滇池入湖污水處理廠尾水COD降解過(guò)程及光譜特征

楊楓,王圣瑞*,郭偉,倪兆奎1.環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院，北京 100012 2.中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院國(guó)家環(huán)境保護(hù)湖泊污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100012 .華北電力大學(xué)環(huán)境與化學(xué)工程系,北京 102206

滇池入湖污水處理廠尾水COD降解過(guò)程及光譜特征

楊楓1,2,王圣瑞1,2*,郭偉3,倪兆奎1,2
1.環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院，北京 100012 2.中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院國(guó)家環(huán)境保護(hù)湖泊污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100012 3.華北電力大學(xué)環(huán)境與化學(xué)工程系,北京 102206

選取滇池典型入湖污水處理廠尾水，模擬研究了其COD自然條件下的降解過(guò)程及光譜特征，探討污水處理廠尾水排放對(duì)滇池水體COD的影響。結(jié)果表明：1)尾水COD以溶解態(tài)為主，直接匯流進(jìn)入滇池；其自然降解率較低，易在湖體內(nèi)累積；CODCr降解率為28.9%，降解過(guò)程符合方程C=-2.46lnt+29.018(R2=0.932 2)；CODMn降解率為15.8%，降解過(guò)程符合方程C=-0.348lnt+7.473(R2=0.995 7)。2)紫外-可見(jiàn)光譜和三維熒光光譜特征表明，尾水COD主要以類(lèi)富里酸物質(zhì)為主，其降解過(guò)程結(jié)構(gòu)相對(duì)穩(wěn)定，芳香環(huán)結(jié)構(gòu)稍有增加，進(jìn)一步證實(shí)尾水COD大部分滯留在水體中，如水體交換不及時(shí)，會(huì)逐步累積。3)隨著滇池流域污水處理能力的提升，污水處理廠排水是滇池水量的重要來(lái)源，且COD具有難降解特征，近年來(lái)滇池COD的升高與入湖污水處理廠尾水排放密切相關(guān)。

滇池；COD；污水處理廠尾水；降解；結(jié)構(gòu)特征

滇池是我國(guó)重點(diǎn)治理的“三湖”之一，云南省環(huán)境科學(xué)研究院監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)顯示，2009—2014年其水體氮磷濃度下降趨勢(shì)明顯，但COD有明顯升高趨勢(shì)，其中CODCr由52 mgL升至76 mgL，CODMn由10.6 mgL升至11.8 mgL。就湖泊水體而言，COD過(guò)高會(huì)導(dǎo)致水生生物缺氧甚至死亡，水質(zhì)腐敗變臭，其是我國(guó)評(píng)價(jià)湖泊主要污染物總量控制的重要指標(biāo)[1]。作為湖泊等水體評(píng)價(jià)有機(jī)物的重要指標(biāo)[2-4]，一些發(fā)達(dá)國(guó)家近年來(lái)也存在湖泊水體COD升高，水體有機(jī)物濃度增加的現(xiàn)象。1980—2010年美國(guó)東北部湖泊中硫酸鹽和無(wú)機(jī)氮的輸入呈下降趨勢(shì)，但湖泊及流域溪流中的溶解性有機(jī)物卻顯著增加，推測(cè)陸源土壤沖刷和落葉進(jìn)入水體是造成其濃度增加的主要原因[5]。外源輸入有機(jī)物的組成發(fā)生變化也會(huì)導(dǎo)致湖泊水體有機(jī)物濃度的增加。如2008—2010年愛(ài)沙尼亞Peipsi湖體及入湖河流中的難降解芳香結(jié)構(gòu)溶解性有機(jī)物濃度不斷增加，且其與林地比例增加呈正相關(guān)，流域土地利用格局變化和河流輸入可能是該湖泊溶解性有機(jī)物濃度升高的主要原因[6]。我國(guó)的太湖也有類(lèi)似的現(xiàn)象，2009—2010年太湖溶解性有機(jī)物濃度有增加趨勢(shì)，而葉綠素濃度則呈下降趨勢(shì)，說(shuō)明藻類(lèi)代謝并不是溶解性有機(jī)物濃度升高的直接原因，外源(如河流、面源和污水處理廠尾水)的輸入可能是主要原因[7]。

滇池作為水體交換較緩慢的湖泊，湖內(nèi)COD來(lái)源復(fù)雜多樣，不僅包括外源匯入，也包括內(nèi)源釋放。外源根據(jù)來(lái)源不同，可分為河流匯入、入湖污水處理廠尾水排放等；內(nèi)源釋放又可分為沉積物釋放和藻類(lèi)釋放。這些來(lái)源不同COD因結(jié)構(gòu)特征不同，在湖內(nèi)存在不同的轉(zhuǎn)化累積過(guò)程。初步分析認(rèn)為，滇池水體COD升高可能與不同來(lái)源COD的結(jié)構(gòu)特征變化及入湖水量增加等有關(guān)，入湖污水處理廠尾水是滇池入湖水量的重要來(lái)源。隨著城市化率的不斷提高，盡管污水處理廠出水指標(biāo)更為嚴(yán)格，但因其尾水排放量的增加較為明顯，由點(diǎn)源排放導(dǎo)致的有機(jī)污染負(fù)荷仍呈增加趨勢(shì)，在尾水中殘留的難降解有機(jī)物會(huì)持續(xù)向地表水輸入并不斷累積，導(dǎo)致湖泊COD升高[5-6,8]。近年來(lái)，伴隨污水處理廠及管網(wǎng)的建設(shè)等，入湖污水處理廠尾水COD增加明顯，且2009—2014年，滇池流域降水偏少，湖泊水體交換減少，可能是湖內(nèi)COD累積的重要原因。選取滇池流域最大的入湖污水處理廠(第七、第八污水處理廠)尾水，模擬研究了自然條件下COD的降解過(guò)程及光譜特征，探討入湖污水處理廠尾水排放對(duì)滇池水體COD升高的影響。

1 材料與方法

1.1 樣品采集與處理

于2014年9月29日在昆明第七、第八污水處理廠出水口處取尾水100 L(圖1)，現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定DO濃度、水溫和pH；水樣帶回實(shí)驗(yàn)室后分為3組，分別是原水樣、過(guò)0.1 μm PVDF濾膜的去膠體溶解態(tài)水樣和過(guò)0.45 μm PVDF濾膜的溶解態(tài)水樣[9]，3組水樣分別置于5 L棕色窄口瓶中自然條件培養(yǎng)，同時(shí)設(shè)置平行樣。室內(nèi)溫度控制在16～22 ℃，每日振蕩攪拌水樣3次，使DO濃度和湖泊水體一致。在培養(yǎng)試驗(yàn)的第1、3、6、10、16、23和31天分別取樣200 mL，用于測(cè)定CODCr、CODMn、TOC等指標(biāo)，通過(guò)紫外-可見(jiàn)光譜和三維熒光光譜等方法分析COD培養(yǎng)過(guò)程中的結(jié)構(gòu)特征變化。

圖1 滇池污水處理廠尾水采樣點(diǎn)示意Fig.1 Sampling sites of sewage treatment plants in Dianchi Lake

1.2 樣品分析

TOC濃度采用High TOCⅡ總有機(jī)碳分析儀高溫催化氧化法測(cè)定；CODCr根據(jù)GB 11914—89《水質(zhì) 化學(xué)需氧量的測(cè)定 重鉻酸鹽法》測(cè)定；CODMn根據(jù)GB 11892—89《水質(zhì) 高錳酸指數(shù)的測(cè)定》測(cè)定；TN濃度根據(jù)HJ 636—2012《水質(zhì) 總氮的測(cè)定 堿性過(guò)硫酸鉀消解紫外分光光度法》測(cè)定；TP濃度根據(jù)GB 11893—89《水質(zhì) 總磷的測(cè)定 鉬酸銨分光光度法》測(cè)定。

紫外-可見(jiàn)光譜分析：選用安捷倫Agilent 8453紫外-可見(jiàn)分光光度計(jì)，以Milli-Q超純水做空白對(duì)照，掃描范圍為200～900 nm。三維熒光光譜分析：選用HITACHI F-7000 熒光分光光度計(jì)，設(shè)定掃描速度為12 000 nmmin，掃描范圍Ex為200～450 nm，Em為250～600 nm，掃描間隔為5 nm，以Milli-Q超純水做空白對(duì)照。試驗(yàn)過(guò)程監(jiān)控儀器的穩(wěn)定性。

2 結(jié)果與討論

2.1 尾水COD理化特征

為了探明入湖污水處理廠尾水COD的理化特征，根據(jù)粒徑分組測(cè)定COD和TOC濃度，結(jié)果見(jiàn)表1。由表1可知，第七、第八污水處理廠尾水COD主要以溶解態(tài)為主，溶解態(tài)CODCr、CODMn、TOC分別占各自的95.4%、95.3%和91.1%；膠體態(tài)，即溶解態(tài)過(guò)0.1 μm PVDF濾膜所截留組分的濃度很小，對(duì)相應(yīng)指標(biāo)的影響不大。一般而言COD根據(jù)組成可以分為易降解的部分(SS)、緩慢降解的部分(XS)、溶解的惰性組分(SI)、顆粒態(tài)不能降解的部分(XI)4類(lèi)[10-11]。一些相對(duì)穩(wěn)定的組分在一定條件下也會(huì)發(fā)生轉(zhuǎn)化，使液相中COD組成發(fā)生變化[12]。尾水因經(jīng)過(guò)格柵、初沉池、好氧厭氧池、二沉池、紫外消毒池等幾道工藝，大量的懸浮顆粒物被去除。第七、第八污水處理廠在廢水深度處理時(shí)采用的混凝沉淀工藝可去除水中的懸浮組分和部分膠體組分，使出水COD低于GB 18918—2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》中的排放限值。而在混凝基礎(chǔ)上增加活性炭吸附處理，又針對(duì)性地去除部分膠體組分和溶解性有機(jī)組分，導(dǎo)致了尾水中COD主要呈溶解態(tài)。

表1 入湖污水處理廠尾水COD和TOC的初始濃度

Table 1 The initial concentration of COD and TOC of effluent from sewage plant mgL

表1 入湖污水處理廠尾水COD和TOC的初始濃度

指標(biāo)原水樣溶解態(tài)水樣去膠體溶解態(tài)水樣CODMn7 867 497 37CODCr31 6030 1629 22TOC濃度28 0025 5222 64

一般來(lái)說(shuō)，不同來(lái)源的COD形態(tài)往往有很大差別。面源COD受降水沖刷，雨水徑流攜帶大量泥沙，顆粒態(tài)占比較大，形成的徑流中大部分COD經(jīng)沉降(30 min以上)去除[13]；在暴雨沖刷下進(jìn)入湖泊的面源COD中顆粒態(tài)占比仍較大，其進(jìn)入湖體會(huì)在較短時(shí)間內(nèi)沉積于湖底，對(duì)湖水COD影響較??；點(diǎn)源污染經(jīng)入湖污水處理廠收集，排放尾水中顆粒態(tài)COD占比較小，溶解態(tài)COD是湖體COD累積的主要來(lái)源。溶解性有機(jī)物能夠直接匯于湖水，比難溶性有機(jī)物更難去除。Ittekkot等[14]的研究表明，印度河上修建了各種人工蓄水設(shè)施后，顆粒態(tài)有機(jī)物通量與其他季風(fēng)區(qū)的河流相比呈明顯減少的趨勢(shì)，而溶解性有機(jī)物通量則顯著增加。林晶等[15]研究表明，在三峽大壩蓄水后，長(zhǎng)江中顆粒態(tài)有機(jī)物通量顯著減少，而溶解性有機(jī)物與顆粒態(tài)有機(jī)物的比值持續(xù)增加。第七、第八污水處理廠尾水COD以溶解態(tài)為主，直接匯入湖體，易于在湖內(nèi)累積。

2.2 尾水COD自然降解的動(dòng)力學(xué)特征

水體中有機(jī)污染物隨著一系列理化、生化反應(yīng)的進(jìn)行，其濃度不斷降低。其中微生物分解利用是水體有機(jī)物濃度減小的主要原因。從有機(jī)物降解規(guī)律上看，各種有機(jī)物并不是同時(shí)且以同樣速率發(fā)生降解。水體中有機(jī)物較復(fù)雜，往往各種有機(jī)物的降解曲線互相重疊，進(jìn)而得到一條光滑的有機(jī)物濃度變化曲線[16]，降解后期曲線趨于平緩，主要是因?yàn)橐捉到馕镔|(zhì)降解基本完成，剩余有機(jī)物較難降解。

原水樣在室內(nèi)自然降解過(guò)程中CODCr和CODMn的變化如圖2所示。由圖2可見(jiàn)，初始CODCr為30.16 mgL；第3天下降為25.24 mgL，降解率為16.3%；第6天下降為24.22 mgL，降解率為19.7%；第31天最終CODCr為21.44 mgL，降解率為28.9%。降解速率在0～3 d較快，隨著相對(duì)容易降解的有機(jī)物被生物利用，降解速率不斷降低，最終達(dá)到相對(duì)穩(wěn)定狀態(tài)。通過(guò)數(shù)學(xué)擬合得出，尾水CODCr降解過(guò)程符合方程C=-2.46lnt+29.018(R2=0.932 2)。初始CODMn為7.49 mgL；第3天下降為7.09 mgL，降解率為5.3%；第6天下降為6.82 mgL，降率為8.9%；第31天最終CODMn為6.31 mgL，降解率為15.8%。尾水CODMn降解過(guò)程符合方程C=-0.348lnt+7.473(R2=0.995 7)。CODCr降解率高于CODMn，可能與CODMn氧化能力弱于CODCr有關(guān)。相對(duì)于CODCr，用CODMn較難監(jiān)視相對(duì)難氧化有機(jī)物的變化。

圖2 入湖污水處理廠尾水COD降解曲線Fig.2 COD removal curve of effluent from sewage plant

在培養(yǎng)過(guò)程中，CODCr、CODMn和TOC濃度均有降低，3項(xiàng)指標(biāo)的變化過(guò)程有很好的相關(guān)性(表2)。從表2可以看出，CODMn、CODCr和TOC在0.01水平上顯著相關(guān)，三者具有很好的一致性。陳光等[17]測(cè)試的8種地表水中，除2種地表水外，其余6種的TOC與CODMn存在較好的相關(guān)性；測(cè)試的8種生活污水中，有7種TOC與CODCr存在顯著的相關(guān)關(guān)系，其中污水處理廠污水TOC與CODCr相關(guān)性較好，相關(guān)系數(shù)為0.91～0.95。

表2 入湖污水處理廠尾水理化指標(biāo)的Pearson相關(guān)性分析

注：**表示在0.01水平(雙側(cè))上顯著相關(guān)。

宋學(xué)宏等[18]在敞口培養(yǎng)條件下對(duì)湖水的研究發(fā)現(xiàn)，CODCr6 d降解率達(dá)40%以上；Hur等[19]利用模擬水體發(fā)現(xiàn)，溶解性有機(jī)物在28 d的培養(yǎng)中被微生物降解了30%左右；Zhang等[20]對(duì)太湖入湖水體連續(xù)15 d的測(cè)定發(fā)現(xiàn)，以特征光譜吸光度表征的有機(jī)物指標(biāo)下降了29%以上。污水處理廠尾水中具有環(huán)狀結(jié)構(gòu)的有機(jī)物占總有機(jī)物的絕大部分，從有機(jī)物結(jié)構(gòu)上看，大多為難降解有機(jī)物[21]，所以相比于其他水體，污水處理廠尾水COD降解率偏低，由于難降解COD在湖內(nèi)不斷累積，可能會(huì)引起COD升高。

2.3 尾水COD降解過(guò)程中的結(jié)構(gòu)變化特征

在紫外-可見(jiàn)光譜分析中，SUVA254可以反映溶解性有機(jī)物的腐殖化程度，SUVA254越大則腐殖化程度越大[22]。在培養(yǎng)試驗(yàn)中，污水處理廠尾水SUVA254由第1天的0.003 72降到第3天的0.002 27，第6天降為0.001 94，變化較顯著，表明腐殖化程度有所降低，可能與水樣中微生物較少，難以形成復(fù)雜、穩(wěn)定的大分子有機(jī)化合物腐殖質(zhì)有關(guān)[22]。A253A203可反映芳香環(huán)取代基的種類(lèi)和取代程度，如果A253A203增大，則表明有較多的羰基、羧基、羥基、脂類(lèi)存在于芳香環(huán)取代基中；如果A253A203減小，則表明樣品主要由不可取代的芳香環(huán)構(gòu)成[23]。在培養(yǎng)試驗(yàn)中污水處理廠尾水A253A203由初始的0.036 6降到第6天的0.025 4，表明水體中以不可取代的芳香環(huán)結(jié)構(gòu)為主，且穩(wěn)定難降解的芳香環(huán)有所增加。A250A365與溶解性有機(jī)物的芳香性及分子量呈負(fù)相關(guān)[24]。培養(yǎng)試驗(yàn)中初始A250A365為6.332，第10天時(shí)為6.387，變化不明顯，表明培養(yǎng)過(guò)程中分子量基本維持穩(wěn)定，結(jié)構(gòu)變化不顯著。E3E4(A300A400)也是衡量腐殖質(zhì)的腐殖化程度、芳香性及相對(duì)分子量等的重要參數(shù)[22]。一般而言，腐殖酸的E3E4<3.5，隨著E3E4的減小，腐殖質(zhì)的腐殖化程度、芳香性及分子量相對(duì)增大。隨著入湖污水處理廠尾水自然降解的進(jìn)行，前期E3E4略有變大，與A250A365變化相吻合，說(shuō)明溶解性有機(jī)物中以類(lèi)富里酸物質(zhì)為主，水體穩(wěn)定，不易降解。

入湖污水處理廠尾水三維熒光光譜如圖3所示，光譜峰位置與峰強(qiáng)見(jiàn)表3。從表3可以看出，入湖污水處理廠尾水在31 d的培養(yǎng)過(guò)程中熒光光譜峰位置基本沒(méi)有發(fā)生變化，存在A、B、D 3個(gè)強(qiáng)峰，且峰強(qiáng)為A峰>D峰>B峰。最強(qiáng)峰A峰峰位置ExEm為245 nm415～420 nm，出現(xiàn)在類(lèi)富里酸熒光峰(ExEm為230～270 nm360～470 nm)[25]，該峰強(qiáng)在前10天略有降低。D峰峰位置ExEm為235 nm350～355 nm，出現(xiàn)在類(lèi)蛋白質(zhì)熒光峰(ExEm為220～240 nm330～360 nm)，峰強(qiáng)由最初的161.9降為145.7。說(shuō)明水體中類(lèi)蛋白質(zhì)存在一定的降解，但降解不明顯。Zhang等[20]研究表明，太湖不同來(lái)源水體溶解性有機(jī)物以類(lèi)腐殖質(zhì)和類(lèi)蛋白質(zhì)為主，與本研究有所差異；于會(huì)彬等[26]對(duì)城鎮(zhèn)化河流的研究發(fā)現(xiàn)，河水中溶解性有機(jī)物主要成分為類(lèi)蛋白質(zhì)，其濃度為城市河段>城鎮(zhèn)河段>農(nóng)村河段，與污水處理廠出水有很大差別。入湖污水處理廠尾水熒光指數(shù)(FI)[27]約為1.9(表3)，在培養(yǎng)過(guò)程中變化不大，說(shuō)明水體溶解性有機(jī)物來(lái)源靠近生物來(lái)源，與污水處理廠進(jìn)水受人類(lèi)影響較大有關(guān)[28]。類(lèi)色氨酸熒光峰的ExEm為270～290 nm320～350 nm，類(lèi)酪氨酸熒光峰的ExEm為270～290 nm300～320 nm。B峰峰位置ExEm為280～285 nm315～320 nm，可見(jiàn)B峰由具有芳香結(jié)構(gòu)的氨基酸產(chǎn)生，峰強(qiáng)由最初的118.2波動(dòng)到最終的114.1，變化很小，峰強(qiáng)峰位置穩(wěn)定(表3)。入湖污水處理廠尾水在培養(yǎng)過(guò)程中水質(zhì)穩(wěn)定，降解不顯著，其難降解特征是構(gòu)成湖泊COD在湖內(nèi)累積的重要原因。

圖3 入湖污水處理廠尾水培養(yǎng)過(guò)程中的三維熒光光譜Fig.3 Three-dimensional fluorescence spectra of the cultured effluent from sewage plant

2.4 尾水排放對(duì)滇池COD的影響

COD作為湖泊等水體評(píng)價(jià)有機(jī)污染物的指標(biāo)，其升高首先是污染排放所致。2009—2014年滇池全湖COD均呈明顯升高趨勢(shì)，而不僅是個(gè)別點(diǎn)位，由此基本可以排除局部排污導(dǎo)致；全湖COD升高，與氮磷等污染指標(biāo)變化情況同步，說(shuō)明直接的排污量增加影響COD升高的可能性不大。初步判斷滇池COD升高可能與污染來(lái)源特征和結(jié)構(gòu)組成等變化關(guān)系密切。其中點(diǎn)源污染作為湖體COD的重要來(lái)源，排放量和削減量近年來(lái)變化很大，是重要的研究對(duì)象。1990—2014年點(diǎn)源污染排放量增加較快，從2×104ta增加到10×104ta[28]。然而滇池流域內(nèi)入湖污水處理廠逐漸增加、污水管網(wǎng)不斷完善、污水收集率提升，阻止了大部分直排點(diǎn)源污染進(jìn)入滇池。自1991年建設(shè)第一污水處理廠，到2014年底，建成并投運(yùn)13座城鎮(zhèn)污水處理廠，對(duì)點(diǎn)源COD負(fù)荷的實(shí)際削減量已達(dá)86 151 t[28]。與此同時(shí)，污水處理廠尾水排放量不斷增大，2014年COD的入湖量已達(dá)7 362 t，占總?cè)牒康?6%，是滇池湖體COD負(fù)荷的重要來(lái)源。點(diǎn)源污染COD的入湖量見(jiàn)表4[28]。

表3 入湖污水處理廠尾水熒光光譜峰位置與峰強(qiáng)

表4 滇池流域點(diǎn)源污染COD的入湖量[28]

Table 4 The amount of COD of point sources dischanged into the Dianchi Lake Basin ta

表4 滇池流域點(diǎn)源污染COD的入湖量[28]

年份入湖污水處理廠尾水未收集的點(diǎn)源19900211722005427516092201265329654201473627389

近年來(lái)，入湖污水處理廠尾水COD的入湖量不斷增加，尾水中有機(jī)物又因其獨(dú)特的理化性質(zhì)以及結(jié)構(gòu)特征易在湖內(nèi)累積。尾水COD以溶解態(tài)為主，可直接匯入湖體，發(fā)生物化和生化反應(yīng)，直接影響湖體理化性質(zhì)。尾水中有機(jī)物分子量低，生化性差，降解率很低。由2.2節(jié)可知，CODCr降解率為28.9%，CODMn降解率為15.8%。由2.3節(jié)可知，尾水有機(jī)物以難降解的類(lèi)富里酸物質(zhì)為主，環(huán)狀結(jié)構(gòu)較多。自2009年以來(lái)，滇池流域持續(xù)干旱，導(dǎo)致滇池出湖水量急劇下降，使入湖COD更多的在湖內(nèi)累積。綜上，滇池流域入湖污水處理廠尾水排放量及其占滇池水量的比例不斷增加，加之尾水中COD難以降解，易于在湖內(nèi)累積。

3 結(jié)論

(1)入湖污水處理廠尾水COD以溶解態(tài)為主，占95%以上；CODCr降解率為28.9%，CODMn降解率為15.8%，降解集中在前6天，降解率較低。

(2)在三維熒光光譜分析中，SUVA254、A253A203、A250A365和E3E4的變化表明，水體腐殖化程度有所降低，難降解的芳香環(huán)有所增加。存在A、B、D 3個(gè)強(qiáng)峰，其中A峰為最強(qiáng)峰，溶解性有機(jī)物以類(lèi)富里酸物質(zhì)為主，培養(yǎng)過(guò)程中不易降解。

(3)入湖污水處理廠尾水COD負(fù)荷不斷增大，加之降水量偏低、水體交換少，COD不斷在湖內(nèi)累積。

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Spectroscopic analysis and degradation kinetics study of COD in sewage plant effluent into Dianchi Lake

YANG Feng1,2, WANG Sengrui1,2, GUO Wei3, NI Zhaokui1,2
1.Sate Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China 2.State Environmental Protection Key Laboratory for Lake Pollution Control, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China 3.School of Environment and Chemical Engineering, North China Electric Power University, Beijing 102206, China

Representative effluent from sewage treatment plants in Dianchi Lake was selected to simulate and investigate the degradation process and spectral characteristics of COD under natural conditions, and to explore the influence of the effluent on the concentration of COD in Dianchi Lake. The results show that: 1) The COD in the effluent from sewage plants occurred mainly in dissolved states and flew directly into Dianchi Lake; the degradation rate of CODCrwas 28.9% and was quite low under the experiment condition, and the degradation process accords with the equationC=-2.46lnt+29.018 (R2=0.932 2). COD was easy to accumulate under such condition. The degradation rate of CODMnwas 15.8%, and the degradation process accords with the equationC=-0.348lnt+7.473 (R2=0.995 7). 2) UV Vis spectroscopy and three-dimensional fluorescence spectra characteristics show that the COD in the effluent from sewage plants was mainly in the category of fulvic acid. The structure of COD in the effluent from sewage plants was relatively stable in the process of degradation. The slightly increasing of aromatic part of COD further confirmed that most organic compounds in the effluent from sewage plants remained in the water and the COD would gradually accumulate if the water did not change timely. 3) With the increase of the sewage treatment capacity in the lake basin, the effluent from sewage plants had become the main source of the water quantity in Dianchi Lake. And as the COD in the effluent has the refractory characteristic, the increasing of the COD concentration in recent years was closely related to the discharge of effluent from the sewage plants.

Dianchi Lake; COD; effluent from sewage plant; degradation; structure characteristics

2017-04-24

國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專(zhuān)項(xiàng)(2012ZX07102-004)

楊楓(1990—)，男，碩士，主要從事湖泊富營(yíng)養(yǎng)化機(jī)理研究，13263331296@163.com

*通信作者:王圣瑞(1972—)，男，研究員，博士，主要從事湖泊富營(yíng)養(yǎng)化機(jī)理與控制技術(shù)方面的研究工作，wangsr@creas.org.cn

524

1674-991X(2017)05-0558-07

10.3969j.issn.1674-991X.2017.05.077

楊楓,王圣瑞,郭偉,等.滇池入湖污水處理廠尾水COD降解過(guò)程及光譜特征[J].環(huán)境工程技術(shù)學(xué)報(bào),2017,7(5):558-564.

YANG F, WANG S R, GUO W, et al.Spectroscopic analysis and degradation kinetics study of COD in sewage plant effluent into Dianchi Lake[J].Journal of Environmental Engineering Technology,2017,7(5):558-564.