摘要：為探究兩種不同基質(zhì)的電解強(qiáng)化潛流人工濕地對氮磷污染物的凈化效果差別以及兩種不同基質(zhì)的電解強(qiáng)化潛流人工濕地的最適電流強(qiáng)度，構(gòu)建了以沸石為基質(zhì)的濕地系統(tǒng)A和以磚塊為基質(zhì)的濕地系統(tǒng)B，以及各自的空白a、b。在啟動階段，A對氨氮的去除效果顯著高于B，說明使用沸石為基質(zhì)對電解強(qiáng)化潛流人工濕地的氨氮去除效果更優(yōu)。穩(wěn)定運行階段時，B的總氮最大去除率只達(dá)到A最大去除率的一半，說明以沸石為基質(zhì)的電解強(qiáng)化潛流人工濕地在脫氮效果上更明顯。在穩(wěn)定運行階段，A和B對磷的去除效果會隨著電流強(qiáng)度的增強(qiáng)而不斷變大，當(dāng)電流強(qiáng)度為100mA時，兩系統(tǒng)中磷的去除率均達(dá)到最大值。而對氮的去除效果則是：當(dāng)A在電流強(qiáng)度為30mA時，氮的去除率最高，而B在電流強(qiáng)度為50mA時，氮的去除率最高，且兩系統(tǒng)在達(dá)到最佳電流強(qiáng)度后，隨著電流強(qiáng)度的增加，兩系統(tǒng)對氮的去除能力均會下降。綜合分析，A的最佳運行電流強(qiáng)度為30mA，而B的最佳運行條件為50mA。

　　關(guān)鍵詞：電解強(qiáng)化人工濕地;基質(zhì);電流強(qiáng)度;脫氮除磷

　　隨著農(nóng)村生活水平的提高，農(nóng)村生活污水已經(jīng)不能如從前那樣簡單直接地排放到環(huán)境中。農(nóng)村生活污水中含有的大量氮、磷等物質(zhì)，直接排入水體或者農(nóng)田會造成嚴(yán)重污染[1-2]，于是人工濕地污水處理系統(tǒng)被廣泛應(yīng)用于此類污水的處理[3]。

　　然而，傳統(tǒng)類型的人工濕地缺陷較多，特別是其脫氮除磷能力亟待提高，需考慮采用一定的技術(shù)手段和調(diào)控措施強(qiáng)化該工藝的運行性能[4-6]。其中，將電解強(qiáng)化措施與人工濕地系統(tǒng)耦合，進(jìn)而提高該生態(tài)處理工藝的污染物去除率是當(dāng)前的研究熱點之一[7]。農(nóng)村生活污水中的氮素主要以氨氮的形式存在，硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮的含量較少，污水中的磷主要是正磷酸鹽，有機(jī)磷含量較少[2]。

　　因此去除農(nóng)村生活污水中的氮、磷營養(yǎng)鹽，主要是降低出水中氨氮和正磷酸鹽的含量。傳統(tǒng)的人工濕地主要通過基質(zhì)、微生物和植物的協(xié)同作用去除污水中的氮磷污染物[8]。其中，基質(zhì)對濕地系統(tǒng)的凈化能力至關(guān)重要[9]，然而，其在傳統(tǒng)濕地中對于氮磷的去除效果并不理想，且填料在對污染物吸附飽和后，還存在解析的現(xiàn)象[10-11]。電解強(qiáng)化人工濕地除以上作用外增加了電化學(xué)作用，應(yīng)可對人工濕地的處理效果有所促進(jìn)[12]。

　　截至目前，關(guān)于電解強(qiáng)化人工濕地中基 質(zhì)的影響較少研究，如不同基質(zhì)的人工濕地增加電解裝置后的凈化效果有何差別，不同基質(zhì)的最適電流強(qiáng)度都尚需更多研究。因此，本試驗構(gòu)建了兩種不同基質(zhì)的電解強(qiáng)化潛流人工濕地裝置，包括沸石基質(zhì)和磚塊基質(zhì)以及對應(yīng)的空白組，模擬農(nóng)村生活污水，探究兩種電解裝置的啟動時間、脫氮除磷效果;穩(wěn)定運行后，分析不同電流強(qiáng)度對兩種裝置凈化氮磷污染物的影響。篩選出兩種系統(tǒng)的最佳電解條件，探討相同電解條件下，兩種基質(zhì)對系統(tǒng)中脫氮除磷的貢獻(xiàn)差別。

　　1材料與方法

　　1.1試驗裝置

　　試驗過程中，共構(gòu)建12個裝置，其中電解裝置A及其空白a裝置各3個，電解裝置B及其空白b各3個�？瞻捉M與試驗組裝置結(jié)構(gòu)相同，但未添加電解設(shè)備。兩種不同基質(zhì)的電解強(qiáng)化潛流人工濕地(E-HFCW)裝置，裝置的主體(L×W×H=670mm×450mm×300mm)是由塑料水箱加工而成，其中裝置A中填充的填料主要為沸石，裝置B中主要填充的為磚塊。兩個裝置中填料的質(zhì)量均是50kg，填充高度均為200mm，表層均覆蓋厚度30mm的河沙，填充體積均設(shè)定為50L。兩種裝置均使用純鐵作為電極材料，陽極電極(L×W×T=250mm×150mm×0.3mm，表面打孔，孔徑20mm，孔距20mm)設(shè)置在系統(tǒng)中心，陰極極板均勻地設(shè)置在陽極的兩側(cè)，各極板相距120mm。

　　使用銅線(直徑2mm)將電極與直流穩(wěn)壓電源(同門科技提供的型號eTM-305F，0~30V，0~5A)相連，為電解系統(tǒng)提供恒定電流。各裝置均種植同等數(shù)量蘆葦，因為在室內(nèi)試驗，植物生長狀況較差。裝置采用間歇式進(jìn)水方式，模擬污水由蠕動泵、定時開關(guān)和液體流量計共同控制，通過管徑為35mm的PVC管進(jìn)入系統(tǒng)，處理后的水體則通過水閥排出。

　　1.2試驗條件和模擬廢水

　　該部分試驗分成兩個階段，分別為啟動階段和穩(wěn)定運行階段。兩個階段中室溫控制在25~30℃，裝置的HLR為0.06m3·(m2·d)-1，HRT為1d，系統(tǒng)處理污水量為15L·d-1。在啟動階段，E-HFCW系統(tǒng)的電流強(qiáng)度設(shè)置為15mA，電解時間為8h。

　　穩(wěn)定運行階段，電解時間始終設(shè)置為8h，電流強(qiáng)度分別為8、15、30、50和100mA。該試驗進(jìn)水使用葡萄糖(分析純)、氯化銨(分析純)、磷酸二氫鉀(分析純)和自來水進(jìn)行人工配制，模擬農(nóng)村生活污水。在使用前要靜置1h，待化學(xué)藥品完全溶解、混勻。污水中COD、TN和TP含量分別為(266.14±23.02)、(56.26±6.63)和(4.80±0.44)mg·L-1。

　　1.3采樣點設(shè)置定期從固定出水口采集裝置進(jìn)出水水樣進(jìn)行測定，測定時每個樣品要進(jìn)行3次重復(fù)。

　　1.4水質(zhì)測定與分析方法

　　啟動階段和穩(wěn)定運行階段的水樣測定指標(biāo)包括：pH、溫度、DO、ORP、TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N、TP和PO43--P和Fe2+和總?cè)芙忤F(TDFe)，水質(zhì)指標(biāo)測定時均參照《水與廢水水質(zhì)測定方法》(第4版)[13]。

　　水體中Fe3+的含量，采用TDFe含量減去Fe2+含量的形式獲得。pH、溫度和ORP采用pH電極測定，DO采用便攜式溶氧儀測定。在啟動階段，各裝置先運行15d后，再每天進(jìn)行測定。穩(wěn)定運行階段，各裝置每天測定1次。試驗結(jié)束后，對各裝置中填料的全磷含量進(jìn)行測定。填料的全磷測定使用硫酸/高氯酸消解-鉬銻抗分光光度法，參照《土壤農(nóng)化分析》第3版[14]。

　　1.5數(shù)據(jù)處理

　　數(shù)據(jù)計算使用Excel2018，用Pearson檢驗方法和配對T檢驗來進(jìn)行相關(guān)性分析和差異顯著性分析，檢驗數(shù)據(jù)間相關(guān)水平的統(tǒng)計分析通過SPSS20.0進(jìn)行。

　　2結(jié)果與分析

　　2.1啟動階段兩種裝置對污水中氨氮和正磷酸鹽的凈化情況

　　2.1.1兩種裝置對污水中氨氮的凈化效果

　　啟動階段，氨氮的去除情況：進(jìn)水的氨氮含量為(55.16±9.35)mg·L-1電解裝置A、B出水中氨氮的含量范圍分別為0.11~2.48mg·L-1和14.47~0.07mg·L-1，平均去除率分別為(98.34±1.41)%和(46.82±11.60)%;而對應(yīng)的空白組裝置a、b出水中氨氮的含量范圍分別為0.06~3.62mg·L-1和12.44~37.80mg·L-1，平均去除率分別為(96.38±1.69)%和(49.71±14.67)%。

　　沸石具有多孔隙結(jié)構(gòu)，對氨氮有選擇吸附的能力，因此裝置A對氨氮的去除效率極顯著高于裝置B(P<0.01，n=30)。雖然裝置A和a具有相同的基質(zhì)和環(huán)境條件，但兩者對氨氮的去除效果存在極顯著差異(P<0.01，n=30)，即說明在啟動階段，電解能夠促進(jìn)以沸石為基質(zhì)的人工潛流濕地對氨氮的凈化效果[4]。而裝置B和b對氨氮的去除效率沒有顯著差異(P>0.05，n=30)，即說明該階段，電解并沒有促進(jìn)以磚塊為基質(zhì)的濕地系統(tǒng)對氨氮的去除。

　　2.2電流強(qiáng)度對兩種電解強(qiáng)化潛流人工濕地脫氮除磷能力的影響

　　2.2.1電流強(qiáng)度對電解強(qiáng)化潛流人工濕地脫氮效果的影響

　　各裝置啟動階段結(jié)束后，讓其分別在電流強(qiáng)度為8、15、30、50和100mA的條件下運行，電解時間均設(shè)置為8h，HRT為1d，室溫控制在25~30℃之間。通過試驗分析二者在不同的電流強(qiáng)度下對脫氮效果的影響，以便進(jìn)一步篩選出兩種裝置的最佳電解條件。

　　整個過程中進(jìn)水的TN平均含量為(56.27±6.65)mg·L-1，在上述5個電流強(qiáng)度下，出水的總氮含量及其去除率：裝置A對TN的去除效果較好，當(dāng)電流強(qiáng)度從8mA升高到30mA的過程中，其出水中TN含量降低至(0.92±0.34)mg·L-1，去除率從(95.29±1.26)%升高至(98.33±0.58)%;但當(dāng)電流強(qiáng)度從30mA升高到100mA的過程中，A出水中的TN含量逐漸升高到(7.47±2.13) mg·L-1，去除率降至(87.37±2.82)%。

　　通過差異顯著性分析，發(fā)現(xiàn)A在不同電流強(qiáng)度下對TN的去除率存在極顯著的差異(P<0.01，n=10)。對于B來說，當(dāng)電流強(qiáng)度從8mA升高到50mA的條件下，其出水中TN的含量從(34.45±2.33)mg·L-1降至(22.75±4.16)mg·L-1，去除率從(41.76±3.23)%提高到(57.56±5.00)%，但當(dāng)電流升高到100mA時，TN去除率下降為(51.66±4.78)%。且當(dāng)B在前4個電流強(qiáng)度下，TN去除率間均有極顯著差異(P<0.01，n=10)。

　　兩種裝置NH4+-N去除情況跟TN的去除情況相同，A在30mA條件下，系統(tǒng)的去除率最高(99.31±0.41)%，而后隨著電流強(qiáng)度的增加去除率不斷下降，最低值為(89.59±2.74)%。B在電流強(qiáng)度為50mA時，平均去除最大值為(57.66±4.98)%，而后在100mA條件下，去除率下降為(53.63±2.86)%。兩個系統(tǒng)中進(jìn)出水中的硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮的情況，A、B兩種裝置中NO3--N和NO2--N含量均較少，對系統(tǒng)中氮的去除率影響極小，但是二者作為硝化和反硝化作用中的中間產(chǎn)物，會隨著濕地系統(tǒng)的運行，存在不同程度的積累。

　　電解與人工濕地耦合可以顯著提高系統(tǒng)對氮的凈化能力[7]， 但其去除效果很大程度上依賴于填料的理化性質(zhì)。因而A對氮的去除效果要顯著優(yōu)于B，且二者的最佳的電流強(qiáng)度也不同，對于A來說，最佳電解條件為30mA，而B的最佳運行電流為50mA。

　　2.3不同電流強(qiáng)度下，水體中Fe含量

　　兩種E-HFCW中Fe含量隨電流強(qiáng)度的變化情況。A、B中Fe2+和TDFe的含量均隨電流強(qiáng)度的增強(qiáng)而不斷變大，在電流強(qiáng)度從8mA升高到100mA的過程中，兩裝置TDFe含量分別從(3.28±0.47)mg·L-1、(6.82±0.85)mg·L-1增加到(9.19±0.71)mg·L-1和(14.70±1.37)mg·L-1。A出水中Fe2+的含量從(1.17±0.31)mg·L-1升高至(4.91±0.96)mg·L-1，B出水中Fe2+從(3.35±0.80)mg·L-1升高至(9.74±0.62)mg·L-1。

　　相較于Fe2+和TDFe的變化情況，F(xiàn)e3+變化相對較小。不同電流強(qiáng)度下A出水中的Fe3+含量分別為(2.11±0.36)mg·L-1、(4.03±0.69)mg·L-1、(4.41±0.63)mg·L-1、(4.08±1.08)mg·L-1和(4.28±1.00)mg·L-1。而B在不同電流強(qiáng)度下，F(xiàn)e3+含量分別為(3.47±0.56)mg·L-1、(4.09±0.75)mg·L-1、(4.26±1.07)mg·L-1、(4.89±1.38)mg·L-1和(4.96±1.09)mg·L-1。鐵離子的引入能夠有效地促進(jìn)系統(tǒng)對P的去除[15]，但是如果含量過高，亦會污染水體，破壞生態(tài)環(huán)境，因此我們需要選擇適當(dāng)?shù)碾娏鲝?qiáng)度，既提高污染物的去除率，又避免二次污染的風(fēng)險。

　　3討論與結(jié)論

　　本試驗構(gòu)建了兩種不同基質(zhì)的電解強(qiáng)化潛流人工濕地，采用模擬農(nóng)村生活污水，探究了二者的最佳電解條件和對氮磷污染物的去除效果對比。在啟動階段，各裝置電流強(qiáng)度相同。以沸石為基質(zhì)的電解系統(tǒng)A對氨氮的去除效果均顯著高于以磚塊為基質(zhì)的電解系統(tǒng)B。

　　且裝置A和a對氨氮的去除效果存在極顯著差異，而裝置B和b對氨氮的去除效率沒有顯著差異，說明在啟動階段，電解能夠促進(jìn)以沸石為基質(zhì)的人工潛流濕地對氨氮的凈化效果，而沒有促進(jìn)以磚塊為基質(zhì)的濕地系統(tǒng)對氨氮的去除。在系統(tǒng)運行初期，濕地填料的吸附和沉淀作用強(qiáng)，對磷的去除效果均好[18]，隨著填料吸附作用減小，而后主要依靠電極氧化產(chǎn)生的Fe2+的沉淀絮凝作用。裝置A在系統(tǒng)運行的第41天，對正磷酸鹽的去除率由最低值40.47%回升維持在70%左右，而裝置B從系統(tǒng)運行的第29天開始，其對正磷酸鹽的去除效果就由最低值60.06%回升至(75.20±3.12)%。

　　說明以磚塊為基質(zhì)的電解強(qiáng)化人工濕地系統(tǒng)在除磷上效果更快及明顯。但與未加電解的裝置a、b相比，a、b的去除率持續(xù)降低，在第45天去除率分別為15.20%和46.53%。可以看出電解對于以沸石為基質(zhì)的濕地系統(tǒng)在對磷的去除上起到了更大的作用，去除率提升了約4.5倍;對于以磚塊為基質(zhì)的濕地系統(tǒng)去除率僅提升了約1.5倍。在穩(wěn)定運行階段，A的TN去除效率在電流強(qiáng)度為30mA時達(dá)到最大值(98.33±0.58)%，而B在電流強(qiáng)度為50mA時，TN的去除率達(dá)到最大值(57.56±5.00)%，并且氮的去除效率并不會隨著電流強(qiáng)度的持續(xù)增加而不斷變大，相反，當(dāng)系統(tǒng)達(dá)到最佳電流強(qiáng)度后，氮的去除效果會隨著電流強(qiáng)度的增大而呈現(xiàn)相對下降趨勢，且B的TN最大去除率也只能達(dá)到A最大去除率的一半左右。

　　說明以沸石為基質(zhì)的電解強(qiáng)化潛流人工濕地在脫氮效果上更明顯。在穩(wěn)定運行階段，各系統(tǒng)中磷的去除效果均隨著電流強(qiáng)度的增大而不斷升高。當(dāng)電流強(qiáng)度為100mA時，A、B對TP的去除率分別為(91.85±1.85)%和(97.16±2.03)%，對于磷的去除來說，雖然A中填料對磷的吸附和沉淀作用較弱，但是由于電解過程中產(chǎn)生的鐵離子強(qiáng)化了系統(tǒng)對磷的去除能力，彌補了沸石填料對磷去除能力的劣勢。

　　兩種電解裝置在運行過程中，電解產(chǎn)生的Fe2+和TDFe的含量均隨電流強(qiáng)度的增大而增大。當(dāng)電流強(qiáng)度為100mA時，A、B中產(chǎn)生的TFe含量分別為(9.19±0.71)mg·L-1和(14.70±1.37)mg·L-1，而Fe3+的含量相對較少，其含量分別為(4.28±1.00)mg·L-1和(4.96±1.09)mg·L-1。由于沸石對金屬陽離子具有吸附作用[19-20]，因而A中的鐵離子含量要低于B。在啟動階段，相同電流強(qiáng)度下，電解能夠促進(jìn)以沸石為基質(zhì)的人工潛流濕地對氮的凈化效果，而沒有促進(jìn)以磚塊為基質(zhì)的濕地系統(tǒng)對氮的去除。A、B與各自的空白組a、b相比，電解系統(tǒng)與人工濕地的組合，顯著提高了A脫氮除磷的能力，提高了B的除磷效率。

　　兩種不同基質(zhì)的電解強(qiáng)化潛流人工濕地在不同電流強(qiáng)度下運行的結(jié)果表明，電解可以促進(jìn)系統(tǒng)對氮磷污染物的去除，且相較傳統(tǒng)濕地而言，在運行過程中的副產(chǎn)物更少。當(dāng)A在電流強(qiáng)度為30mA時，氮的去除效果達(dá)到最大值，而B在電流強(qiáng)度為50mA時，氮的去除效果最佳。而A、B對磷的去除效率隨著電流強(qiáng)度的增強(qiáng)而持續(xù)變高，當(dāng)電流強(qiáng)度為100mA時，TP的去除率分別達(dá)到最高。綜合兩種系統(tǒng)在運行過程中對氮磷污染物的凈化能力以及副產(chǎn)物的產(chǎn)量考慮，A的最佳運行電流強(qiáng)度為30mA，而B的最佳運行條件為50mA。

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　　作者：錢琪卉1，于元超1，王皓1，王振1，巫厚長1*，鐘耀華2