生物基質(zhì)對(duì)煤渣改良地下滲濾系統(tǒng)脫氮效果的影響*

周子琳 嚴(yán) 群 丁 越 蔡若宇 溫慧凱 羅 蕓

(1.江西理工大學(xué)建筑與測(cè)繪工程學(xué)院，江西 贛州 341000；2.江西理工大學(xué)贛江流域水質(zhì)安全保障工程技術(shù)研究中心，江西 贛州 341000)

地下滲濾系統(tǒng)(SWIS)作為土地處理系統(tǒng)的一種，除具有一般土地處理系統(tǒng)的優(yōu)點(diǎn)外，還具有保溫、節(jié)省土地、美化環(huán)境、不易出現(xiàn)蚊蠅滋生和水體發(fā)臭現(xiàn)象等優(yōu)點(diǎn)[1]。但由于SWIS整體位于地下，對(duì)系統(tǒng)內(nèi)的氧化還原環(huán)境調(diào)控不靈活，導(dǎo)致脫氮效果不理想[2-3]。填料是SWIS的最基本組成單元，對(duì)系統(tǒng)的氧化還原環(huán)境有重要影響，因此許多學(xué)者對(duì)SWIS的填料改良進(jìn)行了研究，以期增強(qiáng)SWIS的脫氮能力[4]。

煤渣具有滲透性強(qiáng)、孔隙率高、復(fù)氧能力好等特點(diǎn)[5]，常被用作SWIS的改良填料。另有研究表明，在SWIS基質(zhì)中適量添加有機(jī)碳源可進(jìn)一步提高脫氮效果[6]。為研究有機(jī)碳源的添加對(duì)煤渣改良SWIS脫氮效果的影響，本研究選用生物基質(zhì)作為有機(jī)碳源，分析生物基質(zhì)添加與否的沿程氮素、硝化和反硝化作用強(qiáng)度及氮還原酶活性差異，以期為SWIS的改良提供理論依據(jù)和技術(shù)支持。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

實(shí)驗(yàn)所用土壤取自江西某大學(xué)校園內(nèi)，砂取自江西某大學(xué)施工場(chǎng)地，煤渣取自江西某熱電廠，干化污泥取自江西某污水處理廠。由干化污泥與煤渣按1∶20體積比混合配制成生物基質(zhì)[7-8]。實(shí)驗(yàn)裝置采用直徑20 cm、高100 cm的有機(jī)玻璃制成，在側(cè)壁距頂部20、40、60、80 cm處設(shè)有孔徑1 cm的取樣口。兩個(gè)裝置的填料設(shè)計(jì)如表1所示。

表1 填料設(shè)計(jì)

實(shí)驗(yàn)原水用葡萄糖、硫酸銨、磷酸二氫鉀和少量的豆奶粉人工配制，基本水質(zhì)指標(biāo)如表2所示。

表2 基本水質(zhì)指標(biāo)

裝置運(yùn)行采用恒流泵控制連續(xù)進(jìn)水，實(shí)驗(yàn)裝置中的水力負(fù)荷為15 cm3/(m2·d)。出水氨氮濃度達(dá)到《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 18918—2002)的一級(jí)B標(biāo)準(zhǔn)且持續(xù)穩(wěn)定1周以上，可認(rèn)為啟動(dòng)完成。啟動(dòng)完成后進(jìn)行采樣、測(cè)定、研究。

1.2 分析方法

TP、TN、氨氮、硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮、COD的測(cè)定方法參考文獻(xiàn)[9]。硝化與反硝化作用強(qiáng)度測(cè)定方法參考文獻(xiàn)[10]。硝酸鹽還原酶(NAR)活性及亞硝酸鹽還原酶(NIR)活性測(cè)定方法參考文獻(xiàn)[11]。

2 結(jié)果與討論

2.1 氮素沿程變化規(guī)律

農(nóng)村生活污水中有機(jī)氮和氨氮占TN的主要部分[12]，而有機(jī)氮可以在氨化菌的作用下轉(zhuǎn)化為氨氮，因此其歸趨還是氨氮。兩裝置的進(jìn)水氨氮、TN平均質(zhì)量濃度分別控制為50.23、65.37 mg/L，氮素沿程變化見圖1。

由圖1可知，1#裝置、2#裝置80 cm處出水氨氮質(zhì)量濃度分別為5.24、4.70 mg/L，80 cm處出水TN質(zhì)量濃度分別為29.81、25.32 mg/L，則1#裝置、2#裝置氨氮去除率分別為89.57%、90.64%， TN去除率分別為54.40%、61.27%。兩裝置出水硝態(tài)氮濃度均隨深度遞增至60 cm后開始降低，而氨氮在20～60 cm段也得到了大部分去除，表明硝化反應(yīng)主要發(fā)生在20～60 cm段[13]。由于SWIS的隱蔽性[14]，裝置內(nèi)氧含量會(huì)隨深度的增加而減少，逐漸形成缺氧環(huán)境，反硝化反應(yīng)將逐步變?yōu)橹饕磻?yīng)，與60 cm處相比，80 cm段處硝態(tài)氮開始減少，所以60～80 cm段主要反應(yīng)為反硝化反應(yīng)，且TN去除率2#裝置>1#裝置，說明2#裝置反硝化作用強(qiáng)于1#裝置。

圖1 氮素沿程變化規(guī)律Fig.1 Nitrogen variation pattern along the process

2#裝置的TN去除率比1#裝置高6.87百分點(diǎn)，這是因?yàn)?#裝置在60～80 cm段主要填料為生物基質(zhì)，生物基質(zhì)富含有機(jī)質(zhì)，能為反硝化反應(yīng)補(bǔ)充碳源，使反硝化作用進(jìn)一步增強(qiáng)，因此TN脫除能力更強(qiáng)。

2.2 硝化與反硝化作用強(qiáng)度沿程變化規(guī)律

由2.1節(jié)已知，硝化反應(yīng)主要發(fā)生在20～60 cm段，反硝化反應(yīng)主要發(fā)生在60～80 cm段，不同深度的硝化與反硝化作用強(qiáng)度變化見圖2。

由圖2(a)可知，硝化作用強(qiáng)度隨深度增加而遞減，其中1#裝置由20 cm處的1.26 mg/(kg·h)降至80 cm處的0.78 mg/(kg·h)，2#裝置由20 cm處的1.20 mg/(kg·h)降至80 cm處的0.65 mg/(kg·h)。硝化反應(yīng)是一個(gè)耗氧過程，煤渣比生物基質(zhì)孔隙率更高，吸附性能更強(qiáng)，可保留更多的氧氣，1#裝置在60～80 cm段因?yàn)槲刺砑由锘|(zhì)，所以1#裝置在60～80 cm段的硝化作用強(qiáng)度比2#裝置高。

由圖2(b)可知，反硝化作用強(qiáng)度隨深度增加而遞增，其中1#裝置由20 cm處的0.32 mg/(kg·h)升至80 cm處的0.85 mg/(kg·h)，2#裝置由20 cm處的0.31 mg/(kg·h)升至80 cm處的1.05 mg/(kg·h)。2#裝置在60～80 cm段的反硝化作用強(qiáng)度明顯高于1#裝置。

圖2 硝化與反硝化作用強(qiáng)度沿程變化規(guī)律Fig.2 Nitrification and denitrification intensities variations pattern along the process

2.3 氮還原酶活性沿程變化規(guī)律

NAR和NIR兩種氮還原酶活性測(cè)定結(jié)果如表3所示。

表3 NAR和NIR活性沿程變化規(guī)律

NAR活性隨深度的增加而逐漸減弱，這與ZHANG等[15]的研究結(jié)果相似。NAR活性與硝化作用強(qiáng)度呈正相關(guān)，氧含量隨深度逐漸減少，致使硝化作用強(qiáng)度隨深度增加而遞減，因此NAR活性表現(xiàn)為隨深度的增加而逐漸減弱。

NIR活性隨深度的增加先減弱后又增強(qiáng)，且2#裝置的NIR活性大于1#裝置。有研究解釋，NAR和 NIR的催化反應(yīng)是一個(gè)相繼進(jìn)行的過程，NAR 酶促反應(yīng)的產(chǎn)物是亞硝態(tài)氮[16]，2#裝置亞硝態(tài)氮濃度高于1#裝置，所以1#裝置與2#裝置的NIR活性差異可能是亞硝態(tài)氮含量不同所導(dǎo)致的。

3 結(jié) 論

(1) 本研究的SWIS裝置硝化反應(yīng)主要發(fā)生在20～60 cm段，反硝化反應(yīng)主要發(fā)生在60～80 cm段。2#裝置由于在60～80 cm段增加了生物基質(zhì)，其反硝化作用強(qiáng)于1#裝置，因此TN去除率2#裝置>1#裝置。

(2) 硝化作用強(qiáng)度隨深度增加而遞減，反硝化作用強(qiáng)度隨深度增加而遞增。在60～80 cm段，1#裝置的硝化作用強(qiáng)度比2#裝置高，2#裝置的反硝化作用強(qiáng)度比1#裝置高。

(3) NAR活性與硝化作用強(qiáng)度呈正相關(guān)，隨深度的增加而逐漸減弱；NIR活性隨深度的增加先減弱后又增強(qiáng)，且2#裝置的NIR活性大于1#裝置。

(4) 在SWIS中添加適量的干化污泥作為生物基質(zhì)可為反硝化作用補(bǔ)充碳源，增強(qiáng)脫氮能力。