冬季原位生态组合技术改善二级出水净化效果分析

宋德生; 于鲁冀; 曾科; 彭赵旭; 李廷梅; 李嘉

doi:10.12030/j.cjee.201903119

冬季原位生态组合技术改善二级出水净化效果分析

1.
郑州大学水利与环境学院，郑州 450001
2.
郑州大学环境政策规划评价研究中心，郑州 450003

作者简介: 宋德生(1992—)，男，硕士研究生。研究方向：河流水生态修复。E-mail：18736017961@163.com

通讯作者: 于鲁冀(1962—)，男，硕士，教授。研究方向：水生态净化与修复等。E-mail：yuluji@126.com;

基金项目:
国家水体污染控制与治理科技重大专项(2015ZX07204-002-004)
中图分类号: X522

Analysis of improving secondary effluent purification by in situ ecological combination technique in winter

1.
College of Water Conservancy and Environmental Engineering, Zhengzhou University, Zhengzhou 450001, China
2.
Research Center for Environmental Policy Planning & Assessment of Zhengzhou University, Zhengzhou 450003, China

Corresponding author: YU Luji, yuluji@126.com ;

摘要: 为改善冬季低温条件河流原位生态组合技术对微污染水净化效果，将某硬质纳污河道改造为实验河道。通过进水流量控制、铁炭填料内电解和耐寒植物3种优化措施，考察人工浮岛、生态河床和生态滤坝组合技术对污水处理厂二级出水净化情况。结果表明，在改善措施完成后，组合技术对COD的去除效果由14.3%提高至19%，NH₄⁺-N和TN的去除效果由7.8%和13%提高至15.5%和22.8%，TP去除效果由6.3%提高至12.9%。铁炭内电解增加了脱氮微生物种属和丰度，使微生物活性由0.22 mg·g⁻¹增加至0.3 mg·g⁻¹，硝化/反硝化强度由0.97 mg·(kg·h)⁻¹/2.69 mg·(kg·h)⁻¹增加至1.26 mg·(kg·h)⁻¹/3.11 mg·(kg·h)⁻¹，显著改善组合技术的脱氮效果。此外，沿水流方向布置耐寒挺水植物-浮水植物-沉水植物，进水TP中55%~86.9%的颗粒态磷得到去除。这对提升寒冷地区受污染河流治理效果具有参考价值。
- 冬季 /
- 生态组合技术 /
- 二级出水 /
- 流量变化 /
- 铁炭内电解
Abstract: In order to improve the purification of micro-polluted river water by in-situ ecological combined technique under low temperature conditions in winter, hard sewage river was transformed into an experimental river. The purification of secondary effluent by the combined techniques of artificial floating island, ecological river bed and ecological filter dam was investigated by three optimization measures: influent flow control, iron-carbon filler internal electrolysis and cold-tolerant plants. The results showed that, after the improvement measures were completed, the removal efficiencies of COD, NH₄⁺-N, TN and TP increased from 14.3% to 19%, from 7.8% to 15.5%, from 13% to 22.8%, and from 6.3% to 12.9%, respectively. Iron-carbon internal electrolysis elevated the species and abundance of denitrifying microorganisms, the microbial activity was enhanced from 0.22 mg·g⁻¹ to 0.3 mg·g⁻¹, and the nitrification/denitrification intensity was enhanced from 0.97 mg·(kg·h)⁻¹/2.69 mg·(kg·h)⁻¹ to 1.26 mg·(kg·h)⁻¹/3.11 mg·(kg·h)⁻¹, the denitrification effect of the combined technique was significantly improved accordingly. Besides, along the water flow in the river, cold-tolerant emerged plants-floating plants-submerged plants were configured longitudinally, 55%~86.9% of particulate phosphorus in influent TP was removed. This result has reference value for improving the treatment effects of polluted rivers in cold regions.
- winter /
- ecological combination technology /
- secondary effluent /
- flow change /
- iron-carbon internal electrolysis

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。

1. 材料与方法

1.1 人工湿地装置构建

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。

1.2 实验设计与运行

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。

1.3 检测与分析方法

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。

2. 结果与分析

2.1 不同PFOS质量浓度对C/N/P去除的影响

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)%。

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

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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)%。

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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2.2 2种人工湿地对C、N、P去除效果的对比

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。

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

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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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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。

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

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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
	污染物种类	N	P	N	P
普通人工湿地	C、N、P	23.54	54.33	76.46	45.67
普通人工湿地	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
铝污泥人工湿地	C、N、P、PFOS	25.57	39.64	74.43	60.36

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2.3 人工湿地对PFOS的去除效果

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)%。

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

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3. 讨论

3.1 PFOS对C、N、P去除的影响

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。

3.2 氮磷在人工湿地系统中的分布

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。

3.3 人工湿地对PFOS的去除效果

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。

4. 结论

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。

图 1 实验河道平面布置

Figure 1. Plane arrangement maps of the experimental river

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图 2 组合技术对COD去除

Figure 2. Removal of COD by combined technique

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图 3 组合技术对NH₄⁺-N和TN去除

Figure 3. Removal of NH₄⁺-N and TN by combined technique

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图 4 组合技术对TP去除情况

Figure 4. Removal of TP by combined technique

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图 5 河道内植物和微生物变化情况

Figure 5. Changes in plants and microorganisms in the river

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表 1 处理单元参数

Table 1. Parameters of the treatment units

处理单元	位置/m	植物、基质配置	规模尺寸
人工浮岛	10~20	美人蕉、千屈菜、黄菖蒲、羊蹄、水芹菜；沸石、炉渣、缓释碳源净水基质=2∶2∶1，阿科蔓生态基	聚乙烯材质床体，覆盖面积15 m²
生态河床Ⅰ	20~60	粉绿狐尾藻，栽种面积为30 m²，密度为80株·m⁻²；砾石、缓释碳源净水基质=13∶2，铁炭填料占基质总量1%~5%	长40 m，宽2.5~3 m，面积约110 m²，基质层厚度0.15~0.20 m
生态滤坝Ⅰ	60~80	砾石、缓释碳源净水基质=13∶2	顶宽3.8 m，底宽3 m，坝高0.6 m，坝长2.1 m，上游坡为直角，下游坡度1∶2，面积约6.3 m²
生态河床Ⅱ	80~140	菹草、伊乐藻，栽种面积共50 m²，密度为80株·m⁻²；砾石、缓释碳源净水基质=13∶2，铁炭填料占基质总量1%~5%	长50 m，宽2~3 m，面积约125 m²，基质层厚度0.15~0.20 m
生态滤坝Ⅱ	140~160	砾石、缓释碳源净水基质=13∶2	顶宽3.3 m，底宽2.5 m，坝高0.6 m，坝长3.9 m，上游坡度1∶3，下游坡度1∶2，面积约9.75 m²
注：缓释碳源净水基质是由玉米芯、沸石粉、膨润土、硅藻土、水泥材料制成的圆形颗粒，具有释放碳源、加速微生物挂膜的功能；铁炭由铁粒和炭块在较高温度下烧结而成。

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表 2 进水水质参数

Table 2. Water quality parameters of the influent

季节	浊度/NTU	DO /(mg·L⁻¹)	温度/℃	pH	COD /(mg·L⁻¹)	${\rm{NH}}_4^{+}$ -N /(mg·L⁻¹)	TP /(mg·L⁻¹)	TN /(mg·L⁻¹)
秋季	4.37~44	3.69~6.45	10~18.7	6.5~7.73	24.08~52.67	0.178~5.59	0.526~0.95	21.96~31.54
冬季	5.1~49.75	4.62~7.2	6.27~10	6.8~7.65	27.09~50.09	0.34~7.69	0.304~0.946	20.2~40.56

季节	浊度/NTU	DO /(mg·L⁻¹)	温度/℃	pH	COD /(mg·L⁻¹)	${\rm{NH}}_4^{+}$ -N /(mg·L⁻¹)	TP /(mg·L⁻¹)	TN /(mg·L⁻¹)
秋季	4.37~44	3.69~6.45	10~18.7	6.5~7.73	24.08~52.67	0.178~5.59	0.526~0.95	21.96~31.54
冬季	5.1~49.75	4.62~7.2	6.27~10	6.8~7.65	27.09~50.09	0.34~7.69	0.304~0.946	20.2~40.56

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表 3 实验河道水力参数

Table 3. Hydraulic parameters of the experimental river

月份	进水流量/(m³·d⁻¹)	水深/m	HRT/h	流速/(m·s⁻¹)
10—12	2 400	0.5~0.87	2.8	0.016~0.02
1	800	0.4~0.6	6.9	0.006~0.007
2	400	0.4~0.45	11.2	0.003~0.003 9

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期刊类型引用(2)

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图( 5) 表( 3)

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1. 材料与方法
1.1 人工湿地装置构建
1.2 实验设计与运行
1.3 检测与分析方法
2. 结果与分析
2.1 不同PFOS质量浓度对C/N/P去除的影响
2.2 2种人工湿地对C、N、P去除效果的对比
2.3 人工湿地对PFOS的去除效果
3. 讨论
3.1 PFOS对C、N、P去除的影响
3.2 氮磷在人工湿地系统中的分布
3.3 人工湿地对PFOS的去除效果
4. 结论

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我国城镇污水处理厂出水执行《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A标准，出水中有机物、氮磷含量不仅高于地表水环境标准Ⅴ类水，也远高于水体富营养化氮磷标准。污水厂排放入河水质呈现微污染状态，长此以往造成河流水体向富营养化发展^[1-2]。原位生态净化技术是在微污染水源地(如水库、湖泊、河流等地)就地采取措施处理水体污染物，不需要将微污染水进行转移，达到净化水质的目的，具有省时、高效、对环境影响小的优点^[3-4]。常见原位生态净化技术有水生植物修复、人工浮岛、微生物修复和近自然河岸带等，其中人工浮岛利用挺水植物去除水体中污染物且适用范围广，但由于植物自身和季节变化的影响，其对污染物去除能力有限；生态河床由基质生物膜与水生植物构成，可有效去除水体中氮、磷等物质，提升河流自净能力，但温度变化对其净化能力影响较大；生态滤坝具有良好的过滤性能，能够有效去除SS，对COD等污染物去除效果不明显，易受渗流量变化影响^[5-8]。

单一原位生态净化技术去污能力有限，并不能满足河流水质的净化要求，而通过不同类型技术组合应用，能够有效改善水质，提高净化能力^[9-10]。FANG等^[11]通过底泥疏浚措施，并组合水生植物修复带、人工浮岛等技术，构建集成生态工程净化富营养化河水，监测结果表明，COD、TP和TN去除量从40.32、2.49和33.69 t·a⁻¹提升至74.36、3.75和58.28 t·a⁻¹，明显改善河流水质，并增强河流去除污染物能力。SZKLAREK等^[12]选择物理沉淀、石灰石吸附和水生植物，设计沉淀区、生化反应区和生物过滤区，构建沉淀-生物过滤系统，应用于小城市河流雨水净化，运行2个水文年后，该系统对TSS、TP、 ${\rm{PO}}_4^{3-}$ 、TN、 ${\rm{NH}}_4^{+}$ -N、 ${\rm NO}_3^-$ 和Cl⁻去除率分别为61.4%、37.3%、30.4%、46.1%、2.8%、44.8%和64%。目前，虽然国内广泛地将原位生态净化技术组合应用于河流治理中，但对于如何在低温条件下提高原位生态组合技术净化效果的研究相对较少。为此，在自然河道中组合人工浮岛、生态河床和生态滤坝3项技术，以污水厂二级出水作为进水水源，在控制实验河段进水流量的基础上，利用基质内电解，增强微生物脱氮效果和植物耐寒生长特性，开展现场实验研究，分析改善措施对冬季原位生态组合技术净化效果的影响，并为冬季河流微污染水体的治理提供参考。

3. 讨论

3.1. 有机物去除效果改善分析

虽然原位生态组合技术能够有效净化河流水质，但受冬季低温条件影响，整体净化效果并不理想；通过改进净化设施，可提高组合技术净化能力。由图2看出，10—12月河道进水流量为2 400 m³·d⁻¹时，组合技术对COD去除率随温度变化逐渐降低；进入冬季后，调整进水流量为800 m³·d⁻¹和400 m³·d⁻¹，低温条件下COD去除率由14.3%升高到19%，可见减小进水流量能够增大组合技术对COD去除效果。汪楚乔等^[17]在冬季低温条件下利用人工湿地组合工艺对灌溉尾水进行处理，得出片面降低水力负荷并不能持续提高COD等污染物去除效果的结论。河道进水为二级出水，其自身可生化性较差，不利于微生物的去除；研究表明，铁炭填料在微环境中发生内电解，能够增强微生物活性和改善水体可生化性，从而提高污染物的去除率^[18]。有学者采用铁炭内电解结合上流式曝气生物滤池工艺去除微污染水体中有机物，并开展中试规模实验研究，结果表明，铁炭内电解预处理去除15.6%有机物，并显著提高了后续处理设施去除效果^[19]。在冬季河道约70%的面积内添加铁炭填料，由图5(c)可知，1月微生物活性要高于11月的微生物活性，表明铁炭填料内电解作用增强了河道内微生物活性，强化了微生物对COD的去除；同时河道内栽种耐寒植物，不仅对COD具有去除作用，而且也为微生物创造生长代谢环境，有利于微生物净化作用的发挥^[20]。组合技术通过减小流量，降低进水污染负荷，并结合铁炭填料和耐寒植物，强化微生物和植物去除能力，从而使得12—2月COD去除效果持续稳定提高。

3.2. NH₄⁺-N和TN去除效果改善分析

氮类污染物一直是污水处理过程中重点去除对象。由图3看出，10—12月河道进水流量为2 400 m³·d⁻¹时，组合技术对NH₄⁺-N和TN的去除率都逐渐降低；在1—2月，调整进水流量为800 m³·d⁻¹和400 m³·d⁻¹后，NH₄⁺-N和TN的去除率达到15.5%和22.8%，高于秋季脱氮水平。经统计学分析，在冬季3种进水流量下，组合技术对NH₄⁺-N和TN的去除效果变化显著。进水流量2 400、800和400 m³·d⁻¹对应HRT为2.8、6.9和11.2 h，在污水处理过程中，延长HRT有利于氮去除^[21]；结合图3实验结果可知，进水流量为400 m³·d⁻¹时，氮类污染物去除效果最好，其进水HRT最长，因此，冬季河道进水流量的改变导致HRT延长，增强组合技术对氮类污染物去除能力。由图5(c)和图5(d)可知，11月河道内微生物硝化/反硝化强度都低于1月，同时1月河道内脱氮微生物(如Rhizobium、Rhodobacter、Thiobacillus、Hyphomicrobium等)在种属和丰度方面都要高于11月，表明进入冬季后，河道内微生物脱氮能力得到提高。微生物硝化/反硝化强度和种属丰度的变化与河道内大面积添加铁炭填料有很大关系，郑晓英等^[22]通过研究发现，冬季内电解湿地微生物群落多样性优于普通湿地，同时脱氮微生物总量上有明显优势，为普通湿地的8.7倍，其硝化/反硝化强度更高，脱氮效果更好。在利用生物膜电极与人工湿地结合处理污水厂尾水的研究中发现，这种耦合系统中电极区域产生内电解作用，能够增加自养细菌(如Thiobacillus)的丰度，并增强反硝化程度约20.8%^[23]。SHEN等^[24]利用铁炭内电解强化潜流人工湿地去除效果，结果表明，经强化后的潜流人工湿地TN去除率可达(81.45±1.27)%，显著高于普通人工湿地；此外，内电解可以为反硝化过程提供电子，加速反应过程的进行，并能够增加脱氮类微生物丰度。由此可知，组合技术铁炭内电解使得微生物活性和硝化/反硝化强度增强，并增大脱氮微生物种属丰度，进而增强脱氮能力。冬季河道内挺水植物和沉水植物生长状况不同，其对NH₄⁺-N和TN的去除有限；研究表明，微生物反硝化作用可去除54%~94%的TN，植物仅去除7.5%~14.3%^[25]。水生植物的存在能够调节水体pH和DO环境，促进微生物硝化、反硝化作用的进行^[26]。通过控制进水流量削减污染物量，同时结合耐寒植物与铁碳填料内电解，增强微生物脱氮能力，从而改善组合技术对NH₄⁺-N和TN去除效果。

3.3. TP去除效果改善分析

受污染河流水体中TP去除较为复杂，其存在多种磷形态，去除途经包括微生物固定、水生植物吸收、化学反应和吸附沉淀等物理过程^[27]。由图4看出，在10—11月，TP的去除率由8.3%降低至5%；在12—翌年2月，河道进水流量为2 400、800和400 m³·d⁻¹，TP去除率为6.3%、12.9%和10.6%，可知当进水流量减小至800 m³·d⁻¹时，组合技术对TP的去除效果最好。已知二级出水中颗粒态磷占比60%以上，使得TP去除以吸附和沉降等物理作用为主，进水流量为800 m³·d⁻¹时，在河道内产生的水力条件有助于颗粒态磷的沉降，且水力扰动不会造成磷的二次污染^[28]。铁炭填料除具有较强的氧化还原能力外，还具有较好的吸附和絮凝功能，内电解过程产生Fe²⁺或Fe³⁺，能够促进磷的絮凝沉淀^{[24, 29]}；同时河道内搭配种植不同类型水生植物，沿水流方向布置耐寒挺水植物-浮水植物-沉水植物，有助于颗粒态磷的沉降吸附，可将进水TP中颗粒态磷去除55%~86.9%。在对表流人工湿地研究中，通过构建不同类型挺水植物、浮水植物和沉水植物，能够实现78%的TP去除率和80%的SS去除率^[30]。因此，在处理类似污染水体时，可调整合适进水流量，搭配铁炭填料和不同类型水生植物，有利于达到最佳TP去除效果。

4. 结论

1)冬季低温条件下，通过调整河道进水流量(2 400、800和400 m³·d⁻¹)、添加铁炭填料和栽种耐寒植物3个方面改善措施，可使组合技术对COD、NH₄⁺-N、TN和TP去除率达到19%、15.5%、22.8%和12.9%，其净化能力得到提高。

2)冬季河道内添加铁炭填料，内电解作用将微生物活性和硝化/反硝化强度提高至0.3 mg·g⁻¹和1.26 mg·(kg·h)⁻¹/3.11 mg·(kg·h)⁻¹，并增加脱氮微生物种属丰度，从而增强组合技术对污染水体的脱氮能力。

3)组合技术沿水流方向布置挺水植物-浮水植物-沉水植物，并结合铁炭填料吸附絮凝作用，能够较好地去除二级出水中TP，可净化水体中55%~86.9%的颗粒态磷。

参考文献 (30)

冬季原位生态组合技术改善二级出水净化效果分析

作者简介: 宋德生(1992—)，男，硕士研究生。研究方向：河流水生态修复。E-mail：18736017961@163.com

通讯作者: 于鲁冀(1962—)，男，硕士，教授。研究方向：水生态净化与修复等。E-mail：yuluji@126.com;

Analysis of improving secondary effluent purification by in situ ecological combination technique in winter

Corresponding author: YU Luji, yuluji@126.com ;

1. 材料与方法

1.1 人工湿地装置构建

1.2 实验设计与运行

1.3 检测与分析方法

2. 结果与分析

2.1 不同PFOS质量浓度对C/N/P去除的影响

2.2 2种人工湿地对C、N、P去除效果的对比

2.3 人工湿地对PFOS的去除效果

3. 讨论

3.1 PFOS对C、N、P去除的影响

3.2 氮磷在人工湿地系统中的分布

3.3 人工湿地对PFOS的去除效果

4. 结论

期刊类型引用(2)

其他类型引用(7)

计量

出版历程

冬季原位生态组合技术改善二级出水净化效果分析

通讯作者: 于鲁冀(1962—)，男，硕士，教授。研究方向：水生态净化与修复等。E-mail：yuluji@126.com;

作者简介: 宋德生(1992—)，男，硕士研究生。研究方向：河流水生态修复。E-mail：18736017961@163.com 1. 郑州大学水利与环境学院，郑州 450001 2. 郑州大学环境政策规划评价研究中心，郑州 450003

English Abstract

Analysis of improving secondary effluent purification by in situ ecological combination technique in winter

Corresponding author: YU Luji, yuluji@126.com ;

全文HTML

1.1. 实验装置、进水水质和设计

1.2. 分析方法

2.1. 有机物去除效果

2.2. NH4+-N和TN去除效果

2.3. TP去除效果

2.4. 植物与微生物净化情况

3.1. 有机物去除效果改善分析

3.2. NH4+-N和TN去除效果改善分析

3.3. TP去除效果改善分析

目录

全文HTML

1.1. 实验装置、进水水质和设计

1.2. 分析方法

2.1. 有机物去除效果

2.2. NH4+-N和TN去除效果

2.3. TP去除效果

2.4. 植物与微生物净化情况

3.1. 有机物去除效果改善分析

3.2. NH4+-N和TN去除效果改善分析

3.3. TP去除效果改善分析

作者简介: 宋德生(1992—)，男，硕士研究生。研究方向：河流水生态修复。E-mail：18736017961@163.com
1. 郑州大学水利与环境学院，郑州 450001

2. 郑州大学环境政策规划评价研究中心，郑州 450003

2.2. NH₄⁺-N和TN去除效果

3.2. NH₄⁺-N和TN去除效果改善分析

2.2. NH₄⁺-N和TN去除效果

3.2. NH₄⁺-N和TN去除效果改善分析