原位洗脱技术对凉水河底泥中氮、磷释放特征的影响

李国宏; 叶碧碧; 吴敬东; 储昭升; 侯泽英; 孙进; 杜海明; 周澳

doi:10.12030/j.cjee.201904154

原位洗脱技术对凉水河底泥中氮、磷释放特征的影响

1.
中国环境科学研究院，湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室，北京 100012
2.
中国环境科学研究院湖泊环境研究所，北京 100012
3.
安徽雷克环境科技有限公司，合肥 230041

作者简介: 李国宏(1993—)，男，硕士研究生。研究方向：受损水体生态修复技术。E-mail：ligh2609@163.com

通讯作者: 储昭升(1973—)，男，博士，研究员。研究方向：湖泊富营养化研究。Email：chuzs@craes.org.cn;

基金项目:
国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07401003)
中图分类号: X52

Effect of in-situ physical elution technology on release features of nitrogen and phosphorus in the sediment of Liangshui river

1.
National Engineering Laboratory for Lake Pollution Control and Ecological Restoration, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China
2.
Institute of Lake Environment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China
3.
Anhui Lake Environment Technology Co. Ltd., Hefei 230041, China

Corresponding author: CHU Zhaosheng, chuzs@craes.org.cn ;

摘要: 为探讨新兴底泥原位修复技术—原位洗脱技术对城市河流凉水河底泥中氮、磷释放的抑制作用，于现场采集洗脱前后样品并设计室内静态模拟实验，分析了实验期间洗脱组和对照组上覆水中 ${{\rm{NH}}_4^ + }$ -N、 ${{\rm{NO}}_3^ - }$ -N、TN、 ${{\rm{PO}}_4^{3 - }}$ -P、TP浓度和释放速率变化特征。结果表明：洗脱组释放第30天时， ${{\rm{NH}}_4^ + }$ -N由底泥向上覆水中平均释放速率(−6.51±0.32) mg·(m²·d)⁻¹，对应上覆水中 ${{\rm{NH}}_4^ + }$ -N平均浓度为0.52 mg·L⁻¹，较对照组下降了89.4%； ${{\rm{PO}}_4^{3 - }}$ -P和TP平均释放速率较对照组降低了78.1%和83.0%，上覆水中TP平均浓度为0.22 mg·L⁻¹，较对照组下降了68.1%。原位洗脱技术对底泥中 ${{\rm{NH}}_4^ +}$ -N、 ${{\rm{PO}}_4^{3 - }}$ -P释放的抑制作用主要通过对有机氮、磷物质的削减和水-沉积物界面还原环境的改善来实现。
- 原位洗脱技术 /
- 底泥修复 /
- 凉水河 /
- 氮磷释放
Abstract: In this study, a new in-situ remediation technology-in-situ physical elution technology was used to conduct the inhibition experiments on nitrogen and phosphorus release from the sediment of Liangshui River. The in-situ samples before and after elution were collected, then the lab static simulation tests were also designed. Variation characteristics of contents and release rate of ${\rm{NH}}_4^ +$ -N, ${\rm{NO}}_3^ -$ -N, TN, ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P, TP in the overlying water of the elution group and control group were analyzed. The results were showed that for the elution group, the average ${\rm{NH}}_4^ +$ -N release rate from sediment to the overlying water was (−6.51±0.32) mg·(m²·d)⁻¹ on the 30th day of the release test, and the average ${\rm{NH}}_4^ +$ -N concentration in the overlying water reached 0.52 mg·L⁻¹, which decreased by 89.4% compared to the control group. The average ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P and TP release rates decreased by 78.1% and 83.0% compared to the control group, respectively. The average TP concentration in the overlying water reached 0.22 mg·L⁻¹, which was 68.1% lower than the control group. The inhibition of ${\rm{NH}}_4^ +$ -N and ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P release from the sediment by in-situ physical elution technology is mainly realized through the reduction of organic nitrogen and phosphorus substances and the amelioration of reducing environments in water-sediment interface.
- in-situ physical elution /
- sediment remediation /
- Liangshui river /
- nitrogen and phosphorus release

循环活性污泥法(cyclic activated sludge technology, CAST)作为一种基于序批式反应器(sequencing batch reactor, SBR)工艺改良的新技术，因其运行简便、结构紧凑及运行费用低等优点而被广泛应用于城镇污水处理厂中^[1-2]。CAST反应池通常由选择池、缺氧池和好氧池3部分构成。在生物选择池内，将原水和混合液按体积比为5∶1的比例混合，使回流污泥处于高负荷条件下，这能有效抑制丝状菌的增殖，避免污泥膨胀^[3-4]。由于污泥回流过程中会带有一定量的硝态氮(NO₃⁻-N)，反硝化菌在选择池和缺氧池中利用有机物将NO₃⁻-N还原为氮气(N₂)的同时，也将原水中的有机物储存为细胞内碳源^[5]，这为好氧池内的同步硝化-反硝化脱氮(simultaneous nitrification and denitrification, SND)创造了条件。BIAN等^[6]同时研究CAST工艺的脱碳与脱氮性能，结果表明，TN主要通过以亚硝酸盐为间歇产物的同步硝化-反硝化机制去除，曝气期间同步硝化-反硝化的发生是由于反应器悬浮载体中存在微缺氧环境所致。WANG等^[7]指出通过改变关键操作条件(温度，DO等)可以控制脱氮路径，控制同步硝化-反硝化成为主要脱氮路径，并在不同温度下通过调整有机负荷改善脱氮效率。WANG等^[8]在对CAST系统进行脱氮性能的评估中，同样证实同步硝化-反硝化脱氮贡献与操作条件有关，通过优化操作条件可提高同步硝化-反硝化过程的脱氮性能，推测DO在1 mg·L⁻¹时亚硝酸盐氧化菌的抑制作用会影响亚硝酸盐的积累。然而，目前关于CAST工艺的脱氮路径及脱氮特性的报道不多。基于此，对CAST工艺的脱氮性能进行评价十分必要。

为此，本研究以某污水处理厂CAST工艺为研究对象，通过对典型周期内氮组分、污泥浓度等进行测定，结合污泥活性、同步硝化-反硝化速率和饱食-饥饿(feast-famine)等批次实验，评价了该工艺的脱氮性能，以期为我国城市污水处理厂CAST工艺的设计、运行及水厂提质增效提供参考。

1. 材料与方法

1.1 污水处理厂简介

该污水处理厂处理规模为3.5×10⁴ m³·d⁻¹，其中一期工程2.0×10⁴ m³·d⁻¹，采用CAST工艺；二期工程1.5×10⁴ m³·d⁻¹，采用A²/O工艺。CAST工艺由4组反应池构成，每一组反应池的尺寸为76 m×11.6 m×6 m，选择池、缺氧池和好氧池体积比为1∶4∶25。该工艺水力停留时间(hydraulic retention time, HRT)为18.8 h，污泥龄(sludge retention time, SRT)为14.7 d，污泥回流比为20%。CAST工艺包括4个运行步骤：进水曝气、曝气、沉淀和出水，每步骤时长为1 h。缺氧池中安装潜水混合器，保证缺氧池内活性污泥处于悬浮状态；好氧池内安装微孔曝气器，以维持所需溶解氧(dissolved oxygen, DO)浓度及搅拌。在好氧池末端设有混合液回流泵，每运行周期前2 h进行回流，流量为80 m³·d⁻¹。厌氧池和缺氧池设有氧化还原电位(oxidation-reduction potential, ORP)测定仪，在线显示氧化还原电位。好氧池中设有溶解氧仪和污泥浓度仪，在线检测DO浓度和污泥浓度，并反馈至中控室，随时调节鼓风机送风量和排泥量。

1.2 常规指标的分析方法

氨氮(NH₄⁺-N)、亚硝氮(NO₂⁻-N)和硝氮(NO₃⁻-N)等的测定参照标准分析方法^[9]。NH₄⁺-N的测定采用纳氏试剂分光光度法，NO₂⁻-N的测定采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法，NO₃⁻-N的测定采用紫外分光光度法，MLSS和MLVSS的测定采用重量法。DO由便携式溶氧仪(SevenGo pro SG6)测定。本研究中以乙酸钠作为批次实验的碳源，其测定方法为气象色谱法，测定仪器为SP-3420A型气象色谱仪。

1.3 CAST工艺取样点及脱氮贡献计算

为研究CAST工艺好氧池同步硝化-反硝化脱氮特性，沿池长设定5个取样点(图1)，在进水曝气和曝气段每间隔15 min取样且测定氮组分浓度和记录DO浓度。

图 1 CAST工艺取样点

Figure 1. Schematic diagram of sampling points

下载: 全尺寸图片幻灯片

CAST反应池的脱氮主要由3部分贡献：缺氧池反硝化脱氮(DEN)、同步硝化-反硝化脱氮(SND)、沉淀阶段的内源反硝化脱氮(ED)。总脱氮量根据式(1)计算，同步硝化-反硝化脱氮量根据式(2)计算，内源反硝化脱氮量根据式(3)计算，选择池及缺氧池脱氮量根据式(4)计算，每周期开始时池内总氮量根据式(5)计算，每周期进水总氮量根据式(6)计算，每周期出水总氮量根据式(7)计算，曝气结束时池内总氮量根据式(8)计算。

$M={M}_{\mathrm{i}\mathrm{n}\mathrm{f}}-{M}_{\mathrm{e}\mathrm{f}\mathrm{f}}$

$(1)$

${M}_{\mathrm{s}\mathrm{n}\mathrm{d}}={{M}_{\mathrm{s}\mathrm{t}}+M}_{\mathrm{i}\mathrm{n}\mathrm{f}}-{M}_{\mathrm{e}\mathrm{n}\mathrm{d}}-{M}_{\mathrm{h}\mathrm{d}}$

$(2)$

${M}_{\mathrm{e}\mathrm{d}}={{TN}_{\mathrm{e}\mathrm{n}\mathrm{d}}-TN}_{\mathrm{e}\mathrm{f}\mathrm{f}}-{TN}_{\mathrm{s}\mathrm{t}}$

$(3)$

${M}_{\mathrm{h}\mathrm{d}}=1\;000{V}_{1}T{C}_{1}$

$(4)$

${M}_{\mathrm{s}\mathrm{t}}={1\;000V}_{2}{C}_{2}$

$(5)$

${M}_{\mathrm{i}\mathrm{n}\mathrm{f}}={1\;000V}_{3}{C}_{3}$

$(6)$

${M}_{\mathrm{e}\mathrm{f}\mathrm{f}}={1\;000V}_{3}{C}_{4}$

$(7)$

${M}_{\mathrm{e}\mathrm{f}\mathrm{f}}=1\;000{(V}_{2}+{V}_{3}){C}_{5}$

$(8)$

式中：M 为每周期总脱氮量，mg(以N计)；M_inf为每周期进水总氮量，mg；M_eff为每周期出水总氮量，mg；M_snd为每周期同步硝化-反硝化脱氮量，mg；M_st为每周期起始时CAST池内总氮量，mg；M_hd为每周期缺氧池脱氮量，mg；M_ed为每周期内源反硝化脱氮量，mg；M_end为每周期曝气结束时CAST池总氮量，mg； V₁为混合液回流量，80 m³·h⁻¹；T为回流时间，2 h；C₁为回流混合液平均NO₃⁻-N浓度，mg·L⁻¹；V₂为每周期开始时池内混合液体积，m³；C₂为每周期开始时池内混合液总氮浓度，mg·L⁻¹；V₃为进水体积，m³；C₃为进水总氮浓度，mg·L⁻¹；C₄为出水总氮浓度，mg·L⁻¹；C₅为曝气结束时池内混合液总氮浓度，mg·L⁻¹。

1.4 同步硝化-反硝化速率测定

为研究CAST反应池内不同DO浓度下的同步硝化-反硝化脱氮特性，本研究在CAST工艺进水结束时取1号采样点的泥水混合物于5 L试验装置内，在DO浓度分别为1.0、1.5、2.0和2.5 mg·L⁻¹下进行同步硝化-反硝化率测定。试验装置内设有搅拌器，在反应器顶端设有取样口。测定过程中，每隔15 min取样并测定NH₄⁺-N和NO₃⁻-N浓度，随后根据浓度变化拟合得出NH₄⁺-N消耗速率和NO₃⁻-N生成速率，最终根据两速率计算得出同步硝化-反硝化率(式(9))。

$R=\left(1-\frac{{R}_{{\mathrm{N}\mathrm{O}}_{3}^--\mathrm{N}}}{{R}_{{\mathrm{N}\mathrm{H}}_{4}^+-\mathrm{N}}}\right)\cdot 100\%$

$(9)$

式中： $R$ 为同步硝化反硝化率，%； ${R}_{{\mathrm{N}\mathrm{H}}_{4}^{+}{\text{-}}\mathrm{N}}$ 为NH₄⁺-N消耗速率，mg·(g·h)⁻¹(mg以氮计、g以VSS计)； ${R}_{{\mathrm{N}\mathrm{H}}_{4}^{+}{\text{-}}\mathrm{N}}$ 为NO₃⁻-N生成速率，mg·(g·h)⁻¹。

1.5 饥饿时长对微生物吸收乙酸的测定

为确定CAST工艺中饥饿时长对微生物吸收乙酸的影响，本研究将活性污泥等分为5份，置于1 L血清瓶中，活性污泥(SS)浓度为3 608 mg·L⁻¹，VSS·SS⁻¹为0.55。向每一份污泥加入足量的NO₃⁻-N使其处于饥饿状态，饥饿时长依次为5、24、36、48和72 h。饥饿结束后加入足量的乙酸、NO₃⁻-N和NH₄⁺-N，间隔15 min进行取样，测定基质浓度变化，根据式(10)~式(12)计算最大乙酸吸收量。

$\Delta{M}_{\mathrm{H}\mathrm{A}{\mathrm{c}}_{1}}=2.67\left(\Delta{M}_{{\mathrm{N}\mathrm{O}}_{3}^-}-\Delta{M}_{{\mathrm{N}\mathrm{O}}_{2}^-}\right)+1.07\Delta{M}_{{\mathrm{N}\mathrm{O}}_{2}^-}$

$(10)$

$\Delta{M}_{\mathrm{H}\mathrm{A}{\mathrm{c}}_{2}}=\Delta{M}_{\mathrm{H}\mathrm{A}{\mathrm{c}}_{0}}-\Delta{M}_{\mathrm{H}\mathrm{A}{\mathrm{c}}_{1}}$

$(11)$

$\Delta{M}_{\mathrm{H}\mathrm{A}\mathrm{c}}=\Delta{M}_{\mathrm{H}\mathrm{A}{\mathrm{c}}_{2}}\times \frac{0.001}{{C}_{\mathrm{V}\mathrm{S}\mathrm{S}}}$

$(12)$

式中： $\Delta{M}_{\mathrm{H}\mathrm{A}{\mathrm{c}}_{1}}$ 为将NO₃⁻-N还原为NO₂⁻-N及N₂所消耗的乙酸量，mg·L⁻¹； $\Delta{M}_{{\mathrm{N}\mathrm{O}}_{3}^{-}}$ 为反应过程中浓度减少量，mg·L⁻¹； $\Delta{M}_{{\mathrm{N}\mathrm{O}}_{2}^{-}}$ 为反应过程中浓度增加量，mg·L⁻¹； $\Delta{M}_{\mathrm{H}\mathrm{A}{\mathrm{c}}_{0}}$ 为反应过程中消耗的乙酸量，mg·L⁻¹； $\Delta{M}_{\mathrm{H}\mathrm{A}{\mathrm{c}}_{2}}$ 为反应过程中吸收的乙酸量，mg·L⁻¹； ${C}_{\mathrm{V}\mathrm{S}\mathrm{S}}$ 为污泥浓度，g·L⁻¹； $\Delta{M}_{\mathrm{H}\mathrm{A}\mathrm{c}}$ 为单位质量微生物吸收的乙酸量，g·g⁻¹(以VSS计)。

1.6 内源反硝化活性测定

活性污泥的内源反硝化活性采用基质消耗速率法测定，具体操作如下：CAST工艺每周期曝气结束时，在好氧池末端取一定量的活性污泥，用水淘洗去除残余基质，将淘洗过的活性污泥加入密闭的反应器内，向其中加入硝酸钠，控制NO₃⁻-N为20 mg·L⁻¹，每隔30 min取泥水混合物进行过滤，之后测定滤液中的NO₃⁻-N、NO₂⁻-N和NH₄⁺-N的浓度，活性通过基质浓度变化线性拟合得出。

2. 结果与讨论

2.1 CAST工艺的脱氮效果

CAST工艺自2013年投入运行以来，各项水质指标均满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级B标准。2021年10月—2022年5月，CAST工艺的主要进出水水质见表1。可以看出，CAST工艺出水COD、TN和PO₄^3--P浓度分别小于30、15和0.3 mg·L⁻¹，均达到A标准的水质要求。而对于出水NH₄⁺-N，尽管略高于A标准所规定的1.5 mg·L⁻¹，但在二期A²/O工艺出水稀释下，污水厂总出水可达标排放。

表 1 进出水水质

Table 1. Quality of influent and effluent mg·L⁻¹

水样	COD	NH₄⁺-N	NO₃⁻- N	TN	PO₄^3--P
进水	188±22	32.7±7.60	—	40.50±9.50	2.98±1.15
出水	20±3	1.60±1.30	6.74±3.59	11.30±2.20	0.07±0.06

| Show Table

DownLoad: CSV

2.2 CAST工艺脱氮途径及原理分析

CAST工艺属于SBR工艺的一种演变，其运行方式也与SBR工艺相同，但CAST的推流式进水方式使得好氧池的反应并非完全混合式。考虑到CAST工艺的脱氮主要在好氧池。因此，首先对好氧池流态进行分析，结合选择池、缺氧池和好氧池的污泥浓度测定，判断各反应区的流体力学特性。由测定结果可知(图2)，各反应区的污泥浓度分布并不均匀，在选择池和缺氧池内污泥浓度基本不变，说明这2个反应区的流态呈完全混合式；而好氧池进水端污泥浓度最低，约6 000 mg·L⁻¹；出水端最高，约8 000 mg·L⁻¹，说明回流混合液和原水混合进入好氧池后，以推流式方式前进，由于混合液回流比较低，使得污泥浓度沿程增加。

图 2 CAST工艺沿程污泥浓度变化

Figure 2. Variation of MLSS along treatment process

下载: 全尺寸图片幻灯片

CAST工艺序批式的运行方式及推流式进水方式使其具有独特的脱氮特性。在周期开始时，回流混合液和原水在选择池内混合，此时混合液中的NO₃⁻-N被反硝化菌利用原水中的有机物还原成N₂(反硝化脱氮)。值得注意的是，CAST工艺的回流比仅为20%，使得回流至缺氧池的NO₃⁻-N含量有限，继而选择池和缺氧池对TN脱除的贡献率较低；其次，回流混合液中的活性污泥在选择池和缺氧池中将原水中的有机物以胞内聚合物的形式储存，之后进入好氧池内，进而作为同步硝化-反硝化脱氮的碳源；最后，当曝气结束后，好氧池内活性污泥开始沉淀，池中剩余DO首先被消耗殆尽，此时好氧池部分区域进入缺氧状态，反硝化菌开始利用胞内聚合物及内碳源进行内源反硝化脱氮。综上所述，CAST工艺脱氮途径包括选择池及缺氧池反硝化脱氮、好氧池同步硝化-反硝化脱氮及内源反硝化脱氮。

为明确3种脱氮途径对TN脱除的贡献率，结合典型周期水质指标，利用式(1)~(8)对其进行计算，结果见表2。可以看出，选择池和缺氧池中反硝化脱氮贡献率最低，仅为(1.64±0.05)%，这一结果主要和混合液回流比较低(20%)有关，其可通过增大回流比提升，但需对回流泵进行更换；沉淀出水阶段的内源反硝化脱氮贡献最大，可达(62.86±4.13)%，类似结果在二沉池中也有观察到^[10-11]，但受限于沉淀时间短等因素，其脱氮贡献率难以进一步提升；除去反硝化和内源反硝化脱氮，TN的脱除全由好氧池同步硝化-反硝化途径完成，贡献率可达(35.50±4.15)%，对其进行优化，或成为进一步提升CAST工艺脱氮性能的突破口。基于此，本研究从如何优化同步硝化-反硝化过程入手，通过探究DO浓度和饥饿时长对同步硝化-反硝化脱氮性能的影响机制，从而确定适宜CAST工艺的运行策略。

表 2 CAST工艺典型周期各途径脱氮贡献占比

Table 2. Contribution of each pathway to nitrogen removal

脱氮方式	脱氮量/g	占比/%
反硝化脱氮	526.01±19.91	1.64±0.05
内源反硝化脱氮	20 093.13±1 291.55	62.86±4.13
同步硝化-反硝化脱氮	11 366.27±1 553.06	35.50±4.15
总脱氮	31 985.40±1 212.71	100

| Show Table

DownLoad: CSV

2.3 DO浓度对同步硝化-反硝化脱氮性能的影响

为分析DO浓度对同步硝化-反硝化过程的影响特性，测定了不同DO浓度下好氧池曝气阶段DO、NH₄⁺-N及NO₃⁻-N浓度随时间的变化情况，结果如图3所示。图3(a)~(b)为低DO浓度(0.5~1 mg·L⁻¹)下同步硝化-反硝化的脱氮特性。由图3(a)可知，反应过程中NH₄⁺-N仅很少一部分被硝化，曝气结束时仍有约12 mg·L⁻¹NH₄⁺-N，而NO₃⁻-N浓度几乎为零，不能为同步硝化-反硝化过程提供足够的电子受体，进而导致脱氮效率极低。

图 3 不同DO浓度下各取样点基质浓度变化

Figure 3. Variation of nitrogen concentration at each sampling point at different DO concentrations

下载: 全尺寸图片幻灯片

图3(c)~(d)为中等DO浓度(1~4 mg·L⁻¹)下同步硝化-反硝化脱氮特性。由图3(c)可知，取样点1、3和5的NH₄⁺-N和NO₃⁻-N浓度随反应的进行呈现先升后降的趋势。在进水曝气阶段，取样点1 NH₄⁺-N浓度由3.80 mg·L⁻¹升至10.72 mg·L⁻¹，而NO₃⁻-N浓度仅由1.85 mg·L⁻¹升至2.94 mg·L⁻¹，这一结果由原水和硝化反应联合贡献。原水会带入一定量的NH₄⁺-N，但此时硝化能力有限，无法及时将NH₄⁺-N氧化为NO₃⁻-N，于是NH₄⁺-N浓度不断升高。对NO₃⁻-N而言，原水会对其进行稀释，但伴随着硝化反应的进行，NO₃⁻-N会不断积累，因而NO₃⁻-N浓度略有增加，但会明显低于NH₄⁺-N浓度的增加；在曝气阶段，若仅存在硝化反应，NH₄⁺-N的下降将同NO₃⁻-N的升高相匹配。但实际情况是，NH₄⁺-N和 NO₃⁻-N浓度同时下降，在曝气结束时分别降至4.09 mg·L⁻¹和5.29 mg·L⁻¹，此结果证实了同步硝化-反硝化脱氮的存在。由于取样点3和5距进水口有一定距离，推流式进水方式使得其起始NH₄⁺-N和COD较低，进而DO浓度快速升高。而当进水逐渐推移到这两点时(取样点3为20~40 min；取样点5为40~60 min)，由于COD降低和硝化反应的进行，DO浓度开始下降，之后随着NH₄⁺-N和COD的降低，DO浓度开始缓慢回升。依据计算可以得出，同步硝化-反硝化、内源反硝化和反硝化途径对TN的脱除贡献率分别为65.7%、32.5%和1.80%。依据计算可得，同步硝化-反硝化、内源反硝化和反硝化途径对TN的脱除贡献分别为65.7%、32.5%和1.80%(进水和出水TN分别为38.80 mg·L⁻¹和6.01 mg·L⁻¹, TN去除率为84.51%)。

图3(e)~(f)为高DO浓度(1~6 mg·L⁻¹)下同步硝化-反硝化脱氮特性。由图3(e)和图3(f)可知，3个取样点的 DO 浓度随时间变化规律与中 DO 水平下的变化规律基本一致，但其浓度均高于后者，取样点1、3、5的DO平均浓度分别为3.41、4.48和6.07 mg·L⁻¹。在高DO浓度条件下，氧扩散能力增强，活性污泥絮体内部难以维持缺氧环境，同步硝化-反硝化脱氮过程所需环境遭到破坏，致使NO₃⁻-N不断积累，曝气结束时3个取样点的NH₄⁺-N和NO₃⁻-N浓度依次达到1.41、1.27、0.58 mg·L⁻¹和13.92、12.48、9.88 mg·L⁻¹。依据计算可得，同步硝化-反硝化、内源反硝化和反硝化途径对TN的脱除贡献分别为39.2%、58.6%和2.20%(进水和出水TN分别为40.01和10.20 mg·L⁻¹，TN去除率为74.51%)。

综上所述，中DO浓度下可观察到明显的同步硝化-反硝化过程，同步硝化-反硝化脱氮效果最理想，而高DO和低DO浓度下无法观察到明显的同步硝化-反硝化过程，脱氮效果较差。因此，CAST工艺好氧池DO应控制为中等浓度，这对同步硝化-反硝化过程进行更有利，从而提高TN去除率。

基于不同DO浓度下典型周期内同步硝化-反硝化对TN脱除的贡献变化，特进行同步硝化-反硝化率测定，以确定同步硝化-反硝化脱氮的最适宜DO浓度。在CAST反应池进水结束后取取样点1的混合液，利用序批式反应器对不同DO浓度(1.0~2.5 mg·L⁻¹)下的同步硝化-反硝化率进行测定，结果如图4所示。由图4可知，随着DO浓度升高，同步硝化-反硝化率逐渐下降。当DO浓度控制在 1 mg·L⁻¹ 时，同步硝化-反硝化率达到最高值(70.66%)，NH₄⁺-N消耗速率和NO₃⁻-N生成速率分别为1.25 mg·(g·h)⁻¹和0.37 mg·(g·h)⁻¹。而当DO浓度控制在2.52 mg·L⁻¹时，同步硝化-反硝化率降为9.34%，NH₄⁺-N消耗速率和NO₃⁻-N生成速率分别为1.75 mg·(g·h)⁻¹和1.59 mg·(g·h)⁻¹。相比较而言，随着DO浓度的升高，NH₄⁺-N消耗速率增幅并不明显，仅为40%，但NO₃⁻-N生成速率增幅明显，达到329.73%。这表明在DO浓度为2.52 mg·L⁻¹时同步硝化-反硝化过程已严重受限。因此，CAST工艺DO浓度应控制在1.0~1.5 mg·L⁻¹，此时同步硝化-反硝化性能最强，这一结果与实际运行过程内中等DO浓度下所得结果一致，同样符合徐凤等^[12]认为的最佳溶解氧浓度(0~2mg·L⁻¹)的观点。

图 4 不同DO浓度条件下的同步硝化-反硝化率

Figure 4. SND rates at different DO concentrations

下载: 全尺寸图片幻灯片

2.4 饥饿时长对微生物吸收HAc的影响

CAST工艺中20%的混合液回流比使得回流至CAST反应池前端的污泥有限，且污泥在好氧池内以推流式方式前进，污泥从好氧池末端回流至前端理论需要3~5 d，于是微生物将长期处于饥饿状态，即CAST工艺运行具有饱食-饥饿的特性，即非平衡增长^[13-14]。饱食-饥饿理论^[15]认为污泥所处饥饿时长会影响胞内聚合物的储存量，而同步硝化-反硝化脱氮能力又取决于胞内聚合物的量。因此，确定合适的饥饿时长，进而明确合适的污泥回流比对提高CAST工艺脱氮效率尤为重要。

为探究饥饿时长对微生物吸收有机物的影响，进行批次实验，结果见表3。由表3可知，随着饥饿时长增加，活性污泥对HAc的吸收量呈现出先上升后下降的趋势。在饥饿时长为5 h时 $\Delta{M}_{\mathrm{H}\mathrm{A}\mathrm{c}}$ 最小，仅为0.123 g·g⁻¹；随着饥饿时长的增加，活性污泥内原有细胞聚合物被逐渐消耗，使得活性污泥对HAc的吸收能力和储存胞内聚合物的空间得以提升，当饥饿时长为36 h时 $\Delta{M}_{\mathrm{H}\mathrm{A}\mathrm{c}}$ 达到最大，为0.173 g·g⁻¹；随着饥饿时长的进一步增加，微生物开始利用细胞体进行反硝化，导致参与吸收的微生物数量有所减少(可检测到NH₄⁺-N浓度升高)，进而吸收量减小，当饥饿时长为72 h时 $\Delta{M}_{\mathrm{H}\mathrm{A}\mathrm{c}}$ 仅有0.173 g·g⁻¹。综上所述，最佳饥饿时长应控制为36 h，此时的HAc吸收量最大，更有利于同步硝化-反硝化脱氮。本研究中CAST工艺好氧池有效容积为4 254 m³，若活性污泥停留时间为36 h，则每天由好氧池末端回流至选择池的污泥量为3 016 m³，CAST工艺每天运行6个周期，每周期回流量为502 m³，基于每周期进水量为1 125 m³，CAST工艺的最佳回流比应控制为45%，这对好氧池的同步硝化-反硝化和内源反硝化脱氮过程更有利。

表 3 不同饥饿时长下活性污泥对HAc的吸收量

Table 3. Uptake of HAc by activated sludge at different famine durations

饥饿时长/h	$\Delta{M}_{\mathrm{H}\mathrm{A}{\mathrm{c}}_{0}}$ /(mg·L⁻¹)	$\Delta{M}_{{\mathrm{N}\mathrm{O}}_{3}^{-}}$ /(mg·L⁻¹)	$\Delta{M}_{{\mathrm{N}\mathrm{O}}_{2}^{-}}$ /(mg·L⁻¹)	$\Delta{M}_{\mathrm{H}\mathrm{A}{\mathrm{c}}_{1}}$ /(mg·L⁻¹)	$\Delta{M}_{\mathrm{H}\mathrm{A}{\mathrm{c}}_{2}}$ /(mg·L⁻¹)
5	335.16	79.35	74.87	91.31	243.84
24	394.68	101.39	88.34	128.47	266.2
36	468.91	103.59	94.3	124.77	344.14
48	407.25	102.71	93.03	124.46	282,79
72	376.14	96.54	84.47	121.76	254.38

| Show Table

DownLoad: CSV

2.5 CAST工艺内源反硝化脱氮特性分析

为了解CAST工艺好氧池内源反硝化脱氮特性，在曝气结束时取1、3和5取样点的泥水混合物，对其内源反硝化活性进行了测定，结果见图5。由图5可知，取样点1泥水混合物内源反硝化活性最大，达到1.48 mg·(g·h)⁻¹，明显高于取样点3(1.08 mg·(g·h)⁻¹)和取样点5 (1.05 mg·(g·h)⁻¹)。造成这一结果的原因是取样点1靠近进水端，活性污泥所吸附的有机物及微生物储存的胞内聚合物较多，所以可用于内源反硝化反应的电子供体较多。而对于取样点3和取样点5的活性污泥，较长的污泥龄导致外源有机物和胞内聚合物已被大量消耗，内源反硝化反应只能以细胞作为碳源进行，致使内源反硝化速率较低。内源反硝化主要是利用内碳源(细胞体)进行反硝化，细胞体的化学结构通式为C₅H₇NO₂，化学计量反应如式(13)所示。

图 5 不同取样点内源反硝化过程中氮消耗(生成)速率

Figure 5. Rate of nitrogen consumption (production) during endogenous denitrification at different sampling points

下载: 全尺寸图片幻灯片

${\mathrm{C}}_{5}{\mathrm{H}}_{7}{\mathrm{NO}}_{2}+4{\mathrm{NO}}_{3}^-\to 2{\mathrm{N}}_{2}+5{\mathrm{CO}}_{2}+{\mathrm{NH}}_{3}+4{\mathrm{OH}}^-$

$(13)$

由式(13)可知，每去除1 g的NO₃⁻-N理论上会产生0.25 g的NH₄⁺-N。而在CAST工艺中，取样点1、3和5每去除1 g的NO₃⁻-N依次产生0.09、0.13和0.20 g NH₄⁺-N，均低于利用细胞体进行反硝化的理论值，但沿着推流方向逐渐接近理论值。此结果证实内源反硝化过程不单以细胞体作为碳源，还包括污泥所吸附的有机物及微生物储存的胞内聚合为碳源。

2.6 CAST工艺脱氮性能评价与运行调控建议

表4列举了CAST、A²/O和氧化沟工艺的脱氮指标。由表4可知，3种工艺出水COD、NH₄⁺-N和TN浓度相当，均满足相关排放要求。而对于出水TN，CAST、A²/O和氧化沟工艺的去除量分别为29.1、36.06和39.03 mg，每去除1 mg TN所需COD依次为5.77、6.41和15.94 mg，此结果说明CAST工艺更具脱氮潜力，但考虑到CAST工艺出水TN明显高于A²/O和氧化沟工艺，因而对其运行提出以下调控建议：1)DO浓度调控：依据现场测定和同步硝化-反硝化率测定实验，为获得良好的同步硝化-反硝化脱氮性能(较高同步硝化-反硝化率)及降低运行费用(减少供氧量)，在CAST工艺好氧池内实行阶梯曝气，沿泥水混合物流动方向不断升增加曝气量，控制好氧池前段、中段和后段的DO质量浓度依次处于0.6~1.0、1.0~2.0和2~3 mg·L⁻¹。2)污泥回流比调控：依据饱食-饥饿实验，为保证微生物将进水有机物尽可能多的以内碳源的形式储存，从而增强同步硝化-反硝化脱氮性能，将CAST工艺的回流比由当下的20%(饥饿时长为80 h)提升至45%(饥饿时长为36 h)。

表 4 CAST、A2/O和氧化沟工艺脱氮指标

Table 4. Denitrification indicators of CAST, A2/O and oxidation ditch processes mg·L⁻¹

工艺	进水COD	进水NH₄⁺-N	进水TN	出水COD	出水NH₄⁺-N	出水TN
CAST	188±23	32.70±7.60	40.50±9.50	20±3	1.60±1.30	11.40±2.20
A²/O	249±38	36.12±5.38	44.36±4.87	18±3	0.32±0.26	8.30±1.26
氧化沟	643±136	35.12±4.89	47.50±5.33	21±3	1.07±0.57	8.47±1.01

| Show Table

DownLoad: CSV

3. 结论

1) CAST工艺好氧池内同步硝化-反硝化和沉淀过程中内源反硝化对总氮去除的贡献占据主导作用，贡献率分别为 (35.50±4.15)%和(62.86±4.13)%，而缺氧池反硝化脱氮贡献仅为(1. 64±0.05)%。

2) DO浓度对同步硝化-反硝化脱氮性能有重要影响，控制DO浓度在1.0~1.5 mg·L⁻¹时，可获得最大同步硝化-反硝化脱氮效果。

3)饥饿时长对微生物吸收HAc有重要影响，当饥饿时长为36 h时，可获得最大HAc吸收量，达到每1 g VSS消耗0.173 g HAc，可为同步硝化-反硝化脱氮提供更多碳源。

图 1 底泥中各种形态磷提取步骤

Figure 1. Extraction process of phosphorus forms in sediment

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 2 对照组和洗脱组 ${\bf{NH}}_4^ +$ -N释放速率及浓度的变化(n=4)

Figure 2. Changes in ${\rm{NH}}_4^ +$ -N release rate and concentration in control and test groups (n=4)

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 3 对照组和洗脱组 ${\bf{NO}}_3^ -$ -N释放速率及浓度的变化(n=4)

Figure 3. Changes in ${\rm{NO}}_3^ -$ -N release rate and concentration in control and test groups (n=4)

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 4 对照组和洗脱组TN释放速率及浓度的变化(n=4)

Figure 4. Changes in TN release rate and concentration in control and test groups (n=4)

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 5 对照组和洗脱组 ${{\bf{PO}}_4^{3 - }}$ -P释放速率及浓度的变化(n=4)

Figure 5. Changes in ${{\rm{PO}}_4^{3 - }}$ -P release rate and concentration in control and test groups (n=4)

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 6 对照组和洗脱组TP释放速率及浓度的变化(n=4)

Figure 6. Changes in TP release rate and concentration in control and test groups (n=4)

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 7 对照组和洗脱组底泥中各项氮形态、磷形态含量垂直分布特征

Figure 7. Vertical content distribution of nitrogen and phosphorus forms in sediments of control and test groups

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 8 对照组和洗脱组上覆水中pH、DO的变化(n=4)

Figure 8. Changes in pH and DO values in control and test groups (n=4)

下载: 全尺寸图片幻灯片

表 1 对照组与洗脱组表层底泥各项理化指标(n=4)

Table 1. Physical & chemical indexes of surface sediment in control and test groups

实验组	pH	ORP/mV	w(OM)/%	w(TN)/(mg·kg⁻¹)	w(TP)/(mg·kg⁻¹)
对照组	7.24±0.15	−132.7±19.2	3.61±1.26a	3 272.4±1 249.2a	2 671.9±926.4a
洗脱组	7.43±0.18	−96.0±38.0	2.18±0.25b	700.5±298.0b	1 472.2±682.9b
注：不同字母代表差异的显著性，下同。

下载: 导出CSV

表 2 释放期间氮、磷释放速率与环境因子的Spearman相关矩阵(n=69)

Table 2. Spearman matrix between nitrogen & phosphorus release rate and environmental factors during test (n=69)

项目	pH	DO	v( ${\rm{NH}}_4^ +$ -N)	v( ${\rm{NO}}_3^ -$ -N)	v(TN)	v( ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P)	v(TP)
pH	1	0.737**	−0.535**	0.408**	0.066	−0.458**	−0.338**
DO	0.737**	1	−0.312**	0.102	0.121	−0.417**	−0.471**
v( ${\rm{NH}}_4^ +$ -N)	−0.535**	−0.312**	1	−0.394**	0.227	0.295*	−0.162
v( ${\rm{NO}}_3^ -$ -N)	0.408**	0.102	−0.394**	1	−0.025	−0.411**	−0.340**
v(TN)	0.066	0.121	0.227	−0.025	1	0.015	−0.049
v( ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P)	−0.458**	−0.417**	0.295*	−0.411**	0.015	1	0.545**
v(TP)	−0.338**	−0.471**	−0.162	−0.340**	−0.049	0.545**	1
注：表示P < 0.05，*表示P < 0.01。

项目	pH	DO	v( ${\rm{NH}}_4^ +$ -N)	v( ${\rm{NO}}_3^ -$ -N)	v(TN)	v( ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P)	v(TP)
pH	1	0.737**	−0.535**	0.408**	0.066	−0.458**	−0.338**
DO	0.737**	1	−0.312**	0.102	0.121	−0.417**	−0.471**
v( ${\rm{NH}}_4^ +$ -N)	−0.535**	−0.312**	1	−0.394**	0.227	0.295*	−0.162
v( ${\rm{NO}}_3^ -$ -N)	0.408**	0.102	−0.394**	1	−0.025	−0.411**	−0.340**
v(TN)	0.066	0.121	0.227	−0.025	1	0.015	−0.049
v( ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P)	−0.458**	−0.417**	0.295*	−0.411**	0.015	1	0.545**
v(TP)	−0.338**	−0.471**	−0.162	−0.340**	−0.049	0.545**	1
注：表示P < 0.05，*表示P < 0.01。

下载: 导出CSV

[1]	HOWARTH R, ANDERSON D, CHURCH T, et al. Clean coastal waters-understanding and reducing the effects of nutrient pollution[M]. Washington, DC: National Academic Press, 2000.
[2]	BRICKER S B, LONGSTAFF B, DENNISON W, et al. Effects of nutrient enrichment in the nation's estuaries: A decade of change[J]. Harmful Algae, 2008, 8(1): 21-32. doi: 10.1016/j.hal.2008.08.028
[3]	SøNDERGAARD M, JENSEN J P, JEPPESEN E. Role of sediment and internal loading of phosphorus in shallow lakes[J]. Hydrobiologia, 2003, 506-509(1/2/3): 135-145.
[4]	SøNDERGAARD M, BJERRING R, JEPPESEN E. Persistent internal phosphorus loading during summer in shallow eutrophic lakes[J]. Hydrobiologia, 2013, 710(1): 95-107. doi: 10.1007/s10750-012-1091-3
[5]	濮培民, 王国祥, 胡春华, 等. 底泥疏浚能控制湖泊富营养化吗?[J]. 湖泊科学, 2000, 12(3): 269-279. doi: 10.3321/j.issn:1003-5427.2000.03.012
[6]	YU J, DING S, ZHONG J, et al. Evaluation of simulated dredging to control internal phosphorus release from sediments: Focused on phosphorus transfer and resupply across the sediment-water interface[J]. Science of the Total Environment, 2017, 592: 662-673. doi: 10.1016/j.scitotenv.2017.02.219
[7]	LIU C, SHAO S, SHEN Q, et al. Effects of riverine suspended particulate matter on the post-dredging increase in internal phosphorus loading across the sediment-water interface[J]. Environmental Pollution, 2016, 211: 165-172. doi: 10.1016/j.envpol.2015.12.045
[8]	GU B W, LEE C G, LEE T G, et al. Evaluation of sediment capping with activated carbon and nonwoven fabric mat to interrupt nutrient release from lake sediments[J]. Science of the Total Environment, 2017, 599-600: 413-421. doi: 10.1016/j.scitotenv.2017.04.212
[9]	WANG Y, DING S, WANG D, et al. Static layer: A key to immobilization of phosphorus in sediments amended with lanthanum modified bentonite (Phoslock®)[J]. Chemical Engineering Journal, 2017, 325: 49-58. doi: 10.1016/j.cej.2017.05.039
[10]	YU P, WANG J, CHEN J, et al. Successful control of phosphorus release from sediments using oxygen nano-bubble-modified minerals[J]. Science of the Total Environment, 2019, 663: 654-661. doi: 10.1016/j.scitotenv.2019.01.265
[11]	杜海明.受污染水体底泥洗脱原位置换的清污设备: 201110354833.4[P]. 2013-05-01.
[12]	鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社, 2000.
[13]	ROSENFELD J K. Ammonium adsorption in nearshore anoxic sediments[J]. Limnology & Oceanography, 1979, 24(2): 356-364.
[14]	ALEXANDRA G G, JOANNE B, FRANKLIN H M, et al. Indicators of phytoplankton response to particulate nutrient bioavailability in fresh and marine waters of the great barrier reef[J]. Science of the Total Environment, 2018, 636: 1416-1427. doi: 10.1016/j.scitotenv.2018.04.334
[15]	KAISERLI A, VOUTSA D, SAMARA C, et al. Phosphorus fractionation in lake sediments: Lakes Volvi and Koronia, N. Greece[J]. Chemosphere, 2002, 46(8): 1147-1155. doi: 10.1016/S0045-6535(01)00242-9
[16]	LU H, FU K, DONG T, et al. Spatial distribution of carbon, nitrogen and phosphorus within surface sediments in the lower Lancang river: Pollution assessment related to Dams[J]. Journal of Environmental Protection, 2018, 9(13): 1343-1358. doi: 10.4236/jep.2018.913083
[17]	NOWLIN W H, EVARTS J L, VANNI M J. Release rates and potential fates of nitrogen and phosphorus from sediments in a eutrophic reservoir[J]. Freshwater Biology, 2005, 50(2): 301-322. doi: 10.1111/j.1365-2427.2004.01316.x
[18]	陈超, 钟继承, 范成新, 等. 湖泊疏浚方式对内源释放影响的模拟研究[J]. 环境科学, 2013, 34(10): 3872-3878.
[19]	于翔霏, 程宪伟, 祝惠, 等. 长春西湖沉积物氮、磷营养盐释放通量及原位覆盖控释效果模拟研究[J]. 湿地科学, 2017, 15(4): 595-600.
[20]	LI X, XIE Q, CHEN S, et al. Inactivation of phosphorus in the sediment of the Lake Taihu by lanthanum modified zeolite using laboratory studies[J]. Environmental Pollution, 2019, 247: 9-17. doi: 10.1016/j.envpol.2019.01.008
[21]	王光华, 赵英, 周德瑞, 等. 解磷菌的研究现状与展望[J]. 生态环境, 2003, 12(1): 96-101. doi: 10.3969/j.issn.1674-5906.2003.01.024
[22]	HERBERT R A. Nitrogen cycling in coastal marine ecosystems[J]. FEMS Microbiology Reviews, 1999, 23(5): 563-590. doi: 10.1111/j.1574-6976.1999.tb00414.x
[23]	REITZEL K, AHLGREN J, DEBRABANDERE H, et al. Degradation rates of organic phosphorus in lake sediment[J]. Biogeochemistry, 2007, 82(1): 15-28. doi: 10.1007/s10533-006-9049-z
[24]	YUAN H, LIU E, WEI P, et al. Species and characteristics of organic phosphorus in surface sediments of northwest region of Taihu lake, Eastern China[J]. Clean-Soil, Air, Water, 2015, 42(11): 1518-1525.
[25]	李乐, 王圣瑞, 焦立新, 等. 滇池柱状沉积物磷形态垂向变化及对释放的贡献[J]. 环境科学, 2016, 37(9): 3384-3393.
[26]	HU J, PENG P A, JIA G, et al. Distribution and sources of organic carbon, nitrogen and their isotopes in sediments of the subtropical Pearl River estuary and adjacent shelf, Southern China[J]. Marine Chemistry, 2006, 98(2): 274-285.
[27]	STRAUSS E A, MITCHELL N L, LAMBERTI G A. Factors regulating nitrification in aquatic sediments: Effects of organic carbon, nitrogen availability, and pH[J]. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 2002, 59(3): 554-563. doi: 10.1139/f02-032

期刊类型引用(10)

1.	王思满，陶文志，孟晶晶，喻颖，张勇，冯慧云. 洗脱对上覆水环境及底泥氮磷迁移转化的影响. 合肥工业大学学报(自然科学版). 2024(11): 1519-1526+1546 . 百度学术
2.	范小龙，贺志刚. 基于CiteSpace的水体底泥修复研究文献计量分析. 山东化工. 2023(05): 127-130 . 百度学术
3.	张勇，肖逸凡，李灿，冀凤全，詹宇，王慧. 底泥洗脱技术对潟湖水体的修复效果. 湿地科学与管理. 2023(03): 24-28 . 百度学术
4.	史小丽，杨瑾晟，陈开宁，张民，阳振，于洋. 湖泊蓝藻水华防控方法综述. 湖泊科学. 2022(02): 349-375 . 百度学术
5.	张友德，田文凤，何建军，戴曹培. 黑臭水体底泥内源污染治理技术对比及分析. 绿色科技. 2022(08): 103-107+113 . 百度学术
6.	侯绪山，袁静，叶碧碧，吴越，李国宏，吴敬东，储昭升. 沉积物原位物理洗脱技术对苦草萌发生长的影响. 环境工程技术学报. 2021(03): 514-522 . 百度学术
7.	林映津，曾小妹，谢贻冬，苏文勋，毕佛春. 河道底泥处理及资源化利用研究进展. 海峡科学. 2021(04): 38-41 . 百度学术
8.	张萧汉，刘文龙，刘琳，高如枫. 河道底泥处理的研究. 辽宁化工. 2021(10): 1511-1514 . 百度学术
9.	朱家悦，朱李英，钟馨. 河道底泥原位生物修复技术研究简述. 四川水利. 2020(02): 92-94+99 . 百度学术
10.	阚丹. 浅水湖泊内源磷污染控制技术研究进展. 环保科技. 2020(04): 59-64 . 百度学术

其他类型引用(5)

点击查看大图

图( 8) 表( 2)

计量

文章访问数: 4465
HTML全文浏览数: 4465
PDF下载数: 57
施引文献: 15

1. 材料与方法
1.1 污水处理厂简介
1.2 常规指标的分析方法
1.3 CAST工艺取样点及脱氮贡献计算
1.4 同步硝化-反硝化速率测定
1.5 饥饿时长对微生物吸收乙酸的测定
1.6 内源反硝化活性测定
2. 结果与讨论
2.1 CAST工艺的脱氮效果
2.2 CAST工艺脱氮途径及原理分析
2.3 DO浓度对同步硝化-反硝化脱氮性能的影响
2.4 饥饿时长对微生物吸收HAc的影响
2.5 CAST工艺内源反硝化脱氮特性分析
2.6 CAST工艺脱氮性能评价与运行调控建议
3. 结论

全文HTML

城市河道受纳了城市人为活动产生的绝大部分污染物，是重要的纳污渠道^[1-2]。排放入水中的氮磷营养物质经过吸附、离子交换和微生物等作用蓄积在河道底泥中，当外界环境发生变化时，这部分营养物质容易发生溶解、再悬浮等作用而释放至水体，造成水体的富营养化^[3-4]。在此过程中，藻类在对营养物质氮磷的竞争中占据优势而大量繁殖，造成其他水生植物大片死亡，河流生态系统功能退化。因此，城市河道修复过程中对其内源污染的治理尤为关键。

对底泥的内源污染治理可通过移除、降解污染物质和阻止其向上覆水中释放几个途径来实现，而如底泥环保疏浚、原位覆盖、原位固定技术等常规技术均对阻止氮磷物质释放表现出一定的效果。其中底泥环保疏浚技术通过将上层富含营养盐的底泥疏挖至异位处理以达到削减内源负荷和减少营养盐释放的目的^[5]。但疏浚对氮磷释放的长效抑制作用存在争议，YU等^[6]研究了太湖底泥疏浚后水-沉积物界面磷的交换强度及再补给能力，结果表明疏浚后磷的释放速率比未疏浚下降了58%；LIU等^[7]研究发现，底泥疏浚后产生的悬浮颗粒物吸附了大量进入湖泊的溶解性活性磷(solubility reactive phosphorus, SRP)，导致巢湖入湖口磷负荷在疏浚后270 d仍和疏浚前水平相当，所以疏浚技术对磷释放的长期效果仍值得商榷。

原位覆盖技术通过在底泥表面铺设的材料实现对氮磷释放的阻滞，根据阻滞的污染物不同可选择特定的覆盖材料和覆盖厚度。GU等^[8]研究发现，无纺布/活性炭组合的覆盖材料可经对颗粒物的阻挡和材料的吸附作用分别使 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N、TN和 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P释放削减了66.0%、54.2%和73.1%，对TP的释放削减接近100%，并且对 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P阻滞效果较TP偏低，是由于该材料组合成分中缺少可强烈吸附 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ 的Fe、Al位点。原位固定技术通过在污染水体投加化学物质，将污染物固定在沉积物中，阻止其向上覆水中的释放。WANG等^[9]和YU等^[10]的研究分别表明采用镧改性膨润土和氧纳米气泡对底泥中SRP释放具有良好的抑制作用。然而，无论是覆盖还是固定技术均向水体引入了新的污染物，对水体生态系统的健康发展仍然不利。在现有的技术条件下，寻找新型修复技术仍具有现实意义。

近几年，国内兴起的原位洗脱技术^[11]在北京市凉水河旧宫段的底泥修复工程中取得了良好的效果。该技术通过对表层污染底泥进行物理的机械或曝气搅动，从而使污染物质进入水相并将其用泵抽走作后续处理，同时搅动冲洗过的清洁底泥，重新覆盖形成新覆盖层。因此，该技术具有类似疏浚技术分离出部分污染物和覆盖技术的一些特点，从而对底泥中氮磷释放可能具有一定的抑制作用。为具体研究这种作用效果，本研究选择凉水河洗脱工程段和附近区域底泥作为研究对象，现场采集洗脱区与对照区域柱状样并设计了静态模拟实验，通过比较洗脱组与对照组底泥中氮磷物质的释放特征来评价该技术对研究区域底泥中氮磷释放的抑制作用，从而为该技术的工程应用提供技术支撑。

3. 讨论

原位洗脱技术对凉水河底泥中 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N、 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P、TP的释放均具有很好的抑制作用，而对TN释放抑制效果较弱。对于疏浚技术而言，陈超等^[18]的静态模拟实验结果表明理想疏浚和绞吸式疏浚方式对太湖梅梁湾内湾沉积物释放3 d后 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P的平均释放速率分别为对照组的20%和72%(对照组释放速率为3.7 mg·(m²·d)⁻¹)，而对氮的释放在短期内为促进作用。本研究洗脱组中 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N和 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P在第4天时平均释放速率分别为(0.20±2.60) mg·(m²·d)⁻¹和(2.71±0.49) mg·(m²·d)⁻¹，对应的对照组中 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N和 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P释放速率分别为(224.92±41.62) mg·(m²·d)⁻¹和(6.42±1.54) mg·(m²·d)⁻¹。由此可见，原位洗脱技术在短期内对 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N释放抑制效果好于疏浚技术，对 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P抑制效果同样好于绞吸式疏浚技术。从长期效果来分析来看，洗脱组释放第30天时v( ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P)为(2.01±0.79) mg·(m²·d)⁻¹，为对照组的21.9%，因此，洗脱技术对 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P释放抑制效果具有一定持久性。对覆盖而言，于翔霏等^[19]的研究表明建筑回填土作为覆盖材料使长春西湖沉积物中氨氮和总磷的30 d释放速率分别达到0和1.06 mg·(m²·d)⁻¹。本研究在第30天时洗脱组 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N和TP释放速率分别为(−6.51±0.32) mg·(m²·d)⁻¹和(1.30±0.68) mg·(m²·d)⁻¹，分别为对照组的0%和17.0%。可以看出洗脱技术对 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N、TP释放的抑制效果与覆盖技术相当。LI等^[20]的研究证明采用投加24%镧改性沸石进行固定的方法在48 h后可使太湖沉积物中SRP的浓度降低约55%，最终浓度约为0.016 mg·L⁻¹。WANG等^[9]的研究结果表明镧改性膨润土固定70 d后可使SRP浓度降为0.021 mg·L⁻¹。本研究中释放实验30 d时 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P浓度为0.20 mg·L⁻¹。综上可知，洗脱技术对溶解性氮、磷释放的抑制效果与覆盖和固定方法的抑制效果相近，而较疏浚方法的效果更好。

原位洗脱技术主要通过2个方面来改善凉水河底泥氮磷释放过程。首先，该技术能实现对底泥中有机氮磷物质的去除。洗脱技术对表层底泥OM、TN、TP去除率分别达到了39.6%、78.6%、44.9%。大量营养物质的去除造成氨化细菌和解磷菌等生长所需要的碳源减少^[21-22]，微生物矿化速率降低。因此，减弱了 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N、 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P的释放。具体而言，洗脱组表层底泥中w(OP)和w(PON)分别比对照降低了54.76%和85.18%。沉积物中OP主要为磷酸单酯、磷酸二酯、焦磷酸盐和聚磷酸盐等有机磷化合物，且主要来源为腐殖质和生物体组织代谢物^[23-25]，同样PON也主要来源于生物体生命活动所产生有机物的积累^[26]，这些物质是内源氮磷负荷的主要贡献者。因此，洗脱对PON、OP的去除可大大阻止其向无机形式氮、磷转化，从而对溶解性氮、磷释放发挥一定效用。经洗脱后的底泥中无机形态磷(Al-P、Ca-P)和OP含量相比对照均有显著降低，然而由于pH、DO等环境条件发生改变，沉积物中本应存在着有机形态向无机形态的转化。因此，洗脱过程中磷形态之间的化学转化作用相比物理作用可能不占据主导，分析原因可能是，原位洗脱技术对底泥的作用主要表现为物理的搅扰和对搅动后所形成混合污染物的分离，而在此过程中发生的化学反应可能对沉积物氮磷释放影响不明显。

其次，该技术对界面DO和表层底泥ORP具有一定改善作用。洗脱组和对照组整个释放实验期间氮、磷释放速率与水-沉积物界面环境因子的相关性分析结果见表2。由表2可知：水-沉积物界面DO浓度与v( ${\rm{NH}}_4^ +$ -N)、v( ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P)、v(TP)在0.01水平上呈显著负相关，相关系数分别达到了−0.312、−0.417和−0.471。洗脱组DO浓度在整个释放期间均高于对照组，尤其在第30天释放稳定阶段时DO为7.28 mg·L⁻¹，相比对照组升高了28.7%，同时表层底泥ORP由−132.7 mV提升到−96.0 mV，表明水-沉积物界面的还原环境被明显改善。在中性条件下，水-沉积物界面DO浓度提高可以促进底泥中 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N的硝化作用，使氮源在底泥中更加稳定。本研究中洗脱组与对照组pH变化范围为7.65~8.02，为中性偏碱环境，且由图3(a)的结果可知洗脱组 ${\rm{NO}}_3^ -$ -N在底泥中吸附速率较对照组下降，这从另一个角度证明了硝化作用的增强，因此界面氧化还原环境的改善对抑制底泥中 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N的释放具有一定作用。同时表层底泥中ORP的提高意味着部分还原态物质被氧化，如Fe²⁺转化为更容易吸附在沉积物中的高价态氧化物，从而使底泥中Fe-P更为稳定。然而本研究所选凉水河底泥中Fe-P含量水平较低(对照组和洗脱组w(Fe-P)范围为0.40~2.43 mg·kg⁻¹)，因此这种作用并未得以体现。

除此之外，pH对沉积物中 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N、 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P释放具有一定影响，但贡献不大。由表2可知，界面pH与v( ${\rm{NH}}_4^ +$ -N)、v( ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P)、v(TP)呈显著负相关，并且pH与DO之间呈显著正相关。pH的作用首先表现在对 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N吸附效果的影响， ${\rm{NH}}_4^ +$ -N可吸附在沉积物中带负电的胶体颗粒上，这种吸附作用随着沉积物中H⁺增多产生的竞争效应而逐渐减弱。因此，pH升高对底泥中 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N释放表现有一定抑制作用。其次沉积物中硝化细菌的活性与pH密切相关，pH>8或pH<4.5时，硝化作用将不能进行。有研究^[27]表明，一定氧水平下沉积物中硝化速率在pH为7.5时可达到最大值。本研究中洗脱前后pH为7.65~8.02，pH升高反而对硝化作用有一定抑制作用，从而对 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N释放表现为促进作用。但从相关性分析结果来看，pH对 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N释放表现为抑制效果，故在这种pH水平下吸附作用对 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N释放影响可能更大。底泥中存在NH₄Cl-P，这部分磷松散吸附在沉积物上，对pH变化较为敏感，因此，pH升高同样有利于其沉积作用从而对 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P释放产生一定抑制作用。底泥中Ca-P和Al-P对界面pH变化较为敏感，由于酸性条件将促进这类金属氧化物的溶解。然而本研究区域采集底泥pH均大于7，且洗脱对pH改变并不明显。因此，洗脱造成的pH变化对Ca-P和Al-P释放影响可能不大。

4. 结论

1)原位洗脱技术对凉水河底泥中 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N、 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P和TP的释放具有明显的抑制作用：洗脱组在释放实验第30天时上覆水中 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N平均释放速率为(−6.51±0.32) mg·(m²·d)⁻¹， ${\rm{NH}}_4^ +$ -N平均浓度为0.52 mg·L⁻¹，较对照下降了89.4%； ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P和TP平均释放速率比对照组降低了78.1%和83.0%，上覆水中TP平均浓度为0.22 mg·L⁻¹，较对照下降了68.1%。

2)洗脱过后表层底泥中w(PON)和w(OP)分别较对照降低了83.6%和46.5%；静态释放实验30 d时水-沉积物界面DO浓度达到7.28 mg·L⁻¹，表层底泥中ORP为(96.0±38.0) mV，较对照组提高了27.7%。原位洗脱显著改善了水-沉积物界面的还原环境，并且通过对底泥中有机氮、磷物质的去除，有效抑制了 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N、 ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P向上覆水中的释放。

参考文献 (27)

原位洗脱技术对凉水河底泥中氮、磷释放特征的影响

作者简介: 李国宏(1993—)，男，硕士研究生。研究方向：受损水体生态修复技术。E-mail：ligh2609@163.com

通讯作者: 储昭升(1973—)，男，博士，研究员。研究方向：湖泊富营养化研究。Email：chuzs@craes.org.cn;

Effect of in-situ physical elution technology on release features of nitrogen and phosphorus in the sediment of Liangshui river

Corresponding author: CHU Zhaosheng, chuzs@craes.org.cn ;

1. 材料与方法

1.1 污水处理厂简介

1.2 常规指标的分析方法

1.3 CAST工艺取样点及脱氮贡献计算

1.4 同步硝化-反硝化速率测定

1.5 饥饿时长对微生物吸收乙酸的测定

1.6 内源反硝化活性测定

2. 结果与讨论

2.1 CAST工艺的脱氮效果

2.2 CAST工艺脱氮途径及原理分析

2.3 DO浓度对同步硝化-反硝化脱氮性能的影响

2.4 饥饿时长对微生物吸收HAc的影响

2.5 CAST工艺内源反硝化脱氮特性分析

2.6 CAST工艺脱氮性能评价与运行调控建议

3. 结论

期刊类型引用(10)

其他类型引用(5)

计量

出版历程

原位洗脱技术对凉水河底泥中氮、磷释放特征的影响

通讯作者: 储昭升(1973—)，男，博士，研究员。研究方向：湖泊富营养化研究。Email：chuzs@craes.org.cn;

English Abstract

Effect of in-situ physical elution technology on release features of nitrogen and phosphorus in the sediment of Liangshui river

Corresponding author: CHU Zhaosheng, chuzs@craes.org.cn ;

全文HTML

1.1. 样品采集

1.2. 静态模拟实验设计

1.3. 指标测定与数据分析

2.1. 底泥中氮释放特征

2.2. 底泥中磷释放特征

2.3. 释放期间表层底泥性状和界面pH、DO变化特征

目录

全文HTML

1.1. 样品采集

1.2. 静态模拟实验设计

1.3. 指标测定与数据分析

2.1. 底泥中氮释放特征

2.2. 底泥中磷释放特征

2.3. 释放期间表层底泥性状和界面pH、DO变化特征