電動導排間隙水脫除底泥內源氮的性能

吳興熠,黎 睿,湯顯強*,肖尚斌,韓 丁（.三峽大學水利與環境學院,湖北 宜昌 443002；2.長江科學院流域水環境研究所,湖北 武漢 43000；3.流域水資源與生態環境科學湖北省重點實驗室,湖北 武漢 43000；4.湖北省地質局第七地質大隊,湖北 宜昌 44300）

我國湖泊眾多,面積 1.0km2以上的湖泊計有2759個,總面積約91000余km2[1].隨著我國工農業迅速發展,全國五大湖區 59.1%的典型湖泊處于不同程度的富營養化狀態[2],湖泊生態安全受到嚴重威脅.氮是限制湖泊生態系統初級生產力的主要因子之一[3],對藻類生長調控起重要作用[4],過剩的氮素存在能使湖泊保持數 10a富營養狀態[5].研究表明,底泥釋放氮進入水體的負荷量與外源輸入相當[6],在外源污染負荷逐步得到控制的情況下,底泥內源釋放將在較長時空尺度上成為湖泊富營養化的關鍵因素.內源氮污染控制已成為富營養化防治領域的一個熱點問題,內源控制的好壞直接關系到湖泊治理成敗.

目前底泥內源污染釋放的控制技術主要有原位覆蓋、環保疏浚及生物修復等[7-9].這些技術存在一定的局限性,原位覆蓋效果持久性較差,疏浚破壞底棲生境[10]且成本較高,生物修復對環境要求高,修復周期長.電動修復技術興起于20世紀80年代末[11],通過電滲、電遷移、電泳等途徑使土壤/底泥中的污染物定向轉移[12],具備對污染物有針對性,應用方式靈活,修復效率高等優勢.近年來電動修復技術的研究主要集中于土壤重金屬[13-14]和有機污染物[15-16].針對氮素污染,有研究采用電動修復技術使電解錳殘渣中 88.20% NH4+-N得到去除[17];通過電動修復使污染高嶺土中NO3－-N去除率達到了87.67%[18].這些研究證明了電動修復技術用于降低氮素污染的可行性,但大多研究中只實現了污染物的遷移,未能將污染物從介質中分離出來.

間隙水是底泥內源氮釋放的主要載體,直接影響底泥-水界面氮交換過程和上覆水中氮素濃度[19].根據國內外學者調查研究,底泥間隙水中的氮素污染物濃度能達到上覆水的數倍到數十倍[20-21].因此,排出間隙水是直接脫除底泥中氮素污染的重要途徑.EKG是一種新型電動土工合成材料,使用 EKG作為電極可以使底泥間隙水通過極板上的凹槽排出,已有研究驗證了 EKG電極用于現場軟土電滲法排水的可靠性[22].本文采用EKG電極,使用電動導排合成裝置,實現電動修復與間隙水導排一體化.該裝置已成功用于原位修復重金屬污染土壤[23],對于含水率較高的底泥,隨間隙水的遷移排出,底泥中氮的遷移和轉化機理尚不清楚.本文以富營養湖泊中氮素污染底泥為對象,探索電動導排間隙水過程中,底泥中氮素污染物質的去除效果及機理,通電方式對修復效果的影響,同時開展隔絕上覆水的電動導排技術研發,以期為污染底泥原位治理技術和裝備的研發提供部分理論技術支撐,為內源治理提供新思路.

1 材料與方法

1.1 樣品采集

實驗泥樣取自武漢市蔡甸區萬家湖,現場采用抓斗式采泥器采集表層 20cm 泥樣,剔除雜草、石塊,攪拌均勻后用塑料箱密封遮光保存.采用Hydrolab多參數水質分析儀對上覆水pH值、電導率進行測定,并取水樣用于實驗室測定TN、NH4+-N和NO3－-N等指標.采集水樣前先將聚乙烯采樣瓶現場潤洗3次,最后將瓶口密封帶回實驗室置于冰箱中避光冷藏.根據檢測結果,采集區域上覆水pH值為7.6,電導率為734μS/cm,TN、NH4+-N和NO3－-N濃度分別為16.26,11.60,0.18mg/L,水質劣于地表水Ⅴ類水水質標準,其中NH4+-N超出地表水Ⅴ類水標準限值4.8倍.所采集底泥的理化性質如表1所示,底泥污染嚴重.

表1 初始底泥基本理化特性Table 1 Physic-chemical characteristics of the sediment before treatment

1.2 實驗設計

電動修復實驗裝置[23]主要由 3部分組成:兩塊對稱的EKG電極板組件、TL-BT-600T蠕動泵及直流穩壓電源（WYK-305K）（圖1）.其中EKG電極板組件呈三明治結構布置,柔性 EKG 電極（長×寬×高:30×0.3×30cm）為內層,中間層采用有機玻璃板對電極進行固定與平整,板上開有孔徑為5mm的均勻小孔,外層為0.5mm厚纖維濾網,避免小孔被底泥顆粒堵塞.

在室內（室溫（26±1）℃）模擬電動修復,實驗布設如圖1（c）所示,首先在箱底鋪設一層約10cm厚混合均勻的底泥樣品,然后將EKG電極板組件對稱垂直放置于箱體兩側（電極板間距 30cm）,最后將混合均勻的底泥樣品全部填裝入箱體（有效修復底泥尺寸:30×30×20cm）,保證每組底泥體積、整體含水率一致.以不通電自然排出間隙水為對照組,設置間歇通電（12h On/12h Off）和持續通電處理組,每組設置 1個平行實驗.

圖1 電動導排間隙水裝置Fig.1 Pore water electrokinetic drainage equipment

整個實驗持續8d,實驗開始前,每d定時檢測表層析出水的高度和氮濃度,當連續3d測定TN濃度相差不超過5%時,認為系統進入穩定狀態并開展實驗.出于安全用電與保護底棲生態考慮,采用最大電壓和電壓梯度分別為30V和1V/cm[24].采用交流電表記錄實驗過程中通過底泥的電流,分別在0、4、8、12、20、32、44、56、72、96、120、144、168 和192h收集陰、陽極存儲的間隙水,并同步測量排水的體積、pH值、電導率、NH4+-N、NO3－-N及TN濃度.

實驗結束后分別在陰、陽極和中部區域按照0～2、2～5、5～10 和 10～15cm 對底泥進行垂向分層采集,進行含水率、pH值、有機質含量、NH4+-N、NO3－-N及TN濃度分析測試.

1.3 樣品分析

使用sartorius PB-10酸度計（精度0.01）測量水體及底泥 pH值,DDS-310型電導率儀（精度1μs/cm）測量電導率.參照《水和廢水監測分析方法》（第四版）[25],NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定,NO3－-N采用紫外分光光度法測定,TN采用過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定.使用氯化鉀浸提提取底泥后,分別采用次溴酸鹽氧化法、紫外分光光度法和過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定底泥NH4+-N、NO3－-N和TN的濃度[26].底泥含水率測定采用質量法[27],有機質測定采用燒失量法[28].

實驗過程中,收集陰、陽極存儲的間隙水時,同步記錄直流電源上的電流與電壓,采用積分累積公式計算能耗:

式中:E為每單位體積底泥的電動修復能耗,（kW·h）/m3; Vs為底泥體積,m3;U為電壓,V;I為電流密度,A;t為通電時間,h.

電動導排間隙水修復過程中氮脫除量 QN采用求和公式計算:

式中:n表示取樣次數;Ci為第i次取樣陰極/陽極間隙水中氮濃度,mg/L;Qwi表示第i次取樣間隙水體積,L.

1.4 數據處理

實驗數據使用Excel記錄處理;數據統計分析使用 IBM SPSS 25.0軟件,其中指標間的相關性采用Pearson檢驗,處理組和對照組結果方差分析采用 F檢驗方法;最后使用Origin 8.5制圖.

2 結果與討論

2.1 間隙水導排量及底泥含水率變化

修復期間,不通電、間歇通電和持續通電模式下間隙水導排總量分別為6865、8535和8370mL（圖2（a））.修復后,對比初始底泥含水率（72.82±1.25）%,底泥整體含水率均降低,降幅為4.95%～6.16%（圖2（b））.修復過程中陰、陽極導排出的間隙水初步分為重力流和電滲流,以不通電自然狀態下的排水為重力流,電動導排間隙水過程中重力流約占總排水量的80.43%～82.02%.在電場作用下,底泥間隙水由陽極向陰極流動,產生電滲流,使通電組陰極排水總量大于陽極,對比持續通電模式下陰、陽極排水總量差值500mL,間歇通電模式下陰、陽極排水總量相差較大,陰極排水總量較陽極多出1105mL.

圖2 不同通電模式下總排水量及排水后底泥含水率分布Fig.2 The total water drainage volume and sediment moisture contents distribution after drainage under differently powered scenarios

電滲系數表示電滲流通過底泥孔隙的難易程度,根據 Helmholtz-Smoluchowski理論[29]計算電動過程中電滲系數keo（cm2/（V·s））:

式中:Veof是最終累計電滲流體積,mL;A是有效修復底泥的橫截面積,cm2,本研究中橫截面積為 900cm2;Ez是施加的電壓梯度,V/cm;T對應于產生電滲流的時間,s.

間歇通電和持續通電模式下累計電滲流分別為 1670和 1505mL,相應的底泥電滲系數分別為5.37×10-6和 2.42×10-6cm2/（V·s）.間歇通電模式下電滲系數為持續通電的2.22倍,電滲流滲透能力更強,但相比于黏土、沙土污染修復研究實驗中的電滲系數（1×10-5～1×10-4cm2/（V·s））[30-32],實驗中底泥的電滲系數較低.電滲系數與底泥-間隙水體系的Zeta電位成正比[33],一般底泥表面帶負電荷,Zeta電位為負,實驗過程中由于陽極H+濃度增加,引起Zeta電位絕對值減小,從而使陽極流向陰極的電滲流減少[34].實驗過程中間歇通電模式下陽極間隙水pH值在一定程度上有向中性恢復的趨勢,這有助于維持穩定的電滲流.此外,間歇通電緩解了電極的極化效應,相同電壓下間歇通電模式的電流效率更高.并且間斷式對底泥施加電場,使得離子的遷移變緩,底泥中金屬與氫氧根形成沉淀的速度相對較慢,數量相對較少,不易對導水通道造成堵塞,從而維持相對較高的排水量.金錦強等人研究間歇通電作用下電滲法加固灘涂淤泥實驗時發現,隨實驗時間的增加,間歇通電與持續通電模式下排水量出現明顯的差異,通電時間達36h后,間歇效果最好的（2h On/0.25h Off）組排水量比持續通電組排水多出 211.07mL[35],與本文實驗結果一致.

圖3為電動導排間隙水過程中陰、陽極排水量隨時間變化曲線,兩種通電模式下排水量變化趨勢無顯著差異（P＞0.05）,陰、陽極排水速率（排水量/間隔時間）均呈現先快后慢逐漸減小的趨勢,在20h內,陰、陽極平均排水速率從216.56mL/h降至27.03mL/h,處理192h后陰、陽極平均排水速率降至 1.82mL/h.初始底泥間隙水過飽和,電阻率低,離子自由流動導電性好,所以初期排水速率較快.但隨著間隙水的排出,底泥發生豎向沉降和橫向收縮,孔隙比減少[36],底泥與電極之間的接觸電勢變大,電阻增加,有效電流衰減,造成實驗過程中排水速率持續減小.從圖 3中可以看出,間歇通電模式下修復至32和56h時,陰極排水量相比前一時段明顯升高,說明間斷通電的設置有利于底泥排水能力的恢復.

圖3 陰、陽極排水量Fig.3 Water drainage volume from cathode and anode

2.2 間隙水氮脫除特征

不通電、間歇通電和持續通電模式下隨間隙水的排出,陰、陽極TN脫除總量分別為273.28,544.48,552.26mg（圖4（a））.電場的施加不僅促進了間隙水導排,也提高了間隙水中氮素濃度,使 TN 脫除量增加了 50%左右.在電滲和電遷移的共同作用下,間歇通電和持續通電模式下分別有80.71%和78.02%的TN從陰極排出,其中間歇通電模式下陰極TN脫除量為439.46mg,持續通電模式下為430.85mg.

間歇通電和持續通電模式下 NH4+-N脫除總量分別為503.58,493.73mg,NO3－-N脫除總量分別為 10.72mg和 12.48mg（圖 4（b））,脫除的 TN 中NH4+-N所占比例高達89 %以上.間歇通電和持續通電兩種模式下,陰極間隙水 NH4+-N濃度均值分別為98.85和113.49mg/L,達到上覆水NH4+-N濃度的8.52倍和9.78倍,陽極間隙水NH4+-N濃度均值分別為17.93和18.86mg/L,與上覆水形成明顯的濃度梯度.

圖4 TN和不同形態氮脫除量Fig.4 TN and fractional nitrogen separation amount

通電組與不通電情況下陰、陽極間隙水NH4+-N濃度的變化趨勢存在顯著差異（P＜0.05）,但兩種通電模式之間 NH4+-N濃度的變化趨勢不存在顯著差異（P＞0.05）（圖5（a））.隨修復時間的增加,不通電情況下陰、陽極間隙水NH4+-N濃度變化趨勢相同,均呈現先緩慢增加再逐漸下降的趨勢,修復44h后,陰、陽極間隙水NH4+-N濃度分別達到最大值 44.37和 37.51mg/L.在電場作用下,陽極酸化造成 NH4+釋放,受電遷移驅動,NH4+向陰極遷移,隨間隙水通過電極極板上的導水槽排出.通電組陽極排水 NH4+-N濃度在12h內迅速下降,再呈現波動變化的趨勢,最終與不通電情況下陽極排水 NH4+-N濃度保持一致.相應陰極排水 NH4+-N濃度在 56h內上升至峰值,但修復 120h后,兩種通電模式下陰極排水NH4+-N濃度差值逐漸增加.修復后期,由于電阻增加,電動作用逐漸減弱,而陰、陽極 NH4+-N濃度存在明顯的濃度梯度,陰極的 NH4+-N有向陽極擴散的趨勢.

圖5 間隙水不同氮素濃度變化Fig.5 Concentration variation of fractional nitrogen in pore water

不通電情況下陰、陽極間隙水NO3－-N濃度均小于0.37mg/L,通電組與不通電情況下陽極間隙水NO3－-N濃度的變化趨勢存在顯著差異（P＜0.05）（圖5（b））.NO3－在電遷移作用下向陽極遷移,使陽極排水 NO3－-N 濃度迅速升高,修復至 120h后,兩種通電模式下陽極排水 NO3－-N濃度呈現出明顯差異,間歇通電模式下,陽極排水NO3－-N濃度發生了大幅降低再回升的現象,且濃度遠低于持續通電模式.這個時段內兩種通電模式下陽極排水量相當,NO3－-N濃度的大小主要受電遷移作用的影響,在間斷通電的設置下,斷電時底泥中的 NO3－-N遷移較為困難.

如圖6所示,除通電組陰極區域NH4+-N和TN濃度超出初始值外,其他區域氮素污染均得到了有效降低.由于電遷移和電滲作用均促進了 NH4+向陰極的遷移,使間歇通電和持續通電兩種模式下陽極和中部區域 NH4+-N的最高去除率分別達到了70.60%和 69.28%,但 NH4+-N不斷遷移至陰極區域形成累積,使陰極區域NH4+-N含量上升至高于初始底泥.其中,間歇通電和持續通電模式下 NH4+-N 濃度分別超出初始底泥 315.21,328.13mg/kg,TN濃度分別超出442.46,504.81mg/kg.

圖6 修復后底泥不同形態氮含量及去除率Fig.6 Contents and removal rate of sediment fractional nitrogen after remediation

表2為底泥中不同形態氮的平均去除率,不通電情況下底泥中 TN的去除率為 5.29%,由于 NH4+和NO3－的電遷移作用,陽極和中部區域的 NH4+-N含量大幅降低,陰極和中部區域的 NO3－-N 含量降低,使間歇通電和持續通電模式下TN的平均去除率分別達到 32.61%和33.76%.由于間隙水中NO3－-N含量相對較低,在重力排水作用下 NO3－-N 去除率僅為 1.22%,施加電場后,間歇通電和持續通電模式分別使NO3－-N的去除率增加了20.16和21.90倍,達到了25.82%和27.94%.

表2 電動修復中不同形態氮平均去除率（%）Table 2 Average removal rate of sediment fractional nitrogen（%）

2.3 導排的間隙水及修復后底泥的理化性質

實驗過程中,電極表面發生電解反應,陽極產生O2和H+,陰極產生H2和OH－,使通電組陽、陰極間隙水在8h內分別快速酸化、堿化（圖7（a））.持續通電模式下陰、陽極排水pH值均值分別為12.96和1.59.間歇通電模式下,陽極間隙水 pH 值在降至2.02后,隨修復時間的增加有升高的趨勢,最終 pH值回升至6.90,而陰極pH值在快速升高至12.73后也呈下降的趨勢.H+遷移過程中會對底泥中金屬離子進行解吸,使金屬污染物轉化為離子態后在電場作用下向陰極遷移,使OH－在遷移過程中與金屬離子發生沉淀反應,實驗結束后陽極極板未發生腐蝕現象,陰極極板上附著有沉淀物.修復過程中對間隙水的導排減少了 OH-、H+在陰、陽極的積累,且底泥膠體表面存在著可變電荷,對 pH值具有較強的緩沖能力,在持續通電修復后,陽極區域底泥 pH值平均為5.08,陰極區域底泥pH值平均為9.57,在一定程度上緩解了電動修復造成的 pH值變動.修復后的底泥pH值在自然放置狀態下有向中性恢復的趨勢,放置一周后測得底泥 pH值基本恢復至6.64～7.58中性范圍內.

圖7 間隙水pH值和電導率Fig.7 Pore water pH and electrical conductivity

電導率反映了底泥溶液電解質濃度的高低[37],可描述物質中電荷流動的難易程度,在電場作用下,由于電解反應以及離子解析和遷移,導致電導率重新分布,使持續通電模式下陽極區域電導率高于陰極（圖 7（b））.持續通電模式下,陽極的電導率先增長后下降,隨著離子向陰極遷移,陰極電導率持續增加,陰、陽極間隙水電導率最大值分別為 9300,17590μS/cm.間歇通電模式下陰、陽區域電導率呈波動變化,且變化趨勢較為一致,斷電時電導率明顯減小.陰、陽極間隙水電導率水平基本呈現為:持續通電＞間歇通電＞不通電.隨著電動導排間隙水修復的進行,底泥含水量逐漸降低,底泥含水量的變化將改變底泥中離子的平衡狀態,隨著底泥水分降低使底泥溶液離子濃度增加,導致一部分離子滯留在底泥顆粒中.

底泥中的有機質以液膜狀、顆粒狀、吸附于底泥顆粒上或溶解于間隙水中等多種形式存在[38].由于一些有機物疏水性強、難降解,故在底泥中大量累積.綜合國內外研究,底泥中的氮 70%～90%為有機氮[39],底泥中有機質會逐步礦化分解釋放氮素,由于有機質遷移性較弱,在電動作用下并沒有明顯的降低,但經電動排水修復后陽極有機質含量有所下降（圖 8）,說明有部分溶解態有機質隨電滲流作用有向陰極遷移的趨勢.

圖8 底泥有機質含量分布Fig.8 Sediment organic matter content distribution

2.4 電動導排間隙水脫除底泥氮的機理和能效分析

電動修復氮素污染底泥的機制包括3個方面,一是電滲、電遷移等作用促進污染物的遷移;二是利用電極電解產酸使底泥中酸解態氮被提取出來,酸解態氮主要以有機氮形式存在,在礦化作用下可被轉化而釋放[40];三是氧化還原作用,氧化分解污染物質使其最終轉化為其他形態釋放,主要發生在電極附近.在陽極處,電極主要發生氧化反應,陽極附近的氯離子也可能發生反應生成具有強氧化性的次氯酸根離子等活性氯[41],間接氧化間隙水中的 NH4+-N[42].陽極附近離子態 NH4+在活性氯或氨氧化細菌作用下被氧化為 NO3－后,可在短時間內發生反硝化反應,最終以氮氣的形式去除,但電極反應使陽極pH值偏低,會抑制氨氧化細菌活性[24].

本文主要探索導排間隙水分離脫除底泥氮素污染物的性能,在技術實踐過程中,外排的間隙水氮濃度較高,為避免造成二次污染,建議根據間隙水外排量及氮濃度選擇小型凈化設備、人工濕地和生態溝渠等技術進行處理.在電動修復中,電滲流作用增加了間隙水的流動性,使陰極間隙水導排量大于陽極.同時電遷移作用促進NH4+也向陰極遷移,陰極區域 NH4+-N濃度升高,使陰極導排出的間隙水中NH4+-N濃度也遠大于陽極.由于底泥無機氮中NH4+-N占比較高,氮素的去除主要通過脫除NH4+-N實現.帶電離子的遷移率比其擴散系數至少高出1個數量級,通過離子遷移進行的質量遷移比通過電滲流進行的傳輸至少高10倍[33],且后期電遷移貢獻比例還會升高,故電遷移作用是不同形態氮含量和分布發生變化的主要機制.

底泥中氮素的分布和轉化還與溶解氧水平,pH值、鹽度及營養物質含量等理化條件相關.溶解氧主要通過微生物的硝化和反硝化作用影響氮的遷移和轉化,在厭氧狀態主要以NH4+-N形態溶出,高溶解氧時則主要以NO3--N形態溶出[43],實驗中底泥處于厭氧狀態,間隙水中NH4+-N約占TN的89.40%～92.49%.通過表3可以看出通電組pH值與NH4+-N呈顯著正相關.pH值越低時,水溶液中H+濃度越高,底泥中H+與 NH4+競爭吸附位置,從而促進 NH4+-N 的釋放,一部分隨間隙水排出,一部分向陰極遷移.由于陰極為堿性環境,NH4+與 OH—發生反應,生產不穩定的氨水化合物,游離氨的比例升高,實驗過程中存在大量氨氣產生并在堿性環境中揮發,進一步驗證了大量NH4+-N從陰極脫除.通電組pH值與NO3--N濃度呈負相關性,這是由于電場作用下 NO3-不斷向陽極遷移,且部分 NH4+-N在陽極氧化條件下被氧化為NO3--N,陽極電解產生的氧與NO3--N爭奪電子而抑制 NO3--N 的還原,使陽極 NO3--N 濃度升高,因此NO3--N主要從陽極隨間隙水排出.

表3 間隙水不同形態氮與理化因素之間的Pearson相關性Table 3 Pearson correlation between pore water fractional nitrogen concentration and physic-chemical parameters

兩種通電模式下TN脫除量隨時間變化趨勢無顯著差異（P＞0.05）,而陰極與陽極之間 TN脫除量變化存在顯著差異（P＜0.05）（圖9）.陰極TN脫除量隨修復時間先上升再下降,修復4h后,間歇通電和持續通電均達到最高脫除量 83.88,91.94mg,而陽極 TN脫除量隨修復時間持續下降.底泥中污染物濃度越高,通過電滲透傳輸污染物所需時間越長,修復過程中脫氮速率（TN脫除量/間隔時間）呈持續下降的趨勢,實驗后期間歇通電和持續通電的脫氮速率分別降至0.23,0.98mg/h.

圖9 TN脫除量Fig.9 TN separation amount

在電動導排間隙水修復過程中,各形態氮脫除量與排水量呈現正相關（P＜0.05）（圖 10）,這表明排出底泥間隙水是從底泥基質中分離出內源氮的有效途徑.由于實驗初期排水速率快,排水量較大,離子遷移過程相對滯后,導致排水量迅速增長時各形態氮脫除量增長速率未達到最大.由于修復過程中NH4+-N 的轉化釋放,隨排水量的增加,間隙水中NH4+-N在TN中所占比例有下降的趨勢.隨著電動導排間隙水修復的進行,底泥的含水率降低,電滲作用減弱,排水量的減少是脫氮速率下降的主要因素之一.

圖10 不同形態氮脫除量與排水量關系Fig.10 Relationship between fractional nitrogen separation amount and pore water drainage volume

電動力學現象引起的離子遷移,消耗了流動離子,且電極極化現象導致電阻增加,隨修復時間的增加,電流呈下降趨勢,電能消耗增大.電動導排間隙水脫除內源氮時,累計能耗電能與TN脫除量呈顯著正相關關系（P＜0.05）（圖11）,在相同能耗下,間歇通電模式下的TN脫除量顯著高于持續通電模式,且TN脫除量越高,兩種通電模式能耗差異越大.文中間歇通電和持續通電模式下累計電能消耗分別為15.57和24.68（kW·h）/m3,間歇通電模式下的累積能耗為持續通電的63.09%.綜合考慮能耗和TN去除率2種因素,間歇通電模式效益相對較高.此外,間歇通電模式在保護電極,延長電極壽命方面表現良好,在進一步的實驗中可通過改變間歇周期對間歇通電的效果進行驗證.經過192h電動導排間隙水修復后,間隙水中氮素濃度仍遠高于上覆水,但由于后期間隙水導排量過低,導致氮從底泥介質中分離去除有限,在下一步的實驗中可考慮通過補水來增加脫氮效率.

圖11 電動導排間隙水修復能耗與TN脫除量關系Fig.11 Relationship between energy consumption and TN separation amount

3 結論

3.1 施加電場使TN脫除量約增加了 50%,間歇通電和持續通電模式下分別有80.71%和78.02%的TN從陰極排出.底泥間隙水氮素污染物中,NH4+-N所占比例可達TN的89.40%～92.49%,TN的去除主要通過脫除NH4+-N實現.

3.2 重力流約占總排水量的 80.43%～82.02%,間隙水導排量是影響TN脫除量的重要因素.間歇通電模式有利于間隙水的排出,使底泥NH4+-N平均去除率達到了 40.41%,累積能耗僅占持續通電的 63.09%,是一種效益較高的修復模式.

3.3 電動導排間隙水修復過程中,間隙水 pH 值發生了較大改變.陽極、陰極區域分別酸化、堿化,不僅影響了電滲流的穩定,還對底泥的NH4+-N吸附效應,NH4+-N的賦存形態等產生了影響.