一种基于铁碳内电解-沉水植物-微生物三元耦合体系原位修复黑臭水体的方法

1.本发明公开涉及污水处理技术领域，尤其涉及一种基于铁碳内电解-沉水植物-微生物三元耦合体系原位修复黑臭水体的方法。


背景技术：

2.近年来，随着工农业的快速发展，迅猛的城市化带来人民生活水平的不断提高，工农业及居民生活中水资源的利用量和污水的排放量日剧增加，使得水污染问题形势严峻，大量含有氮磷的有机污染物进入城市水体，使得城市大量河流水质恶化严重，黑臭现象频发。黑臭水体污染日益增加，城市河道水体的生态结构受到严重的破坏，不仅威胁沿岸居民的身心健康，同时也制约着良好的城市发展模式。
3.总体来看，黑臭水体治理时间紧、任务重，加快治理进程是今后一段时间的必然选择。以消除城市黑臭水体为目标的水体环境生态修复服务，也将成为水污染治理环境服务业的新辟战场。城市黑臭水体的治理是一个综合且复杂的系统工程，影响因素众多，治理难度极大，实际治理中还存在较多问题，为保证城市水体的长治久清，需探索更好的综合治理措施。由于物理法和化学法存在较明显的局限性，在目前城市黑臭水体的治理中宜作为辅助方法在局部使用。生物生态治理方法效果显著、经济高效、过程稳定，能从根本上治理黑臭水体污染，但实际应用中发现，微生物生长周期长，适应能力差；植物容易受气候、病虫害的影响，在实际治理过程中难以实现稳定控制。
4.因此，生物生态治理技术需要进一步优化，提高微生物、植物的适应性，减少对环境条件的依赖，将是下一步的研究重点。


技术实现要素：

5.鉴于此，本发明公开提供了一种基于铁碳内电解-沉水植物-微生物三元耦合体系原位修复黑臭水体的方法，以简化黑臭水体治理工艺流程，实现消除黑臭现象并改善水质的目的。
6.本发明提供的技术方案，具体为，一种基于铁碳内电解-沉水植物-微生物三元耦合体系的原位修复黑臭水体的方法，包括：以铁碳填料、陶粒和生物填料作为沉水植物苦草的生长基质，将所述沉水植物苦草投放到黑臭水体中，从而对黑臭水体进行修复。
7.所述生长基质置于定植篮中，其中陶粒位于最下层，用于吸附黑臭水体中的污染物，辅助沉水植物苦草进行光合作用，为土著微生物提供生长坏境；
8.所述生物填料位于陶粒上部，附着在生物填料上的生物膜用于形成好氧-缺氧-厌氧的适宜微生物生长的环境；辅助黑臭水体同步硝化反硝化，去除tn；
9.沉水植物苦草用于吸收黑臭水体中的氮磷污染物，通过泌氧作用提高黑臭水体的溶解氧，
10.所述沉水植物苦草根系分泌有机物为微生物生长提供碳源，辅助黑臭水体脱氮除
磷；
11.所述铁碳填料位于生物填料上部，通过发生内电解反应产生自由基和氧化物，用于氧化黑臭水体中的有机污染物；其阳极氧化过程中释放fe
2+
，fe
2+
通过氧化和沉淀产生的铁离子和铁的氢氧化物通过吸附、共沉淀及网捕作用去除cod；
12.铁碳内电解通过生成磷酸铁沉淀，去除水中的tp；铁碳填料为反硝化提供电子促进微生物脱氮；
13.铁碳内电解将难降解有机物转化为易降解小分子有机物，促进沉水植物适应黑臭水，而沉水植物通过泌氧作用促进铁碳填料的内电解反应。
14.进一步地，所述苦草种植密度为143株/m2。
15.进一步地，所述铁碳用量为10g/l、15g/l、20g/l、25g/l中的一种。
16.本发明提供了一种基于铁碳内电解-沉水植物-微生物三元耦合体系原位修复黑臭水体的方法，该方法应用原位生态修复耦合体系对黑臭水体进行处理，运行维护费用低，操作简便高效，对环境影响小、不产生二次污染；可实现黑臭水体原位生态修复，使黑臭水体除污复氧，有效改善水体环境，恢复水生生态系统。
17.应当理解的是，以上的一般描述和后文的细节描述仅是示例性和解释性的，并不能限制本发明的公开。
附图说明
18.此处的附图被并入说明书中并构成本说明书的一部分，示出了符合本发明的实施例，并与说明书一起用于解释本发明的原理。
19.为了更清楚地说明本发明实施例或现有技术中的技术方案，下面将对实施例或现有技术描述中所需要使用的附图作简单地介绍，显而易见地，对于本领域普通技术人员而言，在不付出创造性劳动的前提下，还可以根据这些附图获得其他的附图。
20.图1为本发明公开实施例提供的铁碳内电解-沉水植物-微生物三元耦合体系的组成示意图；
21.图2为本发明公开实施例提供的苦草种植密度对do和cod的影响；
22.图3为本发明公开实施例提供的苦草种植密度对氮的影响；
23.图4为本发明公开实施例提供的苦草种植密度对tp的影响；
24.图5为本发明公开实施例提供的铁碳填料投加量对do和cod的影响；
25.图6为本发明公开实施例提供的铁碳填料投加量对氮的影响；
26.图7为本发明公开实施例提供的铁碳填料投加量对tp的影响；
27.图8为本发明公开实施例提供的微生物群落结构分析图。
具体实施方式
28.这里将详细地对示例性实施例进行说明，其示例表示在附图中。下面的描述涉及附图时，除非另有表示，不同附图中的相同数字表示相同或相似的要素。以下示例性实施例中所描述的实施方式并不代表与本发明相一致的所有实施方式。相反，它们仅是与如所附权利要求书中所详述的、本发明的一些方面相一致的系统的例子。
29.为了治理黑臭水体污染时，难以实现稳定控制等问题，本实施方案提供了一种基
于铁碳内电解-沉水植物-微生物三元耦合体系原位修复黑臭水体的方法，以铁碳填料、陶粒和生物填料作为沉水植物苦草的生长基质，将沉水植物苦草投放到黑臭水体中，从而对黑臭水体进行修复。该方法使内电解与沉水植物、微生物相互协同，提高微生物与植物适应性的同时解决了黑臭水体碳源不足、有效氮磷削减的问题，为黑臭水体原位生态修复提供新的解决方案和技术途径。
30.上述陶粒可以快速吸附黑臭水体中的污染物，增加水体的透明度，利于苦草进行光合作用，为苦草更好的生长创造条件，同时也为土著微生物的生长提供生长环境。
31.附着在生物填料上的生物膜能够形成好氧-缺氧-厌氧的适宜微生物生长的环境，为黑臭水体同步硝化反硝化创造了有利条件，进而提高tn的去除效能。
32.苦草可以吸收黑臭水体中的氮磷等污染物，还可以通过泌氧作用提高黑臭水体的溶解氧，使黑臭水体复氧的同时为硝化反应提供有力条件。苦草根系分泌的有机物可以作为微生物生长的碳源，利于黑臭水体的脱氮除磷。
33.铁碳内电解过程中产生的自由基和氧化物可以氧化黑臭水体中的有机污染物，而且阳极氧化过程中释放的fe
2+
氧化和沉淀产生的铁离子和铁的氢氧化物通过吸附、共沉淀和网捕作用可以去除cod；铁碳填料铁的氧化还原反应是生物电子传递链的重要组成部分，可介入微生物代谢过程，促进微生物生长，增强生物代谢反应的活性；铁碳内电解通过生成稳定的磷酸铁沉淀，可有效去除水中的tp；铁碳填料能为反硝化提供电子促进微生物脱氮。
34.铁碳填料的内电解作用可使难降解有机物转化为易降解小分子有机物，降低生物毒性，提高污水可生化性，利于沉水植物适应黑臭水，而沉水植物的泌氧作用能促进铁碳填料的内电解反应。
35.实施例1
36.苦草种植密度影响除污复氧：
37.设定铁碳用量为15g/l，苦草种植密度分别为57株/m2、86株/m2、114株/m2、143株/m2、171株/m2。以空白黑臭水体原水为对照，进行批式试验，测定各指标随时间的变化；
38.不同苦草种植密度对系统do和cod的影响情况如图2所示。从图中可以看出，随着试验的进行，系统中do呈快速增加的趋势，苦草种植密度为143株/m2的试验组复氧情况最好，运行到第9天时达到4.47mg/l，之后略有下降。从试验结果来看，对照组的do低于苦草组，说明该方法中苦草产氧对do的提高起主要作用，do升高后又略有下降分析原因是因为：原电池反应产生的fe
2+
耗氧所致。另外从试验结果可以看出，系统复氧不是苦草种植密度越大越好，苦草种植密度为171株/m2的试验组的do低于143株/m2的试验组，分析原因，是因为苦草密度过大，由于叶片之间的互相遮挡，单株沉水植物得到的光照减少，导致光合作用效率降低，进而影响体系中苦草产氧；另外，沉水植物的种植密度过高，个体间竞争会加剧，影响沉水植物的个体生长，种植密度过低，叶面积发展慢，光能利用率低，沉水植物的生长速率也会降低，故只有适宜的种植密度，沉水植物才能更好的生长，进而有着更好的产氧量和更好的氮、磷、碳等污染物的吸收吸附能力。
39.对比各试验组cod的去除情况，对照组cod基本没什么变化，其他试验组cod随着试验的进行先快速下降然后趋缓，去除率分别为68.16％、71.80％、79.06％、79.23％和78.91％，去除率先随着苦草种植密度的增大而增大，这是因为苦草根系的泌氧作用为微生物的生存提供了有利环境，增加了水体有机物的消耗，但是当苦草种植密度为171株/m2时
的cod略有下降，沉水植物对cod具有一定的耐受性，cod浓度为100m/l时，沉水植物仍能保持良好的生长状态，静态水实验结果显示，沉水植物具有将cod维持在50mg/l左右的能力。
40.各处理组对氮的去除情况，试验过程中氮的转化情况如图3所示。氨氮在试验运行初期呈快速下降趋势，这是基质的快速吸附的结果，运行约一周后各试验组氨氮趋于稳定，运行两周后各试验组氨氮又出现了小幅度的下降趋势，这可能是因为随着试验的运行在陶粒和铁碳填料表面逐渐形成了生物膜加强了系统硝化能力的结果。对照组氨氮变化不大，其他各组氨氮去除情况良好，运行一周后各苦草组的氨氮变化趋缓，运行一周时各苦草组(种植密度由低到高)氨氮的转化率分别为62.11％、79.51％、78.03％、69.55％和68.32％，此时tn的去除率分别为47.46％、62.29％、62.86％、63.24％和60.07％，运行到第25天时各苦草组的氨氮的转化率和tn去除率分别为80.70％、89.87％、88.81％、88.63％、86.61％和59.78％、70.10％、79.99％、81.48％、73.79％。从试验结果可以看出，种植密度大于57株/m2后氨氮的去除率随种植密度的增大呈下降趋势，而tn的去除率随着苦草种植密度的增大呈先增加后下降的趋势，种植密度为143株/m2时tn的去除率最高。该方法的耦合体系中氮的去除主要源自基质的吸附、苦草的吸收吸附以及微生物硝化反硝化作用，表明沉水植物直接吸收对水体中氮的去除贡献率比较微弱，吸附在基质和根系的微生物的硝化反硝化作用占主导地位。
41.各试验组对tp的去除情况如图4所示。由图可以看出对照组tp变化不大，其他各试验组均有较好的tp去除效果，运行两周系统中的tp趋于稳定，运行到第25天除对照组其他各试验组tp的去除率分别为97.20％、98.00％、98.13％、98.53％和97.86％。沉水植物的生长对tp有良好的去除效果，另外，沉水植物还可通过改变磷的存在形态，降低其释放的风险。本发法中的耦合系统对tp的去除除了苦草的吸收吸附，还包括基质的吸附，微生物作用以及微电解过程产生fe
3+
和磷酸盐形成fepo4沉淀去除磷。
42.实施例2
43.铁碳填料用量影响系统除污复氧
44.试验设定苦草种植密度为143株/m2，铁碳用量分别为10g/l、15g/l、20g/l、25g/l，进行批式试验，测定各指标随时间的变化。
45.图5所示为不同铁碳填料投加量对系统do和cod的影响情况。由图可以看出，运行初期系统do呈快速增加趋势，之后略有下降然后趋于稳定，运行25天，各试验组的do值分别为4.44mg/l、4.22mg/l、3.87mg/l和3.71mg/l。同时发现，do随着铁碳填料投加量的增加而降低，这是内电解反应生成的fe
2+
氧化耗氧所致。
46.各试验组cod的变化趋势相近，试验运行到第25天各试验组的cod去除率分别为69.46％、77.54％、79.30％和80.72％。cod去除率随着铁碳投加量的增加而增加，这是因为内电解反应生成具有强氧化性的﹒oh和o﹒能够降解有机物，另一方面内电解反应产生的fe
3+
能够被有机物还原为fe
2+
，所以铁碳填料的投加增强了系统去除cod的能力。
47.铁碳填料用量对氮的影响，由图6可以看出试验初期各试验组的氨氮呈快速下降趋势，一周后趋稳，运行到第25天各试验组氨氮的转化率分别为83.4％、86.51％、91.09％和92.18％，tn的去除率分别为66.27％、79.53％、84.31％和86.83％。
48.试验运行两周左右的时候各试验组的硝态氮和亚硝态氮呈下降趋势，根据异养反硝化过程中有机碳源消耗量的表达式：
49.c＝2.47n1+1.53n2+0.87do
50.式中，c为脱氮过程中所需易降解有机碳源(bod5)，mg/l；n1为no3‑‑
n浓度，mg/l；n2为no2‑‑
n浓度，mg/l；d为溶解氧浓度，mg/l。将试验进行到第14天时的各参数值带入公式中，得出各试验组的c值分别为26.79mg/l、22.77mg/l、19.20mg/l和16.44mg/l，此时各试验组的cod分别为23.86mg/l、20.15mg/l、19.17mg/l和16.37mg/l，可以看出各试验组的碳源量小于进行异养反硝化所需的碳源量，且所计算出的c值仅为反硝化所需的碳源量，并未计入系统内氨氧化菌、硝化菌等其它微生物同化作用所需碳源，而bod5值还要小于cod值。因此，可推测在耦合系统中存在自养反硝化过程，脱氮供体应为铁碳内电解产生的fe
2+
或[h]/h2，说明系统中存在铁碳内电解与生物耦合脱氮的过程。
[0051]
图7所示为各试验组tp的去除情况，可以看出各试验组tp去除情况良好，系统运行一周后系统中tp趋稳，运行到第25天时，各试验组的tp去除率分别为96.18％、98.03％、98.40％、98.27％，随着铁碳填料投加量的增大而增大。
[0052]
实施例3
[0053]
应用本发明的方法，从铁碳内电解-沉水植物-微生物耦合体系处理模拟黑臭水体的实验结果可以看出，耦合体系对黑臭水体具有较好的除污复氧能力。为了进一步分析耦合体系的协同作用机制，对苦草种植密度和铁碳填料用量分别为143株/m2和20g/l试验组的根际微生物群落结构进行了分析，分析结果如图8所示，g1和g2分别为耦合体系运行第5天和第25天的苦草根际微生物群落结构的高通量测序分析情况。
[0054]
耦合体系经过20天的运行，苦草根际微生物多样性显著提高，微生物群落结构也发生了较大的变化。由图8a可以看出，在属水平上，g1的优势菌为pseudomonas，chryseobacterium，unclassified_f__pseudomonadaceae，unclassified_o__pseudomonadales；g2的优势菌为pseudomonas，delftia，norank_f__rhizobiales_incertae_sedis，rhizobacter，unclassified_f__comamonadaceae，norank_f__sutterellaceae，norank_f__b1-7bs，chryseobacterium，norank_f__sc-i-84。pseudomonas和chryseobacterium在g1和g2中都是优势菌，它们都是反硝化菌，其中pseudomonas兼具异养和自养反硝化及聚磷作用，并具有电化学活性。g2中出现的优势菌delftia和unclassified_f__comamonadaceae都与脱氮作用相关。由图8b可以看出，在科水平上，sphingomonadaceae和nitrosomonadaceae在g2中的丰度要优于g1，其中sphingomonadaceae与有机物的去除有关，nitrosomonadaceae为aob，nitrosomonadaceae的存在是耦合体系试验过程中亚硝氮积累的主要原因，说明本发明的耦合体系中存在短程硝化反硝化脱氮现象。
[0055]
本领域技术人员在考虑说明书及实践这里公开的发明后，将容易想到本发明的其它实施方案。本技术旨在涵盖本发明的任何变型、用途或者适应性变化，这些变型、用途或者适应性变化遵循本发明的一般性原理并包括本发明未公开的本技术领域中的公知常识或惯用技术手段。说明书和实施例仅被视为示例性的，本发明的真正范围和精神由权利要求指出。