拔风管对CANON型人工湿地脱氮性能的影响

赵子健,程 瑞,何凯雯,胡晶晶,胡莹莹,王 振

拔风管对CANON型人工湿地脱氮性能的影响

赵子健,程 瑞,何凯雯,胡晶晶,胡莹莹,王 振*

(安徽农业大学资源与环境学院,安徽 合肥 230036)

以猪场沼液为处理对象,探究了拔风管对基于亚硝化的全程自养脱氮(CANON)型潮汐流人工湿地(TFCW)氮素转化性能及微生物种群结构的影响.结果表明,拔风管数量可显著影响CANON型TFCW中脱氮功能微生物的数量与活性,进而影响其氮素转化速率.在水力负荷(HLR)£0.18m3/(m2·d)的前提下,随着拔风管数量由0增至6,TFCW填料层中的氧环境逐渐优化,促进了其中短程硝化性能的提高与厌氧氨氧化菌的富集,进而使系统中形成了同步亚硝化、厌氧氨氧化与反硝化耦合反应体系,其脱氮效能不断提高;而当拔风管数量>6后,填料层中亚硝酸盐氧化菌的过量增殖破坏了短程硝化作用的稳定性,厌氧氨氧化作用与反硝化作用随之受阻,系统脱氮性能复又有所下降.当HLR=0.18m3/(m2·d)且拔风管数量为6时,TFCW中和2种菌属的相对丰度分别可达20.05%和18.38%,而的相对丰度仅为1.92%,此时CANON作用可得到较大限度的强化,且可与等菌属主导的反硝化作用耦合,使系统的TN和NH4+-N去除率分别达(90.29±3.70)%和(93.30±2.97)%.

潮汐流人工湿地(TFCW)；拔风管；基于亚硝化的全程自养脱氮(CANON)；短程硝化；氮素转化

猪场养殖废水中氮素的脱除是水处理领域的难点[1-2].调查表明,国内外很多养猪场由于受到资金和技术等因素的限制,多采用人工湿地(CW)直接处理猪场沼液[3-4],因此提高CW的脱氮能力至关重要.当CW处理低碳氮比(C/N)废水时,强化其中基于亚硝化的全程自养脱氮(CANON)作用被证实是一条可显著提高此工艺脱氮性能的途径[5-6],由此推测CANON型CW应具备高效脱除猪场沼液中氮素的潜力[7].然而,猪场沼液虽属低C/N废水,但其NH4+- N含量高,还含有一定浓度的难降解有机物[2],如直接引入CANON型CW,系统脱氮效果存在恶化风险,极可能因复氧能力相对不足而导致短程硝化性能低下.

在CANON反应体系中,短程硝化的实现是确保后续厌氧氨氧化(ANAMMOX)过程顺利运行的前提,如反应体系中溶解氧(DO)浓度过低,会引起好氧氨氧化微生物丰度及活性的下降,导致短程硝化过程中NO2--N的产量过低,进而会使CANON作用受阻,破坏其强度和稳定性[8].为了强化CW工艺的复氧性能,有研究尝试通过改进系统运行方式、优化系统构型以及布设曝气管等措施调控填料层中的DO[9-10].然而,上述手段的采用均会不同程度地引起CW系统建设运行费用的增加及其操作难度的提高.拔风管作为一种强制通风设备,近年来常被布设于CW中用于改善其填料层中的氧环境[11].当利用CANON型CW处理猪场沼液时,如能在装置中布设适宜数量的拔风管并使其按照特定模式连续运行,应可优化填料层中的限氧环境,提高短程硝化作用的强度,使CANON作用在系统中得以强化与稳定,最终实现沼液中氮素的高效脱除.此外,拔风管的制作成本及布设难度均较低,不会显著提高CANON型CW的建设运行费用及操作难度,亦有助于该技术的推广.

目前,国内外通过布设拔风管强化CW中CANON作用的研究鲜见报道.本文以处理猪场沼液的CANON型TFCW为试验装置,考察了潮汐流运行模式下拔风管布设数量对系统氮素转化性能及微生物种群结构的影响,并对系统的宏观运行性能和微生物学特征之间的关系进行了解析,旨在拓展CANON型人工湿地工艺的应用范围,为低C/N废水的高效低成本处理提供参考.

1 材料与方法

1.1 试验装置

TFCW反应装置为PVC材质,长×宽×高=1.0m× 1.0m×1.2m,构型如图1所示.其中,系统出水管处于装置底部,进水管则位于距装置底部10cm处,装置侧壁沿纵向等距设置有4个取样管,以便于填料样品的采集.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),填料层表面种植芦苇(),种植密度为16株/m2.

图1 CANON型TFCW构型

前期研究中,TFCW以猪场沼液为进水连续运行了86d,其时系统的水力负荷(HLR)为0.12m3/ (m2·d),CANON作用在其中得到了一定程度的强化.待各系统趋于稳定后,在其填料层中布设不同数量的拔风管以便强化装置的复氧性能.该拔风管(PVC材质)的长度和内径分别为120,5cm,其四周侧壁沿纵向等距(≈5cm)设置有5mm的小孔.按照填料层中拔风管埋设数量的不同可将反应装置分为5组,分别标记为:T0(拔风管数量:0)、T1(拔风管数量:2)、T2(拔风管数量:4)、T3(拔风管数量:6)和T4(拔风管数量:9).各系统中拔风管的布设方式如图2所示.

图2 拔风管平面布设方式

1.2 运行条件

TFCW在试验阶段共运行188个周期,根据HLR的不同将试验阶段划分为3个时期,分别为: A[HLR≈0.12m3/(m2·d),时长为60个周期]、B[HLR≈ 0.18m3/(m2·d),时长为80个周期]和C[HLR≈0.35m3/ (m2·d),时长为48个周期],期间TFCW中水温的变化范围为(19～25)℃.

在前期试验与本研究中,各TFCW均按照潮汐流模式连续运行,即系统每天运行(1/3～1)个周期,每个周期由进水期(=60min)、淹水期、排水期(=60min)和闲置期组成:周期之初350L污水由进水管泵入系统中;而后填料层处于淹水状态;淹水反应结束后,污水再通过出水管排出系统;装置随之进入闲置状态.其中,当TFCW的HLR分别为0.12,0.18,0.35m3/ (m2·d)时,其典型周期内淹水期和闲置期的时长分别为42,28h;28,18h;13,9h.

1.3 进水水质

试验用水取自金寨县桃岭乡龙潭村某新建规模化猪场,清栏废水经沼气池处理后取上清液作为各TFCW的进水.进水中COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN和TP的浓度分别为(654.24±50.36), (459.98±36.98),(3.21±1.71),(1.75±0.62),(487.60±38.84),(36.64±1.90)mg/L.

1.4 分析方法

1.4.1 水样采集及分析方法 每周期采集各组装置进出水水样进行分析,水样分别采集于各装置的进、出水口,样品设置3个平行.水样中COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN和TP的浓度均参照《水和废水监测分析方法》(第四版)进行测定[13].

1.4.2 填料样品采集 每隔8～10个周期自不同位置和深度采集各组装置中的填料样品,将其混匀后(≈50g)进行后续相关分析,每次采集完成后均会对损失的填料进行补充.

1.4.3 填料样品氮素转化性能 填料样品的脱氮性能可用亚硝酸化活性(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)进行衡量,此5项指标可分别参照文献[14-15]进行测定.测定时,各项指标的试验条件同被测样品采集时其所在试验装置的运行状况.

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[16].

1.4.5 基于16S rDNA的Illumina平台高通量测序 在B阶段的第79个周期分别对5组TFCW进行填料样品采集,采集完成后,先对样品进行超声处理[17],随后采用漩涡混匀仪(Scilogex MX-F)再对其进行涡旋处理,时间为5min.收集脱落的生物膜存放于-20℃冰箱保存.待实验全部完成后将所有生物膜样品送至上海美吉生物科技医药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.

1.5 数据处理

采用SPSS 22.0对试验数据进行统计分析;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)与相关脱氮功能基因组合(自变量)之间的定量响应关系,而后利用通径系数评价上述各个自变量对因变量的相对重要性;采用Origin 2018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[18].

2 结果与讨论

2.1 拔风管对TFCW运行性能的影响

图3表明,在相同HLR下,各TFCW的有机物与TP去除性能均因不同数量拔风管的布设而得到不同程度的提高.其中,在A～B阶段,T0的COD与TP去除率分别为(83.84±2.86)%和(83.09±5.51)%,随着拔风管数量³6,T3和T4的COD及TP去除率可达(91.33±3.37)%和(93.86 ±1.73)%、(92.51±2.95)%和(93.86±2.58)%;在C阶段,各TFCW的有机物及TP去除效果均因过高的HLR而下降,但T3和T4的COD及TP去除率[(85.40±2.71)%和(86.92±4.08)%、(84.39±4.25)%和(87.13±3.39)%]仍优于另3组系统.

TFCW的脱氮性能也受到了拔风管影响(图3).在A～B阶段,T0对TN和NH4+-N的去除率分别仅为(50.18±7.73)%和(49.82±8.27)%,其出水中NH4+-N的浓度高达(229.06±42.54)mg/L.另由图4可得,此时T0的PPNA、SAA、PBDA和PDA分别为(3.06± 0.81),(3.99±0.64),(7.16±1.30),(3.45±0.42)mg/(g·h),而其PNA却处于较低水平[≈(0.23±0.06)mg/(g·h)].随着拔风管数量由0增至6,TFCW的脱氮性能均有不同程度的提高.其中,T3的PPNA、SAA、PNA、PBDA和PDA较T0分别增至(8.94±1.42),(8.72±1.08), (1.45±0.26), (13.90±0.48),(7.80±0.55)mg/(g·h),其对TN和NH4+-N的去除率随之达(90.29±3.70)%和(93.30±2.97)%.然而,当拔风管数量增至9后,T4的NH4+-N转化率[≈(92.05±4.20)%]较T3虽无明显变化,但其TN去除率却骤降至(64.00±3.11)%,此时系统出水中的氮素以NO--N[≈(138.25 ±24.55)mg/L]为主,其中的NO3--N累积率(NaAR)和NO2--N累积率(NiAR)分别为(73.31±12.85)%和(5.85±2.19)%.相应地,T4的PNA增至(4.57±0.73)mg/(g·h),强度为T3的3.15倍,其SAA却下降至(4.31±0.90)mg/(g·h).值得注意的是,过高的HLR也会恶化5组TFCW的脱氮性能,当其在C阶段运行时,各系统的氮素去除性能均较A、B阶段低,呈恶化趋势.

CW的有机物和氮素去除效能与其填料层中的氧环境密切相关[19].在处理猪场沼液时,T0因复氧能力不足致使其出水中的NH4+-N累积率始终高于90%,系统脱氮性能欠佳,而适量拔风管的布设可改善此“困境”.当拔风管数量由0增至6时,TFCW的COD、TN和NH4+-N去除率不断提高,考虑到TFCW中已存在一定强度的CANON作用,此时拔风管数量的增加应通过提高系统的短程硝化性能进而强化了其中的CANON作用,最终使其脱氮效能得以提升.而当拔风管数量增至9后,T4虽能确保对有机物和NH4+-N的高效去除,但其出水中TN和NO--N的浓度复又升高,推断9支拔风管的布设过分强化了填料层中的氧环境,致使CANON反应体系因亚硝酸盐氧化菌(NOB)的过量增殖而受损,全程硝化作用得以强化.由于进水中偏低的C/N,T4中的反硝化过程进行的不彻底,其脱氮性能随之降低.填料吸附沉淀作用是CW除磷的主要途径,则废砖块的填充确保了TFCW对磷素的高效去除[20].另有研究指出,TFCW中厌氧/好氧的交替环境可强化系统中的生物蓄磷作用[21],鉴于拔风管可提高填料层在闲置阶段的好氧程度,则其适宜的布设数量进一步优化了TFCW的TP去除率.综上,适宜数量拔风管可强化TFCW的运行性能,当HLR£0.18m3/(m2·d)时,T3可高效处理猪场沼液,系统的COD、TP、TN和NH4+-N去除率分别达(91.33±3.37)%、(93.86± 1.73)%、(90.29± 3.70)%和(93.30±2.97)%,即其出水中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,满足《畜禽养殖业污染物排放标准》(GB18596- 2001)[22]中的相关要求.

2.2 氮素转化途径

和的丰度可分别反映出CANON系统中AOB和AnAOB的数量;的丰度可反映出系统中NOB的数量;、、、、和分别是参与反硝化过程(NO3--N→ NO2-- N→NO→N2O→N2)的6种关键基因,其丰度则可反映出系统中反硝化菌的数量.其中,和是参与反硝化过程第1步还原反应的2种关键基因;和是参与该过程第2步还原反应的2种关键基因;和是参与第3、4步还原过程的关键基因[16].本文测定了试验期间各TFCW中脱氮功能基因的丰度,结合2.1中结果,利用逐步线性回归模型(表1)和通径系数(图5)解析了各装置中每种形态氮素的转化途径.

[/(+)]和[/(+)]是与T0中NH4+-N去除速率[(NH4+-N)]呈正相关的两个变量,通径系数分别为0.582和0.433.另外,[/ (+)]通过[/(+)]对(NH4+-N)的间接通径系数为-0.368,而[/(+)]通过[/(+)]对(NH4+-N)的间接通径系数为-0.470.[/(+)]表明T0中NH4+-N转化的主要途径为CANON作用,且该作用的强度很大程度上取决于短程硝化作用的强弱.如前所述,短程硝化作用的实现与稳定是CANON工艺高效运行的必要条件[8],此结果证实了这一点.鉴于T0中基因的丰度较低[≈(5.22×103±5.94×102)copies/ g], [/(+)]表明此系统中另有部分NH4+-N通过短程硝化/反硝化作用去除,且NO2--N→NO应是该过程的限速步骤.由间接通径系数推断,T0中的反硝化菌与AnAOB之间存在对底物(即NO2--N)的竞争,导致进水C/N可显著影响系统中的脱氮菌群结构.T0的NO3--N去除速率[(NO3--N)]主要受[/(+)]和[/(+)]的影响.由于CANON作用在进行过程中会产生NO3--N[23],则前一个变量与(NO3--N)负相关,通径系数为-0.146,即CANON作用是引起系统中NO3--N累积的主要原因;后一个变量与(NO3--N)呈正相关,通径系数为0.301,表明T0中NO3--N的脱除主要依赖反硝化过程,且NO2--N的还原应为该过程的限速步骤.[/(+)]通过[/(+)]对(NO3--N)的间接通径系数达0.424,证实T0中的CANON作用应与反硝化作用发生了耦合.与(NH4+-N)类似,影响T0中NO2--N去除速率[(NO2--N)]的变量仍为[/(+)]和[/(+)],且两者亦均与(NO2--N)呈正相关,相应的通径系数分别为0.511和0.407.前者表明系统中产生的大部分NO2--N可通过CANON作用去除;而由后者断定短程硝化/反硝化作用也是该系统中NO2--N脱除的主要途径.基于上述结果可知, T0中形成了同步短程硝化、ANAMMOX与反硝化(SNAD)耦合脱氮体系,进水中的氮素可通过CANON作用和短程硝化/反硝化作用两种途径得以脱除.然而,由于猪场沼液中较高的NH4+-N及有机物浓度,加之T0有限的复氧能力,使得系统的短程硝化强度偏低,后续的ANAMMOX作用与反硝化作用随之受阻,导致T0的脱氮性能不甚理想.

对于T1和T2,影响其氮素转化速率的变量组均与T0相同,而由通径系数可知,随着系统中拔风管数量的增加,各组变量对每种氮素去除速率的相对重要性随之增加.由此可知,T1和T2中的氮素转化途径均同于T0,且两组系统的短程硝化性能因拔风管的布设得到了不同程度的提高,其后续的ANAMMOX作用与反硝化作用强度随之得以强化.然而,即便将拔风管数量增至4,T2的短程硝化强度仍偏低(图4),NH4+-N→NO2--N此时依然是氮素转化的限速步骤,系统脱氮性能仍待提高.

T3的(NH4+-N)主要受3变量影响.其中, [/(+)]与(NH4+-N)正相关且通径系数为0.656,结合T3中较低的基因丰度[≈(1.48× 104±2.56×103)copies/g][24],此变量表明短程硝化/反硝化作用依然是此系统中NH4+-N转化的主要途径. [/(+)]和(/)也均与(NH4+-N)呈正相关且相应的通径系数分别为1.310和1.209,前者表明系统中部分NH4+-N的转化依赖于CANON作用,且该作用的强弱此时取决于AnAOB丰度与活性的高低;而由后者可知,当拔风管数量增至6后,T3的复氧性能进一步提高,该系统的短程硝化作用已不再是氮素转化的限速步骤,此时反而应注意因NOB过量增殖而导致的系统脱氮性能的下降.研究指出,CANON型CW中过量增殖的NOB会和好氧氨氧化微生物竞争填料层中有限的DO,不利于NH4+-N的氧化,且此类微生物还会将NO2--N进一步氧化成NO3--N,阻碍ANAMMOX作用的进行[25].[/(+)]和[(+)/]是影响T3中(NO3--N)的两个变量,前者与(NO3--N)呈负相关且通径系数为-0.316,表明CANON作用仍是引起系统中NO3--N积累的主要原因;后者与(NO3--N)呈正相关且通径系数为0.723,预示着T3中生成的NO3--N可通过反硝化作用脱除.另可知,基因能促进系统中NO3--N的累积,考虑到基因可参与硝酸盐异化还原成铵(DNRA)过程[26],则推测T3中应存在一定强度的DNRA作用,此作用可将系统中累积的NO3--N还原为可生物再利用的铵盐,有助于提高系统的TN脱除能力.然而,基因主导的DNRA作用对T3中氮素转化的贡献应较小.究其原因,应归因于较低的基因丰度以及进水中失调的C/N[27].影响(NH4+-N)的3个变量同样也显著影响着(NO2--N).其中,(/)与(NO2--N)负相关且通径系数为-1.016,表明短程硝化会造成系统中NO2--N的累积;[/(+)]和[/(+)]均与(NO2--N)正相关且通径系数分别为0.757和0.850,由此可见NO2--N可通过CANON作用或短程硝化/反硝化作用得以脱除.上述结果表明,随着拔风管布设数量增至6,T3的短程硝化性能因其复氧能力的提高而进一步增强,从而弥补了其在处理猪场沼液时NH4+-N氧化能力不足的短板,该系统中的CANON作用与短程硝化/反硝化作用均得到了较大限度的强化,其脱氮性能随之达到最佳.

与T3类似,[/(+)]和(/)是与T4中(NH4+-N)呈正相关的2个变量,但其相应的通径系数较T3分别降至0.908和0.951;(NH4+-N)此时还与[/(+)]呈显著正相关,通径系数为1.007.上述3变量也显著影响着T4的(NO2--N),其中,[/(+)]和[/(+)]均与(NO2--N)呈正相关且相应的通径系数分别为0.479和1.314;而(/)与(NO2--N)呈负相关且通径系数为-1.781.由于T4中基因的丰度已达(8.30×104±1.02×104)copies/g,推断NOB的过量增殖造成了T4中短程硝化作用的失稳,亦在一定程度上抑制了AnAOB的活性与丰度,从而削弱了CANON作用的强度,使得部分NH4+-N的去除途径演变为全程硝化/反硝化作用.T4的(NO3--N)受到[/ (+)]和[(+)/]的显著影响,其与两变量的相关关系同于T3.此外,(NO3--N)还与(/bacteria)呈负相关,相应的通径系数可达-0.309.该结果表明,随着T4中NOB丰度的提高,此类微生物对NO2--N的氧化作用以及CANON作用均会导致系统中NO3--N的积累,且NOB的过量增殖会对CANON作用的强度及稳定性产生负面影响;另一方面,T4中NO3--N的脱除可通过反硝化过程和DNRA过程两种途径实现,系统中NaAR的提高在一定程度上强化了两种作用的强度.综合上述结果断定,当拔风管数量为9时,T4的NH4+-N氧化效能仍可维持在较高水平,但此系统过高的复氧能力却引起了NOB的过量增殖,由此打破了短程硝化、ANAMMOX与反硝化3种作用之间的平衡,加之进水中偏低的C/N,致使T4中的NO3--N出现积累,脱氮性能较T3有所下降.

表1 TFCW中氮素转化速率与脱氮功能基因的定量响应关系

2.3 微生物群落组成

由图6(a)可知,变形菌门(Proteobacteria)和浮霉菌门(Planctomycetota)是各生物膜样品中相对丰度较高的2个菌门.其中,Proteobacteria在各样本中的占比均>20%;而Planctomycetota的含量随拔风管数量的增加呈先增加后降低的趋势:当拔风管数量由0增至6,此菌门的相对丰度由11.22%增至26.40%;当拔风管数量增至9,随着样品中硝化螺旋菌门(Nitrospirota)的相对丰度增至6.46%, Planctomycetota的相对丰度降至20.64%.研究指出[28],大部分AOB(如、等)属Proteobacteria; AnAOB共有5个属9个菌种,均属于Planctomycetota;NOB则属于Nitrospirota.由此可见,各TFCW中均形成了CANON反应体系,且该作用的强度随拔风管数量的适当增加而不断提高,但当拔风管数量>6后,系统中NOB的过量增殖对Proteobacteria和Planctomycetota产生胁迫,在一定程度上抑制了CANON作用的强度.此外,反硝化菌主要存在于Proteobacteria,酸杆菌门(Acidobacteriota)中的部分功能菌亦具备还原NO--N和N2O的能力[29],故各系统均具备一定的反硝化能力.

图6(b)表明,TFCW中与CANON反应直接相关的菌属为和.其中,是上述系统中检出的唯一AnAOB,未发现其他研究中报道的、和[30].此结果与Hu等[31]和Gonzalez等[32]的研究结论一致,且两者均认为在CANON系统中只有一种AnAOB会成为优势菌种,其种类取决于装置构型及其设定的工况参数.也是各系统中唯一检出的AOB.相较于与,该菌属更易于在CANON系统中生长[33].是红环菌科()的一个反硝化菌属,被认为是促进CANON系统脱氮效率进一步提高的关键微生物[34],此菌属在各样品中较高的相对丰度[(12.42～15.88)%]体现出各TFCW较强的反硝化能力.与图6(a)相呼应,硝化螺旋菌属()在样品中的相对丰度随着拔风管数量>6而显著增至4.77%,表明T4的NO2--N氧化性能较其他系统明显增强.

图6 各样本中主要菌门和菌属相对丰度

将上述功能菌属在各样品中的相对丰度与相应条件下反应装置的脱氮性能相结合(图7),可进一步证实:当拔风管数量由0增至6时,TFCW中氧环境的逐步改善可在不断提高相对丰度的同时将的含量控制在较低水平,系统短程硝化性能的改善增加了的相对丰度并强化了CANON作用的强度,随之使系统的TN去除率得以提高.而当拔风管数量>6后,在TFCW中过量增殖,由于该菌属同存在底物竞争关系,导致AnAOB相对丰度降低,系统脱氮效率随之下降.在试验期间,由于较高丰度的存在,各TFCW始终具备一定的反硝化能力,该作用有效地促进了系统中NO--N(尤其是NO3--N)的脱除.

图7 样本中细菌群落在属水平上相对丰度与反应器脱氮性能的变化

3 结论

3.1 拔风管数量可显著影响CANON型TFCW的脱氮效果,当HLR£0.18m3/(m2·d)时,T3可高效处理猪场沼液,其COD、TP、TN和NH4+-N的去除率分别可达(91.33±3.37)%、(93.86±1.73)%、(90.29±3.70)%和(93.30±2.97)%.

3.2 当HLR£0.18m3/(m2·d)时,随着拔风管数量由0增至6,TFCW的亚硝酸化活性由(3.06±0.81)增至(8.94±1.42)mg/(g·h),系统中CANON作用的强度逐步增强,并形成了SNAD耦合反应体系;而当拔风管数量>6时,TFCW的硝酸化活性骤增至(4.57± 0.73)mg/(g·h),填料层中NOB的过量增殖破坏了短程硝化作用的稳定性,ANAMMOX作用与反硝化作用随之受阻.

3.3 当HLR=0.18m3/(m2·d)且拔风管数量为6时, TFCW中和的相对丰度分别为20.05%和18.38%,的相对丰度仅为1.92%,此时CANON作用得以强化,且其可与等菌属主导的反硝化作用耦合进行高效脱氮.

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Effect of air duct on nitrogen removal performance of a constructed wetland system with CANON process.

ZHAO Zi-jian, CHENG Rui, HE Kai-wen, HU Jing-jing, HU Ying-ying, WANG Zhen*

(School of Resources and Environment, Anhui Agricultural University, Hefei 230036, China)., 2022,42(3)：1191～1201

This study was conducted to explore the effects of air duct on nitrogen transformation mechanisms and the associated microbiological characteristics in a tidal flow constructed wetland (TFCW) with CANON process when treating digested swine wastewater. The results showed that, the air duct number significantly affected quantities and activities of the functional microbes in the TFCWs. Correspondingly, nitrogen transformation rates in the systems fluctuated at the different five numbers of air duct. On the premise that the hydraulic loading rate (HLR) was no more than 0.18m3/(m2·d), the redox microenvironment gradually optimized in the bed of the TFCW as the air duct number increased from 0 to 6, which was conductive to the enhancement of nitritation and the enrichment of ANAMMOX bacteria (AnAOB). Subsequently, the simultaneous nitrification, ANAMMOX, and denitrification (SNAD) processes occurred in the TFCW, resulting in the improvement of nitrogen removal in the system. However, as the air duct number was more than 6, the stabilization of nitritation in the TFCW was impaired partly owing to the proliferation and increased activities of nitrite oxidizing bacteria (NOB), and then the ANAMMOX process and the denitrification process were both inhibited with the nitrogen removal performance of the system declined. Regarding to the TFCW operating with HLR of 0.18m3/(m2·d), as the air duct number was 6, the relative abundances of(the major bacteria of AOB) and(the major bacteria of AnAOB) could respectively reach up to 20.05% and 18.38% in the system, while the relative abundances of(the major bacteria of NOB) was at a low level of 1.92%. Correspondingly, the CANON process was enhanced effectively in the system, and this process could be coupled with the denitrification process dominated by(the major bacteria of denitrifiers) with the relative abundance of 15.18%, resulting that the TN and NH4+-N removal rates of the TFCW were (90.29±3.70)% and (93.30±2.97)%, respectively.

tidal flow constructed wetland (TFCW);air duct;complete autotrophic nitrogen removal over nitrite (CANON);partial nitrification;nitrogen transformation

X703.1

A

1000-6923(2022)03-1191-11

赵子健(1998-),男,天津人,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3篇.

2021-07-12

国家自然科学基金资助项目(51508002);安徽省重点研究与开发计划资助项目(202004h07020024,201834040011);安徽省自然科学基金资助项目(2008085ME162);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)

*责任作者, 副教授, zwang@ahau.edu.cn