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随着我国城镇化步伐的加快，大量池塘受到污染或被填埋。这些池塘通过合理规划和利用不仅可以作为可观赏的景观塘，还可以兼用于污水的生化处理。本实验将景观设计和水体修复相结合，通过组合型生态浮岛原位修复技术改善水质，美化环境。
生态浮岛技术出现于20世纪50年代，直到20世纪80年代以后，生态浮岛技术在社会科技大发展的前提下才得以深入研究。DESTEFANI等[1]采用生态浮床净化某自然公园里的受污染的水体，浮岛植物选用香蒲、香根草、灯芯草，实验结果表明，浮床对水体中COD、TN、TP的去除率分别达到了66%、65%、13%。KANSIIME等[2]采用纸莎草浮床研究其对水体中N、P污染物的去除效果，实验结果表明，该浮床对TN、TP的去除率分别为80%~90%、70%~80%。李欲如等[3]在冬季采用生态浮床研究了多花黑麦草、大蒜、水芽对富营养化水体的处理效果，实验结果表明，3种植物对水体中COD去除率为49.2%~55.1%、总氮去除率为29.1%~58.9%、氨氮的去除率为39.7%~65.6%、总磷去除率为33.3%~54.9%。何成达[4]采用美人蕉浮床处理生活污水，实验结果表明，COD去除率达到90%以上，TN、TP去除率均达到80%以上。王郑等[5]通过将球形填料与美人蕉构建的组合型生态浮床处理农家乐废水，实验结果表明，该组合型生态浮床对COD、
NH+4 -N、TN、TP的去除率分别为79.71%、88.67%、73.88%、85.61%。研究[6-7]表明，单一的生态浮岛由于浮岛植物本身的性质，对环境和水质都有一定的要求并对污染物的吸收效率各不相同，因此，需要对特定物理情况和环境因素制定相匹配的浮床和浮岛植物。本研究将浮岛植物黄花鸢尾与改良型火山石填料相结合，通过改良型火山石的强化作用，为黄花鸢尾提供一个较好的环境，从而达到治理重污染水体的效果。
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该组合型生态浮岛由浮岛植物黄花鸢尾、塑料浮板、改良型火山石填料、活性炭网组成(如图1所示)。将花黄鸢尾固定安放在中心镂空的塑料浮板上，每块浮板上种植1株黄花鸢尾，通过浮板的浮力使其漂浮在水面上，黄花鸢尾根部和改良型火山石填料用活性炭网包裹，所使用的改良型火山石直径略大于活性炭网网格孔径，每块浮板下改良型火山石填料用量控制在1.2~1.5 kg。各实验组在100 cm(长)×100 cm(宽)×80 cm(高)塑料水箱中进行，塑料水箱中水深控制在70 cm。
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实验前，先将购买的黄花鸢尾幼苗放入实验水体中进行适应性培养1周，选取长势较好、株高基本一致的植株为实验所用，并将其根部做适当修剪，以保证实验植株的可对比性。将改良型火山石填料在实验室内用实验水体进行人工挂膜(水温控制在25 ℃左右)，每隔6 h，通过曝气风机向水中曝气1次(水中溶解氧控制在2 mg·L−1)，每隔3 d换1次水样，直至完全挂膜为止(开始挂膜时间约27 h；挂膜完全15 d)。实验共分为4组：空白对照组(0#)、黄花鸢尾处理组(1#)、火山石填料处理组(2#)、组合型生态浮岛处理组(3#)。实验从2018年4月25日开始，至2018年5月22日结束，实验期间平均气温在16 ℃左右。各组均放置在有阳光照射的池塘边，并做好防雨措施。每3 d取1次样，测定水体各指标，结束后测定植株高度和根部长度。本次实验水体取自某人工池塘，水体水质基本指标COD、TN、TP、
NH+4 -N、NO−3 -N、DO分别为80.6~107.3、9.16~11.97、0.86~1.14、7.58~8.44、3.11~3.23、1.4~2.3 mg·L−1。 -
各水质指标的测定方法参照文献中的方法[8]。COD采用重铬酸钾法测定，TN采用碱性过硫酸钾氧化法测定，TP采用钼锑抗分光光度法测定，
NH+4 -N采用纳氏试剂分光光度法测定，DO采用电极测量法测定，植物株高及根长采用标准卷尺测定。 -
各处理组对水体COD的影响如图2所示。实验经过24 d后，0#、1#、2#、3#处理组对COD的去除率分别为7.86%、20.84%、30.63%、62.95%。由此可见，组合型生态浮岛对COD的去除率最高，且较单一的植物和填料处理组中COD去除效果明显，这与大量组合型生态浮岛处理污水的研究结果[9-11]一致。组合型生态浮岛对COD的去除率较高的原因主要包括3个方面。其一，浮岛下部的填料为改良型火山石。火山石自身具有对水流阻力小、不易堵塞、布水布气均匀、表面粗糙、挂膜速度快、反冲洗时微生物膜不易脱落、多孔性等物理特性。而且火山岩可以使水中的离子活跃(主要是增加了氧离子的含量)[12]，从而促进了好氧微生物的生长，而好氧微生物生长过程需要消耗大量有机物。改良型火山石进一步扩大了其表面积，为微生物的生长提供了更大的空间，增加了微生物的数量。其二，黄花鸢尾为人工筛选后种植，其根系相对较为发达，为微生物繁殖提供了场所，且根系的泌氧作用为好氧微生物提供了有利的生存环境，增加了水体中有机物的消耗。其三，有研究[13]表明，活性炭网对水体和底泥中芳香族有机物有较好的去除效果。水体中的有机物一部分被活性炭网吸附，提高了有机物的去除率，并加速了水体中COD的去除。由图2也可以看出，前6 d内，2#、3#中COD降解速度较快。2#相较于1#处理组，处理效率高，这表明改良型火山石填料在COD的去除过程中起主要的作用。
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各处理组对水体
NH+4 -N的影响如图3所示。可以看出，在实验期内，各组NH+4 -N的含量都呈下降的趋势，其中组合型生态浮岛(3#)对NH+4 -N的去除率最高，达到67.45%。其余3个处理组0#、1#、2#去除率分别为5.59%、21.41%、49.45%。水体中NH+4 -N的去除主要通过植物吸收、微生物的硝化作用及NH3自然挥发[14]。可以看出，改良型火山石填料组(2#)对NH+4 -N的去除率相对于黄花鸢尾组(1#)较高，这说明对NH+4 -N的去除，微生物的硝化作用高于黄花鸢尾的吸收作用。改良型火山石对NH+4 -N的去除率较高的原因是由于它的多孔性产生的高表面积同样也是培养水中硝化细菌的良好温床，并且其表面带正电荷有利于微生物固着生长，亲水性强，把水中各种原因产生的NO−2 -N和NH+4 -N转化成毒性相对小的NO−3 ，从而降低了水体中NH+4 -N的含量。组合型生态浮岛通过改良型火山石填料中丰富的微生物及植物根系的泌氧作用，为硝化细菌提供了一个良好的生长繁殖条件，从而大幅度提高了NH+4 -N的去除率。 -
水体中的硝酸盐氮主要来源于受污染水体中自身含有的
NO−3 -N和由硝化作用产生的NO−3 -N，它的主要去除形式有反硝化作用和植物吸收等[15]。各处理组对水体
NO−3 -N的影响如图4所示。可以看出，空白对照组(0#)、改良型火山石填料处理组(2#)呈上升的趋势，组合型生态浮岛组(3#)呈先升后降的趋势，而黄花鸢尾处理组(1#)则呈下降趋势。由此推断出，黄花鸢尾对NO−3 -N的吸收作用高于水体中微生物的硝化作用。改良型火山石填料处理组水体中NO−3 -N大幅度升高，主要是由于其表面大量的硝化细菌将水体中的NH+4 -N转化成了NO−3 -N，这从NH+4 -N的去除曲线中也能明显地看出。组合型生态浮岛处理组在9 d前NO−3 -N处于上升阶段，这是由于整个水体中的硝化作用大于黄花鸢尾的吸收和反硝化作用。9 d后，NO−3 -N呈下降趋势，这是由于水体中溶解氧减少，硝化作用减弱，植物的吸收能力和反硝化作用占主导地位。21 d后，水体中NO−3 -N趋于平衡，这可能一方面由于植物的吸收达到饱和，另一方面从COD的变化曲线中可以推断，由于水体中碳源数量减少从而使反硝化作用降低。从图4中还可以看出，组合型生态浮岛处理组前期NO−3 -N含量的上升速度高于改良型火山石填料组，这是由于改良型火山石和植物根系两者的协同作用使水体中的氧离子高于单纯的改良性火山石填料组。 -
各处理组对水体TN的影响如图5所示。可以看出，4个处理组TN都呈下降趋势，0#、1#、2#、3#对TN的去除率分别为11.38%、46.01%、31.07%、51.99%，组合型生态浮岛(3#)处理效率高于其他实验组。组合型生态浮岛对水体中TN有较高的去除效果，这主要是由于改良型火山石填料为黄花鸢尾提供了一个较佳的生长环境。经过一段时间后，黄花鸢尾的根系植入改良型火山石填料内，有利于根系的保护，从而提高了黄花鸢尾根系对氮元素的吸收。同样，改良型火山石填料与植物根系的结合也为硝化及反硝化细菌提供了好氧与厌氧的生存环境，进一步加强了脱氮的效果。图5显示，黄花鸢尾处理组对TN的去除率高于填料处理组，而从空白组中可以看出，水体中分散的微生物对TN的自然去除率并不高，这表明黄花鸢尾处理组主要是靠植物的吸收作用和其根系微生物的硝化及反硝化作用达到去除目的。具体是由黄花鸢尾植物本身的吸收作用还是根系微生物的分解消耗起主导作用需要进一步研究。而改良型火山石填料处理组中TN去除则主要依靠微生物的作用。该组合型生态浮岛中微生物的脱氮作用应占主导地位，但其与花黄鸢尾吸收作用之间的差异还须做进一步研究。
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水体中的磷大体可分为颗粒型和溶解型2种形态。对TP的去除主要是靠植物吸收、微生物固定以及填料的吸附等[16]。各处理组对水体TP的影响如图6所示。可以看出，4个处理组TP都呈下降趋势，0#、1#、2#、3#对TP的去除率分别为11.11%、40.19%、72.90%、77.78%。可见组合型生态浮床对TP的去除效果较高，原因如下：1)黄花鸢尾根系对TP的吸收利用；2)改良型火山石填料中的聚磷菌在好氧条件下将部分TP作为自身生长繁殖所需的元素进行吸收并同化；3)通过填料自身的吸附作用将水体中颗粒型磷吸附到填料表面，从而降低水体中TP的含量。改良型火山石填料组对TP的去除速度及效率均高于黄花鸢尾处理组，这表明组合型生态浮岛中微生物的吸收同化及填料吸附作用是TP去除的主要机制。
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黄花鸢尾实验开始与结束的生长状况如表1所示。可以看出，组合型生态浮岛中黄花鸢尾的株高及根长均大于黄花鸢尾组，由此看来，改良型火山石填料中的微生物促进了黄花鸢尾的生长。研究[17-18]表明，植物的氮磷吸收及固定的量与植物生物量呈显著相关，植物生物量越大，对氮磷吸收越多，对水体净化能力越强，这与本研究结果一致。
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1)该组合型生态浮岛对COD、
NH+4 -N、TN、TP的去除率分别为62.95%、67.45%、51.99%、77.78%，且植物生物量高于单纯的植物处理组，填料中的微生物促进了植物的生长，从而提高了水质净化效果。2)黄花鸢尾与改良型火山石、表面微生物具有很好的协同作用，共同促进了水体中COD、
NH+4 -N、TN、TP等污染物的去除。3)针对不同的水质污染状况，合理搭配浮岛的组合方式可实现污染物的快速降解，达到净化水质的目的，适用于城镇水体尤其是居住区的静态水体的景观治理。
组合型生态浮岛原位修复重污染水体
Combined ecological floating island for in-situ remediation of heavily polluted water
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摘要: 为解决某人工池塘水体环境污染的问题，采用组合型生态浮岛技术研究了其对该水体的治理效果。结果表明，组合型生态浮岛对此类水体有较好的处理效果，其中化学需氧量(COD)、氨氮(
NH+4 -N)、总氮(TN)、总磷(TP)的去除率分别为62.95%、67.45%、51.99%、77.78%，均高于对照组及单一系统处理组。可见在该组合型生态浮岛中，黄花鸢尾的植物吸收、改良型火山石与微生物的协同作用对污染物的去除明显优于单一处理组。合理的植物-填料组合方式可提高污染物的降解效果，且投资小，环境效益好，又可达到一定的景观效果，适用于城镇水体尤其是居住区静态水体的景观治理。Abstract: In order to solve the problem of water environmental pollution in an artificial pond, the combined ecological floating island was used to study the control effect of the water body. Results showed that the combined ecological floating island had a good treatment performance on the waterbody, the removal efficiencies of chemical oxygen demand (COD), ammonia nitrogen (NH+4 -N), total nitrogen (TN) and total phosphorus (TP) were 62.95%, 67.45%, 51.99% and 87.96%, respectively, which were significantly higher than those of the contrast group and the single system treatment groups. The results also showed that in this combined ecological floating island, the plant absorption of iris pseudoacorus, and the synergistic effect between improved volcanic rocks and microorganisms on the removal of pollutants were significantly better than each single system treatment group. Reasonable combination of plant and filler can improve the degradation effect of pollutants, with small investment, good environmental benefits, and can also achieve a certain landscape effect. It is suitable for landscape control of urban water bodies, especially static water bodies in residential areas. -
目前，国内外开发页岩气主要采用水力压裂的方法。水力压裂法主要是将压裂液(即水和化学试剂组成的混合液)和固体颗粒支撑剂在高压条件下泵入地层深处的岩石，压裂页岩层，形成缝隙，使页岩气更流畅地从岩石裂缝中释放[1]。压裂完成后，压裂液与页岩中的水混合作为返排液返回地面。非常规页岩气快速发展产生了许多环境问题，压裂过程中耗水量大和压裂液中添加的化学物质可能导致地下水和地表水污染[2]。页岩气压裂返排液具有成分复杂[3]、较高的化学需氧量(COD)[4]、处理难度大[5-6]的特点，因而是目前最具有挑战性的工业污水之一[2, 7]。因此，有必要找到具有成本效益的处理方案，以实现这种快速增长的非常规能源的可持续发展。
“深井回注技术”是前几年页岩气压裂返排液较普遍的处理方式，由于基础设施限制并且只有在地下深层地层具有足够的孔隙度能接收压裂返排液的地方才能使用深井回注技术，因此，许多井场由于地理位置的限制无法进行深井回注[8-9]。同时，深井回注有诱导地震发生的潜在风险[10]，故其可行性越来越低。目前，为了减轻水资源的压力并节约成本，业界更趋向于将返排液重复用于压裂或处理达标后直接外排[11-12]。
混凝沉降是油气行业普遍采用的污水处理工艺，适用于大体积压裂返排液处理[13]，可用于页岩气压裂返排液的预处理阶段[14-15]。混凝-吸附联用的实质属于强化混凝技术范畴[16]，主要是利用吸附剂大的比表面积、微孔结构和表面反应性来吸附难以被混凝去除的溶解性有机物质[17]，同时密度大的吸附剂可作为絮体的凝结核，可加快絮体沉降速度而且能减少混凝产生的污泥量[18]，将两者优势互补，可提高废水有机污染物的去除率[19-20]。
本研究对四川省长宁地区页岩气压裂返排液进行预处理，旨在研究混凝-吸附联用作为页岩气压裂返排液中有机污染物去除的预处理工艺的可行性，为后续研究提供参考。
1. 材料与方法
1.1 实验材料、药剂和仪器
实验以四川省宜宾市长宁县某页岩气井场压裂返排液为研究对象，所取水样呈黄褐色，浑浊，黏度较低，有异味，含有悬浮物和杂质。对压裂返排液的基本性能进行测试，测试方法参见文献中的方法[21]，测试结果如下：溶液pH为7~8，水温50~60 ℃，浊度22.8 NTU，化学需氧量(COD)为580 mg·L−1，氯离子浓度24 389 mg·L−1，总悬浮物浓度74.13 mg·L−1，溶液Zeta电位为−17.35 mV。
表 1 主要有机污染物种类分析Table 1. Analysis of main organic pollutants处理方法 GC-MS检出物质/种 GC-MS检出主要有机污染物 实验原水 43 2,3,6-三甲基辛烷；正己烷；甲基环己烷；间二甲基环己烷；2-甲基辛烷；异丙基环己烷；3-二甲基壬烷；2-环己基丁烷；3-甲基癸烷；正十一烷；2,3-二甲基癸烷；3-甲基十一烷；1,1-二甲氧基壬烷；2,10-二甲基十一烷；2,6-二甲基十一烷；2,5-二甲基十一烷；2-甲基十二烷；7-亚甲基十三烷；4-甲基十四烷；十五烷；十六烷；2,6,10-三甲基十五烷；十七烷；10-甲基十九烷；2-甲基二十烷；二十烷；1-戊基-2-丙基环戊烷；二乙基环戊烷；反式十氢化萘；硝基氯仿；2-溴壬烷；1,11-二溴十一烷；1-碘十一烷；2-己基-1-癸醇；环庚烷甲醇；2-丁基-1-辛醇；1-癸醇；2-己基-1-辛醇；癸基十四醇；2-甲基癸醇；3,7,11-三甲基-1-十二烷醇；邻苯二甲酸二丁酯；戊基环戊环烯酮 仅投加硅藻土J 36 2,3,6-三甲基辛烷；正己烷；甲基环己烷；间二甲基环己烷；2-甲基辛烷；异丙基环己烷；3-二甲基壬烷；2-环己基丁烷；3-甲基癸烷；正十一烷；2,3-二甲基癸烷；3-甲基十一烷；1,1-二甲氧基壬烷；2,10-二甲基十一烷；2,6-二甲基十一烷；2,5-二甲基十一烷；2-甲基十二烷；7-亚甲基十三烷；4-甲基十四烷；十五烷；十六烷；2,6,10-三甲基十五烷；十七烷；2-甲基二十烷；二十烷；反式十氢化萘；2-己基-1-癸醇；环庚烷甲醇；2-丁基-1-辛醇；1-癸醇；2-己基-1-辛醇；癸基十四醇；2-甲基癸醇；3,7,11-三甲基-1-十二烷醇；邻苯二甲酸二丁酯；戊基环戊环烯酮 先投加硅藻土J再投加PAC 21 2,3,6-三甲基辛烷；甲基环己烷；间二甲基环己烷；2-甲基辛烷；异丙基环己烷；3-二甲基壬烷；2-环己基丁烷；3-甲基癸烷；3-甲基十一烷；2,10-二甲基十一烷；2,6-二甲基十一烷；2,5-二甲基十一烷；2-甲基十二烷；7-亚甲基十三烷；4-甲基十四烷；2,6,10-三甲基十五烷；2-甲基二十烷；反式十氢化萘；2-甲基癸醇；3,7,11-三甲基-1-十二烷醇；戊基环戊环烯酮 | Show Table
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药剂：硅藻土J购于吉林省嘉鹏硅藻土研发有限责任公司；聚合氯化铝(PAC)购于巩义市新一代净水材料厂；COD测定试剂购于哈希公司。
仪器：MY3000-6F六联搅拌仪(武汉市梅宇仪器有限公司)；DRB200数字消解器(哈希公司)；ET76020浊度测定仪(罗威邦公司)；PALS 190 Plus Zeta电位分析仪(美国布鲁克海文公司)；7890A-5925C气质联用仪(美国安捷伦科技有限公司)。
1.2 实验方法
1) 混凝-吸附联用实验。实验在室温下(25 ℃)进行，取页岩气压裂返排液样品500 mL，使用六联搅拌仪进行搅拌。投加PAC后，以300 r·min−1快搅1 min，再以50 r·min−1慢搅5 min；投加吸附剂后，100 r·min−1慢搅30 min，最后静置沉降30 min。先投加PAC或同时加入PAC和硅藻土J时，300 r·min−1快搅1 min后，100 r·min−1慢搅30 min，最后静置沉降30 min。除了联用顺序实验，所有实验均在PAC之前投加硅藻土J。在沉降结束后，使用移液管在水面下3 cm处取上清液以测定溶液浊度，将处理后样品用0.45 μm醋酸纤维滤膜过滤，测定溶液COD。
2) 处理后挥发性有机污染物分析。固相微萃取对水样进行前处理之后进样，通过7890A-5925C气质联用仪对处理前后水中有机污染物进行表征。气相色谱条件：柱箱温度40 ℃，进样温度250 ℃。载气：氦气，不分流进样。升温程序：40 ℃保持3 min，以5 ℃·min−1的速率升温至150 ℃保持2 min, 以10 ℃·min−1的速率升温至300 ℃保持5 min；总流量为7 mL·min−1，平衡时间为0.5 min。质谱条件：电子轰击(EI)离子源；离子源温度200 ℃，接口温度220 ℃，溶剂延迟时间0.1 min，扫描速度1 000 u·s−1，质荷比m/z为33.00~500.00。
2. 结果与讨论
2.1 混凝-吸附联用可行性研究
由图1可知，随着PAC投加量的增加，COD和浊度去除率先升高后呈下降趋势，ξ电位最初保持为负值逐渐接近0并最终变为正值。当PAC投加量增加到2 000 mg·L−1时，ξ电位接近等电点，COD和浊度去除率达到最大，分别为33.0%和63.6%；当投加量>2 000 mg·L−1时，COD和浊度去除率下降但变化不大，ξ电位值继续增大，由负值变为正值。
图 1 PAC投加量对污染物去除率及Zeta电位的影响Figure 1. Effect of PAC dosage on removal efficiency of pollutants and Zeta potential水样ξ电位为−17.35 mV，投加PAC后，ξ电位迅速上升。随着PAC投加量的逐渐增加，其水解产生带正电荷的水和羟基离子逐渐增多，阳离子进入胶体压缩扩散层，ξ电位逐渐趋近于0并靠近等电点，胶体脱稳开始集聚，形成絮体并沉降[22]，混凝效果达到最佳。当PAC用量继续增加，污染物处理效果变化不大且呈下降趋势，这可能归因于混凝剂的过量添加造成多羟基金属络合离子电荷剩余，ξ电位变成正值并逐渐增大，它们之间的排斥力使体系重新稳定，凝聚效果下降。因此，可选择PAC投加量2 000 mg·L−1进行后续混凝-吸附联用实验。结果表明，仅投加硅藻土J进行吸附时，COD去除率随着投加量的升高而升高，达到8 mg·L−1时，COD去除率最大为24.9%，再增加投加量，去除率几乎不再变化。
与单独投加硅藻土J相比，PAC的投加有利于COD去除效果的提升(图2)。随着2种处理剂投加量的增加，COD去除率逐渐升高。在PAC投加量为2 000 mg·L−1和硅藻土J剂量为8 mg·L−1时，COD去除率可以达到57%，比只投加PAC或硅藻土J时去除率分别提升了24%和27%。可以看出，投加硅藻土J可以达到强化混凝的目的，混凝-吸附联用是一种有效可行的处理方法。
图 2 硅藻土J投加量对COD去除率的影响Figure 2. Effect of diatomite dosage on removal efficiency of COD2.2 混凝-吸附联用顺序的确定
从图3可以看出，混凝剂和吸附剂的投加顺序对污染物的去除效果影响很大。先投加硅藻土J或2种处理剂同时投加的处理效果较先投加PAC效果好，先投加吸附剂时处理效果最佳，达到了溶液的最大污染物去除率，COD的去除率达到57%，浊度降低87%。先投加硅藻土J或2种处理剂同时投加时，ξ电位分别为−5.62 mV和−7.45 mV，更接近等电点，絮体形成迅速且致密；而在PAC之后加入硅藻土，ξ电位为−20.33 mV，远离等电点，絮体松散，残留浊度高。
图 3 处理剂添加顺序对污染物去除率和Zeta电位的影响Figure 3. Effect of the addition sequence on removal efficiency of pollutants and Zeta potential已有研究表明：硅藻土表面在pH 2~12时带负电荷[23]，先向水样中投加硅藻土J，能将小分子有机物和呈电中性的有机物吸附[24]；继而投加混凝剂，混凝对胶体态物质和大分子有机物有良好的去除[25-26]；此外，硅藻土可以嵌入絮体中作为絮体凝结核，改善絮状物的结构并增加絮体密度，使沉降速度加快。先投加PAC后再加入硅藻土J时，大多数硅藻土颗粒可能仅吸附在絮体的表面，使絮体ξ电位降低，水中胶体物质重新稳定，其余的硅藻土颗粒分散在溶液中会导致样本浊度升高，故采用先投加硅藻土J进行混凝-吸附联用实验。
2.3 混凝-吸附时间的确定
吸附剂对吸附质的吸附过程需要一定的反应时间才能取得较好的效果。因此，采用先投加硅藻土J后投加PAC的方式，考察其中吸附段反应时间对污染物去除效果的影响，如图4所示。由图4可知，30 min前，随着吸附时间的延长，污染物去除效果变好；30 min后，吸附过程逐渐达到平衡，去除效果不再随时间的变化而有明显改变。当吸附时间为30 min时，COD和浊度去除率分别达到57%和87%。
图 4 不同吸附时间联用混凝污染物去除率对比Figure 4. Comparison of pollutants removal efficiencies by joint coagulation-adsorption at the different adsorption times刚投加吸附剂时，水相中的污染物浓度与吸附剂表面浓度差较大，吸附剂表面的孔道和基团化学活性较高，污染物会迅速转移到吸附剂表面的吸附位点上[27]；随着时间的推移，水相中竞争能力较强的污染物在吸附剂上已逐渐达到饱和，吸附速度变缓。为了使混凝和吸附时间具有更好的匹配性，并考虑综合处理成本，确定先投加硅藻土J吸附30 min后再投加PAC。
2.4 处理前后挥发性有机物分析
页岩气压裂返排液中含有压裂时用于钻井的残留化学添加剂，含量不高但是成分复杂[5]。图5显示了页岩气压裂返排液处理前后的总离子丰度，原水水样中检测到43种有机污染物。表1列出了检出的6类主要有机污染物。
在原水中检测到的有机污染物中包括烷烃类28种、芳香烃类1种、卤代烃类4种、醇类8种、酯类1种和酮类1种。投加硅藻土J后，有机污染物减少7种，卤代烃类得到良好的去除；进一步投加PAC后，有机物种类较原水水样减少了22种，可以将C20以下的饱和直链烷烃和邻苯二甲酸二丁酯完全去除，醇类物质可部分消除。
综合上述分析，混凝-吸附联用能够有效去除多种有机物，可为后续浓缩分离除盐段出水和不凝气COD达标提供保障。因此，混凝-吸附联用可以作为一种有效的页岩气压裂返排液预处理方法。
3. 结论
1)混凝剂PAC和硅藻土J联用具有去除页岩气压裂返排液中COD和浊度的能力。与仅投加PAC相比，硅藻土J的添加能有效加强吸附架桥作用，产生高密度、高强度的可沉降絮体。在PAC投加量为2 000 mg·L−1和硅藻土J剂量为8 mg·L−1时，有更好的污染物去除率和沉降效果。
2)联用顺序和硅藻土J作用时间可影响污染物的处理效果。在PAC之前或同时添加硅藻土可以大幅提高COD和浊度的去除率，吸附剂硅藻土J在PAC前30 min投加时处理效果最佳，COD的去除率达到57%，浊度降低87%。
3)混凝-吸附联用能去除多种有机污染物，有效降低页岩气压裂返排液有机负荷。硅藻土J-PAC联用，可处理去除页岩气压裂返排液种污染物22种，去除了大部分烷烃类、醇类、卤代烃和邻苯二甲酸二丁酯。
4) PAC和硅藻土J作为混凝剂和吸附剂进行混凝-吸附联用处理液页岩气压裂返排液，比传统的混凝/吸附处理工艺更有效、可行，能更好地降低有机负荷，并可为降低后续处理难度和成本提供参考。
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图 1 组合型生态浮岛装置示意图
Figure 1. Schematic diagram of combined ecologicalfloating island device
表 1 黄花鸢尾生长状况
Table 1. Growth status of Iris pseudoacorus
cm 组别 开始 结束 株高 根长 株高 根长 黄花鸢尾组 24.3 3.7 41.2 18.9 组合型生态浮岛组 24.1 3.6 55.7 32.6
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[1] DESTEFANI G, TOCCHETTO D, SALVATO M, et al. Performance of a floating treatment wetland for in-stream water amelioration in NE Italy[J]. Hydrobiologia, 2011, 674(3): 157-167. [2] KANSIIME F, ORYEM-ORIGA H, RUKWAGO S. Comparative assessment of the value of papyrus and cocoyams for the restoration of the Nakivubo wetland in Kampala, Uganda[J]. Physics and Chemistry of the Earth, 2005, 30: 698-705. doi: 10.1016/j.pce.2005.08.010 [3] 李欲如, 操家顺. 冬季低温条件下浮床植物对富营养化水体的净化效果[J]. 环境污染与防治, 2005, 27(7): 505-508. [4] 何成达. 循环水流-浮床种植法处理生活污水的实验研究[J]. 环境科学与技术, 2004, 27(6): 12-60. doi: 10.3969/j.issn.1003-6504.2004.06.005 [5] 王郑, 崔康平, 许为义, 等. 组合型生态浮床处理农家乐污水[J]. 环境工程学报, 2016, 10(1): 455-460. doi: 10.12030/j.cjee.20160175 [6] 王金丽, 颜秀勤, 宁冰, 等. 浮岛植物净化水质效果研究[J]. 环境科学与技术, 2011, 34(10): 14-18. doi: 10.3969/j.issn.1003-6504.2011.10.004 [7] 许世龙, 苏维词. 流域水环境治理新技术与新材料研究进展[J]. 贵州科学, 2014, 32(5): 48-52. doi: 10.3969/j.issn.1003-6563.2014.05.006 [8] 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 4版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002. [9] 铁柏清, 李希, 李杰峰, 等. 3种植物人工浮岛对生活污水水质动态净化特性的比较[J]. 环境工程学报, 2010, 4(7): 1566-1570. [10] 李先宁, 宋海亮, 朱光灿, 等. 组合型浮床生态系统的构建及其改善湖泊水源地水质的效果[J]. 湖泊科学, 2007, 29(4): 367-372. doi: 10.3321/j.issn:1003-5427.2007.04.003 [11] 许国晶, 段登选, 杜兴华, 等. 组合生态浮床净化养殖水体效果研究[J]. 上海海洋大学学报, 2015, 24(1): 94-101. [12] GABRIELLA N, LILLA M, ÁKOS T. Adsorption and chemical precipitation of lead and zinc from contaminated solutions in porous rocks: Possible application in environmental protection[J]. Journal of African Earth Sciences, 2016, 122(8): 98-106. [13] 韩梅. 活性炭纤维对底泥中芳香族有机污染物的吸附性能研究[D]. 北京: 中国地质大学, 2017. [14] HU G, ZHOU M, HOU H, et al. An ecological floating made from dredged lake sludge for purification of eutrophic water[J]. Ecological Engineering, 2010, 36(10): 1448-1458. doi: 10.1016/j.ecoleng.2010.06.026 [15] 徐秀玲, 陆欣欣, 雷先德, 等. 不同水生植物对富营养化水体中氮磷去除效果的比较[J]. 上海交通大学学报(农业科学版), 2012, 30(1): 8-14. doi: 10.3969/J.ISSN.1671-9964.2012.01.002 [16] 段金程, 张毅敏, 高月香, 等. 复合强化净化生态浮床对污水中N、P的去除效果[J]. 生态与农村环境学报, 2013, 29(4): 422-427. doi: 10.3969/j.issn.1673-4831.2013.04.003 [17] 成水平, 夏宜琤. 香蒲、灯心草人工湿地的研究: Ⅲ. 净化污水的机理[J]. 湖泊科学, 1998, 10(2): 66-71. doi: 10.18307/1998.0211 [18] ZHU B, FITZGERALD D. Alterration of ecosystem function by zebra mussels in Oneida Lake: Impacts on submerged macrophytes[J]. Ecosystems, 2006, 9(6): 1017-1028. doi: 10.1007/s10021-005-0049-y -
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