外加碳源时分流比对人工湿地脱氮性能的影响

平腊梅,王 宁,赵子健,眭家桐,潘玲阳,储 刚,王 振*

外加碳源时分流比对人工湿地脱氮性能的影响

平腊梅1,王 宁1,赵子健1,眭家桐1,潘玲阳2,储 刚1,王 振1*

(1.安徽农业大学资源与环境学院,安徽 合肥 230036；2.安徽新华学院城市建设学院,安徽 合肥 230088)

以生活污水作为外加碳源,探究了分段进水策略下分流比对垂直潜流人工湿地(VFCW)深度处理猪场沼液的影响.结果表明,将生活污水通过分流管泵入VFCW时,分流比会影响系统的运行性能及其微生物学特征.随着分流比由0:1增至1:3,VFCW填料层中反硝化菌群和厌氧氨氧化菌(AnAOB)的丰度均显著提高,硝化/反硝化作用和短程反硝化/厌氧氨氧化(DMOA)作用成为了系统中氮素脱除的主要途径,VFCW的TN去除性能随之得以优化;当分流比增至1:2后,VFCW的反硝化性能及厌氧氨氧化性能虽可进一步提高,但其运行性能却因分流管进水在系统中过短的水力停留时间而下降.当分流比为1:3时,VFCW可高效去除进水中污染物,出水水质满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A标准,其填料层中的优势菌属包括、、和,此时系统中氮素的转化主要依赖硝化/反硝化作用和DMOA作用,对应的TN和NH4+-N去除速率分别可达(5.90±1.86)和(4.63±1.43)g/(m2·d).

垂直流人工湿地(VFCW)；猪场沼液；分流比；外加碳源；厌氧氨氧化(ANAMMOX)；脱氮

作为一种污水生态处理技术,人工湿地(CW)已被广泛用于养猪废水处理[1-2].有文献报道,对CW采取适当强化措施后,此工艺可直接处理猪场沼液,并可削减其中大部分污染物[3-6].然而,上述研究亦指出,即便猪场沼液经过了强化型CW的处理,系统出水中仍含有较高浓度的氮素(以NH4+-N与NO3--N为主),且其碳氮比(C/N)偏低.为此,需对猪场沼液再进行深度处理,以避免其对水环境的威胁.CW工艺也被认为是深度处理猪场沼液的较佳选择[1],但鉴于该技术脱氮效果欠佳,并考虑到上述污水水质特点,需对其脱氮性能进行优化.

强化生物硝化/反硝化作用一度被认为是提高CW脱氮效果的有效措施[7].然而,当处理对象为低C/N废水时,此强化手段存在局限性,复氧能力不足和有机碳源匮乏始终会阻碍CW高效脱氮[7-9].鉴于CW中存在多种参与氮素转化的功能微生物,有研究尝试通过强化系统中其他的生物脱氮途径以缓解溶解氧(DO)和有机碳源对其脱氮效果的制约[10].近年来,几种生物脱氮新途径(如短程硝化/反硝化作用、硫自养反硝化作用、厌氧氨氧化(ANAMMOX)作用等)相继在CW中得以强化[11-13],上述途径与硝化/反硝化作用耦合后可显著提高CW的脱氮效能.

优化湿地填料层中DO和有机碳源的浓度及分布有助于丰富CW中的脱氮途径[14].其中,外加有机碳源并辅以分段进水的运行模式被认为是强化CW中多路径耦合脱氮作用的有效手段[15].有研究证实,在外加碳源条件下对CW实施分流措施后,湿地填料层中的氧化还原梯度更为明显,限氧环境得以优化,其反硝化性能和ANAMMOX性能均得到提高[16].由此推测,如能在CW深度处理猪场沼液时也执行上述策略,则必能使系统达到理想的脱氮效能.然而,目前仍需探寻适宜种类的外加碳源,且外加特定碳源条件下最优的分流比值尚不明晰.

本文前期研究通过强化CW中基于亚硝化的全程自养脱氮(CANON)作用,实现了CW工艺对猪场沼液的高效处理,其出水水质满足《畜禽养殖业污染物排放标准》(GB18596-2001)[6].鉴于CANON型CW出水中仍含有相当含量的污染物(尤其是氮素),另考虑到猪场附近的农村社区会产生高C/N的生活污水,本文构建了垂直潜流人工湿地(VFCW),而后遵照“以废治废”原则,尝试以生活污水为外加碳源,采用中间分流进水方式考察了不同分流比条件下VFCW对猪场沼液的深度处理效果,并分析了分流比对系统中微生物群落结构特征的影响,构建了VFCW宏观运行性能及其微观微生物学特性的定量响应关系.研究结果可为新型CW工艺的研发及低C/N废水的高效处理提供参考.

1 材料与方法

1.1 试验装置

分流式VFCW为PVC材质,长×宽×高=1.0m× 1.0m×1.2m,构型如图1所示.其中,出水管位于装置底部,进水管位于装置顶部,分流管则处于装置中部.各装置中填充有100cm厚的填料层(孔隙率≈37%),包括底部为20cm厚的砾石承托层(粒径为5～ 10cm)、中部为70cm厚的沸石-废砖块混合层(两者体积比为1:1,粒径为1～3cm)及上部为10cm厚的瓜片石层(粒径为5～10mm),填料层表面种植石菖蒲,种植密度为16株/m2.

图1 分流式VFCW构型

1.2 进水水质

分流式VFCW的进水分为两部分,一部分为经过CANON型CW处理的猪场沼液,其中COD、TP、TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N的浓度分别为(56.43±22.55),(2.22±0.61),(47.16±18.48),(30.58±13.67),(15.57±9.73)和(1.15±0.94)mg/L;另一部分是作为外加碳源的生活污水,其中COD、TP、TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N的浓度分别为(215.72±8.60), (5.66±0.28),(51.99±9.27),(40.79±8.90),(0.77±0.14)和(0.72 ±0.08)mg/L.

1.3 运行条件

分流式VFCW以连续模式运行了120d.期间,以生活污水为外加碳源,对其施加分流措施.具体操作方法为:将经过CANON型CW处理的猪场沼液(标记为进水1)由进水管泵入VFCW,同时,将获取的生活污水(标记为进水2)由分流管也泵入试验装置中,两部分进水均以下向流模式流经填料层.其中,进水2体积与进水1体积之比被定义为分流比.在本文中,各VFCW的水力负荷(HLR)均为0.18m3/(m2·d),即各装置的进水量为180L/d.根据分流比的不同将VFCW划分为4组,分别标记为:V1(分流比为0:1)、V2(分流比为1:4)、V3(分流比为1:3)和V4(分流比为1:2),各装置进水量及其污染物负荷分别如表1和表2所示.此外,试验期间各装置填料层中的污水水温为(14～23)℃.

表1 各组VFCW的日进水量

表2 各组VFCW进水污染物负荷

1.4 分析方法

1.4.1 水样采集及分析方法 每天采集各装置进出水水样进行分析,样品设置3平行.水样中COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN和TP浓度的测定均参照《水和废水监测分析方法》(第四版)[17].填料层中水温及氧化还原电位(ORP)值均利用便携式水质分析仪进行原位测定.

1.4.2 填料样品采集 使用洛阳铲定期自不同深度(即填料层以下5,15,25,35,45,55,65,75,85和95cm处)采集各VFCW中的填料样品,按照试验要求或将其单独保存,或均匀混合以便进行后续相关分析,每次采集完成后均会对损失填料进行补充.其中,对于每次取自同一系统但不同深度的10组填料样本,从各样本中称取5g并将其混匀,而后将这些混合样本(≈50g)用于各VFCW中氮素的转化途径解析.

1.4.3 填料样品氮素转化性能 用亚硝酸化活性(PPNA)、硝酸化活性(PNA)、反硝化活性(PDA)、短程反硝化活性(PBDA)及厌氧氨氧化比活性(SAA)衡量填料样品的脱氮性能,指标分别参照文献[18-19]进行测定.测定时,各项指标试验条件同被测样品所在装置的运行工况.

1.4.4 功能基因定量分析 使用DNA试剂盒(D5625-01,Omega,USA)对填料样品中的DNA进行提取纯化,并对所得产物的核酸浓度和纯度进行测定,而后对DNA样品中参与生物脱氮过程的关键功能基因(即、、、、、和)进行荧光定量PCR测定.分析所用仪器为Applied Biosystems StepOneTM,采用SYBR Green I荧光染料法进行测试,各功能基因的扩增体系、引物种类及反应条件均参照文献[20].

1.4.5 基于16S rDNA的Illumina平台高通量测序 对填料样品进行超声处理[21],随后采用漩涡混匀仪(Scilogex MX-F)对其进行涡旋处理(t=5min).收集脱落的生物膜存放于-20℃冰箱保存,待试验全部完成后将所有生物膜样品送至北京百迈客生物科技有限公司进行高通量分析测序.测序分析后,根据Barcode序列区分各个样本的数据,进行嵌合体过滤,得到可用于后续分析的有效数据,即Clean reads.为了研究样品的物种组成多样性,对所有样品的Clean reads进行聚类,以97%的一致性将序列聚类成OTUs,然后对OTUs的代表序列进行物种注释及分类学分析.

1.5 数据处理

采用SPSS 28.0对数据进行统计分析;采用one-way ANOVA进行方差分析(<0.01);采用逐步线性回归模型构建氮素转化速率(因变量)与脱氮功能基因组合(自变量)之间的定量响应关系,而后利用通径系数评价各自变量对因变量的相对重要性;采用Origin 2021作图,图中相关数据为(平均值±标准差);文中污染物去除(转化)率、累积率等的计算方法均参照文献[22].

2 结果与讨论

2.1 运行性能

图2(a)表明,试验期间4组VFCW出水中的COD浓度均稳定在25mg/L左右,分流比的增加虽会导致VFCW有机负荷升高,但其有机物去除性能始终较理想.由图2(b)可知各VFCW的除磷性能:由于填料层中废砖块的填充[23],V1出水中TP浓度仅为(0.19± 0.07)mg/L.将分流比分别提高至1:4和1:3后,V2和V3的除磷性能仍可得到保障,其出水TP浓度分别为(0.10±0.05)和(0.13±0.04)mg/L.然而,当分流比为1:2时,V4出水TP浓度增至(0.26±0.10) mg/L.此结果应归因于V4相对较高的污染负荷与进水2在系统中相对偏短的HRT.

VFCW脱氮性能如图2(c)～(f)所示.从中可知,V1的NH4+-N转化速率可达(4.46±2.23)g/(m2·d),其出水NH4+-N浓度为(2.43±1.46)mg/L.然而,V1的TN去除速率却仅为(2.79±1.49)g/(m2·d),其出水TN浓度高达(26.84±12.39)mg/L且主要以NO3--N[≈ (23.42±11.83) mg/L]为主.随着分流比分别增至1:4和1:3,VFCW在维持较高NH4+-N转化速率的同时,其TN去除性能不断优化.尤其对于V3,其TN和NH4+-N去除速率分别增至(5.90±1.86)和(4.63± 1.43)g/(m2·d),此时装置出水中TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N浓度分别为(10.22±4.62),(4.58±2.35), (5.24±3.41)和(0.40±0.26)mg/L.当分流比继续增至1:2后,V4的TN与NH4+-N去除性能较V3又有所下降,出水中TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N浓度分别为(22.36±10.32),(7.30±3.82),(14.25±8.10)和(0.81±0.23)mg/L,该结果仍应源于V4过高的污染负荷与污水在系统中相对偏短的HRT.

CW中的氧环境可通过其填料层中的ORP值来表征[14]:当填料层中ORP值>400mV时,CW处于好氧状态;当ORP值低于-200mV时,系统处于厌氧状态;而当该值处于-200～400mV时,系统处于兼氧状态.为探究4组VFCW中氧环境的差异,测定了各系统中ORP值变化(图3).对于V1,在其填料层深度为5cm处,ORP值为(204±28)mV.随着填料层深度增加,对应的ORP值不断下降,还原环境渐占主导.在填料层深度为95cm处,此区域的ORP值降至-(96± 23)mV.随着进水2体积的增加,装置填料层下部区域中的ORP值降幅增大,还原环境增强;而另一方面,进水1的体积随分流比值的增加而降低,致使VFCW填料层上部的氧化环境不断改善.当分流比为1:3时,在V3填料层深度为55～95cm的区域,ORP值范围为-127～-254mV;而在其填料层深度为0～45cm的区域,ORP值范围为277～10mV.此结果表明,适宜分流比可使VFCW填料层中的氧化还原梯度更为明显,有利于多路径耦合脱氮反应体系的构建.

由此可见,外加碳源措施下适宜分流比的设置可优化VFCW的运行性能(尤其是脱氮性能).当分流比为1:3时,V3可取得理想的污水处理效果,其出水水质满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A[24]标准.

图2 VFCW污染物去除性能

图3 VFCW中ORP值空间变化

2.2 脱氮微生物丰度及活性

由图4和图5可知,VFCW中脱氮微生物的丰度及活性因分流比不同而具有迥异的空间分布特征.当分流比为0:1时,进水1以下向流模式流经V1填料层,故其中的大部分污染物在填料层上部便得到降解和去除.相应地,湿地填料层的氮素转化性能及其中7种脱氮功能基因的丰度亦随填料层深度的增加而降低.其中,在填料层深度为5cm处,参与NH4+-N和NO2--N氧化的和[20]的基因拷贝数分别为(8.41×105±1.10×105)和(5.11×105± 8.30×104)copies/g,此处填料样本的PPNA和PNA达(9.05±1.86)和(6.72±0.74)mg/(g·h).随着填料层深度增加,和的丰度不断下降,沿程填料样本的PPNA和PNA亦随之降低.在填料层深度为95cm处,和的丰度分别降至(8.72×103±1.26× 103)和(7.98×103±1.18×103)copies/g,其PPNA和PNA分别仅为(0.81±0.24)和(0.58±0.09)mg/(g·h).结合图3判断,由于填料层上部(尤其是表层)以好氧环境为主且NH4+-N浓度较高,致使硝化菌群在此处富集,进而强化了该区域的硝化性能.随着深度的增加,填料层下部渐以厌氧环境为主,加之污水中基质浓度沿程下降,填料层中硝化菌群的丰度与活性亦随之下降.不同于硝化微生物,V1填料层中反硝化菌的丰度及活性随深度增加呈现先升高后下降的空间特征.、、和分别是参与反硝化过程的4种关键基因,其丰度可反映出系统中反硝化菌的数量.其中,和是参与NO3--N→NO2--N过程的2种关键基因;和是参与NO2-- N→NO过程的2种关键基因[20].在填料层深度为25cm处,上述4种功能基因的丰度分别为(5.07× 105±6.43×104),(8.82×103±1.30×103),(8.15×104±1.01×104)和(1.41×104±1.13×103)copies/g,此区域填料样本的PBDA和PDA对应达(5.61±0.59)和(8.32± 1.62)mg/(g·h).如前所述,填料层表层以好氧环境为主,导致反硝化菌丰度及活性均受到抑制;而在填料层深度为25cm处,该区域以兼/缺氧环境为主,且有机碳源含量较高,反硝化菌群及其活性随之增强.另外,鉴于该区域恰是湿地植物根系垂直分布较为密集之处,推测根系分泌物也应对反硝化菌群丰度及其活性的提升有促进作用;随着填料层深度继续增加,其中的缺氧环境虽可得到保障,但进水中的大部分有机物被消耗,导致相对匮乏的有机碳源成为限制其反硝化性能提高的“瓶颈”.的丰度可反映出水处理系统中AnAOB的数量[6].V1不同深度填料层中的丰度均较低,为(1.56×103±7.79×102) copies/g,对应填料样本的SAA也处于较低水平[≈(0.57±0.14)mg/(g·h)],未随填料层深度增加而波动,表明V1的ANAMMOX性能欠佳.

外加碳源下分流措施的实施提高了VFCW填料层中的微生物量,并改变了其中功能微生物的空间分布特征.随着分流比分别增至1:4和1:3,装置分流管附近区域的反硝化性能、ANAMMOX性能及相关功能微生物的丰度均可得到不同程度的提高.其中,V3的反硝化及ANAMMOX性能提升程度最大.在填料层深度为55cm处,、、、和的基因拷贝数分别为(3.80×105±4.58×104), (7.25× 103±1.08×103),(1.13×104±1.10×103),(8.01×104±8.55×103)和(7.36×104±1.12×104)copies/g,填料样本的PBDA、PDA和SAA相应可达(4.52±0.32),(6.23±0.71)和(4.26±0.74)mg/(g·h),表明反硝化菌群及AnAOB在该区域得以富集.同时,V3的硝化性能仍维持在较高水平,在填料层深度为5cm处,和的基因丰度分别为(6.64×105±1.27×105)和(3.97×105±4.70× 104)copies/g;此处填料样本的PPNA和PNA亦分别高达(7.77±1.04)和(5.80±0.66)mg/(g·h).可见,将外加碳源泵入VFCW后,系统的反硝化性能与ANAMMOX性能可得到强化,随之促进了装置TN去除性能的提高.结合2.1中结果判断,VFCW的分流比不宜超过1:3,否则VFCW的反硝化与ANAMMOX性能虽可得到显著提高,但因过高分流比会过分缩短污水在填料层中的HRT,系统脱氮效能反而会恶化.

图4 填料样品氮素转化活性

图5 填料样品中脱氮功能基因丰度变化

2.3 氮素转化途径解析

由表3和图6可知,V1的NH4+-N去除速率[(NH4+-N)]受[/(+)]和(/)的显著影响.其中,[/(+)]正比于(NH4+-N),通径系数为0.633;(/)与(NH4+-N)呈负相关关系,通径系数为-0.058.考虑到V1中基因的丰度为(5.11×105±8.30×104)copies/g,由[/(+)]推测:V1中的部分NH4+-N可通过硝化/反硝化途径被转化,其中,短程硝化反应与反硝化反应第2步(即NO2--N→NO)应是该过程的限速步骤. (/)表明,会导致V1中NH4+-N的积累.研究表明,具备基因的脱氮微生物可主导异化还原硝酸盐为铵(DNRA)过程,即可将NO3--N还原为可被生物再利用的铵盐[25],则V1中可能存在DNRA作用.另一方面,此变量还预示着填料层中的NOB会与AOB竞争DO,影响系统中NH4+-N的转化.然而,由于进水中偏低的C/N与V1较强的复氧性能[26],基因主导的DNRA作用和NOB主导的NO2--N氧化作用应不会显著影响V1中NH4+-N的转化.[/(+)]通过(/)与(NH4+-N)呈正相关关系,间接通径系数为0.017;而(/)通过[/(+)]也正相关于(NH4+-N),间接通径系数为0.062.由此推断,当NH4+-N在V1中转化时,系统中的DNRA作用与硝化/反硝化作用可相互促进.V1的NO3--N去除速率[(NO3--N)]与(+)/和/(+)均呈显著正相关,通径系数分别为0.501和0.046.其中,(+)/表明V1中NO3--N的去除途径之一为反硝化作用,而NOB主导的NO2--N氧化过程会促进装置中NO3--N的累积.另推测,V1的NO3--N去除率在一定程度上依赖于进水中的有机碳源含量./(+)表明,主导的DNRA作用有助于V1中NO3--N的转化,而当NO3--N通过反硝化作用进行转化时,NO2--N→NO是其限速步骤.此外,反硝化过程中累积的较高浓度的NO2--N会对脱氮功能微生物产生毒害.(+)/通过/(+)对(NO3--N)的间接通径系数为-0.103,预示着反硝化作用与DNRA过程会竞争NO3--N,进而会影响到V1的脱氮性能.(/)和(+)/(+)与V1的NO2--N去除速率[(NO2--N)]均呈负相关,通径系数分别为-0.573和-0.116.前者表明,短程硝化作用是V1中NO2--N生成的主要途径,而NOB的过量增殖会对该作用的强度及稳定性形成冲击;后者表明,反硝化过程不充分也是造成系统中NO2--N累积的主因,且在有机碳源相对不足时,此现象会加重.可见,V1中氮素的转化途径以硝化/反硝化作用为主.此外,装置中小部分的NO3--N可通过DNRA作用转化为NH4+-N,但鉴于进水1的C/N偏低且含有较高含量的NO3--N,V1脱氮性能不理想.

V2的(NH4+-N)主要受/(+)、(/)和/(+)的影响.其中,/ (+)与(NH4+-N)正相关且通径系数为0.872,结合V2中基因的丰度,该变量预示着系统中NH4+-N的去除途径之一依然是硝化/反硝化作用;/(+)与(NH4+-N)亦呈正相关关系且通径系数为0.208,表明V2中的部分NH4+-N可通过短程反硝化-ANAMMOX(DMOA)耦合作用去除.不同于CANON作用,在DMOA耦合反应中, AnAOB所需的NO2--N源于NO3--N的还原,由此避免了NOB过量增殖的干扰,且可缓解有机碳源对AnAOB的抑制.已有研究指出,DMOA耦合新技术为低C/N污水高效脱氮开辟了新途径,已成为污水脱氮领域的研究热点[27].与V1类似,(/)与V2的(NH4+-N)仍呈负相关关系且通径系数为-0.069,由此判定V2中亦存在DNRA作用,但需注意的是,该作用在装置中的强度依然不高,推测仍与装置中相对不足的有机碳源有关.V2的(NO3--N)分别与(+)/、/(+)和/ (+)显著相关.与V1类似,(+) /和/(+)同样正比于(NO3--N),且通径系数分别为0.792和0.061,证实V2中确存在硝化/反硝化作用与DNRA作用,且两种作用均参与了NO3--N的转化.此外,V2的(NO3--N)还受到/ (+)的显著影响.基于ANAMMOX反应特点可知,AnAOB在将NH4+-N和NO2--N转化为N2时,会产生部分NO3--N,则该变量与(NO3--N)呈负相关关系,通径系数为-0.105.(/)、(+)/(+)和/(+)是显著影响(NO2--N)的3个变量.其中,前2组变量均与(NO2-- N)呈负相关关系,通径系数分别为-0.491和-0.264,表明V2中NO2--N的产生既源于短程硝化过程,又源于反硝化过程;而/(+)正比于(NO2--N)且通径系数为0.103,表明系统中的NO2--N参与了DMOA过程.上述结果表明,借助分流手段将进水2泵入V2之后,系统中的氮素转化途径异于V1,其中最明显的区别便是DMOA作用在V2中得以发生,在该反应与硝化/反硝化途径的共同作用下,V2的脱氮效能得以优化.

表3 VFCW中氮素转化速率与脱氮功能基因的定量响应关系

图6 VFCW中脱氮功能基因对氮素转化速率的相对重要性

影响V3中各形态氮素转化的变量均与V2相同,且随着V3中分流比的增加,相关通径系数值亦随之增加,表明各组变量对每种氮素去除速率的相对重要性逐步增加.换言之,V3中氮素转化的主要途径虽与V2相同,但其中硝化/反硝化作用、DMOA作用甚至DNRA作用的强度均因进水中外加碳源的增加而得到了不同程度的提高,V3的脱氮性能随之提升.对于V4而言,影响其中各形态氮素转化速率的变量依旧与V2和V3相同,且随着分流比增至1:2,V4中生物硝化/反硝化作用及DNRA作用的强度较V3均有所提高.然而,此系统中DMOA作用的强度却较V3有所下降,推测应与进水中较高含量的有机物有关,即当VFCW进水中的有机碳源相对充足时,系统中的异养反硝化作用及DNRA作用均可因此得到强化,但过高的有机物含量会对AnAOB的活性产生抑制[28],由此导致DMOA反应受阻,另加之污水在V4中较短的HRT,导致该系统的运行性能低于V3.

2.4 微生物群落结构分析

由图7可知,取自V1的各填料样本中的优势菌属包括、、、-和.其中,和分别隶属AOB与NOB,是参与硝化反应的2种功能菌属[29];为反硝化菌属,可在缺氧或好氧条件下将NO--N还原[30];隶属于绿弯菌门(Chloroflexi),为水处理工艺中常见的一种厌氧功能菌属[31].在填料层深度为5cm处,、和的相对丰度分别为14.67%、9.21%和15.92%;随着填料层深度的增加,3菌属的含量逐步下降:在填料层深度为95cm处,其相对含量已分别降至0.44%、0.42%和0.61%.不同于上述3菌属,在填料层中的相对含量随深度的增加而不断提高:在填料层深度为95cm处,该菌属的相对丰度达12.92%,较深度为5cm处的填料层增加了2.35倍.上述结果应归因于V1的运行模式,即当进水投配到系统填料层表面后,污水以下向流模式垂直流经填料层,填料层中的NH4+-N及DO浓度随污水流向沿程降低.受基质浓度及氧环境制约,填料层中、和的丰度随取样深度的增加而降低;而的含量随填料层中DO浓度的降低而升高,并成为填料层厌氧区域的优势菌属.隶属于浮霉菌门(Planctomycetota)的是一类AnAOB[29],其在V1中的相对含量仅为(0.45±0.19)%,且其相对丰度未随填料层深度的变化而波动,表明此时的丰度及活性均偏低,在V1脱氮过程中所起的作用较小.在其他3组VFCW中,和的相对丰度及空间变化特征受到分流比的影响:随着分流比的增加,上述2菌属在分流管安装区域的相对丰度较V1明显增加.当分流比为1:3时,对应填料样本中与的相对含量分别为8.89%和11.31%.如前所述,分流措施的实施可促使DMOA作用在VFCW中得以发生和强化,该结果进一步证实了此结论.

基于上述结果,当以生活污水作为外加碳源时,分流措施下VFCW中的氮素转化途径如图8所示.从中可知,借助分流措施向VFCW外加生活污水可提高系统中和的相对含量,进而诱导并强化其中的DMOA作用,提高系统的脱氮性能.另一方面,分流措施的采用并未降低上部填料层中和的相对含量,使得VFCW的硝化性能得以保障.此外,分流进水中所挟带的有机碳源亦有助于装置中反硝化性能的提高,由此可进一步强化装置的脱氮效能.

图7 填料样本中主要菌属相对丰度

图8 分流措施下VFCW中氮素转化途径解析

3 结论

3.1 以生活污水作为外加碳源,并将其通过分流管泵入VFCW时,分流比可显著影响系统对猪场沼液的深度处理效果,当分流比为1:3时,V3的TN和NH4+-N去除速率分别可达(5.90±1.86)和(4.63±1.43) g/(m2·d).

3.2 当分流比由0:1增至1:3,VFCW中反硝化菌群和AnAOB的丰度均显著提高,硝化/反硝化作用和DMOA作用成为系统中氮素脱除的主要途径,VFCW的TN去除性能得以优化.当分流比增至1:2后,VFCW的反硝化性能及ANAMMOX性能虽可进一步提高,但其运行性能却因分流管进水在系统中过短的HRT而下降.

3.3 当分流比为1:3时,V3填料层中的优势菌属包括、、和,系统中氮素转化主要依赖硝化/反硝化作用和DMOA作用,其出水水质满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A标准.

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Effect of shunt ratio on nitrogen removal of a constructed wetland system applied external carbon source.

PING La-mei1, WANG Ning1, ZHAO Zi-jian1, SUI Jia-tong1, PAN Ling-yang2, CHU Gang1, WANG Zhen1*

(1.School of Resources and Environment, Anhui Agricultural University, Hefei 230036, China；2.School of Urban Construction, Anhui Xinhua University, Hefei 230088, China)., 2023,43(2)：620～630

This study was conducted to explore the effect of shunt ratio on advanced treatment of anaerobically-digested swine wastewater by a subsurface vertical flow constructed wetland (VFCW) with step-feeding when taking domestic sewage as external carbon source. The results showed that, shunt ratio significantly affected operational performances and the associated microbiological characteristics of the VFCW once domestic sewage was pumped into the system via the shunt pipe. As the shunt ratio increased from 0:1 to 1:3, the abundances of denitrifying bacteria and anaerobic ammonium oxidation bacteria (AnAOB) in the filler layer of the VFCW increased significantly, and the nitrification/denitrification process and the partial denitrification/anaerobic ammonium oxidation (DMOA) process became the two main pathways for nitrogen removal in the system, resulting that the TN removal performance of the VFCW was thereby optimized. As the shunt ratio was increased to 1:2, the denitrification performance and the anaerobic ammonia oxidation performance of the VFCW could be further improved, while its operational performance was decreased due to the excessive short hydraulic retention time of the shunt inlet pumped into the system. Notably, high pollutant removal rates could be achieved when the VFCW was operated with shunt ratio of 1:3, effluent quality of the system could reach Discharge Standard of Pollutants for Municipal Wastewater Treatment Plant (GB 18918-2002) class A standard. Regarding to the VFCWwith shunt ratio of 1:3,,,andwere the four dominant bacterial genera in its filler layer. Correspondingly, nitrogen removal in the system relied on the nitrification/denitrification process and the DMOA process, resulting that the TN and NH4+-N removal rates of the VFCW were (5.90±1.86) and (4.63±1.43) g/(m2·d), respectively.

subsurface vertical flow constructed wetland (VFCW)；anaerobically-digested swine wastewater；shunt ratio；external carbon source；anaerobic ammonia oxidation (ANAMMOX)；nitrogen removal

X703

A

1000-6923(2023)02-0620-11

平腊梅(1998-),女,安徽淮南人,安徽农业大学硕士研究生,主要从事污水生物资源化处理与回用技术研究.发表论文2篇.

2022-06-21

国家自然科学基金资助项目(42107406);安徽省重点研究与开发计划项目(202004h07020024);安徽省自然科学基金资助项目(200808 5ME162);安徽省高等学校自然科学研究重点项目(KJ2020A0793);中国科学院城市污染物转化重点实验室开放基金资助项目(KLUPC-KF- 2020-5);安徽农业大学省级研究生科研项目(YJS20210220)

* 责任作者, 副教授, zwang@ahau.edu.cn