錢琪卉，于元超 ，王 皓 ，王 振 ，巫厚長*，鐘耀華

基質(zhì)種類和電流強(qiáng)度對電解強(qiáng)化潛流人工濕地運(yùn)行性能影響

錢琪卉1，于元超1，王 皓1，王 振1，巫厚長1*，鐘耀華2

(1. 安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，農(nóng)田生態(tài)保育與污染防控安徽省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，合 肥230036；2. 金寨縣茶谷和美好鄉(xiāng)村建設(shè)服務(wù)中心，金寨 237300)

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(dòng)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(yùn)行階段時(shí)，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(yùn)行階段，A和B對磷的去除效果會(huì)隨著電流強(qiáng)度的增強(qiáng)而不斷變大，當(dāng)電流強(qiáng)度為100 mA時(shí)，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30 mA時(shí)，氮的去除率最高，而B在電流強(qiáng)度為50 mA時(shí)，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(huì)下降。綜合分析，A的最佳運(yùn)行電流強(qiáng)度為30 mA，而B的最佳運(yùn)行條件為50 mA。

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(huì)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(yùn)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(diǎn)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(yàn)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(dòng)時(shí)間、脫氮除磷效果；穩(wěn)定運(yùn)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(yàn)裝置

試驗(yàn)過程中，共構(gòu)建12個(gè)裝置，其中電解裝置A及其空白a裝置各3個(gè)，電解裝置B及其空白b各3個(gè)?？瞻捉M與試驗(yàn)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）裝置如圖1所示，裝置的主體（××= 670 mm × 450 mm × 300 mm）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(gè)裝置中填料的質(zhì)量均是50 kg，填充高度均為200 mm，表層均覆蓋厚度30 mm的河沙，填充體積均設(shè)定為50 L。兩種裝置均使用純鐵作為電極材料，陽極電極（××= 250 mm × 150 mm × 0.3 mm，表面打孔，孔徑20 mm，孔距20 mm）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120 mm。使用銅線（直徑2 mm）將電極與直流穩(wěn)壓電源（同門科技提供的型號(hào)eTM-305F，0 ～ 30 V，0 ～ 5 A）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?yàn)樵谑覂?nèi)試驗(yàn)，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(dòng)泵、定時(shí)開關(guān)和液體流量計(jì)共同控制，通過管徑為35 mm的PVC管進(jìn)入系統(tǒng)，處理后的水體則通過水閥排出。

圖1 電解強(qiáng)化潛流人工濕地試驗(yàn)裝置示意圖

Figure 1 Chart of electrolytic horizontal subsurface-flow constructed wetland

1.2 試驗(yàn)條件和模擬廢水

該部分試驗(yàn)分成兩個(gè)階段，分別為啟動(dòng)階段和穩(wěn)定運(yùn)行階段。兩個(gè)階段中室溫控制在25～30 ℃，裝置的HLR為0.06 m3·(m2·d)-1，HRT為1 d，系統(tǒng)處理污水量為15 L·d-1。在啟動(dòng)階段，E-HFCW系統(tǒng)的電流強(qiáng)度設(shè)置為15 mA，電解時(shí)間為8 h。穩(wěn)定運(yùn)行階段，電解時(shí)間始終設(shè)置為8 h，電流強(qiáng)度分別為8、15、30、50和100 mA。該試驗(yàn)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1 h，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(diǎn)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(shí)每個(gè)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(dòng)階段和穩(wěn)定運(yùn)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(shí)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(dòng)階段，各裝置先運(yùn)行15 d后，再每天進(jìn)行測定。穩(wěn)定運(yùn)行階段，各裝置每天測定1次。試驗(yàn)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(jì)算使用Excel 2018，用Pearson檢驗(yàn)方法和配對檢驗(yàn)來進(jìn)行相關(guān)性分析和差異顯著性分析，檢驗(yàn)數(shù)據(jù)間相關(guān)水平的統(tǒng)計(jì)分析通過SPSS 20.0進(jìn)行。利用GraphPad Prism 8軟件作圖，圖中相關(guān)數(shù)據(jù)均為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差。

2 結(jié)果與分析

2.1 啟動(dòng)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(dòng)階段，氨氮的去除情況如圖2：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～ 2.48 mg·L-1和14.47 ～ 0.07 mg·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 ～ 3.62 mg·L-1和12.44 ～ 37.80 mg·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（＜0.01，= 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（＜0.01，= 30），即說明在啟動(dòng)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（＞0.05，= 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。

（a）氨氮含量；（b）氨氮去除率。A和B為試驗(yàn)組，a和b為空白組。

Figure 2 The removal of NH4+-N in the start-up stage

2.1.2 兩種裝置對污水中正磷酸鹽的凈化效果 由于采用人工配水，進(jìn)水中的磷主要是PO43--P，因此系統(tǒng)在啟動(dòng)過程中，對磷的凈化效果，主要指的是PO43--P的去除效果。從圖3可以看出，系統(tǒng)中進(jìn)水的PO43--P含量為（4.44±0.32）mg·L-1，電解裝置A、B出水的正磷酸鹽含量范圍為0.27 ～ 2.45 mg·L-1和0.61～1.94 mg·L-1，平均去除率分別為（65.42±13.22）%和（75.08±6.40）%。而空白組對應(yīng)的裝置a、b出水中正磷酸鹽的含量范圍為0.57～4.08 mg·L-1和0.82 ～ 2.58 mg·L-1，平均去除率分別為（46.83±21.47）%和（58.81±12.24）%。通過差異顯著性分析，可以看出兩種電解裝置A、B對正磷酸鹽的去除率明顯高于未添加電解設(shè)備的裝置a、b。而且無論在電解還是非電解系統(tǒng)內(nèi)，以廢磚塊為基質(zhì)的濕地系統(tǒng)對PO43--P的凈化效果顯著優(yōu)于以沸石為基質(zhì)的濕地系統(tǒng)（＜0.05，= 30）。

濕地系統(tǒng)對磷的去除主要依靠填料的吸附和沉淀作用。在系統(tǒng)運(yùn)行初期，各裝置填料吸附作用強(qiáng)，對磷的去除效果均較好，其中以沸石為基質(zhì)的濕地系統(tǒng)，憑借填料極強(qiáng)的吸附能力，獲得的凈化效果優(yōu)于以磚塊為基質(zhì)的濕地系統(tǒng)。但隨著基質(zhì)的逐漸飽和，填料對磷的去除貢獻(xiàn)率越來越低，各裝置對磷的去除率隨之降低，裝置A、B的去除率均在第27天降至最低值（46.47%和60.06%）。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(yùn)行的第41天，系統(tǒng)對磷的去除率維持在70%左右，裝置B從系統(tǒng)運(yùn)行的第29天開始，其對磷的去除效果維持在（75.20±3.12）%。與之相比，裝置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%。

（a）裝置A中PO43--P含量；（b）去除率；（c）裝置B中PO43--P含量；（d）去除率。A和B為試驗(yàn)組；a和b為空白組。

Figure 3 The removal of PO43--P

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(dòng)階段結(jié)束后，讓其分別在電流強(qiáng)度為8、15、30、50和100 mA的條件下運(yùn)行，電解時(shí)間均設(shè)置為8 h，HRT為1 d，室溫控制在25 ～ 30 ℃之間。通過試驗(yàn)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(gè)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(gè)電流強(qiáng)度下，出水的總氮含量及其去除率如圖4所示：裝置A對TN的去除效果較好（圖4（a）），當(dāng)電流強(qiáng)度從8 mA升高到30 mA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30 mA升高到100 mA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（＜0.01，=10）。對于B來說，當(dāng)電流強(qiáng)度從8 mA升高到50 mA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100 mA時(shí)，TN去除率下降為（51.66 ± 4.78）%。且當(dāng)B在前4個(gè)電流強(qiáng)度下，TN去除率間均有極顯著差異（＜0.01，=10）。兩種裝置NH4+-N去除情況跟TN的去除情況相同（圖4（b）），A在30 mA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50 mA時(shí)，平均去除最大值為（57.66± 4.98）%，而后在100 mA條件下，去除率下降為（53.63±2.86）%。兩個(gè)系統(tǒng)中進(jìn)出水中的硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮的情況如圖4（c）和（d）所示，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(huì)隨著濕地系統(tǒng)的運(yùn)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30 mA，而B的最佳運(yùn)行電流為50 mA。

（a）TN含量及其去除率；（b）NH4+-N含量及其去除率；（c）NO3--N含量；（d）NO2--N含量。

Figure 4 Nitrogen removal in different current intensity conditions

（a) TP含量及其去除率；（b）PO43--P含量及其去除率。

Figure 5 Phosphorus removal in different current intensity conditions

2.2.2 電流強(qiáng)度對電解強(qiáng)化潛流人工濕地除磷效率的影響 試驗(yàn)進(jìn)水中TP的平均含量為（4.88 ± 0.33）mg·L-1，A、B中TP的去除情況如圖5所示。當(dāng)電流強(qiáng)度從8 mA升高到100 mA的過程中，A、B出水中TP的含量均在不斷下降，去除率持續(xù)上升。其中A出水中的TP含量從（1.93 ± 1.27）mg·L-1降低至（0.73 ± 0.15）mg·L-1，去除率從（58.75 ± 4.45）%上升到（85.87 ± 2.54）%。而B對TP的去除情況要優(yōu)于A，出水中TP的含量從（1.62 ± 0.98）mg·L-1下降至（0.40 ± 0.19）mg·L-1，去除率從（65.44 ± 4.50）%上升到（92.42 ± 3.53）%。PO43--P與TP的去除情況基本相同，隨著電流強(qiáng)度的增大，兩種裝置對PO43--P的去除率不斷增大，二者均在100 mA條件下達(dá)到最大值。此時(shí)A的平均去除率為（91.85± 1.85）%，而B的平去除率為（97.16 ± 2.03）%。通過差異顯著性分析，發(fā)現(xiàn)A、B中TP和PO43--P的去除率在上述5個(gè)電流強(qiáng)度下，均具有極顯著差異（＜0.01，=10）。在本試驗(yàn)中，A和B兩裝置除磷效率隨電流強(qiáng)度變化呈現(xiàn)相同趨勢，最佳電解條件均為100 mA。

（a）A 出水中Fe含量；（b) B出水中Fe含量。

Figure 6 Fe concentration in effluent under different current intensities

表1 不同電流強(qiáng)度條件下A、B進(jìn)出水中DO、ORP、pH的變化情況

圖7 填料的全磷含量

Figure 7 Total phosphorus content of filler

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)度的變化情況如圖6所示。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8 mA升高到100 mA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(huì)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(xiǎn)。

2.4 不同電流強(qiáng)度下DO、pH和ORP的變化

試驗(yàn)中的兩種裝置具有相同的電解條件和HRT，進(jìn)出水的其他水質(zhì)指標(biāo)，如DO、pH和ORP如表1所示。A、B兩種系統(tǒng)隨電流強(qiáng)度的增強(qiáng)，出水中DO含量不斷降低。當(dāng)電流強(qiáng)度為100 mA時(shí)，A出水中DO的平均含量為（0.95±0.17）mg·L-1，而B中為（0.73±0.10）mg·L-1，因此 B系統(tǒng)在脫氮除磷的過程中要消耗更多的氧氣。人工濕地具有極強(qiáng)的緩沖能力，并且在硝化和反硝化過程中會(huì)引起水體中pH的變化。一般來說，潛流人工濕地在運(yùn)行過程中會(huì)使水體逐漸呈堿性[16]。但是A、B兩端在人工濕地的基礎(chǔ)上添加了電解裝置，使其在電解過程中，一方面電解水產(chǎn)生H離子濃度不斷升高，會(huì)導(dǎo)致水體呈堿度消耗[16]；另一方面，由于使用鐵片為陽極，會(huì)在水中產(chǎn)生Fe離子，當(dāng)電流強(qiáng)度較大，產(chǎn)生的鐵鹽含量較多，其水解也會(huì)引起了堿度消耗[17]。因而我們可以發(fā)現(xiàn)隨著電解強(qiáng)度不斷增大，pH和ORP都出現(xiàn)了不同程度的波動(dòng)。

2.5 填料中全磷含量

試驗(yàn)結(jié)束后對各裝置填料中的全磷含量進(jìn)行了測定，其結(jié)果如圖7所示。A、B兩種裝置中分別填充了沸石和磚塊，初始情況下，沸石的全磷含量為（0.144 ± 0.003）mg·g-1，而磚塊為（0.184 ± 0.002）mg·g-1。經(jīng)過試驗(yàn)后，A中填料全磷含量為（0.196 ± 0.005）mg·g-1，增加了0.051 6 mg·g-1，整個(gè)過程中共吸附全磷2 580 mg；而B為（0.275 ± 0.028）mg·g-1，增加了0.091 2 mg·g-1，共吸附全磷4 560 mg。通過差異顯著性分析，可看出磚塊對磷的吸附、沉淀能力要明顯優(yōu)于沸石。A、B中填料對整個(gè)過程中的磷的去除貢獻(xiàn)率分別為44.79%和79.01%。

3 討論與結(jié)論

本試驗(yàn)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(dòng)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(dòng)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(yùn)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(yùn)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(yùn)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%?？梢钥闯鲭娊鈱τ谝苑惺癁榛|(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(yùn)行階段，A的TN去除效率在電流強(qiáng)度為30 mA時(shí)達(dá)到最大值（98.33±0.58）%，而B在電流強(qiáng)度為50 mA時(shí)，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(huì)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(huì)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(yùn)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100 mA時(shí)，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(bǔ)了沸石填料對磷去除能力的劣勢。

兩種電解裝置在運(yùn)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100 mA時(shí)，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(dòng)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(yùn)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(yùn)行過程中的副產(chǎn)物更少。當(dāng)A在電流強(qiáng)度為30 mA時(shí)，氮的去除效果達(dá)到最大值，而B在電流強(qiáng)度為50 mA時(shí)，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100 mA時(shí)，TP的去除率分別達(dá)到最高。綜合兩種系統(tǒng)在運(yùn)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(yùn)行電流強(qiáng)度為30 mA，而B的最佳運(yùn)行條件為50 mA。

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Effects of different fillers and current intensity on performance of electrolysis-enhanced subsurface flow constructed wetland

QIAN Qihui1, YU Yuanchao1, WANG Hao1, WANG Zhen1, WU Houzhang1, ZHONG Yaohua2

(1. Anhui Province Key Laboratory of Farmland Ecological Conservation and Pollution Prevention, School of Resources and Environment, Anhui Agricultural University, Hefei 230036; 2. Tea Valley and Beautiful Rural Construction Service Center in Jinzhai County, Jinzhai 237300)

To explore the differences in purification effect of two different fillers on nitrogen and phosphorus pollutants, and the optimal current intensity of two different fillers, wetland system A based on zeolite and wetland system B based on bricks were constructed, taken blank check a and b as the controls. At the start-up stage, the removal effect of ammonia nitrogen by system A was significantly higher than that by system B, which indicated that using zeolite as the base material to remove ammonia nitrogen in electrolysis-enhanced underflow constructed wetland was better. In the stable operation stage, the maximum removal rate of total nitrogen by system B was only half of that by system A, which indicated that the effect of nitrogen removal by electrolysis-enhanced subsurface flow constructed wetland based on zeolite was more obvious. In the stable operation stage, the phosphorus removal efficiency of systems of A and B increased with the increase of current intensity. When the current intensity was 100 mA, the phosphorus removal efficiency of both systems reached the maximum. The nitrogen removal efficiency in system A was the highest when the current intensity was 30 mA, while that in system B was the highest when the current intensity was 50 mA, moreover, when the two systems reached the optimal current intensity, the nitrogen removal capacity of both systems decreased with the increase of current intensity. Comprehensive analysis showed that the optimal operating current intensity in system A and B is 30 and 50 mA, respectively.

electrolysis-enhanced constructed wetland; filler; current intensity; nitrogen and phosphorus removal

X703.1

A

1672-352X (2021)06-0981-08

10.13610/j.cnki.1672-352x.20220106.009

2022-1-7 10:40:02

[URL] https://kns.cnki.net/kcms/detail/34.1162.s.20220106.1253.018.html

2021-03-24

安徽省高等學(xué)校省級(jí)質(zhì)量工程教學(xué)研究項(xiàng)目（ 2018jyxm0938））和安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)-金寨縣人民政府現(xiàn)代農(nóng)業(yè)產(chǎn)學(xué)研聯(lián)盟專項(xiàng)基金(金政秘[2014]47號(hào))共同資助。

錢琪卉，碩士研究生。E-mail：qianqihui943@qq.com

通信作者:巫厚長, 教授。E-mail：houzhangw@ahau.edu.cn