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改良填料折流式生物滯留系統(tǒng)對雨水中氮磷削減的效果

2022-09-27 06:30冉陽付崢嶸馬滿英王冶葉青勇
關(guān)鍵詞:硝態(tài)氨氮填料

冉陽,付崢嶸*,馬滿英,王冶,葉青勇

1.湖南工業(yè)大學(xué)土木工程學(xué)院

2.湖南智謀規(guī)劃工程設(shè)計咨詢有限責(zé)任公司

海綿城市的出現(xiàn)為城市的排水模式提供了新思想,而生物滯留池是海綿城市建設(shè)中一項重要的措施,生物滯留池的建設(shè)不僅可以逐步完善城市排水系統(tǒng)的基礎(chǔ)設(shè)施,減少地表徑流量,降低洪澇災(zāi)害發(fā)生的幾率,而且下滲儲蓄的水可以補充地下水,調(diào)節(jié)城市小氣候,預(yù)防城市“熱島效應(yīng)”的發(fā)生[1-3]。城市道路雨水徑流中往往含有各種金屬離子、高濃度的有機污染物和懸浮顆粒物,而未經(jīng)處理的含高濃度氮、磷污染物的道路雨水排入湖泊、河流等水體中容易引起水體富營養(yǎng)化,進而導(dǎo)致水生生態(tài)系統(tǒng)破壞。因此,研究生物滯留設(shè)施以降低城市道路雨水徑流污染物具有重要意義[4-6]。

傳統(tǒng)的生物滯留池在實際運行中,對城市道路雨水徑流中氮、磷污染物的去除效果不理想[7-9]。已有研究表明,傳統(tǒng)生物滯留池可以去除29%~99%的總懸浮物(TSS)和98%的油污,還能有效去除98%~99%的鋅、銅和81%的鉛等重金屬[10-12],但由于其填料中磷的本底值較高且對磷的吸附能力較低,導(dǎo)致對雨水徑流中總磷去除效果較差。此外,傳統(tǒng)生物滯留池內(nèi)部無法形成缺氧環(huán)境,會導(dǎo)致微生物的反硝化作用受到限制,雖然對有機氮的氨化、氨氮的硝化作用幾乎不受影響,但會導(dǎo)致硝態(tài)氮的去除率較低。由于傳統(tǒng)的生物滯留池對氮、磷污染物去除效果不理想,阻礙了生物滯留設(shè)施的普及應(yīng)用[13-15]。為了加強生物滯留池對氮、磷污染物的去除效果,國內(nèi)外學(xué)者對生物滯留填料進行了大量的研究。Zhang等[16]探究了添加活性炭和生物炭等吸附材料對生物滯留系統(tǒng)性能恢復(fù)的影響,發(fā)現(xiàn)添加吸附材料不能有效改善城市雨水徑流中氮和化學(xué)需氧量(COD)的去除,但可以改善磷的去除性能;潘偉亮等[17]以火山巖和海綿鐵作為生物滯留系統(tǒng)填料,分析了徑流污染物在系統(tǒng)中去除效果的季節(jié)變化,發(fā)現(xiàn)系統(tǒng)中總氮、總磷和磷酸鹽的去除率受季節(jié)影響較小,但氨氮、硝態(tài)氮和總有機碳(TOC)去除率受季節(jié)影響較大;王前朋等[18]探究了發(fā)酵木屑、腐熟落葉、泥炭土3種外加碳源對生物滯留系統(tǒng)水力性能和水質(zhì)凈化效果的影響,發(fā)現(xiàn)外加腐熟落葉對滲透系數(shù)的提升效果最顯著,且是否外加碳源不影響NO3--N的最終去除率??梢姡瑖鴥?nèi)外學(xué)者非常注重對改良填料的研究,卻很少對包括填料和結(jié)構(gòu)在內(nèi)的整個生物滯留系統(tǒng)的改良進行研究。為了進一步提高生物滯留池對雨水徑流中氮、磷污染物去除效果,筆者在已有傳統(tǒng)的生物滯留池基礎(chǔ)上,通過設(shè)置不同填料和淹沒出水高度,對生物滯留池的填料和結(jié)構(gòu)進行系統(tǒng)改良,研究改良型生物滯留池對道路雨水徑流污染物的削減效果,以期為生物滯留系統(tǒng)的推廣與應(yīng)用提供支撐。

1 材料與方法

1.1 填料制備

試驗用鋁污泥來自株洲市自來水廠,是以鐵、鋁鹽為混凝藥劑的水處理殘渣(WTR),濕度較大,自然風(fēng)干后研磨至粉末狀備用;天然膨脹蛭石來自當(dāng)?shù)亟ú氖袌?。將天然膨脹蛭石用去離子水清洗多次,用1 mol/L鹽酸溶液腐蝕處理,固液分離,水洗至中性,干燥,制得酸改性蛭石;將其用0.1 mol/L硫酸鋁溶液超聲振蕩30 min,浸泡24 h,并滴加0.1 mol/L氫氧化鈉溶液,直至混合液pH呈弱堿性,固液分離,烘干,制得羥基鋁蛭石。將鋁污泥和羥基鋁蛭石均勻混合,加水后充分攪拌,制備成混合狀固體顆粒,于自動程控烘箱中干燥,最后在馬弗爐中以500 ℃焙燒3 h,冷卻至室溫,制得羥基鋁蛭石污泥顆粒(HAVSP)。

1.2 試驗裝置

1.2.1 生物滯留試驗柱設(shè)計

選擇管徑為400 mm,高度為1 200 mm的塑料圓柱作為生物滯留試驗柱,構(gòu)建了傳統(tǒng)填料直流式生物柱(1#)、改良填料直流式生物滯留柱(2#)和改良填料折流式生物滯留柱(3#),其結(jié)構(gòu)如圖1所示。3個試驗柱內(nèi)部均由超高層、含水層(存在于超高層和覆蓋層之間)、覆蓋層、填料層、砂濾層和礫石排水層組成,其中超高層高度為40 mm,設(shè)置溢流管,防止生物滯留池中雨水溢出和便于雨水的及時排放;覆蓋層高度為70 mm,含水層高度為100 mm,填料層高度為900 mm〔包括種植土壤(250 mm)、上層填料(450 mm)、下層填料(200 mm)〕,砂濾層高度為90 mm,礫石層高度為100 mm。

圖 1 生物滯留試驗柱剖面Fig.1 Profile of the biological retention test column

1#柱填料層采用的是傳統(tǒng)填料——沙子,沒有添加復(fù)合填料;2#柱填料層上層填料為石英砂,下層填料為復(fù)合填料(90%沙+5%木屑+5% HAVSP);3#柱在2#柱的基礎(chǔ)上進行改進,在填料層上下層均設(shè)置了聚丙烯折流板,其中上層折板穿孔,下層折板不穿孔,其他與2#柱相同。2#、3#柱上層填料采用的是石英砂,由于其比表面積較大,有利于經(jīng)種植土過濾后的雨水與石英砂表面充分接觸。

為了滿足《海綿城市建設(shè)技術(shù)指南 低影響開發(fā)雨水系統(tǒng)構(gòu)建》(試行)中對生物滯留池滲透系數(shù)的控制,3#柱上層填料設(shè)置了折流板,其目的如下:1)導(dǎo)流,如圖1(c)中示意的水流方向,避免水集中向一處滲透,增加了水流途徑,有利于均勻滲水;2)適當(dāng)減緩滲透速度,充當(dāng)良好的過濾介質(zhì),并有利于上層氨化菌、硝化菌等附著于石英砂表面生長;3)上層折流板中的橫板可以更好地為下層填料提供相對厭氧的空間。下層折流板除起到導(dǎo)流作用外,還可在下層填料中形成局部淹沒深度,與上層折流板中的橫板共同創(chuàng)造一個相對的厭氧環(huán)境,有利于反硝化細菌的生長和繁殖;同時,還可增加雨水流經(jīng)的路程,從而增加雨水的停留時間,有利于脫氮。

在生物滯留柱底部配備穿孔出流排出管道,直徑為25 mm。此外,1#和2#柱出水高度均為0 mm;3#柱設(shè)置了0、150、250、350、450 mm 5個不同的淹沒出水高度,通過不同淹沒出水高度對氮、磷的去除效果來探究折流式生物滯留設(shè)施最佳淹沒出水深度。各生物滯留池具體填充物見表1。

表 1 各生物滯留試驗柱內(nèi)的填充物Table 1 Materials filled in bioretention test columns

收集校園道路雨水徑流作為原雨水,因原雨水中氮、磷等污染物濃度波動較大,為了維持道路雨水徑流的理化性質(zhì)穩(wěn)定,向其中加入硝酸鉀、氯化氨和磷酸二氫鉀使污染物達到一定的濃度。以該模擬水作為試驗柱進水,共模擬9場降雨:1~3場為低濃度模擬降雨,4~6場為中濃度模擬降雨,7~9場為高濃度模擬降雨。污染物濃度設(shè)置見表2。

表 2 模擬雨水的污染物來源及濃度Table 2 Sources and concentrations of pollutants in simulated rainwater mg/L

1.3 試驗預(yù)處理與運行

1.3.1 預(yù)處理

按照表1向?qū)?yīng)試驗柱填充填料、校園綠化帶土壤、樹皮和有機質(zhì)。因植物麥冬抗旱耐澇,根系較為發(fā)達,生長力旺盛,在3個試驗柱種植了相同的植物麥冬。在正式試驗之前,為了防止試驗柱內(nèi)污染物對試驗結(jié)果造成干擾,使用自來水對3個試驗柱進行連續(xù)沖刷,直到系統(tǒng)淋洗出來的水樣中氨氮、磷和硝態(tài)氮濃度降至0.1 mg/L。生物滯留試驗柱中的填料需要微生物協(xié)同作用發(fā)生生化反應(yīng),以實現(xiàn)對雨水徑流污染物的去除[19-20]。為了形成穩(wěn)定的微生物系統(tǒng),取預(yù)處理過的校園道路雨水徑流澆灌1#、2#和3#試驗柱,維持1個月。接種期間按照一定的干濕周期比進行澆灌,使3個生物滯留柱系統(tǒng)的含氧率和滲透率在每個周期內(nèi)得到恢復(fù)。

1.3.2 試驗運行

經(jīng)過1個月預(yù)處理,各生物滯留試驗柱內(nèi)植物生長較快,枝葉旺盛,形成了穩(wěn)定的生態(tài)系統(tǒng),之后開始進行模擬降雨試驗。分別于2019年11月25日—12月3日進行低濃度模擬降雨;12月15—21日進行中濃度模擬降雨;2020年1月5—13日進行高濃度模擬降雨。每次09:00開始降雨,持續(xù)時間為180 min,進水流量為60.59 mL/min。

1.4 分析方法

1#和2#柱僅取0 mm淹沒出水高度的水樣,3#柱分別取0、150、250、350、450 mm 5個淹沒出水高度的水樣。進出水水樣直接消解,采用過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法測定總氮濃度,采用鉬銻抗分光光度法測定測定總磷濃度,采用酚二磺酸光度法測定硝態(tài)氮濃度,采用納氏試劑光度法測定氨氮濃度。

利用掃描電子顯微鏡(SEM,UV-5500PC,上海元析儀器有限公司)觀察HAVSP表面形貌及微觀孔隙結(jié)構(gòu);采用X射線能譜儀(EDAX,Zeiss Sigma300,上海翔研精密儀器有限公司)分析其元素組成;將HAVSP研磨成粉末狀后與光譜純溴化鉀以質(zhì)量比1∶100混合壓片,利用傅里葉變換紅外光譜儀(FTIR,NicoletiS10,上海雙旭電子有限公司)進行紅外光譜分析(波長為500~4 000 cm-1);用X射線衍射(XRD,Ultima Ⅳ,北京嘉德利達科技有限公司)對其進行分析,確定其礦質(zhì)氧化物組成及含量。

2 結(jié)果與分析

2.1 直流式生物滯留系統(tǒng)對氮、磷的削減效果

2.1.1 不同形態(tài)氮的去除效果

不同濃度進水時,1#、2#柱出水中不同形態(tài)氮、總磷濃度及去除率如圖2所示。由圖2(a)可知,2#柱在低濃度進水時,出水水質(zhì)較好,總氮平均濃度為1.7 mg/L;在中、高濃度進水時,出水總氮平均濃度分別為3.6、8.0 mg/L。1#柱在低濃度進水時,出水總氮平均濃度為2.1 mg/L;在中濃度進水時,出水總氮平均濃度為4.1 mg/L;在高濃度進水時,出水總氮平均濃度為10.3 mg/L。隨著進水濃度的增加,1#、2#柱對總氮的去除率逐漸降低且去除效果不穩(wěn)定。

由圖2(b)可知,2#柱在低濃度進水時,出水水質(zhì)較好,氨氮平均濃度為0.26 mg/L;在中、高濃度進水時,出水氨氮平均濃度分別為0.53、1.45 mg/L。隨著進水濃度增加,2#柱對氨氮的去除效果比1#柱穩(wěn)定。1#柱在低濃度進水時,出水水質(zhì)較好,氨氮平均濃度為0.38 mg/L;在中、高濃度進水時,出水氨氮平均濃度分別為0.65、1.98 mg/L。隨著進水濃度的增加,1#柱對氨氮的去除效果先上升然后在高濃度時明顯下降。

由圖2(c)可知,1#和2#柱對硝態(tài)氮的去除效果無顯著差別,在低濃度進水時,2個試驗柱對硝態(tài)氮的平均去除率低于30%;在中濃度進水時,硝態(tài)氮的平均去除率低于35%;在高濃度進水時,硝態(tài)氮的平均去除率低于40%。隨著進水濃度的升高,2個試驗柱對硝態(tài)氮的去除率不斷增加,但出水水質(zhì)仍然較差,表明僅僅采用HAVSP改良填料并不能有效提升硝態(tài)氮的去除效果。

2.1.2 總磷的去除效果

不同濃度進水時,1#和2#柱的出水總磷濃度如圖2(d)所示。由圖2(d)可知,2#柱在低、中、高濃度進水時,出水水質(zhì)較好,總磷去除率高于92%;而1#柱對總磷的最高去除率為67.2%,最低為37.3%。隨著進水濃度增加,2#柱對總磷的去除效果略微上升且較穩(wěn)定。1#柱則在中濃度進水時對總磷的去除率較高,但隨著進水濃度的上升,總磷去除率顯著下降且不穩(wěn)定。

圖 2 1#和2#柱出水不同形態(tài)氮與總磷濃度及去除率Fig.2 Concentrations and removal rates of different forms of nitrogen and total phosphorus of 1# and 2# test column effluent

2.1.3 2種直流式生物滯留系統(tǒng)削減效果對比

1#柱對道路雨水徑流中總氮的去除率為30%~50%,2#柱為50%~62%。與1#柱對比,2#柱的出水水質(zhì)得到一定提升,主要原因:1)使用的復(fù)合填料不同,其對總氮的吸附性能也不同,傳統(tǒng)的生物滯留試驗柱填料層僅為沙子,而改良生物滯留試驗柱填料層將沙替換成了石英砂和添加含有大量的鐵、鋁等金屬離子的HAVSP,從而增強了對總氮的吸附性能。2)填料不同導(dǎo)致2個生物滯留試驗柱的滲透率不同,下層填料中含有的復(fù)合填料能降低滲透率,增加水力停留時間,從而使模擬徑流雨水與填料得以充分接觸。

1#柱對氨氮的去除率為48%~70%,2#柱為63%~80%,2#柱對氨氮的去除效果優(yōu)于1#柱,這是因為通過HAVSP改良填料可以提高對氨氮的去除率。此外,在高濃度進水條件下,1#、2#柱出水水質(zhì)均明顯下降,這說明生物滯留試驗柱對中、低氨氮濃度模擬徑流雨水具有較好的去除效果。

1#、2#柱對硝態(tài)氮的去除率為12%~40%,對硝態(tài)氮的去除效果均不好。隨著進水濃度的增加,2個試驗柱出水水質(zhì)均有所改善,說明進水中硝態(tài)氮濃度升高,能適當(dāng)提升生物滯留試驗柱對硝態(tài)氮的去除效果,但出水水質(zhì)仍然較差,表明僅僅采用HAVSP改良填料并不能有效提升硝態(tài)氮的去除率。

1#柱對道路雨水徑流中總磷去除率為36%~65%,2#柱則達到92%,相較1#柱,2#柱除磷效果明顯提升。此外,2#柱對總磷的去除效果較為穩(wěn)定,表明適當(dāng)水質(zhì)波動對2#柱去除效果幾乎沒有影響,但對1#柱的去除效果影響較大,這說明改良填料比傳統(tǒng)填料直流式生物滯留池對水質(zhì)波動有更好的抗沖擊能力。

2.2 折流式生物滯留系統(tǒng)對氮、磷的削減效果

2.2.1 不同形態(tài)氮的去除效果

3#柱不同淹沒出流高度出水中各形態(tài)氮濃度及去除率如圖3所示。由圖3(a)可知,在0 mm淹沒出流高度時,隨著進水濃度的增加,總氮去除率總體呈逐漸降低趨勢;在150、450 mm淹沒出流高度時,隨著進水濃度的增加,總氮去除率先增加后迅速降低;在350 mm淹沒出流高度時,隨著進水濃度的增加,總氮去除率先略微降低后平緩增加。進水水質(zhì)波動時,350 mm淹沒出流高度3#柱運行最為穩(wěn)定,總氮去除率最高可達76%;其他淹沒出流高度,隨著進水濃度的增加,去除效果逐漸變差。

由圖3(b)可知,在0 mm淹沒出流高度時,隨著進水濃度的增加,氨氮去除率下降較為明顯;在其他淹沒出流高度時,隨著進水濃度的增加,氨氮去除率先略微增加后下降較明顯。隨著水質(zhì)波動,各淹沒出流高度的抗沖擊力偏弱。在中濃度進水時,各淹沒出流高度氨氮的去除效果都較好且差異不明顯,但在0 mm淹沒出流高度氨氮的去除效果最好,去除率為78%。這是因為在該高度時,填料中含氧量較高,硝化細菌進行的硝化反應(yīng)較強,因此對氨氮去除率較高;隨著淹沒出流高度增加,填料中含氧量逐漸降低,硝化反應(yīng)逐漸減弱,導(dǎo)致對氨氮去除率下降。

由圖3(c)可知,在0 mm淹沒出流高度時,隨著進水濃度的增加,硝態(tài)氮去除率不斷上升;在150和250 mm淹沒出流高度時,隨著進水濃度的增加,硝態(tài)氮去除率先上升后下降;在350 mm淹沒出流高度時,隨著進水濃度的增加,硝態(tài)氮去除率無明顯變化;在450 mm淹沒出流高度時,隨著進水濃度的增加,硝態(tài)氮去除率先平衡,后明顯下降??梢姡?50 mm淹沒出流高度時,進水水質(zhì)波動對硝態(tài)氮的去除效果無較大影響,此時系統(tǒng)的抗性較強。

隨著淹沒出流高度(0~350 mm)的增加,3#柱對硝態(tài)氮的去除效果不斷增加,硝態(tài)氮去除率最高可達77%。但到一定的淹沒出流高度(350 mm),對硝態(tài)氮的去除效果反而下降。提升出水水位后會增加淹沒區(qū)域體積,導(dǎo)致缺氧區(qū)體積增多,但在450 mm出水水位條件下,池內(nèi)部長期形成的淹沒水位線已位于上層填料底部以上60 mm處,再加上上層填料中折流板的設(shè)置,會導(dǎo)致上層填料中不利于氨氮向硝酸鹽氮的轉(zhuǎn)化。450 mm出水水位完全淹沒了整個下層介質(zhì),下層折流板的作用不明顯,不能在填料層中形成相對的上層好氧、下層厭氧的條件,從而阻礙了脫氮中硝酸鹽氮的來源。在350 mm出水水位時,池內(nèi)的淹沒水位線正好位于下層折流板,此時的淹沒水位線正好能使下層折流板發(fā)揮最大作用。所以在350 mm淹沒出流高度時對硝態(tài)氮的去除效果最好,在0 mm淹沒出流高度時對硝態(tài)氮的去除效果最差。

2.2.2 總磷的去除效果

3#柱不同淹沒出流高度出水總磷濃度及去除率如圖 3(d)所示。由圖3(d)可知,在 0、150、250和350 mm淹沒出流高度時,隨著進水濃度增加,總磷的去除率變化不顯著;在450 mm淹沒出流高度時,隨著進水濃度的增加,總磷的去除率總體趨勢是顯著上升后趨于穩(wěn)定。在0、150、250和350 mm淹沒出流高度時,總磷的去除率都高于90%,但在450mm淹沒出流高度時,總磷的去除效果相比于其他淹沒出流高度有較明顯的降低。說明只有淹沒出流高度達到一定值時才會對總磷的去除效果有顯著影響,而在低于這個高度時對總磷的去除效果無較大影響。在0 mm淹沒出流高度時總磷去除效果最好,去除率為96%。這是因為淹沒出流高度增加,會導(dǎo)致溶解氧濃度的降低,淹沒高度越高,含氧量越低,影響聚磷菌好氧吸磷,加上可能填料本身有磷的析出,導(dǎo)致總磷的去除效果逐漸降低。

圖 3 3#柱不同淹沒出流高度出水各形態(tài)氮與總磷濃度及去除率Fig.3 Concentrations and removal rates of different forms of nitrogen and total phosphorus in effluent at different submerged outflow heights of 3# test column

2.3 HAVSP理化性質(zhì)分析

HAVSP掃描電鏡圖如圖4所示。由圖4(a)可知,在低倍鏡下HAVSP表面形態(tài)呈蜂窩狀, 顆粒呈不規(guī)則排列,具有豐富的孔隙結(jié)構(gòu)和大的比表面積;由圖4(b)可知;在高倍鏡下HAVSP表面疏松多孔,孔隙較大,具備較高的比表面積。HAVSP有粗糙的表面和緊密的微孔結(jié)構(gòu),可以為生物膜的生長提供理想環(huán)境,且HAVSP比表面積較大,利于微生物的生長,提高對氮、磷的吸附效果[21-22]。

HAVSP的X射線能譜儀結(jié)果如表3所示。由表3可知,HAVSP主要由Fe、Si、Al等元素組成,且Fe、Al等金屬離子占比較大,其中Al占比為8.21%,F(xiàn)e占比為6.12%。HAVSP中的Al以無定型形態(tài)存在,可以有效地增加水體中對磷的吸附離子交換能力及促使化學(xué)沉淀的發(fā)生,并且Al離子作為一種絮凝劑,能夠與水體中的磷發(fā)生吸附絡(luò)合作用,有效去除水中的氮、磷污染物[23]。

紅外光譜分析結(jié)果〔圖5(a)〕表明,HAVSP具有豐富的表面活性基團,其紅外光譜圖由多個強度不同的峰組成,3 351.747和1 643.546 cm-1處的吸收峰屬于羥基的伸縮振動和彎曲振動;1 049.086 cm-1處的吸收峰是Si—O的伸縮振動;950.252 cm-1處的吸收峰是C—O的伸縮振動;729.043 cm-1處的吸收峰是Al—O的伸縮振動;646.519 cm-1處的吸收峰是Fe—O的伸縮振動。X射線衍射分析結(jié)果〔圖5(b)〕表明,HAVSP 主要由 SiO2、Al2O3、Fe2O3等礦質(zhì)物質(zhì)組成。

圖 4 HAVSP掃描電鏡圖Fig.4 SEM image of HAVSP

表 3 HAVSP主要元素組成Table 3 Main element composition of HAVSP

圖 5 紅外光譜和XRD表征Fig.5 FTIR spectra and XRD images of HAVSP

3 結(jié)論

(1)HAVSP作為生物滯留系統(tǒng)的改良填料,具有豐富的孔隙結(jié)構(gòu)和較大的比表面積,F(xiàn)e、Al等金屬離子含量較高。HAVSP改良填料直流式生物滯留系統(tǒng)對總磷的去除效果較好,對總氮和氨氮的去除效果有較明顯的波動,對硝態(tài)氮的去除效果波動較大。

(2)在不同淹沒出流高度時,HAVSP改良填料折流式生物滯留系統(tǒng)對氨氮和總磷的去除效果變化不顯著,但對于總氮和硝態(tài)氮的去除效果隨著淹沒出流高度的增加而增加,達到一定的閾值之后迅速下降。對總氮和硝態(tài)氮的去除效果在350 mm淹沒出流高度時最佳,但對氨氮、總磷的去除效果在0 mm淹沒出流高度時最好,去除率分別為78%和96%,且在不同淹沒出流高度時對總磷去除效果的差別較小。

(3)HAVSP改良填料折流式生物滯留系統(tǒng)對氮、磷的削減效果比傳統(tǒng)填料和改良填料直流式生物滯留系統(tǒng)的削減效果更加明顯,且在350 mm淹沒出流高度時對氮、磷削減效果最佳,總氮和硝態(tài)氮去除率最高可達76%和77%。

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