潮間帶和淡水池塘底泥對原水生物膜預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計院，浙江杭州 310002；2.浙江海洋大學海洋科學與技術學院，浙江舟山 316022)

工業廢水、城鎮污水和農業徑流污染加劇了環境水體水質惡化，氮素和有機污染物污染更是導致原水水質下降[1-5]。傳統的原水處理工藝包括混凝、沉淀、過濾和消毒，不能經濟、高效的去除水體中的溶解性有機物和氮素，并可能產生二次污染[1，6-7]。鑒于此，具有運行成本較低、二次污染較少等優點的生物處理工藝受到廣泛關注。目前，常在傳統原水處理工藝之前增設生物預處理工藝，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的可生物降解的有機物、可能在后續消毒工藝中產生致突變物質的前體物以及氮素等污染物。考慮到原水寡營養水質特征，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工藝常被用作生物預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，其水質同為寡營養水質[11-13]，將潮間帶底泥作為菌源啟動原水生物膜預處理系統還未見報道。本試驗將分別取自淡水池塘和潮間帶的底泥作為菌源，構建并啟動了2 組原水生物膜預處理系統，并對不同系統啟動和運行性能進行了研究。實驗結果能夠增加原水生物預處理系統啟動的菌源多樣性并為提高原水生物膜預處理系統的運行性能提供參考，具有理論與應用價值。

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

試驗構建2 組實驗室規模原水生物膜預處理裝置(R1和R2)，每個反應器總體積6.0 L，有效體積5.0 L。兩反應器均布設立體彈性填料，體積填充率均為2.81%(v/v)。分別向反應器R1和R2添加底泥約600 mL，作為兩反應器菌源。其中，反應器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器平行運行，反應器進水每24 h 更換1 次，兩反應器R1和R2的底部分別鋪設海洋潮間帶底泥和淡水池塘底泥，上部設置立體彈性填料，連續曝氣氣速為500 mL·min-1；運行溫度為室溫，約20±2℃。在實驗末期將兩反應器載體生物膜和底泥分別放置于不同反應器，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，在氧限制條件下進行。在第0 h、2 h、4 h、6 h 和8 h 從各反應器取出水樣約500 mL 用作水質分析，再補足同等體積進水。

1.4 分析方法

定期獲取反應器進出水水樣，用于水質特性分析，主要測定水質指標包括濁度、CODMn、NO3--N、NO2--N、NH4+-N、UV254和SS，測定方法為標準方法[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 結果與討論

2.1 反應器總體運行性能

2.1.1 氨氮去除性能

試驗兩反應器的氨氮去除性能如圖1 所示。在反應器運行的前15 d，兩反應器的進水氨氮濃度均為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)，明顯高于進水。實驗結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元素，在以河道或池塘底泥為菌源的反應器中常觀察到氮素的釋放[9，15]，本試驗觀察到了類似現象。對于以潮間帶底泥為菌源的反應器R1，其平均氨氮去除率為19.3%±21.0%(圖1b)，較大的標準差21.0%表明初始運行階段以潮間帶底泥為菌源的反應器氨氮去除率極不穩定。即便如此，反應器R1的氨氮去除性能明顯優于R2。試驗結果表明，以潮間帶底泥為菌源啟動原水生物膜預處理反應器具有較高的初始氨氮去除性能。

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

2.1.2 亞硝氮去除性能

圖2 為反應器R1和R2的亞硝氮變化情況。兩反應器在運行前期均出現了亞硝氮積累現象，最大亞硝氮出現時間分別為18 d 和12 d，對應亞硝氮濃度分別為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，兩反應器的氨氮去除性能均有所降低。反應器R2在初始運行的15 d 中，出水氨氮遠遠大于進水氨氮，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，反應器R2的出水因亞硝氮升高至1.68～3.41 mg·L-1導致氨氮去除性能受到抑制，對應氨氮去除率41.94%～80.61%。在大約第21 d 兩反應器R1和R2進入穩定運行階段，進水氨氮濃度為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%。試驗結果表明，以潮間帶底泥啟動的反應器R1具有較高的氨氮去除率且運行性能較穩定。

圖2 反應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中一般很難實現TN 的去除[1，9]，且往往出現出水TN 水平高于進水的情況。在本研究中，在兩反應器運行的前20 d 均觀察到了出水TN 高于進水(圖3)。雖然在此段時間內，反應器R1氨氮去除率較R2的高且進水氨氮濃度遠遠高于出水。但出水TN 濃度高于進水的現象表明在反應器R1中同樣存在潮間帶底泥釋放氮素的情況。運行穩定后，兩反應器對TN 均有一定的去除，去除率分別為13.5%±9.9%和9.9%±12.1%。較高的標準差表明兩反應器對TN 的去除率非常不穩定，這有可能是底泥釋放氮素和有機物的不穩定造成的。即便如此，反應器R1的TN 去除性能明顯高于反應器R2，且更穩定。以池塘底泥為菌源啟動的生物膜反應器用于原水預處理時，最高TN 去除率能夠達到34.0%～35.0%，本試驗觀察到了類似現象(圖3)。

2.1.4 CODMn 去除性能

原水生物膜處理系統能夠有效去除水體中的有機物。本研究中，反應器R1和R2出水CODMn濃度分別為2.07 mg·L-1和2.10 mg·L-1，均低于進水濃度2.32 mg·L-1(圖4)。試驗結果表明，兩反應器能夠有效去除水體中的有機物。據報道，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致反應器出水CODMn濃度差異較大。如圖3 所示的穩定階段，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運行性能的貢獻

試驗結束前對各反應器載體生物膜及底泥的硝化和反硝化活性進行了測定，結果如圖5 所示。原水生物膜預處理系統中，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0.278 mg·L-1·h-1，分別是反應器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器R2的氨氧化速率最高為0.10 mg·L-1·h-1，明顯高于反應器R1載體生物膜的0.08 mg·L-1·h-1。對于反硝化反應，R1反應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行。對應的，R2反應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。兩反應器差異較為明顯。兩反應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的硝化作用有較大的貢獻。尤其是潮間帶底泥微生物能夠有效促進原水生物膜系統的硝化性能，而對系統反硝化性能的促進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系統反硝化作用的主要貢獻者。然而，在淡水池塘底泥及其生物膜中觀察到了相反的現象。這有可能是菌群差異和兩種底泥不同營養釋放特性造成的。即便如此，兩種底泥營養元素的釋放能夠強化原水生物膜系統的營養輸入，對生物膜系統功能菌群的富集和運行性能的提高具有重要的促進作用[5，8-10]。然而，由于底泥的營養釋放能力具有很大的不確定性，有時會導致底泥釋放的氨氮在氧限制條件下也能夠轉化成硝酸鹽，導致其表現的凈NRR 去除較低。

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

圖4 反應器進出水CODMn濃度水平Fig.4 CODMnlevels in influent and effluent of each reactor

圖5 各反應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處理工藝并實現穩定運行。在反應器運行初期，兩反應器均有氮素釋放現象，但以潮間帶底泥為菌源的反應器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器R2出水氨氮遠遠高于進水。運行穩定后反應器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的硝化作用有較大的貢獻，尤其是潮間帶底泥其硝化速率高達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。促進系統反硝化作用的主要貢獻者為潮間帶底泥形成的載體生物膜。