人工湿地污水处理系统的蛭石缓冲单元及缓冲能力生物再生研究

人工湿地污水处理系统的蛭石缓冲单元及缓冲能力生物再生研究 人工湿地污水处理系统的蛭石缓冲单元及 缓冲能力生物再生研究 第27卷第12期 2007年12月 环境科 ActaScientiae 学 Circumstantiae Vo1.27.No.12 Dec.,2007 黄忠良,胡日利,吴晓芙,等.2007.人工湿地污水处理系统的蛭石缓冲单元及缓冲能力生物再生研究[J].环境科学,27(12):2006—2013 HuangZL,HuYL,WuXF,eta1.2007.Vermiculitebuffersystemanditsadsorptioncapacitya ndbio—regenerationinconstructedwetlandsformunicipal sewagetreatment[J].ActaScientiaeCircumstantiae,27(12):2006—2013 人工湿地污水处理系统的蛭石缓冲单元及缓冲能力 生物再生研究 黄忠良,胡日利,吴晓芙,董敏慧,李建娜,胡艳,柯芝兰 1.中南林业科技大学环境研究所,长沙410004 2.湖南省林业科学院,长沙410004 收稿日期:2006—11—02修回日期:2007—04—11录用日期:2007—09.06 摘要:针对当前人工湿地污水处理中普遍存在的冬季处理效果差等问题,研究了在处理系统中构建天然蛭石缓冲单元及其吸附饱和后进行生 物再生的可行性.结果明,在水力负荷为1.4m?m一2d(CO1):150—350mg?L一,NH4+.N:10—30mg?L'..TP:1.0—4.5mg?L)和蛭石层 填充高度?60cm的条件下,无植物天然蛭石缓冲单元可至少在45d内保持出水各项水质指标达到一级排放标准(GB18918-2002),从而可基 本满足人工湿地在植物换季时期的处理需要,而且,增加系统含氧量和蛭石用量可 提高体系缓冲性能在夏秋季温度较高的条件下(25— 30~C),利用微生物的硝化与反硝化作用和植物根系的吸收与复氧功能,可有效提 高蛭石再吸附的能力,其中有植物的湿地单元90d后蛭石吸 附容量的再生率可达88.2%一91.3%,生物再生过程的动力学方程符合指数关系, 植物种类,干湿交替时间和碳源对蛭石生物再生过程有较 为显着的影响. 关键词:人工湿地;天然蛭石;缓冲单元;生物再生 文章编号:0253.2468(2007)12.2006—08中图分类号:X703文献标识码:A Vermiculitebuffersystemanditsadsorptioncapacityandbio-regenerationin constructedwetlandsformunicipalsewagetreatment HUANGZhongliang一,HUYueli,WUXiaofu? 1.InstituteofEnvironmentEngineeringResearch,CentralSouth 2.HunanForestryAcademy,Changsha410004 ,DONGMinhui,LIJianna,HUYah,KEZhilan UniversityofForestry&Technology.Changsha410004 Received2November2006;receivedinrevisedform11April2007;accepted6September2007 Abstract:Asallalternativesolutiontothepoorperformanceofconstructedwetlandsinmunicipalsewagetreatmentinwinter.abufferunitusingnatural vermiculiteasfillerwasintroducedintothesystem.Experimentaldataobtainedfromthepresentstudyindicatedthatthebufferunit,withafillerheightof 60cm,kepttheeffluentqualitywithallindexesbelowthefirstclassofnationaldischargestandards(GB18918—2002)formorethan45dayswhenthe rateofhydraulicloadingoftheinfluent(COD=150—350mg?L一.NH4+.N:10, 30mg?L,,TP:1.0,1.5mg?L)was1.4m?m-2.d,.The bufferingcapacityoftheintroducedunitcanbefurtherimprovedbyincreasingthedosageofnaturalvermiculiteandtheDOoftheinfluent.Further experimentswereconductedtotesttheeffectofbufferingcapacityonbio— regenerationforammonium—saturatedvermiculiteunderrelativelyhigh temperatures(25— 3O?)insummerandautumn.TheresultsshowedthattheremovaloftheadsorbedNH4+一 Nonvermiculitethroughnitrification, denitrification,bio— uptakeandplantrootoxygensupplyeffectivelyincreasedtheadsorptioncapacityofvermicul ite.Thedynamicsofthebio—generation processfollowedanexponentialrelationship.Theregenerationrateobservedinplant— treatmentcellsreached88.2%一91.3%in90d.Plantspecies. drainagetimeandcarbonsourcewerefoundtobeimportantfactorsaffectingtheregeneration capacity. Keywords:constructedwetland;naturalvermiculite;bufferunit;bio—regeneration 基金项目:国家林业局948项目(No.2005.4.31);湖南省教育厅2004年产业化研究 项目(.No.2003.02) SuppoSedbythe948ProgramoftheStateForestryAdministration(No.2005—4— 31)andthe2004IndustryResearchProgramofHunanProvincial EducationDepartment(No.2003—02) 作者简介:黄忠良(1982一),男,硕士研究生;通讯作者(责任作 者),E-mall:wuxiao~53091l@rip.163.com Biography:HUANGZhongliang(1982 一),male;Correspondingauthor.E-mail:wuxiaofu530911@vip.163.com 12期黄忠良等:人工湿地污水处理系统的蛭石缓冲单元及缓冲能力生物再生研究 2007 1引言(Introduction) 人工湿地污水处理系统以其高效,低耗,低运 行成本等特点已经在世界各地城市生活污水和雨 水径流处理中得到了较为广泛的应用(徐丽花等, 2002;宋志文等,2003;薛玉等,2003;Achintyaeta1., 2003).但在应用中也还存在着一些问题,如工程占 地面积大,对氨氮等污染物的去除率低且不稳定, 导致出水水质难以达标;以及冬季和植物换季时期 的污水处理存在问题等(Werker,eta1.,2002; Cookson,eta1.,2002;尹炜等,2004;雒国维等, 2006;项学敏等,2006).近年来,许多研究者将一些 通透性好,吸附能力较强的多孔介质(沸石,炉渣 等)应用于人工湿地(Curkoviceta1.,1997;盛光遥 等,1997;徐丽花等,2002;袁东海等,2005;胡日利 等,2004;卢少勇等,2006),极大地提高了人工湿地 去除污染物的能力.但随着吸附作用的持续进行, 填料的吸附能力会逐渐下降,导致系统的处理能力 随之下降.如何恢复人工湿地系统的处理能力,是 填料应用于人工湿地的关键所在,更换新鲜填料或 进行化学再生等方法破坏性大,成本高,不适于人 工湿地污水处理系统.而利用生物作用实现填料的 原位再生,在经济上和工程实践上都具有很大的优 势.目前,对填料的生物再生研究甚少,主要集中在 沸石再生方面.Lahav(1998),Dimova(1999),温东 辉(2003)和陈和谦(2005)等的研究表明,沸石吸附 氨氮后可以依靠微生物硝化作用实现其再生;付融 冰(2006)等对人工湿地中的沸石吸附能力进行了 生物再生研究,结果表明,再生效果显着,3个月后 再生率达90%以上.而目前蛭石在污水处理方面的 应用研究主要是针对其发挥吸附作用的前期阶段, 吸附饱和后的再生方法研究甚少. 针对上述问题,本研究将一种新型,储量大而 廉价的吸附材料——天然蛭石作为湿地系统缓冲 体系的主体填料(邓雁希等,2003;胡日利等, 2004),利用其较好的吸附性能使其在人工湿地中 成为一个高效的缓冲单元,起到暂贮存污染物的作 用,以弥补植物及微生物在交替期或冬季作用的不 足,待其吸附能力下降后,在湿地污水处理的高效 期(如夏秋季),利用植物及微生物对其进行原位生 物再生,旨在为解决湿地植物换季期,冬季污水处 理效率等工程应用问题提供一定的参考. 2材料与方法(Materialsandmethods) 2.1试验材料 蛭石是一种层状结构的含镁水铝硅酸盐次生 变质矿物,具有良好的吸附及离子交换性能,其化 学通式为Mg(H:0){Mg,一[AISiO,0.](OH)}, 它是粘土的一种,其结构既可以是三八面体,也可 以是二八面体.外形似云母,通常由黑(金)云母经 热液蚀变作用或风化而成.吴晓芙,胡日利等 (2004)的研究表明,蛭石对污水中的氨态氮阳离子 基团有着良好的吸附性能. 本试验所用天然蛭石来自河北省灵寿县汇鑫 矿业加工厂,为未经筛选的蛭石原矿,粗细不均,其 粒度分布情况见表1. 表1天然蛭石的粒度分布 Table1Sizesofthenaturalvermiculite 注:目数与粒度对应关系为:10目大约为2mm,20目大约为 0.84mm,40目大约为0.42mm. 实验污水来自校园生活污水和自配模拟生活 污水,其中NH;?N及磷浓度采用投加氯化铵和磷 酸二氢钾调节,COD通过投加可溶性淀粉及葡萄糖 调节,具体水质情况见表2. 表2试验污水水质 Table2Characterizationofthewastewater 2.2试验方法与装置 2.2.1快速穿透吸附试验穿透吸附试验也称动 态吸附试验,就是将含有NH4+的溶液连续地通过 蛭石填充柱,直到流出液的NI-I;-N的浓度超过设 定值为止,此时蛭石的单位吸附量q即为该出水浓 度下的快速平衡吸附量;本试验设出水NH?N浓 度为5mg?L时即穿透.其中柱A用直径为8cm的 PVC管柱,内填天然蛭石高度为30cm,质量1750g, 2008环境科学 有效容积1.5L;柱B用直径为5cm的PVC管柱,填 天然蛭石高度为30cm,质量700g,有效容积0.6L, 由转子流量计调节柱体水力负荷(见图1). 图1快速舅透吸附试验装置 Fig.1Testunitforrapidlypenetratingadsorption 2.2.2缓冲单元去污试验本试验主要模拟当湿 地系统中植物生长停滞,微生物活动较弱或无植物 时,将蛭石单元作为湿地系统应急缓冲单元或主要 处理单元的情形.试验采用3根大口径PVC管(直 径为30cm)柱作为天然蛭石缓冲单元去除污染物的 模拟装置,柱体内部从下至上依次填充卵石(厚度 约为5—8cm),煤渣(厚度3,5cm),细沙(厚度2, 3cm),蛭石(厚度分别为1柱60cm,2柱80cm,3 柱40era),按设定方式进水运行(1柱上进下出,2 柱和3柱下进上出),监测进出水中各种污染物的 变化情况,考察了天然蛭石缓冲单元在缺氧厌氧且 无植物的条件下对污水中污染物的去除能力, 2.2.3原位生物再生试验再生试验由4个对比 系统组成,其中1号为无植物淹水静置对照,2号为 无植物干湿交替再生系统(排水循环利用),3号为 美人蕉湿地再生系统,4号为梭鱼草一风车草一香蒲组 合植物再生系统.1号小试系统装置为内径20cm, 高40cm的PVC管,2,3,4号系统为内径30cm,高 40cm的不锈钢桶,各系统底部均设置出水阀,底部 填料均为细沙和石灰石(厚度lOcm),上部均填充 厚度为25cm的铵吸附饱和.天然蛭石,中间以细纱 窗布作间隔.4个系统中的蛭石在使用前,反复用高 浓度NHC1溶液浸泡,使蛭石铵吸附达到饱和,测 得其对NH:一N的吸附量为2,39mg?g,按要求装 填好后,向各系统中加入经预处理后的生活污水 (CODc为144.49—188.65mg?g,,NH4+一N为24.5 — 31.2mg?g),使系统表面淹水深度在5cm左 右,静置1d后,将各系统中的水排出至对应容器并 测定其体积,按出水体积的5‰依次加入EM菌液 和硝化污泥上清液,混匀后再注入对应系统,开始 再生. 再生过程水温较为恒定,基本维持在25—30? 间,其中1号系统长期处于淹没状态,2,3,4号系统以 2d为一个周期(40h淹水,8h落干)循环运行,利用落 干时水面下降促使空气进入蛭石的空隙间,从而为系 统内部提供更多氧气;另外,在3号系统种30cm高的 美人蕉幼苗3株,4号系统种梭鱼草,风车草和香蒲 各1株(高度分别为40,30,50cm),平均植株密度为 30株.m,,蒸发或植物蒸腾减少水量由人工湿地中 试系统出水补充.分别在第10,20,30,40,50,60,90d, 测定系统中蛭石的NH4+一N质量分数. 2.3主要测定方法 COD:重铬酸盐法;NH4十一N:钠氏试剂分光光度 法;TP:磷钼蓝分光光度法;TN:紫外分光光度法; pH值:电极法. 3结果(Results) 3.1穿透试验结果 试验中进水NH:一N的浓度为22,2mg?L,,柱 A的进水流量为8L?h,,HRT为0,19h;柱B的进 水流量为4L?h..,HRT为0,15h,两柱的穿透曲线 如图2所示,其中,柱A的穿透时间为8,5h,柱B 的穿透时间为6,0h, 250 200 l5.0 l00 50 0 0525456585105l25l45165 f,h 图2穿透吸附曲线图 Fig2PenetratingadsorptioneuYve 12期黄忠良等:人工湿地污水处理系统的蛭石缓冲单元及缓冲能力生物再生研究 2009 3.2缓冲试验结果 缓冲单元去污试验开始于7月29日,各蛭石柱 (柱1,柱2,柱3)的处理量均设定为100L?d,,折合 宣 越 妪 城 水力负荷约为1.41TI?1TI-2,d,,保持连续进水.在试 验期间,各缓冲单元对污水中污染物的去除效果以 及对出水pH的影响情况如图3,图4所示. +进水+柱l出水柱2出水*柱3出水 日期 5OO 400 300 8200u 1OO O 1OO 90 80 70 60 50 4O ? 宣 越 蜮 蹈 日期 18 16 量 交. 0.8 薹.一6 O4 O2 O 图3缓冲系统对污染物的去除效果 Fig.3Thepollutantremovaleffectofthebuffersystems 1: 日期 图4缓冲系统对pH的影响 Fig.4ThepHinfluenceonthebuffersystems 3.3生物再生过程模拟 图5为4个再生系统中蛭石氨氮含量的变化情 况及再生过程模拟曲线.试验结果表明,蛭石生物 再生过程的动力学模拟基本符合指数方程,其中, 无植物.静置淹没湿地(1号),无植物.干湿交替湿 地(2号),美人蕉湿地(3号)与组合植物湿地(4 号)的模拟方程依此为: W=1.8948exp(一0.0093t)r=0.8443 W:1.9078exp(一0.0196t)r=0.9604 W:1.9524exp(一0.0249,)r=0.9783 W:1.9137exp(一0.022,1r=0.9595 式中,为NH4+-N含量,mg?g,,t为再生时间,d 如药加m5O 药加m5O ,,,,,,,, 1234 ,,,, 2010环境科学27卷 O2O406O8O100 tld 4讨论(Discussion) 图5蛭石再生过程模拟 Fig.5Modelofbioregenerationofammoniumsaturatedvermiculite 4.1穿透吸附过程分析 根据试验结果可知,柱A和柱B在达到快速吸 附穿透点(5mg?L)时的处理水量与其有效容积之 比值(简称:BV)分别为45.33和40,对NH4+一N的 单位吸附量(q)分别是0.746mg?g和0.658 mg?g,.可以看出,在蛭石量和进水浓度一定的情 况下,出水的氨氮浓度达到指定浓度时(穿透浓 度),蛭石的单位吸附量会随水力停留时间的延长 而增加,其主要原因是:在快速吸附过程的前期,天 然蛭石对NH4+一N的吸附主要发生在蛭石颗粒的表 层吸附位上,水力停留时间短,则吸附量相对较小, 去除率偏低,并导致穿透时间相应缩短;适当的延 长水力停留时间,使蛭石颗粒对NH—N的交换吸 附更加充分,可深入到天然蛭石颗粒内部的交换 位,这样体系中蛭石的单位吸附量也相应增大.因 此,在应用中,要根据实际情况选择合适的水力停 留时间,一方面可以尽量减少填料用量和占地面 积,另一方面也使系统的处理效率提高. 从图2我们还可以看出,出水NH.N超过设定 值,并不是体系中天然蛭石吸附氨氮能力的耗竭, 蛭石体系仍有一定的NH一N去除能力,只是不能 使出水的NH4+一N水平保持在指定浓度范围内,此 时可认为蛭石系统已达到工程实际使用寿命,此时 的系统已不适于作为主要处理单元,应对内部发挥 主要作用的蛭石进行再生,以恢复其吸附能力. 4.2缓冲过程及机理分析 4.2.1缓冲单元对NH4+一N的去除各柱在开始运 行阶段,微生物的作用基本可以忽略,而NH;一N的 去除率就高达90%以上,此后的1个月时间里,各 柱继续保持了较高的去除率,这说明是蛭石的吸附 性能在发挥主要作用.而按快速吸附试验中最大BV 值45.3作理论估算,则各缓冲单元在本试验水力条 件下对污水中NH4+一N进行吸附并维持出水达到一 级A类排放标准(GB18918.2002)的理论运行时间 仅为:1柱20d,2柱26d,3柱13d.实测表明(见图 3),各单元出水NH4+.N超过5mg?L的时间是:1 柱53d(7月29日,9月19日),2柱56d(7月29日 , 9月22日),3柱45d(7月29日一9月11日),这 与理论值相差甚大.分析认为主要影响因素有两 个:其一,水力停留时间(HRT)的大幅度延长,在快 O5O5O5O 322lO l2期黄忠良等:人工湿地污水处理系统的蛭石缓冲单元及缓冲能力生物再生研究 速吸附试验中最大HRT仅为0.19h,而在湿地缓冲 系统中,HRT长达6.5,13.5h,则系统对NH4+一N的 吸附更加充分,各单元中的吸附都基本达到了该平 衡浓度下的平衡吸附量,所以与理论值相比,它们 的运行时间增幅相当,平均增幅约为30d左右;其 二,由于系统内部基本上是一个缺氧环境,不利于 好氧硝化作用的进行,系统内部微生物对氨氮的去 除作用不明显,缓冲系统对NH4一N的去除主要为 天然蛭石的物理化学吸附作用,所以各单元间的实 际运行时间差与理论差值基本一致. 4.2.2对总氮的去除由于进水中构成总氮的主 要是NH4+一N,所以在试验前期,总氮的去除规律基 本与氨氮的去除规律相同(见图3).到后期(9月5 号以后),各系统对总氮的去除曲线开始出现差异, 其中柱1和柱2的NH4+-N去除率基本相同,但柱1 出水中总氮的量要高于柱2,这说明柱1中一部分 含氮污染物开始逐渐被微生物分解,抽样检测发 现,柱1出水中亚硝态氮及硝态氮浓度高于柱2,浓 度差值分别为1.05mg?L和2.50mg?L,.从3个 系统之间的差异分析可知,这主要是由于进水方式 引起,柱1上进下出方式,在进水的过程中,可携带 一 部分氧进入系统中,从而加强表层的硝化作用, 而柱2和柱3的系统内基本为缺氧环境,硝化作用 受抑制,对氮的去除也主要是蛭石对NH4+.N的吸 附作用,这也是柱1维持出水NH4+一N达标的实际天 数增幅较大的原因. 4.2.3对COD的去除在蛭石柱开始运行的前几 天,出水的COD值比较高,这主要因为前3天进水 COD异常,均在450mg?L以上;另外由于天然蛭 石和其它辅助填料本身含有一定量的有机质,在污 水的冲刷作用下,这一部分有机质随水流出,也导 致出水COD值偏大.进水水质正常后,出水的COD 值趋于平稳,基本在100mg?L以下,从9月15日 以后,各柱出水COD先后高出了100mg?L,去除 率呈下降趋势.这主要是蛭石层对COD的吸附能力 开始下降,而缓冲体系中的微生物代谢能力有限造 成的.这3个柱对COD的去除能力强弱顺序为:柱1 >柱2>柱3,该差异主要是由蛭石层的填充厚度及 进水方式造成,其中柱l,柱2的蛭石填充厚度分别 为60cm和80cm,但柱l进水方式上进下出,这样在 污水流入时可以携带一定量的氧进入体系中,增加 了表层好氧微生物的活性,表现为较高的COD去除 率,从8月1日至9月11日,其去除率均在70%以 上,柱2保持该去除率的时间明显缩短,仅从8月1 日至8月25日;柱3更明显,仅维持了10d,从8月 1日至8月10日.这可以说明,增加缓冲体系中的 溶解氧量及蛭石用量,能够在很大程度上加强缓冲 体系去除COD的能力. 4.2.4对磷的去除磷酸盐属专性吸附离子,它可 以与蛭石表层金属原子的配位基(OH)进行交换而 被吸附,但大量的实验表明,这一过程很不稳定.邓 雁希等(2003)的研究表明,未经处理的天然蛭石对 磷的去除效果较差,而且他们推断,蛭石对磷的去 除主要依靠专性吸附和化学沉淀作用.本实验体系 在前期,由于进水磷浓度相对较低(TP<1.6 mg?L),对磷也表现出了较好的去除效果,在8月 31号以前,去除率均在80%以上,而后期,随pH降 低导致蛭石对磷的化学沉淀作用在很大程度上削 弱了,从而去除率迅速降低,这也应证了上面的 结论. 4.2.5pH值的变化运行初期,体系中离子交换 吸附作用强烈,污水中的氨根离子及氢离子与蛭石 中的可交换性阳离子发生交换吸附,导致出水中金 属阳离子数增加,使出水明显偏碱性,2柱出水pH 最高达8.78;但随着蛭石柱吸附的有机物总量的增 加,出水的pH值开始下降,到后期已经偏酸性了, 这一现象说明柱内开始有微生物的作用,而且,单 元内部pH的降低可能主要是由在缺氧厌氧条件下 厌氧微生物分解有机物产酸所致,在检查蛭石柱底 部时也发现底部的卵石层中已经出现粉红色的厌 氧生物膜.而根据胡日利等(2004)研究表明,蛭石 对氨氮的吸附在pH2.0,6.0范围内会随pH的增 大而增大,最佳pH为4.0,6.0.系统内的酸碱环境 的改善有利于提高其缓冲性能,这也是各单元实际 运行时间比理论估计时间长的一个重要原因. 综合上述数据及分析可初步认为,在人工湿地 中,当缓冲单元天然蛭石填充高度?60cm,水力负 荷约为1.4m?n'l-2od时,对于进水COD为150, 350mg?L一,NI-I;一N为10,30mg?L一,TP为1.0, 1.5mg?L的生活污水,缓冲单元至少可在45d内 保持出水各水质指标达到一级排放标准(GB18918— 2002),基本可满足人工湿地在植物换季时期的去 污需求,甚至在冬季水力负荷有所下降的情况下也 可作为主体处理单元,从而保证人工湿地系统在冬 季也能实现较好的去污效果.而适当的增加缓冲体 系中的溶解氧量,还可以有效的提高体系的去污能 2O12环境科学27卷 力和使用寿命. 4.3生物再生过程分析 试验结果表明(图5),蛭石生物再生过程的动 力学模拟基本符合指数方程,除1号系统外,各模拟 方程的可决系数均在0.95以上.从变化曲线和试验 情况可以判断,在前lOd中,蛭石中NH].N量降低 主要贡献因素是NH4+一N的解吸作用,因此,各系统 均表现出较高的再生率;在第30d,2,3,4号系统中 蛭石的再生率分别为56.8%,61.0%和58.0%,效 果差异也不明显,但1号系统的再生效果明显差于 其它3个,仅为44.9%;随后,这种差异更加明显, 在第60d时,其它3个系统中蛭石的再生率均达到 了78%以上,而1号仅为56%,第90d时,其它系统 蛭石的再生率分别达85.0%,88.2%和91.3%,1 号仅为61.0%,这是由于1号长期处于淹没状态, 导致其蛭石层中缺氧,不利于硝化作用的进行,这 说明氧气含量是蛭石生物再生的关键因素之一.所 以,在间歇落干的湿地系统中,利用微生物硝化与 反硝化,植物根系的吸收与复氧作用对铵吸附饱和 的蛭石进行原位再生,其效果显着,方法具有可 行性. Okurut(1999),段志勇(2002),种云霄(2003) 等的研究表明,美人蕉,香蒲等湿地植物一般都具 有一定的根系复氧功能,可2号与3,4号系统间再 生率差异却不显着,原因是什么呢?试验中发现, 在生物再生过程中,这3个系统都出现了不同程度 的NO3N积累的现象,这表明系统内部总体上都处 于好氧环境,微生物的硝化作用占主导,而积累量 及积累速率的大小顺序均为4号>3号>2号,这表 明它们之间的氧含量有较大差异,说明有植物的系 统氧含量较高,但由于系统碳源主要来自少量的补 加水,远远无法满足反硝化作用的需要,导致反硝 化过程受抑制(傅利剑等,2005;贺锋等,2005),所 以,植物在试验中的复氧作用主要体现在NO;一N的 积累方面,而没表现为较高的再生率差异. 5结论(Conclusions) 缓冲试验结果表明,将天然蛭石床作为湿地污 水处理系统的缓冲单元,当其填充高度?60cm时, 对水力负荷约为1.4In?In-2d的普通生活污水, 缓冲单元至少可在45d内保持出水各水质指标达到 一 级排放标准(GB18918.2002),基本可满足在人 工湿地中植物换季时作为应急缓冲单元的需要. 提高缓冲体系的缓冲性能及使用寿命的主要 途径有适当提高蛭石用量,延长水力停留时间,增 加体系的含氧量,以及调节系统内部pH环境. 再生试验证明,利用植物和微生物对氨氮吸附 饱和蛭石进行原位生物再生的方法可行,其再生过 程的动力学方程符合指数关系.其中,有植物湿地 再生系统经过90d,对蛭石的再生率可达88.2%一 9j.3% 责任作者简介:吴晓芙,男,苗族,湖南吉首市人(1953一). 中南林业科技大学教授,博士生导师,主要研究方向为生 态学,环境化学及污水处理工程与技术等. References AchintyaP,BezbaruahN,ZhangTC.2003.Performanceofa constructedwetlandwithasulfur/Iimestonedenitrificationsection forwastewaternitrogenremoval[J].EnvironmentalScience& Technology.37(8):169O,1697 CurkovicL,CerjanStefanovicS,FilipanT.1997.Metalionexchange bynaturalandmodifiedzeolite[J].WaterResearch,31(6): l379一l382 CooksooWR,Cornforth1S,RowarthJS.2002.Wintersoil temperaturef2—15?1effectsonnitrogentransformationsinclover greenmanureamendedofunamendedsoils:alaboratoryandfield study[J].SoilBiologyandBiochemistry,34(10):1401--1415 ChenHQ,Wuzc,HuangYY.2005.Researchonthefeasibilityof zeolitecoupledcontact-stabilizationactivatedsludgeprocess[J]. 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