曝气联合菌剂对农村黑臭水体治理效果研究

1.2 试验装置及方法

试验装置采用尺寸为60 cm×30 cm×40 cm的硬质玻璃水箱，用SB-988型空气泵连接微孔曝气头进行曝气，曝气孔孔径约为100 μm，产生的气泡尺寸约为0.9~1.0 mm，曝气流量用Darhor流量计控制在2 L/min，安装时控开关控制曝气机间歇运行^〔7〕。向玻璃水箱中注入采集的新鲜底泥，再用虹吸法注入同一位置采集的上覆水，水和泥高度比为3∶1（水厚15 cm，泥厚5 cm）^〔8〕。为模拟河道真实情况，装置外部底泥部分用遮光材料包裹。试验装置见图 1。

图1

图1 实验装置

Fig.1 Experimental device diagram

本研究设置了9组试验，见表 2。工况5a为静置对照组。

表2 试验分组情况

Table 2 Experimental grouping

工况	曝气方式	曝气时间/（h·d^-1）	曝气流量/（L·min^-1）	处理方式
1a	水相曝气	4	2	低强度曝气
1b	底泥曝气	4	2	低强度曝气
2a	水相曝气	8	2	普通强度曝气
2b	底泥曝气	8	2	普通强度曝气
3a	水相曝气	4	2	低强度曝气+菌剂
3b	底泥曝气	4	2	低强度曝气+菌剂
4a	水相曝气	8	2	普通强度曝气+菌剂
4b	底泥曝气	8	2	普通强度曝气+菌剂
5a	静置	—	—	—

填装完底泥和上覆水稳定24 h后开始试验，试验分为水曝气和泥曝气2种曝气方式。水曝气将微孔曝气头安装在泥水界面上2 cm处（预试验确定，以不扰动表层底泥的最低位置为准），泥曝气将微孔曝气头安装在泥水界面下2 cm处。

本试验投加的复合菌剂购自某专业菌剂生产公司，菌剂性状为灰褐色固体粉末，是环保型复合脱氮菌剂。该菌剂能提高反硝化速率，高效脱氮，并协助其他微生物更好地适应污水环境。活化后的菌剂投加标准为150 mL/m³，即每个加菌剂组装置投加27 mL。试验开始和第7天投加菌剂，共计投加2次。

试验周期为36 d，第33天停止曝气后静置3 d。试验过程中定期采集上覆水、间隙水，监测NH₃-N、TN、TP、COD、pH、DO、氧化还原电位（ORP）的变化。

1.3 样品测定

NH₃-N采用纳氏试剂分光光度法测定，TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定，TP采用钼酸盐分光光度法测定，COD采用快速消解分光光度法测定。底泥有机质含量的测定：采用重铬酸钾氧化法测定有机碳含量后乘以1.724得到。为保证数据准确，每个样品均设置2个平行同步分析。

2 结果与分析

2.1 上覆水与间隙水中NH₃-N、TN、TP、COD浓度的变化

2.1.1 上覆水与间隙水中NH₃-N浓度的变化

不同运行工况下上覆水与间隙水中NH₃-N浓度随时间的变化见图 2。

图2

图2 不同运行工况下上覆水（a）和间隙水（b）中NH₃-N浓度随时间的变化

Fig.2 Changes of NH₃-N concentration in overlying water (a) and clearance water (b) with time under different operating conditions

由图 2（a）可知，试验初期各工况下上覆水中NH₃-N浓度均逐渐上升且上升趋势相似，在第5天达到最大值，随后开始出现不同程度的下降，最后趋于稳定状态。初期曝气扰动会促进底泥和间隙水中的污染物释放到上覆水体中，使得上覆水中NH₃-N浓度升高。静置组（工况5a）初期上覆水NH₃-N浓度也呈升高趋势，其原因是厌氧条件下促进了有机氮的氨化。随着曝气的进行，系统内DO逐渐升高，微生物活性增强，加快了NH₃-N的分解消耗；同时曝气对水体中的NH₃-N有一定的吹脱作用，使得上覆水中NH₃-N浓度逐渐降低^〔9〕。

由图 2（b）可知，间隙水中NH₃-N浓度整体呈下降趋势，前13 d波动幅度较大，15 d后逐渐下降并趋于稳定。第33天停止曝气后，各组上覆水及间隙水中NH₃-N浓度又有所回升。物质是从高浓度逐渐向低浓度扩散的，间隙水中氮的含量远高于上覆水，因此会不断向上覆水中扩散，这是初期间隙水中NH₃-N浓度降低的主要原因^〔10〕。自然情况下，底泥有机质矿化过程产生的NH₃-N量高于硝化作用及NH₃-N氧化的消耗量。随着系统DO逐渐升高，底泥有机质矿化速率加快，矿化产物不断向间隙水释放，间隙水又会向上覆水释放，使得间隙水中NH₃-N浓度处于波动状态^〔11〕。随着曝气的进行，间隙水中的NH₃-N向上覆水扩散作用增强，微生物活性增强且数量增多，硝化作用增强，使得间隙水中NH₃-N浓度逐渐降低。曝气时表层底泥悬浮，静置时表层底泥沉降，切断了其与上覆水的直接接触，使其释放作用受阻，故停止曝气后NH₃-N浓度略有回升^〔9〕。

2.1.2 上覆水与间隙水中TN浓度的变化

不同运行工况下上覆水与间隙水中TN浓度随时间的变化见图 3。

图3

图3 不同运行工况下上覆水（a）和间隙水（b）中TN浓度随时间的变化

Fig.3 Changes of TN concentration in overlying water (a) and clearance water (b) with time under different operating conditions

由图 3（a）可见，试验初期各工况上覆水中TN浓度均呈现上升趋势，2~3 d时达到最大值，随后出现波动，10 d后开始下降，并逐渐趋于稳定，加菌剂组在第7天加入菌剂后，7~10 d时TN浓度出现短暂回升。TN是水中各种形态有机和无机氮的总量，初期上覆水中TN浓度上升主要是曝气扰动使得底泥悬浮，有机氮大量释放到上覆水中。另外，曝气初期加入的菌剂处于适应阶段，活性较弱，对氮素的分解消耗量较少^〔12〕。随着曝气的进行，水体逐渐呈现好氧状态，微生物数量增多，活性增强，水中的有机质被不断消耗分解，硝化作用也逐渐增强，硝化作用累积的硝态氮逐渐向深层底泥中扩散，在深层底泥中进行反硝化；且溶解氧升高逐渐抑制了内源释放作用，使得上覆水中TN浓度逐渐降低。硝化作用、吹脱作用、氨氧化作用是上覆水及间隙水中氮含量削减的几个主要途径^〔13〕。

由图 3（b）可见，间隙水中TN浓度整体呈下降趋势，前13 d波动幅度较大，13 d后逐渐下降并趋于稳定，加菌剂组在第7天加入菌剂后TN浓度出现短暂回升。与间隙水NH₃-N浓度的变化相似，初期间隙水中TN浓度下降主要是因为大量内源氮释放进入上覆水中，内源氮释放到上覆水后经过硝化反应与其中已经发生硝化反应或者厌氧氨氧化反应的硝氮一起向下扩散，在曝气扰动作用下扩散到溶解氧较低的泥层进行反硝化或厌氧氨氧化反应，使得间隙水中TN浓度降低^〔14-15〕。由于添加的复合菌剂中含有机质，其加入后使得TN浓度出现短暂回升。

2.1.3 上覆水与间隙水中TP浓度的变化

不同运行工况下上覆水与间隙水中TP浓度随时间的变化见图 4。

图4

图4 不同运行工况下上覆水（a）和间隙水（b）中TP浓度随时间的变化

Fig.4 Changes of TP concentration in overlying water (a) and clearance water (b) with time under different operating conditions

由图 4（a）可见，试验初期各工况上覆水中TP浓度均呈下降趋势，前5 d工况1a、1b、2a、2b上覆水中TP浓度迅速下降，但5 d后开始出现波动，13 d后逐渐下降并趋于稳定；前5 d工况3a、3b、4a、4b由于加入菌剂TP浓度下降幅度较缓，且在第7天加入菌剂后TP浓度又出现短暂回升，第9天后逐渐下降并趋于稳定。试验初期上覆水中TP浓度迅速下降，一方面是由于聚磷菌在好氧条件下大量吸磷，好氧生物合成代谢旺盛^〔16〕；另一方面是因为曝气过程中大量悬浮的表层颗粒物在高度复氧环境中，形成铁、硅等无机大分子胶体，其具有巨大的比表面积，可吸附上覆水及间隙水中具有阴离子特征的磷酸根和游离性磷^〔17〕。

由图 4（b）可见，各工况间隙水中TP浓度在前1~2 d迅速下降，之后波动下降并逐渐趋于平稳，其波动幅度较上覆水剧烈。上覆水中的磷酸根通过间隙水向底泥移动，而底泥内源磷又不断向间隙水中释放，使得间隙水中TP浓度呈波动状态^〔18〕。本试验投加菌剂后上覆水和间隙水中TP浓度会突升，一方面原因是微生物菌剂初加入水体，需要短暂的时间适应环境；另一方面是投加菌剂会带入大量的基质，虽然投加量很少，但系统体积较小，致使系统内TP含量突增。

2.1.4 上覆水与间隙水中COD的变化

不同运行工况下上覆水与间隙水中COD随时间的变化见图 5。

图5

图5 不同运行工况下上覆水（a）和间隙水（b）中COD随时间的变化

Fig.5 Variation of COD in overlying water (a) and clearance water (b) with time under different operating conditions

由图 5可见，上覆水及间隙水中COD的波动幅度在4个指标中最大，20 d后各工况上覆水中COD才开始逐渐降低，25 d后各工况间隙水中COD才开始逐渐降低，与李广胜等^〔19〕的研究结果相似。说明短期的曝气处理对COD的去除效果不显著，需长期运行。初期曝气扰动使得底泥有机物不断地释放到间隙水并经间隙水扩散到上覆水中，曝气一方面可以加快水体有机物的降解，降低COD，另一方面又会加快微生物的代谢作用，提升COD。加菌剂组在第7天加入菌剂后COD出现升高，这与胡湛波等^〔20-21〕的研究结果相似。

2.2 污染物削减率及水质提升效果

不同工况对水体TN、NH₃-N、TP、COD的削减率见图 6。

图6

图6 不同工况对水体TN、NH₃-N、TP、COD的削减率

Fig.6 Reduction rates of TN, NH₃-N, TP and COD in water under different working conditions

由图 6可以看出，与静置组（工况5a）相比，其余工况对上覆水及间隙水中NH₃-N、TN、TP、COD的削减率均显著提升，表明曝气及曝气与菌剂组合处理能有效促进污染物的去除。不同工况对上覆水中NH₃-N的削减率差异较小，延长曝气时间有助于间隙水中NH₃-N的削减；外加菌剂并未提高上覆水及间隙水中NH₃-N的削减率。水曝气对上覆水及间隙水中TN的削减率均高于泥曝气；外加菌剂能有效提高上覆水及间隙水中TN的削减率，但其对NH₃-N的削减效果不显著，说明外加菌剂主要消耗的是系统内的有机氮；延长曝气时间能显著提高间隙水中TN的削减率。泥曝气对上覆水及间隙水中TP的削减率均略高于水曝气；延长曝气时间能有效提高上覆水及间隙水中TP的削减率；外加菌剂不利于上覆水及间隙水中TP的去除。延长曝气时间能有效提高上覆水及间隙水中COD的削减率；投加菌剂对COD的削减无显著提升效果。

综上，水曝气对上覆水及间隙水中TN的削减率均高于泥曝气，但泥曝气对上覆水及间隙水中TP的削减率均略高于水曝气。延长曝气时间有利于污染物的去除。投加的菌剂为复合脱氮菌，其对上覆水及间隙水中TN的削减效果显著，对NH₃-N、COD的作用效果不明显，不利于TP的削减。工况2a对上覆水中NH₃-N的削减率最高，为88.76%；工况2b对上覆水中TP、COD及间隙水中TP的削减率最高，分别为88.85%、52.46%、85.57%；工况4a对上覆水中TN及间隙水中NH₃-N、TN的削减率最高，分别为83.60%、82.38%、87.41%；工况4b对间隙水中COD的削减率最高，为62.33%。可见，不同的处理方式对污染物的削减效果不同，可根据水体的污染特征及主要污染因子选择合适的修复方式。

各工况运行结束后的上覆水水质情况见表 3。

表3 各工况处理后上覆水水质情况

Table 3 Water quality of overlying water after treatment in various working conditions

工况	TN		NH₃-N		TP		COD		DO/（mg·L^-1）	ORP/mV
工况	质量浓度/（mg·L^-1）	去除率/%	质量浓度/（mg·L^-1）	去除率/%	质量浓度/（mg·L^-1）	去除率/%	质量浓度/（mg·L^-1）	去除率/%	DO/（mg·L^-1）	ORP/mV
1a	8.9	78.05	3.74	87.67	0.38	84.96	98.3	35.52	6.10	145.3
1b	12.2	69.78	4.47	85.25	0.36	85.77	102.5	32.79	6.65	119.6
2a	13.1	67.65	3.41	88.76	0.33	86.80	75.8	50.27	7.67	120.4
2b	16.5	59.26	3.61	88.09	0.38	88.85	72.5	52.46	7.54	130.8
3a	6.9	82.95	3.72	87.72	0.52	79.44	95.8	37.16	4.40	93.0
3b	14.4	64.36	5.75	81.06	0.45	81.89	100.8	33.88	4.21	97.8
4a	6.6	83.60	3.79	87.52	0.54	78.62	84.2	44.81	7.34	123.4
4b	9.5	76.50	3.79	87.53	0.52	79.23	87.5	46.62	7.36	124.6
5a	39.5	2.50	32.18	-6.08	1.66	33.86	117.5	22.95	1.11	50.2

试验结果表明，与原水水质相比（见表 1），各工况运行结束后，水体中TN、NH₃-N、TP、COD浓度均大幅度降低。各工况对NH₃-N的削减效果最好，均在80%以上，对COD的削减效果最差。按照《城市黑臭水体整治工作指南》（见表 4）对各工况运行结束后的上覆水水质进行评价，处理后各工况DO均大于2 mg/L，ORP均大于50 mV，NH₃-N质量浓度均低于8 mg/L（水深较浅，透明度未检测），水质均不再属于黑臭水体。可见，不同曝气及曝气与菌剂组合模式对水质均有显著提升效果。从水质提升效果和经济实用性综合分析，普通强度曝气技术对上覆水水质提升效果最好，且简便易行，无需经常维护，能耗费用也较低，还可根据特征污染因子选择针对性的处理方法与曝气技术组合来达到治理效果。

表4 城市黑臭水体评价标准

Table 4 Evaluation criteria for urban black and odorous water bodies

特征指标	透明度/cm	DO/（mg·L^-1）	ORP/mV	NH3-N/（mg·L^-1）
轻度黑臭	25~10	0.2~2.0	-200~50	8.0~15
重度黑臭	< 10	< 0.2	< -200	>15

注：水深不足25 cm，透明度按水深的40%取值。

2.3 底泥修复效果

底泥黑臭的直接原因是系统缺氧，根本原因是有机质等耗氧物质含量高；致黑物质主要是有机物在厌氧条件下形成的黑褐色水团，主要包括腐殖酸和富里酸等物质。腐殖酸和富里酸经水解后会形成大量氨基酸和游离氨，氨基酸在水体中厌氧分解产生游离态氨、硫化氢和硫醇等致臭物质。而曝气直接给系统充氧，能显著改善系统环境。曝气处理后底泥颜色逐渐由黑色经灰褐色变为土黄色，气味由强烈明显变为微弱，底泥有机质含量减少。各工况对底泥有机质的削减率见表 5。

表5 各工况对底泥有机质的削减率

Table 5 Reduction rate of organic matter in sediment under different working conditions

工况	1a	1b	2a	2b	3a	3b	4a	4b	5a
有机质削减率/%	14.74	19.79	16.26	20.59	21.58	23.70	27.76	36.42	12.98

由表 5可知，工况4b对底泥有机质的削减率最高，工况1a对底泥有机质的削减率最低。不加菌剂时，延长曝气时间并未显著提升有机质的削减率；加入菌剂后延长曝气时间能显著提高有机质的消耗量，说明延长曝气时间能够提高微生物对有机质的分解。泥曝气对底泥有机质的削减效果高于水曝气，这是因为泥曝气对底泥的扰动作用更强，大大提高了底泥含氧量，而水曝气对底泥扰动较弱，底泥仍处于厌氧状态^〔22〕。

3 结论

（1）投加菌剂有利于对上覆水及间隙水中TN的削减，不利于对TP的削减，对NH₃-N、COD的削减无显著影响。水曝气对上覆水及间隙水中NH₃-N、TN的削减效果略高于泥曝气，但对TP的削减效果低于泥曝气，延长曝气时间有利于污染物的去除。

（2）与静置组相比，各工况对上覆水水质均有显著提升效果，可将其由原来的重度黑臭改善至非黑臭水体。其中，普通强度曝气技术（工况2a）对上覆水水质整体提升效果最好且简便易行。

（3）曝气处理后底泥有机质含量减少，底泥颜色逐渐由黑色经灰褐色变为土黄色，气味由强烈明显变为微弱。泥曝气对底泥有机质的削减效果高于水曝气，添加菌剂有利于底泥有机质的削减，工况4b对底泥有机质的削减率最高，为36.42%。

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