生物预处理技术具有经济、高效去除地表水氨氮污染的优势, 多应用于城市给水厂以提升水质安全性, 保证出厂水水质达标^[1]。然而, 近年来地表水呈现氨氮、铁锰复合污染^[2], 其中铁锰污染不仅增加色度, 而且低浓度的锰即可带来神经毒性^[3], 复合污染为水厂处理提出新的挑战。因此, 对生物预处理技术同步去除氨氮、铁锰的效能及机理进行考察不仅有助于降低后续水处理单元成本, 还可为高铁锰进水的生物强化去除提供参考数据。

国内外生物法同步去除水中氨氮、铁锰的研究多采用单一菌液、混合菌液接种锰砂实现反应器快速启动, 或者利用成熟锰砂考察3种污染物在去除过程中的相互作用^[4,5]。Cai等^[6]运用能够稳定去除铁锰的生物滤池反冲洗水作为混合菌液, 以石英砂为微生物载体进行试验, 研究表明接种挂膜对反应器的启动具有加速作用。Hasan等^[7]通过将污水处理厂好氧池内微生物向反应器投加的方式加速了污染物同步去除的启动。唐玉兰等^[8]的研究表明, 经过分离富集培养的硝化细菌和铁锰氧化菌在反应器内对氨氮和铁锰的同步去除具有协同作用。汪洋等^[9]采用稳定运行5个月的滤柱考察了接触催化氧化过滤工艺对氨氮、铁锰的同步去除效果, 指出较高浓度的铁锰离子对滤柱内氨氮的去除产生影响, 提高亚铁离子的浓度导致出水氨氮浓度不达标, 提高进水锰离子浓度却可以增大氨氮的去除率。

然而, 接种针对铁锰去除的菌液, 往往需要相对复杂的处理过程, 通常需经历数以月计的预处理启动周期, 这对给水厂实际运行是一种挑战。此外, 现有研究中生物法同步去除3种污染物的微生物机理研究主要集中在对菌种类型的探讨^[10,11,12], 至于铁锰离子在生物膜上被氧化的作用过程尚未涉及。

由于以氨氮为主要目标物的微污染水源水中铁锰含量普遍较低, 因此通过自然挂膜、非外源投加菌液的启动方式, 研究氨氮和铁锰同步去除将具有重要意义, 而目前相应的效能及机理研究较缺乏。因此, 本文采用无需反冲洗的悬浮填料, 通过生物预处理技术, 考察了实际地表水源水中3种污染物的同步去除及其微生物作用机理, 以期为生物预处理技术提升出水水质提供参考。

试验采用流化载体生物膜工艺, 小试反应器为有机玻璃圆柱体 (高度550 mm, 内径55 mm) 。反应器底部为圆锥体, 有均匀布气孔及进水孔。上部有水样取口和生物样品取口。如图1所示, 反应器采用的填料为空心圆柱体, 材质为聚丙烯, 其规格为直径10mm, 长度10mm, 外周厚度0.6~0.8mm, 具齿, 比表面积≥600m²/g。同步去除试验的反应器进水条件如表1所示。

原水取自珠江水系北江段某水厂水源, 试验开展在8~10月, 是该流域的丰水期, 试验用水外源添加氯化铵和乙酸钠分别用以调节进水NH₃-N和COD_Mn浓度。试验期间水质基本参数的平均值如下:水温为26.9℃, pH为7.7, 浊度为52.1NTU, UV₂₅₄为0.03cm^-1。原水中铁锰离子的浓度范围分别为ρ (Fe) 0.01~0.83 mg/L和ρ (Mn) 0.002~0.1 mg/L。根据全年原水水质监测结果可知, 2~6月锰离子存在超标的情况, 超标的锰离子平均浓度为0.17mg/L。反应器内的HRT由蠕动泵控制, 同步去除试验中R4~R6的HRT分别为20min、40min和60min, 其他反应器的HRT均为72min;气水比由空气泵和气体流量计调控。

定期检测反应器内进出水NH₃-N、NO₂^--N、NO₃^--N的质量浓度, 经过0.45μm滤膜过滤的水样, 其中NH₃-N浓度采用纳氏试剂分光光度法, NO₂^--N浓度采用N- (1-萘基) -乙二胺分光光度法, NO₃^--N浓度采用紫外分光光度法进行测定。利用ICP-AES测定铁离子和锰离子的浓度^[13]。利用便携式溶解氧仪测定DO值和水温。

扫描电镜生物样品预处理的方法为4℃戊二醛溶液 (2.5%, pH 7.2) 中固定1.5h, PBS溶液冲洗3次, 每次10min, 经过50%、70%、90%、100%、100%、100%的乙醇梯度脱水, 每次10min, 再利用等比例的100%乙醇、叔丁醇和纯叔丁醇各置换一次, 每次15 min, 样品经过冷冻干燥、喷金后, 通过扫描电镜 (Quanta 200FFESEM) 观察样品。

微生物分析的样品于反应器顶端采集。采用DNA提取试剂盒提取总DNA, 提取方法参见试剂盒产品说明书 (MOBIO, 美国) 。PCR扩增采用细菌16SrRNA基因的V3区保守序列通用引物343F (5’-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3’) 和534R (5’-ATTACCGCGGCTGCTGG-3’) , 正向引物的5′端引入一段GC夹 (5′-CGCCCGCCGCGCGCG-GCGGGCGGGGCGGGGG CCCGGGGG-3′) 。PCR反应体系 (50μL) 组分为Taq酶 (5 U/μL) 0.25μL, 10×PCR Buffer (Mg²⁺Plus) 5μL, dNTP Mixture (各2.5 mmol/L) 4μL, 模版DNA 2.5ng, 正向引物 (20μmol) 1μL, 反向引物 (20μmol) 1μL, 用灭菌蒸馏水补充至50μL。PCR的反应程序为:94℃预热10 min, 94℃变性1min, 55℃退火30s, 72℃延伸1.5min, 以上条件30个循环后, 72℃延伸10min, 4℃恒温, 取出扩增样品保存于-20℃。经过DGGE分析后获取条带、ABI测序平台测序、NCBI数据库Blastn功能对比分析后, 鉴定菌种类型。

气水比即曝气量与进水流量的比值, 直接影响反应器内的溶解氧浓度。适宜的气水比有利于硝化反应的进行, 反之过大的气水比将加速对生物膜的冲刷, 不利于细菌对目标污染物的去除。因此, 选定适宜的气水比是稳定运行生物膜反应器的基础。在同步去除试验之前, 根据进水水质及反应器功能, 调节了反应器不同阶段的气水比大小分别为0.5、1.0和2.0, 如图2所示, 伴随气水比的升高, NH₃-N的去除率逐渐趋于稳定, 3个阶段的平均去除率分别为79.25%、90.95%和95.81%。按照原水最高进水NH₃-N浓度2.76mg/L计算, 气水比为0.5时出水NH₃-N不达标 (>0.5 mg/L) , 而气水比为1.0和2.0时, 出水NH₃-N浓度分别为0.25mg/L和0.12mg/L。为同时保证反应器高效硝化能力和低能耗的实际需求, 后续的同步去除试验选定的气水比为1.0。

悬浮填料生物膜反应器R1~R3的平均进水NH₃-N浓度分别为1.01 mg/L、1.87 mg/L和2.76mg/L。如图3a所示, 3个反应器在运行16d后硝化作用逐步趋于平稳, 经过37d的相对稳定运行, NH₃-N的平均去除率分别为85.25%、93.95%和95.37%, 进水NH₃-N浓度与其去除率呈现正相关, 经过生物预处理单元处理后的平均氨氮浓度分别为0.14mg/L、0.11mg/L和0.13mg/L, 均满足《生活饮用水卫生标准》 (GB 5749-2006) 限值。反应器对铁锰离子也有一定程度的去除, 如图3b和3c所示, R1~R3对铁离子的平均去除率分别为32.68%、40.66%和40.99%, 其与NH₃-N的去除规律相类似, 最高可使0.50mg/L进水铁离子出水达标;而对于锰离子的平均去除率则分别为39.37%、39.52%和30.11%, 进水NH₃-N浓度的提高反而降低了对锰离子的去除效果, 针对锰离子潜在的超标浓度 (0.17mg/L) , R1和R2均可保证其出水浓度达标。

反应器R4~R6的水力停留时间 (HRT) 分别为20min、40 min和60 min。如图4a所示, 延长HRT提升了NH₃-N的去除效果, 其平均去除率分别为85.24%、89.83%和95.89%, 该数值与HRT值呈现正相关, 并且出水NH₃-N浓度均达标。同时, 如图4b和4c所示, R4~R6对铁离子的平均去除率分别为20.16%、32.14%和40.77%, 在不同HRT的影响下其去除效果仍与NH₃-N具有相似的变化规律, 最高可使0.50mg/L进水铁离子出水达标;对于锰离子的平均去除率则分别为25.59%、42.19%和40.65%。同样地, 当NH₃-N的去除效果最优时, 锰离子的去除效能则有所降低, 其中R5和R6均可保证潜在超标的锰离子 (0.17mg/L) 出水达标。

由上述试验结果可知, 延长HRT有利于NH₃-N和Fe的去除, 然而为控制成本水厂在实际运行过程中需合理地缩短HRT。反应器R4平均出水NH₃-N为0.29mg/L, 可保证0.38mg/L的铁离子浓度出水达标, 可将0.17 mg/L锰离子降低为0.13mg/L;而R5平均出水NH₃-N为0.20mg/L, 可保证0.44 mg/L的铁离子浓度出水达标, 可将0.17mg/L锰离子降低为0.09mg/L;R6平均出水NH₃-N则为0.08mg/L, 可保证0.51mg/L的铁离子浓度出水达标, 可将0.17mg/L锰离子降低为0.10mg/L。综合考察3种污染物的去除效果及缩短HRT的实际需求, R5的运行参数为最优。

反应器R7~R9的进水COD_Mn浓度分别为1.69mg/L、2.04mg/L和2.57mg/L。如图5a所示, 伴随有机物浓度的升高, 其硝化能力先升高后降低, NH₃-N的平均去除率分别为92.21%、96.31%和89.75%。如图5b和5c所示, R7~R9对铁离子的平均去除率分别为35.50%、48.49%和45.33%, 反应器对铁离子的去除始终与对NH₃-N的去除具有相一致的变化规律, 最高可使0.58mg/L进水铁离子出水达标;而对于锰离子的平均去除率则分别为44.64%、55.49%和68.43%, 当NH₃-N去除率下降时, 锰离子的去除效果反而有所提升, R7~R9均可以保证潜在超标的锰离子 (0.17mg/L) 出水达标。

图3~图5表明可实现对氨氮、铁、锰的同步去除。首先, 不同的进水条件下氨氮去除效果均良好, 平均去除率均大于85%, 其中氨氮负荷为1.72mg/L, COD_Mn浓度为2.04mg/L, HRT为72min时, NH₃-N的去除效果最好, 启动平稳期的平均去除率为96.31%, 同时其NO₂^--N的平均去除率为77.47%、NO₃^--N的平均出水浓度为3.56mg/L。反应器R1~R9对铁离子的去除率为20.16%~48.49%, 对锰离子的去除率为25.59%~68.43%, 这说明生物膜对铁锰的氧化能力普遍低于其硝化能力。其中, Fe与NH₃-N的去除规律变化一致, 而Mn与NH₃-N的去除规律变化相反。然而, 在水厂实际运行时宜采用R5的进水条件, 当HRT为40min时, 仍可保证出水NH₃-N达标, 其NO₂^--N的平均去除率为78.53%、NO₃^--N的平均出水浓度为3.70mg/L。研究表明, 溶解氧是氨氮、铁锰同步去除最主要的限制因素^[14]。本试验过程反应器内DO范围始终在6~7mg/L, 可同时满足三者生物氧化的耗氧量, 为实现同步去除提供基础。此外, 也有研究表明在同步去除过程中3种污染物之间相互影响或具有协同作用^[8,9]。

综合上述试验结果可知, 当原水中COD_Mn平均浓度为2.0 mg/L、NH₃-N负荷小于3.4 mg/L时, HRT为20min即可保证出水NH₃-N达标;当原水中COD_Mn浓度为2.0~2.5 mg/L、NH₃-N负荷为3.4~4.9 mg/L时, HRT为40 min即可保证出水NH₃-N达标;当原水水质污染程度加深, 则需要适当地延长HRT。同时, 铁锰离子的去除效果与其进水浓度呈正相关, 反应器最高可使0.6mg/L进水铁离子和0.3mg/L进水锰离子出水达标。

不同进水条件对于氨氮、铁锰的同步去除产生了影响, 然而差异不大, 从本试验选用反应器R1为例, 研究生物膜同步去除3种污染物的机理。由上述试验结果可知, 在反应器内主要进行的是硝化过程, 可以推断硝化细菌在生物膜上为优势菌种^[15], 负责铁锰离子氧化的功能菌则处于非主导地位。因此, 为阐明去除机理, 首先考察了生物膜对铁锰离子去除规律。

R1出水铁、锰离子浓度与其进水浓度呈线性相关:C_Fe出=0.775 2C_Fe进-0.015 2 (R²=0.979 6) 、C_Mn出=0.689 8C_Mn进-0.000 5 (R²=0.992 6) , 去除能力较为稳定。其他反应器锰离子进出水浓度基本都呈线性相关 (R9除外) , 然而部分反应器铁离子的进出水浓度仅呈正相关 (R5~R9) 。结果表明反应器生物除锰能力较于生物除铁能力更加稳定。研究表明, 微生物形成的除锰活性膜将其氧化为MnO₂·mH₂O, 经沉淀后得到去除, 而在DO相对充足的情况下, 铁的去除则有物理吸附、化学氧化和生物氧化多种去除途径^[15,16,17], 因此本试验体系中生物膜对铁离子的去除效能并没有锰离子稳定。

生物膜主要是由胞外聚合物 (EPS) 和各类功能菌组成的三维立体结构, 其中EPS的主要成分是胞外多糖和胞外蛋白, 这使得生物膜具有网孔和粘性, 使其有利于吸附目标污染物^[18]。如图6扫描电镜结果所示, 不同类型的细菌嵌于立体的生物膜内, 可为吸附铁锰离子提供空间。能谱分析进一步证实铁锰离子存在于生物膜上, 结果表明生物膜作为一个反应媒介先将铁锰离子吸附其上, 进而为铁锰氧化菌提供生长所需的底物。

反应器R1悬浮填料表面生物膜上的菌种鉴定结果如表2所示。亚硝化单胞菌属Nitrosomonas nitrosa和硝化螺菌属Candidatus Nitrospira负责生物膜上的硝化作用^[19]。文献研究表明^[20]假单胞菌属Pseudomonas putida主要在淡水和土壤中具有氧化锰离子的功能, 而Marinobacter aquaeolei和Rhodoferax ferrireducens则负责生物膜对铁离子的氧化去除^[21]。此外, 一些鞘氨醇单胞菌属在锰沉积物中被发现且具有锰氧化能力^[22], 在本体系中Sphingomonas sp.被推断也可氧化锰离子, 与Pseudomonas putida具有协同除锰作用。结果表明, 在该进水水质和启动方式下氨氧化细菌 (AOB) 、铁氧化细菌 (FeOB) 和锰氧化细菌 (MnOB) 共存于生物膜上, 各自发挥作用协同完成对3种污染物的同步去除, 为高铁锰进水条件下的生物强化提供筛菌的参考数据。

(1) 当原水中COD_Mn平均浓度为2.0 mg/L、NH₃-N负荷小于3.4 mg/L时, HRT为20 min即可保证出水NH₃-N达标;当原水中COD_Mn浓度为2.0~2.5mg/L、NH₃-N负荷为3.4~4.9mg/L时, HRT为40 min即可保证出水NH₃-N达标;当原水水质污染程度加大, 则需要适当延长HRT。

(2) 铁锰离子的去除效果与其进水浓度呈正相关, 反应器最高可使0.6 mg/L进水铁离子和0.3mg/L进水锰离子出水达标, 反应器R1~R9对铁离子的去除率为20.16%~48.49%, 对锰离子的去除率为25.59%~68.43%, 生物膜对铁锰的氧化能力普遍低于其硝化能力。

(3) 生物膜作为反应媒介先吸附铁锰离子, 进而为铁锰氧化菌提供生长所需的底物。

(4) 氨氧化细菌 (AOB) 、铁氧化细菌 (FeOB) 和锰氧化细菌 (MnOB) 共存于生物膜上, 协同完成3种污染物的同步去除。