基质种类和电流强度对电解强化潜流人工湿地运行性能影响

钱琪卉，于元超 ，王 皓 ，王 振 ，巫厚长*，钟耀华

基质种类和电流强度对电解强化潜流人工湿地运行性能影响

钱琪卉1，于元超1，王 皓1，王 振1，巫厚长1*，钟耀华2

(1. 安徽农业大学资源与环境学院，农田生态保育与污染防控安徽省重点实验室，合 肥230036；2. 金寨县茶谷和美好乡村建设服务中心，金寨 237300)

为探究两种不同基质的电解强化潜流人工湿地对氮磷污染物的净化效果差别以及两种不同基质的电解强化潜流人工湿地的最适电流强度，构建了以沸石为基质的湿地系统A和以砖块为基质的湿地系统B，以及各自的空白a、b。在启动阶段，A对氨氮的去除效果显著高于B，说明使用沸石为基质对电解强化潜流人工湿地的氨氮去除效果更优。稳定运行阶段时，B的总氮最大去除率只达到A最大去除率的一半，说明以沸石为基质的电解强化潜流人工湿地在脱氮效果上更明显。在稳定运行阶段，A和B对磷的去除效果会随着电流强度的增强而不断变大，当电流强度为100 mA时，两系统中磷的去除率均达到最大值。而对氮的去除效果则是：当A在电流强度为30 mA时，氮的去除率最高，而B在电流强度为50 mA时，氮的去除率最高，且两系统在达到最佳电流强度后，随着电流强度的增加，两系统对氮的去除能力均会下降。综合分析，A的最佳运行电流强度为30 mA，而B的最佳运行条件为50 mA。

电解强化人工湿地；基质；电流强度；脱氮除磷

随着农村生活水平的提高，农村生活污水已经不能如从前那样简单直接地排放到环境中。农村生活污水中含有的大量氮、磷等物质，直接排入水体或者农田会造成严重污染[1-2]，于是人工湿地污水处理系统被广泛应用于此类污水的处理[3]。然而，传统类型的人工湿地缺陷较多，特别是其脱氮除磷能力亟待提高，需考虑采用一定的技术手段和调控措施强化该工艺的运行性能[4-6]。其中，将电解强化措施与人工湿地系统耦合，进而提高该生态处理工艺的污染物去除率是当前的研究热点之一[7]。

农村生活污水中的氮素主要以氨氮的形式存在，硝态氮和亚硝态氮的含量较少，污水中的磷主要是正磷酸盐，有机磷含量较少[2]。因此去除农村生活污水中的氮、磷营养盐，主要是降低出水中氨氮和正磷酸盐的含量。传统的人工湿地主要通过基质、微生物和植物的协同作用去除污水中的氮磷污染物[8]。其中，基质对湿地系统的净化能力至关重要[9]，然而，其在传统湿地中对于氮磷的去除效果并不理想，且填料在对污染物吸附饱和后，还存在解析的现象[10-11]。电解强化人工湿地除以上作用外增加了电化学作用，应可对人工湿地的处理效果有所促进[12]。截至目前，关于电解强化人工湿地中基质的影响较少研究，如不同基质的人工湿地增加电解装置后的净化效果有何差别，不同基质的最适电流强度都尚需更多研究。

因此，本试验构建了两种不同基质的电解强化潜流人工湿地装置，包括沸石基质和砖块基质以及对应的空白组，模拟农村生活污水，探究两种电解装置的启动时间、脱氮除磷效果；稳定运行后，分析不同电流强度对两种装置净化氮磷污染物的影响。筛选出两种系统的最佳电解条件，探讨相同电解条件下，两种基质对系统中脱氮除磷的贡献差别。

1 材料与方法

1.1 试验装置

试验过程中，共构建12个装置，其中电解装置A及其空白a装置各3个，电解装置B及其空白b各3个。空白组与试验组装置结构相同，但未添加电解设备。两种不同基质的电解强化潜流人工湿地（E-HFCW）装置如图1所示，装置的主体（××= 670 mm × 450 mm × 300 mm）是由塑料水箱加工而成，其中装置A中填充的填料主要为沸石，装置B中主要填充的为砖块。两个装置中填料的质量均是50 kg，填充高度均为200 mm，表层均覆盖厚度30 mm的河沙，填充体积均设定为50 L。两种装置均使用纯铁作为电极材料，阳极电极（××= 250 mm × 150 mm × 0.3 mm，表面打孔，孔径20 mm，孔距20 mm）设置在系统中心，阴极极板均匀地设置在阳极的两侧，各极板相距120 mm。使用铜线（直径2 mm）将电极与直流稳压电源（同门科技提供的型号eTM-305F，0 ～ 30 V，0 ～ 5 A）相连，为电解系统提供恒定电流。各装置均种植同等数量芦苇，因为在室内试验，植物生长状况较差。装置采用间歇式进水方式，模拟污水由蠕动泵、定时开关和液体流量计共同控制，通过管径为35 mm的PVC管进入系统，处理后的水体则通过水阀排出。

图1 电解强化潜流人工湿地试验装置示意图

Figure 1 Chart of electrolytic horizontal subsurface-flow constructed wetland

1.2 试验条件和模拟废水

该部分试验分成两个阶段，分别为启动阶段和稳定运行阶段。两个阶段中室温控制在25～30 ℃，装置的HLR为0.06 m3·(m2·d)-1，HRT为1 d，系统处理污水量为15 L·d-1。在启动阶段，E-HFCW系统的电流强度设置为15 mA，电解时间为8 h。稳定运行阶段，电解时间始终设置为8 h，电流强度分别为8、15、30、50和100 mA。该试验进水使用葡萄糖（分析纯）、氯化铵（分析纯）、磷酸二氢钾（分析纯）和自来水进行人工配制，模拟农村生活污水。在使用前要静置1 h，待化学药品完全溶解、混匀。污水中COD、TN和TP含量分别为（266.14±23.02）、（56.26±6.63）和（4.80±0.44）mg·L-1。

1.3 采样点设置

定期从固定出水口采集装置进出水水样进行测定，测定时每个样品要进行3次重复。

1.4 水质测定与分析方法

启动阶段和稳定运行阶段的水样测定指标包括：pH、温度、DO、ORP、TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N、TP和PO43--P和Fe2+和总溶解铁（TDFe），水质指标测定时均参照《水与废水水质测定方法》（第4版）[13]。水体中Fe3+的含量，采用TDFe含量减去Fe2+含量的形式获得。pH、温度和ORP采用pH电极测定，DO采用便携式溶氧仪测定。在启动阶段，各装置先运行15 d后，再每天进行测定。稳定运行阶段，各装置每天测定1次。试验结束后，对各装置中填料的全磷含量进行测定。填料的全磷测定使用硫酸/高氯酸消解-钼锑抗分光光度法，参照《土壤农化分析》第3版[14]。

1.5 数据处理

数据计算使用Excel 2018，用Pearson检验方法和配对检验来进行相关性分析和差异显著性分析，检验数据间相关水平的统计分析通过SPSS 20.0进行。利用GraphPad Prism 8软件作图，图中相关数据均为平均值±标准差。

2 结果与分析

2.1 启动阶段两种装置对污水中氨氮和正磷酸盐的净化情况

2.1.1 两种装置对污水中氨氮的净化效果 启动阶段，氨氮的去除情况如图2：进水的氨氮含量为（55.16±9.35）mg·L-1电解装置A、B出水中氨氮的含量范围分别为0.11～ 2.48 mg·L-1和14.47 ～ 0.07 mg·L-1，平均去除率分别为（98.34±1.41）%和（46.82±11.60）%；而对应的空白组装置a、b出水中氨氮的含量范围分别为0.06 ～ 3.62 mg·L-1和12.44 ～ 37.80 mg·L-1，平均去除率分别为（96.38±1.69）%和（49.71±14.67）%。沸石具有多孔隙结构，对氨氮有选择吸附的能力，因此装置A对氨氮的去除效率极显著高于装置B（＜0.01，= 30）。虽然装置A和a具有相同的基质和环境条件，但两者对氨氮的去除效果存在极显著差异（＜0.01，= 30），即说明在启动阶段，电解能够促进以沸石为基质的人工潜流湿地对氨氮的净化效果[4]。而装置B和b对氨氮的去除效率没有显著差异（＞0.05，= 30），即说明该阶段，电解并没有促进以砖块为基质的湿地系统对氨氮的去除。

（a）氨氮含量；（b）氨氮去除率。A和B为试验组，a和b为空白组。

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

2.1.2 两种装置对污水中正磷酸盐的净化效果 由于采用人工配水，进水中的磷主要是PO43--P，因此系统在启动过程中，对磷的净化效果，主要指的是PO43--P的去除效果。从图3可以看出，系统中进水的PO43--P含量为（4.44±0.32）mg·L-1，电解装置A、B出水的正磷酸盐含量范围为0.27 ～ 2.45 mg·L-1和0.61～1.94 mg·L-1，平均去除率分别为（65.42±13.22）%和（75.08±6.40）%。而空白组对应的装置a、b出水中正磷酸盐的含量范围为0.57～4.08 mg·L-1和0.82 ～ 2.58 mg·L-1，平均去除率分别为（46.83±21.47）%和（58.81±12.24）%。通过差异显著性分析，可以看出两种电解装置A、B对正磷酸盐的去除率明显高于未添加电解设备的装置a、b。而且无论在电解还是非电解系统内，以废砖块为基质的湿地系统对PO43--P的净化效果显著优于以沸石为基质的湿地系统（＜0.05，= 30）。

湿地系统对磷的去除主要依靠填料的吸附和沉淀作用。在系统运行初期，各装置填料吸附作用强，对磷的去除效果均较好，其中以沸石为基质的湿地系统，凭借填料极强的吸附能力，获得的净化效果优于以砖块为基质的湿地系统。但随着基质的逐渐饱和，填料对磷的去除贡献率越来越低，各装置对磷的去除率随之降低，装置A、B的去除率均在第27天降至最低值（46.47%和60.06%）。随着填料吸附作用减小，而后主要依靠电极氧化产生的Fe2+的沉淀絮凝作用。装置A在系统运行的第41天，系统对磷的去除率维持在70%左右，装置B从系统运行的第29天开始，其对磷的去除效果维持在（75.20±3.12）%。与之相比，装置a、b的去除率持续降低，在第45天，去除率分别为15.20%和46.53%。

（a）装置A中PO43--P含量；（b）去除率；（c）装置B中PO43--P含量；（d）去除率。A和B为试验组；a和b为空白组。

Figure 3 The removal of PO43--P

2.2 电流强度对两种电解强化潜流人工湿地脱氮 除磷能力的影响

2.2.1 电流强度对电解强化潜流人工湿地脱氮效果的影响 各装置启动阶段结束后，让其分别在电流强度为8、15、30、50和100 mA的条件下运行，电解时间均设置为8 h，HRT为1 d，室温控制在25 ～ 30 ℃之间。通过试验分析二者在不同的电流强度下对脱氮效果的影响，以便进一步筛选出两种装置的最佳电解条件。

整个过程中进水的TN平均含量为（56.27± 6.65）mg·L-1，在上述5个电流强度下，出水的总氮含量及其去除率如图4所示：装置A对TN的去除效果较好（图4（a）），当电流强度从8 mA升高到30 mA的过程中，其出水中TN含量降低至（0.92±0.34）mg·L-1，去除率从（95.29 ± 1.26）%升高至（98.33 ± 0.58）%；但当电流强度从30 mA升高到100 mA的过程中，A出水中的TN含量逐渐升高到（7.47 ± 2.13）mg·L-1，去除率降至（87.37 ± 2.82）%。通过差异显著性分析，发现A在不同电流强度下对TN的去除率存在极显著的差异（＜0.01，=10）。对于B来说，当电流强度从8 mA升高到50 mA的条件下，其出水中TN的含量从（34.45 ± 2.33）mg·L-1降至（22.75 ± 4.16）mg·L-1，去除率从（41.76 ± 3.23）%提高到（57.56 ± 5.00）%，但当电流升高到100 mA时，TN去除率下降为（51.66 ± 4.78）%。且当B在前4个电流强度下，TN去除率间均有极显著差异（＜0.01，=10）。两种装置NH4+-N去除情况跟TN的去除情况相同（图4（b）），A在30 mA条件下，系统的去除率最高（99.31±0.41）%，而后随着电流强度的增加去除率不断下降，最低值为（89.59±2.74）%。B在电流强度为50 mA时，平均去除最大值为（57.66± 4.98）%，而后在100 mA条件下，去除率下降为（53.63±2.86）%。两个系统中进出水中的硝态氮和亚硝态氮的情况如图4（c）和（d）所示，A、B两种装置中NO3--N和 NO2--N含量均较少，对系统中氮的去除率影响极小，但是二者作为硝化和反硝化作用中的中间产物，会随着湿地系统的运行，存在不同程度的积累。电解与人工湿地耦合可以显著提高系统对氮的净化能力[7]，但其去除效果很大程度上依赖于填料的理化性质。因而A对氮的去除效果要显著优于B，且二者的最佳的电流强度也不同，对于A来说，最佳电解条件为30 mA，而B的最佳运行电流为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 电流强度对电解强化潜流人工湿地除磷效率的影响 试验进水中TP的平均含量为（4.88 ± 0.33）mg·L-1，A、B中TP的去除情况如图5所示。当电流强度从8 mA升高到100 mA的过程中，A、B出水中TP的含量均在不断下降，去除率持续上升。其中A出水中的TP含量从（1.93 ± 1.27）mg·L-1降低至（0.73 ± 0.15）mg·L-1，去除率从（58.75 ± 4.45）%上升到（85.87 ± 2.54）%。而B对TP的去除情况要优于A，出水中TP的含量从（1.62 ± 0.98）mg·L-1下降至（0.40 ± 0.19）mg·L-1，去除率从（65.44 ± 4.50）%上升到（92.42 ± 3.53）%。PO43--P与TP的去除情况基本相同，随着电流强度的增大，两种装置对PO43--P的去除率不断增大，二者均在100 mA条件下达到最大值。此时A的平均去除率为（91.85± 1.85）%，而B的平去除率为（97.16 ± 2.03）%。通过差异显著性分析，发现A、B中TP和PO43--P的去除率在上述5个电流强度下，均具有极显著差异（＜0.01，=10）。在本试验中，A和B两装置除磷效率随电流强度变化呈现相同趋势，最佳电解条件均为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 不同电流强度条件下A、B进出水中DO、ORP、pH的变化情况

图7 填料的全磷含量

Figure 7 Total phosphorus content of filler

2.3 不同电流强度下，水体中Fe含量

两种E-HFCW中Fe含量随电流强度的变化情况如图6所示。A、B中Fe2+和TDFe的含量均随电流强度的增强而不断变大，在电流强度从8 mA升高到100 mA的过程中，两装置TDFe含量分别从（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+的含量从（1.17±0.31）mg·L-1升高至（4.91±0.96）mg·L-1， B出水中Fe2+从（3.35±0.80）mg·L-1升高至（9.74±0.62）mg·L-1。相较于Fe2+和TDFe的变化情况，Fe3+变化相对较小。不同电流强度下A出水中的Fe3+含量分别为（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在不同电流强度下，Fe3+含量分别为（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。铁离子的引入能够有效地促进系统对P的去除[15]，但是如果含量过高，亦会污染水体，破坏生态环境，因此我们需要选择适当的电流强度，既提高污染物的去除率，又避免二次污染的风险。

2.4 不同电流强度下DO、pH和ORP的变化

试验中的两种装置具有相同的电解条件和HRT，进出水的其他水质指标，如DO、pH和ORP如表1所示。A、B两种系统随电流强度的增强，出水中DO含量不断降低。当电流强度为100 mA时，A出水中DO的平均含量为（0.95±0.17）mg·L-1，而B中为（0.73±0.10）mg·L-1，因此 B系统在脱氮除磷的过程中要消耗更多的氧气。人工湿地具有极强的缓冲能力，并且在硝化和反硝化过程中会引起水体中pH的变化。一般来说，潜流人工湿地在运行过程中会使水体逐渐呈碱性[16]。但是A、B两端在人工湿地的基础上添加了电解装置，使其在电解过程中，一方面电解水产生H离子浓度不断升高，会导致水体呈碱度消耗[16]；另一方面，由于使用铁片为阳极，会在水中产生Fe离子，当电流强度较大，产生的铁盐含量较多，其水解也会引起了碱度消耗[17]。因而我们可以发现随着电解强度不断增大，pH和ORP都出现了不同程度的波动。

2.5 填料中全磷含量

试验结束后对各装置填料中的全磷含量进行了测定，其结果如图7所示。A、B两种装置中分别填充了沸石和砖块，初始情况下，沸石的全磷含量为（0.144 ± 0.003）mg·g-1，而砖块为（0.184 ± 0.002）mg·g-1。经过试验后，A中填料全磷含量为（0.196 ± 0.005）mg·g-1，增加了0.051 6 mg·g-1，整个过程中共吸附全磷2 580 mg；而B为（0.275 ± 0.028）mg·g-1，增加了0.091 2 mg·g-1，共吸附全磷4 560 mg。通过差异显著性分析，可看出砖块对磷的吸附、沉淀能力要明显优于沸石。A、B中填料对整个过程中的磷的去除贡献率分别为44.79%和79.01%。

3 讨论与结论

本试验构建了两种不同基质的电解强化潜流人工湿地，采用模拟农村生活污水，探究了二者的最佳电解条件和对氮磷污染物的去除效果对比。

在启动阶段，各装置电流强度相同。以沸石为基质的电解系统A对氨氮的去除效果均显著高于以砖块为基质的电解系统B。且装置A和a对氨氮的去除效果存在极显著差异，而装置B和b对氨氮的去除效率没有显著差异，说明在启动阶段，电解能够促进以沸石为基质的人工潜流湿地对氨氮的净化效果，而没有促进以砖块为基质的湿地系统对氨氮的去除。

在系统运行初期，湿地填料的吸附和沉淀作用强，对磷的去除效果均好[18]，随着填料吸附作用减小，而后主要依靠电极氧化产生的Fe2+的沉淀絮凝作用。装置A在系统运行的第41天，对正磷酸盐的去除率由最低值40.47%回升维持在70%左右，而装置B从系统运行的第29天开始，其对正磷酸盐的去除效果就由最低值60.06%回升至（75.20±3.12）%。说明以砖块为基质的电解强化人工湿地系统在除磷上效果更快及明显。但与未加电解的装置a、b相比，a、b的去除率持续降低，在第45天去除率分别为15.20%和46.53%。可以看出电解对于以沸石为基质的湿地系统在对磷的去除上起到了更大的作用，去除率提升了约4.5倍；对于以砖块为基质的湿地系统去除率仅提升了约1.5倍。

在稳定运行阶段，A的TN去除效率在电流强度为30 mA时达到最大值（98.33±0.58）%，而B在电流强度为50 mA时，TN的去除率达到最大值（57.56±5.00）%，并且氮的去除效率并不会随着电流强度的持续增加而不断变大，相反，当系统达到最佳电流强度后，氮的去除效果会随着电流强度的增大而呈现相对下降趋势，且B的TN最大去除率也只能达到A最大去除率的一半左右。说明以沸石为基质的电解强化潜流人工湿地在脱氮效果上更明显。

在稳定运行阶段，各系统中磷的去除效果均随着电流强度的增大而不断升高。当电流强度为100 mA时，A、B对TP的去除率分别为（91.85 ± 1.85）%和（97.16 ± 2.03）%，对于磷的去除来说，虽然A中填料对磷的吸附和沉淀作用较弱，但是由于电解过程中产生的铁离子强化了系统对磷的去除能力，弥补了沸石填料对磷去除能力的劣势。

两种电解装置在运行过程中，电解产生的Fe2+和TDFe的含量均随电流强度的增大而增大。当电流强度为100 mA时，A、B中产生的TFe含量分别为（9.19±0.71）mg·L-1和（14.70±1.37）mg·L-1，而Fe3+的含量相对较少，其含量分别为（4.28±1.00）mg·L-1和（4.96±1.09）mg·L-1。由于沸石对金属阳离子具有吸附作用[19-20]，因而A中的铁离子含量要低于B。

在启动阶段，相同电流强度下，电解能够促进以沸石为基质的人工潜流湿地对氮的净化效果，而没有促进以砖块为基质的湿地系统对氮的去除。A、B与各自的空白组a、b相比，电解系统与人工湿地的组合，显著提高了A脱氮除磷的能力，提高了B的除磷效率。

两种不同基质的电解强化潜流人工湿地在不同电流强度下运行的结果表明，电解可以促进系统对氮磷污染物的去除，且相较传统湿地而言，在运行过程中的副产物更少。当A在电流强度为30 mA时，氮的去除效果达到最大值，而B在电流强度为50 mA时，氮的去除效果最佳。而A、B对磷的去除效率随着电流强度的增强而持续变高，当电流强度为100 mA时，TP的去除率分别达到最高。综合两种系统在运行过程中对氮磷污染物的净化能力以及副产物的产量考虑，A的最佳运行电流强度为30 mA，而B的最佳运行条件为50 mA。

[1] 王俊能, 赵学涛, 蔡楠, 等. 我国农村生活污水污染排放及环境治理效率[J]. 环境科学研究, 2020, 33(12): 2665-2674.

[2] 刘晓慧. 安徽省农村生活污水成分特征与排放规律研究[D]. 合肥: 合肥工业大学, 2016.

[3] 林卉, 姜忠群, 冒建华. 人工湿地在农村生活污水处理中的应用及研究进展[J]. 中国农业科技导报, 2020, 22(5): 129-136.

[4] 符东, 付馨烈, 王成端, 等. 稳定表流-潜流组合人工湿地系统处理生活污水的研究[J]. 环境工程技术学报, 2020, 10(4): 598-605.

[5] MICEK A, JÓŹWIAKOWSKI K, MARZEC M, et al. Technological reliability and efficiency of wastewater treatment in two hybrid constructed wetlands in the roztocze National Park (Poland)[J]. Water, 2020, 12(12): 3435.

[6] LU S B, ZHANG X L, WANG J H, et al. Impacts of different media on constructed wetlands for rural household sewage treatment[J]. J Clean Prod, 2016, 127: 325-330.

[7] 高燕. 电解强化人工湿地脱氮除磷过程与机理研究[D]. 南京: 南京大学, 2017.

[8] 严倩倩, 张智谋. 人工湿地在污水深度处理中的比较研究[J]. 工程技术研究, 2020, 5(20): 246-247.

[9] 赵林丽, 邵学新, 吴明, 等. 人工湿地不同基质和粒径对污水净化效果的比较[J]. 环境科学, 2018, 39(9): 4236-4241.

[10] VERLICCHI P, ZAMBELLO E. How efficient are constructed wetlands in removing pharmaceuticals from untreated and treated urban wastewaters? A review[J]. Sci Total Environ, 2014, 470/471: 1281-1306.

[11] YANG J, LI Q, AN Y, et al. The improvement of pollutant removal efficiency in saturated vertical flow constructed wetlands by[J]. Bioresour Technol, 2020, 318: 124202.

[12] 钟乐, 夏磊, 丁杰. 电解强化人工湿地处理低碳氮比污水的效能及机制[J]. 环境科学学报, 2020, 40(10): 3590-3597.

[13] 魏复盛, 国家环境保护总局, 水和废水监测分析方法编委会. 水和废水监测分析方法[M]. 4版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002.

[14] 鲍士旦. 土壤农化分析[M]. 3版. 北京: 中国农业出版社, 2000.

[15] GAO Y, XIE Y W, ZHANG Q, et al. Intensified nitrate and phosphorus removal in an electrolysis -integrated horizontal subsurface-flow constructed wetland[J]. Water Res, 2017, 108: 39-45.

[16] 庞长泷. 组合型潜流人工湿地净化效能及微生物强化作用分析[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2016.

[17] GONG B, WANG Y, WANG J, et al. Intensified nitrogen and phosphorus removal by embedding electrolysis in an anaerobic-anoxic-oxic reactor treating low carbon/nitrogen wastewater[J]. Bioresour Technol, 2018, 256: 562-565.

[18] 冀泽华, 冯冲凌, 吴晓芙, 等. 人工湿地污水处理系统填料及其净化机理研究进展[J]. 生态学杂志, 2016, 35(8): 2234-2243.

[19] 尹静, 于慧卿, 周博宇, 等. 沸石混合材料原位覆盖控制底泥重金属污染的效果[J]. 净水技术, 2020, 39(S2): 142-148.

[20] 陈晨, 程婷, 韩承辉, 等. 粉煤灰合成沸石对重金属的竞争吸附[J]. 湖北农业科学, 2014, 53(9): 2029-2032, 2035.

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

安徽省高等学校省级质量工程教学研究项目（ 2018jyxm0938））和安徽农业大学-金寨县人民政府现代农业产学研联盟专项基金(金政秘[2014]47号)共同资助。

钱琪卉，硕士研究生。E-mail：qianqihui943@qq.com

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