潮间带和淡水池塘底泥对原水生物膜预处理工艺启动性能的影响研究

曾 甄，王开放，倪晓琳，阳广凤

(1.浙江省水利水电勘测设计院，浙江杭州 310002；2.浙江海洋大学海洋科学与技术学院，浙江舟山 316022)

工业废水、城镇污水和农业径流污染加剧了环境水体水质恶化，氮素和有机污染物污染更是导致原水水质下降[1-5]。传统的原水处理工艺包括混凝、沉淀、过滤和消毒，不能经济、高效的去除水体中的溶解性有机物和氮素，并可能产生二次污染[1，6-7]。鉴于此，具有运行成本较低、二次污染较少等优点的生物处理工艺受到广泛关注。目前，常在传统原水处理工艺之前增设生物预处理工艺，借助微生物群体的新陈代谢活动去除水中包括腐殖酸在内的可生物降解的有机物、可能在后续消毒工艺中产生致突变物质的前体物以及氮素等污染物。考虑到原水寡营养水质特征，微生物具有生长速率慢、世代周期长等，具有较强微生物持留能力的生物膜反应工艺常被用作生物预处理工艺处理污染原水，取得了较好的氮素和有机物去除效果[1，8-10]。

在一些报道中常以污染原水或河道、池塘底泥为菌源启动原水生物膜反应器，能够有效去除水体中的氮素和有机物[9]。潮间带生物多样性较高，其水质同为寡营养水质[11-13]，将潮间带底泥作为菌源启动原水生物膜预处理系统还未见报道。本试验将分别取自淡水池塘和潮间带的底泥作为菌源，构建并启动了2 组原水生物膜预处理系统，并对不同系统启动和运行性能进行了研究。实验结果能够增加原水生物预处理系统启动的菌源多样性并为提高原水生物膜预处理系统的运行性能提供参考，具有理论与应用价值。

1 材料与方法

1.1 实验装置

试验构建2 组实验室规模原水生物膜预处理装置(R1和R2)，每个反应器总体积6.0 L，有效体积5.0 L。两反应器均布设立体弹性填料，体积填充率均为2.81%(v/v)。分别向反应器R1和R2添加底泥约600 mL，作为两反应器菌源。其中，反应器R1添加潮间带底泥，R2添加淡水池塘底泥，悬浮颗粒物(SS)分别为0.36 g·mL-1和0.37 g·mL-1。

1.2 模拟污染原水

试验进水为模拟污染原水，分别以硫酸铵和葡萄糖作为氮源和有机碳源，磷酸二氢钾和碳酸氢钠分别为磷源和无机碳源。污染源原水中氨氮和有机碳源浓度一般不超过10 mg·L-1[2，9]，本试验中氨氮和CODMn浓度范围分别为2.11～4.72 mg·L-1和0.46～4.69 mg·L-1。进水中添加微量元素，以EDTA 二钠螯合，具体组成包括：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 试验步骤

在批次运行条件下两反应器平行运行，反应器进水每24 h 更换1 次，两反应器R1和R2的底部分别铺设海洋潮间带底泥和淡水池塘底泥，上部设置立体弹性填料，连续曝气气速为500 mL·min-1；运行温度为室温，约20±2℃。在实验末期将两反应器载体生物膜和底泥分别放置于不同反应器，分别测定载体和底泥的硝化和反硝化性能。硝化活性测定以(NH4)2SO4为氮源，浓度设定为4.0 mg·L-1NH4+-N，初始DO 为饱和溶解氧浓度。反硝化活性测定分别以NaNO3和无水葡萄糖为硝态氮源和有机碳源，NO3--N 和C6H12O6-C浓度分别为4.0 mg·L-1和8.0 mg·L-1，在氧限制条件下进行。在第0 h、2 h、4 h、6 h 和8 h 从各反应器取出水样约500 mL 用作水质分析，再补足同等体积进水。

1.4 分析方法

定期获取反应器进出水水样，用于水质特性分析，主要测定水质指标包括浊度、CODMn、NO3--N、NO2--N、NH4+-N、UV254和SS，测定方法为标准方法[14]。其中，浊度和UV254测定方法为分光光度法和CODMn为酸式滴定法，NO3--N、NO2--N 和NH4+-N 分别为紫外分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法和纳氏试剂法，SS 测定方法为重量法。

2 结果与讨论

2.1 反应器总体运行性能

2.1.1 氨氮去除性能

试验两反应器的氨氮去除性能如图1 所示。在反应器运行的前15 d，两反应器的进水氨氮浓度均为4.18±0.29 mg·L-1。对于以池塘底泥为菌源的反应器R2，初始启动阶段出水氨氮并没有得到有效去除，出水平均氨氮浓度为8.01±4.06 mg·L-1(图1a)，明显高于进水。实验结果表明池塘底泥不但能够作为菌源，还有强大的底泥释氮作用。河道或池塘底泥均能释放氮素等营养元素，在以河道或池塘底泥为菌源的反应器中常观察到氮素的释放[9，15]，本试验观察到了类似现象。对于以潮间带底泥为菌源的反应器R1，其平均氨氮去除率为19.3%±21.0%(图1b)，较大的标准差21.0%表明初始运行阶段以潮间带底泥为菌源的反应器氨氮去除率极不稳定。即便如此，反应器R1的氨氮去除性能明显优于R2。试验结果表明，以潮间带底泥为菌源启动原水生物膜预处理反应器具有较高的初始氨氮去除性能。

图1 各反应器氨氮去除性能Fig.1 -N removal performance in each reactor

2.1.2 亚硝氮去除性能

图2 为反应器R1和R2的亚硝氮变化情况。两反应器在运行前期均出现了亚硝氮积累现象，最大亚硝氮出现时间分别为18 d 和12 d，对应亚硝氮浓度分别为3.41 和4.53 mg·L-1。显然，以潮间带底泥为菌源启动的生物膜反应器亚硝氮积累的峰值时间较池塘底泥的延后且浓度较低。由于亚硝氮对微生物活性的抑制作用，亚硝氮浓度较高时，两反应器的氨氮去除性能均有所降低。反应器R2在初始运行的15 d 中，出水氨氮远远大于进水氨氮，除了底泥释放氮素的影响也有氨氧化菌活性受到抑制的影响。在16～20 d，反应器R2的出水因亚硝氮升高至1.68～3.41 mg·L-1导致氨氮去除性能受到抑制，对应氨氮去除率41.94%～80.61%。在大约第21 d 两反应器R1和R2进入稳定运行阶段，进水氨氮浓度为3.67±0.81 mg·L-1，出水氨氮分别为0.08±0.11 和0.14±0.14 mg·L-1。对应的氨氮去除率均保持在一个较高的水平，分别为98.1%±2.5%和96.1%±4.0%。试验结果表明，以潮间带底泥启动的反应器R1具有较高的氨氮去除率且运行性能较稳定。

图2 反应器亚硝氮水平变化趋势Fig.2 Changes in -N levels in each reactor

2.1.3 总氮去除性能

在原水生物膜处理系统中一般很难实现TN 的去除[1，9]，且往往出现出水TN 水平高于进水的情况。在本研究中，在两反应器运行的前20 d 均观察到了出水TN 高于进水(图3)。虽然在此段时间内，反应器R1氨氮去除率较R2的高且进水氨氮浓度远远高于出水。但出水TN 浓度高于进水的现象表明在反应器R1中同样存在潮间带底泥释放氮素的情况。运行稳定后，两反应器对TN 均有一定的去除，去除率分别为13.5%±9.9%和9.9%±12.1%。较高的标准差表明两反应器对TN 的去除率非常不稳定，这有可能是底泥释放氮素和有机物的不稳定造成的。即便如此，反应器R1的TN 去除性能明显高于反应器R2，且更稳定。以池塘底泥为菌源启动的生物膜反应器用于原水预处理时，最高TN 去除率能够达到34.0%～35.0%，本试验观察到了类似现象(图3)。

2.1.4 CODMn 去除性能

原水生物膜处理系统能够有效去除水体中的有机物。本研究中，反应器R1和R2出水CODMn浓度分别为2.07 mg·L-1和2.10 mg·L-1，均低于进水浓度2.32 mg·L-1(图4)。试验结果表明，两反应器能够有效去除水体中的有机物。据报道，底泥中含有的腐殖酸等有机物会释放到生物处理系统中。本试验中可能存在底泥有机物释放，可能因为潮间带底泥和淡水池塘底泥菌群和有机物可生化性的差异导致反应器出水CODMn浓度差异较大。如图3 所示的稳定阶段，TN 的去除有可能得益于有机物参与的反硝化作用。

2.2 载体生物膜和底泥对系统运行性能的贡献

试验结束前对各反应器载体生物膜及底泥的硝化和反硝化活性进行了测定，结果如图5 所示。原水生物膜预处理系统中，载体生物膜、潮间带底泥、淡水池塘底泥均能够有效去除系统中的氨氮。其中，潮间带底泥的硝化性能最高，其硝化速率高达0.278 mg·L-1·h-1，分别是反应器R1填料、R2底泥和R2填料的3.48、2.57 和2.81 倍。对于载体生物膜，接种淡水池塘底泥的反应器R2的氨氧化速率最高为0.10 mg·L-1·h-1，明显高于反应器R1载体生物膜的0.08 mg·L-1·h-1。对于反硝化反应，R1反应器的潮间带底泥和载体生物膜总氮去除速率(NRR) 分别为0.01 mg·L-1·h-1和0.12 mg·L-1·h-1，反硝化作用主要由载体生物膜进行。对应的，R2反应器的淡水池塘底泥和载体生物膜NRR 分别为0.13 mg·L-1·h-1和0.02 mg·L-1·h-1，反硝化作用主要有接种的池塘底泥完成，而由池塘底泥形成的生物膜其NRR 较低。两反应器差异较为明显。两反应器的运行性能差异有可能是淡水池塘底泥和海水潮间带底泥的菌群差异造成的[2，9，16]。

试验结果表明，无论是潮间带底泥微生物还是淡水池塘底泥微生物以及由这两种底泥为菌源形成的载体生物膜微生物均对系统的硝化作用有较大的贡献。尤其是潮间带底泥微生物能够有效促进原水生物膜系统的硝化性能，而对系统反硝化性能的促进作用几乎可以忽略不计。潮间带底泥形成的载体生物膜微生物是促进系统反硝化作用的主要贡献者。然而，在淡水池塘底泥及其生物膜中观察到了相反的现象。这有可能是菌群差异和两种底泥不同营养释放特性造成的。即便如此，两种底泥营养元素的释放能够强化原水生物膜系统的营养输入，对生物膜系统功能菌群的富集和运行性能的提高具有重要的促进作用[5，8-10]。然而，由于底泥的营养释放能力具有很大的不确定性，有时会导致底泥释放的氨氮在氧限制条件下也能够转化成硝酸盐，导致其表现的净NRR 去除较低。

图3 反应器总氮水平变化趋势Fig.3 Changes in total nitrogen (TN) levels in each reactor

图4 反应器进出水CODMn浓度水平Fig.4 CODMnlevels in influent and effluent of each reactor

图5 各反应器载体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 结论

采用潮间带底泥和淡水池塘底泥均能够成功启动运行原水生物膜预处理工艺并实现稳定运行。在反应器运行初期，两反应器均有氮素释放现象，但以潮间带底泥为菌源的反应器R1净氨氮去除率为19.3%，具有较高的氨氮去除性能，而以池塘底泥启动的反应器R2出水氨氮远远高于进水。运行稳定后反应器R1和R2氨氮去除率均保持在一个较高的水平，分别为98.1%±2.5%和96.1%±4.0%。潮间带底泥、淡水池塘底泥微生物以及由这两种底泥为菌源形成的载体生物膜微生物均对系统的硝化作用有较大的贡献，尤其是潮间带底泥其硝化速率高达0.278 mg·L-1·h-1，是其余种类硝化性能的2.57～3.48 倍，但对反硝化作用较弱。促进系统反硝化作用的主要贡献者为潮间带底泥形成的载体生物膜。