李志偉 林莉莉 劉泳宏 張 波 魯 汭 吳振斌 肖恩榮

(1.中國科學(xué)院水生生物研究所淡水生態(tài)與生物技術(shù)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 武漢 430072; 2.中國科學(xué)院大學(xué), 北京 100049;3.東華理工大學(xué)水資源與環(huán)境工程學(xué)院, 南昌 330013; 4.中國地質(zhì)大學(xué)(武漢)環(huán)境學(xué)院, 武漢 430074)

人工濕地(Constructed Wetland, CW)堵塞具有普遍性, 即使采用相關(guān)預(yù)處理措施, 仍無法避免由微生物分泌過量胞外聚合物(Extracellular Polymeric Substances, EPS)引起的生物堵塞[1,2]。目前人工濕地生物堵塞的原位緩解技術(shù)有基質(zhì)翻新、停床輪休[3]和內(nèi)部曝氣[4]等物理方法, 溶脫劑、氧化劑和抑菌劑等化學(xué)方法[5,6], 利用蚯蚓、水解酶和生物表面活性劑等生物方法[7—9]及生物電化學(xué)方法[1,10—12]等。物理法成本高; 化學(xué)藥劑易殘留, 易損害系統(tǒng);生物藥劑投加頻繁, 費(fèi)用高; 相對而言, 生物電化學(xué)法成本低、易于操作, 具有較好的應(yīng)用潛力, 成為原位緩解生物堵塞的研究熱點(diǎn)。

人工濕地生物電化學(xué)法是利用人工濕地垂直方向存在的天然氧化還原梯度來構(gòu)建陰極和陽極并形成電流, 在電場作用下降解生物堵塞物EPS, 實(shí)現(xiàn)堵塞的原位緩解。早在2016, Corbella等[10]就通過人工濕地發(fā)生堵塞時(shí)對微生物燃料電池輸出電壓的影響來判斷堵塞的嚴(yán)重程度。近年來一些研究者發(fā)現(xiàn), 嵌入電極形成的人工濕地-微生物燃料電池(Constructed Wetland-Microbial Fuel Cell, CWMFC)、人工濕地-微生物電解池(Constructed Wetland-Microbial Electrolytic Cell, CW-MEC)等生物電化學(xué)系統(tǒng)(Bio-electrochemical Systems, BES)中基質(zhì)填料間殘留物EPS的累積量更少, 有延緩生物堵塞的作用[11,12]。相對而言, MEC系統(tǒng)因外加電源, 比MFC系統(tǒng)有更高的電流, 往往具有更好的EPS降解效果[11]。但是, 過高的電流會(huì)抑制原有功能微生物的生長富集, 也會(huì)對濕地植物的生長造成脅迫[13]。因此, CW-MEC和CW-MFC這兩種BES到底哪種具有更好的生物堵塞緩解效果還需要明確。此外, 由于微生物分泌的EPS是一個(gè)隨著菌群代謝歷經(jīng)生長、衰落、死亡的周而復(fù)始的過程, 導(dǎo)致生物堵塞也隨之呈現(xiàn)動(dòng)態(tài)變化。到底在生物堵塞形成和發(fā)展的哪個(gè)階段進(jìn)行BES干預(yù)才能達(dá)到更好的效果也需要弄清楚。所以, 本研究分別采用CW-MEC、CW-MFC這兩種生物電化學(xué)系統(tǒng), 比較和探究它們在生物堵塞形成前后的原位緩解效果和相關(guān)機(jī)理,以期為人工濕地生物堵塞有效防治提供參考和借鑒。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)垂直流人工濕地裝置共6套, 依次為耦合微生物燃料電池組(CW-MFC)、耦合微生物電解池組(CW-MEC)和開路對照組(CW), 每組均設(shè)置兩個(gè)平行。每套裝置主體為直徑D=200 mm, 高度H=800 mm的PVC管(圖1), 從底部往上依次埋設(shè)4層填料層: 100 mm厚、粒徑1—2 mm的石英砂層;200 mm厚、粒徑3—4 mm的顆粒活性炭陽極層, 其中嵌入半徑為80 mm、有效面積為0.2 m2的圓筒狀石墨氈(北京晶龍?zhí)靥际珡S, 厚度10 mm)作為電流收集器; 390 mm厚、粒徑1—2 mm石英砂層; 10 mm厚, 內(nèi)、外直徑分別為80和180 mm, 有效面積為0.02 m2的圓環(huán)狀石墨氈陰極層。頂部種植長勢良好、根系生長較佳、株長相同的紅花美人蕉。CWMFC組陽極和陰極分別通過直徑1 mm的鈦絲與可變電阻箱(R=1000 Ω)及電壓采集器(上海繼升電器有限公司, R6010/U)相連; CW-MEC組的陽極與陰極分別通過直徑1 mm的鈦絲與恒壓直流電源(龍威電源有限公司, PS305DM)的正極和負(fù)極連接, 電壓恒定為10 V。

圖1 實(shí)驗(yàn)裝置圖Fig.1 Experimental setup

基質(zhì)和電極填料裝填前均反復(fù)沖洗。其中石墨氈和活性炭電極填料使用前先用自來水沖洗3次,再依次用1 mol/L HCl和1 mol/L NaOH各浸泡2h以改善材料表面的親水性能并去除金屬雜質(zhì), 最后用蒸餾水沖洗至中性; 石英砂在使用前用自來水沖洗數(shù)次去掉表面的雜質(zhì), 并在121℃高溫條件下滅菌30min, 最后用自來水清洗后烘干備用。

微生物接種自武漢市某污水處理廠厭氧活性污泥, 厭氧培養(yǎng)1周后按30%(v/v)與配置的營養(yǎng)液充分混合再加入到上述各裝置中掛膜; 陰極石墨氈裝填之前需在好氧活性污泥中浸泡48h掛膜。整個(gè)馴化過程大約持續(xù)1個(gè)月, 每周更換反應(yīng)器內(nèi)接種液,馴化完成后進(jìn)行正式實(shí)驗(yàn)。整個(gè)實(shí)驗(yàn)階段均保持環(huán)境溫度25—30℃。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

實(shí)驗(yàn)1——堵塞前干預(yù): 馴化完成后閉合CWMFC和CW-MEC系統(tǒng)的外電路, 在不同的水力停留時(shí)間(HRT)下運(yùn)行60d。采用上行流方式, 通過蠕動(dòng)泵連續(xù)進(jìn)水1h后停止, 對應(yīng)流量為110 mL/min; 依次維持HRT為1d(1—15d)、HRT為3d(16—30d)和HRT為1d(31—60d)3個(gè)階段。人工配水成分包含C6H12O6、CH3COONa、KNO3、NH4Cl、KH2PO4、NaCl、CaCl2·6H2O、MgSO4·7H2O及微量元素。各階段進(jìn)水COD(C6H12O6)600 mg/L, N(NH4Cl)15 mg/L。

實(shí)驗(yàn)2——堵塞后修復(fù): 在已形成生物堵塞的CW-MFC和CW-MEC裝置中閉合外電路, 在不同的HRT下運(yùn)行30d。依次維持HRT為1d(0—15d)和HRT為3d(16—30d)兩個(gè)階段, 其他運(yùn)行條件同實(shí)驗(yàn)1。各系統(tǒng)在正式實(shí)驗(yàn)前在開路狀態(tài)下運(yùn)行6個(gè)月,通過高有機(jī)負(fù)荷進(jìn)水來加速生物堵塞, 當(dāng)系統(tǒng)孔隙率、出水速率的降幅均超過10%、且基質(zhì)生物膜中EPS可檢出后, 視為生物堵塞已形成。前15天, 進(jìn)水COD和N(KNO3)濃度分別為1000和10 mg/L; 后15天則相應(yīng)調(diào)整為500和30 mg/L。

1.3 測試指標(biāo)與方法

堵塞程度堵塞程度用孔隙率和出水速率表征?？紫堵什捎门潘y定, 將試驗(yàn)裝置通入自來水, 基質(zhì)吸水達(dá)到飽和后, 量取其充滿水時(shí)(水面剛好沒到基質(zhì)表面)的填料高度H, 測定試驗(yàn)柱子的內(nèi)徑為D, 再把水放空, 測得放出水的體積V, 通過公式(1)算出孔隙率P。出水速率采用直接測定系統(tǒng)流出固定出水體積V0, 耗時(shí)為t, 根據(jù)公式(2)計(jì)算出水速率f。

由于平行裝置間存在初始細(xì)微孔隙率和出水速率的差異, 為了消除該差異, 本研究統(tǒng)一采用孔隙率變化率(ΔP)、出水速率變化率(Δf)來表征, 即分別以系統(tǒng)的初始值為參照, 計(jì)算所測值與初始值之比值, 該比值大于1表示孔隙率(出水速率)增加,反之亦然。

水質(zhì)指標(biāo)CODcr采用HJ/T 399—2007《水質(zhì)化學(xué)需氧量的測定快速消解分光光度法》測定;TN采用HJ 636—2012《水質(zhì)總氮的測定堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法》測定;-N采用HJ 535—2009《水質(zhì)氨氮的測定納氏試劑分光光度法》測定;-N采用HJ/T 346—2007《水質(zhì)硝酸鹽氮的測定紫外分光光度法(試行)》測定。

電化學(xué)性能電壓通過數(shù)據(jù)采集器(型號R6016/U/C3, 上海繼升電氣有限公司)每10s自動(dòng)記錄1次電壓數(shù)據(jù)。分析數(shù)據(jù)時(shí)取120min內(nèi)的平均值, 采集精度為10 mV。極化曲線和功率密度曲線使用穩(wěn)態(tài)放電法測定[14], 依次調(diào)減外阻(從9000 Ω到10 Ω)并記錄相應(yīng)的電壓值, 內(nèi)阻Rint采用極化曲線斜率法計(jì)算(極化曲線斜率絕對值和陽極有效面積的比值)。

EPS組分分析基質(zhì)表面胞外聚合物采用加熱鹽提取法對裝置上、中、下層進(jìn)行分層提取[15]。根據(jù)提取的難易程度將其分為溶解性胞外聚合物(Solubility-EPS, S-EPS)、松散結(jié)合性胞外聚合物(Loosely Bound-EPS, LB-EPS)和緊密結(jié)合性胞外聚合物(Tightly Bound-EPS, TB-EPS)。ρ[蛋白(Protein,PN)]采用考馬斯亮藍(lán)法測定(以牛血清白蛋白作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)); ρ[多糖(Polysaccharide, PS)]采用蒽酮-硫酸法(以葡萄糖作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)) 測定。ρ(EPS)總量近似以ρ(PN)與ρ(PS)之和表示。

數(shù)據(jù)分析每個(gè)實(shí)驗(yàn)組設(shè)置2個(gè)平行, 每組實(shí)驗(yàn)重復(fù)3次, 取數(shù)據(jù)的均值進(jìn)行分析。所有數(shù)據(jù)使用Origin 2019b 整理繪圖, 使用SPSS 22.0 統(tǒng)計(jì)軟件中的One-way ANOVA法進(jìn)行單因素方差分析。

2 結(jié)果

2.1 堵塞程度緩解

不同干預(yù)時(shí)期(前干預(yù)、后修復(fù)), 兩種電化學(xué)系統(tǒng)原位緩解效果(ΔP和Δf)如圖2所示。

圖2 生物堵塞不同干預(yù)時(shí)期CW-MEC和CW-MFC系統(tǒng)孔隙率(a)和出水速率(b)的變化率Fig.2 Changes in porosity (a) and filtration rate (b) of both CW-MEC and CW-MFC systems at different intervention periods during the bio-clogging formation

在堵塞前干預(yù)模式下, CW、CW-MEC和CWMFC三組系統(tǒng)的初始平均孔隙率P分別為(28.03±1.00)%、(28.58±0.80)%和(27.77±0.75)%, 差別不顯著(P＞0.05); 到60d時(shí), 3組的孔隙率變化率ΔP均下降, CW-MFC與CW-MEC的ΔP(0.915)反而比CW組更低(0.956)。反觀出水速率變化率Δf, 在15—30d和45—60d期間呈現(xiàn)出明顯差異, 均表現(xiàn)為CWMFC＞CW＞CW-MEC; 到第60天時(shí),Δf由大到小依次為0.708、0.568和0.522。在堵塞后修復(fù)模式下,CW、CW-MEC和CW-MFC三組系統(tǒng)的初始平均孔隙率P分別為(26.73±0.77)%、(26.57±0.89)%和(27.25±0.70)%, 差別不顯著(P＞0.05), 三組ΔP值均呈現(xiàn)出前15天先波動(dòng)性地緩慢下降(1—0.964), 后15天快速下降(0.964—0.896)的趨勢; 到30d時(shí),ΔP值的大小均表現(xiàn)為CW-MFC (0.921)＞CWMEC(0.905)＞CW(0.896), 這兩種BES都表現(xiàn)出一定程度堵塞緩解。從Δf看, 三組系統(tǒng)差異不顯著(P＞0.05), CW-MEC較CW-MFC變化幅度小, 更為穩(wěn)定。

可以看出, CW-MFC系統(tǒng)在堵塞前干預(yù)模式下有相對好的效果, 盡管孔隙率下降得比對照CW系統(tǒng)更多, 但系統(tǒng)的出水速率沒有受到大的影響; 而當(dāng)堵塞已經(jīng)形成后, 其對于維持原來的出水速率幾乎沒有幫助, 但對孔隙率卻有明顯的回升作用。而CW-MEC系統(tǒng)僅在后修復(fù)階段表現(xiàn)出明顯的孔隙率回升、堵塞緩解效果。

2.2 凈化效果維持

不同干預(yù)時(shí)期(前干預(yù)和后修復(fù)), 兩種電化學(xué)系統(tǒng)對污染物(COD、TN、-N和-N)凈化效果如圖3和4所示。

圖3 生物堵塞不同干預(yù)時(shí)期CW-MEC和CW-MFC系統(tǒng)出水COD (a)、TN (b)Fig.3 COD (a) and TN (b) from effluent of both CW-MEC and CW-MFC systems at different intervention periods during the bio-clogging formation

在堵塞前干預(yù)模式下, CW、CW-MEC和CWMFC三組系統(tǒng)在60d內(nèi)出水COD和TN濃度的差別不顯著(P＞0.05)。各組出水COD值從初始的39.4—49.6 mg/L逐漸上升至185.9—225.0 mg/L, 去除率均由91.4%以上降至63.1%左右; TN去除率則從初始的65%左右先下降至30%左右再上升并穩(wěn)定在40%左右, 其中氨氮去除率也同步歷經(jīng)先快速下降后緩慢回升的過程, 在45.1%—84.0%波動(dòng)。對比三組系統(tǒng): 前15天(HRT=1d), CW-MFC組表現(xiàn)出更好的COD和TN去除, CW-MEC組的硝氮生成量顯著增高; 16—30d(HRT=3d), CW-MEC組則表現(xiàn)出較好的整體凈化效果, 而CW-MFC組對氨氮的去除更佳;31—60d(HRT=1d), CW-MEC組和CW-MFC組僅能分別維持較好的COD(65%)和TN(55%)的去除效果。

在堵塞后修復(fù)模式下, 各組出水COD和TN濃度的變化趨勢一致, COD逐步減少而TN逐步增加。0—15d(HRT=1d), 進(jìn)水COD值達(dá)到1000 mg/L,進(jìn)水中的氮源從氨氮改變?yōu)橄醯? 三組系統(tǒng)的COD去除率均較低, 為35.3%—59.2%; 硝氮去除率達(dá)84.3%—90.0%, 幾乎沒有氨氮的積累。16—30d(HRT=3d), 降低進(jìn)水COD到500 mg/L并延長HRT至3d, 三組系統(tǒng)的COD去除率均回升至75%以上,TN去除率仍可維持在71.5%—90.2%, 而氨氮出現(xiàn)明顯的積累, 最高可達(dá)4.51 mg/L。在此模式下,CW-MEC組和CW-MFC組的整體凈化效果均不如CW組。

相對于堵塞前干預(yù), 兩種電化學(xué)系統(tǒng)在堵塞后啟用并不能維持堵塞濕地的凈化能力, 而CW系統(tǒng)在堵塞后仍能維持一定的硝氮和COD的去除很可能是因?yàn)橄到y(tǒng)的有機(jī)碳充足, 當(dāng)HRT增加后, 異養(yǎng)反硝化菌有充足的時(shí)間和電子供體進(jìn)行反硝化過程, 所以在20—30d表現(xiàn)出很好的COD(85%)和TN(88%)的去除效果。而CW-MEC和CW-MFC系統(tǒng)則由于電化學(xué)造成的陽極更低的氧化還原電位,很可能發(fā)生了異化還原成銨(DNRA)的過程, 所以有更明顯的氨氮積累[25]。

2.3 電化學(xué)性能比較

CW-MFC系統(tǒng)在生物堵塞前干預(yù)和后修復(fù)的電壓、功率密度和極化曲線如圖5所示。在堵塞前干預(yù)模式下, MFC系統(tǒng)輸出電壓逐漸增大、最大可達(dá)416 mV(圖5a), 最大功率密度可達(dá)0.968 mV/m2,內(nèi)阻為291 Ω(圖5b)。對于堵塞后修復(fù), MFC系統(tǒng)最大電壓、最大功率密度和內(nèi)阻則分別為288 mV、0.238 mV/m2和425 Ω。顯然, 堵塞后進(jìn)行修復(fù),CW-MFC系統(tǒng)的內(nèi)阻增加了46%, 產(chǎn)電電壓下降了30%。在MFC系統(tǒng)產(chǎn)電穩(wěn)定后, 產(chǎn)電電壓信號的變化與生物堵塞程度呈現(xiàn)出一定的相關(guān)性, 與Corbella等[10]的結(jié)果一致。

圖5 CW-MFC系統(tǒng)在生物堵塞前干預(yù)和后修復(fù)的電壓變化(a)以及極化曲線(b)Fig.5 Power density (a) and voltage (b) of the CW-MFC System at different intervention periods during the bio-clogging formation

2.4 EPS組分分層解析

采用堵塞前干預(yù)模式運(yùn)行60d, 未能有效檢測出基質(zhì)附著的EPS含量。而在堵塞后修復(fù)模式下,各系統(tǒng)上、中、下層基質(zhì)填料表面的EPS組成和含量變化如圖6所示。生物堵塞形成后(0), CW、CW-MFC和CW-MEC三組的初始EPS含量在263.9—383.1 mg/kg, 主要以B-EPS的形態(tài)存在(LBEPS和TB-EPS之和占T-EPS的98%以上, 其中TBEPS約占55%), S-EPS占比不足2%。EPS主要集中分布在上層(154.0—257.1 mg/kg), 占比達(dá)60%以上;其中多糖和蛋白比例(PS/PN)達(dá)到35以上。

圖6 堵塞后(第0、第15和第30天)CW-MFC和CW-MEC系統(tǒng)各型態(tài)EPS(總量A、溶解性B、松散結(jié)合性C、緊密結(jié)合性D)組成和含量的垂向變化Fig.6 The EPS [total (A), solubility (B), loosely bound (C), tight bound (D)]composition and content of different vertical substrate layers of both CW-MFC and CW-MEC systems in day 0,15 and 30 after bio-clogging

運(yùn)行至15d時(shí), CW組的EPS總量增大近一倍(507.5 mg/kg)并轉(zhuǎn)變?yōu)橐灾袑臃植紴橹?占比55.6%), 其中中層TB-PS增量最大, 為228.1 mg/kg,PN含量增大2.6倍, PS/PN降低至30.4。而CW-MFC與CW-MEC組EPS總量顯著減小, 減小量幾乎全部為上層PS貢獻(xiàn), 分別減少了157.7和115.4 mg/kg,使得上、中層EPS總量的差距縮小, 同時(shí)S-EPS含量增大, PN所占比例也增大。

圖4 生物堵塞不同干預(yù)時(shí)期CW-MEC和CW-MFC系統(tǒng)出水-N(a)、-N(b)Fig.4 -N(a)and -N(b)from effluent of both CW-MEC and CW-MFC systems at different intervention periods during the bioclogging formation

運(yùn)行30d后, 三組系統(tǒng)的EPS分層分布相似, 皆表現(xiàn)為上層和中層相當(dāng)且略大于下層, 生物堵塞由上層逐步向下層蔓延并趨于平衡的趨勢。CW組EPS總量從507.5 mg/kg峰值下降了一半, 其中TBEPS由405.2減少至144.2 mg/kg, 變化最大; 主要的貢獻(xiàn)區(qū)域?yàn)樯蠈优c中層, 減少的組分主要為PS; 而下層TB-EPS中的PS和PN含量均增大, 使得PS/PN減小至9.41, 進(jìn)一步縮小了上中下三層EPS含量差距。CW-MEC組EPS進(jìn)一步 減少至210 mg/kg, 其中上層和中層的TB-EPS分別減少了40.5和22.3 mg/kg,PS/PN減小至6.70。相對而言, CW-MFC組的EPS總量反而略微增大, 其中LB-EPS由92.37減少至64.9 mg/kg, TB-EPS由102.1增加到141.9 mg/kg; 各層PS含量相對穩(wěn)定, PN含量則明顯增大, PS/PN降至最低為4.70。

EPS的空間分布顯示CW的上層為生物堵塞的重災(zāi)區(qū), 且生物堵塞會(huì)隨時(shí)間逐步向中、下層發(fā)展和蔓延。受本實(shí)驗(yàn)中進(jìn)水C/N的影響, 堵塞的成分以PS為主, 而兩種電化學(xué)系統(tǒng)加速降解和利用的也正是上層的TB-EPS中的PS。從EPS減小的總量上看, CW-MEC組較CW-MFC效果更好。

3 討論

生物堵塞物EPS是由微生物的分泌物、脫落的細(xì)胞表面物質(zhì)、細(xì)胞自溶物及從環(huán)境中吸附的其他物質(zhì)組成[16], 結(jié)構(gòu)復(fù)雜, 含有較多帶電基團(tuán)。生物電化學(xué)系統(tǒng)產(chǎn)生的微弱電場有助于EPS帶電基團(tuán)的遷移、降解和分散; 同時(shí)電刺激能定向選擇微生物群落、加速難降解污染物降解菌的富集[17], 因此可有效減緩生物堵塞形成與發(fā)展[18]。從本實(shí)驗(yàn)堵塞形成后的EPS數(shù)據(jù)來看, 堵塞主要發(fā)生在CW系統(tǒng)上層, 隨后蔓延并擴(kuò)大到中層, 其中多糖占比達(dá)90%以上。本實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)中有機(jī)營養(yǎng)充足, 所以異養(yǎng)微生物代謝旺盛并大量分泌胞外多糖(PS)[19], 而多糖的凝膠化行為使得EPS黏附性更強(qiáng), 更易形成大分子的絮團(tuán), 因而加劇堵塞[20,21]。系統(tǒng)在形成堵塞初期, 上層EPS會(huì)阻礙氧氣向下擴(kuò)散, 并阻礙污染物的內(nèi)部流動(dòng), 影響微生物對污染物吸收及自身代謝;在堵塞完全形成后, 微生物逐步適應(yīng)堵塞帶來的低氧、物質(zhì)交換減弱的環(huán)境, 因而對污染物的去除影響較小。當(dāng)降低系統(tǒng)進(jìn)水負(fù)荷后, 外部營養(yǎng)物質(zhì)難以維持微生物的日常需求; 微生物會(huì)轉(zhuǎn)而利用EPS(尤其是其中的多糖)進(jìn)行補(bǔ)給, 所以EPS的結(jié)構(gòu)被破壞, 生物堵塞得以緩解。當(dāng)在生物堵塞形成前進(jìn)行干預(yù), 一定的電流刺激下, CW-MFC和CW-MEC系統(tǒng)的電活性微生物豐度會(huì)逐步增加并形成一定的優(yōu)勢, 會(huì)加速對有機(jī)物的利用; 同時(shí)部分原有的微生物會(huì)將電刺激視作一種脅迫, 會(huì)加速新陳代謝,利用更多的污染物并分泌更多的EPS來保護(hù)細(xì)胞,所以系統(tǒng)孔隙率會(huì)出現(xiàn)增加的趨勢, 但出水速率仍可較好地維持, 而且污染物(COD、TN等)去除得到了強(qiáng)化。隨著微生物逐步適應(yīng)電流環(huán)境, BES系統(tǒng)對污染物的強(qiáng)化去除能力不再明顯體現(xiàn); 但電刺激有助于EPS的分散與降解, 沒有被充分利用的小分子有機(jī)物隨出水排出, 造成了BES系統(tǒng)出水有機(jī)物含量較高[26]。由于EPS含量的積累不明顯, 所以CW-MFC和CW-MEC系統(tǒng)的強(qiáng)化效果差異不大。當(dāng)生物堵塞后進(jìn)行修復(fù), EPS含量已經(jīng)積累較高, 此時(shí)MEC因具備更強(qiáng)的電流, 其對EPS分散和降解得更好的效果就明顯體現(xiàn)出來。CW-MFC和CWMEC系統(tǒng)均加快了B-EPS向S-EPS定向轉(zhuǎn)化[22,23]。但電流環(huán)境的突然介入會(huì)導(dǎo)致部分微生物死亡, 其殘?bào)w增加了出水污染物濃度[24], 表現(xiàn)為兩BES組污染物的去除效率均降低, 但系統(tǒng)孔隙率逐步回升表明它們對EPS的有效降解。

總體上, 在不同堵塞形成時(shí)期采用CW-MFC和CW-MEC這兩種電化學(xué)系統(tǒng)進(jìn)行干預(yù), 均可在一定程度上原位緩解人工濕地生物堵塞。堵塞前干預(yù),MFC系統(tǒng)能很好地維持污染物去除效果并且保持出水速率, 還能回收電能; 堵塞后修復(fù), MEC系統(tǒng)能更有效促進(jìn)EPS分散以及B-EPS向S-EPS轉(zhuǎn)化, 并顯著恢復(fù)系統(tǒng)孔隙率。后續(xù)研究如能利用BES系統(tǒng)培養(yǎng)并富集專性電活性多糖(蛋白)降解菌, 并利用降解后的小分子有機(jī)物用于異養(yǎng)反硝化, 將為該技術(shù)的實(shí)際應(yīng)用提供更堅(jiān)實(shí)的基礎(chǔ)。