平臘梅,王 寧,趙子健,眭家桐,潘玲陽,儲 剛,王 振*

外加碳源時分流比對人工濕地脫氮性能的影響

平臘梅1,王 寧1,趙子健1,眭家桐1,潘玲陽2,儲 剛1,王 振1*

(1.安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院,安徽 合肥 230036；2.安徽新華學(xué)院城市建設(shè)學(xué)院,安徽 合肥 230088)

以生活污水作為外加碳源,探究了分段進水策略下分流比對垂直潛流人工濕地(VFCW)深度處理豬場沼液的影響.結(jié)果表明,將生活污水通過分流管泵入VFCW時,分流比會影響系統(tǒng)的運行性能及其微生物學(xué)特征.隨著分流比由0:1增至1:3,VFCW填料層中反硝化菌群和厭氧氨氧化菌(AnAOB)的豐度均顯著提高,硝化/反硝化作用和短程反硝化/厭氧氨氧化(DMOA)作用成為了系統(tǒng)中氮素脫除的主要途徑,VFCW的TN去除性能隨之得以優(yōu)化;當(dāng)分流比增至1:2后,VFCW的反硝化性能及厭氧氨氧化性能雖可進一步提高,但其運行性能卻因分流管進水在系統(tǒng)中過短的水力停留時間而下降.當(dāng)分流比為1:3時,VFCW可高效去除進水中污染物,出水水質(zhì)滿足《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 18918-2002)一級A標(biāo)準(zhǔn),其填料層中的優(yōu)勢菌屬包括、、和,此時系統(tǒng)中氮素的轉(zhuǎn)化主要依賴硝化/反硝化作用和DMOA作用,對應(yīng)的TN和NH4+-N去除速率分別可達(5.90±1.86)和(4.63±1.43)g/(m2·d).

垂直流人工濕地(VFCW)；豬場沼液；分流比；外加碳源；厭氧氨氧化(ANAMMOX)；脫氮

作為一種污水生態(tài)處理技術(shù),人工濕地(CW)已被廣泛用于養(yǎng)豬廢水處理[1-2].有文獻報道,對CW采取適當(dāng)強化措施后,此工藝可直接處理豬場沼液,并可削減其中大部分污染物[3-6].然而,上述研究亦指出,即便豬場沼液經(jīng)過了強化型CW的處理,系統(tǒng)出水中仍含有較高濃度的氮素(以NH4+-N與NO3--N為主),且其碳氮比(C/N)偏低.為此,需對豬場沼液再進行深度處理,以避免其對水環(huán)境的威脅.CW工藝也被認為是深度處理豬場沼液的較佳選擇[1],但鑒于該技術(shù)脫氮效果欠佳,并考慮到上述污水水質(zhì)特點,需對其脫氮性能進行優(yōu)化.

強化生物硝化/反硝化作用一度被認為是提高CW脫氮效果的有效措施[7].然而,當(dāng)處理對象為低C/N廢水時,此強化手段存在局限性,復(fù)氧能力不足和有機碳源匱乏始終會阻礙CW高效脫氮[7-9].鑒于CW中存在多種參與氮素轉(zhuǎn)化的功能微生物,有研究嘗試通過強化系統(tǒng)中其他的生物脫氮途徑以緩解溶解氧(DO)和有機碳源對其脫氮效果的制約[10].近年來,幾種生物脫氮新途徑(如短程硝化/反硝化作用、硫自養(yǎng)反硝化作用、厭氧氨氧化(ANAMMOX)作用等)相繼在CW中得以強化[11-13],上述途徑與硝化/反硝化作用耦合后可顯著提高CW的脫氮效能.

優(yōu)化濕地填料層中DO和有機碳源的濃度及分布有助于豐富CW中的脫氮途徑[14].其中,外加有機碳源并輔以分段進水的運行模式被認為是強化CW中多路徑耦合脫氮作用的有效手段[15].有研究證實,在外加碳源條件下對CW實施分流措施后,濕地填料層中的氧化還原梯度更為明顯,限氧環(huán)境得以優(yōu)化,其反硝化性能和ANAMMOX性能均得到提高[16].由此推測,如能在CW深度處理豬場沼液時也執(zhí)行上述策略,則必能使系統(tǒng)達到理想的脫氮效能.然而,目前仍需探尋適宜種類的外加碳源,且外加特定碳源條件下最優(yōu)的分流比值尚不明晰.

本文前期研究通過強化CW中基于亞硝化的全程自養(yǎng)脫氮(CANON)作用,實現(xiàn)了CW工藝對豬場沼液的高效處理,其出水水質(zhì)滿足《畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB18596-2001)[6].鑒于CANON型CW出水中仍含有相當(dāng)含量的污染物(尤其是氮素),另考慮到豬場附近的農(nóng)村社區(qū)會產(chǎn)生高C/N的生活污水,本文構(gòu)建了垂直潛流人工濕地(VFCW),而后遵照“以廢治廢”原則,嘗試以生活污水為外加碳源,采用中間分流進水方式考察了不同分流比條件下VFCW對豬場沼液的深度處理效果,并分析了分流比對系統(tǒng)中微生物群落結(jié)構(gòu)特征的影響,構(gòu)建了VFCW宏觀運行性能及其微觀微生物學(xué)特性的定量響應(yīng)關(guān)系.研究結(jié)果可為新型CW工藝的研發(fā)及低C/N廢水的高效處理提供參考.

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

分流式VFCW為PVC材質(zhì),長×寬×高=1.0m× 1.0m×1.2m,構(gòu)型如圖1所示.其中,出水管位于裝置底部,進水管位于裝置頂部,分流管則處于裝置中部.各裝置中填充有100cm厚的填料層(孔隙率≈37%),包括底部為20cm厚的礫石承托層(粒徑為5～ 10cm)、中部為70cm厚的沸石-廢磚塊混合層(兩者體積比為1:1,粒徑為1～3cm)及上部為10cm厚的瓜片石層(粒徑為5～10mm),填料層表面種植石菖蒲,種植密度為16株/m2.

圖1 分流式VFCW構(gòu)型

1.2 進水水質(zhì)

分流式VFCW的進水分為兩部分,一部分為經(jīng)過CANON型CW處理的豬場沼液,其中COD、TP、TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N的濃度分別為(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;另一部分是作為外加碳源的生活污水,其中COD、TP、TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N的濃度分別為(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 運行條件

分流式VFCW以連續(xù)模式運行了120d.期間,以生活污水為外加碳源,對其施加分流措施.具體操作方法為:將經(jīng)過CANON型CW處理的豬場沼液(標(biāo)記為進水1)由進水管泵入VFCW,同時,將獲取的生活污水(標(biāo)記為進水2)由分流管也泵入試驗裝置中,兩部分進水均以下向流模式流經(jīng)填料層.其中,進水2體積與進水1體積之比被定義為分流比.在本文中,各VFCW的水力負荷(HLR)均為0.18m3/(m2·d),即各裝置的進水量為180L/d.根據(jù)分流比的不同將VFCW劃分為4組,分別標(biāo)記為:V1(分流比為0:1)、V2(分流比為1:4)、V3(分流比為1:3)和V4(分流比為1:2),各裝置進水量及其污染物負荷分別如表1和表2所示.此外,試驗期間各裝置填料層中的污水水溫為(14～23)℃.

表1 各組VFCW的日進水量

表2 各組VFCW進水污染物負荷

1.4 分析方法

1.4.1 水樣采集及分析方法 每天采集各裝置進出水水樣進行分析,樣品設(shè)置3平行.水樣中COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN和TP濃度的測定均參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》(第四版)[17].填料層中水溫及氧化還原電位(ORP)值均利用便攜式水質(zhì)分析儀進行原位測定.

1.4.2 填料樣品采集 使用洛陽鏟定期自不同深度(即填料層以下5,15,25,35,45,55,65,75,85和95cm處)采集各VFCW中的填料樣品,按照試驗要求或?qū)⑵鋯为毐４?或均勻混合以便進行后續(xù)相關(guān)分析,每次采集完成后均會對損失填料進行補充.其中,對于每次取自同一系統(tǒng)但不同深度的10組填料樣本,從各樣本中稱取5g并將其混勻,而后將這些混合樣本(≈50g)用于各VFCW中氮素的轉(zhuǎn)化途徑解析.

1.4.3 填料樣品氮素轉(zhuǎn)化性能 用亞硝酸化活性(PPNA)、硝酸化活性(PNA)、反硝化活性(PDA)、短程反硝化活性(PBDA)及厭氧氨氧化比活性(SAA)衡量填料樣品的脫氮性能,指標(biāo)分別參照文獻[18-19]進行測定.測定時,各項指標(biāo)試驗條件同被測樣品所在裝置的運行工況.

1.4.4 功能基因定量分析 使用DNA試劑盒(D5625-01,Omega,USA)對填料樣品中的DNA進行提取純化,并對所得產(chǎn)物的核酸濃度和純度進行測定,而后對DNA樣品中參與生物脫氮過程的關(guān)鍵功能基因(即、、、、、和)進行熒光定量PCR測定.分析所用儀器為Applied Biosystems StepOneTM,采用SYBR Green I熒光染料法進行測試,各功能基因的擴增體系、引物種類及反應(yīng)條件均參照文獻[20].

1.4.5 基于16S rDNA的Illumina平臺高通量測序 對填料樣品進行超聲處理[21],隨后采用漩渦混勻儀(Scilogex MX-F)對其進行渦旋處理(t=5min).收集脫落的生物膜存放于-20℃冰箱保存,待試驗全部完成后將所有生物膜樣品送至北京百邁客生物科技有限公司進行高通量分析測序.測序分析后,根據(jù)Barcode序列區(qū)分各個樣本的數(shù)據(jù),進行嵌合體過濾,得到可用于后續(xù)分析的有效數(shù)據(jù),即Clean reads.為了研究樣品的物種組成多樣性,對所有樣品的Clean reads進行聚類,以97%的一致性將序列聚類成OTUs,然后對OTUs的代表序列進行物種注釋及分類學(xué)分析.

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS 28.0對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析;采用one-way ANOVA進行方差分析(<0.01);采用逐步線性回歸模型構(gòu)建氮素轉(zhuǎn)化速率(因變量)與脫氮功能基因組合(自變量)之間的定量響應(yīng)關(guān)系,而后利用通徑系數(shù)評價各自變量對因變量的相對重要性;采用Origin 2021作圖,圖中相關(guān)數(shù)據(jù)為(平均值±標(biāo)準(zhǔn)差);文中污染物去除(轉(zhuǎn)化)率、累積率等的計算方法均參照文獻[22].

2 結(jié)果與討論

2.1 運行性能

圖2(a)表明,試驗期間4組VFCW出水中的COD濃度均穩(wěn)定在25mg/L左右,分流比的增加雖會導(dǎo)致VFCW有機負荷升高,但其有機物去除性能始終較理想.由圖2(b)可知各VFCW的除磷性能:由于填料層中廢磚塊的填充[23],V1出水中TP濃度僅為(0.19± 0.07)mg/L.將分流比分別提高至1:4和1:3后,V2和V3的除磷性能仍可得到保障,其出水TP濃度分別為(0.10±0.05)和(0.13±0.04)mg/L.然而,當(dāng)分流比為1:2時,V4出水TP濃度增至(0.26±0.10) mg/L.此結(jié)果應(yīng)歸因于V4相對較高的污染負荷與進水2在系統(tǒng)中相對偏短的HRT.

VFCW脫氮性能如圖2(c)～(f)所示.從中可知,V1的NH4+-N轉(zhuǎn)化速率可達(4.46±2.23)g/(m2·d),其出水NH4+-N濃度為(2.43±1.46)mg/L.然而,V1的TN去除速率卻僅為(2.79±1.49)g/(m2·d),其出水TN濃度高達(26.84±12.39)mg/L且主要以NO3--N[≈ (23.42±11.83) mg/L]為主.隨著分流比分別增至1:4和1:3,VFCW在維持較高NH4+-N轉(zhuǎn)化速率的同時,其TN去除性能不斷優(yōu)化.尤其對于V3,其TN和NH4+-N去除速率分別增至(5.90±1.86)和(4.63± 1.43)g/(m2·d),此時裝置出水中TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N濃度分別為(10.22±4.62),(4.58±2.35), (5.24±3.41)和(0.40±0.26)mg/L.當(dāng)分流比繼續(xù)增至1:2后,V4的TN與NH4+-N去除性能較V3又有所下降,出水中TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N濃度分別為(22.36±10.32),(7.30±3.82),(14.25±8.10)和(0.81±0.23)mg/L,該結(jié)果仍應(yīng)源于V4過高的污染負荷與污水在系統(tǒng)中相對偏短的HRT.

CW中的氧環(huán)境可通過其填料層中的ORP值來表征[14]:當(dāng)填料層中ORP值>400mV時,CW處于好氧狀態(tài);當(dāng)ORP值低于-200mV時,系統(tǒng)處于厭氧狀態(tài);而當(dāng)該值處于-200～400mV時,系統(tǒng)處于兼氧狀態(tài).為探究4組VFCW中氧環(huán)境的差異,測定了各系統(tǒng)中ORP值變化(圖3).對于V1,在其填料層深度為5cm處,ORP值為(204±28)mV.隨著填料層深度增加,對應(yīng)的ORP值不斷下降,還原環(huán)境漸占主導(dǎo).在填料層深度為95cm處,此區(qū)域的ORP值降至-(96± 23)mV.隨著進水2體積的增加,裝置填料層下部區(qū)域中的ORP值降幅增大,還原環(huán)境增強;而另一方面,進水1的體積隨分流比值的增加而降低,致使VFCW填料層上部的氧化環(huán)境不斷改善.當(dāng)分流比為1:3時,在V3填料層深度為55～95cm的區(qū)域,ORP值范圍為-127～-254mV;而在其填料層深度為0～45cm的區(qū)域,ORP值范圍為277～10mV.此結(jié)果表明,適宜分流比可使VFCW填料層中的氧化還原梯度更為明顯,有利于多路徑耦合脫氮反應(yīng)體系的構(gòu)建.

由此可見,外加碳源措施下適宜分流比的設(shè)置可優(yōu)化VFCW的運行性能(尤其是脫氮性能).當(dāng)分流比為1:3時,V3可取得理想的污水處理效果,其出水水質(zhì)滿足《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 18918-2002)一級A[24]標(biāo)準(zhǔn).

圖2 VFCW污染物去除性能

圖3 VFCW中ORP值空間變化

2.2 脫氮微生物豐度及活性

由圖4和圖5可知,VFCW中脫氮微生物的豐度及活性因分流比不同而具有迥異的空間分布特征.當(dāng)分流比為0:1時,進水1以下向流模式流經(jīng)V1填料層,故其中的大部分污染物在填料層上部便得到降解和去除.相應(yīng)地,濕地填料層的氮素轉(zhuǎn)化性能及其中7種脫氮功能基因的豐度亦隨填料層深度的增加而降低.其中,在填料層深度為5cm處,參與NH4+-N和NO2--N氧化的和[20]的基因拷貝數(shù)分別為(8.41×105±1.10×105)和(5.11×105± 8.30×104)copies/g,此處填料樣本的PPNA和PNA達(9.05±1.86)和(6.72±0.74)mg/(g·h).隨著填料層深度增加,和的豐度不斷下降,沿程填料樣本的PPNA和PNA亦隨之降低.在填料層深度為95cm處,和的豐度分別降至(8.72×103±1.26× 103)和(7.98×103±1.18×103)copies/g,其PPNA和PNA分別僅為(0.81±0.24)和(0.58±0.09)mg/(g·h).結(jié)合圖3判斷,由于填料層上部(尤其是表層)以好氧環(huán)境為主且NH4+-N濃度較高,致使硝化菌群在此處富集,進而強化了該區(qū)域的硝化性能.隨著深度的增加,填料層下部漸以厭氧環(huán)境為主,加之污水中基質(zhì)濃度沿程下降,填料層中硝化菌群的豐度與活性亦隨之下降.不同于硝化微生物,V1填料層中反硝化菌的豐度及活性隨深度增加呈現(xiàn)先升高后下降的空間特征.、、和分別是參與反硝化過程的4種關(guān)鍵基因,其豐度可反映出系統(tǒng)中反硝化菌的數(shù)量.其中,和是參與NO3--N→NO2--N過程的2種關(guān)鍵基因;和是參與NO2-- N→NO過程的2種關(guān)鍵基因[20].在填料層深度為25cm處,上述4種功能基因的豐度分別為(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,此區(qū)域填料樣本的PBDA和PDA對應(yīng)達(5.61±0.59)和(8.32± 1.62)mg/(g·h).如前所述,填料層表層以好氧環(huán)境為主,導(dǎo)致反硝化菌豐度及活性均受到抑制;而在填料層深度為25cm處,該區(qū)域以兼/缺氧環(huán)境為主,且有機碳源含量較高,反硝化菌群及其活性隨之增強.另外,鑒于該區(qū)域恰是濕地植物根系垂直分布較為密集之處,推測根系分泌物也應(yīng)對反硝化菌群豐度及其活性的提升有促進作用;隨著填料層深度繼續(xù)增加,其中的缺氧環(huán)境雖可得到保障,但進水中的大部分有機物被消耗,導(dǎo)致相對匱乏的有機碳源成為限制其反硝化性能提高的“瓶頸”.的豐度可反映出水處理系統(tǒng)中AnAOB的數(shù)量[6].V1不同深度填料層中的豐度均較低,為(1.56×103±7.79×102) copies/g,對應(yīng)填料樣本的SAA也處于較低水平[≈(0.57±0.14)mg/(g·h)],未隨填料層深度增加而波動,表明V1的ANAMMOX性能欠佳.

外加碳源下分流措施的實施提高了VFCW填料層中的微生物量,并改變了其中功能微生物的空間分布特征.隨著分流比分別增至1:4和1:3,裝置分流管附近區(qū)域的反硝化性能、ANAMMOX性能及相關(guān)功能微生物的豐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.在填料層深度為55cm處,、、、和的基因拷貝數(shù)分別為(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,填料樣本的PBDA、PDA和SAA相應(yīng)可達(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在該區(qū)域得以富集.同時,V3的硝化性能仍維持在較高水平,在填料層深度為5cm處,和的基因豐度分別為(6.64×105±1.27×105)和(3.97×105±4.70× 104)copies/g;此處填料樣本的PPNA和PNA亦分別高達(7.77±1.04)和(5.80±0.66)mg/(g·h).可見,將外加碳源泵入VFCW后,系統(tǒng)的反硝化性能與ANAMMOX性能可得到強化,隨之促進了裝置TN去除性能的提高.結(jié)合2.1中結(jié)果判斷,VFCW的分流比不宜超過1:3,否則VFCW的反硝化與ANAMMOX性能雖可得到顯著提高,但因過高分流比會過分縮短污水在填料層中的HRT,系統(tǒng)脫氮效能反而會惡化.

圖4 填料樣品氮素轉(zhuǎn)化活性

圖5 填料樣品中脫氮功能基因豐度變化

2.3 氮素轉(zhuǎn)化途徑解析

由表3和圖6可知,V1的NH4+-N去除速率[(NH4+-N)]受[/(+)]和(/)的顯著影響.其中,[/(+)]正比于(NH4+-N),通徑系數(shù)為0.633;(/)與(NH4+-N)呈負相關(guān)關(guān)系,通徑系數(shù)為-0.058.考慮到V1中基因的豐度為(5.11×105±8.30×104)copies/g,由[/(+)]推測:V1中的部分NH4+-N可通過硝化/反硝化途徑被轉(zhuǎn)化,其中,短程硝化反應(yīng)與反硝化反應(yīng)第2步(即NO2--N→NO)應(yīng)是該過程的限速步驟. (/)表明,會導(dǎo)致V1中NH4+-N的積累.研究表明,具備基因的脫氮微生物可主導(dǎo)異化還原硝酸鹽為銨(DNRA)過程,即可將NO3--N還原為可被生物再利用的銨鹽[25],則V1中可能存在DNRA作用.另一方面,此變量還預(yù)示著填料層中的NOB會與AOB競爭DO,影響系統(tǒng)中NH4+-N的轉(zhuǎn)化.然而,由于進水中偏低的C/N與V1較強的復(fù)氧性能[26],基因主導(dǎo)的DNRA作用和NOB主導(dǎo)的NO2--N氧化作用應(yīng)不會顯著影響V1中NH4+-N的轉(zhuǎn)化.[/(+)]通過(/)與(NH4+-N)呈正相關(guān)關(guān)系,間接通徑系數(shù)為0.017;而(/)通過[/(+)]也正相關(guān)于(NH4+-N),間接通徑系數(shù)為0.062.由此推斷,當(dāng)NH4+-N在V1中轉(zhuǎn)化時,系統(tǒng)中的DNRA作用與硝化/反硝化作用可相互促進.V1的NO3--N去除速率[(NO3--N)]與(+)/和/(+)均呈顯著正相關(guān),通徑系數(shù)分別為0.501和0.046.其中,(+)/表明V1中NO3--N的去除途徑之一為反硝化作用,而NOB主導(dǎo)的NO2--N氧化過程會促進裝置中NO3--N的累積.另推測,V1的NO3--N去除率在一定程度上依賴于進水中的有機碳源含量./(+)表明,主導(dǎo)的DNRA作用有助于V1中NO3--N的轉(zhuǎn)化,而當(dāng)NO3--N通過反硝化作用進行轉(zhuǎn)化時,NO2--N→NO是其限速步驟.此外,反硝化過程中累積的較高濃度的NO2--N會對脫氮功能微生物產(chǎn)生毒害.(+)/通過/(+)對(NO3--N)的間接通徑系數(shù)為-0.103,預(yù)示著反硝化作用與DNRA過程會競爭NO3--N,進而會影響到V1的脫氮性能.(/)和(+)/(+)與V1的NO2--N去除速率[(NO2--N)]均呈負相關(guān),通徑系數(shù)分別為-0.573和-0.116.前者表明,短程硝化作用是V1中NO2--N生成的主要途徑,而NOB的過量增殖會對該作用的強度及穩(wěn)定性形成沖擊;后者表明,反硝化過程不充分也是造成系統(tǒng)中NO2--N累積的主因,且在有機碳源相對不足時,此現(xiàn)象會加重.可見,V1中氮素的轉(zhuǎn)化途徑以硝化/反硝化作用為主.此外,裝置中小部分的NO3--N可通過DNRA作用轉(zhuǎn)化為NH4+-N,但鑒于進水1的C/N偏低且含有較高含量的NO3--N,V1脫氮性能不理想.

V2的(NH4+-N)主要受/(+)、(/)和/(+)的影響.其中,/ (+)與(NH4+-N)正相關(guān)且通徑系數(shù)為0.872,結(jié)合V2中基因的豐度,該變量預(yù)示著系統(tǒng)中NH4+-N的去除途徑之一依然是硝化/反硝化作用;/(+)與(NH4+-N)亦呈正相關(guān)關(guān)系且通徑系數(shù)為0.208,表明V2中的部分NH4+-N可通過短程反硝化-ANAMMOX(DMOA)耦合作用去除.不同于CANON作用,在DMOA耦合反應(yīng)中, AnAOB所需的NO2--N源于NO3--N的還原,由此避免了NOB過量增殖的干擾,且可緩解有機碳源對AnAOB的抑制.已有研究指出,DMOA耦合新技術(shù)為低C/N污水高效脫氮開辟了新途徑,已成為污水脫氮領(lǐng)域的研究熱點[27].與V1類似,(/)與V2的(NH4+-N)仍呈負相關(guān)關(guān)系且通徑系數(shù)為-0.069,由此判定V2中亦存在DNRA作用,但需注意的是,該作用在裝置中的強度依然不高,推測仍與裝置中相對不足的有機碳源有關(guān).V2的(NO3--N)分別與(+)/、/(+)和/ (+)顯著相關(guān).與V1類似,(+) /和/(+)同樣正比于(NO3--N),且通徑系數(shù)分別為0.792和0.061,證實V2中確存在硝化/反硝化作用與DNRA作用,且兩種作用均參與了NO3--N的轉(zhuǎn)化.此外,V2的(NO3--N)還受到/ (+)的顯著影響.基于ANAMMOX反應(yīng)特點可知,AnAOB在將NH4+-N和NO2--N轉(zhuǎn)化為N2時,會產(chǎn)生部分NO3--N,則該變量與(NO3--N)呈負相關(guān)關(guān)系,通徑系數(shù)為-0.105.(/)、(+)/(+)和/(+)是顯著影響(NO2--N)的3個變量.其中,前2組變量均與(NO2-- N)呈負相關(guān)關(guān)系,通徑系數(shù)分別為-0.491和-0.264,表明V2中NO2--N的產(chǎn)生既源于短程硝化過程,又源于反硝化過程;而/(+)正比于(NO2--N)且通徑系數(shù)為0.103,表明系統(tǒng)中的NO2--N參與了DMOA過程.上述結(jié)果表明,借助分流手段將進水2泵入V2之后,系統(tǒng)中的氮素轉(zhuǎn)化途徑異于V1,其中最明顯的區(qū)別便是DMOA作用在V2中得以發(fā)生,在該反應(yīng)與硝化/反硝化途徑的共同作用下,V2的脫氮效能得以優(yōu)化.

表3 VFCW中氮素轉(zhuǎn)化速率與脫氮功能基因的定量響應(yīng)關(guān)系

圖6 VFCW中脫氮功能基因?qū)Φ剞D(zhuǎn)化速率的相對重要性

影響V3中各形態(tài)氮素轉(zhuǎn)化的變量均與V2相同,且隨著V3中分流比的增加,相關(guān)通徑系數(shù)值亦隨之增加,表明各組變量對每種氮素去除速率的相對重要性逐步增加.換言之,V3中氮素轉(zhuǎn)化的主要途徑雖與V2相同,但其中硝化/反硝化作用、DMOA作用甚至DNRA作用的強度均因進水中外加碳源的增加而得到了不同程度的提高,V3的脫氮性能隨之提升.對于V4而言,影響其中各形態(tài)氮素轉(zhuǎn)化速率的變量依舊與V2和V3相同,且隨著分流比增至1:2,V4中生物硝化/反硝化作用及DNRA作用的強度較V3均有所提高.然而,此系統(tǒng)中DMOA作用的強度卻較V3有所下降,推測應(yīng)與進水中較高含量的有機物有關(guān),即當(dāng)VFCW進水中的有機碳源相對充足時,系統(tǒng)中的異養(yǎng)反硝化作用及DNRA作用均可因此得到強化,但過高的有機物含量會對AnAOB的活性產(chǎn)生抑制[28],由此導(dǎo)致DMOA反應(yīng)受阻,另加之污水在V4中較短的HRT,導(dǎo)致該系統(tǒng)的運行性能低于V3.

2.4 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

由圖7可知,取自V1的各填料樣本中的優(yōu)勢菌屬包括、、、-和.其中,和分別隸屬AOB與NOB,是參與硝化反應(yīng)的2種功能菌屬[29];為反硝化菌屬,可在缺氧或好氧條件下將NO--N還原[30];隸屬于綠彎菌門(Chloroflexi),為水處理工藝中常見的一種厭氧功能菌屬[31].在填料層深度為5cm處,、和的相對豐度分別為14.67%、9.21%和15.92%;隨著填料層深度的增加,3菌屬的含量逐步下降:在填料層深度為95cm處,其相對含量已分別降至0.44%、0.42%和0.61%.不同于上述3菌屬,在填料層中的相對含量隨深度的增加而不斷提高:在填料層深度為95cm處,該菌屬的相對豐度達12.92%,較深度為5cm處的填料層增加了2.35倍.上述結(jié)果應(yīng)歸因于V1的運行模式,即當(dāng)進水投配到系統(tǒng)填料層表面后,污水以下向流模式垂直流經(jīng)填料層,填料層中的NH4+-N及DO濃度隨污水流向沿程降低.受基質(zhì)濃度及氧環(huán)境制約,填料層中、和的豐度隨取樣深度的增加而降低;而的含量隨填料層中DO濃度的降低而升高,并成為填料層厭氧區(qū)域的優(yōu)勢菌屬.隸屬于浮霉菌門(Planctomycetota)的是一類AnAOB[29],其在V1中的相對含量僅為(0.45±0.19)%,且其相對豐度未隨填料層深度的變化而波動,表明此時的豐度及活性均偏低,在V1脫氮過程中所起的作用較小.在其他3組VFCW中,和的相對豐度及空間變化特征受到分流比的影響:隨著分流比的增加,上述2菌屬在分流管安裝區(qū)域的相對豐度較V1明顯增加.當(dāng)分流比為1:3時,對應(yīng)填料樣本中與的相對含量分別為8.89%和11.31%.如前所述,分流措施的實施可促使DMOA作用在VFCW中得以發(fā)生和強化,該結(jié)果進一步證實了此結(jié)論.

基于上述結(jié)果,當(dāng)以生活污水作為外加碳源時,分流措施下VFCW中的氮素轉(zhuǎn)化途徑如圖8所示.從中可知,借助分流措施向VFCW外加生活污水可提高系統(tǒng)中和的相對含量,進而誘導(dǎo)并強化其中的DMOA作用,提高系統(tǒng)的脫氮性能.另一方面,分流措施的采用并未降低上部填料層中和的相對含量,使得VFCW的硝化性能得以保障.此外,分流進水中所挾帶的有機碳源亦有助于裝置中反硝化性能的提高,由此可進一步強化裝置的脫氮效能.

圖7 填料樣本中主要菌屬相對豐度

圖8 分流措施下VFCW中氮素轉(zhuǎn)化途徑解析

3 結(jié)論

3.1 以生活污水作為外加碳源,并將其通過分流管泵入VFCW時,分流比可顯著影響系統(tǒng)對豬場沼液的深度處理效果,當(dāng)分流比為1:3時,V3的TN和NH4+-N去除速率分別可達(5.90±1.86)和(4.63±1.43) g/(m2·d).

3.2 當(dāng)分流比由0:1增至1:3,VFCW中反硝化菌群和AnAOB的豐度均顯著提高,硝化/反硝化作用和DMOA作用成為系統(tǒng)中氮素脫除的主要途徑,VFCW的TN去除性能得以優(yōu)化.當(dāng)分流比增至1:2后,VFCW的反硝化性能及ANAMMOX性能雖可進一步提高,但其運行性能卻因分流管進水在系統(tǒng)中過短的HRT而下降.

3.3 當(dāng)分流比為1:3時,V3填料層中的優(yōu)勢菌屬包括、、和,系統(tǒng)中氮素轉(zhuǎn)化主要依賴硝化/反硝化作用和DMOA作用,其出水水質(zhì)滿足《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 18918-2002)一級A標(biāo)準(zhǔn).

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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

平臘梅(1998-),女,安徽淮南人,安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要從事污水生物資源化處理與回用技術(shù)研究.發(fā)表論文2篇.

2022-06-21

國家自然科學(xué)基金資助項目(42107406);安徽省重點研究與開發(fā)計劃項目(202004h07020024);安徽省自然科學(xué)基金資助項目(200808 5ME162);安徽省高等學(xué)校自然科學(xué)研究重點項目(KJ2020A0793);中國科學(xué)院城市污染物轉(zhuǎn)化重點實驗室開放基金資助項目(KLUPC-KF- 2020-5);安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)省級研究生科研項目(YJS20210220)

* 責(zé)任作者, 副教授, zwang@ahau.edu.cn