曝气结合投加微生物法去除河水氨氮效果研究

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摘要：指出了传统河道曝气技术能在短时间内提高水体溶解氧浓度、消除河道黑臭状态，在河道水质改善方面具有一定的可行性和优越性。基于此，尝试将投加微生物工程菌法与河道曝气技术有机结合，研发了去除河水中COD和NH3 -N的长期效果更好的组合工艺。以新河支流水生态修复项目为例，研究表明：投加微生物工程菌法与河道曝气技术对水去除COD、NH3 -N与增加微生物群落的效果显著。

关键词：投加微生物；曝气；水生态修复

中图分类号：X522

文献标识码：A 文章编号：1674-9944（2016）6-0005-05

1 研究方法

1.1 研究背景

随着社会生产的发展，世界各国的河流都面临着来自工业、农业、生活等方面的不同程度的污染[1，2]。丹阳新河水体正在受规划不合理、排污集中、截污不够、流量不足等因素影响，普遍污染较重，有的甚至发黑发臭，人民群众反映强烈，成为水污染防治工作的薄弱环节和难点，也是新型城镇化绕不开的“伤疤”。

曝气复氧结合投加技术是根据水体受到污染后缺氧、水体发黑发臭的现状，利用人工的机械方法对水体充入氧气，并投加微生物增加水中生物量和生物群落从而弥补大气复氧的不足，增强与恢复水体的好氧微生物，抑制厌氧微生物，从而使水体中的污染物得以通过好氧得到分解，水体得到净化，改善河水水质 [3，4] 。

1.2 试验地点

试验用水取自丹阳新河支流。新河支流长约2.8 km，宽约 12～18 m，深 1.8～2.1 m，西侧联接南京宏祥带钢公，东侧链接农田。新河支流是从南京七仙山开始径流过南京江宁地区，然后流入新河。试验地点如图1所示。

1.2 试验装置

本试验采用自制的模拟河道反应器，长 3.3 m、宽 1 m、高 1.2 m，有效水深 1 m。模拟河道分为进水段，处理段和出水段，进水段 0.5 m，设置穿孔导流板，起均匀布水作用；处理段 2 m，下端预留曝气软管以及填料区；出水段 0.5 m，设置溢流堰，最后有 0.3 m 的溢流储水区。模拟河道底部设置放空管以及采样口。模拟河道采用聚丙烯 PP 材料制作，共有 3 个，3个相同的模拟河道可以并联同时试验也可以串联进行试验。模拟河道底部设置预留曝气软管，曝气软管外径为 16 mm，内径为 10 mm，所产生的微气泡直径为 0.5～2 mm。模拟河道装置剖面图如图2、3所示。曝气设备采用划片风机，出风口用橡胶软管与各模拟河道预留曝气口连接，为比较模拟河道曝气强度，在曝气口安装有气体流量计。河水采用潜水式水泵抽取，在每个模拟河道进水口安装有阀门，以便控制进水流量。具体设置与安装过程如图2、3所示。

本试验采用丹阳市尚德生物科技有限公司的复合微生物活菌液（菌克），该产品中主要存在酵母菌、乳酸菌、枯草芽孢杆菌，并有部分光合细菌，并通过以太湖众多河流河水底泥作为初始菌源，对复合菌液脱氮除磷菌进行了扩大培养，主要优化的脱氮菌种包括：变形菌门（Proteobacteria）、厚壁菌门 （Firmicutes）、绿菌门（Chlorobi）、放线菌门（Acidobacteria）和拟杆菌门 （Bacteroidetes），这些菌种约占所有微生物总量的 99%，是菌液中的势菌群[5]。

1.3 试验方法

曝气与工程菌复合试验。考虑到工艺的经济效应与治理效果的最优化，比较了连续曝气与间歇曝气的区别。同时考虑到微生物最大程度的发挥效果，比较了再曝气情况下先投加工程菌与后投加工程菌的区别。装置静水运行 7 d，装置不持续进水，有效水深 1 m，每天检测 DO、CODMn、NH3-N。

2 结果和分析

2.1 曝气结合投加微生物法对水质氨氮改善效果静态试验

2.1.1 水质改善试验结果

微生物制剂对河水水质具有一定改善效果，投加好氧微生物制剂后，河水的 CODMn和 NH3-N 均有一定程度下降，但由于微生物降解有机污染物也需要耗氧，河水中的 DO仍然维持在较低的水平。所以考虑将曝气复氧与投加微生物相结合，曝气技术为好氧微生物提供生存必须的 DO，而微生物为曝气的河道提供生物处理能力。试验比较3种曝气方式与工程菌投加时机的不同组合，分别为连续曝气+启动时投加工程菌（连续曝气，在曝气设备启动的同时投加工程菌，以下简称方式一）、间歇曝气+启动时投加工程菌（间歇曝气，在曝气设备启动的同时投加工程菌，以下简称方式二）、间歇曝气+启动后投加工程菌（间歇曝气，在曝气装置启动 2 d时间后投加工程菌，以下简称方式三）。曝气强度采用中等强度 1.66 m3/m2 h，工程菌投加量采用每个模拟河道装置1500 mL。间歇曝气通过风机连接的时控开关控制，曝气时间为每天2 h（8：00～10：00），试验进行 7 d，试验时间为 8 月上旬，试验气温约为 28～37℃，水温约为 22～30℃。试验结果如表1、图4。

2.1.2 水质改善结果分析

从实验结果（图4）可见：

组合一采用连续曝气的方式，DO 在第二天就升高至 6 mg/L 左右，而组合二、三采用间歇曝气方式，DO 是一种随水质变好而缓慢上升的形式，3种曝气方式在 7 d后 DO 值均能达到 5～6 mg/L（接近于 30℃时饱和溶解氧值），故考虑能耗运行费用及实际效果三者结合，间歇曝气是更适合的一种曝气方式；连续曝气与间歇曝气相比，连续曝气能迅速的提高河道溶解氧，间歇曝气则比较缓慢地提升溶解氧。

各种曝气工程菌复合方式对CODMn都有较好的去除，3种方式 7 d后CODMn去除率分别为 49%、62%、60%。连续曝气条件下的CODMn去除率反而不如间歇曝气，因为微生物的生长增殖、分解污染物需要一个稳定的环境，而连续曝气使水体始终处于一种搅动状态，不利于微生物发挥作用。同时也说明间歇曝气方式提供的溶解氧已经足够微生物活动。与单独投加微生物不同，三种方式下CODMn从第一天开始就有比较明显的去除效果，由于曝气搅动，使投加微生物后河水中形成的菌胶团快速沉淀到池底，所以 CODMn从第一天开始就快速下降。另一方面，在曝气前（组合二）与曝气后（组合三）投加微生物对CODMn去除影响不大 [6] 。

各种曝气工程菌复合方式对 NH3-N 去除区别不大，3种方式 7 d后NH3-N 去除率分别为 48%、32%、40%。连续曝气条件下的 NH3-N 去除效果略好于间歇曝气，连续曝气更多地将可以吹脱的 NH3-N 吹脱至空气的缘故。

考虑水质改善效果和经济效益，本试验确定最佳曝气加工程菌组合方式为方式二。

2.2 曝气结合投加微生物法对水质氨氮改善效果动态试验

2.2.1 动态水质改善试验结果

曝气加工程菌的复合工艺对黑臭河道河水有一定的净化作用，但是自然河流均有一定的流动速度，影响到河水的流动速度的因素十分复杂，河面的风力、季节与气候及河岸的材质等均会影响到河道的流速，即使是城市内生态功能萎缩的黑臭沟渠也会有很小的流速。河道流动这一特点的存在导致不论是河道的污染物质还是具有净化能力的微生物菌种，都是处于一种不稳定的流动状态。所以本试验在先前研究基础上利用模拟河道装置模拟一定的河水流速，考察在不同流速下复合工艺对河水水质的净化效果。

试验采用上一节试验中已经挂膜的砾石填料，砾石填料层高度采用 50 cm，采用 1.66 m3/m2・h 的曝气强度，间歇曝气（每天2 h 曝气工作时间），模拟河道装置分别模拟 0.5 m/h（HRT=6 h）、0.25 m/h（HRT=12 h）、0.125 m/h（HRT=24 h）的流速，连续运行 7 d。试验时间为 9 月下旬，试验气温为 26～29℃，水温为 20～25℃（表2）。

2.2.2 动态水质改善试验结果

模拟流速对 DO 有一定的影响，流速越大，模拟河道内最终维持的 DO 值越高，流速越大河水自身的复氧效果越好；

在不同的模拟流速下，CODMn与 NH3-N 的去除率也有比较大的区别，三种流速下 CODMn的去除率分别为 20%、24%和 33%，NH3-N 的去除率分别为 6%、13%和22%，说明流速越快 CODMn与 NH3-N 的去除率越低。对此的解释是，一方面流速过快使污染河水在模拟河道装置内的接触时间变少，污染物得不到及时的去除；另一方面流速的存在使装置不断有污水更新进入。

本试验确定的水质改善效果最好的模拟流速为 0.125 m/h（图5）。

3 示范工程曝气结合投加微生物菌液效果

3.1 试验方法

（1）材料：使用复合微生物菌液作为投加微生物的材料

（2）工具：消防给水泵（科雷品牌，XBD3.2/2.0-40L-160型号，水流量为10～80 L/s，压力范围为0.2～2.25 Mpa），立式倒伞曝气机（南京兰江 品牌，HDS350B型号）10台，船用电机两台，托运车一辆。

（3）投加微生物方法：使用托运车运微生物菌液桶沿着岸边道路进行喷微生物。对于宽度较大的河道或岸边道路不方便，进行放微生物菌液在船上，然后使用消防给水泵喷微生物菌液覆盖河道表面。投加微生物时间：从2015年10月18日开始从上游往下有投加微生物菌，3 d投加一次，每次投加量为每天排入新河污水总量的1/1000，投加方法如图7。总时间投加微生物是30 d。试验期间水温约 15～22℃，水流速平均0.005～0.008 m/s。选择一段河流长度大约2 km进行布置10台伞曝气机，每段距离200米进行布置1台伞曝气机为提高水溶氧量，布置曝气机如图6，每天进行曝气2次，每次曝气3 h。每天进行采样试验河段的进水和出水的水质为检测水质改善效果。

3.2 结果和分析

3.2.1 水质改善效果分析

由图8可见：

（1）由于受到季节、气温、风速、排污的影响，河水水质在持续波动之中，处理效果也在不断的波动之中。

（2）对 CODMn的去除效果较快稳定，在装置运行 5 d后维持在 40%左右，最高可以达到 47%。在装置运行 10 d后，CODMn去除率开始呈现一种缓慢下降的趋势，这可能是由于装置运行过程中生物量慢慢减少，处理能力慢慢降低，最终装置运行 25 天时，对 CODMn有 27.3%的去除率。

（3）对 NH3-N 的去除效果呈现的比较慢，前 10 天去除率均在 20%以下，但 10～20 d期间 NH3-N 去除率明显变好，最高可以达到 33.4%，硝化菌在缓慢流动的水体中慢慢占据优势，开始发挥作用。20 d以后 NH3-N 去除率也开始降低，最终装置运行 25 d时，对 NH3-N 有 10.9%的去除率。

3.2.2 微生物群落结构分析

在从2015年10月18日开始试验之前采取水样1#为检测微生物群落在曝气和投加微生物之前。2015年11月17日，试验最后一天，在试验进水点A采一个水样2#，然后在试验出水点B采一个水样3#为检测河水处理后的生物群落（表3）。

由稀释曲线（图9）可知，3个样品的微生物群落复杂程度排序为3#>2#>1#，这与通过Shannon指数与Simpson指数判断微生物群落复杂程度的结果是一致的。

通过高通量测序技术，1#样品共检测到191个菌属，2#样品共检测到302个菌属，3#样品共检测到323个菌属。对检测到的物种组成结果进行属水平上的分类，取至少在某一样品中含量超过1%的属以10为底取对数后作图，如图11所示。水在出水点B（样3）的微生物的总量和优势菌属的相对含量都要高于原本水体（样1）和进水点B（样2），说明多投加微生物和跑气已经提高水中微生物群落和数量。

4 结论

（1）曝气复氧与工程菌投加两者复合能得到非常良好的效果。曝气复氧搅动水体增进了微生物与污染物质的接触，提供了 DO 激活微生物的生物活性，同时也为微生物提供了较好的生长环境。

（2）不同模拟流速的试验表明：流速越慢，该工艺对河水的处理效果越好，即本工艺适用于流速缓慢的滞留水体。

（3）丹阳新河示范工程在一个月后对河水仍旧有去除能力，但去除能力在削弱。可以考虑周期性地投加少量微生物菌种提升其处理能力。

（4）通过高通量测序技术，反映了跑气结合投加微生物法可提高河水中微生物群落和数量。

参考文献：

[1]于振君，张可方. 河流的曝气净化及其氧平衡的研究[J]. 外环境科学技术， 1987（01）： 19～23.

[2]徐 续. 曝气复氧技术在苏州水环境质量改善中的应用研究[D]. 南京：河海大学， 2005.

[3]廖丽华，彭闪江，陶 涛，等. 不同曝气工艺对佛山水道水质DO和COD的影响[J]. 环境工程，2008（S1）： 23～26.

[4]李开明，刘 军，刘 斌，等. 黑臭河道生物修复中3种不同增氧方式比较研究[J]. 生态环境， 2005（6）：816～821.

[5]佚名.丹阳市尚德生物科技有限公司微生物群落报告[R].丹阳：丹阳市岗德生物科技有限公司，2012.

[6]姚晓丽，梁运祥. 微生物技术改善河道水质的研究[J]. 环境科学与技术， 2007（6）： 59～61.