城市內(nèi)河生態(tài)修復(fù)工程的脫氮效應(yīng)

戴肖云，鐘 睿，張曉燕，張建勛，欒 蘭

(蘇州市吳江區(qū)環(huán)境監(jiān)測站，江蘇 蘇州 215200)

1 引言

隨著我國工業(yè)化和城市化的快速發(fā)展，大量未截留的污水直接排入處于人類活動中心地帶的內(nèi)河水體，導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化嚴(yán)重，生態(tài)系統(tǒng)退化，生態(tài)服務(wù)功能下降，甚至完全喪失，影響城市景觀和生態(tài)的發(fā)展。氮作為表征地表水水質(zhì)狀況的主要污染物指標(biāo)之一，是影響水生態(tài)系統(tǒng)健康和穩(wěn)定的重要因素[1]。

現(xiàn)在面對越來越嚴(yán)重的富營養(yǎng)化趨勢，以及大量產(chǎn)生的生產(chǎn)、生活廢水，生物脫氮已被大量運(yùn)用于污水的處理中。人工濕地污水處理技術(shù)在我國得到了廣泛的應(yīng)用，人工濕地是一種利用基質(zhì)、微生物及植物的相互作用去除污染物的生態(tài)系統(tǒng)，具有投資小，能耗低，方便維護(hù)，環(huán)境效益好等優(yōu)點(diǎn)[8～10]。龍麗珠，阮曉紅對于人工濕地串聯(lián)的組合工藝處理受污染的清安河河水的研究結(jié)果表明：人工濕地表面微生物數(shù)量豐富，組合人工濕地系統(tǒng)脫氮效果良好，其中總氮去除率達(dá)82. 61%[11]。

目前人工濕地得到廣泛的應(yīng)用，但是一方面脫氮效果卻存在較大差異[12～13]。一些中等規(guī)模的濕地處理生活污水可達(dá)90%的脫氮率，但也有部分濕地脫氮率低40%[14]。這是由于生物脫氮是一個復(fù)雜的生態(tài)過程，受多因素綜合影響，其機(jī)理仍未完全探明，所以不同實(shí)驗(yàn)環(huán)境導(dǎo)致效果差異顯著[15]，而以前的人工濕地實(shí)驗(yàn)大多在湖泊，或者人工構(gòu)建的環(huán)境中，環(huán)境條件較為單一；另一方面脫氮過程中硝化作用是主要限制因素，而溶解氧是硝化作用的主要限制因素，但是以前人工濕地大多采用自然復(fù)氧。所以本文選取蘇州市某鄉(xiāng)鎮(zhèn)河道，針對以上問題著重研究城市內(nèi)河通過生態(tài)修復(fù)工程的水生植物浮島、沿岸濕地、人工水草、河道充氧等一系列技術(shù)手段所產(chǎn)生的綜合環(huán)境，探究其硝化、反硝化作用強(qiáng)度以及脫氮的效果。為該河道以及全國其他類似城市內(nèi)河脫氮提供技術(shù)支撐。

2 研究材料和方法

2.1 材料

2.1.1 泥樣和水樣來源

采集該河道工程段、非工程段水樣共18個樣品(其中水樣工程段和非工程段各3個，泥樣工程段和非工程段各6個)。

2.1.2 培養(yǎng)基

(1)硝化培養(yǎng)基：硫酸銨0.2 g；磷酸氫二鉀0.1 g；硫酸鎂0.05 g；氯化鈉0.2 g；硫酸鐵0.04 g；碳酸鈣0.5 g；蒸餾水100 mL；pH(NaOH調(diào)整) 7.2。

(2)反硝化培養(yǎng)基[16]：檸檬酸鈉5 g；檸檬酸鈉5 g；硝酸鉀2 g；磷酸氫二鉀1 g；七水合硫酸鎂0.2 g；蒸餾水1000 mL；pH(NaOH調(diào)整)7.2～7.6。

2.1.3 實(shí)驗(yàn)儀器和設(shè)備

電熱恒溫鼓風(fēng)干燥箱，壓力蒸汽消毒鍋，電子天平，恒溫培養(yǎng)箱，恒溫?fù)u床，CIC-100離子色譜儀，D-37520型多用途高速臺式離心機(jī)。

2.2 實(shí)驗(yàn)方法

2.2.1 硝化速率的測定

將培養(yǎng)基分別滅菌倒入250 mL錐形瓶中，接種時水樣不稀釋，泥樣稀釋10-1倍。分別接種1 mL。接種完的培養(yǎng)基，放入恒溫?fù)u床中，培養(yǎng)溫度為32 ℃，搖床轉(zhuǎn)數(shù)為130 r/min。

2.2.2 反硝化速率測定

圖1 反硝化實(shí)驗(yàn)裝置

2.2.3 充氧效果的測定

在工程段使用了5臺文丘里曝氣機(jī)對流經(jīng)該河道的河水進(jìn)行曝氣。通過對工程段上下游的連續(xù)監(jiān)測，通過多普勒測速儀測定河流的水深和流速，推斷上游的河水流經(jīng)工程段到達(dá)紅梅橋的時間，以這個河水為研究斷面，每隔十分鐘測量一次DO、氨氮、氣溫等參數(shù)。

3 實(shí)驗(yàn)結(jié)果

3.1 曝氣工程效果

通過對于該河道曝氣工程的現(xiàn)場監(jiān)測，監(jiān)測結(jié)果如圖2所示。

圖2 河道工程段充氧效果

從圖中可以看出經(jīng)過工程段曝氣以后，水中的溶解氧明顯增多。從2 mg/L左右上升到5 mg/L左右，平均溶解氧濃度增加了2.38倍。

3.2 硝化實(shí)驗(yàn)結(jié)果

對實(shí)驗(yàn)結(jié)果分析，根據(jù)擬合得到的結(jié)果，制得的河道原位硝化活性方程。可以得出硝化速率，相關(guān)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)和實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖3所示。

從圖3可以看出，無論是工程端還是非工程段底泥中的硝化活性高于水樣中的硝化活性，其中工程段底泥的硝化活性比水樣高出34%，非工程段底泥的硝化活性比水樣高出42.8%。

將工程段和非工程段的平均硝化速率進(jìn)行統(tǒng)計(jì)，統(tǒng)計(jì)結(jié)果如圖4所示。

通過圖4可知，工程段水樣的平均硝化速率比非工程段水樣高出26%，工程段泥樣的平均硝化速率比非工程段泥樣高出18%。

3.3 反硝化活性實(shí)驗(yàn)結(jié)果

根據(jù)對實(shí)驗(yàn)結(jié)果的分析，得出城市內(nèi)河生態(tài)修復(fù)工程與非工程段的反硝化速率。相關(guān)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)和實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖5所示。

通過反硝化速率分析可知工程段泥樣的平均反硝化速率為水樣的5倍，非工程段泥樣的反平均硝化速率為水樣的4.6倍。可以明顯看出泥樣的反硝化速率要明顯高于水樣。這個結(jié)果與反硝化實(shí)驗(yàn)中反硝化氣體工程段與非工程段的實(shí)驗(yàn)中泥樣的產(chǎn)氣要多與水樣的現(xiàn)象相吻合。

圖3 工程段與非工程段平均硝化速率(a為工程段，b為非工程段)

圖4 工程段與非工程段平均硝化速率

由于反硝化過程屬于厭氧過程，所以泥樣的反硝過程比較迅速，所以我們對與泥樣的產(chǎn)氣數(shù)據(jù)進(jìn)行分析，泥樣產(chǎn)氣數(shù)據(jù)如圖6所示。

工程段泥樣的平均產(chǎn)氣量為非工程段的3.7倍，由此我們可以看出生態(tài)修復(fù)工程對河道原位反硝化活性的有很重要的影響，生態(tài)修復(fù)工程促進(jìn)了底泥的反硝化活性。

圖5 工程段和非工程段水樣/泥樣反硝化速率(a為工程段；b為非工程段)

圖6 工程段和非工程段泥樣產(chǎn)氣數(shù)據(jù)

3.5 水體氮素變化

3.5.1 河道水樣分析

對于河道水樣進(jìn)行了檢測，檢測結(jié)果如表1所示。

通過表1表明非工程段水體中的硝態(tài)氮含量為工程段的17.6倍。這也表明了生態(tài)修復(fù)工程很大的增加了水體原位脫氮活性。我們可以發(fā)現(xiàn)工程段水樣的平均總氮濃度比非工程段水樣的總氮濃度下降了34%。城市內(nèi)河生態(tài)修復(fù)工程對河道原位脫氮的效果比較明顯。能有效的去除水體中的氮素，減少水體的富營養(yǎng)化的。

表1 河道水樣氮素濃度

3.5.2 河道現(xiàn)場監(jiān)測

通過對河道進(jìn)行現(xiàn)場監(jiān)測，并對氨氮濃度的監(jiān)測數(shù)據(jù)整理和分析，結(jié)果如圖7所示。

通過觀察以上數(shù)據(jù)我們可以發(fā)現(xiàn)監(jiān)測斷面流經(jīng)工程端以后氨氮的濃度有明顯的下降，平均氨氮濃度下降了29.72%。

圖7 同一監(jiān)測斷面流經(jīng)工程段氨氮濃度數(shù)據(jù)

4 討論

本文通過對河道水樣和底泥的硝化活性實(shí)驗(yàn)以及河道現(xiàn)場檢測清晰的顯示出河道生態(tài)修復(fù)工程對于河道生物脫氮過程的促進(jìn)作用。而生物脫氮過程受到水體的理化性質(zhì)，以及水生植物浮島、沿岸濕地、充氧工程等因素的影響。

4.1 硝化強(qiáng)度的變化

從實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)可以看出工程段水樣的平均硝化速率比非工程段水樣高出26%，工程段泥樣的平均硝化速率比非工程段泥樣高出18%。因?yàn)橄趸磻?yīng)是好氧過程，通過曝氣措施使得水體的溶解氧從2 mg/L左右上升到5 mg/L左右，平均溶解氧濃度增加了2.38倍。可以有效地促進(jìn)硝化作用[17]。

此外其中工程段底泥的硝化活性比水樣高出34%，非工程段底泥的硝化活性比水樣高出42.8%，由于河流中的人工浮島等讓河流流速減慢有機(jī)氮更容易沉積，使底泥中的有機(jī)氮濃度較高，以及底泥自身的性質(zhì)使其含有較多的交換態(tài)NH3，使得主要以有機(jī)氮為底物的氨化細(xì)菌在底泥中聚集，為硝化細(xì)菌提供生長所需的底物，所以無論是工程段還是非工程段底泥的硝化活性都要高于水樣。

4.2 反硝化強(qiáng)度的變化

4.3 氮素濃度的變化

我們可以發(fā)現(xiàn)工程段水樣的平均總氮濃度比非工程段水樣的總氮濃度下降了34%。河流監(jiān)測斷面流經(jīng)工程端以后氨氮的濃度也有明顯的下降，平均氨氮濃度下降29.72%。而硝態(tài)氮的去除效果更為明顯，非工程段水體中的硝態(tài)氮含量為工程段的17.6倍。陸松柳，胡洪營在研究人工濕地硝態(tài)氮去除效果時發(fā)現(xiàn)，濕地系統(tǒng)對于硝態(tài)氮的去除穩(wěn)定在20%～30%[19]。可能是由于河道本身所含硝態(tài)氮濃度僅為0.9 mg/L，濃度較低，所以經(jīng)過工程段以后相對去除效果比較明顯。

由于對于硝化活性和反硝化活性的促進(jìn)作用，生態(tài)修復(fù)工程有著明顯的脫氮效果，另外，實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)水力停留時間也對硝化速率有重要影響[20]。人工浮島、沿岸濕地的建立，使得河流的在水體中的水力停留時間變長，減小了水體的水力負(fù)荷，能夠更加有效的去除水體的氮素，生態(tài)修復(fù)工程也通過花葉蘆竹，聚草，圓幣草，以及生物柵、人工水草組成了一個小型的生態(tài)系統(tǒng)，修復(fù)了河道的生態(tài)功能，這個生態(tài)系統(tǒng)能夠?yàn)楸姸嗌锾峁┮粋€棲息的場所，增加了河道的生物多樣性，而且這些設(shè)施也能為生物膜的形成提供便利，人工濕地對河水的凈化作用與其形成的生物膜有關(guān)， 大部分生物學(xué)過程包括N 的還原以及有機(jī)物的吸附、降解和轉(zhuǎn)化等主要由生物膜完成，發(fā)育良好的生物膜也能促進(jìn)水體氮素的去除[21，22]。

5 結(jié)論與展望

5.1 結(jié)論

本研究通過對河道生態(tài)修復(fù)工程中工程段和非工程泥樣和水樣，分別進(jìn)行了硝化/反硝化反應(yīng)的培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)以及河道現(xiàn)場監(jiān)測，通過實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)分別計(jì)算出原位硝化和反硝化的速率和水體氨氮濃度的變化，分析數(shù)據(jù)與生態(tài)修復(fù)工程之間的關(guān)系得到了如下結(jié)論。

(1)通過實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，城市內(nèi)河生態(tài)修復(fù)工程通過水生植物浮島、沿岸濕地、人工水草、河流充氧等一系列工程措施，對于水體以及底泥的硝化和反硝化活性都有促進(jìn)作用。

(2)由于底泥中的生物量較多，而且碳源和有機(jī)氮，所以底泥的硝化活性和反硝化活性都要高于水體。

(3)河道生態(tài)修復(fù)工程對于河道水體有很好的脫氮作用，能夠明顯降低水體中的氮素含量，其中對于硝態(tài)氮的脫除效果最為明顯。

5.2 展望

本次實(shí)驗(yàn)主要是從生態(tài)修復(fù)工程對于水體原位硝化活性、反硝化活性的方面來探尋生態(tài)修復(fù)工程對于河流原位脫氮的影響，雖然取得了一部分的進(jìn)展，但是還存在一些不足。今后的研究方法可以從下面幾個方面展開：(1)探究水體原位硝化、反硝化活性的限制性因素，以便更好的指導(dǎo)城市內(nèi)河的脫氮；(2)從植物和微生物的兩個方面的協(xié)調(diào)作用來研究生態(tài)修復(fù)過程對于脫氮的影響；(3)從河道河水和底泥中，培養(yǎng)和篩選高效的本土脫氮微生物群系并進(jìn)行培養(yǎng)，以及生物藥劑的投放實(shí)驗(yàn)，進(jìn)一步提高水體的原位脫氮能力。