不同填料在折流湿地中脱氮除磷的动力学分析

王若凡, 汪文飞, 王煜钧. 不同填料在折流湿地中脱氮除磷的动力学分析[J]. 环境工程学报, 2020, 14(5): 1154-1161. doi: 10.12030/j.cjee.201907051
引用本文: 王若凡, 汪文飞, 王煜钧. 不同填料在折流湿地中脱氮除磷的动力学分析[J]. 环境工程学报, 2020, 14(5): 1154-1161. doi: 10.12030/j.cjee.201907051
WANG Ruofan, WANG Wenfei, WANG Yujun. Kinetic analysis of nitrogen and phosphorus removal by different fillers in a baffled wetland[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(5): 1154-1161. doi: 10.12030/j.cjee.201907051
Citation: WANG Ruofan, WANG Wenfei, WANG Yujun. Kinetic analysis of nitrogen and phosphorus removal by different fillers in a baffled wetland[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(5): 1154-1161. doi: 10.12030/j.cjee.201907051

不同填料在折流湿地中脱氮除磷的动力学分析

    作者简介: 王若凡(1983—),女,博士,副教授。研究方向:人工湿地污水处理。E-mail:wangruofan@mail.lzjtu.cn
    通讯作者: 王若凡, E-mail: wangruofan@mail.lzjtu.cn
  • 基金项目:
    国家自然科学基金资助项目(51969011);甘肃省自然科学基金资助项目(17JR5RA105);兰州交通大学青年基金资助项目(2017008)
  • 中图分类号: X131.2

Kinetic analysis of nitrogen and phosphorus removal by different fillers in a baffled wetland

    Corresponding author: WANG Ruofan, wangruofan@mail.lzjtu.cn
  • 摘要: 为了解决我国西部农村分散式生活污水污染问题,结合西北地区年平均气温条件特征,基于潜流湿地原理对比研究了混凝土渣、砾石和生物炭脱氮除磷效应,分析其对污染物的降解作用。结果表明:随着水力停留时间(HRT)的延长,污染物含量明显降低,湿地最佳HRT均为2.5 d,3种填料湿地对化学需要量(COD)、氨氮(NH+4-N)、磷酸盐(PO34-P)的去除效果差异性显著(P<0.01);混凝土渣对污水中PO34-P的去除最优,去除率为97.11%;生物炭综合处理能力较强,COD、NH+4-N、悬浮物(SS)的去除率达到了90.51%、72.38%、94.57%;生物炭作为优选湿地填料还具有较快的污染物降解速率特征,且有机污染物和磷酸盐的生化降解过程符合一级反应动力学模型,R2在0.9以上。因此,生物炭作为湿地填料具有良好的应用价值,对解决西北地区农村水污染问题具有重要的意义。
  • 纳米银(nanosilver,nAg)因其具有强杀菌性而被广泛应用于玩具、衣物、洗手液等生活日用品及医疗用品中。截至2022年2月,在纳米材料数据库(The Nanodatabase)中共登记纳米材料5 224种,其中包含nAg的材料约占总数的1/7[1]。在nAg产品的生命周期中,约60%的nAg在制造、使用、废弃和循环过程中通过污水管网进入市政污水处理厂[2]。由于nAg的抑菌性能,进入污水生物处理系统中的nAg会影响微生物呼吸速率[3],导致污水处理厂净化污水的性能下降[4]。进入污水处理系统中的nAg随污泥排出时也可能带来环境风险,FOSTNER等[5]发现进水中投加10 mg·L−1 nAg,在运行30 d和90 d后的SBRs外排活性污泥进入土壤后,对土壤细菌群落组成有显著影响(P<0.05)。

    作为金属纳米材料,nAg进入活性污泥污水处理系统后,必然受到污水组成和系统工艺参数如溶解氧、曝气时间、混合强度等影响,经历团聚[6]、溶解[7]、氧化[8] 、硫化[9]等过程,形态发生变化,从而影响nAg抑菌性能[10]。CHEN等[11]认为,活性污泥系统中的nAg通常与H2S、S2−发生硫化反应转化成其最终环境形态Ag2S,nAg的硫化过程可显著降低其对微生物的毒性[12]。然而,研究者认为污水中可能存在多种金属离子(Mg2+、Fe2+/Fe3+)及生物分子如蛋白质等,均可与Ag+竞争S2-[13],nAg在好氧环境中释放的Ag+远多于厌氧,抑菌能力显著高于厌氧[14]。也有研究表明,nAg在污水处理系统中可能转化为AgCl及AgO等形态[15]。nAg的化学形态显著影响其对活性污泥微生物的毒性效应。1 mg·L−1 AgCl胶体对硝化细菌硝化作用的抑制率为(46±4.0)%,与1 mg·L−1 Ag+对该菌的抑制效果相同[16]。以nAg、Ag+、可溶性银化合物、胶体银等形态存在的Ag,均具有很好的抑菌活性[17]

    研究者对nAg考察了活性污泥污水处理系统中的胁迫效应,明确了污水处理系统中nAg来源和进水浓度[18-19],确定了nAg对污水生物处理系统脱氮除磷功能的干扰[20-21],提出了nAg的生态毒性主不仅来源于nAg自身及还包括其释放的Ag+[22-24]。但关于nAg在活性污泥污水处理系统中的分布、赋存形态等方面的研究却鲜有报道。基于此,本研究采用序批式反应器模拟活性污泥污水生物处理系统,在进水中分别添加不同浓度的nAg和Ag+,连续运行50 d,以分析污水处理系统中Ag在污泥、出水中的分布及Ag在污泥中的赋存形态,为解析、评估nAg对污水生物处理系统的胁迫效应及外排活性污泥的环境风险提供参考。

    实验进水为人工模拟中等强度的城市生活污水,主要组成成分[25]为:30 mg·L−1 C6H12O6、400 mg·L−1 CH3COONa、150 mg·L−1 NH4Cl、45 mg·L−1 KH2PO4、20 mg·L−1 MgSO4·7 H2O和1 mL·L−1微量元素溶液。其中,微量元素溶液组成[26]为:150 mg·L−1 H3BO3、150 mg·L−1 CoCl2·6H2O、30 mg·L−1 CuSO4·5H2O、150 mg·L−1 FeCl2·6H2O、30 mg·L−1 KI、120 mg·L−1 MnCl2·2H2O、60 mg·L−1 Na2Mo7O4·2H2O、120 mg·L−1 ZnSO4·7H2O。采用NaHCO3调节污水pH,使其保持在6.5~7.5。

    SBR有效体积为1.6 L,采用空气压缩机从底端曝气,空气流速为2.0 L·min−1,实验期间每天运行2个周期,每周期5 h,其中进水15 min,静置90 min,曝气90 min,静置90 min,排水15 min (图1)。运行周期内换水比为50%,其余时间静置,每8 d排泥1次。反应器接种污泥取自南京某市政污水处理厂生化池的回流污泥,反应器内初始污泥混合液悬浮固体(mixed liquor suspended solids,MLSS)质量浓度为4 282~4 628 mg·L−1,污泥容积指数(settling velocity index,SVI)为79~87 mL·g−1

    图 1  SBR运行示意图
    Figure 1.  SBR operation mode

    SBRs污水处理系统因具有出水水质好、占地面积小、可以同步脱氮除磷等优点被普遍应用于市政污水和工业污水处理。已有研究表明,市政污水中nAg或Ag质量浓度为16.4~74.7 ng·L−1,活性污泥中nAg或Ag含量为3~14 mg·kg−1[2]。nAg具有广谱抗菌性且不会导致细菌产生抗药性,因而nAg产品在环保、日用品、医疗等领域的使用日趋增多,这可能导致市政污水和活性污泥中Ag浓度不断升高[27]。本研究根据国内外相关研究中所使用的nAg浓度[4,28-30],选取低浓度nAg(1 mg·L−1)和高浓度nAg(10 mg·L−1)作为实验进水中的nAg浓度。采用超滤法[31]测定nAg溶解释放出的Ag+约为nAg质量浓度的30%,因此在进水中分别添加质量浓度为0.3 mg·L−1和3.0 mg·L−1 的Ag+,同步观察nAg溶解释放出的Ag+对污水处理系统的影响。

    SBRs运行稳定后(反应器启动后运行约20 d,对污染物的去除效率稳定,污泥沉降性能良好,即达到稳定状态)。在进水中分别加入1 mg·L−1、10 mg·L−1 nAg和0.3 mg·L−1、3 mg·L−1 Ag+,启动反应器。实验所用nAg购自北京德科岛金科技有限公司,表面包被物为聚乙烯吡咯烷酮,平均粒径为10~12 nm;Ag+由AgNO3(国药集团化学试剂有限公司,≥99.8%)与去离子水(电阻率为18 MΩ·cm)配制而成。设置5组反应器:进水中不添加nAg,也不添加Ag+的SBRs为对照(简称CK组),进水中分别添加1 mg·L−1 nAg(简称1-nAg组)、10 mg·L−1 nAg(简称10-nAg组)、0.3 mg·L−1 Ag+(简称0.3-Ag+组)和3.0 mg·L−1 Ag+(简称3-Ag+组),每组SBRs各3个重复,在室温(22~28 ℃)下运行。

    实验期间,反应器内MLSS质量浓度为3 800~4 500 mg·L−1,SVI为50~85 mL·g−1,pH为7.73~8.71。一个工作周期(5 h)内活性污泥混合液中溶解氧(dissolved oxygen,DO)为0.2~8.0 mg·L−1,反应器出水DO在3 mg·L−1以上,满足活性污泥微生物脱氮除磷、去除有机物所需要的厌氧、缺氧和好氧生境。

    1)基本指标。活性污泥混合液MLSS和SVI采用水和水质分析(第四版)[32];DO和pH分别采用便携式溶解氧仪(JPB-607A,上海雷磁仪器厂)和pH测定仪(PB-10,赛多利斯科学仪器(北京)有限公司)测定。

    2)活性污泥形态、粒径及Zeta电位。活性污泥形态及元素组成采用扫描电子显微镜(HITACHI,S-3400N Ⅱ,Japan)和X射线能谱仪(HORIBA,EX-250,Japan)测定;污泥絮体粒径及Zeta电位分别由Mastersizer 3000激光粒度分析仪(Malvern Instruments,UK)和Zs90纳米粒度电位仪(Malvern Instruments,UK)测定;活性污泥的胞外聚合物(extracellular polymeric substances,EPS)采用离心法提取[33],其含量以每克总固体悬浮物中含有的EPS量计算。

    3) Ag含量测定。取曝气结束前30 min的泥水混合液,低温高速离心(4 ℃,20 000 r·min−1) 30 min、过0.45 µm醋酸纤维滤膜(Whatman,USA),上清液即污水,沉淀部分为污泥。污泥于110 ℃烘箱中烘至恒重,冷却后采用石墨炉-王水消煮法[34]浸出污泥中Ag;污水、污泥及EPS中Ag含量采用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS,NexION 300,PerkinElmer,USA)测定。

    4)活性污泥中Ag的形态。采用X-射线衍射分析仪(Thermo Fisher Scientific,XTRA,USA)和X射线光电子能谱仪(U1VAC-PHI,PHⅠ5000 VersaProbe,Japan)分析Ag在活性污泥中的赋存形态。XRD测定条件为Cu靶,管压40 kV,管流40 mA,扫描范围2Ɵ为30°~90°,步长0.02°。XPS中X射线源为是单色化AlKα,分析活性污泥中C、O、S、N、Ag可能的存在形态。

    采用Microsoft Excel 2016软件对数据进行统计分析,结果以平均值±标准差(Mean ± SE)表示,数据绘图采用Origin 8.1软件。利用SPSS Statistic 25软件进行数据显著性差异检验,P<0.05 代表数据间存在显著性差异。

    1)活性污泥的形态。进水中投加不同浓度的nAg和Ag+,SBRs运行50 d后,活性污泥混合液形态如图2所示。CK组活性污泥呈黄褐色、毛绒状絮体;1-nAg组中活性污泥颜色略深、有少许黑色颗粒,其他性状与CK组污泥无明显差异;10-nAg组活性污泥呈黑褐色,且该组反应器中MLSS值比CK组低30%;0.3-Ag+组、3.0-Ag+组中活性污泥颜色与CK组及1-nAg组相近,但前者污泥中出现明显的黑色颗粒状物质。SBRs运行50 d后,在进水中分别投加nAg和Ag+会导致活性污泥形态发生改变,高浓度nAg (10 mg·L−1)暴露还可导致活性污泥生物量下降,这与李墨青[35]的研究结果一致。

    图 2  进水中添加不同浓度nAg和Ag+的SBRs活性污泥的外在形态
    Figure 2.  Morphology of activated sludge in SBRs with addition of different nAg and Ag+ concentrations in influent after 50 days running

    2)活性污泥的微观形貌。采用扫描电镜(scanning electron microscope,SEM)和能谱分析仪(energy dispersive spectroscopy,EDS)观察5组SBRs中活性污泥的微观形貌并分析主要的能谱元素含量。由图3可看出,CK组活性污泥表面粗糙、孔隙明显,进水分别添加nAg和Ag+处理的活性污泥表面结构逐渐致密化、孔隙缩小,其中10-nAg组和3.0-Ag+组中活性污泥结构致密化的现象尤其明显。已有研究表明,活性污泥的生物活性与其孔隙度相关,当受到毒性物质刺激时,活性污泥表面孔隙收缩,降低内部与外界流通性,污泥生物活性减弱[36-37]。这表明进水中的nAg和Ag+可能对活性污泥系统生物活性造成影响,影响后续污水处理效率。

    图 3  nAg 和 Ag+处理下SBRs运行至第50 天时活性污泥的SEM图像
    Figure 3.  SEM images of activated sludge in SBRs with addition of different nAg and Ag+ concentrations in influent after 50 days running

    对运行至50 d时的反应器中活性污泥进行能谱元素分析(表1),1-nAg、3.0-Ag+和10-nAg组反应器活性污泥中均检测出Ag元素,分别占所测定元素总质量的0.22%、0.51%和4.38%;0.3-Ag+组的反应器活性污泥中Ag元素低于EDS检测下限(3‰)。由此可见,水中的Ag会被活性污泥所吸附,且进水中Ag含量越高,活性污泥中Ag含量也相应升高[38]。其中,3.0-Ag+组添加的Ag+含量与10-nAg组溶解的Ag+含量相同,但从能谱分析结果可知,3.0-Ag+组活性污泥中Ag含量远低于10-nAg组,这表明活性污泥吸附的不仅仅是nAg溶解释放出的Ag+,还包括nAg或其他形态Ag。

    表 1  nAg 和 Ag+处理下SBRs运行至50 d时活性污泥的能谱元素含量 %
    Table 1.  EDS spectra analysis of activated sludgea with addition of different nAg and Ag+ concentrations in influent after 50 days running %
    处理组NaMgAlSiPSClKCaFeAg
    CK1.180.452.921.952.800.290.270.393.200.74--
    1-nAg0.870.361.891.212.140.230.180.262.150.450.22
    10-nAg0.960.482.791.703.620.930.240.454.010.764.38
    0.3-Ag+1.560.482.781.513.080.360.380.473.600.72--
    3.0-Ag+1.180.412.361.622.570.390.260.323.160.580.51
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    3)活性污泥中EPS的含量。活性污泥微生物分泌的EPS与污泥的沉降及重金属吸附性能密切相关[39]。运行至50 d时,进水中分别添加1 mg·L−1和10 mg·L−1 nAg的活性污泥中EPS含量分别为(33.39±1.59)、(54.10±10.73) mg·g−1,均显著高于CK组(P<0.05),且活性污泥EPS含量随着进水中nAg质量浓度增加而显著增加。进水中分别添加0.3 mg·L−1和3.0 mg·L−1 Ag+的活性污泥EPS含量分别为(22.09±6.89) mg·g和(27.43±3.17) mg·g−1,与CK组及1-nAg组没有显著性差异(P>0.05),但进水中添加3.0 mg·L−1 Ag+的活性污泥EPS含量显著低于10-nAg组(P<0.05)。在外界毒性物质刺激下,活性污泥的EPS可在微生物细胞外形成保护性缓冲层,减缓细胞与外界基质的接触,从而减轻毒性物质对微生物的影响[40],进水中添加高浓度nAg(10 mg·L−1),其对活性污泥微生物刺激作用大于其释放出的Ag+(3 mg·L−1)。

    4)活性污泥絮体粒径及Zeta电位。SBRs运行至第50 天时,各组反应器中活性污泥絮体粒径和Zeta电位如表2所示。与CK组相比,进水中分别添加1 mg·L−1 、10 mg·L−1 nAg和0.3 mg·L−1、3.0 mg·L−1Ag+对活性污泥絮体粒径无显著影响;与CK组及1-nAg组、10-nAg组、0.3-Ag+ 组相比,进水中添加3.0 mg·L−1 Ag+导致污泥絮体的Zeta电位显著上升(P<0.05)。污泥絮体的Zeta电位与絮体的分散稳定性和絮凝效率有关[41],Zeta电位上升代表絮凝体稳定性降低,团聚性增强[35]。进水中添加3.0 mg·L−1 Ag+直接增加了污水中阳离子浓度,可能发挥电中和及压缩双电层作用导致活性污泥絮体的Zeta电位上升。而进水中添加10 mg·L−1 nAg,尽管其在纯水中释放出3.0 mg·L−1 Ag+,但在污水系统中nAg释放Ag+会受到环境中溶解氧、温度及天然有机物等多重因素的影响[42-43],且较易与污水中的阴离子形成化合物,例如CHOI等[44]发现nAg释放的Ag+会与Cl、SO42−、PO43−等反应生成络合物,从而导致其对污泥絮体Zeta电位的影响与其他各组处理间无显著性差异。

    表 2  nAg 和 Ag+处理下SBRs运行至第50 天时活性污泥的粒径及Zeta电位
    Table 2.  The floc size and Zeta potential of activated sludge in SBRs with addition of different nAg and Ag+ concentrations in influent after 50 days running
    处理污泥粒径(10%)>μm污泥粒径(90%)>μmZeta电位/mV
    CK80.02±4.84a12.34±0.69a−13.57±0.83a
    1-nAg105.01±21.28a15.26±3.15a−11.90±1.15a
    10-nAg92.80±4.47a13.98±1.19a−11.32±1.93ab
    0.3-Ag+90.41±8.10a13.31±0.90a−10.97±0.65ab
    3.0-Ag+99.70±30.01a12.06±0.84a−8.35±1.32b
      注: 10%和90%表示SBRs中体积分数为10%和90%以上的活性污泥粒径;每列中不同小写字母代表差异显著(P<0.05)。
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    在50 d的运行期内,不同处理组中SBRs出水、活性污泥以及污泥EPS中Ag含量的动态变化如图3所示。由于nAg和Ag+在污水处理系统中易发生形态转变[45],测定时难以区分Ag的真实存在形态,因此,测定反应器各部分的总Ag含量表征进水中nAg和Ag+在SBR中的含量分布。

    1)出水中Ag含量。如图4(a)所示,SBRs运行至50 d时,0.3-Ag+和3.0-Ag+组中出水Ag质量浓度分别为(3.18±1.46) μg·L−1和(7.72±0.90) μg·L−1;1-nAg组出水中Ag质量浓度为(13.50±2.55) μg·L−1,10-nAg组出水中Ag质量浓度达(3.96±0.16) mg·L−1。0.3-Ag+、3.0-Ag+组和1-nAg组反应器出水中Ag质量浓度均显著低于10-nAg组。YUAN等[46]连续37 d在SBRs进水中分别添加1 mg·L−1和5 mg·L−1 nAg,出水中总Ag含量分别为(26.0±3.0) μg·L−1和(1.88±0.06) mg·L−1,相差约70倍,与本研究结果相一致。

    图 4  50 d运行期Ag在SBRs出水、活性污泥和EPS中的含量
    Figure 4.  Silver concentration in effluent, activated sludge and EPS during 50-day operation of SBRs

    2)活性污泥中Ag含量。如图4(b)所示,1-nAg、10-nAg和3.0-Ag+组中活性污泥Ag质量浓度在SBRs运行至28 d后趋于稳定,约为3.20~4.30 mg·L−1,运行结束时,这3组反应器中活性污泥Ag质量浓度在3.28~3.67 mg·L−1。以上结果表明反应器运行28 d后活性污泥对Ag的吸附、积累达到稳定值,10-nAg组污泥中Ag的积累达到饱和后,导致出水中Ag含量逐渐升高(图4(a))。进水中添加0.3 mg·L−1 Ag+的SBRs活性污泥中Ag含量随着运行时间延长,持续升高,运行至第 50 天时,污泥中Ag质量浓度为2.38±0.19 mg·L−1。这可能因为进水中Ag含量较低,污泥中Ag含量未达到吸附最大值。SHENG等[38]也发现污泥中Ag积累存在阈值,当污泥中Ag积累达到阈值后,出水中总Ag含量升高。

    3)污泥EPS中Ag含量。如图4(c)所示,0.3-Ag+组和3.0-Ag+组的活性污泥EPS中Ag含量与CK组无显著性差异;而1-nAg和10-nAg组的活性污泥EPS中Ag质量浓度明显高于CK和Ag+处理下的活性污泥(P<0.05),分别为(34.79±6.19) μg·L−1和(714.50±37.45) μg·L−1。这表明污泥EPS对污水中nAg具有较强的吸附性。已有研究表明,活性污泥EPS能够捕获污水中nAg并阻止其扩散,有助于消耗纳米微粒诱导产生的活性氧,从而保护微生物细胞膜结构不受到损害[47-48]

    进水中分别添加1 mg·L−1和10 mg·L−1 nAg及0.3 mg·L−1和3 mg·L−1Ag+,SBRs连续运行至第50 天时采用XRD和XPS分析污泥中Ag的形态。XRD表征结果表明,1-nAg组及0.3-Ag+组活性污泥中均未检测到Ag及含Ag化合物,其可能原因是污泥中Ag含量低于所用XRD的检出限(5%)。因此,为了避免仪器的检出下限限制,采用与本文前述相同的反应器运行条件,增设2组反应器,将进水中的nAg和Ag+质量浓度分别增加至20 mg·L−1 nAg和6 mg·L−1 Ag+,在保证采用XRD可以检出污泥中Ag的前提下,进行Ag的形态分析。李金璞等[49-50]的研究表明,进水中分别添加20 mg·L−1 nAg和6 mg·L−1 Ag+对活性污泥理化性状的影响趋势、Ag在SBRs污泥和出水中的分布特征等与进水中分别添加10 mg·L−1 nAg和3 mg·L−1 Ag+的结果较一致,并未影响2.1与2.2中的结论。

    1) XRD分析结果。图5为进水中分别添加10 mg·L−1 、20 mg·L−1 nAg和3 mg·L−1 、6 mg·L−1 Ag+以及CK组活性污泥的XRD图谱。进水中添加6 mg·L−1 Ag+处理的活性污泥中存在Ag2O3(PDF40-0909);进水中添加10 mg·L−1 nAg处理的活性污泥中存在Ag0(PDF04-0783)和Ag2O3;进水中添加20 mg·L−1 nAg处理的活性污泥中存在Ag0,Ag2O3和Ag2S(PDF14-0072)。GORHAM等[51]发现在光照下,nAg悬浮液中有氧化银类物质和Ag+存在,而nAg释放的Ag+可被污水中Cl、S2−等络合沉淀,形成溶度积较小的AgCl和Ag2S沉淀(Ksp[AgCl]=1.8×10−10Ksp[Ag2S]=6.3×10−50);在活性污泥系统的缺氧池内,nAg也可在2 h内被转化为Ag2S[52]

    图 5  nAg 和 Ag+处理下SBRs中活性污泥运行至50 d的XRD图谱
    Figure 5.  XRD spectra of activated sludge in SBRs with addition of different nAg and Ag+ concentrations in influent after 50 days running

    本研究SBRs中泥水混合液DO为0.2~8.0 mg·L−1,存在厌氧/缺氧/好氧生境,nAg进入活性污泥系统后可能被氧化为Ag2O3,可能发生硫化形成Ag2S,也有可能未发生形态转化以Ag0的形式存在于污泥中。PVP包被的nAg等电点为3,在pH=6~9的污水中会发生表面羟基化(式(1)),与活性污泥中的R-NH2官能团结合,从而被吸附去除,同时nAg自身形态也会发生变化[53]。CHEN等[54]也发现,进水中添加0.1 mg·L−1 nAg反应4 h后,活性污泥中nAg被转化为Ag2S、Ag0和Ag+等多种形态。

    AgOH=AgO+H+ (1)

    2) XPS分析结果。由图6(a)可知,进水中分别添加10 mg·L−1、20 mg·L−1 nAg和3 mg·L−1、6 mg·L−1 Ag+的活性污泥中富含O、Na、P、Mg、Ca、N等元素,C、O元素原子百分比均高于40%(表3),各活性污泥样品中均检测出Ag,Ag元素原子百分比分别为1.3%、1.9%和0.3%、0.5%,随进水中Ag浓度的上升而上升。图6(b)为进水中添加不同浓度nAg和Ag+处理下活性污泥中Ag元素的XPS能谱图。图6(b)中左峰和右峰数值分别对应Ag原子在3d5/2和3d3/2轨道上的结合能,2峰之间的结合能之差为6.00 eV,各组活性污泥Ag元素在3d5/2轨道上的结合能为367.1~367.4 eV,而XPS能谱分析手册中AgO在3d5/2轨道上的结合能为367.4 eV[55],与本研究Ag元素3d5/2轨道上的结合能最为接近,因此,该结合能下Ag的存在形式可能为氧化物。当污水处理系统中DO充足时,nAg的团聚速率比缺氧状态时快3~8倍[56],活性污泥对nAg的吸附率也更高[54],因此,污水中的nAg可能吸附在污泥中并部分以银的氧化物形式存在。

    图 6  nAg 和 Ag+处理下第50 天时活性污泥X-射线光电子能谱全谱图与Ag元素窄谱图
    Figure 6.  Full-range XPS spectra and fitted XPS spectra of Ag3p for activated sludge in SBRs with addition of different nAg and Ag+ concentrations in influent after 50 days running
    表 3  nAg 和 Ag+处理下活性污泥中6种元素原子百分比含量
    Table 3.  Distribution proportion of six elementsin activated sludge in SBRs with addition of different nAg and Ag+ concentrations in influent after 50 days running
    处理组原子百分比/%
    C1sN1sO1sP2pS2pAg3d
    CK40.983.8148.845.820.56
    10 mg·L−1 nAg47.424.8341.454.250.771.28
    20 mg·L−1 nAg45.655.6241.744.320.821.85
    3 mg·L−1 Ag+43.354.0046.375.670.330.3
    6 mg·L−1 Ag+42.013.7147.285.860.650.49
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    由以上结果可知,进水中含有nAg和Ag+对污水处理系统中污泥形态、形貌、粒径及Zeta电位均存在影响,且进水中Ag含量越高,其影响越显著,其中nAg对污泥性状的影响大于其溶解释放的Ag+。CHOI等发现在相同条件下,nAg对硝化细菌的抑制率是Ag+的2倍[57];相同浓度的nAg和Ag+对小球藻的毒性作用也并不相同[58]。因此,nAg对污泥生物活性的抑制作用不仅仅来自于溶解的Ag+,与nAg本身的空间结构也有关联,纳米尺度的nAg微粒由于比表面积大,能够吸附在细胞表面,破坏细胞膜导致微生物细胞膜损伤[4],并影响细胞内遗传物质的复制促使细胞凋亡[59]

    进入活性污泥污水处理系统中的nAg,约有2.5%~5.0%的Ag随出水排出,其余部分被活性污泥吸附[60-61],10~30 ℃条件下活性污泥对nAg的最大吸附量为12~30 mg·g−1[54]。在pH、DO及其污水中共存离子等环境因素影响下,污泥中nAg可能被转化为银的氧化物和Ag2S,未转化部分以Ag0的形式存在。有研究表明,银的氧化物和Ag0依然有较强的生物毒性。SHEN等发现金黄色葡萄球菌和大肠杆菌暴露于质量分数为8.5% AgO的复合抗菌材料上20 min后,致死率均达99.99%[62]。暴露1 mg·L−1 Ag0会导致芦苇人工湿地中植物根系活性显著降低[63]。而Ag2S溶解性低,具有很强的环境稳定性,能够有效降低nAg和Ag+ 的毒性。但LI等[64]发现含Ag2S的污水经次氯酸消毒45 min后会溶解出22.3%的Ag+,对后续污水生物处理系统或受纳污水的地表水生态系统产生影响。因此,对于进水中含Ag的活性污泥需要选择恰当的污泥处理方式,如生物法、热处理法和稳定化法等[65],以防止污泥中含银化合物发生形态转化,转化为环境风险更高的银形态。

    1)进水中分别添加1 mg·L−1、10 mg·L−1 nAg及0.3 mg·L−1 Ag+、3.0 mg·L−1 Ag+ 的SBRs连续运行50 d,与CK相比,进水中投加nAg 和Ag+对活性污泥颜色、形态及污泥EPS数量均有影响,nAg 或Ag+浓度越高,其影响越显著。

    2)进水中投加的nAg或Ag+主要吸附、积累在活性污泥中。1-nAg、10-nAg和3.0-Ag+组反应器运行28 d后污泥对Ag的吸附达到稳定值,10-nAg组污泥中Ag积累量达到饱和后,出水中Ag含量逐渐升高,0.3-Ag+组活性污泥Ag含量随着运行时间持续升高,但未达到吸附饱和值。

    3) SBRs连续运行50 d,随进水进入反应器的nAg及Ag+受活性污泥系统pH、DO及污水中共存离子等因素影响,部分nAg转化为银的氧化物和Ag2S等,其余以Ag0形态存在;Ag+被转化为银的氧化物和Ag2S等。

  • 图 1  折流湿地结构图

    Figure 1.  Baffled wetland structure

    图 2  折流湿地中污染物浓度随时间的变化

    Figure 2.  Changes of pollutants concentration in baffle wetlands with time

    图 3  污染物随时间的变化及差异性分析

    Figure 3.  Changes of pollutants with time and difference analysis

    图 4  折流湿地去除污染物的一级动力学

    Figure 4.  First-order kinetics of pollutant removal in a baffle wetland

    表 1  填料的物理性质

    Table 1.  Physical properties of fillers

    填料类型比表面积/(m2·g−1)孔隙率/%渗透系数/(cm·s−1)
    砾石6.841 242.710 00.366 4
    混凝土渣7.122 145.700 00.213 8
    生物炭18.630 453.210 00.086 2
    填料类型比表面积/(m2·g−1)孔隙率/%渗透系数/(cm·s−1)
    砾石6.841 242.710 00.366 4
    混凝土渣7.122 145.700 00.213 8
    生物炭18.630 453.210 00.086 2
    下载: 导出CSV

    表 2  折流湿地去除污染物的一级动力学方程

    Table 2.  First-order kinetic equation for pollutant removal from baffle wetlands

    污染物填料类型方程式R2
    COD砾石湿地y=−0.1 22 4x−0.756 00.723 2
    混凝土渣湿地y=−0.119 0x−0.356 00.818 8
    生物炭湿地y=−0.248 6x−1.521 00.949 2
    PO34-P砾石湿地y=−0.031 3x−0.469 80.788 7
    混凝土渣湿地y=−0.216 3x−2.742 00.821 5
    生物炭湿地y=−0.202 7x−1.733 00.917 2
    NH+4-N砾石湿地y=−0.0437x−0.183 60.632 6
    混凝土渣湿地y=−0.069 6x−0.199 40.835 8
    生物炭湿地y=−0.096 2x−0.861 70.821 8
    SS砾石湿地y=−0.140 4x−1.5890.725 0
    混凝土渣湿地y=−0.098 0x−1.8250.553 1
    生物炭湿地y=−0.1115x−2.503 00.704 2
      注:y表示ln (Ce/C0),x表示污水在模型中停留的时间。
    污染物填料类型方程式R2
    COD砾石湿地y=−0.1 22 4x−0.756 00.723 2
    混凝土渣湿地y=−0.119 0x−0.356 00.818 8
    生物炭湿地y=−0.248 6x−1.521 00.949 2
    PO34-P砾石湿地y=−0.031 3x−0.469 80.788 7
    混凝土渣湿地y=−0.216 3x−2.742 00.821 5
    生物炭湿地y=−0.202 7x−1.733 00.917 2
    NH+4-N砾石湿地y=−0.0437x−0.183 60.632 6
    混凝土渣湿地y=−0.069 6x−0.199 40.835 8
    生物炭湿地y=−0.096 2x−0.861 70.821 8
    SS砾石湿地y=−0.140 4x−1.5890.725 0
    混凝土渣湿地y=−0.098 0x−1.8250.553 1
    生物炭湿地y=−0.1115x−2.503 00.704 2
      注:y表示ln (Ce/C0),x表示污水在模型中停留的时间。
    下载: 导出CSV

    表 3  生活污水中污染物的去除一级动力学速率常数kv

    Table 3.  First-order kinetic rate constant kv for pollutant removal from domestic sewage d−1

    填料类型CODPO34-PNH+4-NSS
    砾石湿地0.497 10.230 30.164 40.898 8
    混凝土渣湿地0.224 51.417 00.204 70.867 6
    生物炭湿地0.792 00.866 00.514 61.165 4
    填料类型CODPO34-PNH+4-NSS
    砾石湿地0.497 10.230 30.164 40.898 8
    混凝土渣湿地0.224 51.417 00.204 70.867 6
    生物炭湿地0.792 00.866 00.514 61.165 4
    下载: 导出CSV
  • [1] LI H, CHI Z, YAN B, et al. Nitrogen removal in wood chip combined substrate baffled subsurface-flow constructed wetlands: Impact of matrix arrangement and intermittent aeration[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2017, 24(5): 5032-5038. doi: 10.1007/s11356-016-8227-3
    [2] LU S, GAO X, WU P, et al. Assessment of the treatment of domestic sewage by a vertical-flow artificial wetland at different operating water levels[J]. Journal of Cleaner Production, 2018, 208: 649-655.
    [3] LIU J, XIE X, ZHANG Y, et al. Experimental study on treatment of rural domestic sewage by four substrates anaerobic baffled reactor-vertical flow wetlands(ABR-VFW)[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2018, 37(8): 1758-1766.
    [4] DING X, XUE Y, ZHAO Y, et al. Effects of different covering systems and carbon nitrogen ratios on nitrogen removal in surface flow constructed wetlands[J]. Journal of Cleaner Production, 2018, 172: 541-551. doi: 10.1016/j.jclepro.2017.10.170
    [5] HU Y, HE F, MA L, et al. Microbial nitrogen removal pathways in integrated vertical-flow constructed wetland systems[J]. Bioresource Technology, 2016, 207: 339-345. doi: 10.1016/j.biortech.2016.01.106
    [6] RUBIO I B, MOLLE P, LUIS E, et al. Basic oxygen furnace steel slag aggregates for phosphorus treatment. evaluation of its potential use as a substrate in constructed wetlands[J]. Water Research, 2015, 89: 355-365.
    [7] TIAN J, YU C, LIU J, et al. Performance of an ultraviolet mutagenetic polyphosphate-accumulating bacterium PZ2 and its application for wastewater treatment in a newly designed constructed wetland[J]. Applied Biochemistry and Biotechnology, 2017, 181(2): 735-747. doi: 10.1007/s12010-016-2245-y
    [8] YE C, LI L, ZHANG J, et al. Study on ABR stage-constructed wetland integrated system in treatment of rural sewage[J]. Procedia Environmental Sciences, 2012, 12: 687-692.
    [9] SUN Y F, QI S Y, ZHENG F P, et al. Organics removal nitrogen removal and N2O emission in subsurface wastewater infiltration systems amended with/without biochar and sludge[J]. Bioresource Technology, 2018, 249: 57-61. doi: 10.1016/j.biortech.2017.10.004
    [10] ZHOU X, LIANG C L, JIA L X, et al. An innovative biochar amended substrate vertical flow constructed wetland for low C/N wastewater treatment: impact of influent strengths[J]. Bioresource Technology, 2018, 247: 844-850. doi: 10.1016/j.biortech.2017.09.044
    [11] 袁敏, 刘晓冰, 唐美珍, 等. 生物炭固定菌强化人工湿地对低温污水中氮素去除的模拟研究[J]. 生态与农村环境学报, 2018, 34(5): 463-468. doi: 10.11934/j.issn.1673-4831.2018.05.011
    [12] 张修稳, 李锋民, 卢伦, 等. 10种人工湿地填料对磷的吸附特性比较[J]. 水处理技术, 2014, 40(3): 49-52.
    [13] 方伟成, 王静, 周新萍. 3种填料吸附磷的特性及其影响因素[J]. 湿地科学, 2018, 16(3): 341-356.
    [14] 王功, 魏东洋, 方晓航, 等. 3种湿地填料对水体中氮磷的吸附特性研究[J]. 环境污染与防治, 2012, 34(11): 9-13. doi: 10.3969/j.issn.1001-3865.2012.11.003
    [15] 卢少勇, 万正芬, 李锋民, 等. 29种湿地填料对氨氮的吸附解吸性能比较[J]. 环境科学研究, 2016, 29(8): 1187-1194.
    [16] 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.
    [17] SAEED T, SUN G. Kinetic modelling of nitrogen and organics removal in vertical and horizontal flow wetlands[J]. Water Research, 2011, 45(10): 3152.
    [18] ZHANG S, YANG X L, LI H, et al. Degradation of sulfamethoxazole in bioelectrochemical system with power supplied by constructed wetland-coupled microbial fuel cells[J]. Bioresource Technology, 2017, 244(1): 345-352.
    [19] 唐美珍, 汪文飞, 李如如, 等. 生物炭对Pseudomonas flava WD-3的固定化及其强化人工湿地污水处理研究[J]. 环境科学学报, 2017, 37(9): 3442-3448.
    [20] DING W, XIAN Y, TAO L, et al. A research on purification effect of the substrate of constructed wetlands with FS-G-CD-S-SS model on phosphorus pollution[J]. Procedia Environmental Sciences, 2011, 10: 2645-2653.
    [21] PARK J H, WANG J J, KIM S H, et al. Phosphate removal in constructed wetland with rapid cooled basic oxygen furnace slag[J]. Chemical Engineering Journal, 2017, 327: 713-724. doi: 10.1016/j.cej.2017.06.155
    [22] LI J, HU Z, LI F, et al. Effect of oxygen supply strategy on nitrogen removal of biochar-based vertical subsurface flow constructed wetland: Intermittent aeration and tidal flow[J]. Chemosphere, 2019, 223: 366-374. doi: 10.1016/j.chemosphere.2019.02.082
    [23] TANG J H, LUO W Z, YANG B, et al. Optimization of planting concrete materials with nitrogen and phosphorus removal characteristic[J]. Materials Science and Engineering, 2018, 382: 022100.
    [24] 王宁, 黄磊, 罗星, 等. 生物炭添加对曝气人工湿地脱氮及氧化亚氮释放的影响[J]. 环境科学, 2018, 39(10): 115-121.
    [25] MAO X, CAO Z, YIN Y, et al. Direct synthesis of nitrogen and phosphorus co-doped hierarchical porous carbon networks with biological materials as efficient electrocatalysts for oxygen reduction reaction[J]. International Journal of Hydrogen Energy, 2018, 43(22): 10341-10350. doi: 10.1016/j.ijhydene.2018.04.100
    [26] TANG X Y, YANG Y, MURRAY B, et al. Removal of chlorpyrifos in recirculating vertical flow constructed wetlands with fifive wetland plant species[J]. Chemosphere, 2019, 216: 195-202. doi: 10.1016/j.chemosphere.2018.10.150
  • 期刊类型引用(1)

    1. 夏博宇. 基于垂直流湿地的城市污水厂尾水高标准排放设计探讨. 净水技术. 2022(S1): 110-114 . 百度学术

    其他类型引用(6)

  • 加载中
    Created with Highcharts 5.0.7访问量Chart context menu近一年内文章摘要浏览量、全文浏览量、PDF下载量统计信息摘要浏览量全文浏览量PDF下载量2024-052024-062024-072024-082024-092024-102024-112024-122025-012025-022025-032025-040Highcharts.com
    Created with Highcharts 5.0.7Chart context menu访问类别分布DOWNLOAD: 7.7 %DOWNLOAD: 7.7 %HTML全文: 84.0 %HTML全文: 84.0 %摘要: 8.3 %摘要: 8.3 %DOWNLOADHTML全文摘要Highcharts.com
    Created with Highcharts 5.0.7Chart context menu访问地区分布其他: 78.9 %其他: 78.9 %Anwo: 0.1 %Anwo: 0.1 %Ashburn: 0.2 %Ashburn: 0.2 %Beijing: 7.2 %Beijing: 7.2 %Chang'an: 0.1 %Chang'an: 0.1 %Chengdu: 0.3 %Chengdu: 0.3 %Chongqing: 0.2 %Chongqing: 0.2 %Dongguan: 0.2 %Dongguan: 0.2 %Gaocheng: 0.1 %Gaocheng: 0.1 %Guangzhou: 0.2 %Guangzhou: 0.2 %Guiyang: 0.2 %Guiyang: 0.2 %Hangzhou: 1.2 %Hangzhou: 1.2 %Jinan: 0.3 %Jinan: 0.3 %Jinrongjie: 0.3 %Jinrongjie: 0.3 %Kunming: 0.2 %Kunming: 0.2 %Kunshan: 0.1 %Kunshan: 0.1 %Lanzhou: 0.2 %Lanzhou: 0.2 %Mountain View: 0.1 %Mountain View: 0.1 %Mudanjiang: 0.2 %Mudanjiang: 0.2 %Nanjing: 0.5 %Nanjing: 0.5 %Nanning: 0.1 %Nanning: 0.1 %Nantong: 0.1 %Nantong: 0.1 %Qingdao: 0.1 %Qingdao: 0.1 %Redwood City: 0.2 %Redwood City: 0.2 %Shanghai: 0.4 %Shanghai: 0.4 %Shantou: 0.1 %Shantou: 0.1 %Shapingba District: 0.1 %Shapingba District: 0.1 %Shenyang: 0.1 %Shenyang: 0.1 %Shenzhen: 0.2 %Shenzhen: 0.2 %Shijiazhuang: 0.2 %Shijiazhuang: 0.2 %Suzhou: 0.2 %Suzhou: 0.2 %Taiyuan: 0.3 %Taiyuan: 0.3 %Taiyuanshi: 0.1 %Taiyuanshi: 0.1 %Tianjin: 0.4 %Tianjin: 0.4 %Wuhan: 0.1 %Wuhan: 0.1 %Wuxi: 0.1 %Wuxi: 0.1 %Xi'an: 0.2 %Xi'an: 0.2 %Xiangfan: 0.1 %Xiangfan: 0.1 %Xiangtan: 0.1 %Xiangtan: 0.1 %Xuzhou: 0.1 %Xuzhou: 0.1 %XX: 3.8 %XX: 3.8 %Yantai: 0.1 %Yantai: 0.1 %Yuncheng: 0.2 %Yuncheng: 0.2 %Zhengzhou: 0.5 %Zhengzhou: 0.5 %Zhenjiang: 0.2 %Zhenjiang: 0.2 %Zhongba: 0.2 %Zhongba: 0.2 %上海: 0.2 %上海: 0.2 %临沂: 0.1 %临沂: 0.1 %北京: 0.6 %北京: 0.6 %哈尔滨: 0.1 %哈尔滨: 0.1 %西宁: 0.1 %西宁: 0.1 %阳泉: 0.1 %阳泉: 0.1 %其他AnwoAshburnBeijingChang'anChengduChongqingDongguanGaochengGuangzhouGuiyangHangzhouJinanJinrongjieKunmingKunshanLanzhouMountain ViewMudanjiangNanjingNanningNantongQingdaoRedwood CityShanghaiShantouShapingba DistrictShenyangShenzhenShijiazhuangSuzhouTaiyuanTaiyuanshiTianjinWuhanWuxiXi'anXiangfanXiangtanXuzhouXXYantaiYunchengZhengzhouZhenjiangZhongba上海临沂北京哈尔滨西宁阳泉Highcharts.com
图( 4) 表( 3)
计量
  • 文章访问数:  4131
  • HTML全文浏览数:  4131
  • PDF下载数:  118
  • 施引文献:  7
出版历程
  • 收稿日期:  2019-07-09
  • 录用日期:  2019-10-21
  • 刊出日期:  2020-05-01
王若凡, 汪文飞, 王煜钧. 不同填料在折流湿地中脱氮除磷的动力学分析[J]. 环境工程学报, 2020, 14(5): 1154-1161. doi: 10.12030/j.cjee.201907051
引用本文: 王若凡, 汪文飞, 王煜钧. 不同填料在折流湿地中脱氮除磷的动力学分析[J]. 环境工程学报, 2020, 14(5): 1154-1161. doi: 10.12030/j.cjee.201907051
WANG Ruofan, WANG Wenfei, WANG Yujun. Kinetic analysis of nitrogen and phosphorus removal by different fillers in a baffled wetland[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(5): 1154-1161. doi: 10.12030/j.cjee.201907051
Citation: WANG Ruofan, WANG Wenfei, WANG Yujun. Kinetic analysis of nitrogen and phosphorus removal by different fillers in a baffled wetland[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(5): 1154-1161. doi: 10.12030/j.cjee.201907051

不同填料在折流湿地中脱氮除磷的动力学分析

    通讯作者: 王若凡, E-mail: wangruofan@mail.lzjtu.cn
    作者简介: 王若凡(1983—),女,博士,副教授。研究方向:人工湿地污水处理。E-mail:wangruofan@mail.lzjtu.cn
  • 兰州交通大学环境与市政工程学院,兰州 730070
基金项目:
国家自然科学基金资助项目(51969011);甘肃省自然科学基金资助项目(17JR5RA105);兰州交通大学青年基金资助项目(2017008)

摘要: 为了解决我国西部农村分散式生活污水污染问题,结合西北地区年平均气温条件特征,基于潜流湿地原理对比研究了混凝土渣、砾石和生物炭脱氮除磷效应,分析其对污染物的降解作用。结果表明:随着水力停留时间(HRT)的延长,污染物含量明显降低,湿地最佳HRT均为2.5 d,3种填料湿地对化学需要量(COD)、氨氮(NH+4-N)、磷酸盐(PO34-P)的去除效果差异性显著(P<0.01);混凝土渣对污水中PO34-P的去除最优,去除率为97.11%;生物炭综合处理能力较强,COD、NH+4-N、悬浮物(SS)的去除率达到了90.51%、72.38%、94.57%;生物炭作为优选湿地填料还具有较快的污染物降解速率特征,且有机污染物和磷酸盐的生化降解过程符合一级反应动力学模型,R2在0.9以上。因此,生物炭作为湿地填料具有良好的应用价值,对解决西北地区农村水污染问题具有重要的意义。

English Abstract

  • 折流湿地是在传统的人工湿地基础上加入隔板,以减缓水流速度,增加污水的停留时间,提高湿地的利用率,其原理是通过植物、填料、土壤和微生物的协同作用来降低污水中的污染物浓度,具有投资低、耗能低等特点[1-2]。目前,人工湿地污水中氨氮的去除主要靠填料的吸附、氨挥发和微生物的硝化等作用[3-5];磷的去除主要是聚磷菌的同化和填料的吸附作用[6-7],因此,人工湿地填料的选择是至关重要的。

    在我国西北地区,由于其低温期较长,污水的降解主要靠填料吸附去除,因此,水力停留时间和填料吸附作用是决定湿地对污染物去除的关键因素[8]。生物炭已经作为一种多功能的环保材料广泛地应用于污水处理系统中,如SUN等[9]将生物炭和污泥应用于间歇曝气地下污水渗滤系统,实现13.5%总氮去除效果的提升;也有学者[10-11]将生物炭应用于垂直人工湿地表面,提高了系统的脱氮性能;但是将生物炭直接应用于潜流人工湿地填料的研究较少。此外,混凝土渣是建筑工地中常见的固体废物,如何将其再利用成为研究的难点。

    本研究结合西北地区温度特征,就地取材,以砾石、混凝土渣和生物炭为湿地填料,分别构建了3组折流湿地,对比了3种填料对各污染物的去除效果和微生物的降解过程,并采用一级反应动力学模型拟合了折流湿地对生活污水中各种污染物随时间变化的降解过程,筛选出较优的折流湿地填料,可为西北地区农村分散式生活污水处理和人工湿地的设计提供参考。

  • 混凝土渣和砾石采自本地区某建筑工地,生物炭取自本地区的活性炭厂,其物理性质[12-15]表1所示。

  • 折流湿地采用潮汐潜流人工湿地结构设计,利用上述3种填料构建3组折流湿地系统模型,共设5个隔室,每个隔室的长×宽×高=60 cm×20 cm×50 cm,有效容积为20 L;折流湿地系统底层铺设5 cm的卵石(粒径为15~25 mm)为下垫层,中层为30 cm的主填料层(其中,下层20 cm填料的粒径为6~10 mm,上层10 cm填料的粒径为3~5 mm),上层为10 cm土壤层(过10目筛的均匀黄土),湿地结构如图1所示。湿地进水来自居民区的生活污水,水中pH为7.2~7.8,溶解氧为3.4~3.8 mg·L−1,COD值为220~380 mg·L−1PO34-P浓度为3.8~5.9 mg·L−1NH+4-N浓度为30.6~62.5 mg·L−1,SS浓度为110~216 mg·L−1,进水由湿地进水池均匀投配,经填料层到达湿地出水池的收集管排出。

  • 以砾石、混凝土渣和生物炭为湿地填料,分别构建3组折流湿地,运行到进出水浓度稳定后,在水温为8~12 ℃的条件下,分别在0.25、0.5、1、1.5、2、2.5、3、3.5、4、4.5、5、5.5、6、6.5、7 d追踪测定出水中耗氧有机污染物(以COD计)、NH+4-N、PO34-P、SS的含量,确定湿地的HRT。对比3种填料对污水的降解作用,筛选出最佳的折流湿地填料。

    COD、NH+4-N、PO34-P、SS的测定分别采用重铬酸钾氧化法、纳氏试剂分光光度法、钼酸铵分光光度法、重量法,具体操作步骤参见文献中的方法[16]

  • 人工湿地中污染物的降解过程主要考虑处理负荷与去除率之间的关系,一级反应动力学模型由于描述准确性成为最适合拟合潜流湿地污染物去除效果的数学模型[17-19],其直线方程式如式(1)和式(2)所示。

    式中:kv为污染物体积去除速率常数,d−1C0为进水质量浓度,mg·L−1Ce为出水质量浓度,mg·L−1t为污水在模型中的停留时间,d。

    研究结果均采用OriginPro8.0软件作图,SPSS软件进行数据显著性分析。

  • 在水温8~12 ℃的条件下,折流湿地中COD、NH+4-N、PO34-P、SS随HRT的变化情况如图2所示。由图2可知,随着HRT的延长,污水中各污染物的含量明显降低,但降低幅度有所不同。当HRT≤0.5 d时,污染物的含量下降明显,这主要是填料本身对各污染物的吸附作用所致,与现有的研究中砾石、混凝土渣和生物炭对氮磷的理论吸附结果相似[20-21]。当0.5 d<HRT<2.5 d时,污水中污染物的含量下降缓慢,这一方面是因为填料对污染物的吸附处于平衡状态,另一方面是因为填料作为微生物的固定化载体,有效屏蔽了外界不利因素对微生物活动的干扰,通过提高细胞生物的稳定性提高了污水生物净化效果;当HRT≥2.5 d时,水中污染物的下降趋于平缓,这是因为水中的溶解氧主要源于进水,随着HRT的延长,溶解氧进一步消耗,抑制了硝化作用[22],使得填料对污染物的吸附趋于平衡,COD和NH+4-N的去除不明显,另外,湿地底泥中的污染物含量与水中含量达到动态平衡,这时底泥释放的污染物量会将微生物降解的污染物量抵消一部分。综合考虑3种填料去除效果、经济成本等因素,折流湿地的最佳HRT为2.5 d。

  • 在水温为8~12 ℃,HRT为2.5 d的条件下,经单因素方差分析,可以看出,3种填料湿地对COD、NH+4-N、PO34-P的去除差异性显著(P<0.01)。由图3可知,砾石湿地对SS去除率较好,达到了89.43%,而对其余污染物去除率较低。混凝土渣湿地对PO34-P去除率为97.11%,具有较强的去除率,但对NH+4-N的去除率仅为40.06%。生物炭湿地对COD、PO34-P、SS的去除率分别为90.51%、90.73%、94.57%,对NH+4-N的去除率为72.38%。结果表明,生物炭湿地相较于混凝土渣和砾石湿地,其不仅可以缩短HRT,而且明显地提高了COD、NH+4-N、SS的去除率,分别为混凝土渣和砾石湿地对COD、NH+4-N、SS最大去除率的1.272 1、1.807 4、1.057 2倍,且去除率波动较小。这一方面是因为混凝土渣中含有的大量的Fe3+、Al3+、Ca2+等与PO34发生了化学反应,使得污水中磷含量降低[23];另一方面是因为生物炭比表面积及孔隙率大于砾石和混凝土渣,有效地提高了生物处理作用。此外,生物炭本身也具有良好的吸附特性,提高了折流湿地的处理效率[24-25]。因此,生物炭作为折流湿地的填料能够更有效地去除生活污水中的污染物。

  • 在一级反应动力学拟合中,湿地系统中污染物浓度随时间的延长呈下降趋势,其变化规律符合一级动力学模型。以ln(Ce/C0)为纵坐标(Ce是随HRT变化的出水浓度),以时间t为横坐标,绘制COD、NH+4-N、PO34-P、SS随时间的变化曲线,结果如图4所示。同时,将3种湿地的HRT在第2.5天时的COD、NH+4-N、PO34-P、SS测定结果代入式(2),计算得出kv值。

    表2可知,混凝土渣和生物炭湿地对COD、NH+4-N、PO34-P的去除效果较好(R2>0.8),这与前文折流湿地对污水的去除过程所得结论一致。生物炭湿地中有机污染物、磷酸盐浓度随HRT变化对应的R2均大于混凝土渣和砾石湿地,R2可达0.9以上,说明一级动力学模型对生物炭湿地生化降解有机污染物和磷酸盐的过程拟合较好。这进一步说明生物炭由于其碳源充足、比表面积大、孔隙率大,更有利于微生物栖息和生长,渗透系数小可延长水力停留时间,从而极大地提高了生物炭折流湿地的污染物降解作用。

    体积去除速率常数kv的大小代表着污染物降解速率的大小[26],由表3可知,在HRT为2.5 d时,混凝土渣湿地中PO34-P的kv明显大于砾石和生物炭湿地,表明混凝土渣对水中磷素具有较高的去除率,与实测结果吻合。生物炭湿地中COD、NH+4-N、SS的kv大于砾石和混凝土渣湿地,表明生物炭作为湿地填料对污染物的降解速率较大。这是因为污水中不溶的污染物在生物炭湿地前段沉淀、过滤被截留所致。因此,选择生物炭作为湿地填料能够更好地降低污水中污染物的浓度,有效地净化生活污水。

  • 1)当水温为8~12 ℃时,随着HRT的延长,污水中污染物的含量明显降低,折流湿地最佳HRT为2.5 d。

    2)当水温为8~12 ℃时,在最佳HRT条件下,3种填料湿地对COD、NH+4-N、PO34-P的去除效果差异性显著(P<0.01)。其中,混凝土渣湿地对污水中PO34-P具有较强的去除效果,去除率为97.11%;生物炭湿地对COD、NH+4-N、SS的去除率分别为90.51%、72.38%、94.57%,分别是混凝土渣和砾石湿地最大去除率的1.272 1、1.807 4、1.057 2倍。

    3)一级反应动力学模型能够更好地拟合生物炭湿地对有机物污染物和磷酸盐的生化降解过程,R2>0.9,说明生物炭作为填料对污染物的降解速率大于混凝土渣和砾石。

    4)考虑3种填料湿地对污水的去除率和生化降解过程的研究结果并结合西北地区温度特征分析后认为,在西北地区宜选取生物炭作为折流湿地填料,以达到有效处理西北地区农村分散式生活污水的目的。

参考文献 (26)

返回顶部

目录

/

返回文章
返回