氮磷去除（精选5篇）
氮磷去除 篇1
0 引言
日益严重的农业面源污染已经成为水体富营养化和水环境恶化的主要原因[1]。乌梁素海是河套灌区农田灌溉排水的唯一承泄渠道,而近年来由于大量化肥随排水淋失进入乌梁素海,导致其富营养化加重[2,3],致使其生态环境受到威胁。农田排水沟渠系统是农田生态系统的重要组成部分,是农田氮(N)、磷(P)污染物向下游水体汇集、迁移的主要通道,排水沟渠内水草、底泥对N,P有非常强的吸附作用[4],充分合理利用这些沟渠系统栽植水生植物,使其具有缓解水流流速、促进泥沙颗粒沉淀,增强沟内植物对N,P的立体吸收和拦截作用[5,6]。本文利用河套灌区天然排水沟研究沟内水流速度、沟内水草生长状况(时间)及沟内水流停留时间与氮磷去除率的关系,初步探讨天然排水沟渠经简单改造用于削减N,P污染物的可行性,以期使N,P等农业面源污染物在迁移过程中减少,从而减轻乌梁素海水体富营养化。
1 材料与方法
1.1 研究区概况
河套灌区年引黄水量约50亿立方米,排水年均4.3亿立方米,引水与排水量比为11∶1。灌区灌排渠系发达,总干渠下设干渠、分干渠(灌溉面积在5万亩以上)、支渠(万亩以上)、斗渠(2000亩以上)、农渠(400~500亩)、毛渠(100亩)等六级渠系,共有干渠13条,分干渠40条,支渠222条,斗渠1056条,农、毛渠19375条,各级渠道总长度16800余公里。灌区排水系统多与灌水渠系相对应,亦设七级沟道,即总干沟、干沟、分干沟、支沟、斗、农、毛沟七级。现已建成总排沟1条,干沟12条,分干沟45条,支沟137条,斗、农、毛沟11275条。河套灌区90%以上的农田排水经总排干沟进入乌梁素海,排水经过湖泊的生物生化作用后,排入黄河。
1.2 样品采集与测试
于2014年6-10月份在永济灌域永成支沟取1800m,2012年重新修整的沟渠,沟底宽2.1m,深0.8m。6-9月份,研究区农田排水沟渠中水深一般为20cm左右,水流速度较慢,一般在20~30cm/s以内,10月份秋浇水量增大,沟内水流速度达到1m/s左右。6,7,9,10月时分别在排水沟段前端、末端分别取3个样;8月份,用漂流计时法每隔300m取样,并记录取样时间间隔,取样结束后在沟内选取一段300m的沟上下游封口截流防止试验水体与外界交换,取水样及底泥,之后每隔12小时在同一位置附近取一次水样和底泥,连续测5次。
水样和底泥的测试指标主要有:总氮(TN)、氨氮(NH4+-N)、硝氮(NO3--N)、总磷(TP)。分别采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法、纳氏试剂比色法和紫外分光光度法分析样品中TN,NH4+-N和NO3--N浓度,TP采用过硫酸钾消解钼锑抗分光光度法测试其浓度,6-10月份排水沟渠始端含量如表1所示。
(单位:mg/kg)
2 结果与分析
2.1 氮磷去除率随时间的变化
将6~10月份排水支沟内水体氮磷去除率换算为每1000m氮磷各指标的去除率如图1所示,由图可知TN,NH4+-N,NO3--N,TP在排水沟渠内随时间变化各异,去除率分别于7月达到最大值13%,8月份18%,9月份9%,7月份12.81%。7,8月份沟渠内水草茂盛,正值生长旺季,水草对养分的吸收、吸附作用强,故沿水流方向氮磷去除作用明显,而年内每千米TN,NH4+-N,NO3--N,TP去除率平均分别为7.11%,12.59%,9.65%,6.20%,可见排水沟渠消减了农田排水中的氮、磷,可有效缓解下游湖泊水体富营养化。
2.2 氮磷去除率随水流速度的变化
计算8月份排水沟渠内各取样节点内水流速度,将0~10cm/s,10~20cm/s,20~30cm/s,30~40cm/s各段氮磷每千米去除率分别做平均,如图2所示,由图可知随着水流速度的增加,TN,NH4+-N,NO3--N,TP在排水沟渠内去除率减小,主要是水流速度越小,氮磷在沟段内停留时间越长,氮磷在沟内与水草沟内底泥相互作用时间越长,其被吸收吸附的几率越大。
2.3 氮磷随水力停留时间的变化
沟段封口后排除了外界的干扰,水体及底泥中TN,NH4+-N,NO3--N,TP变化如图3-4所示。随着时间的推移,水体内去除率不断增加,到60小时去除率分别达到13.59%,15.9%,9.76%,12.14%,而此时底泥中TN,NH4+-N,NO3--N,TP增加率为10.07%,11.57%,6.69%,8.41%,分别占水体去除率的74.10%,72.77%,68.55%,69.28%,其余损耗部分可能主要靠植物的吸收作用,同时氨氮硝态氮相互转化,有部分可能进入大气。可见农田排水沟内氮磷去除最初主要是底泥的吸附作用,底泥将氮磷营养元素固定后再供植物吸收利用,其底泥去除率大可能也与沟渠是新开的有关,沟内土壤氮磷含量小,易于吸附。
3 讨论
已有研究表明:分布于我国南方灌区的塘堰等水体是天然的湿地,其是由基质—植物—微生物构成的生态净化系统,对农田面源污染具有很好的去除效果[7],其净化效果受湿地植物及微生物生长与生理生化活性影响[8,9],而对这些塘堰湿地进行简单的改造,形成天然—人工复合湿地,控制湿地水深,可显著增加湿地的净化效果[10]。河套灌区天然排水沟渠对氮磷的吸附削减作用明显,因此,可通过控制沟渠内排水水力停留时间来提高其对氮磷的拦截效果,只需在现有排水沟渠基础上设置闸阀即可实现控制水力停留时间的作用,在天然沟渠内形成小型的湿地系统,将氮磷在此削减,增加水力停留可进一步减少向乌梁素海的排水量。但与南方有别的是,河套灌区排水沟渠不仅起到排水的作用,还有一个非常重要的作用:排盐。所以,可在沟渠两侧种植对氮磷吸附作用强且耐盐碱的植物,而这需要进一步研究。这样通过在河套灌区构建排水沟渠生态系统在氮磷迁移过程中将其吸附吸收,从而保护下游水体,对于沟渠内底泥可在春季进行适当清理,移至附近的农田中,可肥沃土壤。因此,在河套灌区可用天然排水沟渠通过“闸阀控制—植物吸附—底泥更换”改造构建一个个小型的天然—人工复合湿地系统,在氮磷迁移过程中有效削减排水氮磷,可减轻排水受纳水体富营养化。
4 结语
通过对农田排水沟渠对氮磷去除效果研究,有以下初步结论:
(1)排水沟渠可以消减农田排水中氮磷含量,总氮(TN)、氨氮(NH4+-N)、硝氮(NO3--N)、总磷(TP)年内每千米去除率平均分别为7.11%,12.59%,9.65%,6.20%,且随水流速度增大而减小。
(2)底泥的吸附作用是排水沟渠内氮磷新去除的主要原因,水力停留时间达60小时,底泥对总氮(TN)、氨氮(NH4+-N),硝氮(NO3--N),总磷(TP)吸附作用分别占排水沟渠内氮磷去除率的74.10%,72.77%,68.55%,69.28%。
(3)利用“闸阀控制—植物吸附—底泥更换”方法在河套灌区天然排水沟渠内改造构建多个小型天然—人工复合湿地系统,可有效削减农田排水N,P含量,减少农业面源污染,可作为控制乌梁素海水体富营养化的有效途径。
参考文献
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氮磷去除 篇2
温度对悬浮水藻去除水体中氮磷的影响研究
摘要：研究了悬浮水藻在不同温度条件下对营养性污染物氮和磷的吸收去除效果,分析了氨氮和总磷浓度的`变化情况和水藻生长情况的相关性.实验结果显示:本实验温度范围内悬浮藻类对水体中氮磷营养元素有较好的吸收去除效果.此外,悬浮水藻对氨氮的去除过程符合一级反应动力学,本实验温度范围内温度对悬浮水藻吸收去除氨氮的影响基本符合阿伦尼乌斯规律,实验中期总磷的去除过程符合零级反应.作 者：魏成根 杨敏 孙巍 WEI Cheng-gen YANG Min SUN Wei 作者单位：西南交通大学环境科学与工程学院,四川,成都,610031期 刊：西华大学学报(自然科学版) ISTIC Journal：JOURNAL OF XIHUA UNIVERSITY(NATURAL SCIENCE EDITION)年，卷(期)：,27(1)分类号：X52关键词：悬浮水藻 富营养化 氮磷 温度影响
氮磷去除 篇3
关键词：城市污水处理厂,氨氮,总磷,混凝
1 项目概况
合肥市十五里河污水处理厂工程规模为5万m3/d,是利用亚洲开发银行贷款-合肥市城市环境改善项目之一。工艺为氧化沟工艺[1],经深度处理后排水十五里河,最终进入巢湖。十五里河污水处理厂出水执行《城镇污水处理厂污染物排放标准》GB18918-2002中一级标准的A级标准。工艺流程见图1。
2 进出水水质情况
表1为2011年6月1日到7月29日十五里河污水处理厂设计进水水质数据,表2为十五里河污水处理厂设计出水水质数据。
注:除水温和p H值外,其它指标单位均为mg/L。
注: 除水温和pH值外,其它指标单位均为 mg/L。
3 进出水数据分析
3.1 总氮去除分析
比较6、7月份进水C/N比及出水总氮的数据见图2～图4。
(1)比较6、7月份进出水数据,实际进水水质的COD、BOD5比设计的要低,而TN比设计的进水要高。而6月份污水处理厂的总氮出水指标要远低于7月份总氮的出水指标。
(2)从理论上讲,BOD5/TN>2.86才能有效地进行生物脱氮,实际运行资料表明,只有当BOD5/TN>3时才能使反硝化正常运行[2]。当BOD5/TN=4～5时,氮的去除率大于60%,磷的去除率也可达60%左右[3]。
(3)7月份的进水C/N比值要好于6月的进水C/N,而从结果上也可以看出进水碳源成为制约总氮去处的一个重要因素。
3.2 总磷去除分析
比较6、7月份进水C/N比及出水总氮的数据见下图5～图7。
(1) 比较6、7月份进出水数据,实际进水水质的COD、BOD5 比设计的要低,而TP比设计的进水要高。出水总磷浓度一直不能正常达标。
(2)对于生物除磷工艺,要求BOD5/P=33～100时[4],而十五里河的实际的运行资料表明在6月份污水处理中BOD5/TN、BOD5/P的比值均未达到设计的要求,所以这也造成出水标准达不到一级A标准[5]。
(3)生物除磷是新工艺,近二十年来受到了广泛的重视和研究。它是利用微生物在好氧条件下对污水中溶解性磷酸盐的过量吸收作用,然后沉淀分离而去除磷。在好氧部分碳源不足的情况下会造成去除率低下[6]。
4 工艺及构筑物分析
4.1 设计工艺流程简介
十五里河污水处理厂采用微曝氧化沟生物处理工艺和微絮凝过滤深度处理工艺。
污水通过进水渠道进入装有粗格栅的格栅间,在此拦截污水中较大杂质;然后由污水泵提升进入出水井,经细格栅进一步去除水中杂质后,进入曝气沉砂池去除砂砾;沉砂池出水进入氧化沟(前面带厌氧区),去除BOD5、N、P等污染物;氧化沟出水经沉淀池沉淀分离,去除悬浮物;沉淀池出水经取水泵房再次提升进入深度处理单元,经加药、在反应池内混凝后形成微小絮体,再进入砂滤池进一步去除水中的悬浮物和附着的有机物;滤池出水进入紫外线消毒渠道,去除粪大肠杆菌,抑制细菌再生,达到排放水体的要求,最终尾水排入巢湖。
同时为保证出水除磷效果,采用生物除磷的同时辅佐化学除磷[7]。
生物处理产生的剩余污泥、化学除磷过程产生化学污泥由剩余污泥泵提升连续进入贮泥池,同时滤池反冲的悬浮物经沉淀后间歇进入贮泥池,然后贮泥池内污泥一同进入脱水机进行浓缩脱水,脱水后泥饼外运[8]。生物处理过程的回流污泥自沉淀池排出,经提升后回至氧化沟的前置厌氧区。
4.2 工艺设计参数
因为在污水处理中兼顾脱氮除磷于一体,工艺采用的是前置厌氧的微暴氧化沟(A2O)形式,在已有设计对比中氧化沟具有投资及运行费用少,经济效益高,同时因为较长的污泥龄,污泥已经处于稳定的状态,不需要进行消化即可进行脱水处理。
十五里河污水处理厂氧化沟设计基本参数为:
泥龄SRT(厌氧+缺氧+好氧):15 d;
污泥负荷:0.103 kg BOD5/kgMLSS·d;
污泥浓度:4 000 mg/L;
水力停留时间(厌氧2 h+缺氧3.3 h+好氧10.5 h):15.8 h(平均);
污泥回流比:50%～100%;
最大内回流比:300%;
实际需氧量:17 015 kg/d;
剩余污泥:8.774 t(DS)d,含水率99.2%,1 097 m3/d;
除磷污泥:0.697 t(DS)/d,含水率99.2%,污泥量87 m3/d;
厌氧区容积:2 083 m3,缺氧区容积3 444 m3,好氧区容积10 967 m3。单线氧化沟总容积为16 494 m3。
混凝沉淀池设计参数:
最大流量:Qmax=69000 m3/d=0.799 m3/s;
混合时间:2.0 min;絮凝(接触)时间:2.5 min;
从设计工艺来看,设计工艺上有脱氮除磷的要求,在氧化沟出水加药除磷,同时在滤池前混凝池加药去除悬浮物。现对工艺及构筑物影响氮磷去除部分进行分析如下。
(1)实际运行过程中要在厌氧工序上除磷,但是在设计过程中厌氧池进水是从曝气沉沙池过来,同时加上回流的污水中携带的的溶解氧,使前置的厌氧段并非处于严格的的厌氧条件,影响到厌氧释磷效果;所以曝气沉沙池应为旋流沉沙池,避免带入溶解氧到厌氧池中。
注:取部分数据。
从上表中可以看出,在曝气沉沙池出口污水含较高的溶解氧,同时外回流也带有一定溶解氧。通过比较数据发现厌氧区属不严格的厌氧条件,而在缺氧段溶解氧较低,也属厌氧条件,在这种情况下会影响到反硝化运行。所以在运行过程中未达到理论设计标准。
(2)因先经历厌氧段,缺氧段的反硝化过程不能优先从污水中获取碳源,当污水中有机物浓度低时,反硝化过程会因得不到充足的碳源不能正常进所以可考虑另投碳源,但是会带来相应成本的增加。但是通过上表溶解氧可以看出,在整个缺氧区溶解氧都比较低,处于厌氧的条件,不能处在缺氧环境中去。所以会对去除TN造成影响,进而影响到出水水质。因为COD去除效果较好,所以可考虑在氧化沟中通过沟道曝气调整,增加反硝化区容积,使反硝化充分,提高去除率[9]。
(3)本工艺在除磷的设计上,通过生物除磷和化学除磷的方法去除污水中的TP,通过现场小试,发现在比较两种不同厂商沉淀效果后,磷去除率最高为70%,所以要想最终排水达标,生物处理后即氧化沟出水的TP浓度1.5 mg/L。
设计工艺加药处有两处,化学除磷在设计上的加药点在氧化沟出水处,但是存在着投加量不够均匀,同时在加药后的含磷污泥仍参与污泥循环重新回到生化系统中去,对生化系统造成一定的影响,同时影响到磷的去除率[10]。所以不建议采用在氧化沟出口投加药剂,应改在混凝池投加。
同时对于在混凝沉淀池投加药品后,具现场观察,停留时间不够,不能形成较大矾花。
①现取二沉池出水做现场小试实验,根据现场运行时间情况,投配比浓度达到25 mg/L为最佳效果。
②同时取滤池进水可以观察到仍有较多悬浮物为能形成大粒径矾花。也即混凝沉淀池部分存在停留时间不足。通过上述现场小试发现混凝阶段存在时间不足的情况。
5 结论及建议
5.1 结论
(1)城市污水处理厂在应对高浓度氮磷废水时,因碳源不足的情况下处理效果受到限制。
(2)氧化沟工艺,构筑物设计上会影响到处理效果。曝气沉沙池在设计上慎用,容易影响后续处理工序。
(3)除磷工艺加药环节在氧化沟出水处较难控制,而在后续混凝池中设计时要有足够的停留时间,避免造成加药时混凝池水力停留时间不够。
5.2 建议
(1) 城市污水处理厂处理生活污水时,可考虑引部分工业废水做为碳源补充我过生活污水中碳源不足问题。
(2) 对于TN的去除,可考虑通过在氧化沟沟道中控制曝气区域来增加缺氧容积,提高TN去除率。
参考文献
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氮磷去除 篇4
海泡石是一种富镁的纤维状硅酸盐粘土矿物, 目前, 海泡石在环境污染物治理中的应用是一项热点研究问题, 其结构式为:Mg8Si12O30 (OH) 4 (H2O) 4·8H2O[7]。它是一种新型的废水处理药剂, 具有较大的比表面积, 吸附性能良好, 可广泛的应用于污水处理当中[8,9,10]。
本研究以海泡石作为人工湿地的填料, 研究海泡石人工湿地对生活污水中氮磷的去除效果, 一方面为人工湿地从填料方向的发展开辟了新的思路, 另一方面, 也为海泡石拓宽了应用途径。
1 试验部分
1.1 材料和仪器
试验材料:海泡石选自河北省易县宏利海泡石绒有限公司, 外观呈白色, 粉末状, 不透明, 触感光滑, 性脆。海泡石含量大于80%, 粒度200目。
由于天然海泡石存在着表面酸性弱、通道小、热稳定性差等缺点, 为提高海泡石的空隙度, 需对海泡石进行改性。试验采用酸化法对海泡石进行活化, 具体方法如下:
将海泡石用去离子水浸泡20~30 min, 分离出浮渣、过滤, 然后用浓度为1.0 mol/L的HCl溶液在70℃恒温下浸取10 h, 控制液固比为10∶1。再用蒸馏水洗涤, 真空抽滤, 去除钙氯离子, 直至用Ag NO3溶液测试溶液中无白色沉淀为止, 将过滤物烘干, 在马弗炉中500℃煅烧5~6 h, 取出冷却至室温, 研磨, 即得改性海泡石。
试验用水:试验污水取自安徽工程大学校园生活污水, 添加葡萄糖和磷酸二氢钾, 配成污水水样。
试验仪器:可见分光光度计 (721E型) ;恒温水浴锅 (HH-Z) , 金坛市杰瑞尔电器有限公司;电热恒温鼓风干燥箱 (DHG-9143BS-Ⅲ) ;电子分析天平 (FC104) ;电炉;循环水式真空泵 (SHZ-D (Ⅲ) ) , 巩义市予华仪器有限责任公司;马弗炉 (S45-5-16) , 上海意丰电炉有限公司;恒温磁力搅拌器 (85-2) , 金坛市杰瑞尔电器有限公司;台式离心机 (TDL-40) , 上海安亭科学仪器厂。
1.2 人工湿地模型建立
试验装置由聚乙烯板建成, 外侧板厚8 mm, 池长60 cm, 宽30 cm, 高40 cm。中间用厚5 mm的板平均隔成两个小池子, 一侧开两个出水管, 距池底7 cm, 另一侧开两个进水管, 距池顶7 cm。
基质的填充方式按以下方法进行:底层铺设7~10 cm厚砾石层, 砾石粒径为3 cm左右, 砾石层没过出水口, 以防止沙子把出水口堵住, 影响取样。砾石层上铺设一层厚为10 cm的沙子, 然后将海泡石经敲碎后加入其中一个池中, 粒径0~1 cm左右, 最后再铺上一层左右的粒径1 cm的砾石, 另一个池子中海泡石部分以1 mm左右粒径的沙代替, 与海泡石做对比池, 其中沙和砾石取自校园内的工程训练中心。
挖取校园内长势较好的菖蒲, 移至人工湿地模型中培养;在正式测定氨氮和总磷浓度前, 定期加入污水运行, 对污水的进水和出水进行调试。本试验采用间歇进水间歇排水的工作方式。
1.3 试验方法
平均每个人工湿地进水量根据水力负荷不同而不同, 分别为5 L, 10 L, 15 L;每次出水采样为100 m L。进水后, 设置不同的水力停留时间对出水进行采集, 分别检测其中的氨氮和总磷的浓度。
1.4 测定方法
氨氮的测定采用纳氏试剂分光光度法;总磷的测定采用钼酸铵分光光度法。
2 结果与分析
2.1 污染物去除效果随时间的变化趋势
2.1.1 氨氮去除效果随时间的变化趋势
研究不同水力条件下人工湿地去除污染物的能力, 进水氨氮浓度为15 mg/L, 在三种流量下, 水力停留时间分别为1 d, 2 d, 3 d, 采样时间间隔分别为2 h, 4 h, 6 h, 12 h, 24 h, 48 h, 72 h, 氨氮出水浓度的变化情况见图1。
从图1中可以看出, 两个人工湿地中氨氮随着时间的变化趋势基本相似, 首先, 从进水到第三次采样的6 h中, 出水氨氮呈快速下降趋势, 氨氮去除率基本上占最终去除率的70%以上, 随后呈缓慢下降, 72 h海泡石填料池中出水浓度在1.8 mg/L左右, 沙填料池中出水浓度在10 mg/L左右, 由于海泡石对污染物有吸附作用, 其吸附能力明显比沙石强得多, 通过对比发现, 海泡石基质人工湿地系统对氨氮去除有显著的作用。
2.1.2 总磷去除效果随时间的变化趋势
研究不同水力条件下人工湿地去除污染物的能力, 进水总磷浓度为3 mg/L, 在三种流量下, 水力停留时间分别为1 d, 2 d, 3 d, 采样时间间隔分别为2 h, 4 h, 6 h, 12 h, 24 h, 48 h, 72 h, 总磷出水浓度的变化情况见图2。
进水中总磷的含量为3 mg/L, 两个湿地出水的总磷浓度均低于1 mg/L, 从曲线走势及出水浓度上看, 沙石基质人工湿地表现出了与去除氨氮能力截然不同的情景, 它的去除总磷的能力较海泡石人工湿地要强, 出水浓度可达0.2 mg/L以下, 海泡石系统在除磷的能力上要比沙石差一些, 出水浓度在0.2 mg/L以上。
2.2 水力负荷与氮磷去除率的关系
2.2.1 水力负荷与氨氮去除率的关系
研究不同水力条件下人工湿地去除污染物的能力, 在三种不同流量下5 L, 10 L, 15 L, , 水力停留时间分别为1 d, 2 d, 3 d, 采样时间间隔分别为2 h, 4 h, 6 h, 12 h, 24 h, 48 h, 72 h, 氨氮去除率取每次采样测定的去除率平均值, 具体见图3。
进水中氨氮的浓度变化如图3所示, 在3个试验水力负荷下, 进水氨氮浓度范围在1~18 mg/L之间, 当进水浓度增大时, 去除率也随之增加, 这是因为, 在湿地中发生硝化和反硝化作用的同时, 湿地基质同时进行着吸附作用, 有研究表明, 海泡石作为一种矿物质, 它的一个主要特点就是吸附能力强, 因此, 在湿地应用的初期, 湿地对氨氮的去除能力更多的表现在基质的吸附能力上, 在试验中我们发现, 在三种水力负荷下, 去除率均达到70%以上, 进水为10 L的最佳进水量时, 湿地对氨氮去除率较高, 进水浓度在12 mg/L左右时去除率可接近85%。
2.2.2 水力负荷与总磷去除率的关系
进水中总磷的浓度变化如图4所示, 在3个试验水力负荷下, 进水总磷浓度范围在0.5~2.5 mg/L之间。从图4中可以看出, 海泡石人工湿地系统对总磷的去除能力差一些, 三个不同水力负荷下5 L, 10 L, 15 L时, 去除率分别在27.8%~80.9%, 30.1%~91.1%和29.4%~90.4%之间变化, 变化范围大, 最佳去除率为进水浓度2 mg/L时, 去除率达到了91.1%。
2.3 p H值对氮磷去除的影响
2.3.1 p H值对氨氮去除的影响
本试验进水为弱酸性, 即研究p H值为弱酸性时对氨氮的去除效率的影响。
从图5可以看出, 三个水力负荷的人工湿地对氨氮去除率在p H弱酸性范围内均能保持在74%~84%之间, 随着p H的增高, 去除率呈现小幅下降的趋势, 但幅度不是很大, 从该图来看p H在5.5左右氨氮去除率可达到82.4%。
2.3.2 p H值对总磷去除的影响
从图6来看, 三个水力负荷的人工湿地对总磷去除率在p H弱酸性范围内可保持在65%~92%之间, 随着p H的增高, 去除率呈现升高的趋势, 在p H值为6.5时去除率可达到最大, 进水量为10 L时, 去除率可达到91.1%。
3 结论
海泡石人工湿地系统对氨氮的去除效果明显, 在运行72 h后海泡石填料池中出水浓度在1.8 mg/L左右;在三种水力负荷下, 去除率均达到70%以上, 进水为10L的最佳进水量时, 湿地对氨氮去除率较高, 进水浓度在12 mg/L左右时去除率可接近85%;随着p H的增高, 去除率呈现小幅下降的趋势, 但幅度不是很大, p H在5.5左右氨氮去除率可达到最大。
海泡石人工湿地系统对总磷的去除也有较好效果, 但去除率波动范围较大, 进水量为、进水浓度为2 mg/L时, 去除率可达到91.1%;随着p H的增高, 去除率呈现升高的趋势, 在p H值为6.5时去除率可达到最大。
摘要：采用活化海泡石做为人工湿地系统的填料, 考察该系统对生活污水中的氨氮和总磷去除效果。结果表明, 海泡石人工湿地系统对氨氮和总磷均有较好的去除效果, 进水为10 L的最佳进水量时, 人工湿地对氨氮去除率较高, 进水浓度在12 mg/L, pH在5.5时去除率可接近85%;总磷的去除在进水浓度为2 mg/L, pH值为6.5时去除率可达到91.1%。
关键词：海泡石,人工湿地,氨氮,总磷
参考文献
[1]白晓慧, 王宝贞, 余敏, 等.人工湿地污水处理技术及其发展应用[J].哈尔滨建筑大学学报, 1999, 32 (6) :88-92.
[2]吴振斌, 成水平, 贺锋, 等.垂直流人工湿地的设计及净化功能初探[J].应用生态学报, 2002, 13 (6) :715-718.
[3]Billoer S.K, et al.Horizontal subsurface flow grvael bed constructed wetland with phragmites karka in central India[J].Water Science and Techology, 1999, 40 (3) :163-171.
[4]汪秀华, 唐文浩.潜流式人工湿地系统处理制胶废水小型试验[J].热带农业科学, 2004, 24 (3) :4-8.
[5]唐述虞.铁矿酸性排水的人工湿地处理[J].环境工程, 1996, 14 (4) :3-7.
[6]徐丽花, 周琪.不同填料人工湿地处理系统的净化能力研究[J].上海环境科学, 2002, 21 (10) :603-605.
[7]唐绍裘.海泡石的组成、结构性能及其在陶瓷工业的应用研究[J].硅酸盐通报, 1989, 8 (4) :77-86
[8]弓晓峰, 张文涛, 崔秀丽.海泡石在废水处理中的应用研究[J].环境污染治理技术与设备, 2003, 4 (9) :27-30.
[9]梁凯, 唐丽永, 王大伟.海泡石活化改性的研究现状及应用前景[J].化工矿物与加工, 2006 (4) :5-10.
氮磷去除 篇5
关键词：类紫根凤眼莲,微生物菌剂,氨氮,总磷,去除率,比较
凤眼莲 (Eichhornia crassipes Mart.) 俗称水葫芦, 雨久花科凤眼莲属, 多年生漂浮性草本植物。水葫芦生长繁殖快、耐污能力强, 且能够快速、高效地从水体中吸收氮磷营养盐, 同时水葫芦根系能够分泌大量的化感物质及具有抑制藻类生长等能力[1], 是最合适的快速移除水体中氮磷的水生生物[2]。但在实际应用中, 由于水葫芦超强繁殖能力往往会带来很多负面作用。因此, 对水葫芦的诱导变异成为一项研究热点。受云南那中元团队对水葫芦的诱导变异形成“巨紫根凤眼莲”启发[3], 将前期研究利用萘乙酸诱导形成了根系长度可达25 cm以上的凤眼莲命名为“类紫根凤眼莲”[4]。
水生植物对环境的修复是环境、植物、根际微生物等多方面共同作用的结果。植物根部及相应水环境中具有大量的多种微生物, 这些微生物与植物间的相互作用非常复杂, 在某些情况下, 植物与微生物是互惠互利的[5], 而这种互惠关系是植物能够对环境中的污染物进行降解的主要原因[6]。本研究旨在通过试验比较类紫根凤眼莲与普通凤眼莲对富营养化水体中氮磷的吸收能力。同时, 尝试在水环境治理中引入液体微生物混合菌剂, 通过水生植物与微生物的协同作用以增强净化水质的效果。一旦此法可行, 有望探索出一种价格低廉有效的组合生态修复技术。
1 材料与方法
1.1 试验材料
1.1.1 凤眼莲来源。
一种为江苏省常熟郊区自然河道采集的普通凤眼莲;另一种为在普通凤眼莲基础上经诱导培育的类紫根凤眼莲。筛选性状相似、生长一致的凤眼莲植株, 分组培育, 备用。
1.1.2 水样选择。
水样取自常熟市区城市河道的富营养化水体, 该河道旁集中分布有饭店、小型生产厂房等, 水样具轻微黑臭, 其初始氨氮含量为4.2 mg/L, 总磷含量达到1.7 mg/L。
1.2 试验方法
1.2.1 液体菌剂的制备。
在无菌条件下取1 g自主研发的高效微生物菌剂, 加入到装有100 m L无菌水的锥形瓶中, 置于30℃、180 r/min的摇床上振荡活化24 h。培养基制备:按照培养配方称取牛肉膏10 g、蛋白胨10 g、酵母粉5 g、柠檬酸氢二铵2 g、无水乙酸钠5 g、磷酸氢二钾2 g、Mg SO4·7H2O0.58 g、Mn SO4·4H2O 0.25 g、葡萄糖20 g, 加水搅拌均匀后定容至1 000 m L, 制备好的培养基分装至三角瓶, 并置于高温灭菌锅中, 在121℃的条件下灭菌20 min。
取活化好的菌剂接种到培养基中, 接种量为10%, 并置于25℃、240 r/min的摇床上培养24 h至OD600达到0.4, 将制备好的液体菌剂吸取2 m L的量投入含有4 L生活污水的培养桶内。
1.2.2 处理方法。
选用塑料桶 (上部内径20 cm, 下部内径15cm, 桶高20 cm) 作为试验容器, 桶外裹以黑纸以模拟根系黑暗环境。每桶中加入刚采集的生活污水4 L。将前期挑选出来的普通凤眼莲及类紫根凤眼莲各分成2组 (A、B组) , 每组3桶, 每桶3株 (合计18株) , 在其中一组中加入活化的液体混合菌剂。3桶只加入液体混合菌剂和3桶空白对照组 (CK) , 共计18桶。
培养条件:所有分组保持培养条件一致, 均是放在光照充足、通风状况良好的自然条件下进行培养, 每7 d加1次生活污水, 加水量1 L, 每15 d测1次水样中氨氮与总磷的含量。
1.3 数据处理
利用Excel软件进行数据处理, 用Origin软件作图并进行显著性差异分析。
2 结果与分析
2.1 不同处理对水样中氨氮含量的影响
由图1可以看出, 水样最初的氨氮含量均为4.2 mg/L, 空白组在整个试验过程中氨氮浓度基本没有发生变化。而其他处理组经过15 d的培养各桶的氨氮含量都在减少, 其中去除效果最明显的是类紫根凤眼莲及液体混合菌剂的组合。培养至30 d氨氮的去除效果有了比较显著的差异, 普通凤眼莲、液体菌剂单独使用时效果不及类紫根凤眼莲、普通凤眼莲与菌剂混合, 类紫根凤眼莲与菌剂混合的效果强。培养至45 d的结果更加明显, 其中氨氮去除率最强的是类紫根凤眼莲与液体菌剂联合作用组, 与空白对照组相比差异极显著。效果其次的是普通凤眼莲与菌液组合。菌液单独处理效果最差。
2.2 不同处理对水样中总磷含量的影响
由图2可以看出, 随着培养时间的延长, 水样中的总磷含量都在不断减少, 只有空白的污水中总磷的含量基本保持不变。其中, 类紫根凤眼莲与液体菌剂共同作用的水样总磷浓度下降最为明显, 其次是类紫根凤眼莲单独作用, 与普通凤眼莲加菌剂的效果较为接近;但就单一处理来说, 凤眼莲对降低总磷浓度的能力比液体混合菌剂单一处理作用效果明显。经过45 d处理, 类紫根凤眼莲和液体菌剂组合使水样中总磷含量从最初的1.7 mg/L降至0.25 mg/L, 差异极显著。与氨氮有所不同的是, 在降低总磷浓度的效果中, 类紫根凤眼莲单独使用比普通凤眼莲与菌剂组合的效果强。
2.3 不同处理对水样中氨氮的去除效率
由图3可以看出, 氨氮的去除效率各处理组有很大的区别, 其中类紫根凤眼莲与菌剂组合去除效率最高, 为55%;单独使用菌液的去除效率最低, 为27%。其次, 还可以看出普通凤眼莲去除氨氮的效果明显比菌果好, 而类紫根凤眼莲的去除效果明显比普通凤眼莲的效果好。普通凤眼莲与菌剂混合的去除效果介于类紫根凤眼莲与普通凤眼莲之间。
2.4 不同处理对水样中总磷的去除效率
由图4可以看出, 单独使用凤眼莲去除总磷的效果比单一菌液好, 类紫根凤眼莲去除效果也比普通凤眼莲好, 普通凤眼莲与菌液组合使用效果与类紫根凤眼莲与菌液组合后的效果相类似。组类紫根凤眼莲与菌剂混合后经过45 d的培养对于总磷的去除效率能力最强, 达到85%。与氨氮去除率相比, 该组合在总磷的去除能力上尤为突出。
3 结论与讨论
从试验结果中可以看出, 凤眼莲对富营养化水体的净化效果与凤眼莲的品种直接相关, 类紫根凤眼莲与普通凤眼莲两者之间不仅从外观形态上有着非常明显的不同, 进而在本试验结果上表现出明显的区别。表现为在氨氮与总磷的去除效果上类紫根凤眼莲都比普通凤眼莲强, 此结果与唐静杰等[7]、徐在宽等[8]利用改良凤眼莲品种得到净水效果类似。其原因为植物对于氮磷的需求主要由根系从周围环境吸收, 由于类紫根凤眼莲具有非常强大的根系, 其相应的吸收能力也会有所增强。