多级土壤渗漏系统处理农村生活污水

郭俊元,周禺伶,江世林,张国俊,杨 澜,张 露,韦 靖,何 山



多级土壤渗漏系统处理农村生活污水

郭俊元*,周禺伶,江世林,张国俊,杨 澜,张 露,韦 靖,何 山

(成都信息工程大学资源环境学院,四川 成都 610225)

构建了多级土壤渗漏系统(MSL)以处理农村生活污水,主要研究了MSL的挂膜启动特征,进水水力负荷对MSL处理生活污水性能的影响,以及MSL运行过程中生物膜的特征.实验结果表明,采用连续进水的方式挂膜28d后,挂膜成功,MSL对生活污水中COD,氨氮,TN,TP的去除率分别达到84.5%,74.7%,66.7%,76.4%.MSL运行过程中,表现出对进水水力负荷变化较强的适应性,水力负荷为400L/(m2·d)时,生活污水中COD,氨氮,TN,TP的平均去除率分别达到93.4%,94.9%,80.4%,94.7%,系统出水水质能够满足城镇污水处理厂污染物排放标准(GB18918-2002)一级A标准.MSL对有机物和氮磷的去除途径结果表明,微生物降解和转化作用对污水中COD,氨氮,TN的去除贡献率最大,Fe3+与PO43-的化学沉淀作用则是TP去除的主要途径.实时荧光定量PCR技术检测结果显示,生物膜中硝化功能菌占总菌群的35.5%.

多级土壤渗漏系统；生活污水；水力负荷；生物膜

多级土壤渗漏系统(multi soil layering treatment, MSL)是一种典型的利用土壤和微生物净化污水的方法,通过合理设计反应器构型,在反应器内构建载体填料,可以有效去除污水中的有机物和氮磷[1].目前,MSL已成功应用于滇池入湖河水的处理[2],组合工艺BAF+MSL亦成功应用于处理生活污水[3].基于此,针对农村生活污水的处理现状,本实验建立了一种新型MSL,将MSL反应器设计为滴滤池结构(以解决系统堵塞问题),在反应器内构建沸石渗滤层和以红壤和锯末为主的土壤层,并创新地在其间均匀摊铺铁屑,使MSL同时具有生物降解有机物和生物脱氮除磷功能.具体而言:自然通风条件下,土壤层中主要为厌氧环境,沸石层中主要为好氧环境.污水流过沸石层时,氨氮首先被吸附,污水中的微生物则在沸石表面和间隙逐渐增长繁殖,并形成生物膜,通过污水,空气,生物膜三相接触传质,实现有机污染物被异养菌分解去除的同时,氨氮被硝化菌转变为硝酸盐.在土壤层厌氧环境中,反硝化菌以硝酸盐为电子受体,以污水中的有机物和土壤层中的锯末为碳源,通过反硝化作用将硝酸盐转变为氮气释放.MSL长期稳定运行过程中,生物膜逐渐增长变厚,溶解氧通过扩散作用只能进入生物膜表层,而生物膜内部溶解氧浓度很低或者几乎没有溶解氧,因此生物膜上同时存在好氧区和厌氧区,也可实现生物硝化反硝化脱氮.MSL中多个好氧—厌氧环境的存在,有助于削弱硝化菌与异养菌对氧的竞争以及反硝化菌和其他异养菌对有机碳源的竞争,有利于整个生物硝化反硝化过程的完成.此外,MSL中的铁屑经过腐蚀作用转变为Fe3+,易与PO43-反应生成沉淀FePO4,进而去除污水中的磷.本实验模拟研究MSL处理农村生活污水的性能,主要探讨MSL挂膜特征,进水水力负荷对MSL处理农村生活污水性能的影响,MSL系统对生活污水中有机物和氮磷的去除途径,以及MSL中生物膜的特征.

1 材料与方法

1.1 实验污水水质

配置模拟生活污水,COD 215mg/L,氨氮45mg/L,总氮(TN)60mg/L,总磷(TP)5mg/L,污水pH值为6.5.

配置方法:将30g葡萄糖,10g淀粉,20g NH4Cl, 0.8g KH2PO4,1.6g K2HPO4,10g NaHCO3,2g MgSO4, 2g CaCl2,0.3g MnSO4以及0.5g蛋白胨溶于水,再稀释到100L.

1.2 实验装置

如图1所示,实验装置由支撑铁架和MSL反应器组成.反应器采用有机玻璃板制作,规格为450mm×250mm×700mm(长×宽×高),无盖底部打孔(孔径8mm),总开孔面积占底部面积的28%~30%(模拟滴滤池结构),MSL底部先填充卵石层100mm,而后向上顺序依次交替填充沸石层(层高60mm),铁屑层(层高10mm),土壤模块层(层高80mm).卵石层,沸石层,铁屑层,土壤模块层数分别为1层,4层,3层,3层,MSL超高90mm.实验所采用的沸石为来自浙江缙云的斜发沸石(理化性质如表1所示).土壤模块由红壤和锯末按干重比85:15混合制成,其中红壤在使用前需破碎为粒径约2mm的颗粒,土壤模块的密度为1.32g/cm3.红壤中有机质含量为16.3g/kg,黏粒含量为84.2%.铁屑来自成都信息工程大学金工实习基地.

图1 实验装置示意

表1 天然沸石的理化性质

1.3 实验运行方法

模拟生活污水通过水泵和布水设备布散于MSL内,处理出水由MSL底部的收集水箱和排水管道收集并排出.(25±2)℃条件下,启动MSL,采用连续进水的方式挂膜,初始进水为模拟生活污水与活性污泥的混合液(体积比为2:1),接种污泥来自成都科雅污水处理有限公司,待肉眼观察到沸石填料颗粒之间被一些生物絮体围绕,进水由混合液调整为模拟生活污水.MSL挂膜期间,水力负荷保持为200L/(m2·d).挂膜成功后,通过调整水力负荷,考察水力负荷对MSL处理生活污水性能的影响,实验过程中,MSL分别在300,400,500L/(m2·d)的进水水力负荷条件下稳定运行,并在每个水力负荷条件下稳定运行7d后对出水水质进行连续监测,每个水力负荷条件下连续监测14d.

1.4 检测方法

分别采用重铬酸钾-微波消解法,纳氏试剂分光光度法,过硫酸钾消解-紫外分光光度法,硫酸钾消解-钼蓝比色法测定污水中COD,氨氮,TN,TP浓度;污水pH值采用pH计(pHS-3C)检测.

1.5 生物膜特征分析方法

将沸石填料和土壤模块中附着的生物膜剥落,在光学显微镜下进行生物相观察,将生物膜中占优势的细菌,原生动物和后生动物等,与标准图进行对照.生物膜中硝化功能菌和总菌群用实时荧光定量PCR技术检测,PCR所使用的荧光物质选取荧光探针.

2 结果与讨论

2.1 MSL的挂膜启动

如图2(a)所示,挂膜前,MSL内的沸石填料显示出不规则空隙结构,有利于微生物生长,并形成生物膜.MSL启动运行7d后,肉眼可明显观察到原本表面清洁边界清晰的沸石填料表面逐渐变得粗糙模糊,色泽逐渐由灰白色变成土褐色.如图2(b)所示,MSL启动运行14d后,可清晰发现沸石填料表面生长有绒状生物膜,表明MSL内初步形成了生物膜,能够对污水中的氨氮和有机污染物起到吸附和降解作用[4].

第15d开始,进水由混合液调整为模拟生活污水,进水水力负荷为200L/(m2·d),对MSL进出水水质进行连续收集和监测,结果如图3所示,随着运行时间延长,污水中COD,氨氮,TN,TP去除率分别由15d时的40.2%,32.2%,23.1%,27.6%逐渐升高至28d时的84.5%,74.7%,66.7%,76.4%,这是由于MSL中微生物不断摄取污水中有机物和氮磷等生长繁殖所造成的[5].在此期间,肉眼观察到生物膜量逐渐增多,且生物膜颜色不断加深.

28~35d,COD,氨氮,TN,TP的去除率分别可达到85%,75%,68%,78%以上(出水COD浓度低于30mg/L,氨氮浓度低于10mg/L,TN浓度低于20mg/L,TP浓度低于1mg/L),处理出水中COD,氨氮,TN,TP相邻两次监测结果的相对偏差均低于5%,说明MSL达到了稳定运行状态,也说明MSL达到了较好的挂膜效果[6].

图3 挂膜期间MSL出水COD,氨氮,TN,TP的变化

2.2 水力负荷对MSL处理生活污水性能的影响

水力负荷是影响污水停留时间及MSL内生物膜更新速度的重要因素,并最终影响污水的处理效果.

图4 不同水力负荷条件下MSL对COD的去除

2.2.1 不同水力负荷条件下MSL对COD的去除 如图4所示,不同水力负荷条件下,MSL对污水中COD的平均去除率均高于83.3%,出水COD浓度均低于50mg/L,满足城镇污水处理厂污染物排放标准(GB18918-2002)[7]一级A标准,说明本实验构建的短程MSL具备良好的微生物生态条件,能够最大限度地去除污水中的有机污染物.COD去除效果优于严森等构建的BAF+MSL组合系统对生活污水的处理性能[3].从水力条件来看,本实验MSL底部土壤模块正下方和土壤模块间隙正下方的出水速率比较接近,始终保持在296~315mL/h,说明MSL进水分配均匀,有助于增加进水与MSL内填料特别是土壤模块的接触,提高MSL对COD的去除效率[1].

进水水力负荷由300增加至400L/(m2·d)时, COD平均去除率由85.1%上升至93.4%,这是由于提高水力负荷,使MSL内水流速度加快,从而加快MSL内溶解氧的流动速度,以及液相和生物相间的传质过程,进而提高了有机污染物的降解[8]. 500L/ (m2·d)条件下COD平均去除率有所下降(83.3%).分析原因:第一,水力负荷的增加导致生物膜冲刷过度,降低了有机污染物的降解;第二,污水在MSL中的停留时间减少,部分有机物未经降解而被水流冲出;第三,MSL内的耗氧速率超过了复氧速率,从而使得出水COD浓度稍有增加[1],这与严森等[3]的研究结论一致.

通过守恒定律:微生物降解量=MSL输入量- MSL输出量-填料吸附量,对有机污染物在MSL系统中的分配平衡进行分析.填料吸附量采用重铬酸钾容量法—外加热法测定.如表2所示,微生物对有机物去除的贡献最大,水力负荷为300,400,500L/ (m2·d)条件下,微生物降解对有机物去除的贡献率分别为54.3%,72.1%,66.1%.水力负荷为400L/(m2·d)时,微生物降解对有机物去除的贡献率最大(72.1%),说明选择合适的水力负荷能够加快MSL内溶解氧的流动速度,以及液相和生物相间的传质过程,进而提高微生物对有机物的降解[8];填料吸附的贡献率分别为30.8%,21.3%,17.2%,虽然去除贡献率差别明显,但有机物的去除量差别不明显,分别为2234.9, 2060.7,2080.1mg/d,说明填料吸附对MSL去除有机物的贡献有限.

表2 MSL去除有机物、氨氮、TN、TP途径分析

2.2.2 不同水力负荷条件下MSL对氨氮的去除 如图5所示,MSL对氨氮的去除受水力负荷影响较为明显,水力负荷为300,400L/(m2·d)条件下,氨氮去除率均在88.8%以上,处理出水氨氮浓度均低于5mg/L,满足城镇污水处理厂污染物排放标准(GB18918-2002)[7]一级A标准.MSL能够高效去除污水中的氨氮.主要原因:第一,本实验构建的MSL填料高度较小,且采用的是形式均一,孔隙率大的颗粒沸石,这样有利于填料内部的自然复氧;第二,填料的均一性使其周围的污水过流速度更稳定,MSL在气液固三相的传质更加充分[5].水力负荷为500L/(m2·d)时,出水氨氮平均浓度为10.8mg/L,仅满足GB18918-2002的二级排放标准.究其原因:虽然提高水力负荷有利于加快MSL内溶解氧的流动速度,以及液相和生物相间的传质过程,但过高的水力负荷使进水有机负荷急剧增加,从而加剧了MSL内异养微生物和硝化细菌对生存空间的竞争,对生长环境要求较为苛刻的硝化细菌在竞争中处于不利地位,也就是说,水力负荷的增加引起的对硝化细菌的抑制作用强于促进作用,从而降低了氨氮的去除[9-10];过高的水力负荷使部分污水与沸石填料接触时间降低,沸石填料对氨氮的吸附略有降低,这与Luo等的研究结论类似[6].对氨氮在MSL系统中的分配平衡分析结果显示,不同水力负荷条件下,微生物对MSL内氨氮去除的贡献率体现出与去除COD相同的规律,填料吸附对氨氮的去除量相差不大(表2).

图5 不同水力负荷条件下MSL对氨氮的去除

如图6所示,不同水力负荷条件下,氨氮去除速率和硝氮产出速率表现出相似的趋势,并最终趋于稳定.以400L/(m2·d)水力负荷条件为例,最终氨氮去除速率和硝氮产出速率分别稳定在17.5g NH4+-N/(m2·d)和6.6g NO3--N/(m2·d),这个最大限值可能是由于MSL内填料总表面积限制了硝化菌群的总量而导致的,以上结果可以推断出MSL中存在生物硝化过程.

2.2.3 不同水力负荷条件下MSL对TN的去除 如图7所示,不同水力负荷条件下,MSL对TN的去除率大约保持在52.5%~80.4%,优于同样填料高度的沸石生物滴滤器对生活污水中TN的去除[5].原因在于MSL系统中的土壤模块显著增强了反硝化作用,强化了TN的去除.水力负荷为300和400L/(m2·d)时,出水TN平均浓度低于20mg/L,满足城镇污水处理厂污染物排放标准(GB18918-2002)[7]一级B标准.水力负荷为500L/(m2·d)时,出水TN浓度为28.8mg/L.本实验构建的MSL对生活污水中TN的去除效果优于严森等构建的BAF+MSL组合系统对生活污水的处理性能[3].TN的去除受水力负荷影响较大,这是由于水力负荷较低时,进水有机负荷相应较低,MSL内反硝化碳源不足,碳氮比低,导致TN去除率较低.随水力负荷的增加,碳氮比逐渐增加,促进TN的去除,但过高的水力负荷使得部分污水从土壤模块间的沸石渗滤层流出,降低了污水与沸石填料的接触时间,生物膜脱落与更新速度快[11],且土壤模块内锯末未充分降解,反硝化碳源较缺乏,难以形成同步硝化反硝化环境,反硝化能力不强,这与Luo等的研究结论类似[6].如表2所示,不同水力负荷条件下,MSL对TN的输出比例较高,分别达到24.0%, 19.6%,47.5%,填料吸附对MSL内TN的去除量相差不大,500L/(m2·d)水力负荷条件下,MSL内的反硝化作用弱,对TN去除的贡献率仅为31.3%.

为进一步检验MSL运行的稳定性及其对污水中氮的去除机理,对MSL进行氮素物料衡算,假设进水中氮素主要为氨氮(i)和少量NO3-(i),不含有机氮和NO2-.氨氮可被MSL沸石填料吸附(Δa),也可经脱附或直接随水流排出(e),氨氮还可被微生物转化为NO3-,假设NO3-不被沸石填料吸附,则NO3-一经产生就被微生物吸收/同化(d)或随水流排出(e).氮素衡算过程中,MSL内部的扩散,吸附等过程均处于平衡状态,即单位时间内沸石填料净吸附截留的氮素量为零(Δa=0).如图8所示,MSL对污水中氮的去除近似表示为污水中氨氮的净去除量与NO3-的净生成量之差(Δ-Δ),结果表明,水力负荷分别为300,400,500L/(m2·d)时,MSL对氮素去除率分别为69.5%,84.2%,49.5%,与图7中TN的去除效果基本一致,说明MSL中氮素的转化过程存在生物硝化反硝化过程[12],这与Luo等的研究结论一致[6].

2.2.4 不同水力负荷条件下MSL对TP的去除 如图9(a)所示,MSL表现出较高的TP去除能力,不同水力负荷条件下,MSL出水中TP浓度始终维持在低于0.5mg/L的水平,满足城镇污水处理厂污染物排放标准(GB18918-2002)[7]一级A标准.如图9(b)所示,相同条件下,未填充铁屑的MSL对TP的平均去除率低于25%,说明MSL对总磷的去除主要是由于Fe3+与PO43-的化学作用,Luo等[6]的研究中也发现了类似现象.如表2所示,微生物降解作用对TP去除的贡献较小(20.8%~24.3%),MSL内的好氧微环境条件使得单质铁水解为Fe3+,Fe3+与PO43-的沉淀反应使得污水中的TP得以去除[6].

根据Fe3+水解平衡(公式1)和FePO4沉淀平衡(公式2)计算,pH=7的条件下,Fe3+和PO43-生成FePO4,对应的PO43-临界浓度值为3.25×10-6mol/L,对应TP质量浓度为0.10mol/L,即理论上,pH=7时,Fe3+最多能使污水中TP浓度降低至 0.10mol/L.此外,部分Fe3+发生水解生成的Fe(OH)3胶体及少量多羟基聚合物,能够对FePO4沉淀和污水中的其它胶体物质起到混凝沉降作用,从而强化污水中TP的去除[13].

2.2.6 MSL中溶解氧和氧化还原电位的变化 如图11(a)所示,MSL内的溶解氧浓度为0.36~ 2.26mg/L,呈现两端高,中间低的趋势,即进水口(500mm)与出水口(0mm)溶解氧浓度较高,这是由于进水和出水口与空气直接接触,在自然通风的情况下,部分空气扩散进入MSL内,溶解氧丰富的区域有利于可降解有机物的去除.MSL内部溶解氧浓度最低为0.36mg/L,能够保证反硝化过程的顺利进行,促进污水中TN的去除[15].MSL内的氧化还原电位是反映生化反应氧化或还原程度的综合指标,如图11(b)所示,适当增加水力负荷,使得污水中有机污染物与生物膜接触充分,提高了溶解氧的利用率,有机污染物得到充分降解,氧化还原电位在此过程出现降低;过高的水力负荷则使得生物膜表面水力剪切力增大,溶解氧流动速度加快,破坏MSL内的低溶解氧环境,抑制反硝化反应,氧化还原电位在此过程出现升高[16].具体而言:在进水口(500mm),不同水力负荷条件下,氧化还原电位维持在-30.5~-32.8mV,几乎无差别,但经过MSL中生物膜的生物降解活动后,氧化还原电位呈现先降低后增加的趋势,在出水口(0mm),水力负荷为300L/(m2·d)时,氧化还原电位为-31.2mV,水力负荷增加至400L/(m2·d)时,氧化还原电位由-31.2mV降低至-36.5mV,水力负荷继续增加至500L/(m2·d)时,氧化还原电位由-36.5mV升高至-27.6mV.此外,MSL运行过程中,沿程溶解氧和氧化还原电位的变化规律基本一致,说明溶解氧变化是导致氧化还原电位变化的主要原因.

图11 MSL沿程高度溶解氧(a)和氧化还原电位(b)的变化规律

2.3 生物膜和生物相特征

图12(a)~(d)显示MSL稳定运行阶段沿程高度100,200,300,400mm处的生物膜中,微生物多为球状,杆状,螺状.将MSL成功挂膜后和MSL稳定运行阶段沿程高度的沸石填料表面附着的生物膜剥落,在光学显微镜下进行生物相观察,将生物膜中占优势的细菌,原生动物和后生动物等,与标准图进行对照[17],发现MSL挂膜阶段,生物膜中多细菌,原生动物及后生动物较少,可观察到大量草履虫;MSL稳定运行阶段,生物膜中出现了纤毛虫,钟虫,累枝虫等,草履虫的数量大减,说明MSL对污水有着较好的处理效果[16].表3显示,MSL稳定运行阶段,MSL沿程高度,进水端(400~500mm)存在大量以有机物为食的纤毛虫,中部(300~400mm)能够观察到生物膜中穿插有丝状菌及轮虫,出水端(100~200mm) 出现大量轮虫,说明MSL内有机污染物物含量大幅降低,异养菌在微生物群落中失去优势[18].

图12 MSL运行稳定期间沿程高度100mm (a)、200mm (b)、300mm (c)、400mm (d)处生物膜的特征

表3 MSL沿程高度生物相构成特征

2.4 MSL沿程脱氮和生化特性研究

2.4.1 生物量空间分布特征 以水力负荷400L/ (m2·d)为例,MSL稳定运行过程中,将MSL内沸石填料表面附着的生物膜剥落进行分析,如图13所示,MSL内生物膜的量随沿程高度的降低呈现下降—升高—下降的趋势.进水段生物膜的量明显较多,这是由于自然通风情况下,进水溶解氧浓度,有机物和氮磷浓度均较高,大量的好氧异养菌以及兼性菌迅速增殖,使得进水端生物量较高;随着水流沿程向下,污水中的营养物质和溶解氧逐渐消耗,好氧微生物量逐渐减少.然而,随着溶解氧的逐渐消耗,反硝化菌逐渐生长,体现为生物量逐渐增加,当污水流至出水端(0mm),有机污染物经过前面填料的吸附和微生物降解,其浓度下降至最低,硝酸盐浓度也有所降低,进而导致生物量略有下降[19].

图13 MSL沿程高度生物量的变化规律

2.4.2 沿程COD和氨氮浓度的变化规律 MSL在不同填料高度处生物相和生物膜量有所不同,这与不同填料高度处污水中有机物、氨氮、以及溶解氧的浓度有关[5].以水力负荷400L/(m2·d)为例,由图14(a)可知,沿水流方向,随着填料层高度的降低, COD去除率逐渐增加,尤其是进水端500~300mm段, COD快速去除,这是由于进水端有机物和溶解氧浓度相对较高,有利于异养菌的积累(体现为生物膜量较多),因而有机物降解速率较快,经过500~300mm段填料层内微生物的捕食作用后,COD浓度降低至85.2mg/L,溶解氧浓度降低至0.76mg/L,营养物质和溶解氧逐渐成为异氧菌生理活动的限制因素(体现为生物膜量下降).由图14(b)可知,在进水端500mm段,氨氮的去除作用较弱,去除率仅为4.2%,这是由于有机物浓度较高,异养菌占优势,氨氮的去除归因于异养菌的同化作用.在200~300mm段,氨氮浓度迅速降低至11.5mg/L,氨氮去除率迅速增加至74.4%,分析认为该段填料中硝化细菌数量较多,异养菌生长受到限制,后续MSL沿程微生物特征试验验证了这一分析.

2.4.3 细菌量的变化特征与MSL脱氮 采用实时荧光定量PCR技术对MSL内的亚硝化细菌和硝化细菌等的数量进行了定量分析,结果如表4所示,在沸石填料400~500mm处亚硝化细菌和硝化细菌的数量相对较少,而MSL在此段有机物浓度较高,异养菌在竞争中占有优势,同时,在200~300mm处填料中硝化菌数量较多,这与氨氮沿填料层高度的去除规律相似.硝化功能菌在总菌群中的比例如表5所示,在200~300mm处硝化细菌为优势菌属(所占比例最大),硝化效能达到最优值,进一步证实了上述分析,即MSL进水端有机物浓度较高,最大比增长速率相对较小的硝化细菌无法与异养菌在滤料层空间进行竞争,异养菌在竞争中占优势,氨氮去除作用较弱,随着有机物的不断降解,异养菌生长受到限制,自养型的硝化菌则占统治性地位,氨氮去除率逐渐提高.此外,MSL中硝化功能菌在总菌群中占比35.5%,佐证了MSL中的确存在生物硝化和反硝化过程.

表4 单位体积沸石填料上硝化细菌的数量

表5 硝化细菌在总菌群中的比例

3 结论

3.1 本实验构建的MSL系统表现出对进水水力负荷变化较强的适应性,水力负荷为400L/(m2·d)时,生活污水中COD,氨氮,TN,TP的平均去除率分别为93.4%,94.9%,80.4%,94.7%,处理出水水质满足城镇污水处理厂污染物排放标准(GB18918-2002)一级排放标准A要求.

3.2 微生物降解作用对污水中COD,氨氮,TN的去除贡献率最大,而生物除磷效果有限(<25%),MSL填料层中添加铁屑后,污水中TP去除率提高到94.7%.这是由于单质铁在沸石填料层的好氧环境中水解为Fe3+,进而与PO43-发生化学沉淀作用,这是MSL中TP去除的主要途径.

3.3 氨氮去除速率和硝氮产出速率关系,以及氮素物料衡算结果表明,MSL中氮素的转化过程显著存在生物硝化/反硝化过程.MSL沿程沸石填料上硝化细菌数量的变化规律和硝化细菌在总菌群中所占比例的变化规律表明,沿程优势微生物依次分别为异养菌和硝化菌.

3.4 受沿程有机物,氮磷及溶解氧的影响,MSL沿程微生物种群存在明显差别,微生物种群分布再次表明,沿程优势微生物依次分别为异养菌和硝化菌,与通过对污水处理效果分析得出的微生物沿程分布特点一致;生物量及生物膜分布特征表明MSL生物膜中细菌多样性十分丰富,佐证了MSL对污水有着较好的处理效果.

[1] Sato K, Iwashima N, Wakatsuki T, et al. Quantitative evaluation of treatment processes and mechanisms of organic matter, phosphorus, and nitrogen removal in a multi-soil-layering system [J]. Soil Science and Plant Nutrition, 2011,57(3):475-486.

[2] 魏才倢,吴为中,陶 淑,等.多级土壤渗滤系统处理滇池入湖河水的研究[J]. 中国给水排水, 2010,26(9):104-111.

[3] 严 森,吴为中,杨春平,等.水力负荷及固相碳源对BAF+多级土壤渗滤组合工艺处理污水的影响研究[J]. 环境科学学报, 2012,32(8): 1793-1800.

[4] 罗 伟.沸石层滴滤—多介质土壤层系统处理分散生活污水的研究[D]. 长沙:湖南大学, 2014.

[5] 郭俊元,周明杰,甘鹏飞,等.沸石生物滴滤器处理分散式生活污水的性能及生物膜特征研究[J]. 中国环境科学, 2016,36(12):3601- 3609.

[6] Luo W, Yang C P, He H J, et al. Novel two-stage vertical flow biofilter system for efficient treatment of decentralized domestic wastewater [J]. Ecological Engineering, 2014,64(11):415-423.

[7] GB18918-2002 城镇污水处理厂污染物排放标准[S].

[8] He S, Xue G, Kong H. The performance of BAF using natural zeolite as filter media under conditions of low temperature and ammonium shock load [J]. Journal of hazardous materials, 2007,143(1):291-295.

[9] Krasnits E, Beliavsky M, Tarre S, et al. PHA based denitrification: municipal wastewater vs. acetate [J]. Bioresource Technology, 2013, 132(132):28-37.

[10] Hu B, Wheatley A, Ishtchenko V. The effect of shock loads on SAF bioreactors for sewage treatment works [J]. Chemical Engineering Journal, 2011,166(1):73-80.

[11] Schipper L A, Robertson W D, Gold A J, et al. Denitrifying bioreactors—an approach for reducing nitrate loads to receiving waters [J]. Ecological Engineering, 2010,36(11):1532-1543.

[12] Kellogg D Q, Gold A J, Cox S. A geospatial approach for assessing denitrification sinks within lower-order catchments [J]. Ecological Engineering, 2010,36(11):1596-1606.

[13] 匡 颖,董启荣,王鹤立.海绵铁与火山岩填料A/O生物滴滤池脱氮除磷的中试研究[J]. 水处理技术, 2012,38(9):50-53.

[14] 刘建平.组合生物膜法处理分散式生活污水研究 [D]. 合肥:合肥工业大学, 2006.

[15] 李 洋.磁絮凝分离—生物滴滤组合工艺处理小城镇污水研究 [D]. 哈尔滨:哈尔滨工业大学, 2014.

[16] Pearce P, Edwards W. A design model for nitrification on structured cross flow plastic media trickling filters [J]. Water and Environment Journal, 2011,25(2):257-265.

[17] 中国科学院微生物研究所细菌分类组.一般常见细菌鉴定手册 [M]. 北京:科学出版社, 2001.

[18] 窦娜莎,王 琳. 16SrDNA克隆文库法分析Biostyr曝气生物滤池处理城市污水的细菌多样性研究[J]. 环境科学学报, 2011,31(10): 2117-2124.

[19] Li J Z, Shi S. A Short Review of Wastewater Biological Treatment at Low C/N ratio [J]. Advanced Materials Research, 2014,955(6):1490- 1494.

Multi soil layering filter and its performance in rural domestic sewage treatment.

GUO Jun-yuan*, ZHOU Yu-ling, JIANG Shi-lin, ZHANG Guo-jun, YANG Lan, ZHANG Lu, WEI Jing, HE Shan

(College of Resources and Environment, Chengdu University of Information Technology, Chengdu 610225, China)., 2018,38(9)：3380~3390

The MSL was constructed to treat rural domestic wastewater. Biofilm colonization, effects of hydraulic loading rate (HLR) on the treatment of domestic wastewater by the MSL, and biofilm characteristics during the working process of the MSL were investigated. The biofilm colonization was success after 28d of influent by “continuous manner”, and at this moment, removal efficiencies of COD, ammonia, TN and TP reached 84.5%, 74.7%, 66.7%, and 76.4%, respectively. During the treatment process of the domestic wastewater, the MSL exhibited a strong adaptability on the variation of HLR. The average removal efficiencies of COD, ammonia, TN, TP reached 93.4%, 94.9%, 80.4%, and 94.7%, respectively, which meet to the 1A discharge standard of the Discharge standard of pollutants for municipal wastewater treatment plant (GB 18918-2002), when the HLR was adjusted to 400L/(m2·d). Pathways of the removal of COD, ammonia, TN and TP by the MSL showed that the biological decomposition and biotransformation processes of microorganisms were the most important pathway for the removal of COD, ammonia, and TN, while TP was mainly removed by the chemical reaction with iron irons. q-PCR showed that the nitrifying bacteria in the biofilm were about 35.5% of the total flora.

multi soil layering treatment (MSL)；domestic wastewater；hydraulic loading rate (HLR)；biofilm

X703.1

A

1000-6923(2018)09-3380-11

郭俊元(1985-),男,山西忻州人,副教授,博士,主要从事水污染控制工程与资源化研究研究.发表论文30余篇.

2018-02-05

国家自然科学基金资助(51508043);四川省科技计划项目(2016JY0015);成都信息工程大学中青年学术带头人科研人才基金资助(J201515)

* 责任作者, 副教授, gjy@cuit.edu.cn