潮間帶和淡水池塘底泥對原水生物膜預(yù)處理工藝啟動性能的影響研究

曾 甄，王開放，倪曉琳，陽廣鳳

(1.浙江省水利水電勘測設(shè)計院，浙江杭州 310002；2.浙江海洋大學(xué)海洋科學(xué)與技術(shù)學(xué)院，浙江舟山 316022)

工業(yè)廢水、城鎮(zhèn)污水和農(nóng)業(yè)徑流污染加劇了環(huán)境水體水質(zhì)惡化，氮素和有機污染物污染更是導(dǎo)致原水水質(zhì)下降[1-5]。傳統(tǒng)的原水處理工藝包括混凝、沉淀、過濾和消毒，不能經(jīng)濟(jì)、高效的去除水體中的溶解性有機物和氮素，并可能產(chǎn)生二次污染[1，6-7]。鑒于此，具有運行成本較低、二次污染較少等優(yōu)點的生物處理工藝受到廣泛關(guān)注。目前，常在傳統(tǒng)原水處理工藝之前增設(shè)生物預(yù)處理工藝，借助微生物群體的新陳代謝活動去除水中包括腐殖酸在內(nèi)的可生物降解的有機物、可能在后續(xù)消毒工藝中產(chǎn)生致突變物質(zhì)的前體物以及氮素等污染物?？紤]到原水寡營養(yǎng)水質(zhì)特征，微生物具有生長速率慢、世代周期長等，具有較強微生物持留能力的生物膜反應(yīng)工藝常被用作生物預(yù)處理工藝處理污染原水，取得了較好的氮素和有機物去除效果[1，8-10]。

在一些報道中常以污染原水或河道、池塘底泥為菌源啟動原水生物膜反應(yīng)器，能夠有效去除水體中的氮素和有機物[9]。潮間帶生物多樣性較高，其水質(zhì)同為寡營養(yǎng)水質(zhì)[11-13]，將潮間帶底泥作為菌源啟動原水生物膜預(yù)處理系統(tǒng)還未見報道。本試驗將分別取自淡水池塘和潮間帶的底泥作為菌源，構(gòu)建并啟動了2 組原水生物膜預(yù)處理系統(tǒng)，并對不同系統(tǒng)啟動和運行性能進(jìn)行了研究。實驗結(jié)果能夠增加原水生物預(yù)處理系統(tǒng)啟動的菌源多樣性并為提高原水生物膜預(yù)處理系統(tǒng)的運行性能提供參考，具有理論與應(yīng)用價值。

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

試驗構(gòu)建2 組實驗室規(guī)模原水生物膜預(yù)處理裝置(R1和R2)，每個反應(yīng)器總體積6.0 L，有效體積5.0 L。兩反應(yīng)器均布設(shè)立體彈性填料，體積填充率均為2.81%(v/v)。分別向反應(yīng)器R1和R2添加底泥約600 mL，作為兩反應(yīng)器菌源。其中，反應(yīng)器R1添加潮間帶底泥，R2添加淡水池塘底泥，懸浮顆粒物(SS)分別為0.36 g·mL-1和0.37 g·mL-1。

1.2 模擬污染原水

試驗進(jìn)水為模擬污染原水，分別以硫酸銨和葡萄糖作為氮源和有機碳源，磷酸二氫鉀和碳酸氫鈉分別為磷源和無機碳源。污染源原水中氨氮和有機碳源濃度一般不超過10 mg·L-1[2，9]，本試驗中氨氮和CODMn濃度范圍分別為2.11～4.72 mg·L-1和0.46～4.69 mg·L-1。進(jìn)水中添加微量元素，以EDTA 二鈉螯合，具體組成包括：FeSO4·7H2O (11.43 mg·L-1)、ZnSO4·7H2O (0.54 mg·L-1)、CoCl2·6H2O (0.30 mg·L-1)、MnCl2·4H2O (1.24 mg·L-1)、CuSO4·5H2O(0.31 mg·L-1)、Na2MoO4·2H2O(0.28 mg·L-1)、NiCl2·6H2O(0.26 mg·L-1)和H3BO3(0.02 mg·L-1)。

1.3 試驗步驟

在批次運行條件下兩反應(yīng)器平行運行，反應(yīng)器進(jìn)水每24 h 更換1 次，兩反應(yīng)器R1和R2的底部分別鋪設(shè)海洋潮間帶底泥和淡水池塘底泥，上部設(shè)置立體彈性填料，連續(xù)曝氣氣速為500 mL·min-1；運行溫度為室溫，約20±2℃。在實驗?zāi)┢趯煞磻?yīng)器載體生物膜和底泥分別放置于不同反應(yīng)器，分別測定載體和底泥的硝化和反硝化性能。硝化活性測定以(NH4)2SO4為氮源，濃度設(shè)定為4.0 mg·L-1NH4+-N，初始DO 為飽和溶解氧濃度。反硝化活性測定分別以NaNO3和無水葡萄糖為硝態(tài)氮源和有機碳源，NO3--N 和C6H12O6-C濃度分別為4.0 mg·L-1和8.0 mg·L-1，在氧限制條件下進(jìn)行。在第0 h、2 h、4 h、6 h 和8 h 從各反應(yīng)器取出水樣約500 mL 用作水質(zhì)分析，再補足同等體積進(jìn)水。

1.4 分析方法

定期獲取反應(yīng)器進(jìn)出水水樣，用于水質(zhì)特性分析，主要測定水質(zhì)指標(biāo)包括濁度、CODMn、NO3--N、NO2--N、NH4+-N、UV254和SS，測定方法為標(biāo)準(zhǔn)方法[14]。其中，濁度和UV254測定方法為分光光度法和CODMn為酸式滴定法，NO3--N、NO2--N 和NH4+-N 分別為紫外分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法和納氏試劑法，SS 測定方法為重量法。

2 結(jié)果與討論

2.1 反應(yīng)器總體運行性能

2.1.1 氨氮去除性能

試驗兩反應(yīng)器的氨氮去除性能如圖1 所示。在反應(yīng)器運行的前15 d，兩反應(yīng)器的進(jìn)水氨氮濃度均為4.18±0.29 mg·L-1。對于以池塘底泥為菌源的反應(yīng)器R2，初始啟動階段出水氨氮并沒有得到有效去除，出水平均氨氮濃度為8.01±4.06 mg·L-1(圖1a)，明顯高于進(jìn)水。實驗結(jié)果表明池塘底泥不但能夠作為菌源，還有強大的底泥釋氮作用。河道或池塘底泥均能釋放氮素等營養(yǎng)元素，在以河道或池塘底泥為菌源的反應(yīng)器中常觀察到氮素的釋放[9，15]，本試驗觀察到了類似現(xiàn)象。對于以潮間帶底泥為菌源的反應(yīng)器R1，其平均氨氮去除率為19.3%±21.0%(圖1b)，較大的標(biāo)準(zhǔn)差21.0%表明初始運行階段以潮間帶底泥為菌源的反應(yīng)器氨氮去除率極不穩(wěn)定。即便如此，反應(yīng)器R1的氨氮去除性能明顯優(yōu)于R2。試驗結(jié)果表明，以潮間帶底泥為菌源啟動原水生物膜預(yù)處理反應(yīng)器具有較高的初始氨氮去除性能。

圖1 各反應(yīng)器氨氮去除性能Fig.1 -N removal performance in each reactor

2.1.2 亞硝氮去除性能

圖2 為反應(yīng)器R1和R2的亞硝氮變化情況。兩反應(yīng)器在運行前期均出現(xiàn)了亞硝氮積累現(xiàn)象，最大亞硝氮出現(xiàn)時間分別為18 d 和12 d，對應(yīng)亞硝氮濃度分別為3.41 和4.53 mg·L-1。顯然，以潮間帶底泥為菌源啟動的生物膜反應(yīng)器亞硝氮積累的峰值時間較池塘底泥的延后且濃度較低。由于亞硝氮對微生物活性的抑制作用，亞硝氮濃度較高時，兩反應(yīng)器的氨氮去除性能均有所降低。反應(yīng)器R2在初始運行的15 d 中，出水氨氮遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于進(jìn)水氨氮，除了底泥釋放氮素的影響也有氨氧化菌活性受到抑制的影響。在16～20 d，反應(yīng)器R2的出水因亞硝氮升高至1.68～3.41 mg·L-1導(dǎo)致氨氮去除性能受到抑制，對應(yīng)氨氮去除率41.94%～80.61%。在大約第21 d 兩反應(yīng)器R1和R2進(jìn)入穩(wěn)定運行階段，進(jìn)水氨氮濃度為3.67±0.81 mg·L-1，出水氨氮分別為0.08±0.11 和0.14±0.14 mg·L-1。對應(yīng)的氨氮去除率均保持在一個較高的水平，分別為98.1%±2.5%和96.1%±4.0%。試驗結(jié)果表明，以潮間帶底泥啟動的反應(yīng)器R1具有較高的氨氮去除率且運行性能較穩(wěn)定。

圖2 反應(yīng)器亞硝氮水平變化趨勢Fig.2 Changes in -N levels in each reactor

2.1.3 總氮去除性能

在原水生物膜處理系統(tǒng)中一般很難實現(xiàn)TN 的去除[1，9]，且往往出現(xiàn)出水TN 水平高于進(jìn)水的情況。在本研究中，在兩反應(yīng)器運行的前20 d 均觀察到了出水TN 高于進(jìn)水(圖3)。雖然在此段時間內(nèi)，反應(yīng)器R1氨氮去除率較R2的高且進(jìn)水氨氮濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于出水。但出水TN 濃度高于進(jìn)水的現(xiàn)象表明在反應(yīng)器R1中同樣存在潮間帶底泥釋放氮素的情況。運行穩(wěn)定后，兩反應(yīng)器對TN 均有一定的去除，去除率分別為13.5%±9.9%和9.9%±12.1%。較高的標(biāo)準(zhǔn)差表明兩反應(yīng)器對TN 的去除率非常不穩(wěn)定，這有可能是底泥釋放氮素和有機物的不穩(wěn)定造成的。即便如此，反應(yīng)器R1的TN 去除性能明顯高于反應(yīng)器R2，且更穩(wěn)定。以池塘底泥為菌源啟動的生物膜反應(yīng)器用于原水預(yù)處理時，最高TN 去除率能夠達(dá)到34.0%～35.0%，本試驗觀察到了類似現(xiàn)象(圖3)。

2.1.4 CODMn 去除性能

原水生物膜處理系統(tǒng)能夠有效去除水體中的有機物。本研究中，反應(yīng)器R1和R2出水CODMn濃度分別為2.07 mg·L-1和2.10 mg·L-1，均低于進(jìn)水濃度2.32 mg·L-1(圖4)。試驗結(jié)果表明，兩反應(yīng)器能夠有效去除水體中的有機物。據(jù)報道，底泥中含有的腐殖酸等有機物會釋放到生物處理系統(tǒng)中。本試驗中可能存在底泥有機物釋放，可能因為潮間帶底泥和淡水池塘底泥菌群和有機物可生化性的差異導(dǎo)致反應(yīng)器出水CODMn濃度差異較大。如圖3 所示的穩(wěn)定階段，TN 的去除有可能得益于有機物參與的反硝化作用。

2.2 載體生物膜和底泥對系統(tǒng)運行性能的貢獻(xiàn)

試驗結(jié)束前對各反應(yīng)器載體生物膜及底泥的硝化和反硝化活性進(jìn)行了測定，結(jié)果如圖5 所示。原水生物膜預(yù)處理系統(tǒng)中，載體生物膜、潮間帶底泥、淡水池塘底泥均能夠有效去除系統(tǒng)中的氨氮。其中，潮間帶底泥的硝化性能最高，其硝化速率高達(dá)0.278 mg·L-1·h-1，分別是反應(yīng)器R1填料、R2底泥和R2填料的3.48、2.57 和2.81 倍。對于載體生物膜，接種淡水池塘底泥的反應(yīng)器R2的氨氧化速率最高為0.10 mg·L-1·h-1，明顯高于反應(yīng)器R1載體生物膜的0.08 mg·L-1·h-1。對于反硝化反應(yīng)，R1反應(yīng)器的潮間帶底泥和載體生物膜總氮去除速率(NRR) 分別為0.01 mg·L-1·h-1和0.12 mg·L-1·h-1，反硝化作用主要由載體生物膜進(jìn)行。對應(yīng)的，R2反應(yīng)器的淡水池塘底泥和載體生物膜NRR 分別為0.13 mg·L-1·h-1和0.02 mg·L-1·h-1，反硝化作用主要有接種的池塘底泥完成，而由池塘底泥形成的生物膜其NRR 較低。兩反應(yīng)器差異較為明顯。兩反應(yīng)器的運行性能差異有可能是淡水池塘底泥和海水潮間帶底泥的菌群差異造成的[2，9，16]。

試驗結(jié)果表明，無論是潮間帶底泥微生物還是淡水池塘底泥微生物以及由這兩種底泥為菌源形成的載體生物膜微生物均對系統(tǒng)的硝化作用有較大的貢獻(xiàn)。尤其是潮間帶底泥微生物能夠有效促進(jìn)原水生物膜系統(tǒng)的硝化性能，而對系統(tǒng)反硝化性能的促進(jìn)作用幾乎可以忽略不計。潮間帶底泥形成的載體生物膜微生物是促進(jìn)系統(tǒng)反硝化作用的主要貢獻(xiàn)者。然而，在淡水池塘底泥及其生物膜中觀察到了相反的現(xiàn)象。這有可能是菌群差異和兩種底泥不同營養(yǎng)釋放特性造成的。即便如此，兩種底泥營養(yǎng)元素的釋放能夠強化原水生物膜系統(tǒng)的營養(yǎng)輸入，對生物膜系統(tǒng)功能菌群的富集和運行性能的提高具有重要的促進(jìn)作用[5，8-10]。然而，由于底泥的營養(yǎng)釋放能力具有很大的不確定性，有時會導(dǎo)致底泥釋放的氨氮在氧限制條件下也能夠轉(zhuǎn)化成硝酸鹽，導(dǎo)致其表現(xiàn)的凈NRR 去除較低。

圖3 反應(yīng)器總氮水平變化趨勢Fig.3 Changes in total nitrogen (TN) levels in each reactor

圖4 反應(yīng)器進(jìn)出水CODMn濃度水平Fig.4 CODMnlevels in influent and effluent of each reactor

圖5 各反應(yīng)器載體和底泥硝化和反硝化性能Fig.5 Nitrification and denitrification performance of carrier biofilm and sediments in each reactor

3 結(jié)論

采用潮間帶底泥和淡水池塘底泥均能夠成功啟動運行原水生物膜預(yù)處理工藝并實現(xiàn)穩(wěn)定運行。在反應(yīng)器運行初期，兩反應(yīng)器均有氮素釋放現(xiàn)象，但以潮間帶底泥為菌源的反應(yīng)器R1凈氨氮去除率為19.3%，具有較高的氨氮去除性能，而以池塘底泥啟動的反應(yīng)器R2出水氨氮遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于進(jìn)水。運行穩(wěn)定后反應(yīng)器R1和R2氨氮去除率均保持在一個較高的水平，分別為98.1%±2.5%和96.1%±4.0%。潮間帶底泥、淡水池塘底泥微生物以及由這兩種底泥為菌源形成的載體生物膜微生物均對系統(tǒng)的硝化作用有較大的貢獻(xiàn)，尤其是潮間帶底泥其硝化速率高達(dá)0.278 mg·L-1·h-1，是其余種類硝化性能的2.57～3.48 倍，但對反硝化作用較弱。促進(jìn)系統(tǒng)反硝化作用的主要貢獻(xiàn)者為潮間帶底泥形成的載體生物膜。