唐小雙 張可可 賈 軍 崔正國(guó) 曲克明
(1. 上海海洋大學(xué)水產(chǎn)與生命學(xué)院 上海 201306;2. 中國(guó)水產(chǎn)科學(xué)研究院黃海水產(chǎn)研究所農(nóng)業(yè)農(nóng)村部海洋漁業(yè)可持續(xù)發(fā)展重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 山東省漁業(yè)資源與生態(tài)環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室青島海洋科學(xué)與技術(shù)試點(diǎn)國(guó)家實(shí)驗(yàn)室海洋漁業(yè)科學(xué)與食物產(chǎn)出過(guò)程功能實(shí)驗(yàn)室 山東 青島 266071)
養(yǎng)殖尾水達(dá)標(biāo)排放是建設(shè)漁業(yè)強(qiáng)國(guó)和水產(chǎn)養(yǎng)殖綠色發(fā)展的內(nèi)在要求。目前,我國(guó)海水工廠化養(yǎng)殖水體已達(dá)3.37×107m3(2019 年中國(guó)漁業(yè)統(tǒng)計(jì)年鑒),未經(jīng)處理的養(yǎng)殖尾水排放會(huì)影響近海生態(tài)環(huán)境,增加水體富營(yíng)養(yǎng)化程度(溫志良等, 2000; 舒廷飛等, 2002)。
由于海水鹽度效應(yīng),單純針對(duì)海水工廠化養(yǎng)殖尾水處理的技術(shù)較少,而常規(guī)的設(shè)施設(shè)備等處理技術(shù)則存在投資運(yùn)行費(fèi)用高、能耗高等不足(曲克明等, 2018;喬衛(wèi)龍等, 2019)。人工濕地通過(guò)基質(zhì)、植物和微生物的物理、化學(xué)和生物協(xié)同作用來(lái)去除水體中的氮、磷和有機(jī)物,具有投資建設(shè)成本低、運(yùn)行費(fèi)用少、凈化率高和易維護(hù)等優(yōu)點(diǎn),已引起國(guó)內(nèi)外學(xué)者的廣泛關(guān)注(夏漢平, 2002; 賀鋒等, 2005; Jiet al, 2007)。
國(guó)內(nèi)外有許多人工濕地應(yīng)用在污水處理中的報(bào)道,但是大部分研究側(cè)重于植物選取、基質(zhì)改良、微生物篩選等方面(丁怡等, 2019; Zhanget al, 2016;Garyet al, 2017),而對(duì)于水力負(fù)荷等因素考察較少,特別是在高鹽度背景下,對(duì)人工濕地的凈化效果及其影響因素(許永輝等, 2018)。研究發(fā)現(xiàn),水力負(fù)荷、水深、水力停留時(shí)間是影響人工濕地運(yùn)行的三大要素;適宜的水力負(fù)荷能減少人工濕地占地面積,提升處理效率(王世和等, 2003; 胡小芳等, 2008)。因此,本研究探討不同水力負(fù)荷狀態(tài)下復(fù)合垂直流人工濕地系統(tǒng)對(duì)牙鲆養(yǎng)殖尾水中主要污染物質(zhì)的處理效果,分析系統(tǒng)內(nèi)部化學(xué)需氧量(COD)、活性磷酸鹽(PO43--P)、總氮(TN)、硝酸鹽氮(NO3--N)、亞硝酸鹽氮(NO2--N)和氨氮(NH4+-N)的濃度變化特征,探究水力負(fù)荷對(duì)人工濕地處理海水養(yǎng)殖尾水的影響機(jī)制,為研究人工濕地處理海水養(yǎng)殖尾水提供數(shù)據(jù)支持。
構(gòu)建了一套實(shí)驗(yàn)室規(guī)模的海水養(yǎng)殖尾水處理系統(tǒng)(圖1),主要由牙鲆(Paralichthys olivaceus)養(yǎng)殖池、沉淀池、復(fù)合垂直流人工濕地和儲(chǔ)水池組成。養(yǎng)殖池為圓柱體,直徑×高為0.6 m×0.8 m,有效容積為130 L [π×(0.3m)2×0.46 m];人工濕地長(zhǎng)×寬×高為0.8 m × 0.6 m×0.8m,有效容積為300 L。人工濕地由面積均為0.1 m2的下行池和上行池2 部分組成,有效表面積為0.1 m2,由下往上依次填入碎石(粒徑5~15 cm)、煤渣(粒徑3~10 cm)和細(xì)砂(粒徑1~5 mm);外置采樣管,在各層填料中部取樣,按照水流方向設(shè)置7 個(gè)采樣點(diǎn)(圖1);濾砂層種植互花米草(Spartina alternifloraLoisel),種植密度為60 株/m2。系統(tǒng)各個(gè)單元通過(guò)水管和水泵連接。
圖1 養(yǎng)殖尾水處理系統(tǒng)示意圖Fig.1 Schematic diagram of aquaculture tail water treatment system
2019 年8—10 月開(kāi)展實(shí)驗(yàn)。將人工濕地系統(tǒng)置于室外,處理對(duì)象為牙鲆養(yǎng)殖的尾水,每日喂食牙鲆2 h 后,將尾水排入復(fù)合垂直人工濕地系統(tǒng)。尾水沉淀過(guò)濾之后,由水泵提升進(jìn)入人工濕地,依次經(jīng)過(guò)下行池和上行池,凈化后進(jìn)入儲(chǔ)水池中。每次實(shí)驗(yàn)使用新鮮的養(yǎng)殖尾水,處理后的尾水不進(jìn)行再循環(huán)。經(jīng)過(guò)1 個(gè)月的試運(yùn)行,微生物群落形成,出水水質(zhì)穩(wěn)定,開(kāi)展水力負(fù)荷對(duì)凈化效果影響的實(shí)驗(yàn)。
參考《人工濕地污水處理工程技術(shù)規(guī)范》(HJ 2005—2010),設(shè)置3 組不同水力負(fù)荷,V1=0.50、V2=0.19、V3=0.10 m/d,系統(tǒng)在V3(0.10 m/d)下運(yùn)行時(shí)間為1.5 h,將其設(shè)定為所有實(shí)驗(yàn)組的運(yùn)行時(shí)間。設(shè)定水力負(fù)荷之后,運(yùn)行4 d,處理效果穩(wěn)定后再進(jìn)行取樣分析,每組水力負(fù)荷共運(yùn)行7 d,實(shí)驗(yàn)總時(shí)長(zhǎng)為30 d。實(shí)驗(yàn)期間,天氣良好、無(wú)雨天,避免了雨水進(jìn)入系統(tǒng)造成的干擾。
在人工濕地各填料層設(shè)置取樣點(diǎn),通過(guò)水質(zhì)指標(biāo)監(jiān)測(cè)系統(tǒng)運(yùn)行狀態(tài)。每組水力負(fù)荷運(yùn)行的第7 天,系統(tǒng)開(kāi)始運(yùn)行1.5 h 后進(jìn)行采樣。測(cè)定的主要水質(zhì)指標(biāo)包括COD、PO43--P、TN、NO3--N、NO2--N、NH4+-N、溫度、pH 和鹽度。
采用水質(zhì)多參數(shù)測(cè)定儀(YSI 556,美國(guó))對(duì)水溫(T)、鹽度(S)、pH 進(jìn)行現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定,實(shí)驗(yàn)期間,進(jìn)水溫度和鹽度分別為(23.78±0.17)℃和(30.11±0.09),進(jìn)水和出水的pH 分別為7.76±0.08 和8.57±0.05。TN 使用總有機(jī)碳分析儀(TOC-VCPH)進(jìn)行測(cè)定。其他水質(zhì)指標(biāo)按照《海洋監(jiān)測(cè)規(guī)范》(GB17378.4-2007)進(jìn)行測(cè)定,其中,COD 采用堿性高錳酸鉀法,PO43--P 采用磷鉬藍(lán)分光光度法,NH4+-N 采用靛酚藍(lán)分光光度法,NO2--N 采用N-1-萘基-乙二胺分光光度法,NO3--N 采用鋅鎘還原法測(cè)定。
采用Excel 軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理,對(duì)水力負(fù)荷與污染物去除率相關(guān)性分析,利用Origin 8.0 軟件作圖。
COD 濃度變化情況見(jiàn)圖2。如圖2 所示,進(jìn)水中V1、V2和V3組 COD 的濃度分別為(5.75±0.30)、(3.70±0.45)和(2.79±0.59) mg/L,對(duì)應(yīng)的去除率分別為28.23%、36.40%和36.25%。下行池所有實(shí)驗(yàn)組COD濃度均呈下降趨勢(shì),且在底部到達(dá)最低值。V3組能保持穩(wěn)定的COD 濃度水平,而V1組中的COD 濃度起伏明顯。其中,V1組在最底部濃度為1.10 mg/L,去除率達(dá)到68.50%;而進(jìn)入上行池之后,COD 濃度出現(xiàn)一定程度的升高。
圖2 系統(tǒng)內(nèi)部COD 濃度變化趨勢(shì)Fig.2 Variation trend of COD concentration in the system
尾水中COD 濃度較低,水力負(fù)荷對(duì)COD 去除率的影響并不顯著(P>0.05),初步沉淀過(guò)濾之后,基本上能滿足《海水養(yǎng)殖水排放要求》(SC/T9103-2007)(COD≤10 mg/L)。COD 進(jìn)水濃度偏低,水力負(fù)荷對(duì)COD 的影響并不顯著。海水魚(yú)類(lèi)養(yǎng)殖尾水中COD 的濃度較低,而水力負(fù)荷對(duì)于COD 濃度較高的蝦類(lèi)養(yǎng)殖尾水等的去除率影響有待進(jìn)一步研究。
不同水力負(fù)荷下,PO43--P 的濃度變化趨勢(shì)一致(圖3),水力負(fù)荷狀態(tài)對(duì)PO43--P 去除率的影響不顯著(P>0.05)。V1、V2和V3組進(jìn)水中PO43--P 的濃度分別為(0.08±0.01)、(0.51±0.06)和(0.49±0.06) mg/L,對(duì)應(yīng)的去除率分別為77.44%、79.08%和88.19%。降低水力負(fù)荷對(duì)系統(tǒng)的PO43--P 吸附降解能力有一定提升。
圖3 系統(tǒng)內(nèi)部PO43--P 的濃度變化趨勢(shì)Fig.3 Variation trend of PO43--P concentration in the system
經(jīng)過(guò)下行池濾砂層之后,PO43--P 濃度迅速下降,并在上行池依然保持穩(wěn)定的水平,說(shuō)明,在經(jīng)過(guò)填料過(guò)濾吸附之后,系統(tǒng)對(duì)PO43--P 的處理能力達(dá)到下限。在水力負(fù)荷適宜的情況下,PO43--P 的吸附轉(zhuǎn)化主要發(fā)生在下行池的中上層,即濾砂層。V3組下行池的濾砂層對(duì)PO43--P 的去除貢獻(xiàn)率在62.03%,但V1組在碎石層的-P 去除率才達(dá)到最大(82.41%)。水力負(fù)荷影響填料層對(duì)PO43--P 的吸附降解能力,水力負(fù)荷越大,對(duì)PO43--P 起主要吸附轉(zhuǎn)化作用的填料層就越靠后,最終影響出水水質(zhì)。
系統(tǒng)對(duì)尾水中TN 的去除效果與COD/ρ (TN)見(jiàn)圖 4。V1、V2和V3組進(jìn)水中的 TN 濃度分別為(3.68±0.38)、(3.47±0.39)和(3.16±0.42) mg/L,對(duì)應(yīng)的去除率分別為49.50%、84.02%和85.90%。水力負(fù)荷越低,系統(tǒng)對(duì)TN 的去除率越高,出水水質(zhì)也越穩(wěn)定(P<0.05)。在下行池,TN 的去除率均約為80%,去除效果明顯;而在上行池,濾砂層出現(xiàn)了TN 濃度升高的情況。水力負(fù)荷為0.19 和0.50 m/d 時(shí),出水水質(zhì)波動(dòng)較大;而水力負(fù)荷為0.10 m/d 時(shí),水質(zhì)保持穩(wěn)定。
圖4 系統(tǒng)內(nèi)沿程TN 的濃度與COD/ρ(TN)變化趨勢(shì)Fig.4 Variation trend of TN concentration and COD/ρ(TN) in the system
進(jìn)水中COD/ρ(TN)在1~1.5 之間,而經(jīng)過(guò)處理之后,能達(dá)到4 左右。下行池之中,V2、V3組COD/ρ(TN)在濾砂層之后才開(kāi)始上升,說(shuō)明,低水力負(fù)荷下微生物能利用大量被基質(zhì)與植物根系攔截吸附的有機(jī)污染物,而系統(tǒng)下層對(duì)TN 的消耗速率更快;而V1組在煤渣層之后COD/ρ(TN)卻開(kāi)始下降,有機(jī)質(zhì)的消耗速率要高于TN,這說(shuō)明高水力負(fù)荷不利于系統(tǒng)中微生物獲取溶解性污染物,使得脫氮效率變差。上行池中,V3組COD/ρ(TN)上升點(diǎn)要比V1、V2組更靠前,適宜的水力負(fù)荷有利于脫氮菌群的活動(dòng),提升人工濕地系統(tǒng)整體的脫氮能力。
V1、V2和V3組進(jìn)水中NO3--N 濃度分別為(2.47±0.28)、(2.49±0.34)和(2.60±0.36) mg/L。隨著水力負(fù)荷的改變,NO3--N、NH4+-N 和NO3--N 的濃度趨勢(shì)類(lèi)似(圖5)。V1組條件下,出水中NO3--N 的濃度為0.88 mg/L,去除率為64.30%,NH4+-N 的去除率只有48.20%。V2、V3組對(duì)NO3--N 的去除率在92%以上,并且NH4+-N 和NO2--N 去除率在98%以上。
圖5 系統(tǒng)沿程無(wú)機(jī)氮的變化趨勢(shì)Fig.5 Variation trend of dissolved inorganic nitrogen in the system
NH4+-NN 與NO2--N 的曲線變化類(lèi)似于NO3--N,水力負(fù)荷對(duì)于無(wú)機(jī)氮(DIN)各組分的影響具有一致性。上行池濾砂層,V1組的NO3--N 的濃度增加了0.31 mg/L,NH4+-N 的濃度減少了0.09 mg/L,pH 值降為8.38。硝化反應(yīng)中,NH4++2O2→NO3-+H2O+2H+,消耗NH4+-N會(huì)產(chǎn)生等質(zhì)量NO3--N,并產(chǎn)生一定量H+,但實(shí)際上卻有0.22 mg/L 多余的NO3--N 累積,水力負(fù)荷過(guò)大導(dǎo)致了NO3--N 的累積。
系統(tǒng)內(nèi)部的pH 變化情況如圖6 所示,3 組實(shí)驗(yàn)中,進(jìn)水pH 值為7.76±0.08,進(jìn)入下行池后pH 都迅速上升,系統(tǒng)底部則達(dá)到了8.57±0.05,出水pH 都在8 以上。在系統(tǒng)底層,V3組NO3--N 的濃度減少了2.43mg/L,pH 值從7.73 增加到8.74,反硝化反應(yīng)消耗NO3--N 并積累了大量的OH-離子,使水質(zhì)呈堿性。進(jìn)入上行池后,V3組pH 曲線保持穩(wěn)定的下降趨勢(shì),其他2 組曲線略有起伏。
圖6 系統(tǒng)沿程pH 值變化趨勢(shì)Fig.6 Variation trend of pH value in the system
DIN 由NH4+-N、NO2--N 和NO3--N 組成。進(jìn)水中,NH4+-N 和NO3--N 占DIN 主要成分,經(jīng)過(guò)處理后,NO3--N 則占主要成分。3 組實(shí)驗(yàn)中,DIN 在系統(tǒng)內(nèi)部的占比如圖7 所示。V1組進(jìn)水中,NO3--N 占DIN 的75.30%,NH4+-N 和NO2--N 則占據(jù)25.70%;出水中,NH4+-N 和NO2--N 總占比達(dá)到29.30%,而NO3--N 則只有70.70%。而在V2與V3組進(jìn)水中,NO3--N 分別占DIN 的54.70%、86.00%,且出水中,V2、V3組的NO3--N占比都在86%以上。
圖7 人工濕地系統(tǒng)沿程DIN 占比Fig.7 Proportion of DIN along the constructed wetland system
水力負(fù)荷對(duì)出水中DIN 組成成分影響明顯,水力負(fù)荷越大,出水中NH4+-N 和NO2--N 的占比就越大。低水力負(fù)荷下,各個(gè)形態(tài)下的氮污染物都能被微生物充分利用;高水力負(fù)荷下,氮污染物與微生物接觸時(shí)間短,部分有機(jī)氮被轉(zhuǎn)化為NH4+-N 后未被充分吸收轉(zhuǎn)化,導(dǎo)致出水NO3--N 的占比降低。
V1組出水中,NH4+-N 的占比要比進(jìn)水中的高33%左右,而V3組NH4+-N 的占比則降低了74.89%。V1組中,NH4+-N 占比在20%左右,且全程變化不大;在V2組中,NH4+-N 在下行池中占DIN 的40%左右,而進(jìn)入上行池NH4+-N 則開(kāi)始減少;V3組實(shí)驗(yàn)中,經(jīng)過(guò)下行池煤渣層處理之后,NH4+-N 的占比開(kāi)始提升,在上行池中,NH4+-N 的占比接近50%。
V1與V2組的TN 在上行池中濃度升高,這可能與顆粒態(tài)污染物的分解有關(guān)(趙聯(lián)芳等, 2006)。高水力負(fù)荷下,污水在上行池中流速變緩,使顆粒態(tài)污染物得以被分解,導(dǎo)致了TN 指標(biāo)的升高。系統(tǒng)對(duì)氮污染物的去除主要在系統(tǒng)中下層,尤其是煤渣層以及碎石層。Rousseau 等(2004)研究顯示,濕地系統(tǒng)對(duì)NO3--N 主要通過(guò)厭氧條件下微生物的反硝化反應(yīng)去除,而系統(tǒng)內(nèi)部pH 及DIN 濃度的變化趨勢(shì)都說(shuō)明反硝化活動(dòng)激烈。
各個(gè)形態(tài)氮污染物的濃度及其占比變化都表明,高水力負(fù)荷容易影響脫氮微生物的活動(dòng),不利于有機(jī)氮的轉(zhuǎn)化和無(wú)機(jī)氮的吸收。這主要是由于高水力負(fù)荷下,部分脫氮細(xì)菌隨水流帶出系統(tǒng),且污染物在系統(tǒng)內(nèi)停留的時(shí)間過(guò)短,與微生物接觸不充分。而系統(tǒng)中上層由于溶解氧的補(bǔ)充,使得硝化細(xì)菌更活躍,造成了系統(tǒng)末端NO3--N 或者NO2--N 的累積,影響出水水質(zhì),從V1和V2組中NO3--N 濃度的上升可以說(shuō)明這一點(diǎn)。
V3組中,NH4+-N 在系統(tǒng)空間內(nèi)的占比變化可以說(shuō)明,適宜水力負(fù)荷下,系統(tǒng)中氨氧化細(xì)菌不斷的將有機(jī)氮轉(zhuǎn)化為NH4+-N,而反硝化細(xì)菌消耗NO3--N 速率更快,使得NH4+-N 的占比逐漸上升。從而可以認(rèn)為,下行池煤渣層到上行池煤渣層之間,水力負(fù)荷適宜的情況下,氨氧化與反硝化細(xì)菌主導(dǎo)氮污染物的轉(zhuǎn)化過(guò)程。吳曉磊(1995)認(rèn)為,復(fù)合垂直流人工濕地系統(tǒng)在能夠承受的水力負(fù)荷范圍內(nèi)出水水質(zhì)波動(dòng)不大。如表1 所示,不同類(lèi)型的人工濕地系統(tǒng)中TN 的去除率均與水力負(fù)荷負(fù)相關(guān)。適宜的水力負(fù)荷下,TN 的去除率為50.30%~88.70%;水力負(fù)荷過(guò)大,則導(dǎo)致TN 的去除率明顯降低。康傳磊等(2018)研究顯示,異養(yǎng)硝化—好氧反硝化菌能夠提高對(duì)氮污染物的去除效果;而對(duì)高水力負(fù)荷考察之后,高水力負(fù)荷人工濕地中水力停留時(shí)間是污染物去除效果的限制因素(高奇英等, 2018)。設(shè)定合理的水力負(fù)荷與水力停留時(shí)間,或者投加適應(yīng)性更強(qiáng)的脫氮細(xì)菌,能夠在高水力負(fù)荷的條件下,提升氮污染物處理效果。
表1 不同實(shí)驗(yàn)中水力負(fù)荷對(duì)人工濕地中TN 去除率的影響Tab.1 Effects of hydraulic loads on TN removal rates of constructed wetland in different experiments
在系統(tǒng)中,微生物活動(dòng)產(chǎn)生的副產(chǎn)物如OH-、H+會(huì)改變水體的酸堿性,影響到菌群的生長(zhǎng),反硝化過(guò)程的最佳pH 一般為7.0,pH 小于或大于7.0,反硝化速率都會(huì)隨之降低(徐樂(lè)中, 1996)。而水力負(fù)荷狀態(tài)對(duì)pH 的改變影響較小,但從V3和V1組中pH 曲線變化可以看出,在系統(tǒng)后程,低水力負(fù)荷能保持pH平穩(wěn)下降,高水力負(fù)荷狀態(tài)則會(huì)導(dǎo)致pH 上升。
研究表明,在反硝化過(guò)程中會(huì)產(chǎn)生大量的堿度(王淑瑩等, 2008),硝化過(guò)程則消耗堿度(王建龍,2000)。實(shí)驗(yàn)中DIN 與pH 值的變化說(shuō)明,上行池在低水力負(fù)荷下,硝化細(xì)菌更活躍,有利于NH4+-N 的去除;而高水力負(fù)荷不利于硝化反應(yīng)的進(jìn)行,使得出水中的NH4+-N 與NO2--N 濃度過(guò)高。張歡歡等(2012)發(fā)現(xiàn),濕地進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷和溫度對(duì)堿度有顯著性影響,但目前相關(guān)的研究較少。
由于植物的生長(zhǎng),上中層DO 含量更充足,所以系統(tǒng)的上中層硝化作用活躍。脫氮過(guò)程集中在系統(tǒng)中下層,水力負(fù)荷越低,進(jìn)水中DO 富集到填料中的越多,脫氮效果也就越明顯。焦玉恩等(2017)研究證明,隨著水力負(fù)荷的增加,填料層內(nèi)各處DO 濃度呈現(xiàn)先增加后降低的趨勢(shì)。適宜的水力負(fù)荷能夠維持人工濕地系統(tǒng)中的溶氧水平,保證脫氮率的提升。
COD 作為衡量水體中耗氧有機(jī)物含量的重要指標(biāo),能夠反映出水體的受污染程度(過(guò)鋒等, 2012;陳芳等, 2013)。水力負(fù)荷對(duì)COD 的去除率影響較小,雖然進(jìn)水中COD 濃度不一樣,但去除率卻大致相近。和麗萍等(2014)也認(rèn)為,人工濕地中,COD 的去除率受水力負(fù)荷影響程度較小。
本研究中,低水力負(fù)荷條件下,系統(tǒng)內(nèi)部的COD濃度穩(wěn)定,而高水力負(fù)荷可能會(huì)造成系統(tǒng)中生物膜的脫落,使得COD 濃度波動(dòng)較大。系統(tǒng)對(duì)于低COD養(yǎng)殖尾水的處理效果一般,水力負(fù)荷更多的影響到上行池中COD 濃度的變化,所以,對(duì)高COD 濃度的海水養(yǎng)殖尾水在復(fù)合垂直流人工濕地中不同水力負(fù)荷狀態(tài)下的處理效果考察十分必要。
PO43--P 的吸附轉(zhuǎn)化主要發(fā)生在下行池的中上層,即濾砂層附近,并且吸附轉(zhuǎn)化比較徹底,使得上行池中PO43--P 的濃度保持穩(wěn)定;同時(shí),植物發(fā)達(dá)的根系也起到了吸收利用的效果?;|(zhì)的吸附是磷污染物主要的去除方式(Vymazal, 2007),從V3和V1組在各填料層PO43--P 的去除率可以發(fā)現(xiàn),水力學(xué)因素會(huì)導(dǎo)致發(fā)揮吸附作用的基質(zhì)層靠后,影響最終處理效果。因此,本研究中高水力負(fù)荷條件下PO43--P 的去除率都不如低水力負(fù)荷條件,這與凌禎等(2011)的研究結(jié)果相似,磷污染物的去除率與水力負(fù)荷負(fù)相關(guān)。
復(fù)合垂直流人工濕地系統(tǒng)對(duì)海水養(yǎng)殖尾水中的氮、磷污染物有良好穩(wěn)定的去除效果。水力負(fù)荷對(duì)COD 去除率影響不大,去除率最高只有36.25%;水力負(fù)荷為0.50 m/d 時(shí),PO43--P 的去除率為77.44%;水力負(fù)荷降低到0.10 m/d 時(shí),PO43--P 的去除率達(dá)88.19%。水力負(fù)荷越大,PO43--P 的吸附轉(zhuǎn)化越靠系統(tǒng)后程。水力負(fù)荷為0.50 m/d 時(shí),TN 去除率只有49.50%;水力負(fù)荷降低到0.10 m/d 時(shí),TN 去除率達(dá)85.90%。水力負(fù)荷狀態(tài)同樣影響脫氮能力,不同水力負(fù)荷狀態(tài)下,下行池的氮污染物轉(zhuǎn)化最多,去除率達(dá)到80%以上,高水力負(fù)荷會(huì)導(dǎo)致上行池中NO2--N 與NO3--N 累積,適宜的水力負(fù)荷才能維持系統(tǒng)的穩(wěn)定。