2021, Vol. 41
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2. 北京林业大学环境科学与工程学院, 北京 100083;
3. 北京市昌平区水务局, 北京 102200;
4. 北京市北运河管理委员会昌平区管理段, 北京 102209;
5. 北京市昌平区沙河闸管理处, 北京 102206
2. College of Environmental Science and Engineering, Beijing Forestry University, Beijing 100083;
3. Water Authority of the Changping District, Beijing 102200;
4. Beijing North Canal Management Committee Changping District Management Section, Beijing 102299;
5. Shahe Gate Management Office, Changping District, Beijing 102206
近年来, 再生水成为城市河湖水体的主要补给水源之一(霍健, 2011).但再生水氮、磷含量普遍高于地表Ⅳ类的天然水体和受纳河湖水体, 且呈现出低C/N的特征, 城市河湖水体流动性差、自净能力较弱, 导致水华季节性爆发频率较高, 水环境质量与生态环境安全难以保证(张瑞等, 2016).
人工湿地技术(Constructed wetland, CW)由于其生态友好、便于与景观结合等特点, 广泛地应用于地表水环境的治理和改善中.人工湿地主要通过基质、微生物与植物共同作用实现对氮、磷等的去除.微生物硝化和反硝化作用是人工湿地脱氮的主要途径, 脱氮效果与水力停留时间、水力负荷、温度、溶解氧、pH、进水碳氮比(CODCr/TN, C/N)等因素密切相关, 大量研究证明进水C/N是影响脱氮效率的主要限制性因素之一(Sun et al., 2012; Ding et al., 2012).而再生水补给的河湖水体具有高TN、低CODCr的水质特点, 在应用人工湿地净化时, 由于碳源不足导致其脱氮效率低, 因此进行碳源补充成为强化湿地脱氮的主要手段.与甲醇、乙酸等传统液体碳源相比, 秸秆、棉花、玉米芯等天然纤维素类物质具有环境友好、分布广泛、成本低等优点, 不仅为反硝化菌生长提供可溶性碳源, 且具有多孔表面有利于反硝化菌附着生长, 在湿地中得到了广泛的应用(Cao et al., 2016; 陈涛等, 2018).但直接采用天然纤维素碳源作为湿地基质存在无法更换的弊端, 且释放量过高容易导致二次污染.
针对上述问题, 本研究提出一种适用于再生水补给低C/N河湖水体的“释碳塘-水平潜流人工湿地-沉水植物塘(Carbon Release Pond-Horizontal Undercurrent Constructed Wetland-Submerged Plankton Pond (CRP-HUCW-SPP))”耦合生态净化系统, 该系统以潜流人工湿地为核心净化单元, 前端设置释碳塘, 其中放置利用天然纤维素物质制备的“释碳床(Carbon Release Bed, CRB)”, 用于补充后续人工湿地系统反硝化所需的碳源, 该床体可根据进水水质灵活设计且便于更换；湿地后端设置沉水植物塘, 可进一步削减残余碳源及营养盐浓度, 避免二次污染问题.
沙河水库是北运河上游典型的再生水补给闸坝型水库, 再生水补给量达出库水量的67.5%以上, 库区水体高硝酸盐氮、磷酸盐、低C/N比的特点突出.根据北京市地表水功能分区规定, 北运河上游水环境功能为景观水体, 水质应满足《地表水环境质量标准》(GB3838—2002)中Ⅳ类水标准.然而, 现阶段沙河水库的水环境质量不容乐观, 主要污染指标CODCr、TP和TN均不能达到地表Ⅳ类水(湖库)标准, 根据2018年水质监测结果, 其中TN污染最为严重, 全年各月份均超标, 超标倍数为3~8.6；TP超标倍数为4~5；CODCr超标倍数为1~1.5.且库区呈现出缓滞水体的特征, 在夏季存在严重的富营养化风险, 亟需开展对其水环境质量的改善, 尤其是氮、磷等营养盐的去除.
本文以沙河水库为研究对象, 采用CRP-HUCW-SPP生态净化系统对水体主要污染物(CODCr、TN和TP)的净化效能进行研究, 并对释碳床投加前后各净水单元对于污染物的去除贡献进行解析.在此基础上, 采用高通量测序技术对各净水单元微生物群落进行分析, 进一步阐明耦合系统的净水机理, 研究结果以期为CRP-HUCW-SPP耦合系统在再生水补给低C/N水体治理中的进一步推广应用提供理论支撑.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 CRP-HUCW-SPP实验装置本研究所构建的CRP-HUCW-SPP耦合系统处理规模为80 L·d-1, 装置示意图如图 1所示.该系统由进水桶、释碳塘(长×宽×深=0.5 m×0.4 m×0.4 m)、水平潜流人工湿地(长×宽×深=1 m×0.5 m×0.8 m)和沉水植物塘(长×宽×深=0.6 m×0.4 m×0.5 m)4部分构成.运行过程中, 采用蠕动泵(BT100-2J, 兰格恒流泵有限公司)将沙河水库水体从进水桶泵入释碳塘, 出水通过重力依次进入水平潜流人工湿地和沉水植物植物塘, 经过处理后排出.
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| 图 1 “释碳塘-水平潜流人工湿地-沉水植物塘”耦合系统示意图 Fig. 1 Schematic diagram of the integrated "carbon release pond-horizontal undercurrent constructed wetland-submerged plankton pond" (CRP-HUCW-SPP) setup |
释碳塘、水平潜流人工湿地和沉水植物塘的水力停留时间分别为0.5、3和1 d.释碳塘内底泥厚度为0.1 m, 有效水深为0.2 m, 塘内种植菖蒲.内部放置“释碳床”, 该床体为夹心结构, 外部采用木条作为床体, 床体中间填充玉米芯和砾石.在本研究中, 释碳塘共放置3个释碳床, 单床中装填玉米芯300 g.水平潜流人工湿地基质采用沸石和炉渣, 湿地中等比例种植美人蕉和菖蒲.沉水植物塘内底泥厚度为0.1 m, 有效水深为0.35 m, 塘内种植沉水植物黑藻.
2.2 CRP-HUCW-SPP耦合系统净化沙河水库水质研究以沙河水库实际水样(水质如表 1所示)为进水, 开展CRP-HUCW-SPP耦合系统的净水效能研究.本研究于2019年4月27日开始到2019年11月5日结束, 分为3个运行阶段：①阶段Ⅰ (4-27—5-27)：系统启动阶段(未放置释碳床), ②阶段Ⅱ (5-27—7-24)：系统稳定运行阶段(未放置释碳床), ③阶段Ⅲ (7-25—11-5)：稳定运行阶段(放置释碳床).
| 表 1 沙河水库水质 Table 1 Water characteristic of Shahe Reservoir |
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研究过程中每2 d采集各单元出水, 测定其主要水质指标, 具体包括：化学需氧量(CODCr)、氨氮(NH4+-N)、硝态氮(NO3--N)、总氮(TN)、正磷酸盐(PO43-)和总磷(TP).其中CODCr采用重铬酸钾消解法(HJ 828—2017)、TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法(HJ 636—2012)、NO3--N采用紫外分光光度法(HJ/T 346—2007)、NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法(HJ535—2009)、TP和PO43-采用钼锑抗分光光度法(HJ623—2011)进行测定.
2.3 CRP-HUCW-SPP耦合系统微生物群落特征研究分别采集该耦合系统各单元(CPP、HUCW和SPP)运行前期(未投加释碳床运行30 d)、中期(投加释碳床后运行47 d)和后期(投加释碳床后运行104 d)的底泥(或基质)样品和释碳床投加后一个月(CRB-1)和实验结束后(CRB-2)内部玉米芯样品, 经过预处理后, 送至上海美吉生物有限公司进行高通量测序, 并在属的水平上对微生物群落进行分析.分析时将丰度>1%的菌属作为主要菌属, 丰度 < 1%的菌属全部归类为其它.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 CRP-HUCW-SPP耦合系统对不同形态氮的净化效果CRP-HUCW-SPP耦合系统进出水NH4+-N、NO3--N和TN的变化如图 2所示.由图 2a可知, 除8月、11月外, 进水NH4+-N均低于1.00 mg·L-1.在启动阶段(阶段Ⅰ), 基质吸附作用已接近饱和, 且植物尚未形成良好长势, 因此在该阶段耦合系统对于NH4+-N的去除基本没有效果；进入稳定运行阶段(阶段Ⅱ、Ⅲ), NH4+-N的去除率提高至72.10%±19.70%, 出水浓度维持在(0.17±0.13) mg·L-1.
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| 图 2 塘-湿地耦合系统进出水氮素浓度变化 Fig. 2 Nitrogen concentration in the effluent of the integrated pond and constructed wetland process |
在非汛期, NO3--N是沙河水库TN主要的污染物形态.因此耦合系统进出水NO3--N (图 2b)和TN(图 2c)的变化趋势基本一致.在运行阶段Ⅰ和Ⅱ, 当进水TN >5.00 mg·L-1时, 出水TN浓度高于1.50 mg·L-1, 不能稳定达到地表Ⅳ类水质(湖库)的标准.当放入释碳床, 进入运行阶段Ⅲ后, 即便在进水TN达(7.44±2.88) mg·L-1时, 出水仅为(1.03±0.46) mg·L-1, 可维持在1.50 mg·L-1以下(7月26日—10月22日), 此时TN的去除率从65.8%±15.2%提升到81.3%±10.6%.这表明放置释碳床后, 系统的脱氮能力显著提升.同时也证明了沙河水库水质C/N低, 反硝化电子供体不足使得人工湿地反硝化过程受阻.
但进入10月下旬, 进水TN浓度逐渐升高, 导致系统出水NO3--N和TN浓度不断升高, TN浓度高于1.50 mg·L-1, 主要是由于气温降低导致反硝化速率、反硝化细菌活性和比增长速率降低(李瑶, 2017).此外, 受到温度的影响, 碳源的释放速率也可能会逐渐降低.阶段Ⅲ共计运行104 d, 出水TN达到地表Ⅳ类(湖库)的天数为76 d, 达标率为73%, 不达标出水主要集中在气温较低的10月下旬和11月上旬.
3.2 CRP-HUCW-SPP耦合系统对磷的净化效果CRP-HUCW-SPP耦合系统进出水TP和PO43-的浓度变化如图 3所示, 在系统启动阶段(阶段Ⅰ), 出水TP浓度((0.35±0.05) mg·L-1)显著高于进水TP浓度, 说明存在磷的释放现象.在开展本研究之前, 该耦合系统已运行1年, 基质对于氮磷的吸附已达到饱和, 植物残体滞留于湿地基质及沉水植物塘底泥中, 随温度升高, 会向水体释放磷.而此时系统种植的菖蒲、美人蕉和黑藻尚未形成良好长势, 对磷的去除作用有限, 因此导致出水TP浓度升高.
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| 图 3 塘-湿地耦合系统进出水磷素浓度变化 Fig. 3 Phosphorus concentration in the effluent of the integrated pond and constructed wetland process |
为解决底泥磷释放的问题, 在阶段Ⅰ运行末期更换了沉水植物塘底泥, 随着湿地植物菖蒲、美人蕉和沉水植物黑藻的长势变优, 系统对于TP的去除大幅提高.进入阶段Ⅱ、Ⅲ后, 进水TP浓度逐渐升高((0.44±0.17) mg·L-1), 但出水TP浓度降至(0.06±0.04) mg·L-1, 去除率高达84.40%±15.2%.运行至10月后, 出水TP浓度小幅升高, 主要是由于植物逐渐进入衰亡期, 部分植物根系腐败会释放少量的氮和磷(王立志等, 2013).阶段Ⅲ出水TP浓度为(0.07±0.03) mg·L-1, 始终低于0.1 mg·L-1, 可稳定达到地表Ⅳ类(湖库)的标准.
在本研究中, 由于湿地基质在前期运行后已达到饱和, 因此本系统对于TP的去除主要依赖植物本身的同化作用及植物生长带来水质及底泥性质的变化, 体现在：①植物长势变优导致植物对磷的吸收同化能力增强.植物根系细胞膜的磷转运蛋白可直接吸收并转运水中的可溶性活性磷和PO43-, 进而合成植物细胞的组成物质(何娜等, 2013), 课题组前期监测结果表明, 沙河水库中溶解性PO43-是TP的主要形态, 占比高达74%, 因此水中大部分磷可通过植物吸收进而得到去除.从图 3b可以看出, 稳定运行时(阶段Ⅱ和Ⅲ), 出水PO43-浓度低至(0.07±0.06) mg·L-1, 去除率为75.9%±23.5%, 尤其进入阶段Ⅲ后, 出水PO43-浓度进一步降低, 系统对于PO43-的去除率高达91.5%±5.0%.②植物根系分泌物与植物生物量呈正相关.随着植物长势变优, 根际分泌物增加使得根际微生物更加丰富, 可进一步将有机磷等其它形态的磷转化为无机态, 便于植物的吸收, 从而加速磷的去除(曹莹, 2018).③沉水植物长势变优, 生物量变大, 叶片可为更多的微生物提供附着场所, 可加大表面微生物对磷的吸收(张荣社, 2005).④植物长势变优, 泌氧作用增强, 导致水体和底泥呈好氧状态, 有利于磷的沉积(曹莹, 2018).
为避免本研究出现的春季磷释放问题, 进入秋季后应对湿地植物进行收割.适宜的植物收割不仅能够实现污染物的去除, 还可以通过改善人工湿地内部的溶解氧和光照条件, 加快有机物和氮、磷的降解(赵梦云等, 2019).
3.3 CRP-HUCW-SPP耦合系统对CODCr的净化效果CRP-HUCW-SPP耦合系统进出水CODCr的变化如图 4所示.从图中可以看出, 进水CODCr波动较大, CRP-HUCW-SPP耦合系统对CODCr的去除效果不明显, 尤其进入阶段Ⅲ后, 沙河水库进水CODCr维持在较低水平, 部分时间段甚至出现了出水CODCr略高于进水的情况, 表明有机污染物并不是沙河水库主要的污染因子.在阶段Ⅲ共计运行104 d, 系统出水CODCr为(18.51±6.97) mg·L-1, 全部达到我国地表Ⅳ类(湖库)水标准.
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| 图 4 塘-湿地耦合系统进出水CODCr变化 Fig. 4 COD concentration the effluent of the integrated pond and constructed wetland process |
为了阐明释碳床加入对沙河水库主要污染物去除效果的影响, 将其投放前后(阶段Ⅱ和阶段Ⅲ)各单元出水污染物的浓度汇总如图 5所示.从图 5a可以看出, 虽然进水TN浓度由阶段Ⅱ的(6.83±3.36) mg·L-1上升至阶段Ⅲ的(7.45±2.83) mg·L-1, 但湿地出水TN浓度由(2.64±1.58) mg·L-1降至(2.06±1.31) mg·L-1, 湿地对于TN的去除贡献率由38.30%±21.60%上升至47.40%±15.60%, 表明释碳床加入后, 显著提高了湿地的脱氮能力.玉米芯是一种优良的天然纤维素碳源.陈涛等(2018)从持续供碳能力、骨架结构和净水效能等方面证实了玉米芯适合作为湿地碳源的补充材料.此外, 投加释碳床前后, 释碳塘对于TN的去除率由23.10%±27.30%上升至25.30%±19.40%, 主要由于释碳床为“夹心”结构, 在其内部亦可形成缺氧环境, 有利于反硝化脱氮过程的进行.
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| 图 5 投加释碳床前后各单元出水TN、TP、CODCr和DO浓度的变化 Fig. 5 Concentration of TN, TP, CODCr and DO in effluent of each unit before and after the addition of carbon release bed |
释碳床投加前后系统各单元出水TP浓度如图 5b所示.在阶段Ⅱ, 系统中释碳塘、人工湿地和沉水植物塘对于TP的去除率分别为17.40%±33.40%、30.50%±28.40%和25.20%±21.40%, 此时沉水植物塘出水不能稳定达到地表Ⅳ(湖库)类水标准.进入阶段Ⅲ后, 进水TP浓度提高至(0.49±0.18) mg·L-1, 但沉水植物塘出水低至(0.03±0.02) mg·L-1, 可稳定达到地表Ⅳ类(湖库)标准.这说明释碳塘、湿地对于TP的去除能力明显增强, 这主要是由于植物长势逐渐变优.
释碳床投加前后系统各单元出水CODCr浓度如图 5c所示.从图中可以看出, 投加释碳床后, 释碳塘出水CODCr从(28.48±9.35) mg·L-1上升至(42.41±18.09) mg·L-1, 表明发生了有机物的释放, 进入湿地水体的C/N从5提升至8, 满足了异养反硝化菌生长繁殖所必须的基本营养比例(周旭, 2018).释放的有机物经过湿地及沉水植物塘的处理后, 仍可稳定达到地表Ⅳ类(湖库)标准(≤30 mg·L-1).
释碳床投加前后各单元出水DO浓度如图 5d所示.在投加之前, 进水与释碳塘出水DO无明显差异, 分别为(5.36±1.80)mg·L-1和(5.20±2.32) mg·L-1；但在投加之后, 释碳塘进出水的DO由(7.52±2.61) mg·L-1降至(5.51± 2.58) mg·L-1, 体现了释碳塘对于DO的调节作用.玉米芯释放的有机物可消耗部分DO, 有利于后续湿地的反硝化过程.湿地是污染物的主要去除单元, 经过湿地处理后水体DO降低, 但后置沉水植物塘中的黑藻可通过光合作用向水体中复氧, 确保出水呈现出好氧状态.在两种情况下, 系统出水DO均较进水有所提高, 分别为(7.03±2.00) mg·L-1和(7.01±1.46) mg·L-1.
3.5 释碳床内部微生物群落结构分析释碳床内部微生物在属(genus)水平的群落组成如图 6所示.释碳床内部微生物主要来自于变形菌门(Proteobacteria)、厚壁菌门(Firmicutes)、拟杆菌门(Bacteroidetes)和放线菌门(Actinobacteria).运行前期释碳床样品(CRB-1)以碳水化合物发酵菌属和脱氮菌属为主, 主要包括Paludibacter、伯克氏菌属(Burkholderiaceae)、嗜氢菌属(Hydrogenophaga)、脱氯菌属(Dechloromonas)和红长命菌属(Rubrivivax), 以上菌属CRB-1中的相对丰度总和为34.60%.其中, Paludibacter属于拟杆菌门, 是一种碳水化合物发酵菌(顾梦琪等, 2018), 该菌属在CRB-1样品中相对丰度最高达14.78%, 这与玉米芯释放出淀粉发生酸化反应有关.嗜氢菌属是活性污泥反应系统广泛存在的脱氮类群, 可将NO3-转化为N2(Rgensen et al., 1995).红长命菌属是利用各种有机化合物作电子供体进行光异养生长的光合细菌(张光明等, 2020).
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| 图 6 释碳床内部微生物群落结构分析(属水平) Fig. 6 Microbial community structure in carbon-releasing bed (genus level) |
与CRB-1样品相比, CRB-2样品中嗜氢菌属、红长命菌属等菌属消失, Paludibacter属丰度由14.78%下降至6.78%, 而Paraburkholderia 、梭菌属(Clostridium)、普雷沃氏菌属(Prevotella)和拟杆菌属(Bacteroides)成为主要的优势菌属.Paraburkholderia和普雷沃氏菌属均为典型的纤维素降解菌(张洁, 2020).梭菌属属于厚壁菌门, 其中的Tepidimicrobium可分解纤维素和木聚糖(Phitsuwan et al., 2015).纤维素和淀粉是玉米芯的主要组成部分.这表明微生物对于玉米芯的分解由前期易分解的淀粉转化为难分解的纤维素, 使得玉米芯具有持续的释碳能力, 为后续湿地补充碳源.
3.6 CRP-HUCW-SPP耦合系统各单元微生物群落结构分析CRP-HUCW-SPP耦合系统各单元微生物在属(genus)水平的群落结构组成如图 7所示.从图中可以看出, 微生物主要来自于变形菌门、放线菌门、绿弯菌门(Chloroflexi)、厚壁菌门和酸杆菌门(Acidobacteria).以上菌门均为湿地、底泥微生物的重要组成部分, 均与碳、氮、硫、磷的循环有关(Ansola, 2014; 骆坚平, 2015；Ma et al., 2015; Du et al., 2017; 宋壮壮等, 2019).
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| 图 7 耦合系统内各单元微生物群落结构(属分类水平) Fig. 7 Microbial community structure in the CRP-HUCW-SPP integrated system (genus level) |
释碳塘底泥在运行前期主要的优势菌属为糖酵母属(Saccharimonadales)、Subgroup_6、芽孢杆菌属(Bacillus)、固氮菌属(Azotobacter)和节杆菌属(Arthrobacter), 丰度之和为48.19%.进入运行中、后期, 节杆菌属和芽孢杆菌属逐渐转为优势菌, 节杆菌属为好氧反硝化细菌, 在含氮废水和高浓度亚硝酸盐废水的生物处理中具有较大的应用潜力(李小义, 2016).芽胞杆菌为常见的反硝化细菌, 在水体中能够分泌丰富的胞外酶系降解水中有机污染物, 同时减少水中有机物耗氧, 间接增加水体溶解氧, 强化反硝化作用.上述两个菌属丰度的增加, 表明释碳塘反硝化作用得到了增强.
水平潜流湿地在各运行阶段优势菌属存在一定的差异, 但在不同阶段, 节杆菌属均作为优势菌属, 相对丰度分别为7.72%, 10.25%和5.23%.此外, 优势菌属还包括Rubellimicrobium、Noviherbaspirillum、鞘脂单胞菌属(Sphingomonas)、硝化螺旋菌属(Nitrospira)、厌氧绳菌属(Anaerolineaceae)等.上述菌属均为反硝化菌属, 研究表明反硝化菌属的生长繁殖容易受到温度的影响, 因此在湿地运行过程中, 夏季的脱氮率普遍高于冬季(Kim et al., 2014; 蒲帅, 2018).在运行前期、中期和后期3个样本中, 该5种菌属相对丰度总和分别为7.46%、13.56%和2.29%, 表明人工湿地在投加碳源运行末期其脱氮能力下降, 这可能是实验末期出水TN浓度上升的原因之一.在人工湿地运行前期, 检测出假单孢菌属(Pseudomonas)的存在, 该菌属主要与磷的去除相关, 通过湿地基质微生物分布, 表明耦合系统脱氮除磷过程主要是在水平潜流湿地单元进行.
沉水植物塘的优势菌属除节杆菌属外, 还包括硫杆菌属(Thiobacillus)、厌氧绳菌属(Anaerolineaceae)、放线菌属(Arthrobacter)、极单胞菌属(Polaromonas)、蓝细菌属(Cynobacterium)和黄杆菌属(Flavobacterium).新出现的优势菌属均与反硝化过程密切相关, 其中硫杆菌属为典型的自养反硝化细菌, 在很多河道底泥中被检出(林海等, 2019；王佳等, 2016), 该菌属可在厌氧条件下以NO3-为电子受体, 在氧化硫化的过程中将其转化为N2, 可实现同步脱硫反硝化.而黄杆菌属和厌氧绳菌属则为异养反硝化细菌(代蕾, 2018)；上述主要菌属在运行的3个阶段均有检出, 丰富之和分别为20.31%、13.65%和14.63%, 表明沉水植物塘仍可进行反硝化脱氮过程.
4 结论(Conclusions)1) CRP-HUCW-SPP耦合系统可有效净化低C/N水体.沙河水库水体经本系统处理后出水TP、TN和CODCr的浓度分别为(0.07±0.03)、(1.41±1.06)和(18.51±6.97) mg·L-1, 其中, TP和CODCr可稳定达到《我国地表水环境质量标准》(GB3838—2002)地表Ⅳ类水(湖库)标准, TN达标率为73%.
2) 释碳床可提高耦合系统对TN的去除效果.释碳床投加后, 释碳塘和水平潜流人工湿地对TN的去除效能分别由23.1%±27.3%和38.3%±21.6%提高至25.3%±19.4%和47.4%±15.6%.
3) 耦合系统各单元微生物主要来自于变形菌门(Proteobacteria)、放线菌门(Actinobacteria)、绿弯菌门(Chloroflexi)、厚壁菌门(Firmicutes)和酸杆菌门(Acidobacteria).优势菌群均为反硝化相关菌属, 实现了耦合系统对氮素的高效去除.
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