深水水库人工介质强化脱氮作用研究

程新良，唐 伟，许 海*，倪子怡，朱广伟，余贵英，王裕成

1.杭州市淳安生态环境监测站，浙江 杭州 311722

2.中国科学院南京地理与湖泊研究所，湖泊与环境国家重点实验室，江苏 南京 210008

湖泊是地表极其宝贵的淡水资源之一，在保障水生态安全格局中发挥了重要作用.然而，近年来湖库富营养化和蓝藻水华现象频发，严重威胁饮用水安全和社会经济可持续发展.据《中国生态环境状况公报》[1]显示，2022 年开展营养状态监测的204 个重要湖泊(水库)中，贫营养湖泊(水库)仅占9.8%，比2021 年下降0.7%.近10 年来，我国湖库富营养化程度向好趋势不明显，在水环境质量改善方面仍面临压力[2].研究[3]表明，氮、磷等营养盐的输入是引起水体富营养化的重要因素，同时也是蓝藻水华现象暴发的诱因.

湖泊富营养化修复手段主要分为物理、化学和生物方法三类，物理修复法主要包括机械清除藻类、曝气充氧、底泥疏浚等，虽几乎没有副作用，但工程量大、费用昂贵，很难解决面积较大的湖库问题[4].化学修复法主要为投加硫酸铝等絮凝剂、硫酸铜等除藻剂，虽见效较快，但药剂需重复投加，不仅威胁人体健康，并且容易酸化水环境，因此不可作为长期的解决方案[5].生物修复法分为水生植物、水生动物以及微生物修复法3 种，以自然为基础，健全湖泊生态系统结构，从水质向水生态转变[6].其中生态浮床因其不额外占用土地、环境友好等优点已经被广泛应用于水质净化.但对于深水湖库而言，生态浮床因受植物根长限制导致其对深层水体的净化效果较差，加之部分植物根系附着生物量有限，致使生态浮床的去除效率不稳定.因此，全球的研究人员正在倡导使用各种强化型生态浮床来解决上述缺陷.其中，人工介质耦合生态浮床的优化引起了广泛关注[7].通过添加比表面积大的介质作为微生物载体，为微生物的附着繁殖提供更大的表面积，更大程度上增强了微生物作用[8].生物填料是天然材质(砾石、矿土、木屑、碳酸盐等)或人工填料(陶粒、玉米芯、塑料、碳棒、纤维等)的总称，具有不可生物降解性、高机械稳定性、高扩散性和较好的生物保有量等性能[9]，通过吸附、阳离子交换、共沉淀、过滤等物理化学反应，能有效净化水体中的氮和磷，各种介质由于其不同的特性而具有不同的污染物去除能力.悬挂的人工介质相当于将植物的根系延伸至更深层水体，有利于下层水体的微生物同化作用，进一步强化深层水体的氮素脱除[7].

目前多项研究均证实，介质对于生态浮床水质净化能力有着显著的提升效果.如张玲玲等[10]研究不同填料强化生态浮床净化养殖水体时发现，生物填料强化浮床对总氮(TN)、总磷(TP)、化学需氧量(COD)的平均去除率分别为34.9%、12.2%、26.1%，且3 组填料浮床对TN、TP 的去除能力均表现为弹性填料>组合填料>生物绳填料；Sun 等[11]在植物浮床上添加生物填料考察脱氮效率，结果表明，添加生物载体不仅提高了脱氮效率，而且削减了温室气体排放；邹联沛等[12]通过在低污染水体构建生物绳填料-水葱生态浮床，使其氮、磷净化效率均提高了10%左右.此外，填料的物理性质、比表面积以及挂膜的深度和时间等都是影响净化效果的关键因素[13]；赵志瑞等[14]在研究纤维填料生态浮床净化城市尾水时发现，水力停留时间、生物膜长度、生物膜覆盖面积对污染物的去除率产生不同影响，且在水力停留时间为6 d、覆盖面积为20%、生物膜长度为1/2 水深长度时，氮素去除率在70%以上.目前研究多集中于通过对比不同填料净化水质效果，筛选出适宜污水净化的品种以及强化传统生态浮床净化水质效果，且更多应用于城市河道、富营养化水平较高的浅水湖泊，鲜有关于不同参数条件下生物填料对较清洁型深水水体反硝化作用的相关报道.

千岛湖位于杭州市淳安县，是我国首批15 个水质良好湖泊之一[15].然而近年来由于城镇化和人类活动加剧，局部水域偶发蓝藻水华，TN 浓度升高、TP浓度季节性波动超标等问题困扰着千岛湖水生态安全[16].此外，千岛湖生境单一，湿地净化空间不足，同时深水水库下层水温较低，水体碳源较少，缺乏反硝化发生的环境，水体氮素脱除困难.因此，本研究选取组合填料、弹性填料两种常见人工介质，通过在千岛湖原位水体0.5 m、5 m、15 m 深度下分别自然挂膜15 d、30 d 后于水袋中避光脱氮培养，评估挂膜水深、挂膜时间、填料类型对千岛湖水体氮素浓度的净化效果及人工介质附着微生物的反硝化潜力，以期获取千岛湖水体人工介质的最佳挂膜参数.

1 材料与方法

1.1 试验区域

千岛湖又名新安江水库(29°22'N～29°50'N、118°36'E～119°14'E)，位于浙江省西部与安徽省交界处，是一座大型山谷型深水水库，地处亚热带季风气候区，温暖湿润，四季分明[17].水库水面面积为580 km2，库容为178×108m3，平均水深为31.13 m，最深处达到100 m[18].采样点位于国控断面小金山，地处自上游狭长河道往开敞型水面过渡的区域，易受上游影响导致水质状况波动，无法稳定达标[19].

1.2 试验设计

1.2.1 试验材料

试验材料选用目前应用较为广泛的弹性填料、组合填料，以上材料均购置于江苏省宜兴市某环保公司，其特点如表1 所示.

表1 不同填料的物理性质Table 1 Physical properties of different fillers

1.2.2 试验设置

分别将两种填料用胶带缠绕在长度0.5 m、5m、15 m 的尼龙绳上，底部进行配重，使绳子保持垂直状态.分别于第15 天、第30 天两个时间段进行自然挂膜(镜检显示有诸多细菌、微生物、原生动物时即表示挂膜成功[20-21])，每组填料设置3 个平行.分别于挂膜第15 天(D15)、第30 天(D30)取出两种填料进行培养试验.剪取填料放入培养水袋中，先预培养6 h，使系统内氧气耗尽或微量，再往培养水袋中注入原水，将水袋摇匀后避光培养24 h.

1.2.3 水体理化指标测定

分别于试验第0、8、16、24 小时使用便携式水质参数分析仪(美国 YSI Proplus)测定初始水样溶解氧(DO)浓度、pH、浊度等理化参数，后采集水样立即用0.7 μm 孔径的玻璃纤维滤膜(Whatman GF/F)进行过滤，使用Skalar 连续流动分析仪(SAN++型，荷兰Skalar 公司)测定水体硝态氮(NO3--N)、铵态氮(NH4+-N)浓度，两次培养试验初始水样的主要物理化学指标如表2 所示.

表2 初始水样的物理化学性质Table 2 Physical and chemical properties of initial water samples

1.2.4 反硝化速率测定

水环境中溶解氮气(N2)主要由反硝化作用产物N2和水气平衡溶解的N2构成.因此反硝化过程可以用水体溶解N2浓度相对于自然水温和盐度平衡条件下溶解N2浓度的净增量(Δ[N2])来定量.然而，大气高N2背景值使得反硝化定量研究变得十分困难.膜进样质谱仪(MIMS)的出现和发展使得直接、快速、精确地测定水中溶解气体浓度成为可能.

为探究填料类型、挂膜时间、挂膜深度对反硝化脱氮强度的影响，分别于试验第0、8、16、24 小时使用蠕动泵将培养袋中水体泵入到12 mL 顶空瓶(Labco Exetainer)中采集氮气(N2)样品，并立即加入质量分数为50%的ZnCl2终止微生物反应.样品中溶解N2浓度和氩气(Ar)浓度采用MIMS 测定.因为氩气(Ar)的化学性质较为稳定，在水环境中的溶解度主要受温度、盐度条件控制，因此可利用MIMS 测定水样N2/Ar(物质的量比)来计算N2浓度.

反硝化作用产生的N2净增量使用Kana 等[22]提出的N2∶Ar 比法计算，如式(1)所示：

式中：Δ[N2]为N2浓度相对于自然水温平衡条件下的净增量，μmol/L；[N2]/[Ar]为经质谱仪矫正过的水样中N2与Ar 浓度比值；[N2]*、[Ar]*分别为特定温度、盐度条件下N2、Ar 理论平衡浓度，μmol/L，由标准水样温度和盐度值代入Weiss[23]方程计算得到.

反硝化速率(M)的计算公式如式(2)[24]所示：

式中：Δ[N2]i、Δ[N2]j分别为第i、j次取样时水体中溶解性N2净增量，μmol/L；t为两次取样间隔时间，h.

2 结果与分析

2.1 DO 浓度的变化情况

DO 浓度是影响水体营养水平的重要限制因子，是评判水体受污染程度的重要指标.两次培养试验中，DO 浓度都呈显著的昼夜变化，结果如图1 所示.两次试验DO 浓度都呈现先降低后升高的趋势，且在第8 小时DO 浓度最低.初始取样时间皆为当天16:30左右，初始水体DO 浓度为8.0 mg/L，第8 小时取样时，D15 和D30 的DO 浓度分别为(3.9±0.21)(3.6±0.09)mg/L，达到最低值.8～24 h 内D15 和D30 的DO 浓度呈现上升趋势，第24 小时取样时，D15 和D30 的DO浓度分别为(8.2±0.14)(8.7±0.08) mg/L.综上所述，两次试验的DO 浓度在第8 小时(当天23:30)达到最低值，范围为3.6～3.9 mg/L，8～24 h 呈现升高趋势，第0、24 小时(当天16:30)达到最高值，范围为7.9～8.7 mg/L.

图1 两次试验DO 浓度的变化情况Fig.1 Changes of DO concentration in two experiments

2.2 氮浓度的变化情况

弹性填料和组合填料NO3--N 浓度的变化情况如图2 所示，两种填料不同培养时间NO3--N 浓度在24 h内整体呈现先降低后升高的趋势.其中D15 两种填料NO3--N 浓度从0 h 的0.8～1.0 mg/L 降至8 h 的0.6～0.8 mg/L，而D30 从0 h 的0.8～0.9 mg/L 降至8 h的0.6～0.7 mg/L，两种填料NO3--N 浓度均下降20%～25%.在0～8 h 内不同深度填料NO3--N 浓度的变化情况中，0.5 m 深度填料NO3--N 浓度下降28.9%～37.3%，而5 m 和15 m 深度NO3--N 浓度均下降5.9%～23.1%.从填料类型比较来看，0.5 m 深度D15、D30 组合填料NO3--N 浓度从0.81 mg/L 分别降至0.52、0.51 mg/L，分别下降了35.5%、37.3%，而弹性填料NO3--N 浓度分别从0.83、0.89 mg/L 降至0.54、0.63 mg/L，分别下降了34.4%、28.9%.而5 m 和15 m 深度的两种填料NO3--N 浓度变化强度整体无显著性差异，下降范围为5%～10%.综上所述，0～8 h 组合填料0.5 m 深度NO3--N 浓度下降最多，8～24 h 两种填料均呈现先升高后平缓的趋势.

图2 D15 弹性填料、D15 组合填料、D30 弹性填料和D30 组合填料NO3--N 浓度的变化情况Fig.2 Variation of NO3--N concentration of D15 elastic filler,D15 combination filler,D30 elastic filler and D30 combination filler

从图3 可以看出，两种填料的NH4+-N 浓度整体呈现与NO3--N 浓度变化相似的趋势(先降后升)，且不同挂膜深度之间存在较大差异，两种填料起始0.5 m 深度NH4+-N 浓度远高于5 m 和15 m 深度，且0.5 m 深度的NH4+-N 浓度在24 h 内分别提高0.13～0.39、1.04～1.15 mg/L，显著高于5 m 深度(分别提高0.03～0.08、0.10～0.60 mg/L)、15 m 深度(分别提高0.01～0.03、0.10～0.11 mg/L).且两种填料0.5 m、5 m 深度D30 的NH4+-N 浓度(0.5～2.0 mg/L)显著高于D15(0.1～1.0 mg/L)，15 m 深度D15 和D30 的NH4+-N 浓度无明显差异，变化范围为0.1～0.2 mg/L.0.5 m 深度组合填料NH4+-N 浓度是弹性填料的1.1～3.0 倍，5 m、15 m 深度两种填料NH4+-N 浓度无显著性差异.由此可见，0.5 m 深度的D30 组合填料在第8 小时降幅最大.

图3 D15 弹性填料、D15 组合填料、D30 弹性填料和D30 组合填料NH4+-N 浓度的变化情况Fig.3 Variation of NH4+-N concentration of D15 elastic filler,D15 combination filler,D30 elastic filler and D30 combination filler

2.3 反硝化速率的变化情况

N2净增量(简称“ΔN2”)反映填料反硝化作用的强弱，从图4 可以看出，水体中N2净增量的变化呈现在0～8 h 升高、8～24 h 降低的现象，说明填料反硝化作用先增强后减弱.两次培养试验0～8 h 内，0.5 m 深度的填料ΔN2最高，其中D15 两种填料ΔN2变化范围为3.4～9.9 μmol/L，大于5 m 深度两种填料ΔN2变化(1.7～6.2 μmol/L)，大于15 m 深度两种填料ΔN2变化(1.4～3.7 μmol/L)，D30 两种填料ΔN2大小排序表现为0.5 m 深度(5.0～16.6 μmol/L)>5 m 深度(2.0～10.1 μmol/L)>15 m 深度(1.5～9.6 μmol/L).0～8 h 内D30 两种填料ΔN2大于D15，二者范围分别为1.4～9.9、1.5～18.7 μmol/L.0.5 m 深度D15 和D30 组合填料在第8小时的ΔN2分别为9.9、17.2 μmol/L，弹性填料在第8 小时的ΔN2分别为7.5、16.6 μmol/L，由此可见组合填料反硝化作用强于弹性填料.综上所述，两种填料0.5 m 深度反硝化作用最强，组合填料反硝化作用强于弹性填料，D30 两种填料反硝化作用强于D15，且两次试验都是在第8 小时填料的反硝化作用最强.

图4 D15 弹性填料、D15 组合填料、D30 弹性填料和D30 组合填料ΔN2 的变化情况Fig.4 ΔN2 concentration change of D15 elastic filler,D15 combination filler,D30 elastic filler and D30 combination filler

为了更好地分析挂膜深度、挂膜时间、填料类型对两种填料反硝化作用的影响，通过式(2)计算出两种填料0～8 h 内的反硝化潜力，结果如图5 所示.从图5 可以看出，D30 两种填料反硝化潜力高于D15，且D30 组合填料8 h 内的反硝化潜力最高，在0.5 m、5 m 深度组合填料的反硝化潜力分别为1.52、1.71 μmol/(L·h).D15 弹性填料与组合填料0.5 m 深度的反硝化潜力分别为0.25、0.82 μmol/(L·h)，表现出显著差异性，而5 m、15 m 深度两种填料的反硝化潜力分别为0.47～0.51、0.29～0.31 μmol/(L·h)，无显著性差异.从挂膜深度看，两种填料0.5 m 深度的反硝化潜力略大于5 m 深度，远大于15 m 深度.

图5 不同填料0～8 h 内反硝化潜力的对比Fig.5 Comparison of 0-8 h denitrification potential of different fillers

NO3--N 是水体反硝化过程中重要底物，同时也是影响水体反硝化过程的首要因素.该试验中，0～8 h两种填料NO3--N 浓度与ΔN2的关系如图6 所示.两次密闭状态介质培养试验NO3--N浓度与ΔN2呈显著负相关(r=-0.43**，p<0.01)，培养水袋中NO3--N 浓度的减少导致水体中N2净增量增加.

图6 NO3--N 浓度与ΔN2 的线性拟合关系(n=2)Fig.6 Linear fit of NO3--N concentration to ΔN2 (n=2)

3 讨论

3.1 氮素浓度变化原因分析

生物膜法是一种有效、环保、成本低廉的污水净化技术，生物填料作为生物膜生长的有效载体，在诸多受污染水体治理中已得到广泛应用.生物填料净化受污染水体的原理是当生物填料与水体有良好的接触时，载体表面形成包含大量微生物、活性细菌、有机物的生物膜，膜内表面积是一般生物膜的几十倍或上百倍[25]，膜内原生动物属于微生态系统营养链的最高级，通过掠食系统中细菌，对污染物产生吸附截留、氧化分解作用以去除污染物[26-27].生物膜去除污染物的具体过程是：生物膜首先吸附污染物，污染物在其表面从外部到内部进行扩散，污染物中化合物、活性元素通过胞外聚合酶的作用与生物膜中活性微生物、细菌进行生化或催化反应，最后生成代谢产物排出[28].

NO3--N 是氮素的重要组成部分，该试验中NO3--N浓度整体呈现先降低后升高的现象(见图2).0～8 h内两种填料NO3--N 浓度下降的原因可能与两种填料载体吸附作用和微生物反硝化作用有关.其中吸附作用主要指填料自身具有吸附截留物理作用，而微生物反硝化作用与反硝化细菌种类、数量有关[29].两次试验进行的时间都在当天16:30，DO 浓度处于当天最高值，在昼夜变换过程中，DO 浓度呈现先下降后升高的趋势.王朝霞[30]在研究河流水体DO 浓度的昼夜变化特点时也发现，水体的DO 浓度每天09:00 左右开始逐渐上升，在16:00 左右出现一个最大值，随后DO 浓度逐渐降低.两次试验第8 小时取样时，DO浓度分别为3.6、3.9 mg/L(见图1)，为反硝化细菌生长和微生物反硝化作用提供了良好的厌氧环境.后期随着DO 浓度的提高，硝化细菌在好氧环境中得到快速生长.万琼等[31]在研究海绵铁和陶粒填料生物膜净化微污染水体时发现，在连续曝气条件下，水体DO 浓度较高，NH4+-N 能通过硝化反应转变成硝酸盐.有研究[32]指出，当DO 浓度为4 mg/L 时，污染物去除效果最佳.因此，8 h 后NO3--N 浓度的升高可能归因于硝化细菌对NH4+-N 的硝化作用.

填料培养试验前期NH4+-N 浓度下降的原因主要包括氨挥发、厌氧氨氧化、硝化作用、吸附作用[33].其中，氨挥发对温度、pH 等环境条件要求较高，且所占比例较低，基本可以忽略；厌氧氨氧化是指在厌氧环境中，厌氧氨氧化细菌将亚硝态氮(NO2--N)作为电子受体将NH4+-N 氧化成N2的过程；硝化作用是指NH4+-N 在有氧状态下被亚硝化细菌、硝化细菌氧化成NO2--N 和NO3--N 的过程.本试验中，0～8 h 内DO 浓度逐渐降低，因此笔者猜测NH4+-N 浓度下降的原因是：填料反硝化培养试验前期硝化与亚硝化细菌的硝化作用，以及试验后期DO 浓度降低3 mg/L左右占据主导地位的厌氧氨氧化作用.填料反硝化培养试验后期NH4+-N 浓度呈现升高的趋势，可能是由于填料生物膜表面附着的大量细菌、放线菌发生的生物固氮作用.但生物固氮必须发生在厌氧环境下，与该试验后期DO 浓度升高的情况相冲突，具体原因需要进一步分析.部分处理组出现培养24 h 后水体NO3--N 和NH4+-N 浓度大于初始浓度的现象，猜测是附着在介质上的有机氮在微生物作用下被降解释放进入水体中.而且填料反硝化培养24 h 后，0.5 m 深度NH4+-N 浓度显著高于5 m 和15 m 深度，原因可能是在挂膜过程中，0.5 m 深度的填料附着的生物膜有机物、微生物数量和种类远多于5 m 和15 m 深度，在微生物降解后重新转化成NH4+-N 的形式释放到水中.

3.2 生物填料反硝化作用差异性分析

反硝化作用是反硝化细菌以NO3--N 作为电子受体将氮素转化成气态N2或N2O 的过程，是地球水环境系统去除氮素和维持系统氮平衡的重要机制.当污染水体接触生物填料载体时，其表面会逐渐附着生成菌胶团，菌胶团的表面存在大量活性细菌、微生物、有机物，其中就包含大量活性反硝化细菌.这些微生物在水体硝化反硝化等营养循环中起着关键作用[34]，因此，近些年利用生物膜进行氮脱除的技术被广泛应用于水质净化.众多学者就自然生物膜对污水中氮的去除效果的研究也表明，自然生物膜可以有效去除氮[35-36]，生物膜中的微生物是调节淡水生境中氮循环过程的重要贡献者.一方面，生物膜中的微生物固氮是许多低营养湖泊不可或缺的氮来源；另一方面，在一些富营养化湖泊中，生物膜中的自养生物能够吸收周围水体中的氮，为其生长提供养分[37]，基质中的胞外聚合物质(EPS)也能促进对氮的吸收[38-39].此外，微生物介导的厌氧氨氧化和反硝化是氮向大气循环的主要生物途径.该试验中，挂膜深度、挂膜时间、填料类型对填料反硝化作用具有显著性差异.图5 显示，两种填料0.5 m 深度反硝化作用最强，原因可能是0.5 m 深度水体中含有大量活性细菌、微生物、有机物，而5 m、15 m 深度水体DO 浓度一般低于2 mg/L，导致水体长时间接触填料时表面附着的微生物生物量均低于0.5 m 深度.黄延林等[40]在研究生物接触氧化技术净化受污染水体时发现，生物填料上的生物量随着填料挂膜深度的增大而减小，且差异显著，最佳挂膜深度为0～3 m.填料悬挂于千岛湖这类微污染水体时，由于氮磷等营养盐的限制，微生物、细菌有一个较长的适应阶段，繁殖生长缓慢，且该试验在11 月底进行，低温条件也会削减微生物繁殖速率[41-42]，且自然挂膜法接种微生物的数量较少，生物膜形成速度慢[43].在一定时间范围内，人工介质上附着的生物膜干重随时间变化呈增长趋势[44]，宋玉芝等[45]在太湖梅梁湾用渔网作为介质进行了为期18 d 的培养，从其试验结果可以看出，培养后用无灰干重表征的附着生物量表现出了生物量的增加.而挂膜30 d (D30)的两种填料反硝化作用强于挂膜15 d (D15)，也可以推断出随着培养时间的增加，填料上的附着生物膜也在增加，使得其反硝化作用更强.黄延林等[46]在研究贫营养原位生物接触氧化法对微污染水体脱氮效果时也发现，反应器运行前3 周，生物膜厚度变化不明显，填料表面为淡黄色，运行到第4 周，生物膜厚度明显增加，生物填料外观也变为浅褐色，并出现大量原生动物和少量后生动物.张涛等[47]研究不同生物池滤料挂膜水处理效果时发现，挂膜15 d 后，各种填料对NO2--N、NH4+-N、COD 的去除率明显上升.而组合填料反硝化作用整体强于弹性填料，其主要原因可能与材料性质有关，组合填料四周的纤维束比表面积大，易在中间形成厌氧区域，且组合填料属软性材质，亲水吸附性能、孔隙率都优于弹性填料[48-49].8～24 h 两种填料反硝化作用强度均呈现先下降后平缓的趋势，原因可能与培养水袋微环境中NO3--N 本底值变低有关.在一定的封闭区域内，N2含量会随着NO3--N、NO2--N 浓度的降低而升高，没有外加氮源条件下，氮元素处于一个收支平衡状态.该试验中，NO3--N 浓度与ΔN2呈显著负相关(见图6)，NO3--N 浓度的减少预示着反硝化过程对氮的消耗[50].

综上所述，考虑到千岛湖生态浮床的规模化推广中对于深层水体污染物的去除能力较差，建议将组合填料悬挂于生态浮床5 m 深处30 d 以上，以深度强化深层水体反硝化脱氮作用，进一步提升水质净化效果.

4 结论

a) 两种填料的挂膜对比试验表明，组合填料挂膜对水体NO3--N 的去除效果较好，0.5 m 深度挂膜15 d 和30 d 培养8 h 后对NO3--N 去除率分别为35.5%、37.3%.

b) NO3--N 浓度与ΔN2呈显著负相关(r=-0.43**,p<0.01)，反应出反硝化过程对氮素的脱除作用.

c) 组合填料挂膜深度在5 m 以内，挂膜时间30 d产生的生物膜反硝化潜力最高，0.5 m、5 m 深度挂膜的反硝化潜力分别为1.52 和1.71 μmol/(L·h).

d) 本研究表明，人工填料应用于千岛湖水体进行强化脱氮是可行性的，生态浮床耦合人工填料可以拓展反硝化脱氮的深度空间.