硅藻土基質(zhì)人工濕地處理生活污水研究【畢業(yè)論文】

1、<p><b>　　本科畢業(yè)設(shè)計(jì)</b></p><p><b>　　環(huán)境工程</b></p><p>　　硅藻土基質(zhì)人工濕地處理生活污水研究</p><p>　　Research on Sewage Treatment by Constructed Wetland with Diatomite Substrat

2、e</p><p><b>　　摘　要</b></p><p>　　【摘要】人工濕地具有效率高、投資省、運(yùn)行及維護(hù)費(fèi)用低、適用面廣等優(yōu)點(diǎn)，已被廣泛應(yīng)用于污水處理，其不足之處在于脫氮除磷效率不高，占地面積大、易堵塞等。本文采用硅藻土陶粒作為人工濕地基質(zhì)進(jìn)行了污水處理試驗(yàn)，其目的在于試圖利用硅藻土質(zhì)輕、孔隙度大、吸附性強(qiáng)的特點(diǎn)來彌補(bǔ)人工濕地的缺陷。試驗(yàn)選用垂直流構(gòu)建濕地工

3、藝，同時(shí)以普通沙質(zhì)基質(zhì)人工濕地進(jìn)行對(duì)照試驗(yàn)。結(jié)果表明硅藻土基質(zhì)人工濕地的COD和TN去除效率均高于普通基質(zhì)，但其除磷效率不佳，需要通過添加其他成分來改善硅藻土基質(zhì)人工濕地的除磷效率。</p><p>　　【關(guān)鍵詞】硅藻土；人工濕地；陶粒</p><p>　　Research on Sewage Treatment by Constructed Wetland with Diatomite

4、Substrate</p><p><b>　　Abstract</b></p><p>　　【ABSTRACT】With many advantages ,such as high treatment efficiency ,low construction cost ,convenient operation and maintenance ,wide field

5、 of application ,etc ,“Constructed Wetland”（CW）has been widely applied to wastewater treatment.. However, it still has many disadvantages, such as low nitrogen and phosphorus removal efficiency, large construction area a

6、nd easy to blocking. Therefore, diatomite , which is charactered of light weight, large porosity and strong adsorption, was used as substrates</p><p>　　【KEYWORDS】diatomite；constructed wetland；ceramic</p&g

7、t;<p><b>　　目　錄</b></p><p><b>　　摘　要I</b></p><p>　　AbstractII</p><p><b>　　目　錄III</b></p><p><b>　　1引言4</b></

8、p><p>　　2人工濕地簡介5</p><p>　　2.1人工濕地定義及分類5</p><p>　　2.1.1人工濕地定義5</p><p>　　2.1.2人工濕地分類5</p><p>　　2.2人工濕地發(fā)展及研究狀況5</p><p>　　2.3人工濕地優(yōu)缺點(diǎn)6<

9、/p><p>　　2.3.1人工濕地優(yōu)點(diǎn)6</p><p>　　2.3.2人工濕地缺點(diǎn)6</p><p>　　2.4改善人工濕地處理效果途徑7</p><p>　　2.4.1 改進(jìn)布水方式7</p><p>　　2.4.2 改進(jìn)水流方向7</p><p>　　2.4.3 改進(jìn)濕地植物

10、7</p><p>　　2.4.4 改進(jìn)基質(zhì)7</p><p><b>　　3材料與方法9</b></p><p>　　3.1實(shí)驗(yàn)裝置9</p><p>　　3.2裝置運(yùn)行9</p><p>　　3.3水質(zhì)分析方法10</p><p>　　4結(jié)果與分析

11、11</p><p>　　4.1pH值11</p><p>　　4.2COD的去除11</p><p>　　4.3 TP的去除13</p><p>　　4.4 TN的去除15</p><p>　　4.5 紫外可見分光光度17</p><p>　　4.6 水力模擬實(shí)

12、驗(yàn)19</p><p>　　4.6.1 出水流量變化與水量平衡的測定19</p><p>　　4.6.2 水力停留時(shí)間的測定19</p><p>　　5 結(jié)論與展望21</p><p><b>　　5.1 結(jié)論21</b></p><p><b>　　5.2 展望21&l

13、t;/b></p><p><b>　　參考文獻(xiàn)22</b></p><p>　　致謝錯(cuò)誤!未定義書簽。</p><p><b>　　引言</b></p><p>　　人工濕地污水處理是20世紀(jì)70年代發(fā)展起來的一種污水土壤處理技術(shù)。人工濕地是通過模擬天然濕地，人為地控制條件，利用生態(tài)系統(tǒng)

14、中基質(zhì)-水生植物-微生物的物理、化學(xué)和生物的三重協(xié)同作用來實(shí)現(xiàn)對(duì)污水的凈化。設(shè)計(jì)合理，運(yùn)行管理嚴(yán)格的人工濕地處理污水效果穩(wěn)定、有效、可靠，出水BOD、SS等明顯優(yōu)于生物處理出水，可與污水三級(jí)處理相媲美，同時(shí)對(duì)負(fù)荷變化適應(yīng)性強(qiáng)，生態(tài)環(huán)境效益明顯并可美化環(huán)境，已正被廣泛應(yīng)用于處理各種類型的廢水處理，如生活污水、農(nóng)業(yè)廢水、城市暴雨、石油產(chǎn)業(yè)廢水等。</p><p>　　自80年代以來，我國隨著城市化進(jìn)程的加快，經(jīng)濟(jì)的發(fā)

15、展、工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)能力的提高和社會(huì)的進(jìn)步，我國人民的生活水平得到進(jìn)一步的改善，接踵而至的卻是不同程度上的環(huán)境污染，污水造成的污染尤為突出明顯。我國生活污水的排放量逐年增加，但是處理能力非常有限，很多污水都是未經(jīng)過任何處理直接排入到自然水體，對(duì)我國環(huán)境造成了嚴(yán)重的危害。傳統(tǒng)的污水處理技術(shù)通常都要投入大量的前期資金，并且運(yùn)行費(fèi)用高昂，而利用人工濕地技術(shù)處理生活污水具有建設(shè)運(yùn)行成本低，耗能少，運(yùn)行維護(hù)方便等優(yōu)點(diǎn)，為解決現(xiàn)存污水處理問題提供了一種新

16、的選擇。但是人工濕地仍具有占地面積大、脫氮除磷效率不高、易板結(jié)、易堵塞等缺點(diǎn)。因此，尋求強(qiáng)化單位面積人工濕地處理效率、防止其基質(zhì)板結(jié)與堵塞的技術(shù)與方法，是我國生活污水處理事件中急待解決的現(xiàn)實(shí)問題。</p><p>　　本文致力研究硅藻土基質(zhì)的人工濕地對(duì)生活污水的處理效果，而硅藻土現(xiàn)階段在水污染控制中的應(yīng)用研究主要集中在對(duì)硅藻土及其改性產(chǎn)物去除水污染物的性能、機(jī)理及影響因素等方面，國內(nèi)外均無以硅藻土及其衍生產(chǎn)品作為

17、人工濕地或者人工浮島的基質(zhì)的報(bào)道。因此鑒于以上考慮，本文試圖利用硅藻土多孔、質(zhì)輕、比表面積大、吸附性好的特點(diǎn)，將硅藻土作為人工濕地的主要基質(zhì)進(jìn)行污水處理，同時(shí)利用沙子作為普通基質(zhì)進(jìn)行另一模擬人工濕地做對(duì)照試驗(yàn)，從而提供一種效率高、免板結(jié)、少堵塞、易維護(hù)的人工濕地技術(shù)，為生活污水的處理提供經(jīng)濟(jì)高效、安全衛(wèi)生、簡單可靠的方法。</p><p><b>　　人工濕地簡介 </b></p>

18、;<p><b>　　人工濕地定義及分類</b></p><p><b>　　人工濕地定義</b></p><p>　　人工濕地是由人工建造和控制運(yùn)行的與沼澤地類似的地面，將污水、污泥有控制的投配到經(jīng)人工建造的濕地上，污水與污泥在沿一定方向流動(dòng)的過程中，主要利用土壤、人工介質(zhì)、植物、微生物的物理、化學(xué)、生物三重協(xié)同作用，對(duì)污水、污泥

19、進(jìn)行處理的一種技術(shù)。</p><p><b>　　人工濕地分類</b></p><p>　　國內(nèi)外學(xué)者對(duì)人工濕地系統(tǒng)的分類多種多樣，根據(jù)濕地中植物的存在狀態(tài)，人工濕地可分為：浮水植物系統(tǒng)、沉水植物系統(tǒng)和挺水植物系統(tǒng)，目前一般所指的人工濕地都是挺水植物系統(tǒng)。挺水植物系統(tǒng)根據(jù)污水在濕地床中流動(dòng)的方式又可分為3種類型:表面流人工濕地( Surface Flow Constr

20、ucted Wetland, SFW)、潛流式人工濕地( Subsurface Flow Constructed Wetland, SSFW)、垂直流人工濕地(Vertical Flow Constructed Wetland, VFW)。</p><p>　　人工濕地發(fā)展及研究狀況</p><p>　　運(yùn)用人工濕地處理污水可追溯到1903年,建在英國約克郡Earby的這個(gè)被認(rèn)作世界上第一

21、處用于處理污水的人工濕地連續(xù)運(yùn)行直到1992年[1],而人工濕地處理污水工藝在世界各地受到重視并被運(yùn)用,還是在本世紀(jì)七十年代德國學(xué)者Kickuth提出根區(qū)法(The Root-Zone-Method )理論之后開始的[2,3]。第一個(gè)完整的人工濕地的試驗(yàn)始于1974年,是在德國的Othfrensen進(jìn)行的。近十年來,英國、德國、法國、澳大利亞、巴西、荷蘭等國人工濕地發(fā)展迅速,它不僅成為中小城鎮(zhèn)的重要污水處理措施,而且也成為雨水處理、工業(yè)

22、廢水處理的重要技術(shù)。我國在人工濕地污水處理方面的研究起步較晚，直到“七五”期間才有了一定的規(guī)模，但主要研究還是停留在人工濕地處理機(jī)理，落后發(fā)達(dá)國家十幾年，應(yīng)用實(shí)例也較少。但是我國經(jīng)過將近二十年的不懈研究及發(fā)展，人工濕地處理技術(shù)已經(jīng)初具規(guī)模。</p><p>　　總的來說，世界各國目前均投入了大量資金用于改良人工濕地技術(shù)，將一些傳統(tǒng)污水處理技術(shù)引入人工濕地，除了對(duì)現(xiàn)有的人工濕地系統(tǒng)進(jìn)行研究以改良和優(yōu)化工程設(shè)計(jì)參數(shù)外

23、，對(duì)系統(tǒng)的長期運(yùn)行能力和管理問題也正在得到深入研究。例如，美國的EPA大力開發(fā)北美的人工濕地?cái)?shù)據(jù)庫和地方數(shù)據(jù)庫，以減少重復(fù)勞動(dòng)和改良傳統(tǒng)的設(shè)計(jì)方法。此外，美國EPA還出版發(fā)型了一些有關(guān)濕地的設(shè)計(jì)導(dǎo)則和指南[4,5]。</p><p>　　人工濕地早期主要應(yīng)用于處理城市生活污水或二級(jí)污水廠出水，但經(jīng)過近半個(gè)世紀(jì)的發(fā)展，該技術(shù)已經(jīng)廣泛應(yīng)用于農(nóng)業(yè)面源污染、城市或公路徑流等非點(diǎn)源污染。美國等國家的環(huán)保技術(shù)專員甚至將其推廣

24、應(yīng)用于處理行政事業(yè)單位、小城鎮(zhèn)的污水和垃圾滲濾液。同時(shí)，人工濕地的應(yīng)用地區(qū)也不再僅僅局限于氣候溫暖濕潤的地區(qū)，在一些嚴(yán)寒地區(qū)其也能取得良好的運(yùn)行效果。</p><p><b>　　人工濕地優(yōu)缺點(diǎn)</b></p><p><b>　　人工濕地優(yōu)點(diǎn)</b></p><p>　　投資少，建設(shè)、運(yùn)營成本低廉。國內(nèi)外研究實(shí)踐表明，人

25、工濕地處理污水的建設(shè)和運(yùn)營成本低廉，并且易于維護(hù)[6，7]。以我國部分系統(tǒng)為例，其建設(shè)成本（噸污水投資）和運(yùn)營成本（噸污水處理費(fèi)）約為傳統(tǒng)污水處理廠成本的1/10~1/5左右，從而能夠節(jié)省大量的資金，經(jīng)濟(jì)效益顯著。</p><p>　　污水處理高效性。很多應(yīng)用實(shí)例的研究數(shù)據(jù)表明，人工濕地處理技術(shù)的污染物處理效率較高，優(yōu)于傳統(tǒng)的污水處理工藝。在進(jìn)水濃度較低的情況下，一般對(duì)污水中BOD5的去除率在85~95%之間，對(duì)

26、COD的去除率可達(dá)到80%以上，處理污水中BOD5的濃度在10mg/L左右、SS濃度小于20mg/L[8]，對(duì)N的去除率可達(dá)60%，對(duì)P的去除率可達(dá)90%以上[9]。但是需要值得注意的是，由于人工濕地類型、基質(zhì)以及植物的選取，氣候，原水污染物的濃度等方面的差異，污染物的去除率具有一定的波動(dòng)范圍。</p><p>　　美化環(huán)境。水生植物是人工濕地的部分構(gòu)成，對(duì)環(huán)境起到了綠化的功效。成規(guī)模的人工濕地不但迅速增加了綠地

27、面積、消除城市熱島效應(yīng)，還能為人們提供一個(gè)優(yōu)美的新型的城市生態(tài)景觀。</p><p><b>　　人工濕地缺點(diǎn)</b></p><p>　?、僬嫉孛娣e大。為滿足污水處理所需的水力停留時(shí)間，維持較高的COD去除率，人工濕地水力負(fù)荷通常為0.3~0.5m3/m2d，遠(yuǎn)小于一般好氧反應(yīng)器的水力負(fù)荷，導(dǎo)致工程占地面積較大。</p><p>　?、诿摰?/p>

28、磷效率不高。人工濕地脫N的主要途徑是微生物的硝化與反硝化作用，但人工濕地常因缺氧導(dǎo)致硝化過程不完全，從而影響脫N效率［10］，其NH4+-N去除率一般為40~75%；此外，人工濕地除P的主要途徑是基質(zhì)吸附，盡管運(yùn)行初期具有很高的除P效率，但一旦基質(zhì)吸附飽和，其除P效果不佳。</p><p>　?、垡装褰Y(jié)、易堵塞。人工濕地常用基質(zhì)有卵石、礫石、粗砂、細(xì)沙、煤渣、礦渣、陶粒、石灰石等。這些基質(zhì)材料多為致密性材料，比重

29、大，不具備多孔結(jié)構(gòu)，或其孔隙度和比表面積很小。用其作為人工濕地基質(zhì)時(shí)，一方面對(duì)污染物的吸附與過濾作用不大，微生物藉以著生與繁衍的表面積較小，導(dǎo)致污染處理負(fù)荷較低；另一方面，隨著微生物及污染物在基質(zhì)表面的累積，基質(zhì)間隙越來越小，產(chǎn)生板結(jié)與堵塞，過水能力越來越低，以致濕地中積水嚴(yán)重、溶解氧含量降低，從而進(jìn)一步降低其脫氮除磷效率[9]。通常情況下，已建人工濕地大多在運(yùn)行3年左右即因堵塞而報(bào)廢；我省有大量已建人工濕地工程因堵塞而報(bào)廢。</

30、p><p>　　改善人工濕地處理效果途徑</p><p>　　2.4.1 改進(jìn)布水方式</p><p>　　人工濕地傳統(tǒng)的布水方式有固定式噴灌、移動(dòng)式噴灌、淹灌和溝灌，在大多數(shù)情況下，布水方式取決于當(dāng)?shù)氐牡匦巍⑼寥?、植物和氣候條件。階梯進(jìn)水可避免處理床前部堵塞，使植物長勢均勻，有利于后部的硝化脫氮作用;回流式可對(duì)進(jìn)水進(jìn)行一定的稀釋，增加水中的溶解氧并減少出水中可能出現(xiàn)的

31、臭味，促進(jìn)填料床中的硝化和反硝化脫氮作用:綜合式則一方面設(shè)置出水回流，另一方面還將進(jìn)水分布至填料床的中部，以減少填料床前端的負(fù)荷。</p><p>　　2.4.2 改進(jìn)水流方向</p><p>　　根據(jù)水流方向不同，傳統(tǒng)的人工濕地分為平行流與下行流兩種。己有相當(dāng)數(shù)量的研究表明，平行流的傳氧能力有限。吉林建筑工程學(xué)院宋鐵紅等研究了人工濕地在間歇流、連續(xù)流進(jìn)水方式下處理生活污水的效率，并進(jìn)行了

32、對(duì)比分析。在平均水力負(fù)荷4.8cm/d時(shí)，間歇流和連續(xù)流人工濕地C0D平均去除率分別為78%和64%;NH3-N平均去除率分別為60%和44%;TP去除率均為53%。結(jié)果表明，間歇流進(jìn)水能夠提高床體內(nèi)的含氧量，緩解植物根系放氧不足，提高了污染物去除率[11,12]。</p><p>　　2.4.3 改進(jìn)濕地植物</p><p>　　人工濕地植物選擇趨向于從當(dāng)?shù)氐奶烊粷竦刂羞x擇抗污能力強(qiáng)、凈

33、化效果好且具有一定經(jīng)濟(jì)價(jià)值和景觀效果的物種。魯敏等研究表明香蒲、美人蕉、黃花鶯尾、菱白和首蒲適合在武漢地區(qū)人工濕地床中種植[13]。鄧輔唐等研究得出旱傘竹、皇竹草、紅線草和馬蹄蓮是適合在云南地區(qū)種植的人工濕地植物。許多研究表明，復(fù)合植物床對(duì)水質(zhì)的凈化效果好于單一植物[14]。</p><p>　　2.4.4 改進(jìn)基質(zhì)</p><p>　　傳統(tǒng)的人工濕地基質(zhì)主要有土壤、細(xì)沙、粗砂、礫石、灰渣

34、及石灰石、沸石、鵝卵石等。李旭東等對(duì)沸石潛流濕地、礫石潛流濕地和自由表面流人工濕地脫氮除磷性能進(jìn)行了中試對(duì)比試驗(yàn)研究，結(jié)果表明:在相同進(jìn)水水質(zhì)和水力停留時(shí)間為ld的運(yùn)行條件下，沸石潛流濕地脫氮效果最佳，總氮去除率接近60%;礫石潛流濕地除磷效果最佳，總磷去除率可達(dá)70%;自由表面流人工濕地脫氮除磷效果介于沸石和礫石潛流濕地之間[15]。除了這些基質(zhì)外，一些學(xué)者研究了新的基質(zhì)，例如，硅藻土具有孔隙度大、吸附性強(qiáng)、化學(xué)性能穩(wěn)定等工藝特性，將

35、硅藻土用于小型水處理裝置，生產(chǎn)飲用水，利用硅藻土獨(dú)特的理化性質(zhì)處理生產(chǎn)廢水和生活污水,具有很好的環(huán)境效益和經(jīng)濟(jì)效益。</p><p><b>　　材料與方法</b></p><p><b>　　實(shí)驗(yàn)裝置</b></p><p>　　實(shí)驗(yàn)裝置系統(tǒng)如圖1所示。采用普通塑料整理箱模擬人工濕地，尺寸：68cm（長）×50

36、cm（高）×42cm（寬）。在整理箱一側(cè)底部打直徑約2cm的出水口，連接PVC管，用于出水。在每個(gè)塑料箱內(nèi)沿壁鋪設(shè)PVC管，管上打洞，用于出水。</p><p><b>　　圖1 實(shí)驗(yàn)裝置</b></p><p>　　普通基質(zhì)對(duì)照試驗(yàn)：在塑料箱底部鋪約15cm的陶粒，陶粒直徑約2~3cm左右，中部鋪約12cm的粗砂，直徑約0.5~1cm左右，上部鋪約10cm

37、的細(xì)砂，上、中、底部間分別用醫(yī)用紗布隔開。其中，陶粒含有約62%的二氧化硅，16%的氧化鋁，8%的氧化鐵，3%的氧化鈣，2%的氧化鎂，3%的氧化鉀以及氧化鈉，其他成分約占6%。</p><p>　　硅藻土基質(zhì)試驗(yàn)：在另一個(gè)塑料箱底部鋪約15cm的硅藻土顆粒，直徑約3~4cm左右，中部鋪約12cm的硅藻土顆粒，直徑約0.5~1.5cm左右，上部鋪約10cm的硅藻土粉末，上、中、底部間分別用醫(yī)用紗布隔開。其中，硅藻土

38、均取自嵊州市華源保溫制品有限公司出產(chǎn)的保溫硅藻土磚塊，比重為0.6，含二氧化硅80%以上，將其敲碎，取得實(shí)驗(yàn)所需的硅藻土顆粒以及硅藻土粉末。</p><p><b>　　裝置運(yùn)行</b></p><p>　　試驗(yàn)裝置安裝在寧波大學(xué)建工學(xué)院實(shí)驗(yàn)樓前大棚內(nèi)。以河水作實(shí)驗(yàn)水樣，進(jìn)行為期2個(gè)月的處理實(shí)驗(yàn)；進(jìn)水方式為間歇進(jìn)水，每天進(jìn)水一次，前期停留時(shí)間約24h，后期可適當(dāng)延長至

39、48h或者72h。水力負(fù)荷約為0.5m/d，穩(wěn)定運(yùn)行后進(jìn)行水力模擬實(shí)驗(yàn)。兩個(gè)模型進(jìn)水水質(zhì)水量和運(yùn)行方式相同。</p><p>　　其中該河水由抽水泵先抽至高位水箱，再由高位水箱進(jìn)水到兩個(gè)模擬濕地系統(tǒng)中。</p><p>　　河水取自寧波大學(xué)建工學(xué)院實(shí)驗(yàn)樓后的一條河流，該河水水體發(fā)綠，有惡臭，懸浮物較多，與生活污水相近。</p><p><b>　　水質(zhì)分析

40、方法</b></p><p>　　pH值采用玻璃電極法；COD采用標(biāo)準(zhǔn)重鉻酸鉀法，GB 11914-89；TP采用鉬酸銨分光光度發(fā)，GB 11893-89；TN采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法，GB 11894-1989；紫外可見分光光度采用TU-1800雙光束紫外可見分光光度計(jì)測其200~750nm下的連續(xù)光譜。</p><p><b>　　結(jié)果與分析</b

41、></p><p>　　模擬濕地系統(tǒng)從3月15日開始運(yùn)行，運(yùn)行24天后，系統(tǒng)已初步掛膜，于4月9日測定第一次數(shù)據(jù)，每隔四天測一次數(shù)據(jù)，測定四次，人工濕地的水力停留時(shí)間為1d；于4月25日將系統(tǒng)的水力停留時(shí)間改為2d，測定一次數(shù)據(jù)；于4月27日將系統(tǒng)的停留時(shí)間改為3d，測定一次數(shù)據(jù)。整個(gè)試驗(yàn)共測定六次數(shù)據(jù)。</p><p><b>　　pH值</b></p&

42、gt;<p>　　系統(tǒng)進(jìn)出水pH值如表1所示。</p><p>　　表1系統(tǒng)進(jìn)出水pH值</p><p>　　由表1可知，原水的pH值已經(jīng)接近中性，經(jīng)過兩個(gè)系統(tǒng)的處理，pH值均有所下降，更接近中性，其中，硅藻土基質(zhì)的下降幅度較大，凈化效果比普通基質(zhì)的凈化效果好，但差異不大。由于硅藻土具有更大的比表面積及孔隙率，其吸附、絮凝及沉淀作用均優(yōu)于普通基質(zhì)。pH值同時(shí)與溫度有關(guān)，由于本

43、實(shí)驗(yàn)在大棚中進(jìn)行，溫度較高，對(duì)其pH下降有一定的影響。</p><p><b>　　COD的去除</b></p><p>　　硅藻土基質(zhì)及普通基質(zhì)人工濕地COD的進(jìn)出水濃度變化及去除百分?jǐn)?shù)如表2所示。</p><p>　　表2系統(tǒng)進(jìn)出水COD的濃度變化及去除百分?jǐn)?shù)</p><p>　　以普通基質(zhì)的去除率作為標(biāo)準(zhǔn)，將硅藻土

44、基質(zhì)去除率標(biāo)準(zhǔn)化。對(duì)所得數(shù)據(jù)進(jìn)行T檢驗(yàn)，其結(jié)果如下：</p><p>　　查表得，t0.01(5)=4.03</p><p>　　t >t0.01(5), P<0.01 表明差別有非常顯著意義，即硅藻土基質(zhì)的COD去除效率明顯高于普通基質(zhì)。</p><p>　　圖2系統(tǒng)進(jìn)出水COD濃度變化</p><p>　　圖3系統(tǒng)COD濃度去

45、除百分?jǐn)?shù)變化</p><p>　　由表2可知，原水的COD波動(dòng)較大，這是因?yàn)樵撛伤贸橛诟呶凰?，?shí)驗(yàn)又于大棚中進(jìn)行，溫度較高，原水的放置時(shí)間不同，因此其有較大的波動(dòng)范圍。</p><p>　　由圖2和圖3可知，普通基質(zhì)及硅藻土基質(zhì)人工濕地的COD去除效率均隨運(yùn)行時(shí)間的增長有較快速的提升。水力停留時(shí)間為2天時(shí)COD去除效率即以達(dá)到最大，繼續(xù)增加水力停留時(shí)間對(duì)COD的去除效率無顯著作用。

46、</p><p>　　人工濕地通常對(duì)有機(jī)污染物都具有較強(qiáng)的去除能力。不溶性有機(jī)物可通過濕地的過濾、沉淀作用，可以很快的被截留而被微生物利用，可溶性有機(jī)物則通過植物根系生物膜的吸附、吸收及生物代謝講解過程而被分解去除。本實(shí)驗(yàn)無植物，COD去除主要依靠基質(zhì)吸附和基質(zhì)表面微生物的同化吸收作用。硅藻土是單細(xì)胞低等植物硅藻的遺骸，具有優(yōu)良的生物相容性，可作為一種優(yōu)良的生物載體，另外硅藻土顆粒內(nèi)部具有發(fā)達(dá)的孔道結(jié)構(gòu)，為微生物

47、的生長提供了良好的場所，有利于微生物進(jìn)行吸收同化，同時(shí)，其比表面積極大，它的這種結(jié)構(gòu)延長了有機(jī)物與載體的接觸時(shí)間，使得吸附作用也能更好的發(fā)揮，從而達(dá)到更好的去除有機(jī)物的效果。</p><p><b>　　4.3 TP的去除</b></p><p>　　硅藻土基質(zhì)及普通基質(zhì)人工濕地總磷的進(jìn)出水濃度變化及去除百分?jǐn)?shù)如表4所示。</p><p>　　

48、表3 系統(tǒng)進(jìn)出水TP的濃度變化及去除百分?jǐn)?shù)</p><p>　　以普通基質(zhì)的去除率作為標(biāo)準(zhǔn)，將硅藻土基質(zhì)去除率標(biāo)準(zhǔn)化。對(duì)所得數(shù)據(jù)進(jìn)行T檢驗(yàn)，其結(jié)果如下：</p><p>　　查表得，t0.01(5)=4.03</p><p>　　t >t0.01(5), P<0.01，表明差別有非常顯著意義，即普通基質(zhì)的除磷效率明顯高于硅藻土基質(zhì)。</p>

49、<p>　　圖4系統(tǒng)進(jìn)出水TP濃度變化</p><p>　　圖5系統(tǒng)TP濃度去除百分?jǐn)?shù)變化</p><p>　　由圖4和圖5可以明顯看出，普通基質(zhì)的人工濕地的除磷效率高于硅藻土基質(zhì)的人工濕地系統(tǒng)，二者的去除效率均隨運(yùn)行天數(shù)的增長而增加，普通基質(zhì)的去除效率在運(yùn)行36天時(shí)達(dá)到最高，水力停留時(shí)間為兩天以及三天的去除效率與最高去除效率相近，均在70%左右；硅藻土基質(zhì)的總磷去除效率則在運(yùn)

50、行41天，水力停留時(shí)間為兩天時(shí)即以達(dá)到最高，增加水力停留時(shí)間對(duì)TP的去除基本沒有幫助。</p><p>　　人工濕地中磷的固定是通過基質(zhì)吸附、化學(xué)沉淀、細(xì)菌活動(dòng)、植物和藻類攝取以及與有機(jī)質(zhì)結(jié)合發(fā)生的?；|(zhì)對(duì)磷的吸附能力則主要取決于材料的物理和化學(xué)特性。除了基質(zhì)自身成分的影響外，基質(zhì)的pH值及吸附表面積、容重、孔隙度以及導(dǎo)水率均與磷的吸附量有關(guān)。一些學(xué)者研究了不同類型的人工濕地基質(zhì)，認(rèn)為富含鈣和鐵鋁質(zhì)的基質(zhì)凈化污水

51、中磷素能力較強(qiáng),而硅質(zhì)含量較高的基質(zhì)凈化能力較差[7,19]。普通基質(zhì)中含有大量的Al、Fe、Ca等元素，而硅藻土顆粒中硅藻土的含量高達(dá)80%以上，三氧化二鐵的含量卻不足1%，Ca、Al等元素的含量也較低，因此，從化學(xué)吸附這一方面可解釋硅藻土基質(zhì)除磷效率低于普通基質(zhì)。國內(nèi)有一些學(xué)者調(diào)查研究表明導(dǎo)水率以及D10 這2個(gè)指標(biāo)與磷吸附量之間呈顯著性負(fù)相關(guān)[18]。普通基質(zhì)的導(dǎo)水率以及直徑10mm左右的比率均小于本次實(shí)驗(yàn)所用的硅藻土基質(zhì)，因此，

52、從物理性質(zhì)這一方面亦可解釋硅藻土基質(zhì)除磷效率低于普通基質(zhì)。硅藻土基質(zhì)除磷效率在水力停留時(shí)間兩天時(shí)達(dá)到最高，而停留時(shí)間為3天時(shí)卻有所下降，由于磷的去除主要是基質(zhì)的吸附作用，三天時(shí)間硅藻土顆粒的吸附量已經(jīng)達(dá)到過飽和狀態(tài)，從而釋放部分磷，因此造成去除效率下降</p><p>　　4.4 TN的去除 </p><p>　　硅藻土基質(zhì)及普通基質(zhì)人工濕地總氮的進(jìn)出水濃度變化及去除百分?jǐn)?shù)如表6所示。&l

53、t;/p><p>　　表4系統(tǒng)進(jìn)出水TN的濃度變化及去除百分?jǐn)?shù)</p><p>　　以普通基質(zhì)的去除率作為標(biāo)準(zhǔn)，將硅藻土基質(zhì)去除率標(biāo)準(zhǔn)化。對(duì)所得數(shù)據(jù)進(jìn)行T檢驗(yàn)，其結(jié)果如下： </p><p>　　查表得，t0.01(5)=4.03</p><p>　　t >t0.01(5), P<0.01 表明差別有非常顯著意義，即硅藻土基質(zhì)的除氮效

54、率明顯高于普通基質(zhì)。</p><p>　　圖6系統(tǒng)進(jìn)出水TN濃度變化</p><p>　　圖7系統(tǒng)TN濃度去除百分?jǐn)?shù)變化</p><p>　　由圖6和圖7可明顯看出，硅藻土基質(zhì)除氮效率高于普通基質(zhì)的除氮效率，二者的去除效率均隨運(yùn)行天數(shù)的增加而提高，水力停留時(shí)間為2天時(shí)TN去除效率即以達(dá)到最大，繼續(xù)增加水力停留時(shí)間對(duì)TN的去除效率無顯著作用。</p>&

55、lt;p>　　人工濕地除氮有物理、化學(xué)和生物作用，通過沉積、揮發(fā)、吸附、微生物以及植物吸收的作用從而達(dá)到脫氮的效果。但是固體物質(zhì)的重力沉淀通常對(duì)濕地中氮去除的影響很小。而且當(dāng)pH小于7.5時(shí)，氨揮發(fā)可忽略。同時(shí)，氨氮吸附通常是快速可逆，并非濕地中氮去除的長期顯著途徑，因此，微生物的氨化和硝化/反硝化是濕地中除氮的主要途徑，其除氮量通常較顯著。</p><p>　　由表1可知，無論是原水，還是經(jīng)過處理的硅藻土

56、及普通基質(zhì)人工濕地出水，其pH值大部分在7.5以下，因此，氨揮發(fā)可忽略。而本模擬實(shí)驗(yàn)又無植物栽種，其去除氮素的主要機(jī)制是物理化學(xué)吸附和基質(zhì)表面微生物的作用。硅藻土是單細(xì)胞低等植物硅藻的遺骸，具有優(yōu)良的生物相容性，可作為一種優(yōu)良的生物載體，另外硅藻土顆粒內(nèi)部具有發(fā)達(dá)的孔道結(jié)構(gòu)，為微生物的生長提供了良好的場所，有利于微生物進(jìn)行氨化、硝化反硝化，同時(shí)，其比表面積極大，他的這種結(jié)構(gòu)延長了有機(jī)物與載體的接觸時(shí)間，使得吸附作用也能更好的發(fā)揮，從而達(dá)

57、到更好的脫氮效率。大量的微生物富集于硅藻土的空隙內(nèi)外，形成了類似于生物活性碳同時(shí)又優(yōu)于活性炭的“生物硅藻土”，其表面“生長”的生物膜能夠有效去除污水中的總氮[17]。</p><p>　　普通基質(zhì)的孔隙率以及比表面積均小于硅藻土顆粒，其不具備硅藻土類似的結(jié)構(gòu)，無法提供微生物一個(gè)更優(yōu)良的生長環(huán)境，因此，其去除效率低于硅藻土基質(zhì)。</p><p>　　我們由圖可看出，運(yùn)行初期硅藻土及普通基質(zhì)的

58、除氮效率均較低，而隨著運(yùn)行時(shí)間的增長，除氮效率日益增長，這是由于初期生物膜還尚未形成及穩(wěn)定，隨著運(yùn)行時(shí)間的增長，生物膜形成并且穩(wěn)定，使得硅藻土及普通基質(zhì)對(duì)污水中TN的凈化效率有較大幅度提升。普通基質(zhì)在水力停留時(shí)間改為3天時(shí)，其除氮效率略有下降，跟基質(zhì)的吸附作用有關(guān)，達(dá)到過飽和狀態(tài)，同時(shí)，因有機(jī)物不足，造成硝化作用碳源不足，因此造成下降。</p><p>　　4.5 紫外可見分光光度</p><

59、p>　　共測六次紫外可見分光光度，數(shù)據(jù)如表5所示：</p><p>　　表5 紫外可見分光光度相關(guān)數(shù)據(jù)</p><p>　　圖8 4月26日原水與普通基質(zhì)出水紫外可見分光光度光譜</p><p>　　圖9 4月26日原水與硅藻土基質(zhì)出水紫外可見分光光度光譜</p><p>　　由表5可知，六次測樣的最大吸收峰均出現(xiàn)在200~240nm

60、范圍內(nèi)，最大吸收峰出現(xiàn)在200nm時(shí)，說明進(jìn)出水內(nèi)除了含有-OH、-OR、-NHR、-SH等含氧、氮、硫基團(tuán)中除了成鍵電子（σ電子以外），還有非共享的p電子對(duì)（或非鍵的n電子）。這種電子對(duì)比σ電子容易被激發(fā)而產(chǎn)生n →σ*躍遷。最大吸收峰出現(xiàn)在223、224、226以及232nm，可判斷進(jìn)出水中含有生色基團(tuán)-π鍵電子，它比孤對(duì)電子更容易激發(fā)，產(chǎn)生π→π*躍遷，多含有C=C、C=O等雙鍵。原水中含有有機(jī)物以及原水富營養(yǎng)化，因此進(jìn)出水中均含

61、有不飽和烴、酮、含氮基團(tuán)等，從而吸收峰產(chǎn)生n →σ*、π→π*躍遷。</p><p>　　4.6 水力模擬實(shí)驗(yàn)</p><p>　　4.6.1 出水流量變化與水量平衡的測定</p><p>　　在一次進(jìn)水后，分別測定系統(tǒng)單位時(shí)間的出水量及最終出水總量，并與進(jìn)水總量相比較以了解系統(tǒng)水量損失[16]。經(jīng)測定，硅藻土、普通基質(zhì)人工濕地系統(tǒng)單位時(shí)間出水量分別為120L/h、

62、150L/h。此次每個(gè)系統(tǒng)的進(jìn)水量分別為25L，硅藻土基質(zhì)出水總量約為20L，系統(tǒng)水量損失為20%，普通基質(zhì)出水總量約為24L，水量損失為4%。</p><p>　　圖10 出水流量變化圖</p><p>　　4.6.2 水力停留時(shí)間的測定</p><p>　　采用刺激-響應(yīng)法，即首先在進(jìn)水中投加NaCl,使其電導(dǎo)率上升至背景值的五倍以上，再瞬時(shí)一次性投加到兩個(gè)濕地

63、系統(tǒng)中，然后維持系統(tǒng)正常運(yùn)行[16]。在系統(tǒng)出水口連續(xù)監(jiān)測出水電導(dǎo)率的變化至恢復(fù)到背景值時(shí)終止試驗(yàn)。</p><p>　　根據(jù)人工濕地的幾何尺寸、填料的孔隙率以及進(jìn)水流量計(jì)算出污水的理論水力停留時(shí)間：</p><p>　　式中 tth-理論水力停留時(shí)間，h</p><p>　　n-填料孔隙率，一級(jí)濕地為0.42，二級(jí)濕地為0.38，三級(jí)濕地為0.32</p&g

64、t;<p>　　V-人工濕地體積，m3</p><p>　　Q-系統(tǒng)進(jìn)水流量，m3/d</p><p>　　在水力負(fù)荷為0.5m/d時(shí)，根據(jù)上述公式計(jì)算得普通基質(zhì)與硅藻土基質(zhì)的理論停留時(shí)間均為7.68h。</p><p>　　圖11 水力停留時(shí)間</p><p>　　停留時(shí)間測量值可以有出水電導(dǎo)率變化來計(jì)算，根據(jù)盧學(xué)強(qiáng)[22]等

65、的研究認(rèn)為出現(xiàn)最大峰值所需的時(shí)間作為污水在濕地中的停留時(shí)間，如圖11所示，普通基質(zhì)的實(shí)測停留時(shí)間為8.5h，硅藻土基質(zhì)的實(shí)測停留時(shí)間為8.12h，相對(duì)于理論停留時(shí)間分別延長了5.73%、10.68%。</p><p><b>　　5 結(jié)論與展望</b></p><p><b>　　5.1 結(jié)論</b></p><p>　　

66、本文通過模擬硅藻土基質(zhì)人工濕地處理生活污水實(shí)驗(yàn)，同時(shí)以普通基質(zhì)人工濕地系統(tǒng)作為對(duì)照，通過對(duì)pH值、COD、TN、TP等指標(biāo)的測定，可知硅藻土基質(zhì)除氮、去除有機(jī)物的能力均強(qiáng)于普通基質(zhì)，但是普通基質(zhì)除磷效率高于硅藻土基質(zhì)。單單用硅藻土作為人工濕地系統(tǒng)的基質(zhì)并不能很好的改善脫氮除磷效果，我們必須將二氧化硅含量高的硅藻土同F(xiàn)e、Ca、Al等元素相結(jié)合才可提高除磷效率，從而完善人工濕地脫氮除磷效率不高這個(gè)缺點(diǎn)。</p><p&

67、gt;<b>　　5.2 展望</b></p><p>　　我國硅藻土總的含量位居世界第二，其中，浙江省僅嵊州市已探明儲(chǔ)量便已達(dá)2億噸以上，是我國儲(chǔ)量最大的硅藻土礦區(qū)，可將其廣泛應(yīng)用于污水處理中。利用硅藻土多孔、質(zhì)輕、比表面積大、吸附性好的特點(diǎn)，將硅藻土作為主要原料與其他原料配合制作成硅藻土陶粒，以其作為人工濕地的主要基質(zhì)進(jìn)行污水處理，使該工藝有出水水質(zhì)優(yōu)、投資省、運(yùn)行費(fèi)用低等優(yōu)點(diǎn)，在中小城

68、鎮(zhèn)污水處理領(lǐng)域具有良好的應(yīng)用前景。</p><p><b>　　參考文獻(xiàn)</b></p><p>　　[1]Hiley PD.1994.The reality of sewage treatment using wetland[C].ICWS’94 Pro,68~83.</p><p>　　[2]Brix H.1986.The applicab

69、ility of the wastewater treatment plant in Othfresen as scientific documentation of the root zone method[J].Wat.Sci.Technol.,19(10):19~24.</p><p>　　[3]Reddy KR, DeBruck TA.1987.State-of-the-art utilization o

70、f aquatic plants in water pollution control [J].Wat.Sci.Technol,19(10):61~79.</p><p>　　[4]US EPA Guiding principles for constructed treatment wetlands:providing for water quality and wildlife habit[M].Washin

71、gton DC:U S EPA Office of Wetlands,Oceans and Watershed,2000. </p><p>　　[5]US EPA. Subsurface flow constructed wetlands for wastewater treatment ~ a technology assessment [M].Washington DC:U S EPA Office of

72、Water,1993.</p><p>　　[6]Hammer,D.A. Constructed wetlands for wastewater treatment.Michigan:Lewis Publishers Inc.1989.5~20.</p><p>　　[7]Drizo A,Frost CA,Grace J.Physico~chemical screening of phos

73、phate~removing substrates for use in constructed wetland systems.Wat Sei Tech,199,33(7):3595~3602.</p><p>　　[8]沈耀良.新型廢水處理技術(shù)~~~人工濕地.污染防治技術(shù)，1996,9（1-2）：1~8.</p><p>　　[9]吳曉磊.人工濕地廢水處理機(jī)理.環(huán)境科學(xué),1995,16

74、（3）：83~86.</p><p>　　[10] 劉春常,夏漢平,簡曙光.人工濕地處理生活污水研究[J].生態(tài)環(huán)境,2005,14（4）：536~539.</p><p>　　[11]宋鐵紅,韓相奎，林英姿.間歇流人工濕地處理生活污水試驗(yàn)研究[J].吉林建筑一工程學(xué)院學(xué)報(bào),2003，20(3):l~3.</p><p>　　[12]宋鐵紅,尹軍,崔玉波.不同進(jìn)水方

75、式人工濕地除污效率對(duì)比分析[J].安全與環(huán)境工程，2005,12(3):46~51.</p><p>　　[13]鄧輔唐,鄧輔商,孫佩石等.滇池治理人工濕地適用水生植物的引種研究[J].中國水土保持,2005，7(7):8~10.</p><p>　　[14]劉超翔，胡洪營，張健等.人工復(fù)合生態(tài)床處理低濃度農(nóng)村污水[J].中國給水排水，2002，18(7):1~4.</p>

76、<p>　　[l5]李旭東,周琪,張榮社等.三種人工濕地脫氮除磷效果比較研究[J].地學(xué)邊緣，2005，12(特刊):73~75.</p><p>　　[16]詹德昊,吳振斌,張晟等.堵塞對(duì)復(fù)合垂直流濕地水力特征的影響[J].中國給水排水,2003, 19(2):1~4.</p><p>　　[17] 劉輝,吳曉翔,施漢昌.硅藻精土技術(shù)在中小城鎮(zhèn)污水處理中的應(yīng)用[J].中國給水排

77、水　2008,24(2): 9~12.</p><p>　　[18] 崔理華,朱夕珍,駱世明.人工濕地基質(zhì)磷吸附特性與其物理化學(xué)性質(zhì)的關(guān)系[J].中國環(huán)境科學(xué) 2007,27(2)：250~254.</p><p>　　[19] Yuan G, Lakulich L M. Phosphate adsorption in relationship to extractable iron an

78、d aluminum in spodosols [J]. Soil Sci. Soc. Am.J., 1994,58:343~346.</p><p>　　[20]Hideshi Seki, Hideo Maruyama, Yasuhiro Shoji. Flocculation of diatomite by a soy protein~based bioflocculant[J] . Biochem

79、ical Engineering Journal, 2010, 51(1~2): 14~18.</p><p>　　[21] Antonio Albuquerque, Jos′e Oliveira, Sabrina Semitela1, Leonor Amaral. Evaluation of the effectiveness of horizontal subsurface flow constructed