生物陶粒基质对城市污水处理厂脱氮净化效果

3.6 改性基质中氨氮与硝氮的转化

硝态氮主要依靠厌氧微生物的反硝化作用，以及部分硝态氮的过滤和吸附作用被截留而得以去除，其中微生物的作用占主要地位.如图  5所示，每个基质试验柱的出水中，硝态氮的浓度均有不同程度的增长，且经原始生物陶粒基质处理后的出水中，硝态氮的平均增长率均要高于其它改性基质.经分析发现，这一现象产生的原因可能是试验系统的水力停留时间较短，且基质试验柱内缺乏厌氧环境，反硝化作用难以进行，以至于硝态氮的积累所导致的.

图 5 改性前后生物陶粒对硝态氮的增长率

通过对各基质试验柱出水中氨氮与硝氮比值的分析可以发现(图  6)，原水中氨氮与硝氮比值高达79.09，而通过原始基质及9种改性基质净化实验后，出水中氨氮与硝氮比值明显降低.其中2号(ZnFe-LDHs)、5号(ZnCo-LDHs)比值分别降为2.85和4.01，均低于原始基质出水中氨氮与硝氮的比值;其它改性基质试验柱出水中的氨氮与硝氮比值大小与对应氨氮的平均去除率呈负相关.

结合对进出水中的氨氮与硝氮比值变化规律的分析可以判断，通过填充原始和改性生物陶粒基质的模拟小试系统净化后，污水中的氨氮能有效的转化为硝态氮;而2号(ZnFe-LDHs)、5号(ZnCo-LDHs)改性基质的转化能力尤为明显.

图 6 改性前后生物陶粒试验柱出水中氨氮∶硝氮(平均值)

进一步对氨氮与硝氮比值下降明显的2号(ZnFe-LDHs)、5号(ZnCo-LDHs)及10号原始生物陶粒基质的净化试验数据进行分析，将其对几种氮素的平均去除负荷作图，如图  7所示.根据湿地系统中氮素平衡机理(卢少勇等，2006)，在微生物作用条件下，理论上若系统中氨氮完全转换为硝态氮，氨氮的去除量减去总氮的去除量应近似为硝态氮的增长量.

但通过图  7可以发现，2号、5号改性基质中氨氮的去除量均远大于总氮的去除量与硝态氮的增长量之和，由此可见，试验系统中的氨氮并未完全转换为硝态氮.这一方面归因于部分氨氮应是由于吸附作用而得到去除的;另一方面，由于氨氮在微生物作用下是首先转化为亚硝态氮，其次再转化为硝态氮的，由于本系统停留时间较短，亚硝态氮应尚未完全转化为硝态氮.另外，2号(ZnFe-LDHs)、5号(ZnCo-LDHs)改性基质相较原始基质，未完全转换为硝态氮的氨氮含量更多，这也进一步印证了Zn系  LDHs覆膜改性基质对氨氮物化吸附能力的增强作用。

图 7 2号、5号及10号基质柱氮素平均去除负荷

4 结论

1)不同组合生成的LDHs覆膜改性生物陶粒对氮素及CODCr的去除效果各异;其中Co3+、Zn2+参与合成的LDHs改性生物陶粒基质对总氮、氨氮及CODCr的去除效果明显;ZnFe-LDHs改性生物陶粒基质对总氮、氨氮的净化效果最好;ZnCo-LDHs对CODCr的平均去除率达到80%.

2)Zn2+参与合成LDHs的改性生物陶粒基质，不仅可增强基质对氨氮的物化处理效果，也可对氨氮的硝化反应产生促进作用，这一效果与Zn2+对微生物的影响密切相关.

3)系统的水力停留时间主要对湿地中氮素的生物降解过程产生影响，并直接影响到出水中不同形态氮素的组成.