一、材料與方法
1.1 試驗材料
鋁污泥取自給水廠，主要成分為Al2O3，濃度為38.62%~45.84%，體積密度為(1.18±0.10)g∕cm3，孔隙率為40%，比表面積為21.54~36.50m2∕g，電導率為0.0104~0.0140S∕m。
鋁污泥原料經過攪拌、造粒后，在105~120℃下烘干2~3h，以去除水分，在500~600℃無氧焙燒6~8h，自然冷卻后裝入40cm×8cm×8cm尼龍網袋，制備成鋁污泥生物填料。
聚丙烯纖維生物填料從市場上購得，密度為0.90~0.92g∕cm3，長度為40cm，直徑為8cm。
狐尾藻取自南京市某湖泊，將狐尾藻置于有機玻璃柜中用自來水曝氣培養，每隔3d換1次水，保證植物表面吸附的懸浮物被氣流沖洗干凈。
1.2 水質分析
試驗用水取自南京市江寧區外港河，河道寬為10m，流速為0.54m∕d，CODCr為120mg∕L，TP濃度為4mg∕L，TN濃度為20mg∕L，NH3-N濃度為10mg∕L，pH為5.5~6.5。
1.3 生物填料小試系統在河邊構建生物填料小試系統，如圖1所示
小試系統主要包括進水池、控制區、生物填料區等單元，其中生物填料區由4種處理組組成，即聚丙烯纖維生物填料組、鋁污泥生物填料組、聚丙烯纖維-狐尾藻組和鋁污泥-狐尾藻組，各組均另設1個平行試驗，取平均，承載聚丙烯纖維生物填料和鋁污泥生物填料的網架均采用鋼結構，生物膜掛膜采用自然掛膜，網架置于水面以下，將生物填料沿池體長邊間隔8cm依次系掛于網架上，水流平行方向設7行，垂直方向設4行，狐尾藻種植于生物填料區的上部，種植密度為100株∕m2。小試系統各部分規格如表1所示，生物填料與孤尾藻組合組剖面如圖2所示。
為保證小試系統中狐尾藻的穩定生長和生物膜的自然掛膜，在運行1個月后正式開始試驗。試驗采用連續進水方式，通過蠕動泵調節進水流速，均由頂部進水和出水。該小試系統處理水量為360L∕d，表面水力負荷為0.3m3∕(m2·d)，水力停留時間為2d。測定系統出水水質，主要檢測TP、TN、NH3-N濃度及CODCr。CODCr采用重鉻酸鹽法測定，TP濃度采用鉬酸銨分光光度法(紫外可見分光光度計，UV1200，MAPADA)測定，TN和NH3-N濃度采用氣相分子吸收光譜法(氣相分子吸收光譜儀，GMA3510，森普)測定。
二、試驗結果
2.1 溶解氧濃度
選取出水口水深10cm處作為溶解氧(DO)濃度監測點，考察小試系統運行期間不同處理組出水DO濃度隨時間的變化，結果如圖3所示。由圖3可知，試驗運行期間，各處理組DO濃度分別為：聚丙烯纖維生物填料組，3.2~4.3mg∕L，鋁污泥生物填料組，3.5~4.4mg∕L，聚丙烯纖維-狐尾藻組，6.2~7.1mg∕L，鋁污泥-狐尾藻組，6.1~7.2mg∕L。2個組合組DO濃度變化趨勢一致，且水體DO濃度遠高于生物填料組。生物填料組和組合組水體DO濃度均達到GB3838—2002 地表水環境質量標準Ⅳ類標準。
2.2 pH
系統運行期間不同處理組的出水pH隨時間的變化如圖4所示。由圖4可知，不同處理組的出水pH差異較大，其中鋁污泥生物填料組和鋁污泥-狐尾藻組出水pH較為穩定，在7附近波動，聚丙烯纖維生物填料組和聚丙烯纖維-狐尾藻組出水pH隨時間變化波動范圍較大，聚丙烯纖維-狐尾藻組出水pH維持在6.5以上，而聚丙烯纖維生物填料組出水pH基本在6.5以下，與進水pH相差不大。
2.3 CODCr的去除效果
系統運行期間不同處理組的出水CODCr隨時間的變化如圖5所示。由圖5可知，不同處理組對CODCr的去除效果為鋁污泥-狐尾藻組>聚丙烯纖維-狐尾藻組>鋁污泥生物填料組>聚丙烯纖維生物填料組。鋁污泥-狐尾藻組對CODCr的去除效果最好，平均去除率為74.62%，聚丙烯纖維-狐尾藻組次之，平均去除率為69.71%，鋁污泥生物填料組對CODCr去除效果較差，平均去除率為65.96%，聚丙烯纖維生物填料組去除效果最差，平均去除率僅為59.94%。鋁污泥-狐尾藻組的出水平均CODCr可達到GB3838—2002的Ⅳ類標準(<30mg∕L)，聚丙烯纖維-狐尾藻組、鋁污泥生物填料組的出水平均CODCr達到GB3838—2002的Ⅴ類標準(<40mg∕L)，聚丙烯纖維生物填料組對CODCr有一定的去除效果，但其出水平均CODCr處于較高水平，未達到GB3838—2002的Ⅴ類標準。
2.4 TP的去除效果
系統運行期間不同處理組出水TP濃度隨時間的變化如圖6所示。由圖6可知，不同處理組對TP的去除效果為鋁污泥-狐尾藻組>鋁污泥生物填料組>聚丙烯纖維-狐尾藻組>聚丙烯纖維生物填料組。鋁污泥-狐尾藻組和鋁污泥生物填料組TP去除效果較好，平均去除率分別達93.59%和93.38%，其次是聚丙烯纖維-狐尾藻組，平均去除率為90.55%，聚丙烯纖維生物填料組去除效果最差，平均去除率為84.04%。鋁污泥-狐尾藻組和鋁污泥生物填料組出水TP平均濃度達到GB3838—2002的Ⅳ類標準(<0.3mg∕L)，聚丙烯纖維-狐尾藻組出水TP平均濃度達到GB3838—2002的Ⅴ類標準(<0.4mg∕L)，而聚丙烯纖維生物填料組出水TP平均濃度劣于GB3838—2002的Ⅴ類標準。
2.5 TN、NH3-N的去除效果
系統運行期間不同處理組TN和NH3-N濃度隨時間的變化如圖7和圖8所示。由圖7和圖8可知，含有鋁污泥的處理組出水TN、NH3-N濃度隨時間變化較含聚丙烯纖維的穩定。鋁污泥-狐尾藻組對TN和NH3-N的去除效果最好，平均去除率分別達93.19%和96.46%，鋁污泥生物填料組去除效果次之，平均去除率分別為91.25%和94.42%，聚丙烯纖維-狐尾藻組TN和NH3-N平均去除率分別為91.29%和91.45%，聚丙烯纖維生物填料組去除效果最差，平均去除率分別為84.17%和88.39%。鋁污泥-狐尾藻組出水TN平均濃度達到GB3838—2002的Ⅳ類標準(<1.5mg∕L)，鋁污泥生物填料組和聚丙烯纖維-狐尾藻組出水TN平均濃度均達到GB3838—2002的Ⅴ類標準(<2.0mg∕L)，而聚丙烯纖維生物填料組出水TN平均濃度劣于GB3838—2002Ⅴ類標準。生物填料組和組合組出水NH3-N平均濃度均優于GB3838—2002的Ⅳ類標準(<1.5mg∕L)，尤其鋁污泥-狐尾藻組出水NH3-N平均濃度達到GB3838—2002的Ⅱ類標準(<0.5mg∕L)。
三、討論
3.1 水體DO濃度和pH對脫氮除磷的影響
DO濃度的高低直接影響著河道生態系統內部好氧和厭氧微生物的活性，而微生物的硝化∕反硝化作用是主要的脫氮途徑。當DO濃度高于1.7mg∕L時，硝化細菌可將水體中的NH3-N全部轉化成硝酸鹽，DO濃度低于0.5mg∕L時，硝化細菌活性被抑制，水體中的NH3-N濃度逐漸增加，DO濃度為0.5mg∕L左右時，反硝化細菌大量富集，與藻類形成有利共生關系。本試驗中生物填料組出水DO濃度處于較高水平，這可能與生物填料組的整個水面均與空氣接觸有關，空氣中的氧氣自由進入生物填料系統使水體DO濃度增加。生長茂盛的植物會影響空氣中的氧進入水中，但組合組上部水體DO濃度遠遠高于生物填料組，這是由于狐尾藻的根系泌氧等作用保證了系統上部的DO濃度，說明在試驗運行期間，組合組水體上部DO濃度可滿足系統中硝化細菌對DO的需求，有利于硝化作用的進行。同時，組合組系統中部至下部的厭氧環境以及填料大量的孔洞空間為聚磷菌和反硝化細菌提供了良好生存環境，好氧與厭氧環境的轉變和結合，使污水經歷完整的吸附去除過程，從而使組合組獲得更好的脫氮除磷效果。
pH影響生物填料系統中微生物的存在形式。當pH為4.0~6.0或大于9.5時，硝化細菌的生長會受到抑制。試驗運行期間，聚丙烯纖維生物填料組的pH低于6.5，不利于反硝化作用的進行。由于鋁污泥含有大量具有緩沖作用的鋁離子及其聚合物，且狐尾藻也有升高水體pH的作用，因此鋁污泥生物填料組、聚丙烯纖維-狐尾藻組和鋁污泥-狐尾藻組出水pH維持在6.5~7.5，有利于硝化細菌和反硝化細菌的生長和繁殖，促進系統脫氮過程的進行。
根據試驗結果，鋁污泥生物填料組對水體CODCr、氮、磷的去除較聚丙烯纖維生物填料組強，這可能是因為鋁污泥填料提供了更有利于微生物活動的微環境，如較大的比表面積，適宜的pH、DO濃度，以及較好的緩沖性能，狐尾藻聯合生物填料增強了對水體中CODCr、氮、磷的去除效果，其原因除了植物吸附吸收外，還可能與狐尾藻根系良好的微環境有關。
3.2 脫氮除磷機理探討
聚丙烯纖維-狐尾藻組和鋁污泥-狐尾藻組對CODCr去除的主要途徑有微生物的吸附降解、植物的吸附吸收和生物膜吸附沉淀等?？扇苄杂袡C污染物大多通過狐尾藻根系的吸附吸收被去除，非溶性有機污染物則被系統填料和植物根系截留，進一步被微生物分解利用。
聚丙烯纖維生物填料組和聚丙烯纖維-狐尾藻組對磷的去除主要依靠生物膜中微生物和植物作用。相比聚丙烯纖維生物填料，鋁污泥生物填料自身對磷的吸附也占據重要作用。鋁污泥固定磷的途徑主要有離子交換作用、絡合作用、靜電作用。鋁污泥等電點約為6.4，系統進水時的pH為5.5~6.5，說明此時鋁污泥表面主要帶正電荷，易于吸附水中的陰離子，此時水溶液中的磷主要以H2PO-4形式存在，有利于H2PO-4通過靜電作用被吸附在鋁污泥上。鋁污泥生物填料組和鋁污泥-狐尾藻組出水pH相對原水的增大，與鋁污泥中大量—OH基團與PO3-4發生離子交換作用有關。另外，鋁污泥中的鋁主要以無定形形態存在，增大了對水體中磷的吸附能力，且鋁離子作為一種絮凝劑，能夠與水體中的陰離子反應形成絮狀物，這些絮狀物對PO3-4也有吸附絡合作用。
生物填料與水生植物(狐尾藻)組合系統對氮的轉化途徑主要包括微生物作用和水生植物吸收作用。微生物將水體中的有機氮化合物分解為銨態氮，同時吸收銨態氮或硝態氮作為營養，硝化和反硝化細菌將水體中的銨態氮轉化為氣態氮，使水體中的氮得到有效且徹底的去除。水生植物在系統脫氮過程中也有著重要作用，其可直接吸收污染水體中的銨態氮或硝態氮作為營養，合成自身組織結構所必需的物質，使水體中的氮得到去除，水生植物具有間接脫氮作用，其龐大的根系可為微生物提供巨大的附著面積，其根部泌氧作用可增加系統內的DO濃度，在根系附近形成氧化態的微環境，為脫氮微生物提供有利條件。另外，鋁污泥生物填料組和鋁污泥-狐尾藻組運行期間靠近出水口區域pH的增大，使OH-與NH+4發生中和反應，且此時鋁污泥表面帶負電荷，亦可通過靜電作用吸附部分氮。
四、結論
(1)鋁污泥生物填料能調節水體pH，系統中加入狐尾藻可提高水體DO濃度，營造有利于微生物生存的微環境，強化對黑臭水體的脫氮除磷效果。
(2)鋁污泥生物填料組出水水質優于聚丙烯纖維生物填料組，出水水質基本達到GB3838—2002的Ⅴ類標準，鋁污泥-狐尾藻組對水體污染物的整體去除效果最好，出水水質達到GB3838—2002的Ⅳ類標準。
(3)氮主要通過硝化∕反硝化細菌的分解轉化和植物的吸收轉化途徑去除，鋁污泥生物填料能營造良好的微生物生存環境，強化微生物降解作用，磷主要通過填料-植物-微生物的聯合作用去除，其中鋁污泥除了強化微生物作用外，其自身對磷的吸附配位交換、絡合和靜電作用使系統達到更好的除磷效果。
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