2019, Vol. 40
2. 中国科学院城市环境研究所, 厦门 361021;
3. 信阳师范学院河南省水土环境污染协同防治重点实验室, 信阳 464000
2. Institute of Urban Environment, Chinese Academy of Sciences, Xiamen 361021, China;
3. Key Laboratory for Synergistic Prevention of Water and Soil Environmental Pollution, Xinyang Normal University, Xinyang 464000, China
潮汐流人工湿地(TFCW)在污水脱氮除磷方面存在以下不足[1, 2]：①TFCW具有良好的硝化性能, 但其反硝化能力较差, 导致其出水中NOx--N浓度过高, TN去除率偏低；②TFCW的除磷性能主要取决于所用填料除磷能力的高低, 当填料的磷素吸附容量趋于饱和时, TFCW的除磷效果便会受到影响.为突破上述“瓶颈”, 有必要探寻相关措施, 以期既能提高TFCW的脱氮能力, 又能确保其除磷效能的高效与稳定.
Li等[3]的研究证实, 除磷菌(PAOs)对磷的超量吸收作用在一定条件下可成为TFCW除磷的重要途径.后续相关研究亦通过TFCW运行方式的优化与磷移除操作的设置成功构建了生物蓄磷/磷移除型TFCW[4, 5].该系统具有良好且稳定的除磷性能, 并可将“除磷”以回收目标产物的方式予以实现.众所周知, 反硝化除磷作用可使有机碳源发挥“一碳两用”的作用, 将除磷和反硝化这两个独立的过程仅在缺氧环境下就可同时完成[6, 7], 如能在TFCW中强化该作用, 则不但可弥补TFCW在污水脱氮除磷方面存在的不足, 亦有助于磷的资源化回收.
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图 1 典型周期内HCW运行示意 Fig. 1 Operation schematic of the HCW during a typical cycle duration |
为此, 本研究将2套TFCW组合为复合人工湿地(HCW), 开展了HCW中反硝化除磷作用的发生及其稳定性分析, 以期为人工湿地同步脱氮除磷技术提供新的思路, 并进一步拓展磷回收技术的研发和应用范围.
1 材料与方法 1.1 试验装置HCW位于温室内(T≈25℃), 由1个中间水箱和2套TFCW(标记为T-A和T-B)组成. T-A和T-B的尺寸(φ×H=10 cm×100 cm)相同, 填料层厚度亦均为90 cm：下层(80~90 cm)填充砾石(粒径20~30 mm)；上层(0~80 cm)填充火山岩(粒径2~5 mm), 其中种植2~3株芦苇. T-A的进水管和排水管均设置于距其底部5 cm的侧壁处；T-B的进水管和排水管分别设置于距其顶部和底部5 cm的侧壁处.试验开始之前, 将一定体积的污水处理厂二沉池污泥(MLSS≈5 000 mg ·L-1)作为种泥加入各TFCW中, 而后HCW进入试验阶段.
1.2 运行模式HCW每天运行3个周期, 每个周期8 h.典型周期内HCW按照两段进水潮汐流方式运行(图 1)：首先将3 L进水(一段进水)泵入T-A中反应, 期间T-B处于闲置期；随后将一段进水泵入T-B中进一步处理；当T-A排出一段进水后, 随即将中间水箱中上一周期的T-B出水作为二段进水再次泵入T-A中反应；周期末, T-A将二段出水排出, T-B出水则排入中间水箱用作下一个周期中T-A的二段进水. T-A在一个周期内的运行过程可分为进水期A1(t=10 min)、反应期A1(t=180 min)、中间排水期A(t=20 min)、进水期A2(t=10 min)、反应期A2(t=240 min)和排水期A(t=20 min)这6个阶段, T-B的运行过程可分为闲置期B(t=190 min)、进水期B(t=20 min)、反应期B(t=250 min)和排水期B(t=20 min)4个阶段.试验过程中HCW的水力负荷(HLR)为0.57 m3 ·(m2 ·d)-1, 进水在该系统中的水力停留时间(HRT)约为0.67 d.
1.3 磷移除过程将T-A在运行过程中积累的磷定期移出并清除其填料层中老化生物膜的过程称为磷移除过程, 期间产生的厌氧富磷液由磷浓缩池收集, 磷移除过程参照文献[8].在HCW的驯化阶段(t=45 d), 不设置针对T-A的磷移除过程；而当T-A中的反硝化除磷作用得以强化后, 对其定期进行磷移除操作, 该过程中HCW的HLR为1.15 m3 ·(m2 ·d)-1.本试验设置了3组HCW(即HCW20、HCW30和HCW40), 将其磷移除周期分别设为20、30和40 d, 则HCW20、HCW30和HCW40在一个磷移除周期内的污水处理量与厌氧富磷液的体积比分别为171 :18、261 :18和351 :18.稳定运行阶段HCW20、HCW30和HCW40分别经历了12、8和6个磷移除过程.
1.4 进水水质将某园区内生活污水经沉淀处理后, 取上清液作为HCW的进水和磷移除过程中的用水.进水中COD、BOD、TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N和TP的质量浓度分别为(279.40±37.72)、(128.13±32.57)、(42.97±2.85)、(35.54±1.80)、(1.72±0.18)、(2.80±0.57)和(8.64±2.39) mg ·L-1, 进水pH值为7.74±0.58.
1.5 分析方法 1.5.1 水样采集及分析方法定期采集T-A和T-B的进出水水样进行分析, 待HCW运行稳定后, 在典型周期内每隔30 min分别采集T-A和T-B中的水样进行分析.水样中COD、BOD、TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N和TP的测定方法均参照文献[9].典型周期内T-A和T-B中DO浓度和ORP值的变化采用多功能水质分析仪(Multi 340i, WTW)进行原位测定.
1.5.2 生物膜样品采集及分析方法采用“超声+化学剥落法”[10]获取填料表面的生物膜, 而后通过重量法计算单位质量填料中生物膜的含量.生物膜中PHB和TP含量的测定均参照文献[11].
1.5.3 荧光原位杂交(FISH)分析采用FISH技术分别分析T-A生物膜中PAOs的含量和T-B生物膜中硝化细菌的含量, 试验所用寡核苷酸探针种类如表 1所示.其中, EUB338探针用来检测全菌, PAO(462、651、846)探针用来检测β-Proteobacteria中红环菌属(Rhodocyclus)相关的PAOs, GAMA42a探针用来检测γ-Proteobacteria中假单胞菌属(Pseudomonas)相关的PAOs, GB探针用来检测聚糖菌(GAO), NSO190探针用来检测好氧氨氧化菌(AOB), NIT3则用来检测亚硝酸盐氧化菌(NOB).杂交后样品用激光共聚焦显微镜LSM 510META(Zeiss, Germany)观察, FISH图片则用Image-Pro Plus 6.0(Media Cybernetics, America)软件分析生物膜样品中相关功能菌所占比例.
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表 1 试验中所用寡核苷酸探针 Table 1 Oligonucleotide probes used in this study |
1.5.4 植物和填料中全磷的测定
植物和填料中全磷含量的测定分别采用硫酸/H2 O2消解-钼锑抗分光光度法[16]和硫酸-高氯酸消解-钼锑抗分光光度法[17].
2 结果与讨论 2.1 反硝化除磷作用的强化 2.1.1 运行性能图 2(a)表明, 驯化阶段HCW对进水中有机物的去除效果较为稳定, 其对COD和BOD的去除率分别维持在(87.44±2.18)%和(89.68±2.04)%.许多研究表明, 人工湿地对有机物有着良好的去除效果[18], 上述试验结果与此结论一致.
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图 2 驯化阶段HCW的运行性能 Fig. 2 Contaminant removal of HCW during the domestication stage |
如前所述, TFCW的TN去除率通常偏低, 而其除磷性能的好坏与稳定性则主要取决于所选填料的磷素吸附容量. Wang等[19]的研究表明, 火山岩对磷素的理论饱和吸附量约为0.22 mg ·g-1, 则由计算可知, HCW经约51个周期的连续运行后, 其填料对磷素的吸附量便应达到饱和.而图 3也证实, T-A和T-B中火山岩的磷素截留量自试验初始的0.31 mg ·g-1和0.29 mg ·g-1分别增至第52个周期的0.54 mg ·g-1和0.55 mg ·g-1, 而后便稳定在0.54 mg ·g-1左右.鉴于此, 随着运行时间的延长, HCW的脱氮除磷性能应不甚理想.然而, 图 2(b)~2(c)却表明, HCW的脱氮除磷性能与上述推断显著不同：系统出水中TP、NH4+-N和TN的质量浓度首先分别由初始的(0.79±0.26)、(2.92±1.11)和(7.23±3.93) mg ·L-1骤增至第16个周期的(8.06±0.67)、(10.89±1.01)和(34.87±2.51) mg ·L-1, 而后随着运行时间的延长复又同步下降.自第124个周期起, HCW的运行性能趋于稳定并达到了理想的脱氮除磷效果, 出水中TP、TN、NH4+-N和NOx--N的质量浓度分别为(0.12±0.01)、(2.08±0.79)、(1.15±0.37)和(0.93±0.26) mg ·L-1, 系统对TP、NH4+-N和TN的去除率分别可达(98.53±1.69)%、(96.70±3.68)%和(94.85±3.08)%.由此可知, 在两段进水潮汐流运行模式下, HCW运行稳定后其脱氮除磷能力得到了同步增强.
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图 3 驯化阶段HCW中填料的磷素截留量变化 Fig. 3 Phosphorus retained in the substrates of HCW during the domestication stage |
驯化阶段结束后, 典型周期内HCW的运行性能如图 4和图 5所示.由于一段进水水质和上向流进水模式的设置[20], T-A在反应期A1处于厌氧状态, 其中DO质量浓度和ORP值分别维持在(0.15±0.01) mg ·L-1和-(178±27) mV.期间COD质量浓度由(279.40±37.72) mg ·L-1骤降至(46.61±6.60) mg ·L-1(即进水中约83.32%的有机物在厌氧条件下被T-A去除), TP及生物膜内PHB的含量则显著升高, TN和NH4+-N的质量浓度仅略有下降.反应期A1末, 一段出水中COD、TN、NH4+-N、NOx--N和TP的质量浓度分别为(46.61±6.60)、(39.10±3.45)、(31.20±2.76)、(1.87±0.14)和(23.60±2.08) mg ·L-1, T-A生物膜内PHB含量增至(0.78±0.07) mmol ·g-1. T-A中的DO质量浓度在反应期A2仍因上向流进水模式的缘故稳定在(0.26±0.03) mg ·L-1, 但ORP值此时却增至-(66±15) mV.考虑到T-A的二段进水属低碳、高NOx--N、高磷废水, 此时该湿地单元应处于缺氧状态[21].随着反应期A2的进行, T-A中COD、TN、NH4+-N、NO3--N和TP的质量浓度分别降至(35.09±7.25)、(2.08±0.79)、(1.15±0.37)、(0.78±0.09)和(0.12±0.01) mg ·L-1；NO2--N质量浓度在前30 min内累积至(9.96±1.03) mg ·L-1后, 最终降至(0.18±0.08) mg ·L-1；生物膜中的PHB含量由(0.76±0.07) mmol ·g-1逐步降至(0.08±0.01) mmol ·g-1.本试验结果表明, T-A在典型周期内表现出明显的反硝化除磷现象.由此推断, 在两段进水潮汐流运行模式下, 由于T-A中厌氧/缺氧的交替环境以及电子供体(有机碳源)和电子受体(NOx--N)的分开, 促使DPAOs在填料层中得以富集, T-A随之达到了良好的反硝化除磷效果.
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a：进水期A1；b：反应期A1；c：中间排水期A；d：进水期A2；e：反应期A2；f：排水期A；g：闲置期B；h：进水期B；i：反应期B；j：排水期B, 下同 图 4 典型周期内HCW中的DO浓度和ORP值变化 Fig. 4 Variations of DO concentrations and ORP values in HCW during a typical cycle |
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图 5 典型周期内HCW中的污染物变化 Fig. 5 Concentration curves of contaminants in HCW during a typical cycle |
下向流进水模式的设置和适宜的闲置时长可强化TFCW的复氧能力, 甚至可使其复氧效果优于曝气型人工湿地[22].鉴于此, T-B中的DO质量浓度与ORP值在反应期B伊始分别高达(4.47±0.41) mg ·L-1和(225±21) mV.待经过T-A处理的一段进水再次泵入T-B后, 其中93.05%的NH4+-N被氧化为NOx--N.反应期B末, T-B出水中TN、NH4+-N和NOx--N的质量浓度分别为(42.23±3.87)、(2.47±0.45)和(39.76±2.98) mg ·L-1.由此断定, T-B较强的复氧能力及其进水水质有助于填料层中硝化细菌的富集[22, 23], 从而保证了T-B良好的硝化性能.然而, T-B对TP的去除效果较差, 去除率仅为(4.91±0.86)%, 出水中TP质量浓度高达(22.44±1.06) mg ·L-1(数据未显示).该结果应与T-B的运行方式及火山岩较弱的磷素吸附沉淀能力有关[2, 19].
2.1.2 生物膜样品分析结果在驯化阶段的第1 d和第45 d分别对T-A和T-B的填料层取样, 其生物膜样品的FISH分析结果如图 6和图 7所示.由图 6可知, 运行之初T-A生物膜中PAOs所占的比例仅为8.63%, 即此时系统中虽存在PAOs, 但其丰度较低.经过135个周期的驯化后, T-A生物膜中PAOs所占比例逐渐增至50.24%.在两段进水潮汐流运行模式下, 随着HCW的连续运行, T-A中的微生物量不断增加, 其中PAOs所占比例亦不断提高, 进而有利于T-A中生物除磷作用的强化, 该结果与2.1.1节中结果相符.由图 7和2.1.1节中的结果可知, T-B在运行之初的硝化能力相对较弱, 其生物膜中(AOB+NOB)所占的比例约为5.30%.而在驯化阶段末, T-B生物膜中(AOB+NOB)所占的比例增至44.71%, 其对进水中NH4+-N的去除率随之增加, 硝化性能有了显著改善.此外, 强化阶段末T-B生物膜中AOB所占的比例(24.24%)与NOB(20.47%)并无显著差异, 故而T-B中NO2--N的累积率较低, 此结果应归因于T-B较强的复氧能力.
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红色荧光信号代表全菌, 绿色信号代表PAOs, 粉色信号代表GAOs 图 6 T-A中生物膜样品的FISH图 Fig. 6 FISH images of biofilm samples in T-A |
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绿色荧光信号代表全菌, 红色信号代表AOB+NOB 图 7 T-B中生物膜样品的FISH图 Fig. 7 FISH images of biofilm samples in T-B |
在两段进水潮汐流运行模式下, HCW类似于一套A2N-SBR[24], T-A和T-B分别相当于其中的A2-SBR和N-SBR.在典型周期内, T-A中的DPAOs在反应期A1内摄取进水中的有机物合成PHB贮存于胞内, 同时进行厌氧释磷；反应期A1结束后, T-A的一段出水进入T-B继续进行处理, 而中间水箱中上一个周期的T-B出水作为二段进水随之泵入T-A并使其进入反应期A2, T-A的DPAOs在该阶段会以二段进水中的NOx--N为电子受体进行反硝化除磷作用, 从而实现其对污水中NOx--N与TP的同步去除.对于T-B, 其在反应期B对T-A的一段出水进行处理, 将其中的NH4+-N通过硝化作用氧化为NOx--N, 而后将得到的低碳、高NOx--N、高磷出水排入中间水箱以用作下一个周期中T-A的二段进水.同时, 植物的吸收作用、填料的吸附沉淀作用等均会进一步提高HCW的脱氮除磷效果[25].
2.2 反硝化除磷作用的稳定性 2.2.1 T-A的反硝化除磷性能在稳定运行阶段, 着重考察了各HCW中T-A的运行性能, 同时于反应期A1末测定了T-A生物膜中的PHB含量(CPHB), 结果如图 8和图 9所示.不同磷移除周期下T-A对进水中COD的消耗量并无显著差异(≈0.74 g ·周期-1), 但不同的磷移除周期却可造成T-A脱氮除磷效果的不同：当磷移除周期时长分别为20 d和30 d时, T-A20和T-A30的反硝化除磷效果无显著差异, 其对NOx--N和TP的去除率分别高于98%和97%；随着磷移除周期时长增至40 d, T-A40对NOx--N和TP的去除率在磷移除过程后的前90个周期内亦分别可达(97.01±2.71)%和(97.04±1.68)%, 但自第91个周期之后, T-A40的反硝化除磷效果开始恶化, 下一个磷移除操作前夕, T-A40对NOx--N和TP的去除率分别降至(72.51±4.60)%和(63.43±3.19)%. T-A20、T-A30和T-A40中的CPHB在磷移除操作后的第一个周期的反应期A1末分别为2.83、4.43和4.38 mmol ·g-1.之后, T-A20和T-A30在反应期A1末的CPHB均随运行时间的延长持续降至0.39 mmol ·g-1和0.38 mmol ·g-1；而T-A40在磷移除操作后的第90个周期, 其在反应期A1末的CPHB便一直维持在0.37 mmol ·g-1左右.
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图 8 3种磷移除周期下T-A的脱氮除磷效果 Fig. 8 TP and NOx--N removal of T-As during the denitrifying dephosphatation processes under three different phosphorus harvesting cycle lengths |
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图 9 3种磷移除周期下T-A的COD消耗量及其中的CPHB变化 Fig. 9 Variations of COD consumptions and PHB contents of T-As under three different phosphorus harvesting cycle lengths |
T-A20、T-A30和T-A40分别经历了12、8和6次磷移除过程.由表 2可知, 不同磷移除周期下T-A在单次磷移除过程中的碳源消耗量(ΔCOD)、磷素释放量(ΔP)及其生物膜中的PHB合成量(ΔPHB)各不相同.当磷移除周期为20 d时, T-A20在PH过程中的ΔCOD、ΔP和ΔPHB分别为(3 371.95±217.10) mg、(1 010.96±86.72) mg和(2.83±0.71) mmol ·g-1, 此时T-A20对补充碳源的利用率仅为(63.52±8.57)%；相较于T-A20, T-A30在磷移除过程中的ΔCOD、ΔP与ΔPHB均得以显著提高, 分别可达(5 032.04±305.41) mg、(1 486.29±123.25) mg和(4.43±0.57) mmol ·g-1, 其对补充碳源利用率亦提高至(94.65±2.66)%；随着磷移除周期进一步延长至40 d, T-A40在磷移除过程中的ΔCOD、ΔP与ΔPHB较于T-A30均无明显变化, 其对补充碳源的利用率进一步增至(97.31±10.37)%. 表 2也表明, T-A20、T-A30和T-A40在单次磷移除过程中均可产生约18 L的厌氧富磷液, 其TP质量浓度分别为(56.16±4.75)、(82.57±9.34)和(82.06±10.13) mg ·L-1. T-A20产生的厌氧富磷液中的TP浓度相对较低, 但上述3种厌氧富磷液均可满足磷素回收试验的要求[26].结合2.2.1节中相关的试验结果, 若磷结晶试验时磷素的沉淀效率按95.0%计算, 可推算出不同DD/PH周期下3组HCWs的磷素回收率分别约为66.93%、63.97%和50.05%.
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表 2 3种磷移除周期下T-A的磷移除性能 Table 2 Phosphorus harvesting performances of the T-As under three different phosphorus harvesting cycle lengths |
在稳定运行阶段, 需对T-A进行周期性补充有机碳源的磷移除操作, 以便将其中蓄积的过量磷素通过厌氧富磷液的形式移除, 并对其填料层中老化的生物膜进行清理, 进而保障其反硝化除磷性能的稳定性.另一方面, 该措施还可增加DPAOs胞内的PHB含量, 有助于T-A中反硝化除磷效果的进一步强化.研究发现, 3种磷移除周期下, T-A的填料层均无堵塞现象发生, 但不同的磷移除周期可显著影响T-A的磷移除性能, 进而会影响HCW对污水的处理效果.当磷移除周期为20 d时, 使得T-A20在连续运行过程中的磷素截留量(ΔPr)偏少, 由此导致其在磷移除过程中的ΔP和ΔPHB均相对偏少[27], 亦造成T-A20在该过程中对补充碳源的利用率较低, 使得补充碳源相对过剩.而将磷移除周期分别延长至30和40 d后, T-A30和T-A40的ΔPr均得到不同程度的增加, 两者在各自的磷移除过程中亦均能对补充碳源进行较为充分的利用, 且同时分别获得了相对较高的ΔP和ΔPHB.由于进水中有机碳源不足及其他异养微生物(如聚糖菌)的竞争作用等原因, T-A20、T-A30和T-A40中的DPAOs在反应期A1合成的PHB量均相对不足.为此, 各T-A中的DPAOs均在反应期A2不断消耗其在先前磷移除过程中蓄积的PHB, 以便完成NOx--N的还原与磷的超量吸收.随着运行时间的延长, 当DPAOs将其在磷移除过程中贮存的PHB耗尽后, 其在后续反应期A1末的PHB含量趋于稳定, 此条件下用于合成DPAOs胞内PHB的碳源主要源自系统进水.若继续延长运行进程, T-A的反硝化除磷效果便主要取决于进水碳源浓度、进水C/P及生物膜内的磷素蓄积量.当磷移除周期为20 d时, 虽然T-A20中的CPHB在经过磷移除操作之后显著低于T-A30和T-A40, 但由于HCW20的磷移除周期相对较短, 对T-A20进行周期性有机碳源补充的频率较高, 使得T-A20在后续运行过程中始终保持着良好的反硝化除磷效果.当磷移除周期增至30 d时, T-A30中的CPHB在经过磷移除过程后较T-A20显著增加, 其中的DPAOs在其胞内贮存了相对充足的PHB, 进而使T-A30的反硝化除磷效果仍较为理想.将磷移除周期进一步延至40 d后, 对T-A40进行周期性有机碳源补充的频率降至1次·(117周期)-1, 此时补充的有机碳源量却并未增加, 由此导致T-A40中的CPHB在经过磷移除过程后较T-A30并无显著提高.当T-A40中的CPHB在其磷移除操作后的90个周期内逐渐下降并趋于稳定后, 下一个磷移除操作仍未到来.在反硝化除磷系统中, 厌氧阶段DPAOs胞内的PHB含量通常与其在缺氧阶段的DD效果密切相关[28].由于进水中有限的有机碳源不足以支持DPAOs在胞内贮存足量的PHB用以后续的反硝化除磷, 从而导致T-A40的反硝化除磷效果在连续运行90个周期后出现显著恶化.由此可知, 磷移除操作的设置与适宜的磷移除周期有助于最大限度地提高T-A在磷移除过程中的磷素移除量、碳源利用率及其DPAOs胞内的PHB合成量, 进而有助于其后续的反硝化除磷性能更加高效与稳定.
2.2.3 稳定运行期间HCW中被截留磷素的去除途径稳定运行期间HCW20、HCW30和HCW40对污水中磷素的去除量及被去除磷素在各系统中的分布见表 3.从中可知, 试验期间各系统对进水中磷素的总去除量分别为17 220.12、17 657.20和16 824.41 mg.其中, 3组系统虽磷移除周期不同, 但其通过DPAOs的过量吸磷作用及其他微生物的吸收转化作用去除的磷素均可占系统磷去除总量的95%以上, 由此可进一步证实, 辅以磷移除操作的两段进水潮汐流运行方式可使DPAOs的反硝化除磷作用成为HCW脱氮除磷的主要途径, 且本研究中磷移除周期的差异并未使各系统中除磷的主要途径发生改变.
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表 3 3种磷移除周期下HCW中的磷素去除途径分析 Table 3 Phosphorus removal pathways of HCW under three different phosphorus harvesting cycle lengths |
值得注意的是, 芦苇对磷的吸收去除作用分别仅占HCW20、HCW30和HCW40磷去除总量的1.13%、1.07%和1.20%.普遍认为, 在人工湿地中, 植物的泌氧作用可直接影响微生物的生命活动, 进而影响湿地的除磷效果, 但依靠植物直接吸收和存贮去除的磷量却并不显著[29].另一方面, HCW有限的表面积也在一定程度上弱化了湿地植物在HCW脱氮除磷过程中所起的作用.考虑到在实际工程中植物对于人工湿地中氮磷营养盐的去除贡献[30], 笔者后续会进一步探究湿地植物对此HCW同步脱氮除磷性能及相关微生物特性的影响, 明确其与系统脱氮除磷之间的内在联系.另外, HCW运行方式和构型的复杂性降低了其本身的实用价值, 后续研究需对两段进水潮汐流运行方式和磷移除操作进行优化, 以期促进该工艺的工程化应用进程.总体而言, 本研究的尝试弥补了TFCW在污水脱氮除磷方面存在的不足, 又使人工湿地同步脱氮除磷与磷素回收从技术上一并考虑, 实现了水体防治与磷素可持续利用的合二为一, 促进了基于人工湿地技术的EBPR-PR工艺的发展与应用.
3 结论(1) 对于由2套TFCW(即T-A和T-B)构建而成的HCW, 当其按照两段进水潮汐流方式连续运行时, 反硝化除磷作用和硝化作用分别在T-A和T-B中得以强化, HCW随之可具备良好的同步脱氮除磷能力, 此时系统对COD、TN、NH4+-N和TP的去除率分别可达(87.44±2.18)%、(94.85±3.08)%、(96.70±3.68)%和(98.53±1.69)%.
(2) 周期性补充碳源的磷移除操作可缓解T-A中磷素的过量积累, 同时可提高DPAOs胞内PHB的合成量, 可有效保障HCW反硝化除磷效果的高效与稳定.
(3) 当磷移除周期为30 d时, 典型周期内T-A对TP与NOx--N的去除率分别为(97.86±0.70)%和(98.29±2.62)%, 在磷移除过程中的ΔP、ΔPHB及补充碳源利用率分别为(1486.29±123.25) mg、(4.43±0.57) mmol ·g-1和(94.65±2.66)%, HCW的磷素回收效率则为63.97%.
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