说，炉渣和火山石均匀混合的模式更有利于TP的去除。
3)沿水流方向炉渣火山石均匀混合滤坝的优势菌种为气单胞菌属，这可能是导致该系统TP去除效果较好的原因；而沿水流方向先炉渣后火山石的滤坝TN去除效果相对较好，这与该系统的优势菌种为可反硝化产N2的肠杆菌属有关。此外，在沿水流方向先后排布炉渣和火山石的2个系统中，进水端基质中好氧菌-假单胞菌属相对丰度比出水端高，主要是因为水体扰动造成进水端溶解氧浓度较高。
滤坝基质排布方式对微污染水体净化效果的影响
Effect of the packing arrangement of filter dam on the purification of slightly-polluted water body
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摘要: 采用吸附效果较好的火山石和炉渣作为填料，构筑了3个室内滤坝小试系统，研究了不同的基质组合配置对滤坝净化污染物的影响。3种不同的基质组配分别方式为：火山石和炉渣均匀混合、沿水流方向先火山石后炉渣和沿水流方向先炉渣后火山石。结果表明，3个滤坝系统对微污染水体具有明显的净化效果，总氮(TN)、总磷(TP)、氨氮(NH3-N)和化学需氧量(COD)去除率最高可达85.7%、46.5%、47.2%和53.4%。基质组合排布方式对COD和NH3-N的去除效果没有明显的影响，而火山石和炉渣均匀混合的配置方式有利于TP的去除，沿水流方向先炉渣后火山石的配置方式有利于TN的去除。微生物群落分析结果表明，在炉渣和火山石均匀混合的滤坝中，微生物优势菌为除磷优势菌——气单胞菌属，沿水流方向先后排布炉渣火山石的2个滤坝的优势菌为肠杆菌属，该细菌可以进行反硝化产生N2，这可能是沿水流方向先炉渣后火山石的滤坝TN去除效果较好的原因。Abstract: Three indoor filter dam mesocosms, filled with volcanic rock and slag with good adsorption capacity, were constructed to study the effects of different packing arrangements on the purification of slightly-polluted water. Accordingly, we set three different matrix combinations: uniform mixing of volcanic rock and slag, volcanic rock followed slag and slag followed volcanic rock along the water flow, respectively. The results showed that all three mesocosm systems had obvious purification effects on the simulated slightly- polluted water. The highest removal rates of total nitrogen (TN), total phosphorus (TP), ammonium nitrogen (NH3-N) and chemical oxygen demand (COD) were 85.7%, 46.5%, 47.2% and 53.4%, respectively. The packing arrangements had a limited effect on the removal of COD and NH3-N. However, the uniform mixing configuration mesocosm system had the best performance on TP removal, and the mesocosm system filled with slag followed volcanic rock along water flow showed the highest average TN removal rate. The dominant bacteria identified in the mesocosm system filled with mixed slag and volcanic rock were Aeromonas, which could contribute to TP removal. Meanwhile, the dominant bacteria Enterobacterium were found in the other two mesocosm systems. Enterobacterium can produce N2, which accounted for the better TN removal performance in the mesocosm system filled with slag followed volcanic rock along water flow.
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Key words:
- filter dam /
- packing arrangement /
- slightly polluted water /
- microbial diversity
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据我国住房和城乡建设部发布的《2017年城乡建设统计年鉴》[1]数据，截至2017年，我国建制镇18 085个，乡10 314个，行政村533 017个，自然村2 448 785个，我国村镇分布具有量大面广的特点。与之相应，我国村镇污水排放也存在量大面广的特征。如图1所示，近几年，我国村镇自来水普及程度逐年增加，截至2017年，71.95%的行政村实现了集中供水[1]。此外，随着城镇化的发展，村镇居民的生活方式发生了较大改变，村镇人均生活用水量也逐年增加。集中供水率和人均生活用水量的逐年增加是导致村镇污水排放量逐年增大的重要原因。截至2017年，我国农村污水排放量约为2.14×1011 t；然而，我国建制镇和乡的污水处理率分别仅为49.35%和17.19%。大量未经处理的生活污水的排放对村镇环境容量带来了极大压力，严重影响了村镇人居环境，同时也为美丽新农村建设带来了极大的挑战。因此，加大村镇污水处理力度，提高村镇污水处理率势在必行。
图 1 2013－2017年我国村镇集中供水率及人均日生活用水量变化Figure 1. Changes of rural centralized water supply rate and daily domestic water consumption per capita in China from 2013 to 2017近年来，随着“两山论”“乡村振兴战略”的提出及《农村人居环境整治三年行动方案》[2]等多项环保政策文件的相继颁布，村镇污水处理迎来了良好的政策机遇，村镇污水处理市场也进入了迅速发展期。但资金的盲目进入和政策法规落地的延时性导致我国目前村镇污水处理出现了一定的无序发展现象[3-6]，如重建设轻运维、运维资金短缺、技术选择缺乏坚实依据等。由于我国村镇污水处理起步较晚，村镇污水处理技术多借鉴城镇污水处理方法，且技术的选择常存在片面性和经验性。因此，梳理我国村镇污水处理技术应用现状，探究村镇污水处理技术发展方向，对我国村镇污水处理市场的健康有序发展具有重要意义。
1. 我国村镇污水处理常用技术及工艺
日本、美国等国家在村镇污水应用领域研究的起步早于我国，其相关技术应用比较成熟。我国在该领域的起步阶段较多地参考了这些发达国家的技术。日本针对排水管网不能覆盖的独门独户，开发了以“净化槽”为关键单元的分散式污水处理技术[7]。日本的净化槽技术历经单独处理净化槽、合并处理净化槽、深度处理净化槽这一逐渐深入的开发过程，辅之以完善的污水规范法律体系，在村镇污水处理方面取得了良好的应用效果。美国针对村镇的分散型污水处理技术主要为化粪池+土壤吸收系统+辅助配套系统[8]，充分利用了美国村镇地广人稀的特点。除此之外，结合MBR、SBR等工艺的小型一体化装备在部分居民用户中也得到了一定的应用。值得一提的是，美国是一个城镇化率很高的国家，即便是农村，也与国内农村的概念不同，甚至很多农村比城镇的经济水平都高，且大部分地区在污水处理方面的政策并没有刻意区分农村和城镇，相关技术的适用性是相同的[9]。
我国村镇污水处理技术尽管吸取了美国、日本等国家部分经验，但由于村镇发展水平、生活习惯、气候等差异，很多国外经验在国内实行起来遇到很多困难。如实际项目中，净化槽安装到农户家中后，由于需要耗电，农户会主动断开电源，导致净化槽失去净化作用；而部分农村实施的人工湿地或净化塘等工艺，由于维护不到位，导致污水处理设施变成污染源。
目前，我国大部分村镇污水处理技术还是主要来源于城镇污水处理领域，且城镇污水处理所采用的技术大多都在村镇污水处理中实现了应用。但需引起重视的是，村镇污水排放特点与城镇污水排放特点差别较大。与城镇污水排放相比，村镇污水排放缺乏完善的排水管路，排放较为分散；村镇居民的生活方式与城镇居民差异较大，农村污水排放时间主要为早中晚时间段，其他时间段排放量很少，导致污水排放日变化系数很高；居民产生的生活污水去向范围较大，如洒地、浇花、喂畜等，也是导致村镇水质水量变化较大的重要原因。此外，我国幅员辽阔，不同区域村镇污水特征差异较大，村镇污水的排放量受季节、地理位置、生活习惯、经济条件以及外部多变因素等影响较大，导致水质、水量变化系数范围较大，从而对村镇污水处理技术的普适性带来了极大的挑战。如表1所示，即使同一个地区不同类型的村庄，其污水的排放特点也具有较大的差异[10]；当叠加不同区域的气候、经济条件、生活习惯等因素后，不同村庄的污水排放特点差异性将会扩大。另外，不同地区的污水组成结构也不同，这也是导致水质差异较大的重要原因。因此，村镇污水处理技术的选择必须因地制宜，需根据所处理污水的排放特征审慎选择。
表 1 北京市不同类型村庄污水排放特点Table 1. Characteristics of wastewater discharge from different types of villages in Beijing村庄类型 排放特点 城乡结合部 污水处理率高，污水排放量大 民俗旅游村 污水处理率高，污水排放量大 平原村 污水处理率一般，污水排放不均匀 山村 污水处理率偏低，污水排放量较小 | Show Table
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村镇污水处理设施根据其处理规模不同，所采取的技术也截然不同。在一般情况下，村镇污水处理技术按照规模可分为户级、村级、镇级三级。户级技术主要针对10 m3·d−1以下规模，所采用的设备通常为一体化装备，主要有无动力化粪池和微动力净化槽，适用于净化处理农村单独住宅、别墅、小型村庄、景区饭店、野外勘探等所产生的综合生活污水。村级技术主要针对500 m3·d−1以下规模，所采用设备通常为活性污泥法或生物接触氧化法一体化设备或模块化设备，适用于农村、居民小区、社区、医院、宾馆、学校、部队营房、别墅区等生活污水。镇级技术主要针对500 m3·d−1以上规模，所采用设备通常为生物接触氧化法或活性污泥法模块化设备，用于处理乡镇生活污水，适用于小城市、县城、建制镇、集镇、乡镇、较大的村庄等[11-12]。
无论户级、村级，还是镇级技术，按照处理原理可主要分为生物膜法、活性污泥法和生态法，不同方法各有优缺点[11]，如表2所示。活性污泥法是传统的污水处理技术，一般启动比较快、污染物去除速率较高、民众的接受度较高，但存在占地面积较大、基建费用比较高、运行费用较高、抗冲击能力较弱、产泥量高、易发生污泥膨胀、管理难度大等问题；生物膜法一般具有占地面积较小、污染物去除速率高、抗冲击能力强、产泥量少、不易发生污泥膨胀、民众接受度高等优点，但一般启动慢，且管理难度较大；而生态法尽管运行费用低、管理难度小，但存在占地面积大、民众接受度低等问题，且易受季节变化影响、污染物去除速率比较低。
表 2 村镇污水处理常用技术优缺点对比Table 2. Comparison of advantages and disadvantages of rural sewage treatment technologies工艺名称 优点 缺点 传统活性污泥法 启动快、污染物去除速率较高、民众接受度高 基建费用高、抗冲击能力差、管理难度大、运行费用较高、产泥量高、易发生污泥膨胀、占地面积较大 生物膜法 抗冲击能力强、污染物去除速率高、产泥量少、不易发生污泥膨胀、运行费用一般、占地面积较小、民众接受度高 启动慢、管理难度大 生态法 运行费用低、管理难度小 占地面积大、受季节变化影响大、污染物去除速率低、民众接受度低 | Show TableDownLoad:
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近年来，尽管国内外专家学者一直致力于新方法新工艺的研究开发[13-15]，力图弥补上述不同方法所存在的缺点。如厌氧氨氧化、短程硝化反硝化、硫自养反硝化等技术在脱氮过程中一定程度上摆脱了对进水水质高C/N比的要求，但上述反应过程需要精确控制，对反应过程或外界条件的要求较高，这在村镇污水处理过程中难以得到保障。目前，大部分新工艺新方法仍然处于实验室或中试阶段，实际应用于村镇污水处理市场的技术则较少。因此，不同技术的优化改良和组合则成为新技术在村镇污水处理市场应用落地的重要途径。目前我国村镇污水处理领域部分企业采用的主要技术[16]见表3。可以看出，我国参与村镇污水处理的企业主要采用生物接触氧化、活性污泥法和MBR等技术，而采用生态法的企业较少。其中，生物接触氧化工艺普遍受到村镇污水处理市场的青睐。生物接触氧化工艺通常是在活性污泥法的基础上通过添加填料实现泥膜混合，从而实现传统活性污泥法和生物膜法的优势互补，在村镇污水处理过程中具有较强的适应性。
表 3 村镇污水处理领域主要参与企业主要采用技术Table 3. Main technologies adopted by enterprises mainly participated in the field of rural sewage treatment企业简称 主要采用工艺 桑德 生物接触氧化、生物转盘、活性污泥法 北控 生物接触氧化、活性污泥法 北排 生物接触氧化、活性污泥法 首创 生物接触氧化 碧水源 MBR 双良商达 活性污泥法 博汇特 生物接触氧化 金达莱 MBR 富凯迪沃 MBR 航天凯天 活性污泥法 碧沃丰 生物接触氧化 舜禹水务 生物接触氧化 | Show TableDownLoad:
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2. 村镇污水处理技术应用过程中存在的主要问题
随着村镇污水处理市场的快速发展，村镇污水处理厂站数量也在迅速增加。村镇污水处理厂站通常呈现散而小的特点，不同厂站间的距离一般相距较远，厂站的运维巡检难度较大、成本较高。因此，传统的城镇污水处理厂的管理运营模式已不能满足村镇污水处理厂站的管理要求。加之村镇污水处理厂站存在重建设轻运营、排放标准与地方经济可承受力的矛盾不断加剧、融资收费困难等问题的叠加，导致已建的一些村镇污水处理项目出现一定的“晒太阳”现象(图2)。为此，集中远程智慧化运维已成为村镇污水处理项目运维的首选[17]。但除此之外，最关键的还是技术选择的合理性和应用的可行性。因此，选择符合村镇污水处理项目特点的污水处理技术对村镇污水处理项目的长效稳定运行至关重要。但目前来看，村镇污水处理技术在应用过程中仍然存在着各种各样的问题和矛盾。
1)技术应用过度参考城镇经验。村镇污水与城镇污水在污水来源、污染物含量比例、处理要求等差异较大。因此，在技术选择上很难参考城市污水处理方法。但在实际项目中，很多村镇污水处理项目在设计阶段过度参考城镇污水处理经验[18-19]；尤其是一些由城镇污水处理市场转入或刚刚涉足村镇污水处理市场的企业，城镇污水处理的经验痕迹明显，使得项目建成后常常存在运行能耗过高、运维难度极大等问题的出现；加之运营保障制度的不完善和运营资金难以有效落实等问题，导致已完成项目长期处于低效运行或不良运行，甚至停运状态。如膜生物反应器技术在城镇污水处理中应用较多，但在村镇污水处理应用过程中除面临运行成本高外，膜片的维护和清洗也增加了运维难度。而传统的活性污泥法，如AO，A2O等工艺在处理水质水量较为稳定的村镇污水时，结合智慧运维，通常运行效果能够满足出水国标一级A标准。但对于村镇项目普遍存在的水质水量波动比较大的情况，传统的活性污泥法则很难保证出水水质稳定达标；特别是针对未进行雨污分流的村镇项目时，常常出现大雨过后，厂站污泥浓度极速下降，出现“跑泥”现象。而生物接触氧化工艺则能够结合传统活性污泥法和生物膜法的优点，大大提高水质水量波动较大对工艺运行的影响，这也是生物接触氧化工艺逐渐被村镇项目普遍采用的重要原因。
2)技术选择缺乏规范和标准的约束与指导。我国是一个农业大国，农村和乡镇的数量庞大且分散于不同的生态区域，不同区域的人文、风俗习惯、社会特征迥异，这就意味着村镇污水处理过程中单一的污水处理技术难以普遍适用于所有区域，村镇污水处理技术具有明显的区域适宜性的限制[20-22]。从表2中可以看出，村镇污水处理市场主要参与企业所采用的主流技术为生物接触氧化和活性污泥法，但在实际村镇污水处理应用中，技术选择通常缺少适应性。导致此现象产生的重要原因是，技术应用过程中缺乏标准化指导和规范。企业在进行技术选择时，更多的是考虑技术在应用过程中的投入产出比，对技术的适应性和合理性则考虑的较少；而一些科研机构所推荐的村镇污水处理技术则重点放在出水水质稳定达标和高标准排放上，这导致所推荐的技术适应性较差。由此可见，无论是企业所注重的投入产出比还是科研机构所注重的高标准稳定排放，在一定程度上反映出产学研缺乏一定的结合；同时也体现出村镇污水处理技术在应用过程中缺乏相应的标准和规范。
“十三五”期间，我国加大了在环保领域的立法和政策规范的制定，但涉及村镇污水处理领域的标准和规范较少。尽管《中共中央国务院关于实施乡村振兴战略的意见》[23]、《农业农村污染治理攻坚战行动计划》[24]等文件的出台都对村镇污水处理技术的发展起到了很好的促进作用，但仍然难以保证不同区域在技术选择时有规可循、有法可依。
3)技术简单实用化与复杂高效化之间矛盾突出。限于村镇污水处理项目分布散、水质水量波动大、运维难度大等典型特点，技术应用的发展方向存在简单实用化与复杂高效化之间的矛盾之争。简单实用化代表着技术应用过程中设计、施工、运营简单化，如通过降低排放标准实现技术工艺路线的简约和实用；而复杂高效化则意味着技术的应用需要强化技术工艺路线的丰富和高效，实现污水的高标准稳定排放。两种发展方向矛盾的存在，导致村镇污水处理技术发展过程中常出现环境容量和技术选择不匹配的现象。如在环境容量大、生态承载力高、人口老龄化高的地区采用出水水质较高的MBR工艺；而在环境容量小、人口密度较高的地区采用人工湿地处理生活污水。此外，技术发展矛盾的存在也在一定程度上影响了村镇污水处理技术的创新发展。村镇污水处理领域出现一些新技术和新工艺脱离了当前村镇污水处理的人文、标准、经济环境，甚至部分技术尽管已经开始初步进入村镇污水处理应用市场，但实际应用效果与设定目标相差很大，在一定程度上浪费了大量人力物力财力。
4)技术装备缺乏标准化。近年来，依托不同技术工艺，针对小规模污水处理的一体化设备和针对较大规模污水处理的模块化装备被相继研发并投入应用。但目前来看，无论是技术还是装备都没有完善的标准规定和执行保障，导致村镇污水处理市场上出现的技术设备千差万别，甚至所采用工艺原理一致的设备和装备也差别较大。例如，大部分企业所采用的生物接触氧化工艺(表2)，无论是工艺原理还是外形构造都极为相似，但不同企业所生产的设备，无论是质量还是规格都相差很大，不同企业间的设备几乎无任何可互换性和可替代性。因此，在应用过程中，一旦出现部分部件损坏或需要更换，则产品可选择的范围极小，几乎只能由原供应公司提供；甚至出现由于原供应公司产品迭代更新，部分旧版产品生产线关停，导致关键设备部件难以更换维修，致使厂站的运维难度增大，严重影响工艺的正常运行。除此之外，由于技术装备缺乏标准化，部分企业在设备生产过程中为追求最大利润而刻意降低产品的使用年限，导致很多设备装备在应用过程中频繁出现质量问题，对厂站的长期稳定运行带来了极大的挑战。
3. 我国村镇污水处理技术发展方向展望
村镇污水处理技术的发展脱离不了其所处政策、标准、经济环境的影响，环保法律法规的不断完善和落地实施是村镇污水处理技术不断发展的重要保障。目前，我国有关村镇污水处理领域的法律法规及标准仍然较少，亟需新的立法和标准规范[8,25-27]。如村镇污水处理价费机制、技术选择保障机制、污水处理设施运维机制、污水处理装备制造标准等，尤其是有关技术选择的强制性标准和厂站后期运维的法律法规。特别是适合于区域污水特点的因地制宜的法律和标准，如浙江省正在酝酿出台的《浙江省农村生活污水处理设施运行维护条例(草案)》[28]有望成为我国首个有关村镇污水设施运维的法律。随着相关法律、法规、标准的不断完善，村镇污水处理技术将迎来瓶颈突破期。从污水处理技术层面来看，我国村镇污水处理技术的发展方向主要有以下几方面。
1)技术设备的标准化。村镇污水处理技术经过井喷发展期已逐渐进入瓶颈期。尽管目前已有技术难以完全应对村镇污水排放特点，但在当前的技术基础上，通过参数和工艺优化，基本能够实现村镇污水的有效处理。但相似的技术工艺仍然存在较大的差异，亟需通过相关的标准和立法加强技术设备的标准化。如浙江双良商达环保有限公司主编的《农村生活污水净化装置》[29]，就对农村生活污水净化装置进行了标准化规定，这在很大程度上强化了农村生活污水净化装置的标准化，同时也能够有效保障装置的加工质量。以借鉴美日等发达国家的村镇污水治理经验来看，标准制度是保障污水处理技术发挥其治污效果的重要保障。因此，未来应加强技术设备有关标准的制订工作，切实保障涉及村镇污水处理的技术设备或工艺能够实现标准化生产和应用。
2)技术设备的低耗、高效化。我国村镇经济通常不够发达，这一经济环境决定了村镇污水处理技术的发展方向必须结合我国村镇经济的实际情况。片面地追求出水的高标准在当前是不合时宜的，势必引起技术设备的高能耗，影响厂站的持续稳定运转，亦使出水难以实现设计目标，甚至低于能耗较低的技术设备。但技术设备的低耗并不意味着通过降低出水质量而实现技术设备能耗的降低，而是需要通过技术设备的高效运行来实现。因此，通过技术设备创新，在保障出水达到强制标准的前提下，降低技术设备的运行能耗是未来技术设备的重要发展方向。
3)技术设备的自动化和智能化。由于村镇污水厂站通常小而分散，导致村镇污水厂站运维难度较大，通过技术设备的自动化和智能化实现厂站的自主运行或远程化集中智慧管理运行是有效降低运维强度的重要途径。要实现此目标，则需保证厂站监测设备(各种水质指标探头)的稳定运行以及各种控制设备(控制阀门等)的远程控制，但这通常需要增加建设投资。因此，在技术设备实现自动化和智能化的过程中，加强监测设备和控制设备的研发，提高其运行效率、降低其运行成本将是未来实现技术设备自动化和智能化的关键。除此之外，应加强远程控制系统的智能化研发，提高远程控制系统的数据可获得性及分析性。
4)强化技术设备的适应性。应根据不同区域的污水排放特点和经济、政策环境等，加强与之相适应的技术设备的研发，以提高技术设备的适应性。与城镇生活污水相比，村镇生活污水较为分散，不同厂站的污水差异性较大，甚至仅仅相距几千米的厂站，污水排放特征都有明显的区别，这导致村镇污水处理很难通过单一技术进行统一处理，村镇污水处理技术通常具有综合性。因此，需要强化不同技术的整合和优势互补，以适应不同村镇污水处理的技术要求。但同时，随着社会的发展和经济生活水平的提高，村镇生活污水的特征也在逐渐发生变化。因此，应密切关注村镇污水的发展特点，不断研发新的村镇污水处理技术，以满足村镇生活污水的发展要求，确保村镇生活污水得到有效处理和达标排放。
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图 7 滤坝微生物群落结构分布图(属水平)
Figure 7. Microbial community structure in filter dam at genus level
表 1 配制进水目标质量浓度及实际质量浓度
Table 1. Target and actual concentration of influent water
mg·L−1 配水 COD TN TP NH3-N 目标配水 50 15 0.5 5 实际配水 39.4~55.6 11.3~19.0 0.474~0.700 4.79~6.97
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