原水输送管道生物净水效能

杨艳玲，张 达，李 星，相 坤，刘扬阳

(北京工业大学北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室，100124北京)

研究发现，输水管道［1］在长期运行过程中会附着生长微生物形成生物膜，生物膜的生物作用能够在一定程度上净化输送水质［2］，其中重要的两种生物作用是好氧硝化细菌的硝化作用和微生物对有机物的降解作用.目前有关硝化作用的研究大都集中在供水管道，研究结果表明，在供水管道发生硝化作用会引起氯胺的衰减、pH和碱度的降低、异养菌(HPC)数量的增加和亚硝酸氮(NO2

--N)的积累等一系列水质问题［3-6］.但发生在输水管道则不同，硝化细菌将氨氮(NH4+-N)氧化为NO2

--N和硝酸氮(NO3--N)后能有效降低原水NH4

+-N质量浓度［7］.活性微生物能降解水中一些有机物，从而使原水中有机物含量降低.朱永娟等［2］以广州南部供水工程的长距离输水管道为研究对象，结果表明，输水管道中和 TOC含量均下降;曲志军等［8］研究了原水在管道输送中的变化规律，结果表明原水在输送过程中，浊度和有机物均明显降低.

目前有关输水管道生物净水作用的研究主要集中在管道中水质的变化，有关生物净水作用形成过程的研究鲜有报道.目前，我国地表水源富营养化问题较严重，研究并充分利用长距离输水管道内生物膜的生物净水效能提高输送水质，有利于降低水厂处理成本以及提高供水水质.本文采用实验室配水的方式模拟水源水，采用管道模拟系统模拟原水输送管道，通过连续检测进水、出水水质和生物膜中微生物数量，系统地研究了输水管道生物净水效能的形成过程，以期为调控和优化其生物净水效能提供理论和技术支持.

1 实验

1.1 实验装置与方法

实验装置如图1所示，管道模拟反应器有效容积为1.0 L，进水流量为8 mL/min，水力停留时间为2 h，安装20个聚乙烯(PE)材质挂片绕中心轴以转速80 r/min旋转，以模拟实际原水输送管道中水流的剪切作用.此外安装有在线溶解氧(DO)探头，保证各参数的实时在线监测.在管道模拟反应器运行后，定期检测进、出水水质以及挂片生物膜上微生物数量.

图1 管道模拟反应器装置

1.2 实验水样

采用市政自来水，结合需要配制的原水水质，酌情添加适量生活污水、氯化铵及腐殖酸配制实验水样.实验期间原水水温为18℃，水质情况见表1.

表1 实验水质

1.3 分析项目与方法

生物膜水样的制备:采用灭菌棉签沿相同方向擦拭挂片挂膜面5～6次后放入盛有10 mL解析液的试管中，然后将试管置于超声波清洗器(昆山市超声仪器有限公司生产的KQ-500B型，超声电功率为500 W，工作频率为40 kHz)作用20 min.

2 结果与讨论

2.1 硝化作用形成过程

2.1.1 NH4+-N及NO2--N随时间的变化

实验期间管道模拟反应器中NH4+-N和NO2--N随时间的变化分别见图2、3.

图2 NH4+-N随时间的变化

由图2可见，随着管道模拟反应器运行时间的延长，NH4+-N去除率呈现先增大后逐渐趋于稳定的变化趋势，在运行19 d后达到最大值93%，并在运行43 d附近趋于稳定(75%左右).由于硝化细菌呈对数生长，存在适应期、对数生长期和稳定期3个阶段，整个实验期间管道模拟反应器对NH4+-N的去除率呈跳跃式增长.

由图3可见，随着管道模拟反应器运行时间的延长，出水NO2--N质量浓度先逐渐升高后降低，最终趋于稳定，在运行17 d后积累量达到最大值0.596 mg/L，之后随着生物膜的不断成熟，NO2--N积累量逐渐降低，并在运行35 d后趋于稳定，基本稳定在0.02 mg/L左右.

图3 NO2--N随时间的变化

2.1.2 生物膜中AOB和NOB的变化

AOB将NH4+-N氧化为NO2--N，NOB 将NO2--N氧化为NO3--N，可通过AOB和NOB数量的变化直接反映硝化作用过程［9］.实验期间管道模拟反应器生物膜中AOB和NOB数量检测结果见表2.

表2 生物膜中AOB和NOB数量

由表2可见，生物膜中AOB和NOB的数量均是先增加后降低，最后趋于稳定，管道模拟反应器运行初期，生物膜中AOB和NOB数量相近，反应器内没有出现NO2--N的积累;随着运行时间的延长，AOB的增长速率大于NOB，从第9天开始管道模拟反应器内出现了NO2--N的积累，生物膜中AOB数量明显高于NOB数量，说明AOB和NOB不同的生长速率造成了NO2--N的积累，之后随着生物膜的成熟，生物膜中AOB数量均高于NOB数量，说明在原水输送管道中，AOB在与NOB的竞争中占优势，且AOB相比NOB是优势菌种，这与已有研究结果一致［10-12］.

2.2 有机物降解作用形成过程

2.2.1 UV254随时间的变化

UV254与TOC、DOC和COD等之间均有一定的相关性［13-14］，在水质监测中可以将UV254作为反映有机物含量的指标，间接反映水体中有机物污染程度.实验期间管道模拟反应器中UV254随时间的变化见图4.可以看出，活性微生物降解了水体中部分有机物，管道模拟反应器出水UV254含量整体呈下降趋势，先逐渐降低后趋于稳定，且在运行45 d后对UV254的去除率达到稳定(30%左右).

图4 UV254随时间的变化

2.2.2 生物膜中HPC数量的变化

HPC相比细菌总数能更好地反映活性微生物的数量［15］，本实验采用HPC数量的变化反映生物膜中微生物的生长状况.实验期间管道模拟反应器生物膜中HPC数量检测结果见表3.可以看出，管道模拟反应器在运行初期，生物膜中HPC数量较少，因为处于此阶段的微生物虽然活性较高、繁殖速度较快，但附着生长性能较弱.随着管道模拟反应器运行时间的延长，附着态微生物数量增加，使得其生物膜中HPC数量逐渐升高，且在运行25 d后达到最大值1.6×105CFU/cm2.但由于微生物种群的更替，生长周期更长且更适应附着生长的微生物成为生物膜中活性微生物的主要组成部分，而微生物总量不再增加，导致管道模拟反应器生物膜中HPC数量降低.随着微生物种群的进一步更替，管道模拟反应器生物膜内的活性微生物数量达到最适宜附着性微生物生长的稳定状态，且在运行45 d后其生物膜中HPC数量达到稳定，在1.1×105CFU/cm2左右.

表3 生物膜中HPC数量

2.3 浊度去除变化

已有研究表明，浊度可间接反映水中微生物的数量，可通过控制水中浊度有效控制微生物的数量［15］.图5为管道模拟反应器出水浊度随时间的变化.可以看出，管道模拟反应器出水浊度整体呈下降趋势，对浊度的去除率呈现先增加后逐渐趋于稳定的变化趋势，且呈跳跃增长.管道模拟反应器在运行45 d后生物膜达到稳定，对浊度的去除率稳定在30%左右.

图5 浊度随时间的变化

原因是挂膜初期，微生物高活性、快速的繁殖速度以及较弱的附着生长性能使得水中悬浮微生物较多，出水浊度较高;随着运行时间的延长，附着态微生物增加，浊度的去除率增加，但此阶段生物膜还未完全成熟稳定，故悬浮菌的增加以及生物膜的脱落导致了浊度去除率的跳跃式增长;生物膜达到成熟稳定后，生物膜内微生物数量达到最适于附着态微生物的稳定状态，故对浊度的去除率基本保持稳定.

2.4 PO43-去除变化

PO43-是容易被细菌直接吸收利用的磷源［16］，本实验采用出水 PO43-的变化反映对磷的去除效果.管道模拟反应器出水PO43-随时间的变化见图6.可以看出，管道模拟反应器出水PO质量浓度有一定程度的降低，在运行19 d后，对PO43-的去除率达最大值42.45%，之后随着运行时间的延长，对PO43-的去除率维持在13.64%～38.78%.原因是磷是微生物生长所必须的元素，且生物除磷主要靠聚磷菌完成，聚磷菌在厌氧状态下释放磷，在好氧状态下吸收磷［17］，因此，必须为聚磷菌提供厌氧/好氧或厌氧/缺氧的交替环境才能实现生物除磷［18］.而本实验中，管道模拟反应器在较高DO条件下挂膜运行，一直未发生厌氧状况，故对PO43-的去除率不高.

图6 PO43-随时间的变化

3 结 论

1)原水输送管道生物净水效能的形成过程中，NH4+-N和有机物等的去除均是先逐渐增大后趋于稳定，且稳定值相比最大值稍有下降.

2)管道模拟反应器运行45 d后生物膜达到稳定，对NH4+-N的去除率稳定在75%左右，出水NO2--N质量浓度稳定在0.02 mg/L左右;在输水管道中，AOB相比NOB是优势菌种.

3)至生物膜稳定，管道模拟反应器对UV254、浊度、PO的去除率分别稳定在约30%、30%和13.64%～38.78%.

［1］陈涌城，张洪岩.长距离输水工程有关技术问题的探讨［J］.给水排水，2002，28(2):1-4.

［2］朱永娟，杨艳玲，李星，等.长距离输水管道微生物存在水平及水质变化规律［J］.中国给水排水，2012，28(21):34-36.

［3］KIRMEYER G J，ODELL H J，JACANGELO A W，et al.Nitrification occurrence and control in chloraminated water systems［M］.Denver，CO:the Foundation and American Water Works Association，1995.

［4］SKADSEN J.Effectiveness of high pH in controlling nitrification ［J］.American Water Works Association Journal，2002，94(7):73-84.

［5］ODELL L H，KIRMEYER G J，WILCZAK A，et al.Controlling nitrification in chloraminated systems［J］.American Water Works Association Journal，1996，8(7):86-98.

［6］WILCZAK A，JACANGELO J G.Occurrence of nitrification in chloraminated distribution systems［J］.American Water Works Association Journal，1996，8(7):74-85.

［7］HUANG Z，GEDALANGA P B，ASYPATHANAGUL P，et al.Influence of physicochemical and operational parameters on nitrobacter and nitrospira communities in an aerobic activated sludge bioreactor［J］.Water Research，2010，44(15):4351-4358.

［8］曲志军，尤作亮，徐洪福.原水水质在管道输送中的变化规律［J］.供水技术，2007，1(2):5-9.

［9］赵乐乐，李星，杨艳玲，等.给水管网中硝化作用的形成特性研究［J］.中国给水排水，2011，27(9):37-40.

［10］廖亮.给水处理中亚硝酸盐来源分析及控制［D］.西安:西安建筑科技大学，2008.

［11］张达，杨艳玲，李星，等.原水水质对输水管道硝化作用形成的影响［J］.中国环境科学，2014，34(1):2220-2227.

［12］王军.氯胺消毒供水管网硝化作用及其控制措施研究型［D］.长沙.湖南大学，2009.

［13］林星志，杨慧芬，宋存义.UV254在水质监测中应用的研究［J］.能源与环境，2006(1):22-24.

［14］蒋绍阶，刘宗源.UV254作为水处理中有机物控制指标的意义［J］.重庆建筑大学学报，2002，24(2):61-65.

［15］白晓慧，张晓红，张玲，等.上海市供水管网中异养菌生长水平及相关指标变化［J］.环境科学，2006，27(11):2350-2352.

［16］桑军强，余国忠，王占生.磷含量与饮用水生物稳定性的关系［J］.中国环境科学，2002，22(6):534-536.

［17］张华星，陈银广，杨海真.增加污水中挥发性脂肪酸以提高生物除磷效果的研究进展［J］.治理技术，2005，24(4):22-25.

［18］刘智晓，崔福义，王树，等.生物膜工艺实现高效除磷的关键问题及技术线路［J］.给水排水，2009，35(4):44-49.