农村生活污水脱氮除磷工艺研究
分散型农村生活污水因其分散且占污水排放总量比重较大，成为太湖流域农村生活污水处理的重点和难点。 厌氧折流板反应器（ABR）+折流板湿地（BFCW）组合工艺具有悬浮物和有机物去除效果好、抗冲击负荷强、消耗低、运行稳定、维护方便、美化环境等特点。 适用于处理太湖流域分散的农村生活污水，但其冬季脱氮除磷效果不够。 不理想，限制了其在太湖沿岸的推广应用。
填料氮磷吸附截留性能的提高，有利于湿地启动期和冬季的反硝化除磷。 本实验采用改性沸石或沸石作为BFCW填料层的填料，应用于ABR+BFCW工艺处理农村生活污水的中试。 研究了沸石改性前后BFCW在不同表面水力负荷（HLR）和不同运行时期的脱氮除磷效果变化，并以沸石湿地为对比，探讨改性沸石的反硝化除磷机理湿地。 通过测量湿地填料和植物的总磷、总氮和微生物硝化强度，明确填料吸附降水、植物吸收和微生物转化对湿地反硝化除磷的贡献和空间分布，并对截留物进行形态分析对两种填料中的磷进行澄清，研究填料的除磷机理，以期为太湖流域人工湿地的推广应用提供技术支撑。
1 材料与方法 1.1 试验材料和水
改性沸石是通过用3 mol˙L-1 NaOH和2 mol˙L-1 AlCl3溶液依次对沸石进行改性而制备的[7]。 经过多次测量，改性前后沸石的理化性质如表1所示。 改性沸石湿地 湿地和沸石湿地的理论持水体积分别为113.19 L和111.93 L。 测试的原水取自某大学生活区的集水井。 水质波动较大（pH 5.5~8，溶解氧0.7~2.5 mg˙L-1），秋季开始流水。 水污染物浓度逐渐升高，与分散型农村生活污水的水质特征相符。 经过ABR预处理后，BFCW进水水质见表2，pH值5.1~7.5，溶解氧小于0.6mg˙L-1。
表1 沸石及改性沸石的理化性能
表2 BFCWs不同运行期平均进水水质
1.2 试验装置及方法 1.2.1 试验装置
BFCW反应器（图1）由PVC板制成，长×宽×高为1.35 m×0.3 m×1.0 m。 由配水区、处理区和集水区组成。 有效长度分别为0.1、1.05和0.15 m。 两个反应器制作在一起，通过垂直隔板完全隔开，并进行多重防渗处理。 ABR出水通过阀门和流量计控制流量流入BFCW，配水区和集水区均为渠结构，内部填充适量卵石（粒径30~50 mm）均匀分布和收集水。 出水水位0.55m，进出水口高差5cm。 入口和出口通道的顶部放置有机玻璃盖，以降低大气压力。 再氧合的作用。
图1 BFCW结构示意图
分散型农村生活污水因其分散且占污水排放总量比重较大，成为太湖流域农村生活污水处理的重点和难点。 厌氧折流板反应器（ABR）+折流板湿地（BFCW）组合工艺具有悬浮物和有机物去除效果好、抗冲击负荷强、消耗低、运行稳定、维护方便、美化环境等特点。 适用于处理太湖流域分散的农村生活污水，但其冬季脱氮除磷效果不够。 不理想，限制了其在太湖沿岸的推广应用。
填料氮磷吸附截留性能的提高，有利于湿地启动期和冬季的反硝化除磷。 本实验采用改性沸石或沸石作为BFCW填料层的填料，应用于ABR+BFCW工艺处理农村生活污水的中试。 研究了沸石改性前后BFCW在不同表面水力负荷（HLR）和不同运行时期的脱氮除磷效果变化，并以沸石湿地为对比，探讨改性沸石的反硝化除磷机理湿地。 通过测量湿地填料和植物的总磷、总氮和微生物硝化强度，明确填料吸附降水、植物吸收和微生物转化对湿地反硝化除磷的贡献和空间分布，并对截留物进行形态分析对两种填料中的磷进行澄清，研究填料的除磷机理，以期为太湖流域人工湿地的推广应用提供技术支撑。
1 材料与方法 1.1 试验材料和水
改性沸石是通过用3 mol˙L-1 NaOH和2 mol˙L-1 AlCl3溶液依次对沸石进行改性而制备的[7]。 经过多次测量，改性前后沸石的理化性质如表1所示。 改性沸石湿地 湿地和沸石湿地的理论持水体积分别为113.19 L和111.93 L。 测试的原水取自某大学生活区的集水井。 水质波动较大（pH 5.5~8，溶解氧0.7~2.5 mg˙L-1），秋季开始流水。 水污染物浓度逐渐升高，与分散型农村生活污水的水质特征相符。 经过ABR预处理后，BFCW进水水质见表2，pH值5.1~7.5，溶解氧小于0.6mg˙L-1。
表1 沸石及改性沸石的理化性能
表2 BFCWs不同运行期平均进水水质
1.2 试验装置及方法 1.2.1 试验装置
BFCW反应器（图1）由PVC板制成，长×宽×高为1.35 m×0.3 m×1.0 m。 由配水区、处理区和集水区组成。 有效长度分别为0.1、1.05和0.15 m。 两个反应器制作在一起，通过垂直隔板完全隔开，并进行多重防渗处理。 ABR出水通过阀门和流量计控制流量流入BFCW，配水区和集水区均为渠结构，内部填充适量卵石（粒径30~50 mm）均匀分布和收集水。 出水水位0.55m，进出水口高差5cm。 入口和出口通道的顶部放置有机玻璃盖，以降低大气压力。 再氧合的作用。
图1 BFCW结构示意图
处理区横向被隔板均匀分为3个隔室，每个隔室长0.35m，其中第1隔室和第3隔室为上流，第2隔室为下流。 第1室水位0.60m。 最后两个隔间通过隔断底部的暗门连接。 水位控制在0.55m。 治疗区域的填充物由 3 层组成。 底层铺有15厘米厚的鹅卵石。 为了防止堵塞，第一隔室加厚。 5 厘米； 中层为主要处理区，分别填充45厘米沸石或改性沸石，上层铺20厘米覆盖土。 每个隔间中央种植一丛美人蕉，种植密度约为10株˙m-2，4个角落附近种植一丛菖蒲，种植密度约为38株˙m-2。 这些植物是在实验开始前夕种植的，而且都是幼苗。 每个隔室的前、后、左、右、中心各嵌入五个塑料填充收集管。 收集管长0.6 m，内径20 mm。 管壁周围均匀钻有四排孔。 四排孔横截面中心对称，以减少集水管对湿地水力流型的影响。 管底用硬油堵住，并用棉纱布包住管底，管内填满沸石或改性沸石，盖土。 在反应器侧壁上，沿每侧设置9个采样点，通过内径15mm的有机玻璃管连接，运行时对每个隔室进行采集。 水和固体样品位于处理区域的底部、中部和顶部。
1.2.2 试验操作及方法
本实验研究于2014年4月开始，启动期间HLR控制在152 mm˙d-1左右。 经过60天的运行，两个湿地的出水水质趋于稳定。 开机完成后，控制HLR约为152、230、305和460 mm˙d-1，每个阶段持续约3周，考察不同HLR对氮磷处理效率的影响。两个湿地。 从10月份开始，当HLR始终控制在152 mm˙d-1左右时，对相同的HLR进行了调查。 ，不同运行时期两个湿地脱氮除磷效果的波动。
分别于7月、10月和12月在沿线9个采样点挖取一定量的填料，测量沿线各路段微生物硝化强度，探讨季节变化对微生物硝化反应的影响。 对沿途水样的TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N、DO、TP、DTP、IP、COD、SS等指标进行三项并行同时测量，研究湿地污染物去除情况沿着这个过程。 以及存在形式的转变。
1月份植物地面部分收获后，从两块湿地中拔出美人蕉和石菖蒲各一株整株，获取各湿地美人蕉和石菖蒲的主要根系样本，并对根系质量进行评价。 每个湿地的美人蕉植物分为花和叶。 、茎和根，菖蒲按照叶、块茎和根分开，分别称重。 分别测定两株植株各部位的总磷和总氮，各部位做3次平行测定。 测定各部分的质量以及总磷和总氮。 氮含量估算了两个湿地植物吸收的氮和磷的量。
1月份，取出两处湿地预埋的15根填料收集管，测定每根管上、中、下段填料的总磷和总氮，并对截获的磷形态进行分析估计填料截获的氮和磷的量。 空间分布，研究沸石和改性沸石对磷的吸附机理以及过程中各断面磷吸附形式的差异。
根据各季节填料和植物的总氮、总磷以及微生物的硝化强度，可以估算不同湿地植物、填料和微生物对系统反硝化和磷的贡献率。
经过ABR预处理后，NH4+-N成为湿地进水氮的主要形态，占TN浓度的90%以上。 湿地沿线DO值均在0.6mg˙L-1以下，反硝化作用强度远高于硝化作用。 强度、氧化氮难以积累，硝化反应成为人工湿地反硝化的限制步骤。 研究表明，处理NH4+-N废水时，人工湿地的TN去除率与硝化强度呈正相关，且植物根面和根区的硝化作用强度差异不大。 本实验观察到植物根系成熟后，在水平方向上分布较为均匀。 根系密集的水平面根系间距基本在2厘米以内。 整个水平面基本属于根区，而湿地中微生物基本粘附在填料表面，因此本试验采用处理层填料的硝化强度来衡量湿地的微生物反硝化强度。
1.2.3 分析方法
水样的TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N、TP、DTP、IP、COD、SS等常规指标均采用国标方法。 硝化强度采用溶液培养法，采用填料的总磷和总氮。 采用HClO4-H2SO4法，采用H2SO4-H2O2法测定植物总磷和总氮，采用化学试剂浸出分离法分析无机磷形态。
1.2.4 相关计算公式
湿地总氮磷转移去除：
湿地植物总氮、总磷：
湿地填充氮磷截留：
湿地微生物硝化脱氮：
式中，M为试点运行期间湿地对污水中氮、磷的转移和去除总量，g； M1为试点运行期间湿地植物对污水中氮、磷的吸收量，包括菖蒲和美人蕉增加的氮、磷总量。 量，克； M2为试点运行期间湿地填料对污水中氮、磷的截留量，其中M2N、M2P分别为填料对氮、磷的截留量，g； M3为试点运行期间的湿地微生物硝化作用。 作用去除的氮量，g； M0为试点运行期间湿地通过其他方式转移去除污水中氮、磷的量，g。 cii 为第 i 天湿地进水体中氮、磷的质量浓度，g˙m-3； ci0为第i天出水氮磷质量浓度，g˙m-3； Vi为第i天处理后的废水量，m3； n为试点运行天数，d； τ和∂分别是菖蒲和美人蕉的各个器官，菖蒲共有3个，美人蕉有4个器官； Zτ和Z∂分别为石菖蒲和美人蕉各器官单位质量的氮、磷含量，g˙kg-1； mτ和m∂分别为石菖蒲和美人蕉各器官的湿重，kg； Wτ和W∂分别为菖蒲和美人蕉各器官的含水量，%； N、P为中试运行后单位质量填料的平均总氮、总磷含量，g˙kg-1； N0和P0为填料的总氮和总磷。 背景值，g˙kg-1； Pη是每单位质量填料保留的第n种磷形态的质量。 填料的总磷由6种有机磷、水溶性磷、Al-P、Fe-P、OP和Ca-P组成。 磷形态成分，g˙kg-1； ε为试点运行过程中经过的各个时期（启动期和夏季、秋季、冬季，共4个阶段）； rε为一定时期内湿地硝化反应的平均强度，g˙(kg˙d)-1； tε 为一定时期内的天数 d； rδ为湿地填充层δ断面的平均硝化反应强度。 湿地填充层均匀分为前、中、后及上、中、下，共9节，g˙(kg˙d)-1； ms——湿地填料层填料质量，kg； ρb为湿地填料层堆积密度，kg˙m-3； V是湿地填料层的体积。
2 结果与讨论 2.1 反硝化效率研究
改性后沸石硅铝比降低，NH4+-N吸附性能提高。 HLR越高，改性沸石在脱氮能力上的优势越明显，BFCW脱氮效率优化（图2）。 由于极强的吸附性能，大量的NH4+-N在第一室被去除。 污水中NH4+-N浓度在第一隔室以下大幅降低，而第一隔室底部、中部和顶部三个采样点浓度差异较小。 垂直隔板将第一隔室划分为相对独立的处理单元。 污水进入湿地后，NH4+-N在第一隔室中快速扩散，与填料的接触反应更加完全，提高了湿地的空间利用率。 通过第一个隔室后，TN负载显着下降。 最后两个隔室起到抵抗冲击载荷和保证出水水质的作用。 当NH4+-N浓度极低时，填料的吸附性能较差，甚至存在吸附的NH4+-N。 沉淀，因此出水中仍有微量的NH4+-N。 在相同TN负荷下，HLR越高，污水与填料的接触时间越短，吸附反应越不充分。 同时，填料内外浓度差变小，污水冲走填料。 加剧，吸附效果降低。 TN负载量越低，吸附的NH4+-N越容易沉淀，吸附效果降低越明显。
图2 不同HLR下TN去除率与TN表面负荷的关系
当TN负荷较低时，ABR中未氨化的有机氮基本在第一室氨化。 湿地出水中仅有少量微生物代谢腐烂和硝化产物，NH4+-N含量极低。 然而，单位体积的污水与填料接触时单位时间的吸附量存在极值。 因此，在高TN负载下，去除率随着HLR的增加而急剧下降。 当HLR=460 mm˙d-1时，进水TN浓度为40mg˙L-1以上时，沸石湿地和改性沸石湿地出水TN浓度均超过5 mg˙L-1。
图3为不同季节TN去除率与TN表面负荷的关系。 当HLR=152 mm˙d-1时，夏季TN负荷在3.84~9.67 g˙(m2˙d)-1之间波动，秋冬季节TN负荷在6.75~16.65 g˙(m2˙)之间波动d)-1。 在相似的水TN负荷下，10月底第一室的TN去除效果略好于4月底，这可能与植物的持续生长有关。
图3 不同季节TN去除率与TN表面负荷关系（HLR=152 mm˙d-1）
冬、秋季进水TN负荷相近。 两湿地冬季TN去除率波动明显大于秋季。 冬季气温较低，湿地供氧能力下降，反硝化细菌活性降低[16]。 更有可能形成死区，从而影响治疗效果和稳定性。 减少。 改性沸石湿地和沸石湿地冬季平均去除率分别为96.73%和97.74%。 改性沸石湿地去除效果较差。 改性沸石对PO43-的吸附效果优于沸石。 改性沸石对PO43-具有更好的吸附效果。 吸附量大，占据较多的吸附位点，影响其对NH4+的吸附。 经过一年的运行，两个湿地的脱氮效果并未出现明显下降，填料也远未达到吸附饱和。
2.2 反硝化机理研究
湿地填充物各断面的氮截留量如表3所示。改性沸石湿地第一隔室的平均氮截留量比沸石湿地多17%，表明低价金属离子被有效置换修改过程中。 沸石晶格中的Si4+已被去除，在实际应用中发挥了作用。 第一隔室中两种沸石的氮保留能力远高于静态吸附试验中获得的吸附能力。 与锥形瓶静态吸附实验结果一致。 氮总量保持恒定。 在实际操作中，新的氮源不断与填料接触。 填料对氮气始终保持较高的吸附驱动力，吸附点得到更充分的利用，从而吸附更多的氮气。 白色的。
表3 填料过程截留的氮气量1)/mg˙g-1
由于两种沸石对NH4+-N具有极强的吸附性能，NH4+-N颗粒进入湿地后在两个湿地的第一隔室中迅速扩散，并被大量吸附至吸附平衡。 改性沸石和沸石湿地分别有87.77%和81.19%的捕集氮气被截留在第一隔室中，整个隔室上下层的吸附量没有显着差异。
两个沸石湿地第二隔室上层前端和后端的吸附能力存在较大差异，表明NH4+-N颗粒进入第二隔室后首先流向底部从第二隔室的前端开始，然后混合回到上层。 这也解释了第二隔室为向下流动，平均氮气截留量与第三隔室相同，呈现下层>中层>上层的格局，吸附量没有太大差异同层容量。 改性沸石各隔室中间的三个平行填料取样管中，具有粗根系的取样管的平均氮截留量比无粗根系的取样管多11.59%。 粗根系的导流作用使得周围填料比同层填料有更多的与填料的接触。 更多的氮可以导致更高的保留能力。 这是除流型影响外，造成同一面积吸附能力差异的另一个因素。
改性沸石湿地各断面硝化强度季节变化如图4所示。湿地上、中、下层硝化强度均呈现秋季>夏季>冬季的规律。 这与改性沸石在各个季节的反硝化效果是一致的。 与稳定规律相一致，硝化强度是造成改性沸石湿地反硝化效果和稳定性季节性波动的主要原因。 由于实验开始较晚，9-10月植物的持续生长和根系的伸长，增强了湿地的供氧能力，扩大了湿地的供氧空间，因此湿地硝化作用的强度秋季较大，夏秋季节植物根系的沟道效应使湿地水力条件更加稳定，出水浓度波动较冬季小。 沸石湿地 改性沸石湿地夏、秋、冬三个季节日均总硝化量分别为0.91g˙d-1和0.68g˙d-1、1.22g˙d-1和0.88g˙d-1和 0.67 克。 ˙d-1 和 0.51g˙d-1。 运行过程中，沸石湿地下、中、上层硝化强度平均分别为0.45、5.12和11.84mg˙(kg˙d)-1。 改性沸石湿地分别为0.55、3.31和10.28 mg˙(kg˙d)-1,沸石湿地硝化强度普遍高于改性沸石湿地,而沸石湿地和改性沸石湿地菖蒲总氮增量沸石湿地的总氮增量分别为12.82 g和10.68 g，美人蕉的氮增量分别为3.88 g和3.20 g。 改性沸石湿地内植物生长较好，供氧效果较好，溶解氧浓度高于沸石湿地。 改性后的沸石具有更好的氮吸附和截留能力，抑制其床体内硝化反应的发生。
图4 改性沸石湿地各断面硝化强度季节变化
湿地各断面运行过程中硝化作用分布情况如表4所示。硝化反应主要发生在湿地中上层，与湿地溶解氧分布情况一致[18]。 中上层硝化强度的变化总体呈现第二隔室>第三隔室>第一隔室的规律。 湿地进水NH4+-N浓度较高，大量NH4+-N很快被第一隔室的改性沸石拦截，导致C/N过高，硝化细菌难以进行大量繁殖。 第一室出水的NH4+-N浓度一般低于12mg˙L-1。 第二室和第三室的填料内外的NH4+-N浓度差变小，吸附驱动力变小。 、NH4+-N很难被填料快速吸附； 同时，由于缺乏硝化细菌对溶解氧的竞争，污水中的有机物在第一隔室的中上部得到大量降解，有效降低了进水的C/N。第二隔间。 ，使硝化细菌在2、3隔室的中上段有可能大量生长繁殖。第二隔室上层的硝化细菌能有效去除大量混合的NH4+-N回到这里，而第三隔室的上层可能很难获得稳定的氮气。 源硝化强度低。 沸石吸附性能较差。 沸石湿地在第一隔室上层有比较明显的硝化反应。 运行过程中，该区域沸石湿地平均硝化强度是改性沸石湿地的3倍以上。 。
表4 运行期间硝化作用沿流程分布/%
从填料和植物总氮增量以及微生物硝化强度三个方面表征填料吸附沉淀、植物吸收和微生物转化对湿地反硝化的贡献。 由于湿地出水中几乎没有硝态氮残留，因此认为硝化作用产生的硝态氮在改性沸石湿地中被反硝化。 填充吸附沉淀，植物吸收和微生物硝化和反硝化对修饰的沸石湿地的硝化的贡献分别约为74.11％，2.43％和22.29％，对沸石湿地分别约为67.64％。 2.06％和28.80％，主要依赖于填充剂的吸附和沉淀来硝化。 支撑层填充剂都是卵石，它们的氮吸附性能极差，并且在湿地的底部几乎没有硝化细菌育种。 在操作过程中，pH基本低于8.5。 在湿地中挥发的氨的量很小。 湿地的传入水为NH4+-N型污水，氮浓度低，因此通过其他通道的硝化量很低。 从表5可以看出，改良的沸石湿地的前部主要依赖于填充物的吸附和拦截反应。 ，微生物硝化和反硝化是后一部分的主要反硝化途径。 修改后的沸石湿地的第一个隔室可贡献近70％的湿地反硝化作用，后一部分主要在稳定水质水质方面发挥作用。 因此，氮细菌活性降低后冬季的微生物反硝化降低，湿地废水的TN浓度增加。 改良的沸石湿地依赖于优化处理层填充物的氮吸收性能。 在操作过程中，与沸石湿地相比，反硝化量增加了1.8％，沸石湿地在沸石湿地的硝化作用中起着一定作用。 优化效果。
表5在修饰的沸石/％的每个隔室中的三个主要反硝化因子的比较