CN108862574A - 基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化的人工湿地系统及其污水脱氮方法 - Google Patents

基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化的人工湿地系统及其污水脱氮方法 Download PDF

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Abstract

本发明公开了一种基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化的人工湿地系统及污水脱氮方法，该人工湿地系统的填料组成为：沿水流方向依次设置普通填料层、协同反硝化填料层、石灰石填料层及卵石填料层。本发明还公开了一种利用所述人工湿地系统进行污水脱氮的方法，污水流经协同反硝化填料层2时，自养反硝微生物以还原态Fe为电子供体，异养反硝化微生物以木屑分解的有机碳源为电子供体，将污水中的硝氮转化为气体去除，反应过程中的中间产物如亚硝氮、氨氮产生量低，系统对TN的去除率高。本发明的人工湿地系统构建简单、运行稳定、总氮去除率高、进水硝氮浓度达到20‑80mg/L，范围大，适用于低C/N污水脱氮处理的工程应用。

Description

基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化的人工湿地系统及 其污水脱氮方法
技术领域
本发明涉及污水处理技术领域，具体是涉及处理低C/N污水的一种基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化的人工湿地系统及其污水脱氮方法。
背景技术
为了控制我国日趋严重的水体富营养化问题，污水脱氮已经成为水处理领域的主要研究热点之一。人工湿地技术在污水脱氮除磷方面有独特的效能，且具有高效低耗、景观优美等优点，目前被广泛用于处理生活污水、工业废水和农业面源污水等各种污水。但是，人工湿地系统在处理低C/N污水时，会出现脱氮效率不佳的问题。为解决此问题，基于传统的异养反硝化生物脱氮原理，通常采用的技术是向人工湿地系统中直接补充有机碳源。传统液体有机碳源如甲醇、醋酸钠等具有反应速度快、高效的优点,但添加成本高；可生物降解多聚物有机碳源也存在投加成本高的问题；富含纤维素的植物碳源材料具有价廉易得，逐渐被用作强化脱氮的有机碳源应用于人工湿地系统中。但由于植物材料的分解受多种因素如植物体成分、气温等的影响，有机碳源的释放不易控制，会造成脱氮效果不稳定或出水水质二次污染的问题。
自养反硝化因无需额外添加碳源而日益受到研究者的重视。氢自养反硝化由于氢气的储存和运输存在一定危险，且费用较高，影响了其在实际工程中的应用。硫自养反硝化由于硫磺原料价廉易得，具有一定的工程应用优势。早在二十多年前即有国外研究者以硫磺作填料用于地下水硝酸盐的反硝化脱氮处理，近年来也有将硫磺和石灰作为人工湿地填料进行硫自养反硝化脱氮，但硫自养反硝化产物导致出水硫酸盐含量偏高，且石灰石的使用会导致出水硬度大。
近年来国内外研究者在地下水、沉积物等自然环境中发现一类铁自养反硝化细菌，其能在厌氧条件下以NO3 -作为电子受体，单质铁（Fe0）及各种形式的Fe2+化合物作为电子供体，将NO3 -还原为N2去除。中国发明专利CN201310139960.1公开了一株从自然环境中筛选出的铁基质自养反硝化微杆菌，并将其扩培后附着于海绵铁填料上，对较高浓度的硝氮（40mg/L）有较好的去除效果，且反应过程中亚硝氮的产生量很少、未检测出氨氮的生成，总氮的去除率高。该发明仅依靠铁自养反硝化微生物作用脱氮，系统启动慢且硝氮的去除速率低，影响实际工程应用。且单一的Fe自养反硝化会产生大量的碱度造成出水pH值升高。
为克服单一的硫自养、植物材料碳源异养反硝化脱氮中存在的问题，中国发明专利CN201410553821.8公开了一种植物碳源异养-硫自养混养反硝化的人工湿地系统和处理方法，该发明将一定粒径的植物茎叶碎段、硫磺颗粒和碎石按一定比例混合作为人工湿地系统的反硝化填料层，通过异养反硝化与硫自养反硝化的耦合作用实现硝酸盐氮的有效去除。该发明中采用植物茎叶碎段作有机碳源，因植物茎叶的分解速度较快，作为有机碳源容易失效，且其分解会导致其在作为填料时容易导致填料层塌陷。
综上，现有技术中，有关于单独采用植物碳源材料进行异养反硝化，Fe自养反硝化处理硝氮的报道，但是缺点在于单一的技术均存在各自的问题。目前，我国还未见采用基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化脱氮人工湿地系统及方法的专利。
发明内容
技术问题：针对人工湿地系统处理低C/N比污水时总氮去除率低下的问题，克服现有技术采用单独异养和单独自养反硝化脱氮的缺点，本发明提出一种基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化脱氮的人工湿地系统及污水脱氮方法。
技术方案：为解决以上问题，本发明提出一种基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化的人工湿地系统，其特征在于：该人工湿地系统以下行垂直流人工湿地结构为基础，沿水流方向依次设置普通填料层、协同反硝化填料层、石灰石填料层及卵石填料层；
所述的协同反硝化填料层由磁黄铁矿颗粒和木屑进行填充；所述的磁黄铁矿提供铁自养反硝化微生物所需的铁源，木屑提供异养反硝化微生物所需的有机碳源，两者发挥协同反硝化脱氮作用。所述的磁黄铁矿颗粒由磁黄铁矿制备成粒度在5-10mm之间颗粒材料，用稀盐酸浸泡30min，去除矿物表面的氧化物及其他污染物，然后再用清水冲洗至冲洗水pH为中性后得到；所述的木屑为松木片，先用10%NaOH溶液浸泡24小时，然后用清水冲洗至冲洗水pH为中性后得到。
所述协同反硝化填料层由磁黄铁矿颗粒和木屑按体积比1:1进行混合填充或分层填充。
所述的协同反硝化填料层的厚度为30~40cm。
所述的普通填料层采用的材料为砾石和/或碎石，粒径为8~15mm，普通填料层厚度为20~40cm；普通填料层的功能通过进水中污染物的降解尽量多的消耗进水中的DO，为随后的协同反硝化填料层创造缺氧环境条件。所述的石灰石填料层采用由石灰石制备成粒径为5-10mm的颗粒材料，石灰石填料层厚度为5~10cm；石灰石填料层降低Fe自养反硝化过程中磁黄铁矿被氧化生成的三价铁离子的含量，从而降低出水色度。所述的卵石填料层采用粒径为10~20mm的鹅卵石，卵石填料层厚度为5cm，用于均匀收集装置的出水。。
所述人工湿地系统上还种植有地方性常用的挺水植物，所述挺水植物为芦苇、香蒲、菖蒲、鸢尾中的一种或多种组合。
一种基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化人工湿地系统的污水脱氮方法，包括如下步骤：
（1）人工湿地系统的接种和启动阶段：将取自城市污水厂生化池厌氧段的厌氧污泥与Fe自养微生物培养液混合制成混合液，加入上述人工湿地系统中，混合液淹没最上层的普通填料层后静置，每隔2d排放一次，每次排放混合液的2/3，然后加入等量的Fe自养微生物培养液，测定每次排放的混合液中的硝氮、TN浓度，重复上述排放及测定的步骤；直至排放的混合液中硝氮和TN去除率保持稳定，完成启动。
（2）系统装置的稳定运行阶段：将待处理的低C/N污水加入启动成功的人工湿地系统，调节水力停留时间在24-72h之间，完成硝氮和TN的高效去除。
所述厌氧污泥经过预处理，具体预处理步骤如下：将厌氧污泥经过沉淀、弃去上清液、加入蒸馏水对污泥进行洗涤，然后重复上述步骤2~3次，得到洗涤后的厌氧污泥。
所述Fe自养微生物培养液的成分及含量为：NaHCO3(2.5g/L)、MgSO4·7H2O (0.5g/L)、CaCl2·2H2O (0.01g/L)、(NH4)2SO4 (0.28g/L)、KH2PO4 (0.25g/L) 、NaNO3 (0.73g/L) 、FeSO4·7H2O (6g/L)。
所述的低C/N污水为低碳氮比的(C/N＜3)废水，包括受污染地表水及需深度处理的污水厂二级出水等。
本发明的原理：采用基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化的人工湿地系统处理低C/N污水，可以发挥木屑异养反硝化和Fe自养反硝化的协同作用。针对植物碳源释放不易有效控制的问题，当植物碳源释放较多时，异养反硝化作用占比增多，Fe自养反硝化作用占比减少；当植物碳源释放较少时，异养反硝化作用占比减少，Fe自养反硝化作用占比增多，可以有效保障稳定的脱氮效果，实现低C/N污水的有效脱氮。针对单纯的Fe自养反硝化微生物增殖缓慢，脱氮速率较慢的问题，木屑分解释放的有机物除了提供硝氮自养反硝化所需的碳源之外，极少量残余的有机碳源还能促进Fe自养反硝化微生物的快速增殖和微生物活性，从而加快系统的启动和自养反硝化脱氮速率。另外，异养反硝化过程中产生的酸度和Fe自养反硝化中产生的碱度可以相互中和，从而保持出水pH值在正常范围内，保证出水水质。
有益效果
（1）本发明在常规的人工湿地构造的基础上，将普通填料层的一部分更换为具有自养、异养协同反硝化作用的填料层，构建简单，运行稳定，易于工程化应用；
（2）本发明中协同反硝化填料层采用的填料木屑和磁黄铁矿价廉易得，且两者均属于固体废弃物，将其作为填料再利用，起到废弃物资源化利用和避免污染的作用；
（3）本发明提出的针对低C/N比污水脱氮的木屑异养、Fe自养协同反硝化脱氮方法，对硝氮的去除彻底，去除过程中产生产生的亚硝氮、氨氮等中间产物量较低，表现为不仅硝氮去除率高，且TN去除率也非常高，进水硝氮浓度达到20-80mg/L，范围大，更适合对TN去除率要求高的工程应用；
（4）本发明采用含亚铁的微生物培养液，富集培养出了亚铁氧化硝酸盐还原的功能微生物，发挥有效的铁自养反硝化脱氮功能，与现有技术中常规利用天然磁黄铁矿作为硫源进行硫自养反硝化脱氮的方法明显不同。
附图说明
图1为本发明实施例1中磁黄铁矿自养/木屑异养协同反硝化脱氮的人工湿地系统结构示意图（混合填充）。
图2为本发明实施例2中磁黄铁矿自养/木屑异养协同反硝化脱氮的人工湿地系统结构示意图（分层填充）。
图3为本发明实施例1中磁黄铁矿自养/木屑异养协同反硝化脱氮的人工湿地系统（混合填充）脱氮效果图。
其中，1.普通填料层；2.协同反硝化填料层；3.石灰石填料层；4.卵石填料层；5.木屑填料层；6.磁黄铁矿填料层。
具体实施方式
以下结合附图对发明的具体实例进行解释和说明，并不构成对本发明的限制。
实施例1
如图1所示，一种基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化的人工湿地系统，该人工湿地系统以下行垂直流人工湿地结构为基础，沿水流方向依次设置普通填料层1、协同反硝化填料层2、石灰石填料层3及卵石填料层4。普通填料层1填充砾石和/或碎石，粒径为8~15mm，厚度为20~40cm。普通填料层的功能是通过进水中污染物的降解尽量多的消耗进水中的DO，为随后的协同反硝化填料层创造缺氧环境条件。协同反硝化填料层2位于普通填料层1下方，厚度为30~40cm，由磁黄铁矿颗粒和木屑按1:1比例混合均匀后进行填充，其中磁黄铁矿制备成颗粒材料，粒度在5-10mm之间，先用稀盐酸浸泡30min，以去除矿物表面的氧化物及其他污染物，然后再用清水冲洗至冲洗水pH为中性后进行填充，木屑采用尺寸为5*（5~12）*12mm的松木片，先用10%NaOH溶液浸泡24小时，然后用清水冲洗至冲洗水pH为中性后进行填充。其中磁黄铁矿提供铁自养反硝化微生物所需的铁源，木屑提供异养反硝化微生物所需的有机碳源，两者发挥协同反硝化脱氮作用。石灰石填料层3位于协同反硝化填料层2的下方，石灰石制备成粒径为5-10mm的颗粒材料，厚度为5~10cm。石灰石填料层降低Fe自养反硝化过程中磁黄铁矿被氧化生成的三价铁离子的含量，从而降低出水色度。卵石填料层4采用粒径为10~20mm的鹅卵石，厚度为5cm，用于均匀收集装置的出水。人工湿地系统中的水生植物，选择地方性常用的挺水植物，如芦苇、香蒲、菖蒲、鸢尾等中的一种或多种组合。
上述基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化人工湿地系统的污水脱氮方法，包括如下步骤：
（1）人工湿地系统的接种和启动阶段：将取自城市污水厂生化池厌氧段的厌氧污泥与Fe自养微生物培养液混合制成混合液，加入上述人工湿地系统中，混合液淹没最上层的普通填料层后静置，每隔2d排放一次，每次排放混合液的2/3，然后加入等量的Fe自养微生物培养液，测定每次排放的混合液中的硝氮、TN浓度，重复上述排放及测定的步骤；直至排放的混合液中硝氮和TN去除率保持稳定，完成启动。
（2）系统装置的稳定运行阶段：将待处理的低C/N污水加入启动成功的人工湿地系统，调节水力停留时间在24-72h之间，完成硝氮和TN的高效去除。
其中厌氧污泥经过预处理，具体预处理步骤如下：将厌氧污泥经过沉淀、弃去上清液、加入蒸馏水对污泥进行洗涤，然后重复上述步骤2~3次，得到洗涤后的厌氧污泥。
Fe自养微生物培养液的成分及含量为：NaHCO3(2.5g/L)，MgSO4·7H2O (0.5g/L),CaCl2·2H2O (0.01g/L), (NH4)2SO4 (0.28g/L),KH2PO4 (0.25g/L), NaNO3 (0.73g/L)FeSO4·7H2O (6g/L)。
低C/N污水为低碳氮比的(C/N＜3)废水，包括受污染地表水及需深度处理的污水厂二级出水等。
实施例2
如图2所示，本实施例与实施例1不同之处在于：
实施例1中的协同反硝化填料层2在本实施例中分为两层：上层为木屑填料层2，位于普通填料层1的下方，厚度为15~20cm，尺寸为约5*（5~12）*12mm的松木片，先用10%NaOH溶液浸泡24小时，然后用清水冲洗至冲洗水pH为中性后填充；下层为磁黄铁矿填料层3，厚度为15~20cm，磁黄铁矿制备成颗粒材料，粒度在5-10mm之间，先用稀盐酸浸泡30min，以去除矿物表面的氧化物及其他污染物，然后再用清水冲洗至冲洗水pH为中性后进行填充。
实施例3
采用实施例1中所述的人工湿地系统进行污水处理试验。具体参数及操作如下：
采用2套完全相同的磁黄铁矿自养/木屑异养协同反硝化脱氮的人工湿地系统（混合填充）（由PVC制成，高100cm，内径18cm，有效容积为6L），目的是比较利用Fe自养反硝化微生物启动运行的系统与S自养反硝化微生物启动运行的系统的脱氮效果；另外，采用1套传统的人工湿地系统作为对照试验系统，系统结构与图1相同，只是把其中的协同反硝化填料层2和石灰层3换为砾石填料层。
Fe自养、S自养和传统三套人工湿地系统系统正式运行之前，需进行微生物接种和启动，接种污泥取自城市污水厂生化池厌氧段的厌氧污泥。首先，进行厌氧污泥的洗涤，步骤如下：取6L厌氧污泥，沉淀30min → 弃去上清液 → 加入蒸馏水对污泥进行洗涤 → 洗涤结束后沉淀30min → 弃去上清液，加蒸馏水洗涤的步骤重复2~3次，以去除污泥表面吸附的杂质及一些溶解的盐类，最终得到2L洗涤后的浓缩污泥。然后，将此2L厌氧污泥与4L微生物培养液混合后加入人工湿地系统中，淹没填料后静置，2d后排放，然后加入新配制的Fe自养反硝化微生物营养液；其中Fe自养反硝化所采用的微生物培养液方案如下(g/L)：NaHCO3(2.5)，MgSO4·7H2O (0.5), CaCl2·2H2O (0.01), (NH4)2SO4 (0.28),KH2PO4(0.25) NaNO3 (0.73) FeSO4·7H2O (6)；重复此过程，但除了第一次添加厌氧污泥后，之后每隔2d排水后只补充微生物培养液；需要说明的是，为减少种泥的流失及加快功能菌的增殖，每次排水只排放4L，然后补加4L微生物培养液。测定每次排水中的硝氮、TN浓度，试验持续运行一个月后硝氮和TN去除率达到一定值并保持稳定，表明湿地系统启动成功。经过检测，接种成功的填料中出现了Fe自养反硝化的特有菌或者占比较大的菌，主要包括：Ferritrophicum属、Aeromonas属、Thiobacillus属及Acidovorax属等四种Fe自养反硝化微生物。为了比较Fe自养反硝化和S自养反硝化脱氮效果的区别，还采取硫自养微生物培养液进行系统的接种和启动，并与上述Fe自养进行比较，而S自养反硝化所采用的微生物培养液方案如下(g/L)：Na2S2O3·5H2O (4.9634), NaHCO3 (2.5203), NaNO3 (0.73), KH2PO4(2.0), NH4Cl (1), MgSO4·7H2O (0.8), FeSO4·7H2O(0.02),CaCl2·2H2O (0.0055)；对照系统的脱氮原理为异养反硝化，采用的微生物培养液方案如下(g/L)：CH3COONa(4.528), NH4Cl (0.306), NaNO3(0.73), KH2PO4 (0.149), MgSO4·7H2O (0.1), FeSO4·7H2O (0.0055)。
低C/N污水脱氮效果试验：向启动成功的人工湿地系统中加入人工配水（进水中不含NH4 +-N），控制进水碳氮比为1:1，改变进水NO3 --N浓度依次为20、40、80 mg/L。采用间歇式进水方式，分为进水、淹水、排水三个过程，水力停留时间为3天，每个批次单次进水时间约为5min。每组试验浓度运行15天，每隔3天取样分析出水中NO3 --N、TN、NH4 +-N浓度，不同试验浓度条件下NO3 --N和TN的平均去除率及出水中NH4 +-N浓度如图3所示。
由图3中不难发现，在进水硝氮浓度（20~40mg/L）及C/N=1：1的条件下，磁黄铁矿自养/木屑异养协同反硝化脱氮人工湿地系统的脱氮效率（硝氮：80%~96%；TN：55%~78%）均远远高于砾石填料人工湿地系统（硝氮：7%~10%；TN：7%~10%），表明对于处理低C/N污水，协同反硝化填料层发挥了强化脱氮的功能；但是，采用不同自养微生物启动运行的磁黄铁矿自养/木屑异养协同反硝化脱氮人工湿地系统的脱氮特点有所不同：当以Fe 自养微生物启动时，不仅具有较高的硝氮去除率（80%~85%），TN去除率也很高（70%~77%），而S自养微生物启动时虽然具有更高的硝氮去除率（82%~96%），但是TN去除率（55%~58%）比Fe自养微生物启动运行的系统低15%以上。对出水氨氮浓度测定分析表明，S自养微生物启动的人工湿地系统的出水氨氮浓度（2.9~13.8mg/L）显著高于Fe自养微生物启动的系统（1.0~3.4mg/L），意味着S自养反硝化可能发生了硝酸盐的异化还原为氨的反应，从而造成虽然硝氮去除率高，但TN去除率较低的现象。
其中，低C/N污水脱氮效果试验过程中，污水中硝氮和TN的去除过程如下：
A: 污水首先均匀的流入普通填料层，在填料和微生物的吸附、截留和代谢作用下，进水中的绝大部分有机物在此区域得到有效降解，伴随有机物的降解，此区域的溶解氧浓度随水流方向逐渐降低，由好氧条件向缺氧环境条件转变。
B: 然后污水流入协同反硝化填料层，填料中的异养反硝化微生物利用木屑分解释放出的有机碳源作为电子供体、自养反硝化微生物利用磁黄铁矿中的Fe(II) 作为电子供体，将污水中的硝酸盐通过协同反硝化作用下进行有效的去除。
C: 接着污水流入石灰石填料层，将Fe(II)自养反硝化生成的三价铁离子进行沉淀去除，以降低出水色度，并保持出水pH值在6~9。
D: 最终污水经底部的卵石填料层内的排水管流出，出水中硝氮和总氮含量大大降低，总氮去除率较S自养反硝化微生物系统启动的系统提高15%以上。
实施例4
采用实施例2所述的人工湿地系统进行污水处理试验，具体参数及操作与实施例3完全相同。
试验结果与实施例3呈现出相同的规律，即在试验浓度范围内，磁黄铁矿自养/木屑异养协同反硝化脱氮人工湿地系统的脱氮效率均远远高于砾石填料人工湿地系统；以Fe自养微生物启动的磁黄铁矿自养/木屑异养协同反硝化脱氮的人工湿地系统不仅具有较高的硝氮去除率，TN去除率也很高，而S自养微生物启动的人工湿地系统虽然具有更高的硝氮去除率，但是TN去除率比Fe自养系统低15%以上。
实施例3、4采用本发明的磁黄铁矿自养/木屑异养协同反硝化脱氮的人工湿地系统进行低C/N污水脱氮试验处理得到的结果表明：以Fe 自养微生物启动的人工湿地系统不仅具有较高的硝氮去除率，TN去除率也很高，因此，从TN去除的有效性考虑，以基于Fe自养反硝化的磁黄铁矿自养/木屑异养协同反硝化脱氮的人工湿地系统具有更佳的适宜性。
以上所述的实施例仅是对本发明的优选实施方式进行的描述，该描述对本发明的范围没有限制性，附图中所示也只是本发明的实施方式之一，实际的结构并不局限于此。所以，如果本领域的普通技术人员受其启示，在不脱离本发明创造宗旨的情况下，本领域的普通技术人员对本发明的技术方案作出的各种变形和改进，均应落入本发明权利要求书确定的保护范围内。

Claims (9)

1.一种基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化的人工湿地系统，其特征在于：该人工湿地系统以下行垂直流人工湿地结构为基础，沿水流方向依次设置普通填料层、协同反硝化填料层、石灰石填料层及卵石填料层；
所述的协同反硝化填料层由磁黄铁矿颗粒和木屑进行填充；所述的磁黄铁矿颗粒由磁黄铁矿制备成粒度在5-10mm之间颗粒材料，用稀盐酸浸泡30min，去除矿物表面的氧化物及其他污染物，然后再用清水冲洗至冲洗水pH为中性后得到；所述的木屑为松木片，先用10%NaOH溶液浸泡24小时，然后用清水冲洗至冲洗水pH为中性后得到。
2.根据权利要求1所述的基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化的人工湿地系统，其特征在于：所述协同反硝化填料层由磁黄铁矿颗粒和木屑按体积比1:1进行混合填充或分层填充。
3.根据权利要求1所述的基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化的人工湿地系统，其特征在于：所述的协同反硝化填料层的厚度为30~40cm。
4.根据权利要求1所述的基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化的人工湿地系统，其特征在于：所述的普通填料层采用的材料为砾石和/或碎石，粒径为8~15mm，普通填料层厚度为20~40cm；所述的石灰石填料层采用由石灰石制备成粒径为5-10mm的颗粒材料，石灰石填料层厚度为5~10cm；所述的卵石填料层采用粒径为10~20mm的鹅卵石，卵石填料层厚度为5cm。
5.根据权利要求1所述的基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化的人工湿地系统，其特征在于：所述人工湿地系统上还种植有地方性常用的挺水植物，所述挺水植物为芦苇、香蒲、菖蒲、鸢尾中的一种或多种组合。
6.权利要求1-5任一项所述的基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化人工湿地系统的污水脱氮方法，其特征在于，包括如下步骤：
（1）人工湿地系统的接种和启动阶段：将取自城市污水厂生化池厌氧段的厌氧污泥与Fe自养微生物培养液混合制成混合液，加入上述人工湿地系统中，混合液淹没最上层的普通填料层后静置，每隔2d排放一次，每次排放混合液的2/3，然后加入等量的Fe自养微生物培养液，测定每次排放的混合液中的硝氮、TN浓度，重复上述排放及测定的步骤；直至排放的混合液中硝氮和TN去除率保持稳定，完成启动；
（2）系统装置的稳定运行阶段：将待处理的低C/N污水加入启动成功的人工湿地系统，调节水力停留时间在24-72h之间，完成硝氮和TN的高效去除。
7.根据权利要求6所述的基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化人工湿地系统的污水脱氮方法，其特征在于：所述厌氧污泥经过预处理，具体预处理步骤如下：将厌氧污泥经过沉淀、弃去上清液、加入蒸馏水对污泥进行洗涤，然后重复上述步骤2~3次，得到洗涤后的厌氧污泥。
8.根据权利要求6所述的基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化人工湿地系统的污水脱氮方法，其特征在于：所述Fe自养微生物培养液的成分及含量为：NaHCO32.5g/L、MgSO4·7H2O 0.5g/L、CaCl2·2H2O 0.01g/L、(NH4)2SO4 0.28g/L、KH2PO4 0.25g/L、NaNO3 0.73g/L、FeSO4·7H2O 6g/L。
9.根据权利要求6所述的基于还原态Fe自养/木屑异养协同反硝化人工湿地系统的污水脱氮方法，其特征在于：所述的低C/N污水为低碳氮比的(C/N＜3)废水。
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