0 引言
城市河流具有水循环、防洪、景观、自净、供水、航运、输沙等多种自然和社会功能[1]。但由于我国在城市化建设的快速推进过程中，城市基础设施，尤其是污废水处理和管网设施建设滞后，大量污废水直接排入河道，远超水环境承载能力，导致沿城镇河流水环境质量恶化，黑臭问题凸显。2015年国务院发布的《水污染防治行动计划》对黑臭水体的治理提出了明确目标：到2020年，我国地级及以上城市建成区黑臭水体均控制在10%以内，到2030年城市建成区黑臭水体总体得到消除。据国家环保部统计，截至2016年，我国295个地级及以上城市中，有220个城市排查确认的黑臭水体就有2 026个，其中完成整治的水体仅占15.8%，有一些已经治理好的水体还出现了黑臭反弹。因此，有必要研究和探寻城市黑臭水体的治理和水质长效保持技术方法。
水体“黑臭”是一种生物生化现象。发黑主要是水体和底泥中存在的Fe、Mn等重金属离子在厌氧菌还原作用下生成FeS、MnS等金属硫化物，并吸附大量腐殖质沉积于底泥中，使水体和底泥发黑[2-3]；发臭是由于水体中有机污染物在厌氧菌作用下产生大量硫化氢、硫醇、氨和胺等含臭气体所致[4]。受污染底泥的内源释放是引起水体水质恶化和黑臭的重要原因[5-6]。目前解决水体黑臭的主要途径有：底泥疏浚、人工曝气、引水、投加微生物菌剂或生物促生剂。但人工曝气、引水、底泥疏浚等方法基本上治标不治本，且存在工程量大、治理费用较高，难以长期持续等问题。微生物菌剂和生物促生剂技术是一种见效快、投资少、无二次污染、能有效清除污染的水体原位修复技术[7-8]。但微生物菌剂和促生剂一般是液体或粉末状，需要一定的扩培时间才能加入到水体中，菌种具有时效性，要连续不断投加[9]，治理时间较长，在处理开放水域时易流失，运行费用偏大[10]，而采用固定化微生物技术能够克服上述微生物处理方法的不足。研究表明，微生物经固定化后与游离态的微生物相比，微生物的种群数量、活性和污染物的降解效率均可得到显著提高[11-12]；将复合生物菌剂固定在具有特殊结构的生物带上，并辅助曝气复氧技术，可有效降解黑臭底泥和上覆水中的污染物质，且经过30 d的处理底泥厚度降低80%以上[13]。兹利用西安卓远环保工程公司开发的Ⅰ型微生物载体和Ⅱ型微生物载体技术开展西安市某城市河道黑臭底泥和水体原位修复的试验研究，为固定化微生物技术在黑臭水体原位修复方面的应用奠定一定实践基础。
1 材料与方法
1.1 固定化微生物载体
本研究使用的固定化微生物载体是运用生物工艺学技术，将乳酸菌、酵母菌群、光合菌群、Gram阳性杆菌群、硝化菌群等多种微生物包埋在陶粒、火山石等材料的固体颗粒中制成的固定化微生物载体，Ⅰ型和Ⅱ型微生物载体颗粒如图1所示。
图1 Ⅰ型微生物载体颗粒和Ⅱ型微生物载体颗粒
载体颗粒由于空隙多，比表面积大，为固定在其内部的微生物提供了较大的生长和繁殖空间。由于采用的载体颗粒比重较大，易下沉到水底，不易被水流冲走，在与河道黑臭底泥充分接触的过程中，包埋的微生物通过生长和繁殖降解底泥内的有机物质，达到削减底泥和消除恶臭的效果。载体颗粒中的微生物平时处于休眠状态，当条件合适时，便可在载体中源源不断繁殖，在治理河道时，只需一次投加，运行费用低廉。
其中Ⅰ型微生物载体可承受较高的外源污染的冲击（如初期雨水、生活污水的排放），该载体中的微生物能将这些污染物分解，从而保证了水体质量。Ⅱ型微生物载体是专门用于降解底泥（内源污染）开发的，使用时只需播撒在水中即可，不受水的深度、溶解氧的限制，在一定时间内，便可将底泥中的有机物分解干净。
1.2 试验现场
西安市某城市河道内湿地由于上游来水严重不足，同时接纳了大量城市污水处理厂的尾水，加之湿地内存有许多滞留区，水体水质发黑发臭现象严重。研究选取了一段黑臭问题突出、水质较差的水深约为1.0 m，面积约为200 m2的水面，并用滤布进行围挡，构成试验场（污水处理厂尾水可连续进入，日最大进水量约为300 m3），在试验场中央水深0.5 m处放置长约1 m，内径0.1 m的固定化微生物柱（柱内放入Ⅰ型微生物载体约2.5 kg），并在柱体内放置辅助曝气装置，采用间歇式曝气法（曝气功率为0.75 kW，曝气时间每天不超过6 h），固定化微生物柱装置示意图如图2所示。在试验场内水体中投加Ⅱ型微生物载体约60 kg（0.3 kg/m2）。同时以相邻的试验场外下游段水体（水深约1.0 m）作为试验对比区域。
图2 固定化微生物示意图
图3 采样点布置图
1.3 采样点位布置
在试验场内共设置4个采样点（图3为采样点布置图），其中1、2、3、4号采样点位于试验区内，0号点位于试验场外的对比区域。取样时间从2014年9月2日—11月25日，每隔6 d采样1次，每次采样时间在14:00—16:00。
1.4 监测方法
1）底泥监测。底泥厚度的测定，采用标杆法；细菌总数的测定，采用平板菌落计数法。底泥生物降解性能G的测定参考文献[14]。
2）水质监测。上覆水质监测项目包括：DO、TP、TN、CODCr、NH4+-N，除DO现场直接测定外，其余指标均为现场取样后带回实验室，按照《水和废水监测分析方法》进行测定，其中试验场内4个采样点水质的监测均取等体积的混合样。
2 结果与分析
2.1 水体中DO变化趋势分析
图4为试验场内水体不同深度处DO随时间的变化情况（不同深度处DO变化不稳定，主要是由于间歇曝气所致）。由图4可知，开始时，水体5 cm深度处的DO基本保持在2 mg/L以上，10～20 cm土层水体DO在0.8～1.5 mg/L之间，处于缺氧状态。在系统运行77 d后（11月19日），各深度处的DO均呈上升趋势，在系统运行80 d左右时5 cm处DO达到6 mg/L以上，除20 cm以下深度外，其余深度处DO均大于1.5 mg/L。说明通过利用微生物载体中包埋的产氧光合细菌（可利用有机物进行光合作用产生氧气）和间歇曝气的共同作用，使水体逐渐从厌氧和缺氧状态转变成好氧状态。为微生物载体中包埋的异氧微生物的繁殖和氧化分解底泥和水体中的有机物创造了好氧条件。
图4 试验场内不同深度DO随时间的变化
图5底泥厚度随时间的变化情况
2.2 底泥性状的变化情况
图5为底泥厚度随时间的变化情况，图6为试验场内外底泥颜色的变化。由图5、图6可知，从开始到30 d左右的时间，试验场内底泥厚度呈下降趋势，经过80 d左右，试验场内底泥厚度从44.3 cm下降到22.2 cm，下降幅度达50%，试验场底泥的颜色逐渐由黑色变成了土黄色。可能是由于沉到底泥表面的Ⅱ型微生物载体中包埋的微生物在好氧条件下，通过生长繁殖不断消耗底泥中的有机质，同时好氧环境也可将Fe2+、H2S等致使水体和底泥黑臭的还原性物质氧化，消除水体黑臭状况[3]。而试验场外水域底泥厚度和颜色基本未发生变化（维持在50 cm左右），水体表面还有大量厌氧黑臭浮泥产生。
图6试验场内外底泥性状变化情况对比
图7为试验场内外底泥中细菌总数随时间的变化情况。试验场内细菌总数在试验开始时为0.55×105CFU/g，随后呈直线上升，经36 d（10月8日）后，随着底泥有机质的减少，至试验结束时细菌总数为4.23×105CFU/g。可能是由于Ⅱ型微生物载体中包埋的微生物在分解底泥中的有机物的同时进行大量繁殖，一部分微生物会从载体孔隙中流出，被底泥吸附所致。但随着底泥有机质的减少，载体中的微生物活性降低，繁殖速度减弱，从载体中流出的微生物数量也有所减少。而试验场外底泥细菌总数基本维持不变，可见，底泥中的细菌总数可间接反映底泥的降解效果。
图7 底泥中细菌总数的变化情况
图8 底泥生物降解能力的变化情况
图9水体中CODCr质量浓度随时间的变化
图8为试验场内外底泥生物降解能力的变化情况。由图8可知，试验场内底泥降解能力由开始的9.57×10-3kg/（kg·h）增加到试验结束时的21.88×10-3kg/（kg·h），增加了约1.29倍。主要是由于Ⅰ型和Ⅱ型微生物载体中光合菌群和辅助曝气向水体提供了大量DO，使底泥由厌氧环境转变为好氧环境，在好氧条件下微生物载体中的异氧微生物大量生长繁殖，致使试验场内降解有机物的速率和能力得到显著提高。而试验场外的底泥生物降解能力开始阶段为9.58×10-3kg/（kg·h），试验结束时为13.13×10-3kg/（kg·h），其虽然在数值上有所增加，但底泥生物降解能力的变化趋势基本无较大变化。
2.3 水体水质指标变化趋势分析
图9为试验场内外CODCr质量浓度随时间的变化情况。如图9所示，由于受河道上游污水处理厂尾水及上游来水水质的影响，试验场外的水体中CODCr质量浓度的变化极不稳定。而试验场内水体CODCr质量浓度呈持续下降趋势，在试验开始阶段CODCr质量浓度为41.6 mg/L，经过3个月左右，CODCr质量浓度基本稳定在22 mg/L左右，满足《地表水环境质量标准》（GB3838—2002）中的Ⅳ类水质对CODCr质量浓度的要求。CODCr去除率达到46%，试验前中期下降趋势明显，平均去除速率达到1.4 mg/（L·d），去除速率最大时达到4.49 mg/（L·d），下降趋势明显；后期去除速率为0.2 mg/（L·d），曲线下降趋势放缓。主要是由于试验场内放置了Ⅰ型微生物载体柱，载体中的微生物通过从水体中源源不断获得营养物质（降解水体中有机物）而生长繁殖，加之Ⅱ型微生物载体不断分解底泥中的可溶解性有机质，进而避免其再次溶于水体，而造成水体的进一步污染，即通过Ⅰ型和Ⅱ型载体中微生物的共同作用，使水体中CODCr质量浓度保持下降趋势，后期由于底泥释放有机质和微生物降解速率达到平衡状态，水体CODCr基本保持在22.0 mg/L左右。
图10和图11分别为水体中NH4+-N和TN质量浓度随时间的变化。从图10和图11可看出，由于受污水处理厂尾水排放的水量和水质不确定因素的影响，加之9月降雨偏多，所以试验场外NH4+-N和TN质量浓度随时间无稳定的变化趋势。而试验场内NH4+-N和TN质量浓度受上游尾水和来水的水质影响出现小幅波动和上升，NH4+-N升至9.1 mg/L后开始稳定下降，降至最后的5.0 mg/L，去除率达到25%，满足《城市污水再生利用景观环境用水水质》（GB/T18921—2002）中景观环境用水水质对NH4+-N质量浓度的要求（≤5 mg/L）。TN质量浓度升至19.9 mg/L后开始下降，降至11.5 mg/L，去除率达到23%，同样满足《城市污水再生利用景观环境用水水质》（GB/T18921—2002）中景观环境用水水质对TN质量浓度的要求（≤15 mg/L）。主要是因为Ⅰ型微生物载体柱中的微生物在生长繁殖过程中利用有机物的同时，也可利用一部分氮源，同时在好氧条件下Ⅰ型微生物载体中的硝化菌群可将铵态氮转变为硝态氮。同样，Ⅱ型微生物载体中微生物在降解底泥中有机污染物质的同时也可使底泥中的铵态氮转变为硝态氮。使试验场内水体中NH4+-N质量浓度一直保持低于试验场外NH4+-N质量浓度。TN质量浓度的降低主要原因是试验场内在试验开始后约1个月左右，随着水面浮泥的下沉，有机污染物质量浓度的降低，水面上长出大量的浮萍，浮萍对水体中硝态氮的吸收作用，使TN质量浓度能维持在11.5 mg/L左右的水平。图12是试验初期水面状况，水面基本无浮萍出现；图13中到30 d左右时，水面上生长出很多浮萍，对硝态氮吸收效果明显。
图10 水体中NH4+-N浓度随时间的变化情况
图11 水体中TN浓度随时间的变化情况
图12 试验初期水面状况
图13 试验30 d左右水面的浮萍生长情况
图14水体中TP浓度随时间的变化情况
图14 是水体中TP质量浓度随时间的变化情况。从图14可看出，试验开始时TP质量浓度为3.0 mg/L，试验场内水体中TP质量浓度在试验开始阶段逐渐升高，最高时达到5.1 mg/L；随着时间的推移，TP质量浓度开始降低，到试验进行到70 d左右，TP质量浓度基本稳定在1.7 mg/L左右水平。TP去除率为44%左右。试验开始时，虽然有Ⅰ型和Ⅱ型微生物载体中微生物的共同作用降低水体和底泥中的有机污染物，但微生物对水体和底泥中的溶解性磷利用程度有限，加之水体在水面15 cm以下范围中DO质量浓度均小于1 mg/L，仍处于缺氧和厌氧状态，所以底泥中会释放出大量的溶解性磷酸盐，致使TP浓度开始有升高趋势。随着水体中DO质量浓度的升高，底泥中磷的释放作用受到抑制。同时Ⅰ型和Ⅱ型微生物载体中微生物在好氧条件下，可利用一部分磷，加之试验场内在试验期间生长的浮萍对磷的吸收作用，TP质量浓度到试验后期基本能维持在1.7 mg/L以下的水平，能够满足《城市污水再生利用景观环境用水水质》(GBT/18921—2002)中对磷质量浓度的要求。因为浮萍会利用水中一部分磷酸盐和硝酸盐，所以TP质量浓度随时间的变化规律与TN质量浓度变化趋势相同。而试验场外的TP质量浓度的变化无规律可循。
2.4 经济成本分析
试验区治理水域面积约200 m2，其中水深约1 m，处理水量约200 m3。治理的设施包括：中试固定化微生物柱1台，投资约为0.8万元；投放Ⅱ型固定化微生物载体颗粒60 kg，约120元；0.75 kW曝气机1台约2 000元。经测算试验区治理水的投资约为50元/m3。
曝气机功率为0.75 kW，平均每天运行6 h左右，3个月左右基本可以使黑臭污泥厚度减半，颜色由黑色转为土褐色，臭味消失，水面黑臭漂浮物消失，消除黑臭的目标基本实现。经测算试验区消耗的电费约为270元（电费按0.6元/（kW·h），运行100 d计），则3个月内处理1 t水的费用约为1.35元（不含人工费）。3个月后可以间歇性运行以维持治理效果，运行费用也随之减少。各地实践经验证明：通过Ⅰ型和Ⅱ型微生物载体颗粒的联合作用，在不另外投加载体颗粒的情况下，在1 a之内治理效果基本稳定，但随着基质中可利用有机物的降低其效果也会有所降低。
3 结论
1）从底泥和水质的变化情况可见，通过Ⅱ型和Ⅰ型微生物载体中包埋的各类菌群和辅助曝气的协同作用，经过3个月的治理，试验场内水体黑臭现象消失，底泥颜色由黑色逐渐变成土黄色。通过载体中包埋的光合菌群的作用，厌氧环境逐步转变成好氧环境（20 cm深度处DO质量浓度＞1.5 mg/L），促进了载体中异氧菌利用溶解性有机物进行生长繁殖和代谢，从而使不断有上游尾水进入试验场内的情况下，水体中CODCr、NH4+-N、TN和TP质量浓度分别能够降低到22.0、5.0、11.5、1.7 mg/L左右的水平，同时底泥中可生物降解有机物的生化降解能力得到提高，最终底泥厚度削减幅度达50%。
2）DO质量浓度的变化对TP、TN质量浓度变化产生了一定的影响，好氧环境对于TP的释放具有明显的抑制作用。而水面上生长的浮萍降低了TN与TP质量浓度。
3）对于主要以污水厂尾水进行补水的河道水体产生的黑臭问题，采用Ⅱ型和Ⅰ型微生物载体协同技术可在3个月内使底泥中可生物降解的有机物基本得到消除，有效解决水体黑臭问题，并能使水体水质基本维持在地表水环境质量Ⅴ类水质标准范围，为后续的河道水体生态修复创造有利条件。
参考文献：
[1]中国21世纪议程管理中心北京大学环境工程研究所编译．城市河流生态修复手册[M]．北京：社会科学文献出版社，2008．
[2]俞一夫，黄永祥.生态环境中铁，锰，硫的循环与微生物的关系[J]．浙江师大学报（自然科学版），1997，20（2）:86-89．
[3]LI W J,WANG Y H.The cycle and conversion of iron in the rivers and its relation to water Blackening and Stink[J].Water purification technology,2007,26(2):35-37.
[4]王英才，刘永定，郝宗杰，等．上海市几条黑臭河道治理效果的比较与分析[J]．水生生物学报，2009，33（2）:355-359．
[5]应太林，张国莹，吴芯芯．苏州河水体黑臭机理及底质再悬浮对水体的影响[J]．上海环境科学，1997（1）:23-26．
[6]REDDY K R,FISHER M M,IVANOFF D.Resuspension and diffusive flux of and phosphorus in ahypereutrophic lake[J].Journal of Environmental Quality,1996,25:363-371.
[7]JIN M,WANG X W,GONG T S,et al.A novel membrane bioreactor enhanced by effective microorganisms for the treatment of domestic wastewater[J].Applied Microbiology and Biotechnology,2005,69(2):229-235.
[8]HIROSHI S,MIZUGUCHI T,EIJI T,et al.Nisin Production by a Mixed-Culture System Consisting of Lactococcuslactis and Kluyveromycesmarxianus[J].Applied and Environmental Microbiology,1999,65(7):3 134-3 141.
[9]何杰财，黄瑞敏，张祥明．应用生物制剂修复黑臭河涌试验研究[J]．环境保护科学，2013，39（6）:30-33．
[10]宋晓兰，张洁，陈渊，等．微生物修复技术在苏南某黑臭河道的应用[J]．环境科学与技术，2014，37（6N）:166-169．
[11]LI P J,WANG X,STAGNITTI F,et al.Degradation of phenanthrene and pyrene in slurry reactors with immobilized bacteria Zoogloea sp[J].Environ mental Engineering Science,2005,22(3):390-399.
[12]WANG Z Y,XU Y,WANG H Y,et al.Biodegradation of Crude Oil in Contaminated Soils by Free and Immobilized Microorganisms[J].Pedosphere,2012,22(5):717-725.
[13]吴光前，刘倩灵，周培国，等．固定化微生物技术净化黑臭水体和底泥技术[J]．水处理技术，2008，34（6）:26-29．
[14]李军，王淑莹．水科学与工程实验技术[M]．北京：化学工业出版社，2002．