人工基质（共4篇）
人工基质 篇1
人工湿地技术是近年来迅速发展起来的一种新兴的生态污水处理技术,因其具有建造及运行费用低,维护管理方便,处理效果好,适用面广等优点,已被广泛运用与工业废水和生活污水的处理[1]。
基质,作为人工湿地的重要组成部分,是湿地系统中植物生长和微生物附着的重要载体,其本身也通过物理吸附和化学反应去除污水中的污染物[2]。为了寻找一种对污染物去除能力强且经济易得的基质,研究人员做了大量的实验,发现了多种新型人工湿地基质,如陶粒、钢渣、高炉渣等,但对于人工湿地中基质材料的填充方式研究较少[3]。为此,本研究依托项目《农村生活污水分散式人工湿地处理装置研究》,选取一种新型基质———陶粒作为研究对象,研究不同填充方式下垂直流人工湿地的净化效果,为人工湿地一体化装置的研发提供一定的科学依据。
1 材料与方法
1.1 试验装置
实验装置选用内径250mm的PVC管制成,高度设置为1m,管内基质填充高度80cm。进水口设置在管底,污水由管底的圆形穿孔布水管进入,进水管上端接高位水箱。如图1所示。
试验所用陶粒基质主要成分为偏铝硅酸盐,表观为近球形不规则颗粒,深褐色,表面粗糙多微孔,比表面积大,化学性能稳定。选用两种不同粒径陶粒作为填料基质,设置3组实验,各组实验基质填充方式如表1所示。
1.2 进水特性及运行方式
实验用水取自某小区化粪池处理后的生活污水,水质指标参数见表2。实验采用连续运行的模式,水力负荷控制在2~2.5m3/m2·d。定期采样(每周三、六),测定出水的p H、CODcr、TN、TP等指标。
1.3 水质分析测定方法
水质指标的测定方法均取自于《水和废水监测分析方法》[4]:p H值的测定采用PHS-3TC型酸度计,COD采用重铬酸钾法;TN采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法;TP采用过硫酸钾消解法。测定结果运用Excel中分析数据库,对各装置中污染物指标去除率进行单因素方差分析。
2 结果与分析
2.1 各装置出水p H值变化
进水及各装置出水的p H值如表3所示。可以看出,3组实验装置出水的p H值均高于进水的p H值,测得的p H值在7.9-8.4之间。三组装置出水p H值差异性不大(P>0.05),说明基质的填充方式对出水p H值无显著影响。
2.2 各装置对COD的去除效果
人工湿地系统中,有机物的去除是物理截留与生物吸附降解等共同作用的结果,不溶性有机物被湿地系统中的基质截留下来,为部分兼性或厌氧微生物所利用;溶解性有机物则通过植物根系及基质表面生物膜的吸附、生物代谢作用去除。
由图2可以看出,分层填充湿地系统对有机物的去除率高,装置(3)的去除效果更好。这主要是由于分层填充人工湿地系统中水流的分布更加均匀,基质床中水力负荷和有机负荷也均匀分布,避免了短流现象及死水区的出现,使得基质及基质表面的生物膜能够充分的拦截、吸附、降解有机物。装置(3)表层填充小粒径陶粒基质,比表面积大,附着的微生物数目更多,且表层O2浓度更高,有利于COD的降解。随着人工湿地系统的运行时间延长,COD的去除率逐渐升高,这主要与系统中微生物群落有关,初期系统中的微生物数量有限,随着时间的推移,微生物群落逐渐成熟稳定,COD的去除率也随之升高。
2.3 各装置对TN的去除效果
人工湿地系统对氮的去除方式包括植物的吸收,基质的吸附过滤,微生物的氨化、硝化和反硝化作用等,其中微生物的硝化和反硝化反应是最主要的去除途径。如图3所示,三组装置对氮素的去除效率存在一定的波动,且装置(3)的填充方式下TN的去除效率更高。在实验前期,均混填充方式下TN的去除效率低于分层填充,分层填充的方式可能更加有益于湿地系统中硝化和反硝化过程的合理分区,从而提高氮的去除效率。到了后期,随着湿地系统的运行,基质表面的生物膜不断积累,影响了氧气与微生物的接触,硝化反应受到了明显的抑制,氨氮无法去除,进而导致TN的去除效率下降;后段由于系统反硝化细菌作用的增强,TN的去除效率出现了回升[7]。
2.4 各装置对TP的去除效果
各实验装置对磷素的去除效果如图4所示,在实验初期,人工湿地系统对TP的去除率就达到了90%以上,不同基质填充方式下TP的去除效率差异很小。人工湿地系统中起主要脱磷作用的是填料基质的吸附和沉淀作用,占到了去除总量的90%以上。陶粒基质中含有大量的Al元素,与废水中正磷酸盐充分发生化学吸附反应,沉淀而去除。随着运行时间的增加,湿地系统对TP的去除效果略有下降,这可能是由于基质表面生物膜的积累,影响了磷素向基质的传质过程而导致的。
3 结论
1)人工湿地系统中,基质分层填充对污染物的去除效率优于均匀混合填充。2)陶粒基质的填充方式对出水p H值影响较小,但在主要污染物的去除方面存在差异,靠近进水口处填充小粒径基质对COD的去除更加有利;而在TN、TP的去除方面,采用进水口处填充大粒径基质的方式效果更好。3)陶粒基质对垂直流人工湿地系统中COD、TN、TP去除效率较无烟煤分别提高了7%、5%、23%[7],去除效率高,适宜用作人工湿地基质材料。
摘要：本研究选取陶粒作为基质材料,设置了三种不同填充方式垂直流人工湿地模型,通过测定各装置中污染物的去除率来研究不同填充方式下垂直流人工湿地的净化效果。研究表明:分层填充方式对污染物的去除效果更好,且在进水口填充大粒径基质对污染物的综合去除效率更高;陶粒对各项污染物都具有很好的去除能力,适宜用作人工湿地基质材料。
关键词：人工湿地,陶粒,填充方式,去除效率
参考文献
[1]籍国东,倪晋仁.人工湿地废水生态处理系统的作用基质[J].环境污染治理技术和设备,2004,5(6):71-75.
[2]廖新俤,骆世明.人工湿地对猪场废水有机物处理效果的研究[J].应用生态学报,2002,13(1):113-117.
[3]陈腾殊,白少元等.基质结构对水平潜流人工湿地净化效果影响[J].环境工程学报,2012,10(6):3449-3454.
[4]国家环境保护总局.水和废水监测方法[M].第4版.北京:中国环境科学出版社,2002.
人工基质 篇2
测定了人工湿地基质微生物和酶活性,结果表明,人工湿地基质好氧微生物数量下行池大于上行池;基质上层好氧微生物数量显著大于中下层基质;人工湿地基质中酶活性下行池大于上行池;基质上层磷酸酶、脲酶和蛋白酶的活性显著大于中下层基质;不同时间的基质酶活性不同.基质上层区域是人工湿地污水处理系统最有效的`净化空间.由于人工湿地下行池基质中好氧微生物数量和酶活性大于上行池,在人工湿地净化污水的过程中,下行池的作用占主导地位.
作 者：李智 杨在娟 岳春雷 LI Zhi YANG Zai-juan YUE Chun-lei 作者单位：李智,LI Zhi(浙江省森林资源保护管理总站,浙江,杭州,310020)
杨在娟,岳春雷,YANG Zai-juan,YUE Chun-lei(浙江省林业科学研究院,浙江,杭州,310023)
刊 名：浙江林业科技 ISTIC PKU英文刊名：JOURNAL OF ZHEJIANG FORESTRY SCIENCE AND TECHNOLOGY 年，卷(期)： 25(3) 分类号：X703 关键词：人工湿地 微生物 酶活性
人工基质 篇3
1 实验部分
1.1 实验设计
地点在广西大学农学院组培楼旁 (室外) , 采用85型号塑料桶 (上、下口直径分别为70cm和45cm, 高为60cm) 构筑以生活污水为营养源的小型薏米垂直流人工湿地系统, 在桶内从下至上依次装约10cm高的鹅卵石 (直径2~5cm) 和铺约40cm厚的细沙层, 距桶底往上10cm、20cm、30cm处安装3个水龙头作为出水口。待薏米植株长势良好后开始进行试验处理, 处理是以K2Cr2O7添加到生活污水中, Cr6+浓度分别为0、10、30、50mg/L, 处理期间, 每周的周五进水, 每周周一防水。每个处理浓度设3个重复、一个不种植植物对照。
1.2 实验材料
实验材料为薏米人工湿地的基质, 采样是用土钻采取多点混合取样法取样, 混合, 风干, 踢去残渣、碎粒后, 过筛, 研磨, 存储备用。取样的时期分为5月, 6月, 7月。
1.3 材料处理
本实验预处理采用方法是改进的HNO-HF-HCLO4消解体系进行样品处理。称取0.2000 g基质样品, 置于50ml聚四氟乙烯坩埚中, 用2~3滴水润湿, 一次性加入10ml HN03, 为了减少HN03的挥发, 加盖, 静置过夜 (有机物质含量较多时) , 然后于通风橱内的电热板上低温加热分解, 温度控制在80℃左右, 若产生棕黄色烟, 说明有机质较多, 要反复补加适量HN03, 加热分解至液面平静并不再产生棕黄色烟为止。坩埚内溶液至2ml~3ml时, 取下坩埚, 稍冷, 加入5ml的HF, 加热至微沸10min。取下稍冷, 然后分两次加入HCLO42 ml (每次加入lml, 两次时间间隔为10~15 min) , 开始升温并保持在150℃~200℃, 加盖中温加热1 h左右, 开盖除Si, 蒸发至内容物呈粘稠状。视消解情况可再加lml的HCLO4, 再次蒸发至粘稠状, 残渣为灰白色, 冷却, 加入3ml HCI (1+1) , 温热溶解可溶性残渣, 全量转移至50ml容量瓶中, 加入5ml10%NH4CI溶液, 冷却后定容至标线, 待测。同时做空白试验。
1.4 测定方法
基质中重金属铬的测定采用火焰原子吸收分光分光光度计测定。将消解液喷入富燃性空气一乙炔火焰中, 在火焰的高温下, 形成Cr基态原子, 并对Cr空心阴极灯发射的特征谱线359.3 nm产生选择性吸收。在选择的最佳测定条件下测定Cr的吸光度。
1.5 数据分析
采用spss17.0软件及Excel处理试验数据, 结果是3个重复的平均值加标误。
2 结果与讨论
2.1 各处理浓度样点总铬含量在变化
人工湿地中重金属的去除主要有以下几个过程, 土壤或填料对溶解性重金属的吸附和反应、植物对溶解性重金属的吸收作用、不溶性重金属随悬浮颗粒沉淀以及溶解性重金属以难溶性化合物的形式沉淀。在整个实验中, 各处理有植物样基质中总铬含量的变化如图1所示, 0mg/L处理样中也是含有铬元素的, 这有可能是自然界原本带的铬, 也可能是污染所致。随着铬处理浓度的升高, 每个有植物处理样点总铬含量呈现升高的趋势。即0mg/L处理样中总铬含量是最低的, 平均含量是20.48ug/g。随后在10mg/L浓度处理样中总铬含量有个显著的升高, 比0mg/L浓度处理样中总铬含量高出1.07倍。30mg/L处理样中总铬含量比10mg/L处理样中总铬含量高了46.22%, 50mg/L处理样中总铬含量是118.63 ug/g, 是30mg/L处理样中总铬含量, 明显是最高的。总铬含量随着月份的变化是, 在0mg/L和10mg/L处理样中:五月份>六月份>七月份, 0mg/L处理样中, 五月份样中总铬含量比六月份高出4.7%, 六月份样中总铬含量比七月份高出11.7%;在10mg/L处理样中, 五月份样中总铬含量比六月份高出0.5%, 六月份样中总铬含量比七月份高出4.4%。而在30mg/L和50mg/L处理样中:五月份<六月份>七月份, 30mg/L处理样中, 五月份样中总铬含量比六月份降了2.6%, 六月份样中总铬含量比七月份降了3.4%;在50mg/L处理样中, 五月份样中总铬含量比六月份降了9.5%, 六月份样中总铬含量比七月份降了5.3%。无植物对照基质样中总铬含量的变化如图2所示:同有植物样中总铬含量的变化趋势一样, 也是随着铬处理浓度的升高, 每个样点总铬含量呈现升高的趋势。即0mg/L处理样中总铬平均含量是30.98ug/g是最低的。10mg/L处理样中总铬平均含量是50.29ug/g, 比0mg/L浓度处理样中总铬含量高出62.3%。30mg/L处理样中总铬平均是64.57ug/g, 比10mg/L处理样中总铬平均含量高了46.22%。50mg/L处理样中总铬平均含量是120.16ug/g, 比30mg/L处理样中总铬平均含量高了86%是最高的。总铬含量随着月份的变化是也同有植物样中总铬含量, 在0mg/L和10mg/L处理样中:五月份>六月份>七月份, 0mg/L处理样中, 五月份样中总铬含量比六月份高出3.1%, 六月份样中总铬含量比七月份高出0.6%;在10mg/L处理样中, 五月份样中总铬含量比六月份高出3.2%, 六月份样中总铬含量比七月份高出3%。而在30mg/L和50mg/L处理样中:五月份<六月份>七月份, 30mg/L处理样中, 五月份样中总铬含量比六月份降了3.5%, 六月份样中总铬含量比七月份降了0.2%;在50mg/L处理样中, 五月份样中总铬含量比六月份降了11.2%, 六月份样中总铬含量比七月份降了4.7%。从图1图2可以看出, 在整个实验中铬处理的浓度越高样点中总铬含量就越高, 这可能与薏米人工湿地系统可以处理在重金属铬的量是有限的有关。有植物样点和无植物样点总铬含量在低浓度 (0、10mg/L处理) 处理下, 样点中总铬含量都是随着时间的延长呈现降低的趋势, 而在高浓度 (30、50mg/L处理) 处理中却呈现相反的趋势。
(W0、w10、w30、w50为有植物处理浓度W0ck、w10ck、w30ck、w50ck为无植物个处理)
2.2 三个月中有植物样和无植物样总铬平均含量的分析
图3的结果表明, 每个无物植物对照样点总铬的平均含量均高于有植物总铬的含量。即在0mg/L、10mg/L、30mg/L、50mg/L处理浓度中, 无植物照样点中总铬平均含量分别高于有植物样点总铬的平均含量, 它们分别比有植物样点总铬平均含量高51.26﹪、18.72%、4.25%、1.24%。在低浓度0mg/L、10mg/L处理样点中无植物照样点和有植物样点总铬平均含量相差比较大比较明显, 在高浓度30mg/L、50mg/L处理样点中无植物照样点和有植物样点总铬平均含量相差比较小不明显, 这一结果说明此薏米人工系统在低浓度处理是净化铬元素的效果比较明显, 对于高浓度铬处理的净化能力不是很好。
在不同月份各处理浓度样点中铬含量的变化如表1所示, 在各浓度的处理中, 随着处理时间的延长, 各样点中总铬铬元素的含量都是呈现变小的趋势。但前两个低浓度处理中铬含量的变化比较显著, 而后两个浓度较高的铬处理样中铬含量的变化不显著。即在0mg/L处理浓度中, 七月份样中铬含量显著 (P<0.05) 低于比六月份样品中铬的含量, 六月份样中铬含量显著 (P<0.05) 低于比五月份样品中铬的含量。在10mg/L处理浓度中, 七月份样中铬含量显著 (P<0.05) 低于比六月份样品中铬含量的4.2%, 六月份样中铬含量比五月份样品中铬的含量低了0.5%。而在30mg/L和50mg/L处理浓度中, 都是六月份样中铬含量显著 (P<0.05) 低于比五月份样品中铬的含量, 而七月份样中铬含量没有显著低于六月份样中铬的含量。因此, 在低浓度处理 (0mg/L和10mg/L) 中总铬含量的变化说明薏米人工湿地净化铬元素的效果比较显著, 随着时间的延长, 各样点中总铬元素的含量越来越低。而在高浓度处理 (30mg/L和50mg/L) 中总铬含量的变化说明随着处理时间的延长, 浓度的升高, 薏米吸收铬元素的量及速率是降低的, 净化铬元素的效果不是很好。
(W0、w10、w30、w50为有植物处理浓度W0ck、w10ck、w30ck、w50ck为无植物个处理)
3 讨论
人工湿地按污水在湿地床中流动的方式一般可分以下3类:表面流湿地 (Surface Flow Wetlands, 缩写为SFW) , 潜流湿地 (Subsurface Flow Wetlands, 缩写为SSFW) , 垂直流湿地 (Vertical Flow Wetlands, 缩写为VFW) [11,12]。本研究人造的薏米湿地属于潜流湿地。它主要是利用基质-微生物-植物复合生态系统的物理、化学和生物的3重协调作用, 通过过滤、吸附、沉淀、离子交换、植物吸收和微生物分解来实现对废水的高效净化。E Lesage等[13]研究发现较高浓度重金属 (AL、Cr、Mn、Ni) 在人工湿地沉积物里积累, 并认为沉积物是人工湿地积累重金属的主要途径。本文研究结果表明, 有植物样点和无植物样点的总铬含量随着处理浓度的增大而明显的升高, 这很有可能是在薏米湿地基质中过量铬形成了沉积物而积累的结果。说明薏米人工湿地基质细砂对铬具有较强的吸附及积累作用, 但这种吸附及积累作用随着时间的延长会达到饱和状态, 从而限制湿地基质的净化功能, 甚至造成二次污染。
湿地去除重金属离子的机理主要包括基质的沉淀、过滤、吸附、微生物的代谢转化以及植物的吸收。研究表明人工湿地中的很多种植物都对重金属具有吸收、代谢、积累作用, 其中具有发达的纤维根系和高生物量的植物, 能够从水中有效地去除重金属镉、铬、硒和铜[14,15]。近年也有研究表明, 植物根系分泌的低分子有机酸和人工合成的螯合剂 (如EDTA) , 可与重金属配位结合, 参与重金属元素的吸收、运输、积累等过程, 从而促进植物对重金属的超积累, 并达到植物体内重金属解毒的目的[16]。因此湿地植物是人工湿地的主要组成部分, 张甲耀等人[17]的试验表明, 有植物系统的人工湿地总氮去除率明显高于无植物系统的人工湿地。付融冰等人[18]在研究潜流水平人工湿地时发现, 有植物的人工湿地的硝化能力明显高于无植物的人工湿地。而在本文中每个无物植物对照样点总铬的平均含量均高于有植物总铬的含量, 很有可能是植物薏米通过发达的根系有效的吸收了铬元素造成的的结果。也由可能是根系通过生理生化作用分泌的有机酸与铬元素形成了络合物的原因。
总的来说, 植物的作用可分为直接净化作用和间接净化作用。直接净化作用是指植物通过吸收#吸附和富集等手段直接去除污水中的污染物 (如对氮、磷的吸收利用和对重金属的吸附、富集等) ;间接净化作用是指植物能为湿地系统其他去除污水中污染物的过程提供有利的环境 (如向植物根区供氧、加强水力传导和维持通气状况等) [19]。少量的铬可促进植物的生长[20], 但过量的铬对植物造成毒害作用[21]。本文中, 薏米人工系统在低浓度处理是净化铬元素的效果比较明显, 对于高浓度铬处理的净化能力不是很好, 说明低浓度的铬环境促进地上部植物薏米的生长, 生物量的增加及地下部根系的生长, 进而促进薏米对铬的吸收或分泌的有机酸随铬的络合;在高浓度处理的样点中, 过量的铬对薏米产生抑制作用, 阻碍了薏米对铬的吸收及分泌的有机酸对铬的络合。
4 结论
(1) 人造薏米人工湿地系统对低浓度铬处理的修复有显著的效果, 在0、10mg/L浓度处理样中铬含量下降速率及量比较显著, 随着铬处理浓度的增加, 时间的延长, 在30、50mg/L浓度处理样中铬含量下降速率及量不显著。
(2) 有植物样点总铬含量比无植物样点总铬含量要低, 这点与处理的浓度, 时间的长短无关。
人工基质 篇4
关键词：人工湿地,基质类型,Pb,形态
1 引言
人工湿地是一类人工建造、模仿自然湿地的综合性生态体系[1]。由于其投资少, 效率高, 处理效果稳定, 运行费用低, 维护方便且有良好的景观效果, 近年来在生活污水、酸矿废水和重金属废水等的处理中人工湿地系统受到了广泛的关注[2,3,4,5,6,7,8]。废水中的重金属主要有汞、铬、铅、镉、锌、镍、铜、钴、锰、钛、钒和铋等[9]。其中含铅废水对环境的影响尤为严重, 可渗透到土壤中, 污染河流, 破坏土壤生态, 影响作物的生长和生物种群的繁衍[10]。人工湿地主要是通过系统中植物、基质和微生物利用物理、化学和生物三重协同作用实现对污水的净化作用[11]。如果工程设计不合理, 特别是不合理的选用和配置基质与植物, 就会存在着去除率低, 使用寿命短等问题[12,13]。因此, 本文主要从人工湿地基质材料的配置出发, 研究5种人工湿地基质对重金属Pb的净化效果, 旨在探索不同材料的人工湿地的基质的最佳组合, 为我国应用人工湿地处理含重金属的废水提供理论依据和实践参考。
2 材料与方法
采用粉煤灰、污泥、黄土、细煤渣、砾石和细沙6种物质作为人工湿地基质的原料, 每次取其中5种按体积比为1:1:1:1:1的比例进行混合均匀配置成5种不同的湿地基质。分别为SSFGF (污泥、黄土、细煤渣、砾石和细沙) 、FSSGF (粉煤灰、污泥、细煤渣、砾石和细沙) 、FSSFF (粉煤灰、污泥、黄土、砾石和细沙) 、FSSFG (粉煤灰、污泥、黄土、细煤渣和砾石) 和FSFGF (粉煤灰、污泥、黄土、细煤渣和砾石) 。将配置好的5种基质分别填装到5个垂直流人工湿地单元中。
向已经填装好基质的湿地池内, 连续进一段时间生活污水, 待其运行稳定后停止进生活污水改进含铅废水进行重金属去除实验。控制进出水流速保持水力停留时间为0.5h, 分别进入已配制含Pb (Pb (NO3) 2, AR) 浓度分别为10 mg/L, 20 mg/L, 40 mg/L, 80 mg/L, 160 mg/L铅废水, 待出水稳定后取出水水样, 和人工湿地池中的基质沉积土样待测, 重复6次。实验中每处理完一个浓度的铅废水后, 挖出基质重行填入新基质, 改变铅废水浓度, 重复上述实验操作。采用Tessier单一连续提取法, 提取处理含Pb2+废水后基质中赋存的Pb的5个形态 (可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化态、有机结合态和残渣态) , 利用电感耦合等离子发射仪 (ICP-AES) 测定基质中赋存的Pb的各形态含量;同时采用原子吸收光谱仪测定出水水样中Pb的含量。
3 结果与分析
3.1 人工湿地基质类型对Pb去除率的影响
方差分析与多重比较结果表明, 各基质对废水中Pb2+都有良好的去除效果, 低浓度 (10 mg/L、20 mg/L和40 mg/L) 下各基质对Pb的去除率高于高浓度 (80 mg/L和160 mg/L) 下的去除率;相较其他4种基质SSFGF对废水中Pb的去除效果最好, 各浓度下去除率保持在80%以上, 最高可达93%;并且随着基质类型的不同去除率存在着显著差异。当含Pb2+废水浓度为10mg/L、20 mg/L和40 mg/L时, 基质类型的不同基质之间的去除率存在着较显著的差异;80 mg/L时, 基质类型的不同基质之间的去除率存在着极显著的差异;160mg/L时, 基质类型的不同基质之间的去除率存在着显著的差异 (表1) 。
注:在同一Pb2+浓度处理条件下, 相同字母的数值, 表示基质间没有显著差异;***表示极显著差异, **表示较显著差异, *表示显著差异。
3.2 基质类型与基质中赋存Pb的各形态含量的方差分析与多重比较
重金属的5个化学形态中, 可交换态和碳酸盐结合态在一定条件可以被植物直接吸收利用, 残渣态很难被植物吸收利用。本文主要对此3个形态进行分析。
当含Pb废水浓度为10mg/L、20mg/L、80mg/L和160mg/L时, 基质类型的不同基质中赋存的Pb的可交换态含量之间存在着极显著差异 (p<0.001) ;40mg/L时, 基质类型的不同基质中赋存的Pb的可交换态含量之间存在着显著差异 (p<0.05) 。
当含Pb废水浓度为10mg/L, FSSGF、FSSFF、FSSFG和FSFGF中赋存的Pb的可交换态含量没有显著差异, 但是SSFGF中赋存的Pb的可交换态含量显著高于FSSGF、FSSFF、FSSFG和FSFGF中赋存的Pb的可交换态含量;当含Pb废水浓度为20mg/L, FSSGF、FSSFF和FSFGF中赋存的Pb的可交换态含量没有显著差异, 但是显著低于FSSFG和SSFGF中赋存的Pb的可交换态含量;当含Pb废水浓度为160mg/L, SSFGF和FSSGF中赋存的Pb的可交换态含量没有显著差异, FSSFF和FSFGF中赋存的Pb的可交换态含量没有显著差异, 但是SSFGF和FSSGF中赋存的Pb的可交换态含量显著高于FSSFF和FSFGF中赋存的Pb的可交换态含量, 显著低于FSSFG中赋存的Pb的可交换态含量 (见图1) 。
当含Pb废水浓度为10mg/L、20mg/L、40mg/L、80mg/L和160mg/L时, 基质类型的不同基质中赋存的Pb的碳酸盐结合态含量之间存在着极显著差异 (p<0.001) 。当含Pb废水浓度为10mg/L, FSSGF、FSSFF、FSSFG和FSFGF中赋存的Pb的碳酸盐结合态含量没有显著差异, 但是显著低于SSFGF中赋存的Pb的碳酸盐结合态含量;当含Pb废水浓度为40mg/L, FSSGF、FSSFF和FS-FGF中赋存的Pb的碳酸盐结合态含量没有显著差异, 但是显著低于SSFGF和FSSFG中赋存的Pb的碳酸盐结合态含量;当含Pb废水浓度为160mg/L, FSSGF、FSSFF和FSSFG中赋存的Pb的碳酸盐结合态含量没有显著差异, SSFGF和FSFGF中赋存的Pb的碳酸盐结合态含量没有显著差异, 但是SSFGF和FSFGF中赋存的Pb的碳酸盐结合态含量显著高于FSSGF、FSSFF和FSSFG中赋存的Pb的碳酸盐结合态含量 (见图2) 。
当含Pb废水浓度为10mg/L、20mg/L、40mg/L、80mg/L和160mg/L时, 基质类型的不同基质中赋存的Pb的残渣态含量之间存在着极显著差异 (p<0.001) 。当含Pb废水浓度为10mg/L, SSFGF, FSSGF和FSFGF中赋存的Pb的残渣态含量没有显著差异, 但是显著高于FSSFF中赋存的Pb的残渣态含量, 显著低于FSSFG中赋存的Pb的残渣态含量;当含Pb废水浓度为20mg/L, FSSGF和FSSFF中赋存的Pb的残渣态含量没有显著差异, FSSFG和FSFGF中赋存的Pb的残渣态含量没有显著差异, 但是FSSFG和FSFGF中赋存的Pb的残渣态含量显著高于FSSGF和FSSFF中赋存的Pb的残渣态含量, 显著低于SSFGF中赋存的Pb的残渣态含量;当含Pb废水浓度为40mg/L, FSSGF、FSSFG和FSFGF中赋存的Pb的残渣态含量没有显著差异, 但是显著高于FSSFF中赋存的Pb的残渣态含量, 显著低于SS-FGF中赋存的Pb的残渣态含量;当含Pb废水浓度为80mg/L, SS-FGF、FSSGF、FSSFG和FSFGF中赋存的Pb的残渣态含量没有显著差异, 但是显著高于FSSFF中赋存的Pb的残渣态含量 (图3) 。
总之, 处理同一浓度Pb2+废水后, 不同基质内赋存的各形态的Pb含量之间存在着显著差异性;并且各浓度SSFGF中赋存的Pb的各形态的含量相较其他4中基质中的赋存量都较高, 说明废水中Pb被SSFGF吸附拦截的量更多, SSFGF对Pb的去除效果更好。
3.3 废水浓度对基质中赋存Pb的形态变化趋势影响
大量研究结果表明, 重金属污染土壤的改良和净化重要目标之一就是要使土壤重金属尽可能向残渣态方向转化[14]。数据显示, 各处理中5种基质内赋存的Pb的可交换态含量所占百分比最小, 平均值为8%;残渣态含量所占百分比最大, 平均值为40%。随着废水浓度的升高, 5种基质内赋存的Pb的可交换态含量百分比变化不明显在平均值附近作微小变化;但是5种基质内赋存残渣态含量百分比随废水浓度的增加变化存在显著差异。SSFGF中残渣态所占百分比随废水浓度的升高基本保持不变;FSSGF中残渣态所占百分比随废水浓度的升高呈先减小后增大趋势;FSSFG和FSFGF处理中低浓度 (10、20和40 mg/L) 处理下残渣态所占百分比较高, 高浓度 (80mg/L和160mg/L) 处理下残渣态所占百分比较低 (图4) 。
4 结果与讨论
湿地系统对重金属污染的去除效果良好, Pb、Zn、Cu和Cd经过人工湿地系统后很大一部分被吸附拦截于湿地基质中, 去除率分别达93.98%、97.02%、96.87%和96.39%, 出水水质接近农灌标准[15,16,17]。这与本实验结果相符, 人工湿地基质对废水中重金属Pb具有良好的去除效果, 含Pb2+废水经过5基质处理后, 大部分的Pb被吸附拦截赋存于基质中, 尤其是基质SSFGF对废水中Pb的去除效果最好, 各浓度下去除率保持在80%以上, 最高可达93%。
不同基质类型其各项物理指标 (含水率、保水率、孔隙度、比表面积等) 不同, 赋存的阳离子种类及数量不同, 生活在其中的微生物种类及数量也不同, 导致基质的吸附、沉淀、阳离子交换能力以及微生物的降解能力存在差异。这可能是导致不同基质类型之间对含Pb废水的去除率存在显著差异的主要因素。