孫永明，趙曉明，葛 俊，黃天寅

（1.江蘇省太湖水利規(guī)劃設(shè)計研究院有限公司，江蘇 蘇州 215128；2.中國水利電力對外公司，北京 100120；3.蘇州科技學(xué)院，江蘇 蘇州 215009）

污染河道水質(zhì)強化脫氮生化工藝研究

孫永明1，趙曉明2，葛 俊3，黃天寅3

（1.江蘇省太湖水利規(guī)劃設(shè)計研究院有限公司，江蘇 蘇州 215128；2.中國水利電力對外公司，北京 100120；3.蘇州科技學(xué)院，江蘇 蘇州 215009）

應(yīng)用生化工藝對河道污染水體進行修復(fù)是目前最經(jīng)濟的一條途徑，但其面臨的一個突出問題是在生物脫氮過程中可利用碳源不足，從而影響其處理效果。本研究采用分段進水生物接觸氧化工藝來強化受污染水脫氮性能，與傳統(tǒng)單點進水方式相比，兩段進水對有機物和總氮去除率有顯著提升，CODMn平均去除率從50.6%提升到66.3%；總氮平均去除率從31.4%提升到60.9%。沿程統(tǒng)計硝化細菌和反硝化細菌數(shù)量，硝化細菌主要集中在曝氣區(qū)，數(shù)量為5.58×106，反硝化細菌主要集中在非曝氣區(qū)的中后段，數(shù)量為6.49×105。同時檢測沿程溶解氧和各氮素濃度，溶解氧濃度沿程降低，最后出水僅為0.2mg/L；氨氮在曝氣區(qū)轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，在非曝氣區(qū)硝態(tài)氮還原成氮氣，其結(jié)果進一步證實了硝化細菌和反硝化細菌的分布特征。

生物接觸氧化；生物膜；分段配水；脫氮

1 研究背景

近年來，隨著我國城鎮(zhèn)化進程的不斷推進，河流發(fā)展成天然納污場所，有機物、氮磷污染嚴重，尤其是流經(jīng)城鎮(zhèn)的中小河流更容易受到人類活動的影響和破壞［1］。在各種水體修復(fù)技術(shù)中，生物膜技術(shù)因其微生物群落豐富［2］、運行性能穩(wěn)定［3］、運行成本低［4］等特點，在中小河流受污染水體凈化中有較大應(yīng)用潛力［5］。生物接觸氧化是一種重要的生物膜凈化水體措施，國內(nèi)外學(xué)者主要對接觸氧化工藝中填料類型［6-7］、生物膜特征［8-9］等方面做了大量的研究。生物接觸氧化技術(shù)特別適用于低污染河水治理，在日本和歐美等國家河流修復(fù)治理中得到了廣泛應(yīng)用，據(jù)日本建設(shè)省統(tǒng)計，在日本全國實施的河流直接凈化項目80%采用生物接觸氧化工藝［10］。生物接觸氧化系統(tǒng)對有機物和氨氮具有較好的去除效果，總氮去除效果較差。要使生物接觸氧化工藝中達到較好的脫氮效果，其常用的措施包括改變曝氣方式、改變進水方式和外碳源投加等。徐京等［11］通過改變曝氣時間和停曝時間的長短得出縮短曝氣時間可改善脫氮性能。李璐等［5］比較研究分段進水和內(nèi)循環(huán)生物接觸氧化工藝得出分段進水下的CODCr和TN去除率更高。有研究［12］指出通過外加碳源能夠達到良好的反硝化效果，但其運行成本較高。對于有機物污染程度較輕的河流水體，碳源相對缺乏，并且微生物對碳源利用率不高，異養(yǎng)型反硝化菌的生長與富集受到抑制，這是造成脫氮效果不佳的主要原因［13］。為了強化生物膜的脫氮性能，僅靠曝氣方式優(yōu)化提升有限，本文考慮分段進水來提高碳源利用率，從而增加脫氮效果。針對白鶴溪氮素污染相對較輕，C/N比較低的特點，試驗過程中設(shè)計兩段進水方式的生物接觸氧化工藝來強化生物膜的脫氮性能。

2 材料與方法

2.1 試驗裝置試驗裝置為自制的生物接觸氧化模擬反應(yīng)器，采用有機玻璃制成，裝置尺寸（長×寬×高）：150 cm×30 cm×40 cm，具體構(gòu)造見圖1。試驗過程中采用天然火山巖礫石作為填料，購于云南省騰沖縣某一火山巖開采廠，其粒徑為30～50mm，孔隙率約為40%，填料床厚度為30 cm。模擬裝置分為曝氣區(qū)和非曝氣區(qū)，其容積比為1∶2。曝氣區(qū)下方鋪設(shè)曝氣管道，曝氣系統(tǒng)采用電磁式空氣泵ACO-016，通過氣體轉(zhuǎn)子流量計計量。試驗用水經(jīng)高位水箱初沉以后，由蠕動泵（蘭格BT300-2J）控制進水流量，泵頭規(guī)格為YZ2515x。

圖1 試驗裝置

2.2 試驗用水試驗用水直接取自白鶴溪流經(jīng)大理古城段受污染河水。試驗期間ρ（CODMn）為9.59～16.62mg/L，平均值為12.91mg/L；ρ（TN）為3.44～5.07mg/L，平均值4.48mg/L；ρ（NH4+-N）為2.57～3.68mg/L，平均值3.21mg/L。

2.3 試驗方法模擬裝置在自然掛膜方式下連續(xù)運行3個月后，開始進行受污染河水強化脫氮性能研究，此時生物膜成熟，肉眼可觀察到填料表面附著一層黃褐色膜狀物。為了考察在兩段進水工況下對污染物的去除效果，試驗以單段進水方式運行為參照，其中單段進水工況下運行10 d，兩段進水工況下運行20 d。試驗過程中，曝氣區(qū)和非曝氣區(qū)容積比1∶2，總平均停留時間為4 h，進水流量分配比為2∶3，回流比為30%。

2.4 檢測項目及分析方法

2.4.1 常規(guī)指標分析 常規(guī)指標監(jiān)測方法參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》［14］。CODMn：酸性高錳酸鉀法；TN：過硫酸鉀氧化紫外分光光度法；NH4+-N：水楊酸-次氯酸鹽分光光度法；NO3—N：紫外分光光度法；NO2--N：N-（1-蔡基）-乙二胺分光光度法。

2.4.2 硝化細菌和反硝化細菌計數(shù) 硝化細菌和反硝化細菌的計數(shù)采用最大可能數(shù)計數(shù)法（most prob?able number，MPN），具體分析方法參照《土壤與環(huán)境微生物研究法》［15］。在反應(yīng)器曝氣區(qū)O、非曝氣區(qū)A1、A2分別取出適量礫石填料敲碎后放入對應(yīng)的錐形瓶中，加入適量聚山梨酯-80在振蕩器內(nèi)振蕩，使生物膜從礫石表面分離出來，最后取分離液進行稀釋涂布常規(guī)接種測試。

（1）硝化細菌測定。①培養(yǎng)基及試劑。改良斯蒂芬遜（Stephenson）培養(yǎng)基B： NaNO2為1.0 g；K2HPO4為 0.75 g；NaH2PO4為0.25 g；MgSO4×4H2O為0.01 g；MgSO4×7H2O為0.03 g；Na2CO3為1.0 g；CaCO3為1.0 g；蒸餾水1000m L；二苯胺試劑；氨基磺酸銨溶液；格里斯試劑。

②方法和步驟。取出滅菌分裝好的各培養(yǎng)基試管，用無菌吸管接種樣品的稀釋液1m L，每個稀釋度接種3～5管，接種5個稀釋度（10-2、10-3、10-4、10-5、10-6），另取一管培養(yǎng)基接種1m L無菌水進行對照。將接種后的培養(yǎng)液放置在振蕩恒溫培養(yǎng)箱中進行培養(yǎng)，溫度設(shè)置25～30℃，轉(zhuǎn)速100 r/min，培養(yǎng)10 d，取出待檢。滴加濃度為200mg/L的氨基磺酸銨溶液2滴，反應(yīng)5m in以去除培養(yǎng)液中NO2-（加入格利斯若不呈紅色，證明亞硝酸鹽已完全消失）。滴加二苯胺試劑2滴，如呈藍色，則證明培養(yǎng)液中存在硝化細菌。最后，根據(jù)呈現(xiàn)藍色試管的稀釋度及其數(shù)量查MPN表確定硝化細菌數(shù)量。

（2）反硝化細菌測定。①培養(yǎng)基及試劑。KNO3為2.0 g；MgSO4×7H2O為0.2 g；K2HPO4為1.0 g；KH2PO4為1.0 g；檸檬酸鈉為5.0 g；蒸餾水1000m L；pH 7.2；二苯胺試劑；格里斯試劑。

②方法和步驟。取出滅菌分裝好的各培養(yǎng)基試管，用無菌吸管接種樣品的稀釋液1m L，每個稀釋度接種3～5管，接種五個稀釋度（10-2、10-3、10-4、10-5、10-6），另取一管培養(yǎng)基接種1m L無菌水進行對照。將接種后的培養(yǎng)液放置在振蕩恒溫培養(yǎng)箱中進行培養(yǎng)，溫度設(shè)置25～30℃，轉(zhuǎn)速100 r/m in，培養(yǎng)10 d，取出待檢。根據(jù)杜氏小管內(nèi)是否有氣泡出現(xiàn)，確定有無氮氣生成，并用格利斯試劑I及Ⅱ檢測有無亞硝酸鹽生成，用二苯胺試劑檢測硝酸鹽，判斷反硝化作用進行情況。根據(jù)確定存在反硝化細菌試管的稀釋度及其數(shù)量查MPN表確定反硝化細菌的數(shù)量。

3 結(jié)果與討論

3.1 有機物去除效果分析比較分段進水前后CODMn去除效果，從圖2可看出，兩段進水工況下對有機物去除有一定的促進作用，分段前后其CODMn平均去除率分別為50.6%和66.3%。試驗期間進水CODMn平均濃度為12.91mg/L，采用兩段進水方式的裝置出水中CODMn平均濃度僅為5.45mg/L，滿足地表水Ⅲ類標準。有機物的去除主要是靠填料表面生物膜吸附及生物氧化降解作用，其中生物降解作用占主導(dǎo)地位，同時非曝氣區(qū)反硝化作用消耗碳源，增加了對有機物的去除。

圖2 分段進水生物接觸氧化工藝對有機物去除效果

圖3 分段進水生物接觸氧化工藝對TN去除效果

3.2 TN去除效果分析從圖3看出，單段進水和兩段進水條件下，TN平均去除率分別為31.4%和60.9%，相對來說兩段進水生物接觸氧化工藝脫氮性能明顯提升。試驗期間原水中總氮濃度較高，其平均濃度為4.47mg/L，屬于劣V類標準，經(jīng)過分段進水強化脫氮處理后，出水中TN整體低于地表水Ⅴ類標準。生物脫氮反應(yīng)主要發(fā)生在非曝氣區(qū)，非曝氣區(qū)容積大，缺氧水力停留時間長，有研究指出這可增強反硝化菌的富集程度和反硝化性能［16］。非曝氣區(qū)內(nèi)溶解氧隨沿程逐漸下降，其缺氧環(huán)境有利于反硝化作用。在非曝氣區(qū)設(shè)置第二點進水后，有效補充了裝置后端反硝化作用對碳源的需求，提高了原水中碳源的有效利用率，使脫氮效率提升。

3.3 脫氮除碳過程分析

3.3.1 沿程硝化、反硝化細菌數(shù)量分布情況 通過試驗測定，在曝氣區(qū)O內(nèi)溶解氧充足，能保證硝化細菌的良好生長，其數(shù)量最多，達到5.58×106個/克填料，反硝化細菌數(shù)量很少，其數(shù)量在796個/克填料左右，主要是通過出水回流攜帶進O區(qū)。隨水流進入非曝氣后，反硝化細菌數(shù)量開始快速增加，在A1區(qū)，反硝化細菌數(shù)量為8.84×104個/克填料。因曝氣區(qū)末端溶解氧隨水流部分攜帶進非曝氣區(qū)，A1區(qū)不能馬上達到缺氧環(huán)境［17］，此區(qū)域硝化細菌還存在1.13×103個/克填料。原水在非曝氣區(qū)內(nèi)停留時間較長，水體中殘留的溶解氧在A2區(qū)也幾乎消耗殆盡，此區(qū)域內(nèi)反硝化細菌為優(yōu)勢菌種，其數(shù)量為6.49×105個/克填料，硝化細菌僅為372個/克填料。

3.3.2 沿程溶解氧分布情況 試驗進水中溶解氧在2.48 mg/L左右，曝氣區(qū)溶解氧上升到接近4 mg/L，這有利于異氧菌和硝化細菌的生長。在非曝氣區(qū)溶解氧快速下降，A1區(qū)因曝氣區(qū)末端溶解氧部分攜帶的影響，該區(qū)域溶解氧在1.2 mg/L左右，從硝化細菌數(shù)量也能側(cè)面反映出該區(qū)的溶解氧水平。在A2區(qū)溶解氧繼續(xù)下降至0.5mg/L，檢測出水溶解氧僅為0.2mg/L。

表1 沿程硝化細菌和反硝化細菌數(shù)量分布

圖4 兩段進水條件下沿程溶解氧分布情況

圖5 兩段進水條件下沿程各氮素濃度變化情況

3.3.3 沿程氮素濃度變化情況 通過試驗測定得到在裝置沿程濃度，其變化情況見圖5。在模擬裝置內(nèi)，沿程一直下降，硝化反應(yīng)主要發(fā)生在曝氣區(qū)，在此區(qū)內(nèi)氨氮濃度從進水的3.18mg/L下降到1.06mg/L，后段非曝氣區(qū)氨氮去除較少，最終出水濃度為0.57mg/L，總體去除率為82.1%。濃度沿程先快速升高后降低，曝氣區(qū)內(nèi)硝化細菌數(shù)量充足，原水中和回流的氨氮通過硝化反應(yīng)轉(zhuǎn)化為，此區(qū)域硝化液濃度達到了3.08mg/L，高濃度硝化液進入非曝氣區(qū)，在第二點進水補充碳源后進行反硝化脫氮，最終出水硝態(tài)氮為1.15mg/L，比進水濃度略高。裝置內(nèi)濃度很低，在0～0.02mg/L之間，沿程變化不大。TN的去除主要發(fā)生在非曝氣區(qū)內(nèi)，其去除率為61.1%，出水TN低于地表水Ⅴ類標準。

4 結(jié)論

（1）生物接觸氧化模擬系統(tǒng)中，采用兩段進水方式，運行工況較佳，其對有機物和總氮去除率相比采用單點進水方式有較大提升，CODMn平均去除率從50.6%提升到66.3%，總氮平均去除率從31.4%提升到60.9%。（2）生物接觸模擬系統(tǒng)沿程中，硝化細菌主要集中在曝氣區(qū)，反硝化細菌集中在非曝氣區(qū)，但非曝氣區(qū)前段因為曝氣區(qū)溶解氧攜帶部分硝化細菌，在曝氣區(qū)內(nèi)的少量反硝化細菌是由于回流攜帶所致。硝化細菌和反硝化細菌數(shù)量也能側(cè)面反映沿程溶解氧分布和各氮素轉(zhuǎn)化情況。（3）生物接觸氧化法應(yīng)用于受污染水體原位修復(fù)過程中，對于低C/N河道水體，采用分段進水方式能夠提高水體中碳源利用率，提升脫氮效率，同時工程應(yīng)用中池體容積小，抗沖擊負荷能力強。

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Biological process for the denitrification enhancem ent of the polluted river

SUN Yongm ing1，ZHAO Xiaom ing2，GE Jun3，HUANG Tianyin3
（1.Jiang Su TaiHu Planning and Design InstituteofWater ResourcesCo.，Ltd.，Suzhou 215128，China；2.China InternationalWater&Electric Company，Beijing 100120，China；3.Suzhou Uninversity of Scienceand Technology，Suzhou 215009，China）

Biological process is one of the most econom ical methods for polluted river treatment.However, the traditional bio-denitrification efficiency is still very low due to the carbon deficiency in this process.In this work，two step-feeding contact biological process is used to treat polluted water.The average CODMn removal efficiency of two step-feeding contact biological process is improved to 66.3% comparing with that of 50.6% of regular single feeding process，while the average total nitrogen removal efficiency of two step-feeding contact biological process is 29.5%higher than that of regular single feeding process.The num?ber of nitrifying bacteria and denitrifying bacteria in the reactor was counted and presented in this paper. The number of nitrifying bacteria is 5.58×106，and it is concentrated in aeration zone.Most of denitrifying bacteria is in the m idd le and last part of non-aeration zone，and its number is 6.49×105.Ammonia nitro?gen in aeration zone is transformed into nitrate nitrogen in aeration zone，while nitrate nitrogen is denitri?fied into nitrogen in anoxic zone，which further proves the distribution of nitrifying bacteria and denitrifying bacteria.The dissolved oxygen and nitrogen concentration in the different zone of the reactor are also moni?tored.The oxygen concentration in the reactor decreased gradually along the flow direction，and it is only 0.2 mg/L in the effluent.Therefore，two phase step-feeding process is illustrated to be more effective in or?ganic and nitrogen removal than regular single feeding process.

biological contact oxidation process；biofilm；step-feeding；denitrification

X522

：Adoi：10.13244/j.cnki.jiwhr.2015.04.009

1672-3031（2015）04-0295-05

（責(zé)任編輯：韓 昆）

2015-01-29

孫永明（1976-），男，江蘇鹽城人，高級工程師，主要從事水環(huán)境與水工結(jié)構(gòu)研究。E-mail：thysym@126.com