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全氟化合物(Perfluorinated compounds, PFCs)是氢原子全部被氟原子取代的碳氢化合物，具有热稳定性、疏水疏油的优良特性，被广泛应用于工业和消费品等生产生活领域。PFCs所含有的氟原子电负性高、原子半径小，较高的碳氟键能使其具有高度稳定性，在自然环境中不易被生物降解，在各种环境介质中均有所残留[1]。作为PFCs前体的最终降解物质，PFOS在自然环境中检出率最高，其主要通过工业废水和市政废水释放到天然水体中，威胁水生生物的健康安全[2]，通过食物链的传递可富集到人体内，对肝脏、内分泌、免疫性能等方面产生毒性危害[3]。因此，其污染控制技术成为研究热点。
目前，有关 PFOS 去除的研究主要集中在物理吸附和化学催化降解方面[4-5]。其中物理吸附成本低、可操作性强，易于推广。有研究表明，PFOS 在颗粒状活性炭上的吸附能力大于560 mg·g−1[6]；通过硝酸盐、碳酸盐、氯离子改性的砾石对PFOS的去除率高达99.7%[7]。人工湿地因低能耗、低成本，广泛应用于污水处理，通过湿地系统中植物吸收富集、填料吸附截留和微生物降解作用，不仅可以去除氮磷等营养盐物质，还可以去除金属离子、新兴污染物[8-9]。CHEN等[10]研究表明，人工湿地对水体中PFOA和PFOS的去除率分别为77%~82%和90%~95%。
铝污泥是给水处理过程中的副产品，在给水厂中大量产生，其含有大量的铝和聚合物，可以吸附污染物[11]，将铝污泥与沸石、钢渣等材料混合烧制成颗粒状填料，可改善填料的理化性质，提升污染物的吸附性能[12]。将改性后的铝污泥填料应用于人工湿地中，其含有的铝、铁等元素可强化湿地的吸附、沉淀作用，而且有利于系统内部微生物的生长附着和植物根系的穿透[13]。
目前，铝污泥人工湿地对含氟水体的净化效果研究较少。本文基于前期的研究成果[13-14]，以普通人工湿地为对照，将铝污泥填料置于人工湿地装置内，构建铝污泥人工湿地，通过动态实验探究了其对复合污染水体中C、N、P和PFOS的去除效果，以期为人工湿地在生态修复工程中的应用提供参考。
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采用PVC塑料制作长100 cm、宽为50 cm、高为50 cm的长方体，构建人工湿地装置，距离顶部和底部3 cm处分别设计进水口和出水口。距离装置顶部0~5 cm处铺设细砂石(粒径0~5 mm)，5~20 cm处铺设沸石(粒径6~12 mm)，20~40 cm处铺设砾石(粒径6~12 mm)和铝污泥(粒径20~30 mm)(体积比为3∶1)，40~60 cm处铺设陶粒(粒径6~12 mm)，构成铝污泥人工湿地；与此结构完全相同，但在20~40 cm层不加铝污泥颗粒，作为普通人工湿地。根据前期研究[14]，挺水植物芦苇对PFCs具有较强耐受能力，所以选取预培养期生长状态良好的芦苇，种植于填料顶部，每个装置种植4株。实验共构建4个铝污泥人工湿地装置和1个普通人工湿地装置。
从给水厂获取铝污泥，主要成分为 Al2O3，质量比为39.45%~46.32%，在铝污泥中加入加致孔剂，脱水后与沸石混合，加入黏结剂，放入造粒机造粒，粒径为20~30 mm，将颗粒烘干(105~120 ℃)、焙烧(500~600 ℃)，形成铝污泥填料。铝污泥填料体积密度为1.11g·cm−1，孔隙率为39%~44%，比表面积为23.5~37.9 m2·g−1。
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采用人工配制模拟废水，分别用葡萄糖、腐殖酸钠、氯化铵、硝酸钾、磷酸二氢钾模拟耗氧有机污染物、NH3-N、TN和TP，正常运行阶段，耗氧有机污染物(以COD计)的质量浓度为(58.54±4.72) mg·L−1，NH3-N质量浓度为(7.25±0.74) mg·L−1，TN质量浓度为(18.42±0.37) mg·L−1，TP质量浓度为(1.44±0.63) mg·L−1；设置4个PFOS质量浓度梯度，向水体中投加PFOS标液，调节初始质量浓度分别为0、1、250、5 000 µg·L−1。
采用自然富集培养、连续流的方式挂膜，在模拟废水中投加葡萄糖补充碳源，加速生物膜的培养。系统启动阶段每3 d取1次出水水样进行检测，21 d后各污染物削减率趋于稳定，视为挂膜成功。挂膜成功后，进入正常运行阶段，运行40 d，人工湿地采用周期间歇进水方式，水力停留时间设置为48 h，实验期间每2 d收集1次水样。每个进水条件收集3组实验水样，测试时每个样品进行2次测定。实验期间，观察植物生长情况，实验结束后，采取植物样品，洗净后存储，以测定植物根、茎、叶中污染物的含量。
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湿地系统pH、DO、ORP等物理指标采用HQ40d便携式多参数水质分析仪测定；水体中COD、NH3-N、TN、TP等污染物质量浓度参照据《水和废水监测分析方法 (第四版)》进行测定；水体中PFOS质量浓度参照WANG等[15]的方法，按照固相萃取、洗脱、氮吹步骤进行处理测定。植物样品采集后，用去离子水洗净，在105 ℃下杀青20 min，70 ℃下烘干72 h，称取干重，粉碎后过筛保存。植物中N元素含量采用靛酚蓝比色法测定，P元素含量采用钼锑抗比色法测定。采用excel 2003和SPSS18分析处理数据，采用origin 2019绘制图表。
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在不同PFOS质量浓度下，铝污泥人工湿地中各污染物的质量浓度变化如图1所示。系统运行前期，出水中各污染物质量浓度波动较大且偏高。这是因为实验开始时，植物根系仍处于生长阶段，尚未发育成熟的根系上附着的微生物较少，并且基质表面的微生物膜较薄，一定程序上影响污染物的吸收效果。COD值变化如图1(a)所示。由图1(a)可以看出，前24 d，COD值波动较大，后期出水浓度趋于稳定。由表1可以看出，当PFOS质量浓度为1 µg·L−1时，出水COD值与对照组几乎没有差异，去除率约为(62.11±2.48)%；当PFOS由250 µg·L−1增加至5 000 µg·L−1时，出水COD值显著增大，去除率由(52.47±2.21)%降至(43.62±2.18)%。
由图1(b)和图1(c)可以看出，NH3-N与TN质量浓度整体上呈现相同的变化趋势。当PFOS质量浓度为1 µg·L−1时，NH3-N、TN出水质量浓度与对照组无显著差异，分别为2.29 mg·L−1和5.08 mg·L−1；PFOS质量浓度增加至250 µg·L−1时，NH3-N和TN的出水质量浓度分别稳定在2.93 mg·L−1和6.30 mg·L−1，去除率分别为(59.58±2.56)%和(65.79±1.87)%；PFOS增加至5 000 µg·L−1时，与对照组相比，NH3-N和TN的去除率分别下降(15.91±2.29)%和(16.12±1.82)%。
与COD、NH3-N和TN相比，湿地出水TP波动幅度较小，且18 d后出水质量浓度基本稳定。由图1(d)可见，PFOS质量浓度为250 µg·L−1时，TP出水质量浓度为0.45 mg·L−1，仍满足一级A标准，但是当质量浓度增大至5 000 µg·L−1时，TP出水质量浓度为0.55 mg·L−1，超出一级A标准范围，与对照组相比，TP去除率降幅约为(10.18±1.22)%。
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当PFOS达到250 µg·L−1时，铝污泥人工湿地对营养盐的去除受到抑制，所以选取此质量浓度进行普通人工湿地与铝污泥人工湿地的对比实验，同时设计对照组即无PFOS的进水条件进行实验探究。图中P0、P1分别代表普通人工湿地在进水无PFOS和有PFOS的实验工况，L0、L1分别代表铝污泥人工湿地在进水无PFOS和有PFOS的实验工况。
实验周期内，各湿地出水情况如图2所示。各污染物总体呈现先快速下降后趋于稳定的趋势，PFOS存在的情况下，两湿地出水COD、NH3-N、TN质量浓度运行24 d后趋于稳定，TP质量浓度在第18 天达到稳定，污染物波动时间比无PFOS稍长，并且出水质量浓度均高于对照组。由表2可见，铝污泥人工湿地L1对COD、NH3-N、TN和TP的去除率分别为(52.47±2.21)%、(59.58±2.56)%、(65.79±1.87)%和(68.68±1.47)%，与对照组L0相比，对TP去除的降幅最小，仅为(3.67±1.21)%，对COD去除降幅最大，约为(9.64±2.35)%，对氨氮和TN的去除降幅在8%左右。普通人工湿地P1对COD、NH3-N、TN和TP的去除率分别为(42.57±1.87)%、(52.35±1.51)%、(57.02±3.02)%和(59.25±1.84)%，与对照组相比，去除率分别下降了(10.71±2.00)%、(11.9±1.88)%、(10.46±2.45)%和(6.73±1.71)%，降幅均大于铝污泥人工湿地。
为了解各湿地系统污染物去除的差异性，对系统各介质中氮磷的含量进行测量计算，当湿地pH>8时，系统易发生氨挥发现象[16]，本实验中进出水pH在7.2~7.8内波动，因此氨挥发可忽略不计，氮磷主要通过植物吸收、填料吸附和微生物作用去除。测定植物中N、P含量后，用投加总量减去水体中剩余量，再减去植物中含量，即可得通过填料吸附和微生物作用去除的部分。由图3所示，总体而言，植物体内N含量占比较小，P含量占比较大。无PFOS时，普通人工湿地水体中含(31.17±1.25) g N、(2.64±0.18) g P，植物含(13.48±0.27) g N， (2.32±0.10) g P，被填料吸附和微生物降解的N为(43.78±1.84) g，P为(1.95±0.07) g；进水中加入PFOS后，水体中N、P含量分别增加(4.30±1.34) g、(0.44±0.15) g，植物中N含量增加(4.49±0.54) g、P含量减少(0.07±0.01) g。铝污泥人工湿地中，除植物中P含量在加入PFOS后有所增加外，其余含量变化趋势与普通人工湿地相似。根据含量占比，分析计算出各介质对N、P的去除贡献率如表3所示。
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在初始质量浓度为250 µg·L−1时，铝污泥人工湿地对PFOS的去除率为(73.24±2.56)%，比普通人工湿地高(11.99±1.91)%。初始质量浓度为1 µg·L−1时，铝污泥人工湿地对PFOS去除效果最好，去除率高达(84.33±1.25)%，随着质量浓度增加至500 µg·L−1、5 000 µg·L−1，PFOS的去除率分别下降至(11.09±1.91)%和(18.99±1.77)%。
现有研究表明，PFOS具有高度稳定性，难以被微生物降解[17]，在人工湿地系统中，PFOS通过植物吸收和填料吸附作用得以去除。通过测定水体、植物中PFOS的含量，得出PFOS在湿地系统中的分布如图4所示。2个湿地系统中PFOS在植物中的含量占比均小于填料。初始质量浓度为1 µg·L−1时，铝污泥人工湿地植物中PFOS总质量(1.72±0.10) µg，占比为(35.81±1.44)%，分别比质量浓度为250 µg·L−1和5 000 µg·L−1时高出(19.67±1.08)%和(22.94±0.99)%，填料中总质量(2.27±0.11) µg，占比为(47.32±1.53)%，分别比质量浓度为250 µg·L−1和5000 µg·L−1时低(8.91±1.40)%和(4.79±1.28)%。
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人工湿地对富营养化水体具有较好的净化效果，但在一定质量浓度PFOS的胁迫下，C、N、P的净化能力均受到抑制作用。由表1可见，在较低质量浓度的PFOS下，C、N、P的去除几乎不受影响，但当PFOS质量浓度达到5 000 µg·L−1时，与无PFOS相比，铝污泥人工湿地对COD、氨氮、TN、TP的去除率分别降低了(18.49±2.13)%、(15.91±2.29)%、(16.12±1.82)%和(10.18±1.22)%。随着初始PFOS质量浓度的增大，湿地对营养盐去除效果的降幅逐渐增大。这主要归因于以下2点：一方面，全氟化合物具有一定毒性，高质量浓度的PFOS会破坏湿地系统中微生物活性和群落结构，BAO等[18]研究表明，水体中PFOS含量与细菌丰度和多样性呈负相关性，当全氟化合物质量浓度达到200 µg·L−1时，硝化作用就会受到明显的抑制[19]；另一方面，PFOS是一种顽固性表面活性剂，当大量的表面活性剂吸附在填料表面时，会阻碍微生物群落与水体中污染物的接触[20]。从各污染物降幅可以看出，NH3-N和COD的降幅较大，TP的降幅最小，这是因为磷的去除对微生物的依赖较小，主要通过铝污泥的离子交换、絮凝沉淀作用。
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当进水中不含PFOS时，普通人工湿地中植物对N的去除贡献率为23.54%，与LI等[21]的研究结果相似。而KEIZER-VLEK等[22]的研究表明，植物对TN的去除贡献率高达74%。这可能是因为本研究中TN进水质量浓度(18 mg·L−1)远高于KEIZER-VLEK的研究结果(4 mg·L−1)。一般而言，进水中营养盐的浓度越低，植物对去除的贡献率越高。植物对P的去除贡献率超过50%，可见植物吸收是湿地中磷去除的主要途径，这与KYAMBADD等[23]研究结果一致。铝污泥人工湿地中填料吸附和微生物的作用对氮磷的贡献均大于普通人工湿地。这是因为铝污泥可以通过络合、静电、离子交换等作用强化对磷的固定[24-25]，此外，铝污泥湿地系统pH较大，水体中增多的OH−易与NH4+进行中和反应。
在PFOS的胁迫作用下，湿地系统各介质中N、P分布发生了变化。与无PFOS相比，进水中含有250 µg·L−1 PFOS时，水体中N、P占比增大，相应的，湿地对营养盐的去除率下降；植物对氮磷的去除贡献均有所上升，表明PFOS对湿地系统中微生物的影响较大，而植物可以富集全氟化合物[26]，从而减少PFOS的胁迫作用。人工湿地中植物对氮磷去除贡献率分别增加10.40%和4.17%，铝污泥人工湿地仅为4.69%和2.86%。这表明铝污泥人工湿地系统中填料吸附和微生物作用更具有稳定性，与磷去除率降幅小于氮相一致。
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湿地在去除营养盐的同时，对PFOS也具有一定的去除效果。在进水PFOS为250 µg·L−1的条件下，铝污泥人工湿地对PFOS的去除率为(73.24±2.56)%，去除效果优于普通人工湿地，此时湿地系统pH为7.36，小于铝污泥的等电点[27]，铝污泥表面正电荷易于与水体中呈阴离子形态的PFOS相结合。
PFOS在两种湿地系统中分布有所不同。2种人工湿地中填料吸附占比分别为(56.23±1.27)%和(40.28±2.55)%，均大于植物占比。表明在此系统中，填料吸附发挥主要去除作用。这与QIAO等的研究结果相似[28]。填料吸附PFOS是一个物理过程，其吸附速率高于植物吸收[29]；此外，系统中填料量大于植物量，也会造成填料吸附对去除PFOS贡献率增大。铝污泥人工湿地中填料贡献率比普通人工湿地高14.64%，与铝污泥的絮凝特性、表面所带正电荷有关[30]。
在不同初始PFOS质量浓度下，PFOS在铝污泥人工湿地各介质中分布有所差异。如图4所示，随着初始PFOS质量浓度的增加，铝污泥人工湿地对PFOS的去除能力下降，PFOS在水体中的分布逐渐增大。与低质量浓度相比，PFOS在植物中的占比逐渐减小，并且对PFOS去除的贡献率下降20.45%~22.77%，表明植物虽然可以富集全氟化合物，但需要控制在其积累和耐受能力范围之内。
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1)低质量浓度PFOS作用下，铝污泥人工湿地对营养盐的去除效果几乎不受影响，随着PFOS初始质量浓度增加至5 000 µg·L−1，C、N、P的去除率分别下降了(18.49±2.13)%、 (16.12±1.82)%和(10.18±1.22)%。
2)在PFOS胁迫下，普通人工湿地和铝污泥人工湿地中COD、NH3-N、TN和TP的去除效果均有所降低，铝污泥人工湿地对COD、NH3-N、TN和TP的去除降幅分别比普通人工湿地低出(9.90±0.35)%、(7.23±2.04)%、(8.77±2.45)%和(9.43±1.66)%。
3)与普通人工湿地相比，铝污泥人工湿地对PFOS的去除率高出8.46%，其中填料吸附贡献率为(56.23±1.27)%，并且随着PFOS初始质量浓度的增大，植物富集作用逐渐减弱。
铝污泥人工湿地对含氟水体主要污染物的去除效果及分布特征
Removal effect and distribution characteristics of main pollutants in fluorine-containing water by aluminum sludge constructed wetland
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摘要: 全氟化合物(PFCs)作为一种典型的新兴污染物，在自然环境中不断检出，其暴露水平、来源影响及去除方式备受关注。本文选取铝污泥人工湿地和普通人工湿地，通过动态实验探究了其对复合污染水体中C、N、P和PFOS的去除效果及各污染物在系统中的空间分布特征。结果表明，2种人工湿地可以协同去除水体中的C、N、P和PFOS，但C、N、P的去除效果会受到PFOS的抑制作用，并且去除率的降幅随着PFOS质量浓度的增大而增大。当初始PFOS质量浓度为250 µg·L−1时，铝污泥人工湿地对C、N、P的去除率分别为(52.47±2.21)%、(65.79±1.87)%和(68.68±1.47)%；铝污泥人工湿地中植物对氮磷去除贡献率为28.81%，比无PFOS时提高5.27%；铝污泥人工湿地对PFOS的去除率为(73.24±2.56)%，比普通人工湿地高8.46%，填料中PFOS质量占比在2种类型的湿地系统中分别为(56.23±1.27)%和(40.28±2.55)%。铝污泥人工湿地对含氟水体中污染物的削减作用较好，且C、N、P的去除效果受PFOS胁迫作用较小。Abstract: As a typical new pollutant, perfluorinated compounds (PFCs) has been widely detected in water. Their exposure levels, source effects, and removal methods have raised many concerns. In this study, aluminum sludge constructed wetlands and common constructed wetlands were selected to study their removal effects and spatial distribution characteristics of C, N, P and PFOS in the complex pollution water through dynamic experiments. The results showed that the two constructed wetlands could synergistically remove C, N, P and PFOS, but the removal effects of C, N and P were inhibited by PFOS, and the decrease of removal rate increased with the increase of PFOS concentration. When the initial PFOS concentration was 250 µg·L−1, the removal rates of C, N and P in al sludge constructed wetland were (52.47±2.21)%, (65.79±1.87)% and (68.68±1.47)%, respectively. The contribution rate of plants to nitrogen and phosphorus removal in aluminum sludge constructed wetland was 28.81%, being 5.27% higher than that without PFOS. The removal rate of PFOS in aluminum sludge constructed wetland was (73.24±2.56)%, being 8.46% higher than that in common constructed wetland. In the two wetland systems, the weight proportions of PFOS in fillers were (56.23±1.27)% and (40.28±2.55)%, respectively. Aluminum sludge constructed wetland has a better reduction effect on the pollutants in fluorine-containing water, and the removal effect of C, N and P was less affected by PFOS stress.
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图 1 不同PFOS质量浓度下C、N、P的质量浓度变化
Figure 1. Changes of C, N and P concentrations at different PFOS concentrations
图 2 不同人工湿地水体中C、N、P的质量浓度变化
Figure 2. Changes of C, N and P concentrations in different constructed wetlands
图 3 不同人工湿地C、N、P的含量分布情况
Figure 3. Weight distribution of C, N and P in different constructed wetlands
图 4 不同人工湿地PFOS的质量分布情况
Figure 4. Weight distribution of PFOS in different constructed wetlands
表 1 不同PFOS质量浓度下C、N、P的去除率
Table 1. Removal rates of C, N and P at different mass concentrations of PFOS
PFOS质量
浓度/(µg·L−1)COD/% 氨氮/% TN/% TP/% 0 62.11±2.48 67.43±2.33 73.57±2.78 72.35±0.95 1 60.15±1.92 68.64±1.85 72.41±2.04 71.33±1.22 250 52.47±2.21 59.58±2.56 65.79±1.87 68.68±1.47 5 000 43.62±2.18 51.52±2.01 57.45±1.77 62.17±1.49 
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表 2 不同人工湿地对C、N、P的去除率
Table 2. Removal rates of C, N and P by different constructed wetlands
% 工况 COD 氨氮 TN TP P0 53.28±2.14 64.25±2.25 67.48±1.88 65.98±1.58 P1 42.57±1.87 52.35±1.51 57.02±3.02 59.25±1.84 L0 62.11±2.48 67.43±2.33 73.57±2.78 72.35±0.95 L1 52.47±2.21 59.58±2.56 65.79±1.87 68.68±1.47
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表 3 各介质对N、P的去除贡献率
Table 3. Contribution rate of each part to N and P removal
% 污染物种类 植物 微生物降解+填料吸附 N P N P 普通
人工湿地C、N、P 23.54 54.33 76.46 45.67 C、N、P、PFOS 33.93 58.75 66.07 41.25 铝污泥
人工湿地C、N、P 20.88 36.79 79.12 63.21 C、N、P、PFOS 25.57 39.64 74.43 60.36
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[1] BOONE J S, VIGO C, BOONE T, et al. Per- and polyfluoroalkyl substances in source and treated drinking waters of the United States[J]. Science of the Total Environment, 2019, 653: 359-369. doi: 10.1016/j.scitotenv.2018.10.245 [2] LIU S, LU Y, XIE S, et al. Exploring the fate, transport and risk of Perfluorooctane Sulfonate (PFOS) in a coastal region of China using a multimedia model[J]. Environment International, 2015, 85: 15-26. doi: 10.1016/j.envint.2015.08.007 [3] 任肖敏, 张连营, 郭良宏. 多溴联苯醚和全氟烷基酸的分子毒理机制研究[J]. 环境化学, 2014, 33(10): 1662-1671. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2014.10.012 [4] LYU X, LIU Y, CHEN C, et al. Enhanced use of foam fractionation in the photodegradation of perfluorooctane sulfonate (PFOS)[J]. Separation and Purification Technology, 2020, 253: 117488. doi: 10.1016/j.seppur.2020.117488 [5] GUO W, HUO S, FENG J, et al. Adsorption of perfluorooctane sulfonate (PFOS) on corn straw-derived biochar prepared at different pyrolytic temperatures[J]. Journal of the Taiwan Institute of Chemical Engineers, 2017, 78: 265-271. doi: 10.1016/j.jtice.2017.06.013 [6] ZHANG D Q, ZHANG W L, LIANG Y N. Adsorption of perfluoroalkyl and polyfluoroalkyl substances (PFASs) from aqueous solution: A review[J]. Science of the Total Environment, 2019, 694: 133606. doi: 10.1016/j.scitotenv.2019.133606 [7] HU Z, SONG X, WEI C, et al. Behavior and mechanisms for sorptive removal of perfluorooctane sulfonate by layered double hydroxides[J]. Chemosphere, 2017, 187: 196-205. doi: 10.1016/j.chemosphere.2017.08.082 [8] MATAMOROS V, GARCIA J, BAYONA J M. Organic micropollutant removal in a full-scale surface flow constructed wetland fed with secondary effluent[J]. Water Research, 2008, 42(3): 653-660. doi: 10.1016/j.watres.2007.08.016 [9] YI X, TRAN N H, YIN T, et al. Removal of selected PPCPs, EDCs, and antibiotic resistance genes in landfill leachate by a full-scale constructed wetlands system[J]. Water Research, 2017, 121: 46-60. doi: 10.1016/j.watres.2017.05.008 [10] CHEN Y, LO S, LEE Y. Distribution and fate of perfluorinated compounds (PFCs) in a pilot constructed wetland[J]. Desalination and Water Treatment, 2012, 37(1-3): 178-184. doi: 10.1080/19443994.2012.661270 [11] 王建军, 李田, 张颖. 给水厂污泥改良生物滞留填料除磷效果的研究[J]. 环境科学. 2014, 35(12): 4642-4647. [12] 赵亚乾, 杨永哲, Akintunde Babatunde, 等. 以给水厂铝污泥为基质的人工湿地研发概述[J]. 中国给水排水, 2015, 31(11): 124-130. doi: 10.19853/j.zgjsps.1000-4602.2015.11.031 [13] 奚道国, 张瑞斌, 周乃, 等. 铝污泥复合填料特性及在人工湿地中的应用[J]. 环境工程技术学报, 2019, 9(5): 552-558. doi: 10.12153/j.issn.1674-991X.2019.05.070 [14] 张瑞斌, 刘清泉, 陈露莹, 等. 4种水生植物对复合污染水体中营养盐和全氟烷基酸的去除效果[J]. 环境工程学报, 2022, 16(2): 462-470. doi: 10.12030/j.cjee.202111053 [15] WANG P. , LU Y, WANG T, et al. Occurrence and transport of 17 perfluoroalkyl acids in 12 coastal rivers in south Bohai coastal region of China with concentrated fluoropolymer facilities[J]. Environmental Pollution, 2014, 190: 115-122. doi: 10.1016/j.envpol.2014.03.030 [16] 卢少勇, 金相灿, 余刚. 人工湿地的氮去除机理[J]. 生态学报, 2006(8): 2670-2677. doi: 10.3321/j.issn:1000-0933.2006.08.033 [17] LI P, ZHI D, ZHANG X, et al. Research progress on the removal of hazardous perfluorochemicals: A review[J]. Journal of Environmental Management, 2019, 250: 109488. doi: 10.1016/j.jenvman.2019.109488 [18] BAO Y, LI B, XIE S, et al. Vertical profiles of microbial communities in perfluoroalkyl substance-contaminated soils[J]. Annals of Microbiology, 2018, 68(6): 399-408. doi: 10.1007/s13213-018-1346-y [19] CHEN H, ZOU M, ZHOU Y, et al. Monitoring the nitrous oxide emissions and biological nutrient removal from wastewater treatment: Impact of perfluorooctanoic acid[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 402: 123469. doi: 10.1016/j.jhazmat.2020.123469 [20] YANG G, ZHANG N, YANG J, et al. Interaction between perfluorooctanoic acid and aerobic granular sludge[J]. Water Research, 2020, 169: 115249. doi: 10.1016/j.watres.2019.115249 [21] LI J, YANG X, WANG Z, et al. Comparison of four aquatic plant treatment systems for nutrient removal from eutrophied water[J]. Bioresource Technology, 2015, 179: 1-7. doi: 10.1016/j.biortech.2014.11.053 [22] KEIZER-VLEK H E, VERDONSCHOT P F M, VERDONSCHOT R C M, et al. The contribution of plant uptake to nutrient removal by floating treatment wetlands[J]. Ecological Engineering, 2014, 73: 684-690. doi: 10.1016/j.ecoleng.2014.09.081 [23] KYAMBADDE J, KANSIIME F, GUMAELIUS L, et al. A comparative study of Cyperus papyrus and Miscanthidium violaceum-based constructed wetlands for wastewater treatment in a tropical climate[J]. Water Research (Oxford), 2004, 38(2): 475-485. doi: 10.1016/j.watres.2003.10.008 [24] BABATUNDE A O, ZHAO Y Q. Forms, patterns and extractability of phosphorus retained in alum sludge used as substrate in laboratory-scale constructed wetland systems[J]. Chemical Engineering Journal (Lausanne, Switzerland:1996), 2009, 152(1): 8-13. [25] 巨龙, 耿雅妮, 任雪盈, 等. 铝污泥对磷的吸附动力学机制及其影响因素[J]. 江西农业学报. 2017, 29(11): 87-90. [26] ZHANG D, ZHANG W, LIANG Y. Distribution of eight perfluoroalkyl acids in plant-soil-water systems and their effect on the soil microbial community[J]. Science of the Total Environment, 2019, 697: 134146. doi: 10.1016/j.scitotenv.2019.134146 [27] 赵晓红, 杨雨萌, 王文科, 等. 壳聚糖改性铝污泥对铜绿微囊藻的絮凝去除[J]. 中国环境科学, 2021, 41(10): 4677-4685. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2021.10.024 [28] QIAO W, XIE Z, ZHANG Y, et al. Perfluoroalkyl substances (PFASs) influence the structure and function of soil bacterial community: Greenhouse experiment[J]. Science of the Total Environment, 2018, 642: 1118-1126. doi: 10.1016/j.scitotenv.2018.06.113 [29] OCHOA-HERRERA V, SIERRA-ALVAREZ R. Removal of perfluorinated surfactants by sorption onto granular activated carbon, zeolite and sludge[J]. Chemosphere, 2008, 72(10): 1588-1593. doi: 10.1016/j.chemosphere.2008.04.029 [30] 赵晓红, 赵亚乾, 王文科, 等. 人工湿地系统以铝污泥为基质的几个关键问题[J]. 中国给水排水, 2015, 31(11): 131-136. doi: 10.19853/j.zgjsps.1000-4602.2015.11.033 -
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