碳源對生物沸石削減富營養化景觀水體氮的影響

謝奇奇,路 程

(1.陜西省土地工程建設集團有限責任公司,自然資源部退化及未利用土地整治工程重點實驗室,西安 710075; 2.西安科技大學建筑與土木工程學院,西安 710054)

0 引言

在人類活動的影響下,含氮的營養物質大量進入到城市景觀水體中,引起藻類大量生長繁殖,造成水體富營養化[1-3]。富營養化是水環境治理中的難題,目前外源氮污染通過產業結構調整、控污減排、提高污水治理率等方式得到了有效控制[4],而內源釋放氮污染物治理成為控制水體富營養化的關鍵[5-6]。內源污染治理主要采取底泥疏浚法或覆蓋法[7]。疏浚法會對底棲生態環境造成一定的影響,治理過程底泥疏浚不當會造成二次污染,且治理費用相對較高[8-9];覆蓋法技術花費相對較少,適用于多種不同類型的污染底泥,廣泛應用于富營養化水體底泥修復中[10]。傳統覆蓋法多使用吸附劑、無機類材料及天然沸石等進行薄層覆蓋,但覆蓋削減污染物效率會受覆蓋材料吸附時長及吸附飽和之后再釋放的影響[7]。以生物沸石(附著高效異養硝化菌與好氧反硝化菌的沸石)為覆蓋材料的生物活性薄層覆蓋技術削減富營養化景觀水體氮的方法是目前國內外研究學者關注的熱點[11-15]。生物沸石保持著天然沸石的多孔結構,具有良好的吸附及離子交換性能,能夠將水體中的氮選擇性吸附并保留在沸石固相中,且不受溫度的影響[16-17],微孔結構可供微生物生長繁殖,對沸石固相吸附無法完全去除的氮可進行轉化,生成其他形式的氮并加以去除[18]。

周真明等[19]使用生物沸石薄層覆蓋削減亞熱帶水源水庫氮負荷,對總氮具有很高的削減率。徐金蘭等[20]利用生物沸石覆蓋抑制底泥氨氮釋放,覆蓋生物沸石能夠持續抑制底泥中的氨氮釋放,令水體氨氮濃度滿足地表三類水標準。但生物沸石在實際應用中對氮的削減效率受許多因素的影響,如沸石覆蓋強度、有機物濃度(碳源)、溶解氧濃度及溫度等[21]。生物沸石表面附著微生物降解水體氮需消耗有機物作為碳源供自身生長繁殖,而碳源濃度是生物沸石削減氮濃度效率的關鍵因素。本研究以某河水為處理對象,在實驗室進行靜態模擬實驗,探討上覆水體中碳源濃度對生物沸石削減氮濃度的影響。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

實驗所用的上覆水來自于某河水。所用的沸石為中國內蒙巴彥淖爾的天然斜發沸石,沸石物理化學及礦物特征詳見參考文獻[12]。所用的生物沸石是附著2株高效異養硝化菌(芽孢桿菌屬,Bacillussp.)及2株高效好氧反硝化菌(不動桿菌屬,Acinetobactersp.)的天然沸石,4株菌的生理特性及生物沸石制備過程詳見參考文獻[12]。

1.2 實驗方法

實驗分為Ⅰ、Ⅱ兩個系統,每個系統分別設為空白、沸石、生物沸石組。使用250 mL錐形瓶作為反應容器,每組實驗加入水樣250 mL,沸石與生物沸石投加10 g(投加量為40 g/L),試驗初始向各組燒杯充入適量N2,控制DO值在1～2 mg/L。

1.3 項目測試方法

2 結果分析與討論

2.1 有機物濃度變化特征分析

圖1、圖2為Ⅰ、Ⅱ系統上覆水COD變化趨勢曲線。實驗前19 d,Ⅰ、Ⅱ系統中COD濃度均有緩慢降低趨勢,這是由于微生物消耗作用所致。實驗進行19 d后,Ⅰ系統中的COD濃度變化平穩,是因初始原水加入,有機物濃度能保持穩定;Ⅱ系統COD濃度依然呈降低趨勢,這是由于微生物持續消耗有機物導致的。

圖1 Ⅰ系統中COD變化趨勢Fig.1 Trend of COD in Systems Ⅰ

2.2 環境條件變化特征分析

2.2.1 DO變化分析

圖3、圖4為Ⅰ、Ⅱ系統上覆水溶解氧濃度變化趨勢曲線。由圖可知,隨著實驗的進行,空白參照系統的DO值持續上升,沸石與生物沸石系統中DO值持續下降且走向平穩,這是由于加入沸石的系統中存在微生物、細菌等通過硝化作用消耗體系溶解氧氧化氨氮為硝氮,而空白系統中無此反應發生。對比沸石系統與生物沸石系統,后者溶解氧值低于前者,由于生物沸石表面存在高效異養硝化菌與高效好氧反硝化菌,相比于沸石表面的土著菌硝化作用更強,能消耗水中大量溶解氧,故溶解氧濃度更低。Ⅱ系統中生物沸石組比Ⅰ系統中生物沸石組溶解氧濃度低,因為Ⅰ系統在每次取樣后都會有新鮮的上覆水加入,從而帶入高溶解氧,Ⅱ系統中延續初始水樣,在微生物的作用下溶解氧值持續降低。加入兩種沸石的系統在實驗過程中DO值基本持續維持在0.5 ～2 mg·L-1,相差不明顯。研究表明[1],上覆水體DO在1～4 mg·L-1的條件下生物脫氮效果最佳,故可不考慮DO因素對此實驗效果的影響。

圖3 Ⅰ系統中DO變化趨勢Fig.3 Trend of DO in System Ⅰ

圖4 Ⅱ系統中DO變化趨勢Fig.4 Trend of DO in System Ⅱ

2.2.2 pH變化分析

圖5、圖6為Ⅰ、Ⅱ系統上覆水體pH變化曲線。由圖可知,Ⅰ、Ⅱ系統中空白組與沸石組pH值基本維持在8.4～8.8,pH值變化不明顯。Ⅰ、Ⅱ系統中生物沸石組pH值均比沸石組要低,這是由于水中氨氮在被硝化細菌氧化的過程中會產生H+,降低了體系pH值,而生物沸石表面存在的高效異養硝化菌與高效好氧反硝化菌比沸石表面的土著菌的硝化作用效果更好,故pH值更低。Ⅱ系統中生物沸石組pH值較Ⅰ系統中下降幅度更大,這是由于Ⅰ系統中在每次取樣后加入新鮮上覆水,而Ⅱ系統中無新鮮水樣加入。綜合整個實驗過程,Ⅰ、Ⅱ系統pH在7.8～8.8無大幅度波動,研究表明[1],pH在7～9變化時沸石對水體氮的降解能力基本沒有影響,故不考慮pH值對實驗結果的影響。

圖5 Ⅰ系統中pH變化趨勢Fig.5 Trend of pH in System Ⅰ

圖6 Ⅱ系統中pH變化趨勢Fig.6 Trend of pH in System Ⅱ

2.2.3 水溫變化分析

圖7為Ⅰ、Ⅱ系統上覆水體水溫變化曲線。由圖可知,實驗過程中水溫維持在20 ℃～28 ℃。研究表明[1],溫度在10 ℃～30 ℃沸石對氮的吸附性能影響不大,且該溫度適宜生長,故可不考慮溫度因素對實驗結果的影響。

圖7 Ⅰ、Ⅱ系統中水溫變化趨勢Fig.7 Trend of water temperature in SystemⅠ and Ⅱ

2.3 碳源對削減氮負荷的影響

2.3.1 碳源對削減TN研究分析

圖8、圖9為Ⅰ、Ⅱ系統上覆水體TN濃度及去除率變化曲線。由圖可知,前19 d實驗過程中,Ⅰ、Ⅱ系統沸石與生物沸石組對TN的消減率均呈上升趨勢,Ⅰ系統TN削減率最高達97.38%,Ⅱ系統TN消減率最高達90.07%,19 d后兩組系統中TN消減率均呈現平穩或下降趨勢,但基本維持在60%～70%。前期TN消減效率較高,這是由于以沸石的化學吸附與離子交換作用為主。19 d后系統TN消減主要依靠微生物作用,且生物沸石組TN消減效率依然高于沸石組,這是由于生物沸石組表面存在高效異養硝化菌與高效好氧反硝化菌,對水體氮的去除效果更好,可見生物沸石脫氮效果明顯優于沸石。

圖8 Ⅰ系統中TN濃度及削減率變化趨勢Fig.8 Trends of TN concentration and reduction rate in System Ⅰ

圖9 Ⅱ系統中TN濃度及削減率變化趨勢Fig.9 Trends of TN concentration and reduction rate in System Ⅱ

對比Ⅰ系統與Ⅱ系統中生物沸石組TN消減率,在19 d后以微生物為主消減N的過程中,Ⅱ系統消減率的下降速率高于Ⅰ系統,Ⅱ系統消減率實驗最終在63 d時降低至60%左右,而Ⅰ系統消減率最終降至80%左右。水溫、DO等均在適宜條件下,Ⅰ系統每次取樣后更換為新鮮的上覆水,而Ⅱ系統為初始上覆水,微生物在發生硝化作用降解水體中N的同時需要消耗有機物來維持自身生長,Ⅰ系統每次加入新鮮上覆水會帶入大量有機碳源,能夠保證微生物生長,增強活性,故TN消減率保持較高,而Ⅱ系統中有機碳源不斷被微生物消耗,致使實驗后階段水體有機碳源不足,生物沸石表面高效功能菌生長受到抑制,不能高效降解水中的N,導致TN消減率大幅下降,說明水體中碳源短缺會抑制生物沸石表層微生物生長,進而降低水體中N的去除降解效率。Ⅱ系統在實驗后期TN濃度呈上升趨勢,這是由于高效硝化菌解吸沸石中吸附的部分N,但由于碳源不足,不能將其硝化及反硝化轉化,造成體系TN濃度上升。

圖10 Ⅰ系統中濃度及削減率變化趨勢Fig.10 Trends of concentration and reduction rate in System Ⅰ

圖11 Ⅱ系統中NH4+-N濃度及削減率變化趨勢Fig.11 Trends of NH4+-N concentration and reduction rate in System Ⅱ

3 結論

實驗前19 d,水體氮的消減主要依靠沸石/生物沸石的化學吸附作用及離子交換作用,達80%～90%;19 d后水體氮的消減主要依靠沸石表面微生物的硝化/反硝化作用,生物沸石由于表面存在高效功能菌,對氮的消減率效果相對更高,生物沸石脫氮效果優于沸石。

實驗進行19～63 d,Ⅰ系統中有機碳源充足,生物沸石表面高效功能菌生長繁殖快,硝化/反硝化作用強,對水體氮的去除效率高,而Ⅱ系統在后期水體碳源不足的情況下高效菌活性降低,導致水體氮的消減效率減弱,說明碳源是影響生物沸石脫氮的關鍵因素,碳源減少抑制微生物的生長活性,進而影響水體氮的降解。因此應用生物沸石消減城市景觀水體氮時還需考慮水體有機物的濃度。