CN114262059A - 一种垂直流人工湿地城市尾水净化*** - Google Patents
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Abstract
本发明提供了一种垂直流人工湿地城市尾水净化***，包括：碎石，以及依次覆盖在所述碎石上表面的水体净化基质和粗砂；其中，所述水体净化基质为生物炭和玄武岩碎石的混合物；所述生物炭和所述玄武岩碎石的质量比为(2.21‑3.79)：100，其粒径分别为2‑8mm和2‑10mm；碎石的粒径为10‑20mm；粗砂的粒径为0.5‑2mm。本发明提高了秸秆生物炭的应用范围，且避免了基质堵塞的不利影响，同时获得了秸秆生物炭最佳的应用条件，对推动秸秆生物炭在人工湿地中的应用和提高人工湿地城市尾水净化效果具有重要的意义。
Description
技术领域
本发明涉及污水净化处理技术领域，更具体的说是涉及一种垂直流人工湿地城市尾水净化***。
背景技术
人工湿地为污水重要生态处理方法，在处理分散的社区污水、农村生活污水和城市尾水优势明显。城市尾水产生量大且氮和磷浓度高于地表水体，直接排放会加重水体的污染。人工湿地在处理城市尾水具有成本低、效率高和生态安全等优势。人工湿地对污染物的净化过程主要包括基质的过滤吸附和离子交换、植物的吸收和微生物的分解三部分，其中基质对植物的吸收和微生物的分解具有促进作用。作为湿地植物和微生物的载体，基质的吸附作用和离子交换作用对污水中污染物的去除具有重要意义。
人工湿地基质按材料来源分为天然基质、废物利用基质和人造基质。由于天然基质吸附能力相对较弱，废物利用基质存在引入污染物的风险，所以人造基质的研究得到较快的发展。
目前人工湿地中应用的生物炭制备原料包括椰子壳、核桃壳、芦苇、竹炭和植物秸秆等，其中植物秸秆生物炭应用较少，植物秸秆生物炭主要被用于制备炭基肥。因此将生物炭应用于人工湿地基质中还存在很大的不确定性。垂直流人工湿地占地面积小，对污染物的净化效率高，处理能力强于水平流人工湿地。但是垂直流人工湿地更容易堵塞。
因此，如何将生物炭应用到垂直流人工湿地净化***中是本领域技术人员亟需解决的技术问题。
发明内容
有鉴于此，本发明提供了一种垂直流人工湿地净化***，提高了秸秆生物炭的应用范围，且避免了基质堵塞的不利影响，同时获得了秸秆生物炭最佳的应用条件，对推动秸秆生物炭在人工湿地中的应用和提高人工湿地城市尾水净化效果具有重要的意义。
为了实现上述效果，本发明提供了一种垂直流人工湿地净化***，一种垂直流人工湿地城市尾水净化***，包括：碎石，以及依次覆盖在所述碎石上表面的水体净化基质和粗砂；
其中，所述水体净化基质为生物炭和玄武岩碎石的混合物；
所述生物炭和所述玄武岩碎石的质量比为(2.21-3.79)：100。
优选的，所述生物炭为未改性秸秆生物炭，其粒径为2-8mm。
进一步，所述生物炭是以作物秸秆原料，在450±25℃(N2)温度条件，10℃/min升温速率，热解时间为2.0小时制备得到。且制备后的秸秆生物炭过2mm孔径筛，保留筛上秸秆生物炭；再过8mm孔径筛，保留筛下秸秆生物炭。
筛上的秸秆生物炭进一步粉碎，再次进行筛分，最后保留2-8mm的秸秆生物炭。对筛分后的生物炭浸泡后用水冲洗3-5遍，直到清洗水体中看不到明显的灰分为止，再用超声波清洗机清洗10分钟。清洗完之后的生物炭，用烘箱烘干至恒重即得到秸秆生物炭。
采用上述技术方案的有益效果至少包括：由于秸秆生物炭粒径过小，其渗透系数小，极易形成堵塞，虽然在一定的粒径范围内渗透系数有一定的提高，但是长期运行仍然容易形成堵塞，但是粒径过大，对污染物的去除率也会呈现下降，所以为了防止堵塞及保证污染物的去除效率，同时充分利用秸秆生物炭，达到净化的效果，必须有合适的粒径范围及合适的配比关系才可以达到意向不到的技术效果。
优选的，所述生物炭为改性秸秆生物炭，其粒径为2-8mm。
其中，所述改性秸秆生物炭选自高锰酸钾秸秆生物炭、氢氧化钠改性生物炭或高锰酸钾与氢氧化钠的复合改性生物炭。
采用上述技术方案的有益效果至少包括：本***主要是通过吸附作用和离子交换沉淀作用实现对城市尾水中氮和磷的去除，除此以外，秸秆生物炭作为人工湿地基质和补充碳源，能够促进微生物脱氮和植物去磷；而进一步采用改性秸秆生物炭，由于改性秸秆生物炭与未改性的秸秆生物炭相比，其提高了未改性秸秆生物炭的比表面积和孔容积、增加官能团数量等，进而可以进一步提高生物炭的吸附能力和离子交换能力；为后续开展改性生物炭作为人工湿地基质城市尾水净化研究提供理论基础。
优选的，所述碎石的粒径为10-20mm。
采用上述技术方案的有益效果至少包括：预防生物炭在施工过程中破坏产生的炭粉随着水的流动堵塞人工湿地***，在该碎石中的生物炭能够被生物降解，缓解堵塞。
优选的，所述玄武岩碎石为微风化的玄武岩碎石，且粒径为2-10mm。
采用上述技术方案的有益效果至少包括：满足人工湿地基质渗透性的要求，同时获得较大的与水体接触面积，提高净化效果。
优选的，所述粗砂的粒径为0.5-2mm。
采用上述技术方案的有益效果至少包括：促进植物生长，降低生物炭被直接来水冲刷。
优选的，所述生态***至少包括黄菖蒲，且所述黄菖蒲的株高在300-320mm，种植密度为200-250棵/m2。
采用上述技术方案的有益效果至少包括：本***采用对氮磷去除能力强的黄菖蒲，可以进一步协助未改性/改性秸秆生物炭对氮磷的去除；同时在有植物的条件下，硝化反应消耗了城市尾水中的溶解氧，充氧曝气进一步提高了脱氮的效果。
且，改性后的秸秆生物炭比表面积增大，孔容积增大，作为湿地植物和微生物的载体，促进了微生物的生长，促进人工湿地***硝化作用和反硝化作用，进一步提高了净化的效果。
优选的，所述垂直流人工湿地城市尾水净化***对TN的去除率>NH4 +-N及COD，且，TN的平均去除率为91.91％，NH4 +-N的平均去除率为88.14％，COD的平均去除率为73.04％。
优选的，所述所述垂直流人工湿地城市尾水净化***TN的平均去除率为89.92％，NH4 +-N的平均去除率为86.58％，COD的平均去除率为88.39％，NO3 --N的平均去除率为91.24％。
优选的，所述改性秸秆生物炭选自氢氧化钠改性生物炭，则所述垂直流人工湿地城市尾水净化***对TN的平均去除率为88.60％，NH4 +-N的平均去除率为95.21％，NO3 --N的平均去除率为89.10％。
综上所述，本发明至少具备如下优势：
1)通过添加不同的秸秆生物炭探究了对城市尾水中氮磷的净化机理，并且秸秆生物炭和玄武岩碎石在一定配比范围，随着生物炭添加量的增加，提高了对氮磷的去除率；且生物炭基质促进植物生长和人工湿地***硝化和反硝化反应，提高了人工湿地对城市尾水的净化效果。
2)同时在秸秆生物炭添加质量比为2.95％时城市尾水净化净化效果相对较好，植物黄菖蒲和秸秆生物炭共同作用下提高了整体对NH4 +-N、TN、NO3 --N和TP的去除率。
3)本发明还提供了在不同改性条件下的生物炭基质对城市尾水中氮磷的净化机理，其氢氧化钠改性生物炭基质，在吸附作用和NH4 +阳离子交换作用下增强了对氮的去除，同时能够促进植物生长和人工湿地***硝化和反硝化反应，在植物和基质的共同作用下对NH4 +-N、TN、NO3 --N的去除率有明显提高。
4)同时，改性后的秸秆生物炭，其比表面积和孔容积的增大，能够提高吸附性能外，平均孔径的增大和附着在生物炭表面的锰氧化物作用均提高了对磷的吸附，在基质和植物的共同作用下提高了对城市尾水中TP的去除率。
5)利用改性的秸秆生物炭能够促进人工湿地***硝化作用增加耗氧量，且耗氧量随着人工湿地运行时间的增加呈增加趋势，适当的充氧曝气有利于提高硝化反应。
附图说明
为了更清楚地说明本发明实施例中的技术方案，下面将对实施例中所需要使用的附图作简单地介绍，显而易见地，下面描述中的附图仅仅是本发明的实施例，对于本领域普通技术人员来讲，在不付出创造性劳动的前提下，还可以根据提供的附图获得其他的附图。
图1附图为实施例2-7不同秸秆生物炭添加量对城市尾水中NH4 +-N处理结果。
图2附图为实施例2-7不同秸秆生物炭添加量对城市尾水中TN处理结果。
图3附图为实施例8-13有植物条件下不同秸秆生物炭添加量对城市尾水中NH4 +-N处理结果。
图4附图为实施例8-13有植物条件下不同秸秆生物炭添加量对城市尾水中TN处理结果。
图5附图为实施例8-13有植物条件下不同秸秆生物炭添加量对城市尾水中NO3 --N处理结果。
图6附图为实施例2-13有植物和无植物条件下，不同秸秆生物炭添加量对城市尾水中NH4 +-N处理结果比对图。
图7附图为实施例2-13有植物和无植物条件下，不同秸秆生物炭添加量对城市尾水中TN处理结果比对图。
图8附图为实施例2-7不同秸秆生物炭添加量对城市尾水中COD处理结果。
图9附图为实施例8-13有植物条件下不同秸秆生物炭添加量对城市尾水中COD处理结果。
图10附图为实施例2及14-17在不同改性秸秆生物炭添加量对城市尾水中NH4 +-N处理结果。
图11附图为实施例2及14-17在不同改性秸秆生物炭添加量对城市尾水中TN处理结果。
图12附图为实施例12及18-21在有植物条件下，不同改性秸秆生物炭添加量对城市尾水中NH4 +-N处理结果。
图13附图为实施例12及18-21在有植物条件下，不同改性秸秆生物炭添加量对城市尾水中TN处理结果。
图14附图为实施例12及18-21在有植物条件下，不同改性秸秆生物炭添加量对城市尾水中NO3 --N处理结果。
图15附图为实施例2、12及14-21有植物和无植物条件下，不同改性秸秆生物炭添加量对城市尾水中TN处理结果比对图。
图16附图为本发明实施例城市尾水氮去除机理图。
具体实施方式
下面将结合本发明实施例中的附图，对本发明实施例中的技术方案进行清楚、完整地描述，显然，所描述的实施例仅仅是本发明一部分实施例，而不是全部的实施例。基于本发明中的实施例，本领域普通技术人员在没有做出创造性劳动前提下所获得的所有其他实施例，都属于本发明保护的范围。
实施例1
本实施例提供了一种垂直流人工湿地城市尾水净化***，包括人工湿地基质柱，高度为450mm，直径为160mm(内径)；
水体净化基质高度为300mm，同时在底部设置50mm高度粒径为10-20mm的碎石，水体净化基质铺设在碎石上；
水体净化基质的顶部设置高度为50mm粗砂，粗砂的粒径为0.5-2mm。
其中，水体净化基质为生物炭和玄武岩碎石的混合物，且质量比为(2.21-3.79)：100。
为了进一步优化上述技术方案，生物炭为秸秆生物炭。
为了进一步优化上述技术方案，玄武岩碎石为微风化的玄武岩碎石，粒径为2-10mm。
实施例2
在实施例1的基础上，水体净化基质中未添加生物炭，全部有玄武岩碎石构成。
实施例3
在实施例1的基础上，生物炭为未改性的秸秆生物炭，且生物炭与玄武岩碎石的质量比分别为0.98％。
实施例4
在实施例1的基础上，生物炭为未改性的秸秆生物炭，且生物炭与玄武岩碎石的质量比为1.56％。
实施例5
在实施例1的基础上，生物炭为未改性的秸秆生物炭，且生物炭与玄武岩碎石的质量比为2.21％。
实施例6
在实施例1的基础上，生物炭为未改性的秸秆生物炭，且生物炭与玄武岩碎石的质量比为2.95％。
实施例7
在实施例1的基础上，生物炭为未改性的秸秆生物炭，且生物炭与玄武岩碎石的质量比为3.79％。
实施例8
在实施例2的基础上，引入黄菖蒲，且黄菖蒲株高为300mm，种植4棵。
实施例9
在实施例3的基础上，引入黄菖蒲，且黄菖蒲株高为300mm，种植4棵。
实施例10
在实施例4的基础上，引入黄菖蒲，且黄菖蒲株高为300mm，种植4棵。
实施例11
在实施例5的基础上，引入黄菖蒲，且黄菖蒲株高为300mm，种植4棵。
实施例12
在实施例6的基础上，引入黄菖蒲，且黄菖蒲株高为300mm，种植4棵。
实施例13
在实施例7的基础上，引入黄菖蒲，且黄菖蒲株高为300mm，种植4棵。
数据测试一
根据实施例2-13的***，处理同一批次的城市尾水，其中COD的浓度为50mg/L，NH4 +-N的浓度为5.0mg/L和TN的浓度为15.0mg/L；考虑到TP浓度在0.5mg/L-0.8mg/L左右。城市尾水的停留时间为3d，水力负荷为0.055m3·(m2·d)-1。在室内进行，室温为20-30℃；取水样方法为人工湿地基质柱中部和下部水的混合水样，每次取三个水样，测试设备采用GL-900多参数水质测定仪和GL-25型智能消解仪进行测定。电导率(Electricalconductivity，简称EC)测定采用电导率仪对配水的城市尾水人工湿地处理前后进行测定。溶解氧(Dissolved oxygen，简称DO)测定采用便携式溶解氧分析仪，pH测定采用台式pH计测定；每隔24小时测定一次NH4 +-N、TN、TP和COD浓度，共测定8次，用于动力学模拟人工湿地对污染物的去除。
数据处理：采用一级动力学方程和二级反应动力学方程模拟湿地降解污染物，分析降解规律。一级动力学方程模拟如公式4-1和公式4-2所示，二级反应反应动力学方程如公式4-3和4-4所示。
式中Cout为出水浓度，mg/L；Cin为入水浓度，mg/L；t为***的水力停留时间h；k25为25℃时污染物去除的体积速率常数(1/h)，该实验在25℃条件下进行，速率常数kT是通过实验绘制一条In(Cout)～t的关系曲线来确定；
为半衰期，h。
除采用模型处理外，本次采用实验数据采用微软公司的Microsoft Excel 2016、IBM SPSS Statistics 23.0和Origin 2017软件对实验数据进行分析,城市尾水去除指标测定3个平行样，计算平均值和标准差。由于电导率的标准差较小，制图时较难体现。对实施例8-13和实施例2-7人工湿地基质城市尾水净化进行了对比分析。
同时还对实施例8-13分别测定植物的生物量(鲜重度)，选取部分叶片和根系测定含水量、氮和磷含量，换算植物的干重。鲜重测量时采用滤纸去除植物表面的水分进行测定。干重的测量采用干燥箱105℃下杀青30min，之后80℃烘干至恒重。植物氮和磷的测量方法：将烘干的植物研磨成粉后称取0.5g，放入消解管中采消解后测定氮磷含量。
其中，表1为一级反应动力学方程线性模拟结果，表2为二级反应动力学方程线性模拟结果。
测试结果如图1到图8所示。
其中，如图1所示：各实施例对NH4 +-N的去除呈先增加后减小的趋势，第15天之后各实施例对NH4 +-N的去除率均呈下降趋势，这主要是因为秸秆生物炭和碎石的吸附能力有限，由于没有微生物分解转化以及植物的吸收作用，基质在净化过程中逐渐趋于饱和，净化效果逐步下降。其中1#实验组未添加秸秆生物炭，在第30天之后对NH4 +-N的净化率降低最为明显。这说明与秸秆生物炭相比，碎石对NH4 +-N的吸附、过滤和离子交换作用更容易进入饱和状态。碎石的吸附性明显低于秸秆生物炭，且其相同浓度条件下更容易进入饱和状态。由此可见，仅仅靠基质的作用，很难保证人工湿地的NH4 +-N长期净化效果。
图2所示：实施例5至实施例6TN的去除率基本超过80％。而实施例2TN的去除率基本在50％以下，实施例3TN的去除率基本在70％以下。整体上，各实施例TN的浓度呈增加的趋势，去除率呈减少趋势。在第33天之后TN浓度增加和去除率降低均最为明显。
实施例5和实施例7对TN的去除率明显较高，这说明人工湿地基质中添加秸秆生物炭后对提高TN的净化效果具有明显的作用。实施例2-4对TN的去除率波动较大，其他实施例波动较小。这主要是因为实施例2-4生物炭含量较少，其去除率受外界条件影响大。而实施例5-7添加的生物炭量相对较多，生物炭较高的吸附性和较高的过滤性能提高了人工湿地***对TN去除的稳定性，进而降低人工湿地净化率的波动变化。
图3所示：第12天之后，NH4 +-N的去除率在70-90％之间，在第15天之后去除率趋于稳定状态，并没有降低趋势。
图4所示：第15天之后，除实施例8-9外，TN的去除率基本在70-90％之间，且去除率趋于稳定状态。
与NH4 +-N一样，引入植物后，植物根系带来的污染物使得前15天TN浓度偏高。在第15天之后TN的去除率趋于稳定，说明增加植物之后，城市尾水带入***中的TN(NH4 +-N和NO3 --N构成)有部分被植物吸收和根际微生物作用，能够补充因基质逐步趋于饱和而降低对TN的去除。另外，反硝化作用显著降低了NO3 --N的浓度，进而降低TN的浓度。
图5所示：实施例11-12在第12天之后去除率达到90％左右。实施例8-9对NO3 --N的去除效果较差。各实施例整体上对NO3 --N的去除率呈增加趋势。
图6所示：无论是无植物条件，还是有植物条件，随着生物炭添加量的增加，NH4 +-N的去除率呈增加趋势。无植物条件下，人工湿地实验组去除率相差较小。这主要是因为生物基质的吸附性高于碎石，随着生物炭添加比例的增加，对氨氮的去除率提高。有植物条件下，添加秸秆生物炭能够提高人工湿地对NH4 +-N的去除，但是过量的添加生物炭并不能显著提高人工湿地对氨氮的净化效果。这可能是因为植物生长根际微生物对碳源需求有限，同时过量的生物炭降低人工湿地的渗透性，对NH4 +-N的去除产生不利影响。
图7所示：随着生物炭添加量的增加有植物和无植物条件下对TN去除率之间的差距越来越小，说明生物炭能够促进植物对TN的去除。
图8-图9所示：与无植物条件相比，有植物条件下各实验组人工湿地***城市尾水COD的浓度明显降低，去除率明显提高。人工湿地***引入植物后，各实施例提高约10-15％。说明植物生长条件下，在一定生物炭添加比例范围，生物炭能够促进COD的去除。这主要是因为生物炭能够促进植物和植物根际微生物的生长繁殖，进而提高COD的去除。结合一级反应动力学线性拟合结果，在一定的生物炭添加范围，人工湿地***对COD的去除效率相对较高。COD的去除还受人工湿地***溶解氧浓度、硝化反应和反硝化作用等因素影响。植物的腐解会向水体中释放有机质，对COD浓度的影响较大。
表1
表2
实施例14
在实施例6的基础上，生物炭为氢氧化钠改性秸秆生物炭，且生物炭与玄武岩碎石的质量比为2.95％。
实施例15
在实施例6的基础上，生物炭为高锰酸钾改性秸秆生物炭，且生物炭与玄武岩碎石的质量比为2.95％。
实施例16
在实施例6的基础上，生物炭为冻融循环改性秸秆生物炭，且生物炭与玄武岩碎石的质量比为2.95％。
实施例17
在实施例6的基础上，生物炭为冻融循环+硫酸改性秸秆生物炭，且生物炭与玄武岩碎石的质量比为2.95％。
实施例18
在实施例14的基础上，引入黄菖蒲，且黄菖蒲株高为300mm，种植4棵。
实施例19
在实施例15的基础上，引入黄菖蒲，且黄菖蒲株高为300mm，种植4棵。
实施例20
在实施例16的基础上，引入黄菖蒲，且黄菖蒲株高为300mm，种植4棵。
实施例21
在实施例17的基础上，引入黄菖蒲，且黄菖蒲株高为300mm，种植4棵。
数据测试二
根据实施例6、12、14-21的***，处理同一批次的城市尾水，其COD的浓度为50mg/L，NH4 +-N的浓度为5.0mg/L和TN的浓度为15.0mg/L，TP的浓度为1.0mg/L左右，其数据的测试过程与数据测试一相同，对实施例6、14-17和实施例12、18-21人工湿地基质城市尾水净化进行了对比分析。
结果如图10-15所示。
图10所示：说明生物炭改性后作为人工湿地基质明显提高人工湿地对NH4 +-N的去除能力。冻融循环改性后氨氮的浓度降低，去除率提高。经过冻融循环改性处理后的秸秆生物炭再经过酸改性处理，对城市尾水中氨氮的去除率进一步提高。冻融作用有利于提高生物炭对土壤中无机氮的去除，秸秆生物炭被硫酸改性之后，比表面积和总孔体积均得到提高，吸附能力明显增强。因此，冻融循环改性加硫酸复合改性对氨氮的去除效果整体高于单纯的冻融循环改性。
图11所示：各实施例TN的去除率整体上在75-90％之间，基质的吸附作用和离子交换作用的能力有限，因此，人工湿地运行一段时间之后，各实验组对TN的去除率开始降低。说明改性后秸秆生物炭对TN的去除率较高。生物炭改性后明显提高了人工湿地对TN的去除能力。比较发现除高锰酸钾改性生物炭对氨氮的去除率较高外，高锰酸钾改性的生物炭通过配位交换的形式对NO3 --N也具有较高的去除率，进而TN的去除率较高。
图12所示：生物炭碱改性增加C-O官能团，进而提高对NH4 +-N的吸附。另外，NaOH改性的秸秆生物炭pH值高于其他实验组，增强羟基(-OH)、羧基(-COOH)和碳氧单键(C-O)等官能团的络合作用，进而提高碱改性生物炭对氨氮的去除。整体上，各实验组NH4 +-N去除率呈增加趋势；植物的作用提高了人工湿地对NH4 +-N的去除，各实施例NH4 +-N的去除率持续增加。生物炭经过改性后，吸附能力增强。说明人工湿地基质对植物的促进作用增强，从而减少了各实验组之间基质对NH4 +-N的差异影响。
图13所示：城市尾水中TN初始浓度BK值在14.0-16.0mg/L之间。经过各人工湿地实施例净化后，浓度基本在6.0mg/L以下。表明，碱处理生物炭能够显著提高反硝化速率。硝态氮去除率明显提升，进而提高TN的去除率。另外，实施例较高的NH4 +-N去除率也是TN去除率较高的一个重要因素。
图14所示：经过人工湿地净化后的城市尾水各实施例均在3.0mg/L以下。各实验组NO3 --N浓度整体呈增加的趋势，去除率呈降低的趋势。说明生物炭改性后能够提高对NO3 --N的去除能力。
图15所示：尽管植物引入并没有提高对TN的去除，但是对持续稳定去除TN具有重要意义。有植物条件下TN浓度偏高主要是因为前期无植物期间人工湿地基质对氮的吸附量较大，使基质基本处于饱和状态，基质继续脱氮能力减弱。在有植物条件下，人工湿地基质需要一个恢复期。
表3一级反应动力学方程线性模拟结果
表4一级反应动力学方程线性模拟结果
需要说明的是：
氢氧化钠改性秸秆生物炭的制备过程为：取2g秸秆生物炭放置到50mL的锥形瓶中，然后加入浓度为0.1mol/L的氢氧化钠溶液50mL。秸秆生物炭和碱液混合均匀后每间隔2h搅拌1次，浸泡24h后过滤，用去离子水清洗至滤液呈中性，100℃烘干至恒重，即得到氢氧化钠改性秸秆生物炭。
高锰酸钾改性秸秆生物炭的制备过程为：取2g秸秆生物炭放置到50mL的锥形瓶中，然后加入高锰酸钾溶液量为50mL浓度为0.1mol/L。生物炭与高锰酸钾溶液混合均匀，每间隔2h搅拌1次。秸秆生物炭浸泡24h后过滤，用去离子水清洗后再浸泡24小时，再次清洗干净后在100℃条件下烘干至恒重，即得到氢氧化钠改性秸秆生物炭。
冻融循环改性秸秆生物炭的制备过程为：取2g秸秆生物炭2g放置到水中浸泡24小时使其达到饱和状态后从水中捞出放入低温冰箱中(型号：DW-60W28，浙江捷盛低温设备有限公司)。每天冷冻时间为18小时，解冻时间为6小时，冷冻温度为-60±5℃，解冻温度为40±5℃。每日冷冻后用自来水清洗3次，每天为一个冻融循环。8次冻融循环改性完成的秸秆生物炭的改性，再次清洗干净后在100℃条件下烘干至恒重，即得到冻融循环改性秸秆生物炭。
冻融循环+硫酸改性秸秆生物炭的制备过程为：将制备的冻融循环改性秸秆生物炭经硫酸改性处理。具体为取2g冻融循环改性秸秆生物炭加入到50mL改性剂H2SO4溶液中，其浓度为0.75mol/L，在改性剂中的浸泡时间为24小时，浸泡结束后清洗至中性和无色后再浸泡24小时，最后烘干至恒重，即得到冻融循环+硫酸改性秸秆生物炭。
如图16所示：在有植物条件下，NH4 +-N和NO3 --N的去除，除基质吸附作用和离子交换作用外，植物的吸收和植物根际微生物的硝化和反硝化作用。特别是生物炭被改性后，吸附在生物炭表面和孔隙中的氨氮和硝态氮增多，更有利于硝化和反硝化作用的去除。另外，生物炭改性后孔隙量增多，为更多的微生物提高生存环境，也能够促进微生物的生长和繁殖。生物炭表面和孔隙中吸附更多的无机氮(NH4 +-N和NO3 --N)，无机氮作为植物营养物质，被植物吸收后促进植物生长。而植物在生长过程中吸收更多的无机氮，降低了生物炭无机氮吸附量，促进了生物炭持续吸附无机氮。因此，对无机氮的去除，基质和植物之间是相互促进作用的关系。生物炭的加入为反硝化反应提供足够的电子共体，促进反硝化反应的进行。
本说明书中各个实施例采用递进的方式描述，每个实施例重点说明的都是与其他实施例的不同之处，各个实施例之间相同相似部分互相参见即可。对于实施例公开的装置而言，由于其与实施例公开的方法相对应，所以描述的比较简单，相关之处参见方法部分说明即可。
对所公开的实施例的上述说明，使本领域专业技术人员能够实现或使用本发明。对这些实施例的多种修改对本领域的专业技术人员来说将是显而易见的，本文中所定义的一般原理可以在不脱离本发明的精神或范围的情况下，在其它实施例中实现。因此，本发明将不会被限制于本文所示的这些实施例，而是要符合与本文所公开的原理和新颖特点相一致的最宽的范围。
Claims (10)
1.一种垂直流人工湿地城市尾水净化***，其特征在于，包括：碎石，以及依次覆盖在所述碎石上表面的水体净化基质和粗砂；
其中，所述水体净化基质为生物炭和玄武岩碎石的混合物；
所述生物炭和所述玄武岩碎石的质量比为(2.21-3.79)：100。
2.根据权利要求1所述的一种垂直流人工湿地城市尾水净化***，其特征在于，所述生物炭为未改性秸秆生物炭，其粒径为2-8mm。
3.根据权利要求1所述的一种垂直流人工湿地城市尾水净化***，其特征在于，所述生物炭为改性秸秆生物炭，其粒径为2-8mm。
其中，所述改性秸秆生物炭选自高锰酸钾秸秆生物炭、氢氧化钠改性生物炭或高锰酸钾与氢氧化钠的复合改性生物炭。
4.根据权利要求1所述的一种垂直流人工湿地城市尾水净化***，其特征在于，所述碎石的粒径为10-20mm。
5.根据权利要求1-4任一所述的一种垂直流人工湿地城市尾水净化***，其特征在于，所述玄武岩碎石为微风化的玄武岩碎石，且粒径为2-10mm。
6.根据权利要求5所述的一种垂直流人工湿地城市尾水净化***，其特征在于，所述粗砂的粒径为0.5-2mm。
7.根据权利要求6所述的一种垂直流人工湿地城市尾水净化***，还包括：生态***，所述生态***至少包括黄菖蒲，且所述黄菖蒲的株高在300-320mm，种植密度为200-250棵/m2。
8.根据权利要求2所述的一种垂直流人工湿地城市尾水净化***，其特征在于，所述垂直流人工湿地城市尾水净化***对TN的去除率>NH4 +-N及COD，且，TN的平均去除率为91.91％，NH4 +-N的平均去除率为88.14％，COD的平均去除率为73.04％。
9.根据权利要求7所述的一种垂直流人工湿地城市尾水净化***，其特征在于，所述垂直流人工湿地城市尾水净化***TN的平均去除率为89.92％，NH4 +-N的平均去除率为86.58％，COD的平均去除率为88.39％，NO3 --N的平均去除率为91.24％。
10.根据权利要求7所述的一种垂直流人工湿地城市尾水净化***，其特征在于，所述改性秸秆生物炭选自氢氧化钠改性生物炭，则所述垂直流人工湿地城市尾水净化***对TN的平均去除率为88.60％，NH4 +-N的平均去除率为95.21％，NO3--N的平均去除率为89.10％。
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