Effect of external carbon addition on pollutants removal from the tail water of a sewage treatment plant by biochar-based subsurface flow constructed wetland
-
摘要:
生物炭作为一种多功能生态环保材料，近年来被广泛应用于人工湿地污水处理中，其可为异养反硝化提供碳源，从而提高人工湿地的脱氮能力。通过室内构建石英砂/杏仁壳生物炭基质（体积比7∶3）人工湿地，同时以石英砂基质人工湿地为对照，运行后期通过外加碳源设计不同碳氮比（C/N），且分别采用连续流和间歇流的运行方式，探究外加碳源对生物炭基水平潜流人工湿地深度净化实际污水处理厂尾水效果的影响。结果表明：外加碳源前，人工湿地的化学需氧量（COD）去除率为负，总氮（TN）和硝氮（NO3 −-N）去除率在41 d内持续降低；而外加碳源后，石英砂单元和石英砂/生物炭单元的COD去除率分别增至37.88%~90.44%和73.60%~97.90%，TN和NO3 −-N去除率也明显提高。在外加碳源使进水C/N为8且间歇流运行时，石英砂/生物炭单元的TN和NO3 −-N去除率最高，分别达65.61%和74.20%。生物炭添加提高了湿地微生物生物量，同时创造了有利于反硝化作用发生的氧化还原环境，使石英砂/生物炭单元的COD、TN和NO3 −-N去除率分别提高了5.66%~130.35%、9.34%~54.03%和8.71%~63.04%。外加碳源与生物炭添加可作为一种有效手段强化实际污水处理厂尾水人工湿地系统的脱氮效能。
Abstract:As a kind of multifunctional eco-friendly material, biochar has been widely used in sewage treatment by constructed wetlands in recent years, which can provide carbon source for heterotrophic denitrification and enhance nitrogen removal capacity of constructed wetland. To explore the effect of external carbon addition on deep purification of the tail water of a sewage treatment plant by biochar-based horizontal subsurface flow constructed wetland, two parallel indoor experimental units were set with quartz sand/almond shell biochar (volume ratio 7∶3) and quartz sand (the control) as the constructed wetland matrix, respectively. Moreover, in the later phase of operation, different C/N ratios were designed by external carbon addition and the operation modes of continuous flow and intermittent flow were adopted, respectively. Results showed that before external carbon addition, chemical oxygen demand (COD) removal rate of constructed wetland was negative, and total nitrogen (TN) and nitrate nitrogen (NO3 −-N) removal rates continued to decrease during 41 days. However, COD removal rates of quartz sand and quartz sand/almond shell biochar units increased to 37.88%-90.44% and 73.60%-97.90%, respectively, and TN and NO3 −-N removal rates also significantly increased after external carbon addition. The maximum removal rates of TN and NO3 −-N in quartz sand/biochar unit were 65.61% and 74.20%, respectively, as the influent C/N ratio was increased to 8 by external carbon addition and the intermittent flow mode was running. Biochar addition increased the microbial biomass of the constructed wetland, and created the appropriate redox environment facilitating denitrification. Therefore, the removal rates of COD, TN, and NO3 −-N of the wetland unit set with quartz sand/almond shell biochar increased by 5.66%-130.35%, 9.34%-54.03%, and 8.71%-63.04%, respectively, compared with the control. The external carbon addition and biochar application could be an effective measure to strengthen the denitrogenation efficiency of constructed wetland for tail water purification of sewage treatment plants.
-
近年来，为保护区域水生态环境，经提标改造的城镇污水处理厂尾水水质大幅提升。目前，我国大多数污水处理厂尾水水质可达到GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》中的一级A标准，但仍低于GB 3838—2002《地表水环境质量标准》中的Ⅴ类水质标准[1]。尾水中氮污染物浓度高，排放量大且排放时间集中，不经净化排入水体，易造成受纳水体富营养化等问题[2]。为使尾水资源化利用并有效保护水生态环境，需要对其进行深度处理。
人工湿地可以作为污水处理厂的深度处理单元[3]，通过湿地基质的截留与吸附、植物吸收、微生物降解、动物捕食等物理、化学、生物作用，有效净化尾水[4]。人工湿地的水处理成本较低，抗冲击负荷能力强，同时作为城市水系统的一部分，具有重要的环境效益和景观价值[5-6]。生物炭作为一种多功能环保材料，越来越多地被用作人工湿地填料。生物炭的多孔结构有利于形成好氧-缺氧界面，促进氨氮（NH4 +-N）和总氮（TN）的去除[7-8]。同时，生物炭可以作为反硝化作用的潜在碳源[9]。Zheng等[10]研究发现，在垂直流人工湿地中添加污泥生物炭和香蒲生物炭，可以释放溶解性有机物从而补充反硝化碳源，促进Thaurea等反硝化微生物的富集，提高模拟废水中硝氮（NO3 −-N）和TN的去除。另外，生物炭还可以有效吸附土壤微生物，使其不易被冲走或捕食，并调节环境介质pH，提高盐基饱和度和微生物生物量。
目前，生物炭基人工湿地处理模拟废水或生活污水的研究较多[8,10-11]，这是由于其可为微生物提供充足的营养物质，对碳、氮污染物去除率较高。然而，污水处理厂尾水中TN以NO3 −-N为主，有机物可生化性差，且碳氮比（C/N）低。在生物炭基人工湿地对污水处理厂尾水净化研究方面鲜见报道。如Wang等[12]在垂直流人工湿地中投加NaOH改性玉米秸秆生物炭，探究其对模拟污水厂尾水的处理效果，发现NaOH改性条件的优化有利于抑制生物炭结构破坏和碳素损失，且NH4 +-N、NO3 −-N和TN的去除率均达90%左右；Jia等[13-14]以石英砂和土壤（质量比1∶1）为水平潜流人工湿地基质，探究了竹炭添加（质量分数10%）对污水处理厂尾水净化效果的影响，发现较长的水力停留时间（96 h）以及外加碳源有利于碳、氮污染物的去除。
为深入探究外加碳源与生物炭在水平潜流人工湿地深度净化污水处理厂尾水中的作用，以及保证湿地过水量与防止湿地基质堵塞，笔者采用石英砂和生物炭的湿地基质组合，同时设置石英砂基质对照组，先后开展未外加碳源和外加碳源2个阶段的研究，并深入分析其对碳、氮污染物的去除机制，以期为构建生物炭基水平潜流人工湿地并利用其深度净化污水处理厂尾水提供理论依据。
1. 材料与方法
1.1 试验装置和采样点布设
1.1.1 试验装置
水平潜流人工湿地装置由厚度10 mm的有机玻璃板制成。装置尺寸为700 mm×400 mm×500 mm（长×宽×高），沿纵向平均分为2个单元。装置内设有2块挡板，将2个单元均分为进水区、基质区和出水区。在进水区和出水区铺设砾石（粒径10~20 mm，孔隙率41.2%~42.2%），高度为400 mm。在基质区底层和顶层铺设沸石（粒径6~12 mm，孔隙率41.9%~43.2%），高度均为100 mm；中层铺设高度为200 mm的小粒径基质，其中对照单元为石英砂（粒径4~8 mm，孔隙率40.4%~42.0%），处理单元为石英砂和杏仁壳生物炭（粒径4~8 mm，孔隙率34.6%~35.2%），按体积比7∶3均匀混合〔图1（a）〕。试验启动后，对装置进行避光处理。
![]()
图 1 人工湿地装置正视图和采样杆布设Figure 1. Front view of the constructed wetland device and the schematic diagram of the sampling rod layout由于粉末生物炭在人工湿地中易被冲刷流失，本试验选用颗粒状杏仁壳生物炭。试验所用沸石、砾石、石英砂和杏仁壳生物炭均购于河南某水处理公司。填料经清水冲洗、自然晾干后备用。
1.1.2 采样点布设
在每个湿地单元的基质区均匀布设4根采样杆并编号，同时在出水区中央布设1根采样杆，采样杆底端至装置底部〔图1（b）〕。在距采样杆底端200和50 mm处分别设置采样点，用以检测湿地内部污染物浓度、溶解氧（DO）浓度和氧化还原电位（ORP）。A、B 2根采样杆距底端200 mm（或50 mm）处采集样品所测指标的平均值，定义为“AB上”（或“AB下”），其他类似。出水区采样位置为距采样杆底端200 mm处。
1.2 污泥接种
试验启动时，接种污泥以加快人工湿地基质挂膜。污泥取自山西省晋中市某污水处理厂生化处理系统的厌氧池。污泥取回后，将其稀释至1 000 mg/L，采用蠕动泵与表面淋洒相结合的方式，一次性向装置的2个单元分别加入4 L污泥。
1.3 试验水质与运行方式
试验用水取自该污水处理厂二级处理出水，水质见表1。水中BOD5/COD较低，可生化性差。另外，由于试验进水总磷（TP）浓度平均值为0.10 mg/L，优于GB 3838—2002中Ⅳ类水质标准，因此不作为水质检测指标。
表 1 试验用水水质Table 1. Water quality of the influent watermg/L COD TN浓度 NH4 +-N浓度 NO3 −-N浓度 NO2 −-N浓度 TP浓度 pH1） BOD5/
COD1）20~40 8.27~12.57 0.19~0.59 7.16~11.23 0.004~0.090 0.043~0.650 7.5~8.5 0.195~
0.2831）pH和BOD5/COD无量纲。 试验时间为2021年8月14日—10月24日，湿地稳定运行71 d。试验期间水温从26 ℃逐渐降至16 ℃。前41 d，采用蠕动泵连续进水运行，通过转子流量计控制进水流量，水力停留时间2 d。考虑到生物炭碳源提供量不足以实现人工湿地深度脱氮，后30 d通过外加碳源设计不同C/N，分别采用连续流和间歇流的运行方式（水力停留时间2 d），共进行4组试验，探索人工湿地对污染物的去除效能。外加碳源阶段操作详情见表2。未外加碳源阶段，每周测定2次水质；外加碳源阶段，于碳源投加2 d后进行水质测定，每组试验重复3次（C/N为8、间歇流试验组重复6次）。
表 2 人工湿地运行C/N和运行方式Table 2. C/N ratio and the operation pattern of the constructed wetland试验阶段 运行
C/N外加碳源
类型运行
方式水样采
集位置水力停
留时间/d运行
天数/d第1~
41天（未外加碳源）2~3（污水处理厂尾水） 无 连续流 出水区 2 41 第42~
71天（外加碳源）4 乙酸钠 连续流 出水区 2 6 8 乙酸钠 连续流 出水区 2 6 6 乙酸钠 间歇流 基质区 2 6 8 乙酸钠 间歇流 基质区 2 12 1.4 分析方法
COD采用快速密闭催化消解分光光度法测定；TN浓度采用碱性过硫酸钾氧化-紫外分光光度法测定；NO3 −-N浓度采用双波长比色法测定；NO2 −-N浓度采用N-（1-萘基）-乙二胺光度法测定；NH4 +-N浓度采用纳氏试剂分光光度法[15]测定。采用便携式溶解氧测定仪（JPBJ-608）测定水体DO浓度，采用pH计（pHS-3C）测定pH，采用pH计（pHS-3C）和501 ORP复合电极测定ORP。使用扫描电子显微镜（SEM，TESCAN MIRA LMS，捷克）观察湿地基质表面的微观形貌特征。
1.5 数据处理
数据通过Excel软件进行整理和计算，使用Origin 2017软件作图。
2. 结果
2.1 湿地基质表面形貌特征
挂膜前的生物炭表面有大量微孔结构，比表面积大，有利于吸附水中的污染物和微生物，并促进微生物附着生长〔图2（a）〕。挂膜后石英砂表面平整光滑，孔隙结构不明显，仅能观察到少量丝状和膜状生物质，表明石英砂作为湿地基质的挂膜效果较差〔图2（b）、图2（d）〕。挂膜后的生物炭表面可以观察到大量网状和丝状细菌群落及其胞外聚合物，生物炭表面及其孔状结构被完全覆盖，生物膜结构密致。生物炭的添加，明显改善了湿地系统的挂膜效果，提高了湿地微生物生物量，有利于水中污染物去除〔图2（c）〕。
![]()
图 2 挂膜前的生物炭与挂膜后湿地基质表面的SEM图（2 000倍）Figure 2. SEM images of the biochar before biofilm colonization and the wetland substrates after biofilm colonization (2000×)2.2 人工湿地对碳、氮污染物的去除
2.2.1 COD
不同运行阶段人工湿地COD及其去除率的动态变化如图3所示。由图3可知，外加碳源前，人工湿地出水COD高于进水，且石英砂单元出水COD高于石英砂/生物炭单元，表明该条件下人工湿地对污水处理厂尾水中的COD没有去除作用。外加碳源后，不同碳源投加量和运行方式条件下，人工湿地表现出较高的COD去除率。连续流运行方式下，C/N分别为4和8时，石英砂/生物炭单元的出水COD（5.97和2.11 mg/L）均明显低于石英砂单元（20.55和9.61 mg/L）；随着进水C/N从4增至8，石英砂单元的COD去除率从37.88%增至90.44%，石英砂/生物炭单元的COD去除率从91.95%增至97.90%。
![]()
图 3 不同运行阶段人工湿地COD及其去除率的动态变化Figure 3. Dynamic change of COD and its removal efficiency in constructed wetland during different operating stages间歇流运行方式下，C/N分别为6和8时，石英砂/生物炭单元的出水COD（11.28和23.67 mg/L）也均明显低于石英砂单元（23.39和31.25 mg/L）；随着进水C/N从6增至8，石英砂单元的COD去除率从63.01%增至65.15%，而石英砂/生物炭单元的COD去除率却从82.16%降至73.60%。整体上，石英砂/生物炭单元的COD去除率比石英砂单元高5.66%~130.35%。
2.2.2 TN和NO3 −-N
不同运行阶段人工湿地TN和NO3 −-N浓度及去除率的动态变化如图4所示。由于试验进水中的TN以NO3 −-N为主（NH4 +-N和NO2 −-N的平均浓度分别仅为0.40和0.03 mg/L），因此TN和NO3 −-N去除规律相近。在未外加碳源阶段，运行初期人工湿地的TN和NO3 −-N去除率较高。随时间推移，石英砂单元的TN去除率从最高值58.87%降至4.02%，NO3 −-N去除率从最高值45.22%降至−9.92%；而石英砂/生物炭单元的TN去除率从最高值87.97%降至24.22%，NO3 −-N去除率从最高值60.84%降至19.07%。
![]()
图 4 不同运行阶段人工湿地TN和NO3 −-N浓度及去除率的动态变化Figure 4. Dynamic changes of TN and NO3 −-N concentrations and their removal efficiencies in constructed wetland during different operating stages在外加碳源阶段，不同碳源投加量和运行方式条件下，人工湿地的TN和NO3 −-N去除率明显回升。连续流运行时，随着进水C/N从4增至8，石英砂单元的TN去除率从29.67%降至23.98%，NO3 −-N去除率从23.10%降至22.84%；而石英砂/生物炭单元的TN去除率从29.39%增至54.37%，NO3 −-N去除率从35.13%增至52.74%。类似地，间歇流运行时，随着进水C/N从6增至8，石英砂单元的TN去除率从32.40%降至11.58%，NO3 −-N去除率从40.37%降至11.16%；而石英砂/生物炭单元的TN去除率从41.73%增至65.61%，NO3 −-N去除率从49.08%增至74.20%。
由于石英砂单元所含微生物生物量少，当C/N为8时，提供的碳源可能超过湿地微生物反硝化所需碳源，因此与C/N为4或6相比，更高的C/N并没有继续促进TN和NO3 −-N的去除。然而，石英砂/生物炭单元所含微生物生物量多，随C/N增大，更多碳源可用于微生物反硝化作用，TN和NO3 −-N去除率持续增大。
2.2.3 NO2 −-N和NH4 +-N
不同运行阶段人工湿地NO2 −-N和NH4 +-N浓度及去除率的动态变化如图5所示。由图5（a）可知，整个试验期间，进水NO2 −-N浓度较低。在未外加碳源阶段，人工湿地出水NO2 −-N浓度无明显变化规律，未发生明显的NO2 −-N积累现象。在外加碳源阶段，尤其是间歇流运行方式下，NO2 −-N发生了明显的积累；C/N为6时，与进水NO2 −-N浓度相比，石英砂单元和石英砂/生物炭单元出水NO2 −-N浓度分别增加了21.94和21.34倍；C/N为8时，分别增加了32.88和75.11倍。
![]()
图 5 不同运行阶段人工湿地NO2 −-N和NH4 +-N浓度及去除率的动态变化Figure 5. Dynamic changes of NO2 −-N and NH4 +-N concentrations and their removal efficiencies in constructed wetland during different operating stages由图5（b）可知，生物炭的添加明显促进了NH4 +-N去除，石英砂/生物炭单元的NH4 +-N去除率比石英砂单元高11%~86%。运行至第11天时，由于雨水混入试验用水，进水NH4 +-N浓度显著下降，对NH4 +-N去除率产生一定影响。
2.3 基质区氧化还原状态
不同运行阶段人工湿地基质区DO浓度和ORP的动态变化如图6所示。湿地中DO浓度和ORP的分布，可以改变微生物群落结构，并间接影响氮转化过程，是湿地系统脱氮的重要影响因素。整个运行期间进水平均DO浓度和ORP分别为4.13 mg/L和217.40 mV。由于湿地上部更易复氧，因此基质区DO浓度在垂直方向上呈下降趋势，石英砂单元上、下部DO浓度分别为0.59~4.50和0.50~3.65 mg/L〔图6（a）〕，石英砂/生物炭单元上、下部DO浓度分别为0.47~3.92和0.47~3.68 mg/L〔图6（b）〕。另一方面，在外加碳源阶段，石英砂单元基质区下部ORP显著降至42~143 mV〔图6（c）〕，而石英砂/生物炭单元基质区下部ORP显著降至−38~99 mV〔图6（d）〕。
![]()
图 6 不同运行阶段人工湿地基质区DO浓度和ORP的动态变化Figure 6. Dynamic changes of DO concentration and ORP in the matrix region of constructed wetland during different operating stages与石英砂单元相比，石英砂/生物炭单元的DO浓度低0~0.91 mg/L，ORP低−1.50~97.88 mV，较低的DO和ORP更有利于反硝化作用进行，因此石英砂/生物炭单元的COD和NO3 −-N去除率均较高。
3. 讨论
3.1 碳源不足导致湿地内微生物发生内源呼吸及出水COD升高
本研究所用污水处理厂尾水中有机物已很难被微生物降解利用。因此，若采用人工湿地技术对其进行深度处理，必须通过外加碳源改善其可生化性[16-17]。外加碳源前，人工湿地出水COD高于进水，这可能是接种污泥带入装置的微生物，由于得不到充足的可利用碳源，发生内源分解导致出水COD升高[18]。尾水中TN以NO3 −-N为主，而人工湿地中NO3 −-N的去除主要靠微生物的反硝化作用[19]。由于进水C/N低且可生化性差，同时生物炭的溶解性有机碳含量低（4.30 mg/kg），导致反硝化微生物活性降低，TN和NO3 −-N去除率也随之降低[20]。
外加碳源后，不同碳源投加量和运行方式条件下，人工湿地的COD、TN和NO3 −-N去除率明显提高。相关研究表明，活性污泥微生物在C/N为0时，可发生核苷酸代谢；在C/N为5和10时，主要发生氮代谢、丁酸代谢和丙酸盐代谢；随C/N升高，反硝化酶活性增强，TN去除率从8.3%增至42.0%，且COD去除率大于90%[21]。因此，外加碳源有利于提高反硝化微生物活性，强化反硝化过程。
3.2 生物炭的添加有利于湿地内反硝化作用进行
生物炭的添加有利于湿地基质的挂膜。SEM分析表明，石英砂表面光滑平整，吸附性能弱，而生物炭拥有发达的孔隙结构，吸附性能强，可以给微生物提供更多吸附位点，提高微生物丰度和多样性，进而有利于碳氮污染物的去除[22-23]。微生物反硝化是人工湿地脱氮的主要途径[24-25]。石英砂/生物炭单元的TN和NO3 −-N去除率（TN为24.22%~87.97%，NO3 −-N为19.07%~74.20%）始终高于石英砂单元（TN为4.02%~59.76%，NO3 −-N为−9.92%~45.22%），此现象与生物炭可提高人工湿地反硝化微生物的丰度和多样性有关[26]。王涛[9]研究发现，在未添加生物炭的人工湿地中，仅检测到反硝化细菌微小杆菌属（Exiguobacterium）、芽孢杆菌属（Bacillus）、假单胞菌属（Pseudomonas）；而在添加生物炭的人工湿地中，除上述菌属外，还检测到红杆菌属（Rhodobacter）和类固醇杆菌属（Steroidobacter）。在人工湿地中添加竹炭，可显著提高陶厄氏菌属（Thauera）、假单胞菌属（Pseudomonas）和脱氯单胞菌属（Dechloromonas）等反硝化细菌的相对丰度，同时TN去除率也提高2.5%~7.0%[27]。
另外，生物炭表面含有丰富的含氧官能团，可通过表面络合、氢键和静电引力等作用，以及氧化还原反应，去除水中污染物[28-30]。生物炭表面的醌基可以作为氧化还原介体促进微生物反硝化作用[31]。Zheng等[10]研究发现，添加污泥生物炭和香蒲生物炭基质人工湿地的电子传递系统活性分别提高了0.698和0.145 μg/（g·min）（以每g蛋白质产生O2计），COD去除率分别提高了17.33%和3.75%，TN去除率分别提高了24.29%和14.08%。
3.3 外加碳源导致湿地内NO2 −-N积累，且C/N较低时NO2 −-N积累更显著
外加乙酸钠作碳源后，人工湿地的COD和NO3 −-N去除率显著提高，但同时发生了明显的NO2 −-N积累现象（出水NO2 −-N浓度最高达进水的75.11倍）。殷芳芳等[32]研究了不同碳源类型对反硝化作用的影响，发现用乙酸钠作碳源时，反硝化细菌的反硝化速率远快于其他碳源，但反硝化效率仅48%，部分氮污染物以NO2 −-N形式积累。此现象与乙酸钠的代谢途径有关，乙酸盐类物质在反硝化过程中转化为乙酰辅酶A，然后进入三羧酸循环，而不生成还原型辅酶Ⅰ，还原型辅酶Ⅰ是微生物可利用的能源物质。在以乙酸钠为碳源的反硝化过程中，由于还原型辅酶Ⅰ的缺乏，导致能源物质不足，进而造成NO2 −-N积累，且在低C/N时表现更显著[33]。本研究也发现，在外加碳源阶段，较低C/N时，NO2 −-N积累更显著（连续流，C/N为4时出水NO2 −-N浓度是C/N为8时的3.87~4.18倍；间歇流，C/N为6时出水NO2 −-N浓度是C/N为8时的1.37~3.15倍）；而随C/N升至8时，由于碳源增多，积累的NO2 −-N也被逐渐去除。类似地，董晓莹等[34]研究了C/N对反硝化过程NO2 −-N积累的影响，发现较低的C/N有利于NO2 −-N积累，这是由于在反硝化过程中，NO3 −-N优先于NO2 −-N还原，碳源限制导致NO2 −-N无法继续还原为N2；随C/N升高，NO2 −-N积累量持续增加，但当继续升高C/N时，NO2 −-N积累量又降低。
4. 结论
（1）外加碳源前，水平潜流人工湿地的COD去除率为负，对TN和NO3 −-N的去除率持续降低，且石英砂/生物炭单元对碳、氮污染物的去除率高于石英砂单元；而外加碳源后，石英砂单元和石英砂/生物炭单元的COD去除率分别增至37.88%~90.44%和73.60%~97.90%，TN和NO3 −-N去除率也明显提高，尤其是石英砂/生物炭单元，外加碳源缓解了反硝化微生物的内源呼吸，促进了碳、氮污染物去除。
（2）生物炭的添加，为水平潜流人工湿地中微生物提供了更多吸附位点，有利于微生物附着生长，提高了人工湿地的微生物生物量，同时创造了有利于反硝化作用发生的氧化还原环境，使石英砂/生物炭单元的COD、TN和NO3 −-N去除率分别提高了5.66%~130.35%、9.34%~54.03%和8.71%~63.04%。
-
![]()
图 1 人工湿地装置正视图和采样杆布设
Figure 1. Front view of the constructed wetland device and the schematic diagram of the sampling rod layout
![]()
图 2 挂膜前的生物炭与挂膜后湿地基质表面的SEM图（2 000倍）
Figure 2. SEM images of the biochar before biofilm colonization and the wetland substrates after biofilm colonization (2000×)
![]()
图 3 不同运行阶段人工湿地COD及其去除率的动态变化
Figure 3. Dynamic change of COD and its removal efficiency in constructed wetland during different operating stages
![]()
图 4 不同运行阶段人工湿地TN和NO3 −-N浓度及去除率的动态变化
Figure 4. Dynamic changes of TN and NO3 −-N concentrations and their removal efficiencies in constructed wetland during different operating stages
![]()
图 5 不同运行阶段人工湿地NO2 −-N和NH4 +-N浓度及去除率的动态变化
Figure 5. Dynamic changes of NO2 −-N and NH4 +-N concentrations and their removal efficiencies in constructed wetland during different operating stages
![]()
图 6 不同运行阶段人工湿地基质区DO浓度和ORP的动态变化
Figure 6. Dynamic changes of DO concentration and ORP in the matrix region of constructed wetland during different operating stages
表 1 试验用水水质
Table 1 Water quality of the influent water
mg/L COD TN浓度 NH4 +-N浓度 NO3 −-N浓度 NO2 −-N浓度 TP浓度 pH1） BOD5/
COD1）20~40 8.27~12.57 0.19~0.59 7.16~11.23 0.004~0.090 0.043~0.650 7.5~8.5 0.195~
0.2831）pH和BOD5/COD无量纲。 
下载: 导出CSV
表 2 人工湿地运行C/N和运行方式
Table 2 C/N ratio and the operation pattern of the constructed wetland
试验阶段 运行
C/N外加碳源
类型运行
方式水样采
集位置水力停
留时间/d运行
天数/d第1~
41天（未外加碳源）2~3（污水处理厂尾水） 无 连续流 出水区 2 41 第42~
71天（外加碳源）4 乙酸钠 连续流 出水区 2 6 8 乙酸钠 连续流 出水区 2 6 6 乙酸钠 间歇流 基质区 2 6 8 乙酸钠 间歇流 基质区 2 12
下载: 导出CSV
-
[1] 贾晓彤, 何小娟, 封吉猛, 等.菌藻共生系统净化污水处理厂尾水的条件探究与优化[J]. 环境工程技术学报,2022,12(4):1177-1184. JIA X T, HE X J, FENG J M, et al. Optimization of conditions for purification of wastewater treatment plant effluent by microalgae-bacteria symbiotic system[J]. Journal of Environmental Engineering Technology,2022,12(4):1177-1184.
[2] 王宇娜, 国晓春, 卢少勇, 等.人工湿地对低污染水中氮去除的研究进展: 效果、机制和影响因素[J]. 农业资源与环境学报,2021,38(5):722-734. WANG Y N, GUO X C, LU S Y, et al. Review of nitrogen removal in low-polluted water by constructed wetlands: performance, mechanism, and influencing factors[J]. Journal of Agricultural Resources and Environment,2021,38(5):722-734.
[3] EZZAT S M, MOUSTAFA M T. Treating wastewater under zero waste principle using wetland mesocosms[J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering,2020,15(4):1-14.
[4] 颜秉斐, 肖书虎, 廖纯刚, 等.潜流人工湿地长效运行脱氮研究进展[J]. 环境工程技术学报,2019,9(3):239-244. DOI: 10.12153/j.issn.1674-991X.2019.02.010 YAN B F, XIAO S H, LIAO C G, et al. Research progress of long-term nitrogen removal in subsurface flow constructed wetlands[J]. Journal of Environmental Engineering Technology,2019,9(3):239-244. DOI: 10.12153/j.issn.1674-991X.2019.02.010
[5] ZHAO Y Q, JI B, LIU R B, et al. Constructed treatment wetland: glance of development and future perspectives[J]. Water Cycle,2020(1):104-112. DOI: 10.1016/j.watcyc.2020.07.002
[6] 宋志文, 毕学军, 曹军.人工湿地及其在我国小城市污水处理中的应用[J]. 生态学杂志,2003,22(3):74-78. SONG Z W, BI X J, CAO J. Application of constructed wetlands in sewage treatment in small cities in China[J]. Chinese Journal of Ecology,2003,22(3):74-78.
[7] LIU X Y, HU S H, SUN R, et al. Dissolved oxygen disturbs nitrate transformation by modifying microbial community, co-occurrence networks, and functional genes during aerobic-anoxic transition[J]. Science of the Total Environment,2021,790:148245. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2021.148245
[8] 邓朝仁, 梁银坤, 黄磊, 等.生物炭对潜流人工湿地污染物去除及N2O排放影响[J]. 环境科学,2019,40(6):2840-2846. DENG C R, LIANG Y K, HUANG L, et al. Influences of biochar on pollutant removal efficiencies and nitrous oxide emissions in a subsurface flow constructed wetland[J]. Environmental Science,2019,40(6):2840-2846.
[9] 王涛. 颗粒生物炭人工湿地对二级出水氮磷去除研究[D]. 徐州: 中国矿业大学, 2018. [10] ZHENG F F, FANG J H, GUO F C, et al. Biochar based constructed wetland for secondary effluent treatment: waste resource utilization[J]. Chemical Engineering Journal,2022,432:134377. DOI: 10.1016/j.cej.2021.134377
[11] 张梦媚, 何世颖, 唐婉莹, 等.TiO2/生物炭复合材料处理低浓度氨氮废水[J]. 环境科学研究,2017,30(9):1440-1447. ZHANG M M, HE S Y, TANG W Y, et al. Disposal of low concentration ammonia-nitrogen wastewater using TiO2/biochar composite[J]. Research of Environmental Sciences,2017,30(9):1440-1447.
[12] WANG H X, WANG X Y, TENG H W, et al. Purification mechanism of city tail water by constructed wetland substrate with NaOH-modified corn straw biochar[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety,2022,238:113597. DOI: 10.1016/j.ecoenv.2022.113597
[13] JIA W, SUN X, GAO Y, et al. Fe-modified biochar enhances microbial nitrogen removal capability of constructed wetland[J]. Science of the Total Environment,2020,740:139534. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2020.139534
[14] JIA W, YANG Y C, YANG L Y, et al. High-efficient nitrogen removal and its microbiological mechanism of a novel carbon self-sufficient constructed wetland[J]. Science of the Total Environment,2021,775:145901. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2021.145901
[15] 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. [16] 管策, 郁达伟, 郑祥, 等.我国人工湿地在城市污水处理厂尾水脱氮除磷中的研究与应用进展[J]. 农业环境科学学报,2012,31(12):2309-2320. GUAN C, YU D W, ZHENG X, et al. Removing nitrogen and phosphoros of effluent from wastewater treatment plants by constructed wetlands in China: an overview[J]. Journal of Agro-Environment Science,2012,31(12):2309-2320.
[17] 文浩舟. 反硝化滤池对农村生活污水的深度脱氮效能研究[D]. 重庆: 重庆交通大学, 2021. [18] 董国日, 柳建设, 周洪波, 等.铬离子对SBR工艺活性污泥毒性作用研究[J]. 环境工程学报,2010,4(4):847-851. DONG G R, LIU J S, ZHOU H B, et al. Study on toxicity of chromium ion to activated sludge in SBR process[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering,2010,4(4):847-851.
[19] 王海燕, 赵远哲, 王文富, 等.人工湿地脱氮影响因素及强化措施研究进展[J]. 环境工程技术学报,2020,10(4):585-597. WANG H Y, ZHAO Y Z, WANG W F, et al. A review of influencing factors and enhanced measures for nitrogen removal of constructed wetlands[J]. Journal of Environmental Engineering Technology,2020,10(4):585-597.
[20] 周新程, 彭明国, 陈晶, 等.低温低碳源下表面流人工湿地净化污水厂尾水[J]. 中国给水排水,2017,33(17):113-116. ZHOU X C, PENG M G, CHEN J, et al. Treatment of tail water of WWTP by surface flow constructed wetland under conditions of low temperature and low carbon source[J]. China Water & Wastewater,2017,33(17):113-116.
[21] 吴代顺, 杨昕怡, 于雪, 等.碳氮比对硝化过程微生物代谢及功能基因的影响[J]. 中国给水排水,2021,37(7):20-26. WU D S, YANG X Y, YU X, et al. Effect of C/N ratio on microbial metabolism and related functional genes in biological nitrification process[J]. China Water & Wastewater,2021,37(7):20-26.
[22] DONG J, WU Y, WANG C Y, et al. Three-dimensional electrodes enhance electricity generation and nitrogen removal of microbial fuel cells[J]. Bioprocess and Biosystems Engineering,2020,43(12):2165-2174. DOI: 10.1007/s00449-020-02402-9
[23] DENG C R, HUANG L, LIANG Y K, et al. Response of microbes to biochar strengthen nitrogen removal in subsurface flow constructed wetlands: microbial community structure and metabolite characteristics[J]. Science of the Total Environment,2019,694:133687. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2019.133687
[24] WANG R G, ZHAO X, WANG T C, et al. Can we use mine waste as substrate in constructed wetlands to intensify nutrient removal: a critical assessment of key removal mechanisms and long-term environmental risks[J]. Water Research,2022,210:118009. DOI: 10.1016/j.watres.2021.118009
[25] 祝志超, 缪恒锋, 崔健, 等.组合人工湿地系统对污水处理厂二级出水的深度处理效果[J]. 环境科学研究,2018,31(12):2028-2036. ZHU Z C, MIAO H F, CUI J, et al. Advanced treatment performance of combined constructed wetland system on secondary effluent from wastewater treatment plant[J]. Research of Environmental Sciences,2018,31(12):2028-2036.
[26] TANG S Y, LIAO Y H, XU Y C, et al. Microbial coupling mechanisms of nitrogen removal in constructed wetlands: a review[J]. Bioresource Technology,2020,314:123759. DOI: 10.1016/j.biortech.2020.123759
[27] LIANG Y K, WANG Q H, HUANG L, et al. Insight into the mechanisms of biochar addition on pollutant removal enhancement and nitrous oxide emission reduction in subsurface flow constructed wetlands: microbial community structure, functional genes and enzyme activity[J]. Bioresource Technology,2020,307:123249. DOI: 10.1016/j.biortech.2020.123249
[28] DAI L C, LU Q, ZHOU H Q, et al. Tuning oxygenated functional groups on biochar for water pollution control: a critical review[J]. Journal of Hazardous Materials,2021,420:126547. DOI: 10.1016/j.jhazmat.2021.126547
[29] CHACÓN F J, CAYUELA M L, ROIG A, et al. Understanding, measuring and tuning the electrochemical properties of biochar for environmental applications[J]. Reviews in Environmental Science and Bio/Technology,2017,16(4):695-715. DOI: 10.1007/s11157-017-9450-1
[30] 李怡冰, 李涵, 黄文轩, 等.生物炭的制备及其在强化电子传递和催化性能等方面的研究进展[J]. 环境科学研究,2021,34(5):1157-1167. LI Y B, LI H, HUANG W X, et al. Research progress on the biochar production and its applications in enhancing electron transport and catalysis performance[J]. Research of Environmental Sciences,2021,34(5):1157-1167.
[31] 曾琳. 污泥基生物炭强化异养、自养、混养反硝化脱氮研究[D]. 上海: 东华大学, 2022. [32] 殷芳芳, 王淑莹, 昂雪野, 等.碳源类型对低温条件下生物反硝化的影响[J]. 环境科学,2009,30(1):108-113. YIN F F, WANG S Y, ANG X Y, et al. Effects of carbon source types on denitrification performance at low temperature[J]. Environmental Science,2009,30(1):108-113.
[33] 黄斯婷, 杨庆, 刘秀红, 等.不同碳源条件下污水处理反硝化过程亚硝态氮积累特性的研究进展[J]. 水处理技术,2015,41(7):21-25. HUANG S T, YANG Q, LIU X H, et al. Review on nitrite accumulation during the denitrification of wastewater treatment with different carbon sources[J]. Technology of Water Treatment,2015,41(7):21-25.
[34] 董晓莹, 彭党聪.不同碳氮比下污水反硝化过程中亚硝氮积累的特性研究[J]. 环境科学学报,2017,37(9):3349-3355. DONG X Y, PENG D C. Nitrite accumulation in denitrification with different C/N ratios[J]. Acta Scientiae Circumstantiae,2017,37(9):3349-3355. ◇
-
期刊类型引用(8)
1. 李冰璇. 人工湿地高效基质筛选强化脱氮作用研究进展. 环境生态学. 2025(01): 135-141+147 . 
百度学术
2. 范炜林，王闻，余艳鸽，亓伟，王树加，孔德安. 生物质活性炭的制备及其在有机废水处理中的应用. 新能源进展. 2024(01): 65-73 . 百度学术
3. 粟春青，韩梦梦，鲁海燕，罗炘武，许勇，丁傲，宫彦章. 新型玻璃轻石对雨水径流的渗蓄特性与净化能力. 环境污染与防治. 2024(03): 348-355+359 . 百度学术
4. 孙健，李卿，蔡世颜，夏娜，汪博飞，万年红，程禹皓，陈骞. 两种不同基质的垂直潜流人工湿地对尾水的处理效果研究. 环境污染与防治. 2024(04): 484-489 . 百度学术
5. 柴文云，郭亚南，杨铮，朱烨，侯俊，苗令占. 固相碳源的特性对生物反硝化脱氮技术的影响研究进展. 环境工程技术学报. 2024(03): 963-972 . 本站查看
6. 陆敏博，梁文伯，马宇辉，侯中科，徐佳莹，杨小丽，宋海亮. 《城镇污水处理厂尾水湿地运行与维护技术规程》解读. 湿地科学与管理. 2024(03): 8-12 . 百度学术
7. 马昱新，陈启斌，王朝旭，李作臣，李伟强，申志鹏，崔建国. 技术标准视角下我国污水处理厂尾水人工湿地设计分析. 环境工程技术学报. 2023(04): 1287-1294 . 本站查看
8. 吴佳璇，贾懿曼，王惠惠，沈玉君，孟海波，丁京涛，范盛远，周亚文，杨瑶瑶，金志帅，李丹阳，张爱琴. 组合式土壤渗滤系统处理三格化粪池出水性能及微生物群落变化研究. 环境工程. 2023(S2): 693-700+627 . 百度学术
其他类型引用(6)
计量
- 文章访问数: 509
- HTML全文浏览量: 317
- PDF下载量: 96
- 被引次数: 14
