多級土壤滲漏系統處理農村生活污水

郭俊元,周禺伶,江世林,張國俊,楊 瀾,張 露,韋 靖,何 山

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多級土壤滲漏系統處理農村生活污水

郭俊元*,周禺伶,江世林,張國俊,楊 瀾,張 露,韋 靖,何 山

(成都信息工程大學資源環境學院,四川 成都 610225)

構建了多級土壤滲漏系統(MSL)以處理農村生活污水,主要研究了MSL的掛膜啟動特征,進水水力負荷對MSL處理生活污水性能的影響,以及MSL運行過程中生物膜的特征.實驗結果表明,采用連續進水的方式掛膜28d后,掛膜成功,MSL對生活污水中COD,氨氮,TN,TP的去除率分別達到84.5%,74.7%,66.7%,76.4%.MSL運行過程中,表現出對進水水力負荷變化較強的適應性,水力負荷為400L/(m2·d)時,生活污水中COD,氨氮,TN,TP的平均去除率分別達到93.4%,94.9%,80.4%,94.7%,系統出水水質能夠滿足城鎮污水處理廠污染物排放標準(GB18918-2002)一級A標準.MSL對有機物和氮磷的去除途徑結果表明,微生物降解和轉化作用對污水中COD,氨氮,TN的去除貢獻率最大,Fe3+與PO43-的化學沉淀作用則是TP去除的主要途徑.實時熒光定量PCR技術檢測結果顯示,生物膜中硝化功能菌占總菌群的35.5%.

多級土壤滲漏系統；生活污水；水力負荷；生物膜

多級土壤滲漏系統(multi soil layering treatment, MSL)是一種典型的利用土壤和微生物凈化污水的方法,通過合理設計反應器構型,在反應器內構建載體填料,可以有效去除污水中的有機物和氮磷[1].目前,MSL已成功應用于滇池入湖河水的處理[2],組合工藝BAF+MSL亦成功應用于處理生活污水[3].基于此,針對農村生活污水的處理現狀,本實驗建立了一種新型MSL,將MSL反應器設計為滴濾池結構(以解決系統堵塞問題),在反應器內構建沸石滲濾層和以紅壤和鋸末為主的土壤層,并創新地在其間均勻攤鋪鐵屑,使MSL同時具有生物降解有機物和生物脫氮除磷功能.具體而言:自然通風條件下,土壤層中主要為厭氧環境,沸石層中主要為好氧環境.污水流過沸石層時,氨氮首先被吸附,污水中的微生物則在沸石表面和間隙逐漸增長繁殖,并形成生物膜,通過污水,空氣,生物膜三相接觸傳質,實現有機污染物被異養菌分解去除的同時,氨氮被硝化菌轉變為硝酸鹽.在土壤層厭氧環境中,反硝化菌以硝酸鹽為電子受體,以污水中的有機物和土壤層中的鋸末為碳源,通過反硝化作用將硝酸鹽轉變為氮氣釋放.MSL長期穩定運行過程中,生物膜逐漸增長變厚,溶解氧通過擴散作用只能進入生物膜表層,而生物膜內部溶解氧濃度很低或者幾乎沒有溶解氧,因此生物膜上同時存在好氧區和厭氧區,也可實現生物硝化反硝化脫氮.MSL中多個好氧—厭氧環境的存在,有助于削弱硝化菌與異養菌對氧的競爭以及反硝化菌和其他異養菌對有機碳源的競爭,有利于整個生物硝化反硝化過程的完成.此外,MSL中的鐵屑經過腐蝕作用轉變為Fe3+,易與PO43-反應生成沉淀FePO4,進而去除污水中的磷.本實驗模擬研究MSL處理農村生活污水的性能,主要探討MSL掛膜特征,進水水力負荷對MSL處理農村生活污水性能的影響,MSL系統對生活污水中有機物和氮磷的去除途徑,以及MSL中生物膜的特征.

1 材料與方法

1.1 實驗污水水質

配置模擬生活污水,COD 215mg/L,氨氮45mg/L,總氮(TN)60mg/L,總磷(TP)5mg/L,污水pH值為6.5.

配置方法:將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,再稀釋到100L.

1.2 實驗裝置

如圖1所示,實驗裝置由支撐鐵架和MSL反應器組成.反應器采用有機玻璃板制作,規格為450mm×250mm×700mm(長×寬×高),無蓋底部打孔(孔徑8mm),總開孔面積占底部面積的28%~30%(模擬滴濾池結構),MSL底部先填充卵石層100mm,而后向上順序依次交替填充沸石層(層高60mm),鐵屑層(層高10mm),土壤模塊層(層高80mm).卵石層,沸石層,鐵屑層,土壤模塊層數分別為1層,4層,3層,3層,MSL超高90mm.實驗所采用的沸石為來自浙江縉云的斜發沸石(理化性質如表1所示).土壤模塊由紅壤和鋸末按干重比85:15混合制成,其中紅壤在使用前需破碎為粒徑約2mm的顆粒,土壤模塊的密度為1.32g/cm3.紅壤中有機質含量為16.3g/kg,黏粒含量為84.2%.鐵屑來自成都信息工程大學金工實習基地.

圖1 實驗裝置示意

表1 天然沸石的理化性質

1.3 實驗運行方法

模擬生活污水通過水泵和布水設備布散于MSL內,處理出水由MSL底部的收集水箱和排水管道收集并排出.(25±2)℃條件下,啟動MSL,采用連續進水的方式掛膜,初始進水為模擬生活污水與活性污泥的混合液(體積比為2:1),接種污泥來自成都科雅污水處理有限公司,待肉眼觀察到沸石填料顆粒之間被一些生物絮體圍繞,進水由混合液調整為模擬生活污水.MSL掛膜期間,水力負荷保持為200L/(m2·d).掛膜成功后,通過調整水力負荷,考察水力負荷對MSL處理生活污水性能的影響,實驗過程中,MSL分別在300,400,500L/(m2·d)的進水水力負荷條件下穩定運行,并在每個水力負荷條件下穩定運行7d后對出水水質進行連續監測,每個水力負荷條件下連續監測14d.

1.4 檢測方法

分別采用重鉻酸鉀-微波消解法,納氏試劑分光光度法,過硫酸鉀消解-紫外分光光度法,硫酸鉀消解-鉬藍比色法測定污水中COD,氨氮,TN,TP濃度;污水pH值采用pH計(pHS-3C)檢測.

1.5 生物膜特征分析方法

將沸石填料和土壤模塊中附著的生物膜剝落,在光學顯微鏡下進行生物相觀察,將生物膜中占優勢的細菌,原生動物和后生動物等,與標準圖進行對照.生物膜中硝化功能菌和總菌群用實時熒光定量PCR技術檢測,PCR所使用的熒光物質選取熒光探針.

2 結果與討論

2.1 MSL的掛膜啟動

如圖2(a)所示,掛膜前,MSL內的沸石填料顯示出不規則空隙結構,有利于微生物生長,并形成生物膜.MSL啟動運行7d后,肉眼可明顯觀察到原本表面清潔邊界清晰的沸石填料表面逐漸變得粗糙模糊,色澤逐漸由灰白色變成土褐色.如圖2(b)所示,MSL啟動運行14d后,可清晰發現沸石填料表面生長有絨狀生物膜,表明MSL內初步形成了生物膜,能夠對污水中的氨氮和有機污染物起到吸附和降解作用[4].

第15d開始,進水由混合液調整為模擬生活污水,進水水力負荷為200L/(m2·d),對MSL進出水水質進行連續收集和監測,結果如圖3所示,隨著運行時間延長,污水中COD,氨氮,TN,TP去除率分別由15d時的40.2%,32.2%,23.1%,27.6%逐漸升高至28d時的84.5%,74.7%,66.7%,76.4%,這是由于MSL中微生物不斷攝取污水中有機物和氮磷等生長繁殖所造成的[5].在此期間,肉眼觀察到生物膜量逐漸增多,且生物膜顏色不斷加深.

28~35d,COD,氨氮,TN,TP的去除率分別可達到85%,75%,68%,78%以上(出水COD濃度低于30mg/L,氨氮濃度低于10mg/L,TN濃度低于20mg/L,TP濃度低于1mg/L),處理出水中COD,氨氮,TN,TP相鄰兩次監測結果的相對偏差均低于5%,說明MSL達到了穩定運行狀態,也說明MSL達到了較好的掛膜效果[6].

圖3 掛膜期間MSL出水COD,氨氮,TN,TP的變化

2.2 水力負荷對MSL處理生活污水性能的影響

水力負荷是影響污水停留時間及MSL內生物膜更新速度的重要因素,并最終影響污水的處理效果.

圖4 不同水力負荷條件下MSL對COD的去除

2.2.1 不同水力負荷條件下MSL對COD的去除 如圖4所示,不同水力負荷條件下,MSL對污水中COD的平均去除率均高于83.3%,出水COD濃度均低于50mg/L,滿足城鎮污水處理廠污染物排放標準(GB18918-2002)[7]一級A標準,說明本實驗構建的短程MSL具備良好的微生物生態條件,能夠最大限度地去除污水中的有機污染物.COD去除效果優于嚴森等構建的BAF+MSL組合系統對生活污水的處理性能[3].從水力條件來看,本實驗MSL底部土壤模塊正下方和土壤模塊間隙正下方的出水速率比較接近,始終保持在296~315mL/h,說明MSL進水分配均勻,有助于增加進水與MSL內填料特別是土壤模塊的接觸,提高MSL對COD的去除效率[1].

進水水力負荷由300增加至400L/(m2·d)時, COD平均去除率由85.1%上升至93.4%,這是由于提高水力負荷,使MSL內水流速度加快,從而加快MSL內溶解氧的流動速度,以及液相和生物相間的傳質過程,進而提高了有機污染物的降解[8]. 500L/ (m2·d)條件下COD平均去除率有所下降(83.3%).分析原因:第一,水力負荷的增加導致生物膜沖刷過度,降低了有機污染物的降解;第二,污水在MSL中的停留時間減少,部分有機物未經降解而被水流沖出;第三,MSL內的耗氧速率超過了復氧速率,從而使得出水COD濃度稍有增加[1],這與嚴森等[3]的研究結論一致.

通過守恒定律:微生物降解量=MSL輸入量- MSL輸出量-填料吸附量,對有機污染物在MSL系統中的分配平衡進行分析.填料吸附量采用重鉻酸鉀容量法—外加熱法測定.如表2所示,微生物對有機物去除的貢獻最大,水力負荷為300,400,500L/ (m2·d)條件下,微生物降解對有機物去除的貢獻率分別為54.3%,72.1%,66.1%.水力負荷為400L/(m2·d)時,微生物降解對有機物去除的貢獻率最大(72.1%),說明選擇合適的水力負荷能夠加快MSL內溶解氧的流動速度,以及液相和生物相間的傳質過程,進而提高微生物對有機物的降解[8];填料吸附的貢獻率分別為30.8%,21.3%,17.2%,雖然去除貢獻率差別明顯,但有機物的去除量差別不明顯,分別為2234.9, 2060.7,2080.1mg/d,說明填料吸附對MSL去除有機物的貢獻有限.

表2 MSL去除有機物、氨氮、TN、TP途徑分析

2.2.2 不同水力負荷條件下MSL對氨氮的去除 如圖5所示,MSL對氨氮的去除受水力負荷影響較為明顯,水力負荷為300,400L/(m2·d)條件下,氨氮去除率均在88.8%以上,處理出水氨氮濃度均低于5mg/L,滿足城鎮污水處理廠污染物排放標準(GB18918-2002)[7]一級A標準.MSL能夠高效去除污水中的氨氮.主要原因:第一,本實驗構建的MSL填料高度較小,且采用的是形式均一,孔隙率大的顆粒沸石,這樣有利于填料內部的自然復氧;第二,填料的均一性使其周圍的污水過流速度更穩定,MSL在氣液固三相的傳質更加充分[5].水力負荷為500L/(m2·d)時,出水氨氮平均濃度為10.8mg/L,僅滿足GB18918-2002的二級排放標準.究其原因:雖然提高水力負荷有利于加快MSL內溶解氧的流動速度,以及液相和生物相間的傳質過程,但過高的水力負荷使進水有機負荷急劇增加,從而加劇了MSL內異養微生物和硝化細菌對生存空間的競爭,對生長環境要求較為苛刻的硝化細菌在競爭中處于不利地位,也就是說,水力負荷的增加引起的對硝化細菌的抑制作用強于促進作用,從而降低了氨氮的去除[9-10];過高的水力負荷使部分污水與沸石填料接觸時間降低,沸石填料對氨氮的吸附略有降低,這與Luo等的研究結論類似[6].對氨氮在MSL系統中的分配平衡分析結果顯示,不同水力負荷條件下,微生物對MSL內氨氮去除的貢獻率體現出與去除COD相同的規律,填料吸附對氨氮的去除量相差不大(表2).

圖5 不同水力負荷條件下MSL對氨氮的去除

如圖6所示,不同水力負荷條件下,氨氮去除速率和硝氮產出速率表現出相似的趨勢,并最終趨于穩定.以400L/(m2·d)水力負荷條件為例,最終氨氮去除速率和硝氮產出速率分別穩定在17.5g NH4+-N/(m2·d)和6.6g NO3--N/(m2·d),這個最大限值可能是由于MSL內填料總表面積限制了硝化菌群的總量而導致的,以上結果可以推斷出MSL中存在生物硝化過程.

2.2.3 不同水力負荷條件下MSL對TN的去除 如圖7所示,不同水力負荷條件下,MSL對TN的去除率大約保持在52.5%~80.4%,優于同樣填料高度的沸石生物滴濾器對生活污水中TN的去除[5].原因在于MSL系統中的土壤模塊顯著增強了反硝化作用,強化了TN的去除.水力負荷為300和400L/(m2·d)時,出水TN平均濃度低于20mg/L,滿足城鎮污水處理廠污染物排放標準(GB18918-2002)[7]一級B標準.水力負荷為500L/(m2·d)時,出水TN濃度為28.8mg/L.本實驗構建的MSL對生活污水中TN的去除效果優于嚴森等構建的BAF+MSL組合系統對生活污水的處理性能[3].TN的去除受水力負荷影響較大,這是由于水力負荷較低時,進水有機負荷相應較低,MSL內反硝化碳源不足,碳氮比低,導致TN去除率較低.隨水力負荷的增加,碳氮比逐漸增加,促進TN的去除,但過高的水力負荷使得部分污水從土壤模塊間的沸石滲濾層流出,降低了污水與沸石填料的接觸時間,生物膜脫落與更新速度快[11],且土壤模塊內鋸末未充分降解,反硝化碳源較缺乏,難以形成同步硝化反硝化環境,反硝化能力不強,這與Luo等的研究結論類似[6].如表2所示,不同水力負荷條件下,MSL對TN的輸出比例較高,分別達到24.0%, 19.6%,47.5%,填料吸附對MSL內TN的去除量相差不大,500L/(m2·d)水力負荷條件下,MSL內的反硝化作用弱,對TN去除的貢獻率僅為31.3%.

為進一步檢驗MSL運行的穩定性及其對污水中氮的去除機理,對MSL進行氮素物料衡算,假設進水中氮素主要為氨氮(i)和少量NO3-(i),不含有機氮和NO2-.氨氮可被MSL沸石填料吸附(Δa),也可經脫附或直接隨水流排出(e),氨氮還可被微生物轉化為NO3-,假設NO3-不被沸石填料吸附,則NO3-一經產生就被微生物吸收/同化(d)或隨水流排出(e).氮素衡算過程中,MSL內部的擴散,吸附等過程均處于平衡狀態,即單位時間內沸石填料凈吸附截留的氮素量為零(Δa=0).如圖8所示,MSL對污水中氮的去除近似表示為污水中氨氮的凈去除量與NO3-的凈生成量之差(Δ-Δ),結果表明,水力負荷分別為300,400,500L/(m2·d)時,MSL對氮素去除率分別為69.5%,84.2%,49.5%,與圖7中TN的去除效果基本一致,說明MSL中氮素的轉化過程存在生物硝化反硝化過程[12],這與Luo等的研究結論一致[6].

2.2.4 不同水力負荷條件下MSL對TP的去除 如圖9(a)所示,MSL表現出較高的TP去除能力,不同水力負荷條件下,MSL出水中TP濃度始終維持在低于0.5mg/L的水平,滿足城鎮污水處理廠污染物排放標準(GB18918-2002)[7]一級A標準.如圖9(b)所示,相同條件下,未填充鐵屑的MSL對TP的平均去除率低于25%,說明MSL對總磷的去除主要是由于Fe3+與PO43-的化學作用,Luo等[6]的研究中也發現了類似現象.如表2所示,微生物降解作用對TP去除的貢獻較小(20.8%~24.3%),MSL內的好氧微環境條件使得單質鐵水解為Fe3+,Fe3+與PO43-的沉淀反應使得污水中的TP得以去除[6].

根據Fe3+水解平衡(公式1)和FePO4沉淀平衡(公式2)計算,pH=7的條件下,Fe3+和PO43-生成FePO4,對應的PO43-臨界濃度值為3.25×10-6mol/L,對應TP質量濃度為0.10mol/L,即理論上,pH=7時,Fe3+最多能使污水中TP濃度降低至 0.10mol/L.此外,部分Fe3+發生水解生成的Fe(OH)3膠體及少量多羥基聚合物,能夠對FePO4沉淀和污水中的其它膠體物質起到混凝沉降作用,從而強化污水中TP的去除[13].

2.2.6 MSL中溶解氧和氧化還原電位的變化 如圖11(a)所示,MSL內的溶解氧濃度為0.36~ 2.26mg/L,呈現兩端高,中間低的趨勢,即進水口(500mm)與出水口(0mm)溶解氧濃度較高,這是由于進水和出水口與空氣直接接觸,在自然通風的情況下,部分空氣擴散進入MSL內,溶解氧豐富的區域有利于可降解有機物的去除.MSL內部溶解氧濃度最低為0.36mg/L,能夠保證反硝化過程的順利進行,促進污水中TN的去除[15].MSL內的氧化還原電位是反映生化反應氧化或還原程度的綜合指標,如圖11(b)所示,適當增加水力負荷,使得污水中有機污染物與生物膜接觸充分,提高了溶解氧的利用率,有機污染物得到充分降解,氧化還原電位在此過程出現降低;過高的水力負荷則使得生物膜表面水力剪切力增大,溶解氧流動速度加快,破壞MSL內的低溶解氧環境,抑制反硝化反應,氧化還原電位在此過程出現升高[16].具體而言:在進水口(500mm),不同水力負荷條件下,氧化還原電位維持在-30.5~-32.8mV,幾乎無差別,但經過MSL中生物膜的生物降解活動后,氧化還原電位呈現先降低后增加的趨勢,在出水口(0mm),水力負荷為300L/(m2·d)時,氧化還原電位為-31.2mV,水力負荷增加至400L/(m2·d)時,氧化還原電位由-31.2mV降低至-36.5mV,水力負荷繼續增加至500L/(m2·d)時,氧化還原電位由-36.5mV升高至-27.6mV.此外,MSL運行過程中,沿程溶解氧和氧化還原電位的變化規律基本一致,說明溶解氧變化是導致氧化還原電位變化的主要原因.

圖11 MSL沿程高度溶解氧(a)和氧化還原電位(b)的變化規律

2.3 生物膜和生物相特征

圖12(a)~(d)顯示MSL穩定運行階段沿程高度100,200,300,400mm處的生物膜中,微生物多為球狀,桿狀,螺狀.將MSL成功掛膜后和MSL穩定運行階段沿程高度的沸石填料表面附著的生物膜剝落,在光學顯微鏡下進行生物相觀察,將生物膜中占優勢的細菌,原生動物和后生動物等,與標準圖進行對照[17],發現MSL掛膜階段,生物膜中多細菌,原生動物及后生動物較少,可觀察到大量草履蟲;MSL穩定運行階段,生物膜中出現了纖毛蟲,鐘蟲,累枝蟲等,草履蟲的數量大減,說明MSL對污水有著較好的處理效果[16].表3顯示,MSL穩定運行階段,MSL沿程高度,進水端(400~500mm)存在大量以有機物為食的纖毛蟲,中部(300~400mm)能夠觀察到生物膜中穿插有絲狀菌及輪蟲,出水端(100~200mm) 出現大量輪蟲,說明MSL內有機污染物物含量大幅降低,異養菌在微生物群落中失去優勢[18].

圖12 MSL運行穩定期間沿程高度100mm (a)、200mm (b)、300mm (c)、400mm (d)處生物膜的特征

表3 MSL沿程高度生物相構成特征

2.4 MSL沿程脫氮和生化特性研究

2.4.1 生物量空間分布特征 以水力負荷400L/ (m2·d)為例,MSL穩定運行過程中,將MSL內沸石填料表面附著的生物膜剝落進行分析,如圖13所示,MSL內生物膜的量隨沿程高度的降低呈現下降—升高—下降的趨勢.進水段生物膜的量明顯較多,這是由于自然通風情況下,進水溶解氧濃度,有機物和氮磷濃度均較高,大量的好氧異養菌以及兼性菌迅速增殖,使得進水端生物量較高;隨著水流沿程向下,污水中的營養物質和溶解氧逐漸消耗,好氧微生物量逐漸減少.然而,隨著溶解氧的逐漸消耗,反硝化菌逐漸生長,體現為生物量逐漸增加,當污水流至出水端(0mm),有機污染物經過前面填料的吸附和微生物降解,其濃度下降至最低,硝酸鹽濃度也有所降低,進而導致生物量略有下降[19].

圖13 MSL沿程高度生物量的變化規律

2.4.2 沿程COD和氨氮濃度的變化規律 MSL在不同填料高度處生物相和生物膜量有所不同,這與不同填料高度處污水中有機物、氨氮、以及溶解氧的濃度有關[5].以水力負荷400L/(m2·d)為例,由圖14(a)可知,沿水流方向,隨著填料層高度的降低, COD去除率逐漸增加,尤其是進水端500~300mm段, COD快速去除,這是由于進水端有機物和溶解氧濃度相對較高,有利于異養菌的積累(體現為生物膜量較多),因而有機物降解速率較快,經過500~300mm段填料層內微生物的捕食作用后,COD濃度降低至85.2mg/L,溶解氧濃度降低至0.76mg/L,營養物質和溶解氧逐漸成為異氧菌生理活動的限制因素(體現為生物膜量下降).由圖14(b)可知,在進水端500mm段,氨氮的去除作用較弱,去除率僅為4.2%,這是由于有機物濃度較高,異養菌占優勢,氨氮的去除歸因于異養菌的同化作用.在200~300mm段,氨氮濃度迅速降低至11.5mg/L,氨氮去除率迅速增加至74.4%,分析認為該段填料中硝化細菌數量較多,異養菌生長受到限制,后續MSL沿程微生物特征試驗驗證了這一分析.

2.4.3 細菌量的變化特征與MSL脫氮 采用實時熒光定量PCR技術對MSL內的亞硝化細菌和硝化細菌等的數量進行了定量分析,結果如表4所示,在沸石填料400~500mm處亞硝化細菌和硝化細菌的數量相對較少,而MSL在此段有機物濃度較高,異養菌在競爭中占有優勢,同時,在200~300mm處填料中硝化菌數量較多,這與氨氮沿填料層高度的去除規律相似.硝化功能菌在總菌群中的比例如表5所示,在200~300mm處硝化細菌為優勢菌屬(所占比例最大),硝化效能達到最優值,進一步證實了上述分析,即MSL進水端有機物濃度較高,最大比增長速率相對較小的硝化細菌無法與異養菌在濾料層空間進行競爭,異養菌在競爭中占優勢,氨氮去除作用較弱,隨著有機物的不斷降解,異養菌生長受到限制,自養型的硝化菌則占統治性地位,氨氮去除率逐漸提高.此外,MSL中硝化功能菌在總菌群中占比35.5%,佐證了MSL中的確存在生物硝化和反硝化過程.

表4 單位體積沸石填料上硝化細菌的數量

表5 硝化細菌在總菌群中的比例

3 結論

3.1 本實驗構建的MSL系統表現出對進水水力負荷變化較強的適應性,水力負荷為400L/(m2·d)時,生活污水中COD,氨氮,TN,TP的平均去除率分別為93.4%,94.9%,80.4%,94.7%,處理出水水質滿足城鎮污水處理廠污染物排放標準(GB18918-2002)一級排放標準A要求.

3.2 微生物降解作用對污水中COD,氨氮,TN的去除貢獻率最大,而生物除磷效果有限(<25%),MSL填料層中添加鐵屑后,污水中TP去除率提高到94.7%.這是由于單質鐵在沸石填料層的好氧環境中水解為Fe3+,進而與PO43-發生化學沉淀作用,這是MSL中TP去除的主要途徑.

3.3 氨氮去除速率和硝氮產出速率關系,以及氮素物料衡算結果表明,MSL中氮素的轉化過程顯著存在生物硝化/反硝化過程.MSL沿程沸石填料上硝化細菌數量的變化規律和硝化細菌在總菌群中所占比例的變化規律表明,沿程優勢微生物依次分別為異養菌和硝化菌.

3.4 受沿程有機物,氮磷及溶解氧的影響,MSL沿程微生物種群存在明顯差別,微生物種群分布再次表明,沿程優勢微生物依次分別為異養菌和硝化菌,與通過對污水處理效果分析得出的微生物沿程分布特點一致;生物量及生物膜分布特征表明MSL生物膜中細菌多樣性十分豐富,佐證了MSL對污水有著較好的處理效果.

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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,主要從事水污染控制工程與資源化研究研究.發表論文30余篇.

2018-02-05

國家自然科學基金資助(51508043);四川省科技計劃項目(2016JY0015);成都信息工程大學中青年學術帶頭人科研人才基金資助(J201515)

* 責任作者, 副教授, gjy@cuit.edu.cn