Loading [MathJax]/jax/output/HTML-CSS/jax.js

加挂填料种植狐尾藻提升A/O工艺处理猪场沼液的效果

张泽, 孙亚平, 钟铭君, 崔理华. 加挂填料种植狐尾藻提升A/O工艺处理猪场沼液的效果[J]. 环境工程学报, 2021, 15(8): 2770-2777. doi: 10.12030/j.cjee.202102089
引用本文: 张泽, 孙亚平, 钟铭君, 崔理华. 加挂填料种植狐尾藻提升A/O工艺处理猪场沼液的效果[J]. 环境工程学报, 2021, 15(8): 2770-2777. doi: 10.12030/j.cjee.202102089
ZHANG Ze, SUN Yaping, ZHONG Mingjun, CUI Lihua. Treatment effect of piggery biogas slurry by improved A/O process with adding packing and planting myriophylla[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(8): 2770-2777. doi: 10.12030/j.cjee.202102089
Citation: ZHANG Ze, SUN Yaping, ZHONG Mingjun, CUI Lihua. Treatment effect of piggery biogas slurry by improved A/O process with adding packing and planting myriophylla[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(8): 2770-2777. doi: 10.12030/j.cjee.202102089

加挂填料种植狐尾藻提升A/O工艺处理猪场沼液的效果

    作者简介: 张泽(1996—),男,硕士研究生。研究方向:猪场废水治理。E-mail:453655903@qq.com
    通讯作者: 崔理华(1963—),男,博士,教授。研究方向:水污染控制工程等。E-mail:lihcui@scau.edu.cn
  • 中图分类号: X705

Treatment effect of piggery biogas slurry by improved A/O process with adding packing and planting myriophylla

    Corresponding author: CUI Lihua, lihcui@scau.edu.cn
  • 摘要: 为提升A/O工艺对猪场沼液中污染物的去除效果,实现高效率且低成本的运行模式,通过对A/O工艺加挂弹性填料种植狐尾藻来优化工艺。结果表明:当进水COD、TN和NH+4-N分别为441~948、401~1 579和369~1 594 mg·L−1时,改良A/O工艺系统出水COD、TN和NH+4-N去除率分别为42.5%~97.4%、36.9%~88.3%和94.2%~99.4%,均优于A/O工艺的去除效果且具有显著提升。综合考虑对污染物的去除效果以及企业运行成本,在水力停留时间为10 d时,改良A/O工艺出水水质达到最优,出水COD平均去除率可达75.3%,对NH+4-N平均去除率为96.2%~99.5%,TN的出水质量浓度为70~296 mg·L−1。此外,可结合多级改良A/O工艺和组合工艺进一步优化出水水质。除微生物同化作用以及硝化反硝化途径外,系统中含氮类物质还可通过狐尾藻植物去除。改良A/O工艺中狐尾藻植物能够大量生长,含水量为88.8%~89.0%,TP和TN质量分数分别为3.4~5.2 g·kg−1和51.4~53.8 g·kg−1,TN质量分数要远高于普通富营养化水体栽培的狐尾藻,这说明狐尾藻在改良A/O工艺中能够更好的吸收污染水体中的含氮物质。以上结果可为改良A/O工艺对猪场沼液的优化处理提供参考。
  • 氰化物被广泛应用于电镀、冶金、热处理、焦化和制革等行业。对相关行业企业退役场地土壤环境调查后发现,氰化物是首要这些场地的污染物[1-3]。常见氰化物分为简单氰化物和络合氰化物2种。在工业生产中,一般使用简单氰化物,其残留物进入土壤环境后,易与土壤中的金属元素发生络合反应,因此,土壤中氰化物形态以络合氰化物为主,如铁氰络合物等。虽然络合氰化物与简单氰化物相比毒性较低,但由于其化学性质更加稳定,修复难度更大。

    常用氰化物污染土壤修复技术主要有水泥窑热解技术、化学氧化技术、淋洗技术、电动技术、固化稳定化技术和微生物技术等[4-6]。在国内,氰化物污染土壤修复工艺多采用水泥窑协同处置技术,如苏州机械仪表电镀厂原址污染土壤修复项目、重庆紫光化工公司永川分厂污染土壤修复项目、重庆兰科化工生产场址污染土壤修复项目等。其他类型修复技术还停留在实验阶段,暂时未见实际工程案例的报道。

    天津某氰化物污染场地有数十万吨氰化物污染土壤。该项目原采用水泥窑热解技术进行处理,受水泥窑产能及重污染天气限产限运等因素限制,修复工程进展缓慢。本研究以该场地被污染土壤为研究对象,尝试采用氧化淋洗联合使用的工艺方法,研究在不同工艺条件下氰化物形态转变与修复效果之间的关系,优化筛选最佳工艺条件,并应用于工程实践,以期为国内同类项目提供借鉴和参考。

    天津某氰化物污染场地采用异位修复的策略,按照土壤中氰化物浓度的差别分为轻度(9.86~96 mg·kg−1)、中度(96~350 mg·kg−1)、以及重度(350 mg·kg−1以上)污染土壤分类安全暂存。其中,中度、重度污染土壤占比约30%,优先采用水泥窑热解技术进行修复。本研究对象为总氰化物浓度9.86~96 mg·kg−1的轻度污染土壤。

    修复后土壤最终用于回填利用。综合考虑人体健康风险和对回填区域地下水环境影响,修复目标采用污染物总量和浸出毒性双重控制标准:既满足修复后土壤中总氰化物含量低于9.86 mg·kg−1,又满足土壤浸出液中总氰化物浓度低于0.1 mg·L−1(Ⅳ地下水质量标准)。土壤浸出方法参考《固体废物浸出毒性浸出方法 硫酸硝酸法》(HJ/T 299-2007)。土壤中总氰化物和易释放态氰化物的检测方法参考《土壤 氰化物和总氰化物的测定 分光光度法》(HJ 745-2015);土壤浸出液中总氰化物的检测方法参考《水质 氰化物的测定 容量法和分光光度法》(HJ 484-2009)。

    综合分析各种修复技术的优缺点,同时考虑本项目的实际应用情况,对修复时间、周边现有设施情况、修复成本和修复目标可达性等因素进行分析(表1)。由对比分析结果可知,现有条件下,化学氧化技术和土壤淋洗技术最适合该污染场地轻度氰化物污染土壤(9.86~96 mg·kg−1)的修复。本研究将重点考察这2种技术的修复效果,为确定实际修复工艺做参考。

    表 1  修复技术比选
    Table 1.  Comparison and selection of remediation technology
    修复技术修复周期/a修复成本目标达成度适用性备注
    水泥窑热解技术1~2周边复合技术要求水泥窑已饱和
    化学氧化技术0.5~1中~高中~高
    淋洗技术1~2中~高中~高中~高
    电动技术2~5无案例支撑
    固化稳定化技术0.5~1对污染物总量修复目标无效
    微生物技术3~6工期过长
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    土壤修复中最常用的氧化剂为过硫酸盐,过硫酸盐与氰化物的反应机理见式(1)~式(3)。

    S2O28+Fe2+Fe3++SO4+SO24 (1)
    SO4+OHOH+SO24 (2)
    CN+2OH+H2OCO2+NH3+OH (3)

    反应过程:过硫酸盐在铁离子作用下活化为硫酸根自由基;硫酸根自由基在碱性条件下转化为氧化能力更强的羟基自由基;氰化物在羟基自由基的亲核进攻作用下,被分解转化为二氧化碳和氨气[7-9]

    实验方法:将从现场取回的氰化物污染土壤干燥后研磨,并过100目分样筛;称取100 g氰化物污染土壤于烧杯中,调节土壤含水率至40%,加入称量好的过硫酸钠搅拌均匀,氧化反应时间为7 d;考察过硫酸钠用量为1%、1.5%、2%、3%、5%的条件下,土壤中总氰化物和易释放氰化物的含量以及土壤浸提液中总氰化物的含量变化。

    1)氧化剂用量对土壤中氰化物形态的影响。通过考察氧化后土壤中易释放氰化物和总氰化物的浓度,分析土壤中氰化物的形态变化。易释放态氰化物主要以简单氰化物为主,包括碱金属和碱土金属的氰化物。总氰化物中除了易释放态氰化物以外,还包括络合态氰化物,主要为铁氰化物、亚铁氰化物、铜氰络合物、镍氰络合物和钴氰络合物等。由图1可知,氧化前土壤中氰化物主要以络合态为主,占比达到85%;随着氧化剂用量的增加,土壤中易释放态氰化物出现明显的增加;在氧化剂用量在2%以上时,易释放态氰化物占比从氧化前的15%增加到84%。

    图 1  氧化剂用量对土壤中氰化物形态的影响
    Figure 1.  Impact of oxidant amount on cyanide form

    分析其原因,氧化反应过程中,羟基自由基优先进攻键能相对较低、氰化物与络合金属之间的配位键,先将氰化物从络合形态释放出来,而后羟基自由基才去进攻键能较高的、氰化物内部的共价键。以土壤中含量最高的铁氰络合物为例,铁氰化亚铁的稳定结构被破坏后,6个氰根被释放出来,转化成了简单氰化物[10-12](图2)。

    图 2  铁氰化物的解络合作用
    Figure 2.  Decomplexation of ferricyanide

    2)氧化剂用量对土壤总氰化物去除效果的影响。实验用土的总氰化物初始浓度为51.2 mg·kg−1。氧化剂用量与土壤总氰化物去除率之间的关系如图3所示。图3表明,在氧化剂用量在1%和3%处存在2个拐点。分别将曲线分为缓慢上升段(氧化剂用量<1%)、快速上升段(1%<氧化剂用量<3%)、以及平稳段(氧化剂用量>3%)3个区间。分析原因如下:在氧化剂用量为0~1%时,由于过硫酸钠活化后产生的羟基自由基优先进攻土壤中其他还原性物质[13-16],如有机质等,作用于氰化物的比例较小,故随着氧化剂用量的增加,总氰化物去除率变化不明显;随着氧化剂用量的进一步加大,土壤中还原性高于氰化物的物质被消耗殆尽,氰化物浓度呈现快速下降趋势;在氧化剂用量超过3%以后,由于转化率的提升(表现为土壤中剩余总氰化物浓度下降),氧化反应速率下降,氰化物的去除率趋于稳定。在氧化剂用量为3%时,土壤中总氰化物去除率已达75%以上;而氧化剂用量为5%时,去除率仅提高至82%,土壤中总氰化物浓度降低至9.23 mg·kg−1(见图4),满足9.86 mg·kg−1的修复目标。

    图 3  氧化剂用量对土壤总氰化物去除率的影响
    Figure 3.  Impact of oxidant amount on cyanide removal rate
    图 4  不同氧化剂用量条件下的土壤中总氰化物浓度
    Figure 4.  Cyanide concentration in soil at different oxidant dosages

    3)氧化剂用量对土壤浸提液总氰化物去除效果的影响。随着氧化剂用量的增加,土壤浸出液中总氰化物的浓度呈现先增加后降低的趋势(见图5)。在氧化剂用量较低时,化学氧化的解络合作用占主导,对氰化物的氧化分解作用较弱。由于解络合后产生的易释放态氰化物水溶性更强,所以出现了浸出液中总氰化物浓度升高的情况;随着氧化剂用量的增加,氧化分解作用占据主导地位,故土壤浸提液中总氰化物浓度逐渐下降,该规律与已有研究的结果[16]相一致。在氧化剂用量为5%时,去除率仅为52%,土壤浸提液中总氰化物浓度从1.6 mg·L−1降低至0.79 mg·L−1,但距离0.1 mg·L−1的修复目标有较大差距。

    图 5  氧化剂用量对土壤浸出液总氰化物浓度的影响
    Figure 5.  Impact of oxidant dosage on cyanide concentration in soil leaching solution

    根据氰化物污染土壤的氧化实验结果,化学氧化对土壤中总氰化物的去除效果较好,去除率可达82%,并满足9.86 mg·kg−1的修复目标值;而化学氧化对土壤浸提液中总氰化物的去除效果较差,去除率仅为52%,远未达到0.1 mg·L−1的修复目标。

    为考察氰化物在土壤中的吸附解吸性能,取2 g污染土壤于离心管内,加入20 mL水后进行封盖;按此制备10支离心管试样,放入摇床内振荡;分别在振荡10 min、30 min、1 h、2 h、4 h、8 h、16 h、24 h、48 h、72 h时各取出1支离心管进行离心处理,获得上清液;测试上清液中的总氰化物浓度。

    为考察氰化物污染土壤的多次洗脱效果,按上述条件制备离心管试样,固定振荡时间为48 h,离心后分离出全部上清液;而后再加入20 mL水,并振荡48 h后离心分离上清液;重复洗脱5次,测试每次洗脱后土壤中总氰化物和易释放氰化物的含量,以及土壤浸提液总氰化物的浓度。

    通过振荡淋洗实验,考察土壤中氰化物的吸附解吸性能(见图6)。分别用准一级动力学方程(式(4)和准二级动力学方程(式(5))对实验数据进行拟合[13-15]

    图 6  土壤氰化物的淋洗动力学曲线
    Figure 6.  Leaching kinetic curve of cyanide in soil
    ln(qeqt)=lnqek1t (4)
    t/q=1/k2q2e+t/qe (5)

    式中:qtqe分别为t时刻和淋洗达到平衡时的淋洗量,mg·kg−1k1为一级淋洗速率常数,min−1k2为二级淋洗速率常数,kg·(mg·min)−1

    在振荡淋洗实验中,0~1 h内土壤总氰化物去除率快速提高。振荡淋洗1 h时,土壤总氰化物去除率达到30%以上;1 h以后土壤氰化物去除率提高缓慢。这是由于在淋洗初始阶段,土壤中的氰化物和淋洗液可以充分接触,而易释放态氰化物以溶解性较强的碱金属氰化物为主,所以易释放态氰化物优先迁移到液相中。当淋洗时间超过1 h后,易释放态氰化物基本迁移完毕,络合态的氰化物迁移较慢,需较长时间达到吸附解吸平衡。振荡48 h后,氰化物去除率达到50%。利用准一级动力学方程和准二级动力学方程均可较好地拟合淋洗液对土壤中总氰化物的淋洗动力学过程,相关系数均在0.95以上。

    固定振荡淋洗时间为48 h,考察不同淋洗次数对土壤中总氰化物的去除影响(见图7)。针对初始浓度为51.2 mg·kg−1的氰化物污染土,振荡淋洗3次后,总氰化物可降低至10.2 mg·kg−1,接近土壤氰化物总量修复目标值。

    图 7  淋洗次数对土壤总氰化物去除率的影响
    Figure 7.  Impact of leaching times on cyanide removal rate

    振荡淋洗后,土壤中剩余氰化物的存在形态如图8所示。振荡淋洗后,土壤中的易释放态氰化物含量明显下降,且以首次淋洗时下降最多。这是由于以简单氰化物为主的易释放态氰化物更易于向淋洗液中迁移,而淋洗过程中以物理变化的吸附解吸过程为主,故氰化物各形态之间基本未发生相互转化。

    图 8  淋洗次数对土壤氰化物形态的影响
    Figure 8.  Impact of leaching times on cyanide form

    图9所示,淋洗过程对于土壤浸提液中总氰化物浓度的影响较大,原土浸提液浓度为1.6 mg·L−1。首次淋洗后即下降至0.34 mg·L−1,去除率接近80%;淋洗3次时,即可达到0.04 mg·L−1,满足0.1 mg·L−1的修复目标值。

    图 9  淋洗次数对土壤浸出液中总氰化物浓度的影响
    Figure 9.  Impact of leaching times on cyanide concentration in soil leaching solution

    氰化物污染土壤淋洗实验结果表明,淋洗对土壤中总氰化物的去除效果一般。单次淋洗后,土壤总氰化物去除率不超过50%,且随淋洗次数的增加,去除率呈现下降趋势。淋洗对土壤浸提液中总氰化物的去除效果较为明显。单次淋洗后,土壤浸提液总氰化物去除率接近80%。

    应用化学氧化技术,在合适的药剂用量(3%以上)和反应条件(反应时间7 d以上)下,土壤中总氰化物去除率达到80%以上;但氧化过程也会导致土壤中易释放氰化物比例增加,不利于土壤中浸提液中总氰化物浓度的去除,最优条件下去除率仅为52%。

    应用淋洗技术,在单次淋洗条件下,土壤中总氰化物的去除率小于50%;而由于易释放态氰化物更易于向水相中迁移,单次淋洗后土壤浸提液中总氰化物浓度去除率达到80%。

    按照土壤中总氰化物和土壤浸提液中总氰化物的双重修复目标要求,由于氧化技术对土壤总氰化物去除效果好、淋洗技术对土壤浸提液中总氰化物去除率高,故在天津某氰化物污染场地土壤修复项目中结合2种技术的优势,以较低成本实现修复达标是可行的。

    按照氧化淋洗联合应用的技术思路,在天津某氰化物污染土壤治理项目进行工程应用。工程实施分为氧化单元和淋洗单元,工艺实施路线如图10所示。

    图 10  氧化淋洗修复工艺路线
    Figure 10.  Oxidation and leaching techniqual route

    1)氧化单元实施方案。将污染土从暂存区短驳进入修复区,在封闭的钢结构罩棚内完成土壤的预处理筛分破碎工作,分离出土壤中的大块建筑垃圾,并针对分离出的大块建筑垃圾进行冲洗处理。将筛分破碎后的土壤在罩棚内完成氧化剂的拌和,加药量按照3%的质量比。加药后的污染土由装载机送入静置反应区,维持土壤含水率30%~40%养护7 d后进行自检,自检合格后进入淋洗单元。

    氧化单元的自检合格标准:土壤中总氰化物含量小于15 mg·kg−1(按照淋洗对总氰化物的去除率为50%,修复目标值为9.86 mg·kg−1,反推设计自检合格标准)。

    2)淋洗单元实施方案。氧化自检合格的污染土壤进入淋洗单元,分别经过滚筒洗涤器、水力旋流器、螺旋洗砂机环节进行清洗,在滚筒洗涤器处分离出>2 mm的砂石,同时在螺旋洗砂机处分离出50 μm~2 mm粗砂,经板框压滤后分离出<50 μm的土壤颗粒。淋洗和冲洗环节产生的污水进入污水处理装置进行破氰处理,处置合格后作为淋洗液循环使用。淋洗单元土水比控制在1∶5左右。

    淋洗单元出料砂石合并进入建筑垃圾冲洗环节。对出料的细粒土壤和粗砂进行自检,自检合格后申请验收。

    淋洗单元的自检合格标准:土壤中总氰化物含量小于9.86 mg·kg−1,土壤浸提液中总氰化物含量小于0.1 mg·L−1,即满足本项目的最终修复目标值。

    对经氧化淋洗联合修复后、且自检合格的土壤进行修复效果评估。以500 m3为1个检验批,在每个检验批土堆的表层、中层、底层以及不同位置,分别采集9个样品制成1个混合样送检。在对同一阶段处理的约2×104 m3氰化物轻度污染土壤进行验收,共采集44组土壤样品(含4组平行样),检测结果如表2所示。40个检验批土壤均达到双重验收指标的控制要求,合格率达到100%。

    表 2  氰化物污染土壤修复效果
    Table 2.  Remediation effect for cyanide-contaminated soil
    统计值土壤总氰化物浓度/(mg·kg−1)土壤浸出液氰化物浓度/(mg·L−1)
    检出最大值9.120.089
    检出平均值4.590.052
    修复目标值9.860.1
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    1)在氧化条件下,随着氧化剂用量的增加,土壤中总氰化物呈现下降的趋势,土壤中氰化物的形态从络合态向易释放态转变,土壤浸提液中总氰化物的浓度呈现先升高后降低的趋势;当氧化剂用量为5%时,总氰化物浓度从51.2 mg·kg−1降低至9.23 mg·kg−1,满足总量的修复目标,而土壤浸提液浓度从初始的1.6 mg·L−1降低至0.79 mg·L−1,未能达到修复目标。

    2)在振荡淋洗条件下,对土壤淋洗5次。随着淋洗次数的增加,土壤中总氰化物呈现下降的趋势,土壤中氰化物的易释放态逐渐减少,土壤浸提液中总氰化物浓度呈现快速下降的趋势;在淋洗3次时,土壤浸提液浓度从初始的1.6 mg·L−1降低至0.04 mg·L−1,达到修复目标,而土壤总氰化物含量从51.2 mg·kg−1降低至10.2 mg·kg−1,未能达到修复目标。

    3)氧化技术和淋洗技术联合使用时,在氧化剂用量为3%,淋洗1次条件下,土壤氰化物可以满足总量(9.86 mg·kg−1)和浸出(0.1 mg·L−1)的双重修复目标。

    4)本研究成果已成功应用于天津某氰化物污染场地修复项目。土壤修复成本与原水泥窑热解处置成本基本持平。本技术的应用加快了该项目实施进程,对于降低修复工程的邻避效应风险和二次污染风险发挥了重要作用。研究成果和应用案例可为今后国内其他同类项目提供经验借鉴和技术参考。

  • 图 1  A/O工艺装置示意图

    Figure 1.  Device diagram of the A/O system

    图 2  对比A/O系统与改良A/O系统中COD的变化

    Figure 2.  Comparison of COD changes between A/O system and improved A/O system

    图 3  对比A/O系统与改良A/O系统中NH+4-N的变化

    Figure 3.  Comparison of NH+4-N changes between A/O system and improved A/O system

    图 4  对比A/O系统与改良A/O系统中NO3-N的变化

    Figure 4.  Comparison of NO3-N changes between A/O system and improved A/O system

    图 5  对比A/O系统与改良A/O系统中TN的变化

    Figure 5.  Comparison of TN changes between A/O system and improved A/O system

    表 1  猪场沼液中各污染物的质量浓度

    Table 1.  Concentrations of pollutants in biogas slurry of pig farm mg·L−1

    数值类型CODNH+4-NTNNO3-NNO2-N
    浓度范围441~948369~1 594401~1 5970.13~8.620.03~2.53
    平均值676±122672±284699±2832.16±1.960.51±0.50
    数值类型CODNH+4-NTNNO3-NNO2-N
    浓度范围441~948369~1 594401~1 5970.13~8.620.03~2.53
    平均值676±122672±284699±2832.16±1.960.51±0.50
    下载: 导出CSV

    表 2  A/O工艺中狐尾藻植物的各项指标

    Table 2.  Indexes of myriophylla in A/O process

    不同池中狐尾藻湿质量/g干质量/gTN/(g·kg−1)TP/(g·kg−1)含水量/%
    A池中狐尾藻560.261.453.85.289.1
    O池中狐尾藻95.110.751.43.488.8
    不同池中狐尾藻湿质量/g干质量/gTN/(g·kg−1)TP/(g·kg−1)含水量/%
    A池中狐尾藻560.261.453.85.289.1
    O池中狐尾藻95.110.751.43.488.8
    下载: 导出CSV
  • [1] 涂敏. 规模化养猪场粪污处理与综合利用综述[J]. 安徽农学通报, 2019, 25(15): 139-143. doi: 10.3969/j.issn.1007-7731.2019.15.055
    [2] ZHANG M M, LUO P, LIU F, et al. Nitrogen removal and distribution of ammonia-oxidizing and denitrifying genes in an integrated constructed wetland for swine wastewater treatment[J]. Ecological Engineering, 2017, 104: 30-38. doi: 10.1016/j.ecoleng.2017.04.022
    [3] MIYOKO W, TOMOKO Y, YASUYUKI F, et al. Treatment of swine wastewater in continuous activated sludge systems under different dissolved oxygen conditions: Reactor operation and evaluation using modelling[J]. Bioresource Technology, 2018, 250: 574-582. doi: 10.1016/j.biortech.2017.11.078
    [4] ZHANG D, WANG X X, ZHOU Z G. Impacts of small-scale industrialized swine farming on local soil, water and crop qualities in a hilly red soil region of subtropical China[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2017, 14(12): 1524. doi: 10.3390/ijerph14121524
    [5] XU Z C, SONG X Y, LI Y, et al. Removal of antibiotics by sequencing-batch membrane bioreactor for swine wastewater treatment[J]. Science of the Total Environment, 2019, 684: 23-30. doi: 10.1016/j.scitotenv.2019.05.241
    [6] LI X, LI Y Y, LI Y, et al. Enhanced nitrogen removal and quantitative analysis of removal mechanism in multistage surface flow constructed wetlands for the large-scale treatment of swine wastewater[J]. Journal of Environmental Management, 2019, 246: 575-582.
    [7] LUO P, LIU F, ZHANG S N, et al. Nitrogen removal and recovery from lagoon-pretreated swine wastewater by constructed wetlands under sustainable plant harvesting management.[J]. Bioresource Technology, 2018, 258: 247-254. doi: 10.1016/j.biortech.2018.03.017
    [8] 郑效旭, 李慧莉, 徐圣君, 等. SBR串联生物强化稳定塘处理养猪废水工艺优化[J]. 环境工程学报, 2020, 14(6): 1503-1511. doi: 10.12030/j.cjee.201902016
    [9] MCKIE M J, BERTOIA C, EDMONDS L T, et al. Andrews. Pilot-scale comparison of cyclically and continuously operated drinking water biofilters: Evaluation of biomass, biological activity and treated water quality[J]. Water Research, 2019, 149: 488-495. doi: 10.1016/j.watres.2018.11.033
    [10] 王欢, 李旭东, 曾抗美. 猪场废水厌氧氨氧化脱氮的短程硝化反硝化预处理研究[J]. 环境科学, 2009, 30(1): 114-119. doi: 10.3321/j.issn:0250-3301.2009.01.020
    [11] JIA S J, CHEN X Q, SUENAGA T, et al. Spatial and daily variations of nitrous oxide emissions from biological reactors in a full-scale activated sludge anoxic/oxic process.[J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 2019, 127(3): 333-339. doi: 10.1016/j.jbiosc.2018.08.003
    [12] WANG Q B, CHEN Q W. Simultaneous denitrification and denitrifying phosphorus removal in a full-scale anoxic-oxic process without internal recycle treating low strength wastewater[J]. Journal of Environmental Sciences, 2016, 39(1): 175-183.
    [13] 晏广, 邱兆富, 曹国民, 等. A/O系统处理低C/N奶牛场废水中的抗生素[J]. 环境工程学报, 2020, 14(7): 1817-1826. doi: 10.12030/j.cjee.201909163
    [14] 陈锦良. 基于A/O工艺的微电解耦合反硝化污泥深度处理猪场沼液研究[D]. 广州: 广东工业大学, 2018.
    [15] LIU J B, ZHANG P Y, TIAN Z Y, et al. Pollutant removal from landfill leachate via two-stage anoxic/oxic combined membrane bioreactor: Insight in organic characteristics and predictive function analysis of nitrogen-removal bacteria[J]. Bioresource Technology, 2020, 317: 69-76.
    [16] 孙亚平, 林运通, 梁瑜海, 等. 组合工艺对高浓度猪场废水的深度处理[J]. 环境科学与技术, 2018, 41(S2): 169-174.
    [17] 张洪刚, 洪剑明. 人工湿地中植物的作用[J]. 湿地科学, 2006, 4(2): 146-154. doi: 10.3969/j.issn.1672-5948.2006.02.012
    [18] 金树权, 周金波, 包薇红, 等. 5种沉水植物的氮、磷吸收和水质净化能力比较[J]. 环境科学, 2017, 38(1): 156-161.
    [19] LIU F, ZHANG S N, LUO P, et al. Purification and reuse of non-point source wastewater via Myriophyllum-based integrative biotechnology: A review[J]. Bioresource Technology, 2018, 248: 3-11. doi: 10.1016/j.biortech.2017.07.181
    [20] 钟爱文, 曹特, 张萌, 等. 光照和黑暗条件下苦草和穗花狐尾藻对铵态氮的吸收[J]. 湖泊科学, 2013, 25(2): 289-294. doi: 10.3969/j.issn.1003-5427.2013.02.017
    [21] 孙宏, 李宁, 汤江武, 等. 狐尾藻在养殖污水净化中的作用原理及相关应用进展[J]. 中国畜牧杂志, 2020, 56(3): 37-42.
    [22] 吴晓梅, 叶美锋, 吴飞龙, 等. 狐尾藻净化生猪养殖场沼液的研究[J]. 农业环境科学学报, 2018, 37(4): 796-803. doi: 10.11654/jaes.2017-1188
    [23] 赵宪章, 董文艺, 王宏杰, 等. 组合填料强化多级AO工艺处理低温污水脱氮效果[J]. 环境工程, 2018, 36(3): 49-53.
    [24] 晁雷, 孟佳, 王焕书, 等. 三种填料改良A/O工艺处理炼化废水的对比研究[J]. 水处理技术, 2019, 45(8): 103-107.
    [25] FENG L J, YANG G F, ZHU L, et al. Enhancement removal of endocrine-disrupting pesticides and nitrogen removal in a biofilm reactor coupling of biodegradable Phragmites communis and elastic filler for polluted source water treatment[J]. Bioresource Technology, 2015, 187: 331-337. doi: 10.1016/j.biortech.2015.03.095
    [26] 傅金祥, 陈东宁, 李微, 等. 水力负荷对A/O生物滤池处理生活污水的影响[J]. 沈阳建筑大学学报(自然科学版), 2008, 24(3): 447-450.
    [27] 李海华, 金艳艳, 刘保, 等. HRT及有机负荷对厌氧+好氧UF组合工艺处理养猪场粪污的试验研究[J]. 河南农业大学学报, 2012, 46(6): 691-694. doi: 10.3969/j.issn.1000-2340.2012.06.019
    [28] 李倩, 全天秀, 李祖明, 等. 狐尾藻营养活性成分的研究[J]. 食品工业科技, 2019, 40(11): 318-322.
    [29] 余红兵, 肖润林, 杨知建, 等. 五种水生植物生物量及其对生态沟渠氮、磷吸收效果的研究[J]. 核农学报, 2012, 26(5): 798-802.
    [30] XU W W, HU W P, DENG J C, et al. Effects of harvest management of Trapa bispinosa on an aquatic macrophyte community and water quality in a eutrophic lake[J]. Ecological Engineering, 2014, 64: 120-129. doi: 10.1016/j.ecoleng.2013.12.028
    [31] 郑焕春, 周青. 微生物在富营养化水体生物修复中的作用[J]. 中国生态农业学报, 2009, 17(1): 197-202.
  • 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2024-062024-072024-082024-092024-102024-112024-122025-012025-022025-032025-042025-050Highcharts.com
    Created with Highcharts 5.0.7Chart context menu访问类别分布DOWNLOAD: 2.3 %DOWNLOAD: 2.3 %HTML全文: 84.2 %HTML全文: 84.2 %摘要: 13.5 %摘要: 13.5 %DOWNLOADHTML全文摘要Highcharts.com
    Created with Highcharts 5.0.7Chart context menu访问地区分布其他: 93.7 %其他: 93.7 %XX: 4.4 %XX: 4.4 %上海: 0.1 %上海: 0.1 %丽水: 0.1 %丽水: 0.1 %北京: 0.7 %北京: 0.7 %广州: 0.1 %广州: 0.1 %徐州: 0.1 %徐州: 0.1 %楚雄: 0.1 %楚雄: 0.1 %沈阳: 0.1 %沈阳: 0.1 %深圳: 0.1 %深圳: 0.1 %贵港: 0.1 %贵港: 0.1 %运城: 0.1 %运城: 0.1 %郑州: 0.3 %郑州: 0.3 %阳泉: 0.2 %阳泉: 0.2 %其他XX上海丽水北京广州徐州楚雄沈阳深圳贵港运城郑州阳泉Highcharts.com
图( 5) 表( 2)
计量
  • 文章访问数:  3666
  • HTML全文浏览数:  3666
  • PDF下载数:  50
  • 施引文献:  0
出版历程
  • 收稿日期:  2021-02-19
  • 录用日期:  2021-05-11
  • 刊出日期:  2021-08-10
张泽, 孙亚平, 钟铭君, 崔理华. 加挂填料种植狐尾藻提升A/O工艺处理猪场沼液的效果[J]. 环境工程学报, 2021, 15(8): 2770-2777. doi: 10.12030/j.cjee.202102089
引用本文: 张泽, 孙亚平, 钟铭君, 崔理华. 加挂填料种植狐尾藻提升A/O工艺处理猪场沼液的效果[J]. 环境工程学报, 2021, 15(8): 2770-2777. doi: 10.12030/j.cjee.202102089
ZHANG Ze, SUN Yaping, ZHONG Mingjun, CUI Lihua. Treatment effect of piggery biogas slurry by improved A/O process with adding packing and planting myriophylla[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(8): 2770-2777. doi: 10.12030/j.cjee.202102089
Citation: ZHANG Ze, SUN Yaping, ZHONG Mingjun, CUI Lihua. Treatment effect of piggery biogas slurry by improved A/O process with adding packing and planting myriophylla[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(8): 2770-2777. doi: 10.12030/j.cjee.202102089

加挂填料种植狐尾藻提升A/O工艺处理猪场沼液的效果

    通讯作者: 崔理华(1963—),男,博士,教授。研究方向:水污染控制工程等。E-mail:lihcui@scau.edu.cn
    作者简介: 张泽(1996—),男,硕士研究生。研究方向:猪场废水治理。E-mail:453655903@qq.com
  • 华南农业大学资源环境学院,广州 510642

摘要: 为提升A/O工艺对猪场沼液中污染物的去除效果,实现高效率且低成本的运行模式,通过对A/O工艺加挂弹性填料种植狐尾藻来优化工艺。结果表明:当进水COD、TN和NH+4-N分别为441~948、401~1 579和369~1 594 mg·L−1时,改良A/O工艺系统出水COD、TN和NH+4-N去除率分别为42.5%~97.4%、36.9%~88.3%和94.2%~99.4%,均优于A/O工艺的去除效果且具有显著提升。综合考虑对污染物的去除效果以及企业运行成本,在水力停留时间为10 d时,改良A/O工艺出水水质达到最优,出水COD平均去除率可达75.3%,对NH+4-N平均去除率为96.2%~99.5%,TN的出水质量浓度为70~296 mg·L−1。此外,可结合多级改良A/O工艺和组合工艺进一步优化出水水质。除微生物同化作用以及硝化反硝化途径外,系统中含氮类物质还可通过狐尾藻植物去除。改良A/O工艺中狐尾藻植物能够大量生长,含水量为88.8%~89.0%,TP和TN质量分数分别为3.4~5.2 g·kg−1和51.4~53.8 g·kg−1,TN质量分数要远高于普通富营养化水体栽培的狐尾藻,这说明狐尾藻在改良A/O工艺中能够更好的吸收污染水体中的含氮物质。以上结果可为改良A/O工艺对猪场沼液的优化处理提供参考。

English Abstract

  • 近年来我国的养猪行业逐渐规模化、企业化,猪的出栏量以达世界最多[1]。养猪行业每年可产生大量的粪便,但其有效资源化利用率却不足50%[2]。我国每年产生大量的猪粪水,其中包括了粪便、尿液以及洗涤废水[3-4]。猪场废水在经过处理之前大多需要经过沼气池厌氧发酵过程,而将猪场沼液直接排放到江河中会引起水体富营养化等一系列环境问题[5-6]。因此,亟待研发出一种高效且低能耗的猪场沼液处理优化工艺[7]。目前常用的生化处理工艺有SBR工艺[8]、生物过滤器[9]、厌氧氨氧化技术[10]和缺氧/好氧工艺A/O工艺[11]等。A/O工艺前置缺氧池,可补充硝化池所需碱度,同时使反硝化池未完全处理的有机物得到进一步去除,降低运行费用[12-13];此外,A/O工艺因其运行成本低,故结合其他技术可以起到良好的处理效果,因而被广泛应用。陈锦良[14]基于A/O工艺的微电解耦合反硝化污泥深度处理猪场沼液,出水水质中COD、NH+4-N、NO3-N平均质量浓度分别为42.5、2.4、9.8 mg·L−1。LIU等[15]采用两级缺氧/好氧复合膜生物反应器A/O-A/O-MBR对垃圾填埋场产生的渗滤液进行了81 d的处理,对总氮以及氨氮的去除率达80.7%和99.3%。孙亚平等[16]利用两级A/O工艺以及人工湿地等工艺组合深度处理猪场废水,对NH+4-N的去除率为76.40%~98.41%,TP的去除率维持在83.92%~99.84%,COD的去除率则为89.26%~98.62%。

    有研究结果[17]表明,沉水植物对水体中营养物质的吸收要大于漂浮植物和挺水植物。金树权等[18]通过研究发现,水体生物修复中的微生物与植物修复效果之间存在密切联系,虽然沉水植物直接吸收氮磷比例占水质中氮磷比例不高,但通过促进植物体吸附、改善环境提高水体微生物转化等增效作用较为明显。狐尾藻是沉水植物中常见的一种,其对水体中氮磷等营养物质具有较强的吸收能力[19],植物根系对有机碳的释放有助于提高低C/N污水的总氮去除效率,收割后的狐尾藻还可作为湿地景观观赏以及作为饲料使用[20-21]。吴晓梅等[22]利用狐尾藻处理猪场沼液,结果表明,当水力停留时间为40 d 时对沼液的处理效果最好,沼液中COD以及NH+4-N去除率分别为65.99%和59.54%。近年来人们提出了运用填料与A/O工艺相结合的污水处理方法[23]。晁雷等[24]运用3种不同填料对比了强化A/O工艺处理炼化废水,结果表明,弹性填料对炼化废水中COD、NH+4-N和TN的去除效果相对较好,去除率分别为80.6%、95%、75%。弹性填料因其结构具备弹性可保持稳定性,可使填料表层吸附微生物并进行正常的新陈代谢,在好氧池中可减少对微生物的冲击作用,因此,弹性填料的加入有助于微生物更好生长繁殖[25],在一定程度上可强化A/O工艺。

    本研究中采用对A/O工艺进行方法的优化,在池中加挂弹性填料仿生水草的同时在表面种植狐尾藻,监测了其水质指标变化并调整了运行参数,同时设置对照组观察,对比探讨了A/O工艺和改良A/O工艺对猪场沼液常规污染物质去除能力的优化效果,以期为强化A/O工艺处理猪场沼液提供参考。

  • 实验装置如图1所示。2套实验装置均由反硝化池、硝化池组成,池与池之间由PVC管连接,装置均由单个容积200 L的塑料桶制成。运行过程中添加的沼液均为实际废水,通过水泵的作用将沼液抬升自流到反硝化池和硝化池;外接曝气装置,同时在反硝化池内安装推流器,并控制进水量、曝气量以及回流量;好氧池中溶解氧控制在2.0~4.0 mg·L−1,外回流比控制为50%,硝化液回流比为1∶1,污泥龄控制为20 d。通过添加弹性填料仿生水草强化微生物处理技术,种植狐尾藻增强对水体中污染物质的去除能力,提升植物微生物共生系统的处理效果;在硝化池与反硝化池中均悬挂弹性填料仿生水草并在池表面种植狐尾藻,仿生水草在池内的填充量为50%,狐尾藻种植面积覆盖池表面的75%;同时,设置空白组作为水质排放指标的对照。

    本实验在广东省惠州市某猪场内进行,系统运行前期通过接种猪场废水处理厂中的沉淀污泥启动反应器,将沼液曝气培养驯化微生物,进水沼液各项指标参见表1

  • A/O工艺系统运行前期进行15 d污泥驯化,每日早晚各进实际废水沼液1 h,通过添加碳酸氢钠调节池中pH。水力停留时间测试分为3个时间阶段:第1~70天水力停留时间20 d,每日计划进水20 L;第70~130天水力停留时间13 d,每日计划进水30 L;第130~190天水力停留时间10 d,每日计划进水40 L。每7 d测1次水样,分别测定进水沼液、反硝化池和硝化池出水中NH+4-N、NO3-N、NO2-N、COD、TN、SS、MLSS、DO等水质指标,通过对比A/O工艺以及改良A/O工艺中NH+4-N、NO3-N、COD、TN的去除率以及出水的质量浓度,以此来对比两者去除效果的差异。实验结束后保留植物样本,称量狐尾藻的湿重和干重以此计算植物含水量;同时,测试植物中N、P的积累量,观察植物吸收猪场沼液中氮磷的情况。

  • 水质测定方法:COD采用重铬酸钾消解法;总氮(TN)采用碱性过硫酸钾消解-紫外分光光度法;铵态氮(NH+4-N)采用纳氏试剂分光光度法;硝态氮(NO3-N)采用酚二磺酸分光光度法;亚硝酸盐氮(NO2-N)采用N-(1-奈基)-乙二胺光度法;污泥质量浓度(MLSS)和挥发性污泥质量浓度(MLVSS)使用标准称量法测定;溶解氧(DO)使用便携式溶解氧仪测定;pH使用雷诺pH计测定。植物指标的测定方法:植物含水量采用烘箱法;植物中全氮(TN)采用TN-H2SO4-H2O2消煮-奈氏比色法;植物中全磷(TP)采用TP-H2SO4-H2O2消煮-钼睇抗比色法。

  • 图2所示,猪场沼液进水COD值为441~948 mg·L−1,A/O工艺对COD的去除率为32.9%~90.3%,改良A/O工艺对COD的去除率为42.5%~97.4%,改良A/O工艺COD平均去除率较A/O工艺提升17%。A/O工艺耗氧有机污染物(以COD计)出水质量浓度为86~571 mg·L−1,改良A/O工艺出水质量浓度为37~475 mg·L−1。改良A/O工艺中耗氧有机污染物(以COD计)出水浓度明显低于A/O工艺出水浓度,但由于沼液进水COD值波动较大,从而导致出水浓度以及去除率的变化较大,故当沼液进水耗氧有机污染物(以COD计)浓度过高时,改良A/O工艺未能充分将耗氧有机物分解,出水浓度未能完全满足排放标准。因此,后续应用中可设置多级改良A/O工艺,从而实现进一步对耗氧有机污染物(以COD计)的去除[16]。A/O工艺水力停留时间过长并不利于对猪场沼液中耗氧有机污染物的去除,而且还会增加运行成本,因此,A/O工艺加挂弹性填料种植狐尾藻在水力停留时间为10 d时最符合实际运行的情况,耗氧有机污染物(以COD计)的平均去除率和出水质量浓度分别为75.3%和162 mg·L−1

  • 图3所示,猪场沼液NH+4-N的进水质量浓度为369~1 594 mg·L−1,波动范围较大。A/O工艺对NH+4-N的去除率为39.2%~99.2%,改良A/O工艺对NH+4-N的去除率为94.2%~99.4%,平均去除率提升至97.2%。A/O工艺和改良A/O工艺NH+4-N的出水质量浓度分别为4~523 mg·L−1和2~49 mg·L−1,改良A/O工艺NH+4-N的出水质量浓度均小于50 mg·L−1,满足国家排放标准。改良A/O工艺中因悬挂仿生水草,因而强化了微生物对NH+4-N的去除效果[24],仿生水草表面的生物膜能够提高系统硝化菌的数量;狐尾藻对一定浓度的沼液中NH+4-N具有较强的吸收作用,同时,植物结合微生物对NH+4-N去除能力具有增强效果[18]。综上所述,改良A/O工艺对沼液中NH+4-N去除能力显著。改良A/O工艺在水力停留时间20 d时对NH+4-N的去除效果较差,平均去除率和出水质量浓度分别为94.6%和48 mg·L−1;在水力停留时间为10 d时,平均去除率和出水质量浓度分别为98.4%和7 mg·L−1,去除效果较优于水力停留时间13 d的98.3%和10 mg·L−1。当水力停留时间为20 d时,O池对NH+4-N的去除能力大大减弱,水力停留时间过长导致A池和O池的NH+4-N出水浓度均有所增加,对O池中硝化作用去除NH+4-N能力的削弱尤为明显。由于水力停留时间过长,导致负荷过小,仅为0.3 m3·(m2·d)−1,远低于傅金祥等[26]在A/O工艺运用中的最佳负荷1 m3·(m2·d)−1,而污泥自身发生氧化导致污泥越来越少从而降低硝化反硝化途径处理效果,进而削弱了好氧硝化细菌将NH+4-N转化为NO3-N和NO2-N的能力。综上可知,改良A/O工艺对NH+4-N的去除效果更优,并随着水力停留时间的减少,对NH+4-N去除能力不断增强,且在水力停留时间为10 d时去除效果达到最佳。这与李海华等[27]的研究结果相近。

    图4所示,当进水沼液NO3-N质量浓度为0.1~9 mg·L−1时,改良A/O工艺A池NO3-N出水质量浓度在1~98 mg·L−1,O池出水的NO3-N质量浓度为27~310 mg·L−1。可见,改良A/O工艺平均出水质量浓度比A/O工艺平均出水质量浓度低78 mg·L−1,有明显改善。O池出水质量浓度波动较大的原因是,由于进水沼液污染物浓度波动较大,当进水沼液NH+4-N质量浓度过高时,NH+4-N在O池中硝化菌作用下转化为NO3-N的质量浓度也随之升高。在水力停留时间20 d时A池和O池中NO3-N浓度过高,水力停留时间过长导致营养物质缺乏不利于硝化池和反硝化池中微生物的生长,降低反硝化菌将NO3-N转化为N2的效率。此外,低C/N比废水也会降低脱氮的效率,导致A池中NO3-N浓度过高,进而影响O池中的NO3-N出水浓度。当减少水力停留时间时,A池与O池中NO3-N浓度均有不同程度的下降,改良A/O工艺在水力停留时间为13 d时,排放质量浓度均值最低,达到135 mg·L−1

    图5所示,沼液进水TN质量浓度为401~1 597 mg·L−1,波动范围较大。A/O工艺TN的出水质量浓度为115~502 mg·L−1,TN的去除率为22.3%~88.3%;改良A/O工艺TN的质量浓度为70~402 mg·L−1,TN的去除率为36.9%~89.0%,TN平均去除率提升至67.1%,去除效果具有明显改善。受进水沼液中TN浓度的影响,导致改良A/O工艺出水的TN的质量浓度和去除率波动较为明显,后续可通过多级改良A/O工艺结合组合工艺进一步降低TN的出水浓度。改良A/O工艺TN的出水质量浓度在水力停留时间20、13和10 d时的均值分别为281、175和183 mg·L−1。可见,水力停留时间过长同样不利于TN的去除,NH+4-N和NO3-N出水质量浓度的增加影响TN的变化,负荷过小不利于植物微生物结合的共生系统对污染物质的去除。当水力停留时间在13 d时,改良A/O工艺TN的出水质量浓度达到最低值,为95~330 mg·L−1,同时TN去除率达到最高值,为72.2%。

  • 改良A/O工艺中测得狐尾藻各项指标结果见表2。一般而言,改良A/O工艺中种植狐尾藻的含水量要略低于常规富营养化水体中生长狐尾藻的含水量[28]。本实验中,A池和O池种植狐尾藻TN的含量远高于常规富营养化水体环境下种植狐尾藻10.5~20.7 g·kg−1的TN含量,TP含量则略高于常规富营养化水体中1.7~3.4 g·kg−1的TP含量[29]。有研究表明,沉水植物净化增效作用大于本身直接吸收作用[30],在一定浓度范围内, 水生植物的净化率随水体中氮、磷等物质的含量增加而加大[31],这说明狐尾藻在改良A/O工艺中能够更好的吸收水体中的含氮物质。此外,A池中狐尾藻的湿质量和干质量都远大于O池,且A池中狐尾藻的TN、TP和含水量含量也高于O池中的含量。由此可知,A池中的狐尾藻要比O池中的狐尾藻生长更加旺盛,更有利于对猪场沼液中污染物的去除,这可能是由于A池中的共生环境更利于狐尾藻的生长。以上结果均表明,在一定条件下改良A/O工艺种植狐尾藻能够大量生长且能充分吸收其中的含氮物质。

  • 1)在A/O工艺中加挂弹性填料以及种植狐尾藻均对猪场沼液中COD和氮素均有明显的去除效果。其中,COD的去除率为42.5%~97.4%,较对照组中COD平均去除率提升了17%;NH+4-N的去除率为97.2%,较对照组平均去除率提升了16%,满足排放标准;A池中NO3-N出水质量浓度为1~98 mg·L−1,O池出水的NO3-N质量浓度为27~310 mg·L−1;改良A/O工艺中TN的去除率为36.9%~89.0%,较A/O工艺具有明显改善。后续可通过多级改良A/O工艺结合组合工艺进一步优化出水水质。

    2)当改良A/O工艺水力停留时间为10 d时,出水水质最符合实际排放要求。其中,耗氧有机污染物(以COD计)的排放质量浓度为57~307 mg·L−1,去除率可达75.3%;NH+4-N排放质量浓度为2~15 mg·L−1,去除率为96.2%~99.5%,平均去除率可高达98.4%;TN的排放质量浓度为70~296 mg·L−1,平均去除率可达70%以上。

    3)狐尾藻植物含水率为88.8%~89.1%,在A池中狐尾藻TN和TP含量分别为53.8 g·kg−1和5.2 g·kg−1,O池中TN和TP含量分别为51.4 g·kg−1和3.4 g·kg−1。改良A/O工艺狐尾藻TN的含量要远高于常规富营养化水体中狐尾藻TN的含量,且狐尾藻净化增效作用大于本身直接吸收作用。因此,狐尾藻在改良A/O工艺中能够更好的吸收去除污染水体中的含氮物质。

参考文献 (31)

返回顶部

目录

/

返回文章
返回