外加碳源对生物炭基潜流人工湿地净化污水处理厂尾水效能的影响.pdf

外加碳源对生物炭基潜流人工湿地净化污水处理厂尾水效能的影响刘勇超1，陈启斌1，王朝旭1*，王加勇2，孙兆森2，张业国2，魏阳21.太原理工大学环境科学与工程学院2.中电建市政建设集团北方国际工程有限公司摘要生物炭作为一种多功能生态环保材料，近年来被广泛应用于人工湿地污水处理中，其可为异养反硝化提供碳源，从而提高人工湿地的脱氮能力。通过室内构建石英砂/杏仁壳生物炭基质（体积比 73）人工湿地，同时以石英砂基质人工湿地为对照，运行后期通过外加碳源设计不同碳氮比（C/N），且分别采用连续流和间歇流的运行方式，探究外加碳源对生物炭基水平潜流人工湿地深度净化实际污水处理厂尾水效果的影响。结果表明：外加碳源前，人工湿地的化学需氧量（COD）去除率为负，总氮（TN）和硝氮（NO3-N）去除率在 41d 内持续降低；而外加碳源后，石英砂单元和石英砂/生物炭单元的 COD 去除率分别增至37.88%90.44%和 73.60%97.90%，TN 和 NO3-N 去除率也明显提高。在外加碳源使进水 C/N 为 8 且间歇流运行时，石英砂/生物炭单元的 TN 和 NO3-N 去除率最高，分别达 65.61%和 74.20%。生物炭添加提高了湿地微生物生物量，同时创造了有利于反硝化作用发生的氧化还原环境，使石英砂/生物炭单元的 COD、TN 和 NO3-N 去除率分别提高了 5.66%130.35%、9.34%54.03%和 8.71%63.04%。外加碳源与生物炭添加可作为一种有效手段强化实际污水处理厂尾水人工湿地系统的脱氮效能。关键词外加碳源；生物炭；潜流人工湿地；污水处理厂尾水；硝态氮中图分类号：X703文章编号：1674-991X（2023）04-1295-09doi：10.12153/j.issn.1674-991X.20220733Effect of external carbon addition on pollutants removal from the tail water of asewage treatment plant by biochar-based subsurface flow constructed wetlandLIUYongchao1,CHENQibin1,WANGChaoxu1*,WANGJiayong2,SUNZhaosen2,ZHANGYeguo2,WEIYang21.CollegeofEnvironmentalScienceandEngineering,TaiyuanUniversityofTechnology2.StecolCorporationNorthInternationalEngineeringCo.,Ltd.AbstractAsakindofmultifunctionaleco-friendlymaterial,biocharhasbeenwidelyusedinsewagetreatmentbyconstructedwetlandsinrecentyears,whichcanprovidecarbonsourceforheterotrophicdenitrificationandenhancenitrogen removal capacity of constructed wetland.To explore the effect of external carbon addition on deeppurificationofthetailwaterofasewagetreatmentplantbybiochar-basedhorizontalsubsurfaceflowconstructedwetland,twoparallelindoorexperimentalunitsweresetwithquartzsand/almondshellbiochar(volumeratio73)and quartz sand(the control)as the constructed wetland matrix,respectively.Moreover,in the later phase ofoperation,differentC/Nratiosweredesignedbyexternalcarbonadditionandtheoperationmodesofcontinuousflowandintermittentflowwereadopted,respectively.Resultsshowedthatbeforeexternalcarbonaddition,chemicaloxygen demand(COD)removal rate of constructed wetland was negative,and total nitrogen(TN)andnitratenitrogen(NO3-N)removalratescontinuedtodecreaseduring41days.However,CODremovalratesofquartz sand and quartz sand/almond shell biochar units increased to 37.88%-90.44%and 73.60%-97.90%,respectively,andTNandNO3-Nremovalratesalsosignificantlyincreasedafterexternalcarbonaddition.ThemaximumremovalratesofTNandNO3-Ninquartzsand/biocharunitwere65.61%and74.20%,respectively,astheinfluentC/Nratiowasincreasedto8byexternalcarbonadditionandtheintermittentflowmodewasrunning.收稿日期：2022-07-21基金项目：山西省自然科学基金项目（201901D111066）；校企合作项目作者简介：刘勇超(1997)，男，硕士研究生，主要从事水污染控制与水质安全保障研究，*责任作者：王朝旭(1981)，男，副教授，主要从事生物质炭的水土环境效应研究，Vol.13，No.4环境工程技术学报第13卷，第4期Jul.，2023JournalofEnvironmentalEngineeringTechnology2023年7月刘勇超，陈启斌，王朝旭，等.外加碳源对生物炭基潜流人工湿地净化污水处理厂尾水效能的影响 J.环境工程技术学报，2023，13（4）：1295-1303.LIUYC,CHENQB,WANGCX,etal.Effectofexternalcarbonadditiononpollutantsremovalfromthetailwaterofasewagetreatmentplantbybiochar-basedsubsurfaceflowconstructedwetlandJ.JournalofEnvironmentalEngineeringTechnology，2023，13（4）：1295-1303.Biocharadditionincreasedthemicrobialbiomassoftheconstructedwetland,andcreatedtheappropriateredoxenvironmentfacilitatingdenitrification.Therefore,theremovalratesofCOD,TN,andNO3-Nofthewetlandunitset with quartz sand/almond shell biochar increased by 5.66%-130.35%,9.34%-54.03%,and 8.71%-63.04%,respectively,comparedwiththecontrol.Theexternalcarbonadditionandbiocharapplicationcouldbeaneffectivemeasuretostrengthenthedenitrogenationefficiencyofconstructedwetlandfortailwaterpurificationofsewagetreatmentplants.Key wordsexternalcarbonaddition;biochar;subsurfaceflowconstructedwetland;tailwaterofsewagetreatmentplant;nitratenitrogen(NO3-N)近年来，为保护区域水生态环境，经提标改造的城镇污水处理厂尾水水质大幅提升。目前，我国大多数污水处理厂尾水水质可达到 GB189182002城镇污水处理厂污染物排放标准中的一级 A 标准，但仍低于 GB38382002地表水环境质量标准中的类水质标准1。尾水中氮污染物浓度高，排放量大且排放时间集中，不经净化排入水体，易造成受纳水体富营养化等问题2。为使尾水资源化利用并有效保护水生态环境，需要对其进行深度处理。人工湿地可以作为污水处理厂的深度处理单元3，通过湿地基质的截留与吸附、植物吸收、微生物降解、动物捕食等物理、化学、生物作用，有效净化尾水4。人工湿地的水处理成本较低，抗冲击负荷能力强，同时作为城市水系统的一部分，具有重要的环境效益和景观价值5-6。生物炭作为一种多功能环保材料，越来越多地被用作人工湿地填料。生物炭的多孔结构有利于形成好氧-缺氧界面，促进氨氮（NH4+-N）和总氮（TN）的去除7-8。同时，生物炭可以作为反硝化作用的潜在碳源9。Zheng 等10研究发现，在垂直流人工湿地中添加污泥生物炭和香蒲生物炭，可以释放溶解性有机物从而补充反硝化碳源，促进Thaurea 等反硝化微生物的富集，提高模拟废水中硝氮（NO3-N）和 TN 的去除。另外，生物炭还可以有效吸附土壤微生物，使其不易被冲走或捕食，并调节环境介质 pH，提高盐基饱和度和微生物生物量。目前，生物炭基人工湿地处理模拟废水或生活污水的研究较多8,10-11，这是由于其可为微生物提供充足的营养物质，对碳、氮污染物去除率较高。然而，污水处理厂尾水中 TN 以 NO3-N 为主，有机物可生化性差，且碳氮比（C/N）低。在生物炭基人工湿地对污水处理厂尾水净化研究方面鲜见报道。如 Wang等12在垂直流人工湿地中投加 NaOH改性玉米秸秆生物炭，探究其对模拟污水厂尾水的处理效果，发现NaOH 改性条件的优化有利于抑制生物炭结构破坏和碳素损失，且 NH4+-N、NO3-N 和 TN 的去除率均达 90%左右；Jia 等13-14以石英砂和土壤（质量比11）为水平潜流人工湿地基质，探究了竹炭添加（质量分数 10%）对污水处理厂尾水净化效果的影响，发现较长的水力停留时间（96h）以及外加碳源有利于碳、氮污染物的去除。为深入探究外加碳源与生物炭在水平潜流人工湿地深度净化污水处理厂尾水中的作用，以及保证湿地过水量与防止湿地基质堵塞，笔者采用石英砂和生物炭的湿地基质组合，同时设置石英砂基质对照组，先后开展未外加碳源和外加碳源 2 个阶段的研究，并深入分析其对碳、氮污染物的去除机制，以期为构建生物炭基水平潜流人工湿地并利用其深度净化污水处理厂尾水提供理论依据。1材料与方法 1.1试验装置和采样点布设1.1.1试验装置水平潜流人工湿地装置由厚度 10mm 的有机玻璃板制成。装置尺寸为 700mm400mm500mm（长宽高），沿纵向平均分为 2 个单元。装置内设有 2 块挡板，将 2 个单元均分为进水区、基质区和出水区。在进水区和出水区铺设砾石（粒径 1020mm，孔隙率 41.2%42.2%），高度为 400mm。在基质区底层和顶层铺设沸石（粒径 612mm，孔隙率41.9%43.2%），高度均为 100mm；中层铺设高度为 200mm 的小粒径基质，其中对照单元为石英砂（粒径 48mm，孔隙率 40.4%42.0%），处理单元为石英砂和杏仁壳生物炭（粒径 48mm，孔隙率34.6%35.2%），按体积比 73 均匀混合图 1（a）。试验启动后，对装置进行避光处理。由于粉末生物炭在人工湿地中易被冲刷流失，本试验选用颗粒状杏仁壳生物炭。试验所用沸石、砾石、石英砂和杏仁壳生物炭均购于河南某水处理公司。填料经清水冲洗、自然晾干后备用。1.1.2采样点布设在每个湿地单元的基质区均匀布设 4 根采样杆1296环境工程技术学报第13卷并编号，同时在出水区中央布设 1 根采样杆，采样杆底端至装置底部图 1（b）。在距采样杆底端200 和 50mm 处分别设置采样点，用以检测湿地内部污染物浓度、溶解氧（DO）浓度和氧化还原电位（ORP）。A、B2 根采样杆距底端 200mm（或 50mm）处采集样品所测指标的平均值，定义为“AB 上”（或“AB 下”），其他类似。出水区采样位置为距采样杆底端 200mm 处。1.2污泥接种试验启动时，接种污泥以加快人工湿地基质挂膜。污泥取自山西省晋中市某污水处理厂生化处理系统的厌氧池。污泥取回后，将其稀释至 1000mg/L，采用蠕动泵与表面淋洒相结合的方式，一次性向装置的 2 个单元分别加入 4L 污泥。1.3试验水质与运行方式试验用水取自该污水处理厂二级处理出水，水质见表 1。水中 BOD5/COD 较低，可生化性差。另外，由于试验进水总磷（TP）浓度平均值为 0.10mg/L，优于 GB38382002 中类水质标准，因此不作为水质检测指标。表 1 试验用水水质Table1Waterqualityoftheinfluentwatermg/LCODTN浓度NH4+-N浓度NO3-N浓度NO2-N浓度TP浓度pH1）BOD5/COD1）20408.2712.570.190.597.1611.230.0040.0900.0430.6507.58.50.1950.2831）pH和BOD5/COD无量纲。试验时间为 2021 年 8 月 14 日10 月 24 日，湿地稳定运行 71d。试验期间水温从 26 逐渐降至16。前 41d，采用蠕动泵连续进水运行，通过转子流量计控制进水流量，水力停留时间 2d。考虑到生物炭碳源提供量不足以实现人工湿地深度脱氮，后30d 通过外加碳源设计不同 C/N，分别采用连续流和间歇流的运行方式（水力停留时间 2d），共进行4 组试验，探索人工湿地对污染物的去除效能。外加碳源阶段操作详情见表 2。未外加碳源阶段，每周测定 2 次水质；外加碳源阶段，于碳源投加 2d 后进行水质测定，每组试验重复 3 次（C/N 为 8、间歇流试验组重复 6 次）。1.4分析方法COD 采用快速密闭催化消解分光光度法测定；TN 浓度采用碱性过硫酸钾氧化-紫外分光光度法测定；NO3-N 浓度采用双波长比色法测定；NO2-N 浓度采用 N-（1-萘基）-乙二胺光度法测定；NH4+-N 浓度采用纳氏试剂分光光度法15测定。采用便携式溶解图 1 人工湿地装置正视图和采样杆布设Fig.1Frontviewoftheconstructedwetlanddeviceandtheschematicdiagramofthesamplingrodlayout表 2 人工湿地运行 C/N 和运行方式Table2C/Nratioandtheoperationpatternoftheconstructedwetland试验阶段运行C/N外加碳源类型运行方式水样采集位置水力停留时间/d运行天数/d第141天（未外加碳源）23（污水处理厂尾水）无连续流出水区241第4271天（外加碳源）4乙酸钠连续流出水区268乙酸钠连续流出水区266乙酸钠间歇流基质区268乙酸钠间歇流基质区212第4期刘勇超等：外加碳源对生物炭基潜流人工湿地净化污水处理厂尾水效能的影响1297氧测定仪（JPBJ-608）测定水体 DO 浓度，采用 pH 计（pHS-3C）测 定 pH，采 用 pH 计（pHS-3C）和 501ORP 复合电极测定 ORP。使用扫描电子显微镜（SEM，TESCANMIRALMS，捷克）观察湿地基质表面的微观形貌特征。1.5数据处理数据通过 Excel 软件进行整理和计算，使用Origin2017 软件作图。2结果 2.1湿地基质表面形貌特征挂膜前的生物炭表面有大量微孔结构，比表面积大，有利于吸附水中的污染物和微生物，并促进微生物附着生长图 2（a）。挂膜后石英砂表面平整光滑，孔隙结构不明显，仅能观察到少量丝状和膜状生物质，表明石英砂作为湿地基质的挂膜效果较差图 2（b）、图 2（d）。挂膜后的生物炭表面可以观察到大量网状和丝状细菌群落及其胞外聚合物，生物炭表面及其孔状结构被完全覆盖，生物膜结构密致。生物炭的添加，明显改善了湿地系统的挂膜效果，提高了湿地微生物生物量，有利于水中污染物去除图 2（c）。2.2人工湿地对碳、氮污染物的去除2.2.1COD不同运行阶段人工湿地 COD 及其去除率的动态变化如图 3 所示。由图 3 可知，外加碳源前，人工湿 地 出 水 COD 高 于 进 水，且 石 英 砂 单 元 出 水COD 高于石英砂/生物炭单元，表明该条件下人工湿地对污水处理厂尾水中的 COD 没有去除作用。外加碳源后，不同碳源投加量和运行方式条件下，人工湿地表现出较高的 COD 去除率。连续流运行方式下，C/N 分别为 4 和 8 时，石英砂/生物炭单元的出水 COD（5.97 和 2.11mg/L）均明显低于石英砂单元（20.55 和 9.61mg/L）；随着进水 C/N 从 4 增至 8，石英砂单元的 COD 去除率从 37.88%增至 90.44%，石英砂/生物炭单元的 COD 去除率从 91.95%增至97.90%。间歇流运行方式下，C/N 分别为 6 和 8 时，石英砂/生物炭单元的出水 COD（11.28 和 23.67mg/L）也均明显低于石英砂单元（23.39 和 31.25mg/L）；随着进水 C/N 从 6 增至 8，石英砂单元的 COD 去除率从 63.01%增至 65.15%，而石英砂/生物炭单元的图 2 挂膜前的生物炭与挂膜后湿地基质表面的 SEM 图（2 000 倍）Fig.2SEMimagesofthebiocharbeforebiofilmcolonizationandthewetlandsubstratesafterbiofilmcolonization(2000)1298环境工程技术学报第13卷COD 去除率却从 82.16%降至 73.60%。整体上，石英砂/生物炭单元的 COD 去除率比石英砂单元高5.66%130.35%。2.2.2TN 和 NO3-N不同运行阶段人工湿地 TN 和 NO3-N 浓度及去除率的动态变化如图 4 所示。由于试验进水中的TN 以 NO3-N 为主（NH4+-N 和 NO2-N 的平均浓度分别仅为 0.40 和 0.03mg/L），因此 TN 和 NO3-N 去除规律相近。在未外加碳源阶段，运行初期人工湿地的 TN 和 NO3-N 去除率较高。随时间推移，石英砂单元的 TN 去除率从最高值 58.87%降至 4.02%，NO3-N 去除率从最高值 45.22%降至9.92%；而石英砂/生物炭单元的 TN 去除率从最高值 87.97%降至24.22%，NO3-N 去除率从最高值60.84%降至19.07%。在外加碳源阶段，不同碳源投加量和运行方式条件下，人工湿地的 TN 和 NO3-N 去除率明显回升。连续流运行时，随着进水 C/N 从 4 增至 8，石英砂单元的 TN 去除率从 29.67%降至 23.98%，NO3-N去除率从 23.10%降至 22.84%；而石英砂/生物炭单元的 TN 去除率从 29.39%增至 54.37%，NO3-N 去除率从 35.13%增至 52.74%。类似地，间歇流运行时，随着进水 C/N 从 6 增至 8，石英砂单元的 TN 去除率从32.40%降至11.58%，NO3-N 去除率从40.37%降至 11.16%；而石英砂/生物炭单元的 TN 去除率从41.73%增至 65.61%，NO3-N 去除率从 49.08%增至74.20%。图 4 不同运行阶段人工湿地 TN 和 NO3-N 浓度及去除率的动态变化Fig.4DynamicchangesofTNandNO3-Nconcentrationsandtheirremovalefficienciesinconstructedwetlandduringdifferentoperatingstages由于石英砂单元所含微生物生物量少，当C/N 为 8 时，提供的碳源可能超过湿地微生物反硝化所需碳源，因此与 C/N 为 4 或 6 相比，更高的C/N 并没有继续促进 TN 和 NO3-N 的去除。然而，石英砂/生物炭单元所含微生物生物量多，随 C/N 增大，更多碳源可用于微生物反硝化作用，TN 和 NO3-N去除率持续增大。2.2.3NO2-N 和 NH4+-N不同运行阶段人工湿地 NO2-N 和 NH4+-N 浓度及去除率的动态变化如图 5 所示。由图 5（a）可知，整个试验期间，进水 NO2-N 浓度较低。在未外加碳源阶段，人工湿地出水 NO2-N 浓度无明显变化规律，未发生明显的 NO2-N 积累现象。在外加碳源阶段，尤其是间歇流运行方式下，NO2-N 发生了明显的图 3 不同运行阶段人工湿地 COD 及其去除率的动态变化Fig.3DynamicchangeofCODanditsremovalefficiencyinconstructedwetlandduringdifferentoperatingstages第4期刘勇超等：外加碳源对生物炭基潜流人工湿地净化污水处理厂尾水效能的影响1299积累；C/N 为 6 时，与进水 NO2-N 浓度相比，石英砂单元和石英砂/生物炭单元出水 NO2-N 浓度分别增加了 21.94 和 21.34倍；C/N 为 8 时，分别增加了32.88 和 75.11 倍。由图 5（b）可知，生物炭的添加明显促进了 NH4+-N去除，石英砂/生物炭单元的 NH4+-N 去除率比石英砂单元高 11%86%。运行至第 11 天时，由于雨水混入试验用水，进水 NH4+-N 浓度显著下降，对 NH4+-N去除率产生一定影响。2.3基质区氧化还原状态不同运行阶段人工湿地基质区 DO 浓度和ORP 的动态变化如图6 所示。湿地中DO 浓度和ORP的分布，可以改变微生物群落结构，并间接影响氮转化过程，是湿地系统脱氮的重要影响因素。整个运行期间进水平均 DO 浓度和 ORP 分别为 4.13mg/L 和 217.40mV。由于湿地上部更易复氧，因此基质区 DO 浓度在垂直方向上呈下降趋势，石英砂单元上、下部 DO 浓度分别为 0.594.50 和 0.503.65mg/L图 6（a），石英砂/生物炭单元上、下部 DO 浓度分别为 0.473.92 和 0.473.68mg/L图 6（b）。另一方面，在外加碳源阶段，石英砂单元基质区下部 ORP 显著降至 42143mV图 6（c），而石英砂/生物炭单元基质区下部 ORP 显著降至3899mV图 6（d）。与石英砂单元相比，石英砂/生物炭单元的DO 浓度低 00.91mg/L，ORP 低1.5097.88mV，较低的 DO 和 ORP 更有利于反硝化作用进行，因此石英砂/生物炭单元的 COD 和 NO3-N 去除率均较高。3讨论 3.1碳源不足导致湿地内微生物发生内源呼吸及出水 COD 升高本研究所用污水处理厂尾水中有机物已很难被微生物降解利用。因此，若采用人工湿地技术对其进行深度处理，必须通过外加碳源改善其可生化性16-17。外加碳源前，人工湿地出水 COD 高于进水，这可能是接种污泥带入装置的微生物，由于得不到充足的可利用碳源，发生内源分解导致出水 COD升高18。尾水中 TN 以 NO3-N 为主，而人工湿地中NO3-N 的去除主要靠微生物的反硝化作用19。由于进水 C/N 低且可生化性差，同时生物炭的溶解性有机碳含量低（4.30mg/kg），导致反硝化微生物活性降低，TN 和 NO3-N 去除率也随之降低20。外加碳源后，不同碳源投加量和运行方式条件下，人工湿地的 COD、TN 和 NO3-N 去除率明显提高。相关研究表明，活性污泥微生物在 C/N 为 0 时，可发生核苷酸代谢；在 C/N 为 5 和 10 时，主要发生氮代谢、丁酸代谢和丙酸盐代谢；随 C/N 升高，反硝化酶活性增强，TN 去除率从 8.3%增至 42.0%，且COD 去除率大于 90%21。因此，外加碳源有利于提高反硝化微生物活性，强化反硝化过程。3.2生物炭的添加有利于湿地内反硝化作用进行生物炭的添加有利于湿地基质的挂膜。SEM 分析表明，石英砂表面光滑平整，吸附性能弱，而生物图 5 不同运行阶段人工湿地 NO2-N 和 NH4+-N 浓度及去除率的动态变化Fig.5DynamicchangesofNO2-NandNH4+-Nconcentrationsandtheirremovalefficienciesinconstructedwetlandduringdifferentoperatingstages1300环境工程技术学报第13卷炭拥有发达的孔隙结构，吸附性能强，可以给微生物提供更多吸附位点，提高微生物丰度和多样性，进而有利于碳氮污染物的去除22-23。微生物反硝化是人工湿地脱氮的主要途径24-25。石英砂/生物炭单元的TN 和NO3-N 去除率（TN 为24.22%87.97%，NO3-N为 19.07%74.20%）始终高于石英砂单元（TN 为4.02%59.76%，NO3-N 为9.92%45.22%），此现象与生物炭可提高人工湿地反硝化微生物的丰度和多样性有关26。王涛9研究发现，在未添加生物炭的人工湿地中，仅检测到反硝化细菌微小杆菌属（Exiguobacterium）、芽孢杆菌属（Bacillus）、假单胞菌属（Pseudomonas）；而在添加生物炭的人工湿地中，除上述菌属外，还检测到红杆菌属（Rhodobacter）和类固醇杆菌属（Steroidobacter）。在人工湿地中添加竹炭，可显著提高陶厄氏菌属（Thauera）、假单胞菌属（Pseudomonas）和脱氯单胞菌属（Dechloromonas）等反硝化细菌的相对丰度，同时 TN 去除率也提高2.5%7.0%27。另外，生物炭表面含有丰富的含氧官能团，可通过表面络合、氢键和静电引力等作用，以及氧化还原反应，去除水中污染物28-30。生物炭表面的醌基可以作为氧化还原介体促进微生物反硝化作用31。Zheng 等10研究发现，添加污泥生物炭和香蒲生物炭基质人工湿地的电子传递系统活性分别提高了0.698 和 0.145g/（gmin）（以每 g 蛋白质产生 O2计），COD 去除率分别提高了 17.33%和 3.75%，TN去除率分别提高了 24.29%和 14.08%。3.3外加碳源导致湿地内 NO2-N 积累，且 C/N 较低时 NO2-N 积累更显著外加乙酸钠作碳源后，人工湿地的 COD 和NO3-N 去除率显著提高，但同时发生了明显的 NO2-N积累现象（出水 NO2-N 浓度最高达进水的 75.11图 6 不同运行阶段人工湿地基质区 DO 浓度和 ORP 的动态变化Fig.6DynamicchangesofDOconcentrationandORPinthematrixregionofconstructedwetlandduringdifferentoperatingstages第4期刘勇超等：外加碳源对生物炭基潜流人工湿地净化污水处理厂尾水效能的影响1301倍）。殷芳芳等32研究了不同碳源类型对反硝化作用的影响，发现用乙酸钠作碳源时，反硝化细菌的反硝化速率远快于其他碳源，但反硝化效率仅 48%，部分氮污染物以 NO2-N 形式积累。此现象与乙酸钠的代谢途径有关，乙酸盐类物质在反硝化过程中转化为乙酰辅酶 A，然后进入三羧酸循环，而不生成还原型辅酶，还原型辅酶是微生物可利用的能源物质。在以乙酸钠为碳源的反硝化过程中，由于还原型辅酶的缺乏，导致能源物质不足，进而造成NO2-N 积累，且在低 C/N 时表现更显著33。本研究也发现，在外加碳源阶段，较低 C/N 时，NO2-N 积累更显著（连续流，C/N 为 4 时出水 NO2-N 浓度是C/N 为 8 时的 3.874.18 倍；间歇流，C/N 为 6 时出水 NO2-N 浓度是 C/N 为 8 时的 1.373.15 倍）；而随 C/N 升至 8 时，由于碳源增多，积累的 NO2-N 也被逐渐去除。类似地，董晓莹等34研究了 C/N 对反硝化过程 NO2-N 积累的影响，发现较低的 C/N 有利于 NO2-N 积累，这是由于在反硝化过程中，NO3-N优先于 NO2-N 还原，碳源限制导致 NO2-N 无法继续还原为 N2；随 C/N 升高，NO2-N 积累量持续增加，但当继续升高 C/N 时，NO2-N 积累量又降低。4结论（1）外加碳源前，水平潜流人工湿地的 COD 去除率为负，对 TN 和 NO3-N 的去除率持续降低，且石英砂/生物炭单元对碳、氮污染物的去除率高于石英砂单元；而外加碳源后，石英砂单元和石英砂/生物炭单元的 COD 去除率分别增至 37.88%90.44%和73.60%97.90%，TN 和 NO3-N 去除率也明显提高，尤其是石英砂/生物炭单元，外加碳源缓解了反硝化微生物的内源呼吸，促进了碳、氮污染物去除。（2）生物炭的添加，为水平潜流人工湿地中微生物提供了更多吸附位点，有利于微生物附着生长，提高了人工湿地的微生物生物量，同时创造了有利于反硝化作用发生的氧化还原环境，使石英砂/生物炭单元的 COD、TN 和 NO3-N 去除率分别提高了5.66%130.35%、9.34%54.03%和8.71%63.04%。参考文献贾晓彤,何小娟,封吉猛,等.菌藻共生系统净化污水处理厂尾水的条件探究与优化J.环境工程技术学报，2022，12（4）：1177-1184.JIAXT,HEXJ,FENGJM,etal.Optimizationofconditionsfor purification of wastewater treatment plant effluent bymicroalgae-bacteriasymbioticsystemJ.JournalofEnvironmental Engineering Technology，2022，12（4）：1177-11184.王宇娜,国晓春,卢少勇,等.人工湿地对低污染水中氮去除的研究进展:效果、机制和影响因素J.农业资源与环境学报，2021，38（5）：722-734.WANG Y N,GUO X C,LU S Y,et al.Review of nitrogenremoval in low-polluted water by constructed wetlands:performance,mechanism,andinfluencingfactorsJ.JournalofAgriculturalResourcesandEnvironment，2021，38（5）：722-734.2EZZATSM,MOUSTAFAMT.Treatingwastewaterunderzerowaste principle using wetland mesocosmsJ.Frontiers 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