郭曉婭，年躍剛*，閆海紅,2，殷勤,2，高鵬

1.中國環(huán)境科學(xué)研究院水污染控制技術(shù)研究中心，北京 100012 2.北京師范大學(xué)水科學(xué)研究院，北京 100875 3.中藍連海設(shè)計研究院，上海 201204

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水解酸化廢水作為反硝化碳源的過程特征及其動力學(xué)分析

郭曉婭1，年躍剛1*，閆海紅1,2，殷勤1,2，高鵬3

1.中國環(huán)境科學(xué)研究院水污染控制技術(shù)研究中心，北京 100012 2.北京師范大學(xué)水科學(xué)研究院，北京 100875 3.中藍連海設(shè)計研究院，上海 201204

將淀粉廢水預(yù)處理過程中的水解酸化調(diào)節(jié)池出水引入到缺氧池中作為反硝化碳源，在解決脫氮過程中碳源不足的同時實現(xiàn)污水的資源化利用。通過正交試驗確定了最優(yōu)操作條件：溫度為40 ℃，pH為7，CN為7。測定了最優(yōu)條件下水解酸化廢水作為碳源的反硝化速率為4.66～14.22 mg(g·h)(以修正-N濃度計)。利用三維熒光光譜結(jié)合平行因子分析法研究了水解酸化廢水作為碳源的反硝化過程，結(jié)果表明：系統(tǒng)中可識別出3個熒光組分，包括類色氨酸熒光組分1(225、275 nm350 nm)和組分3(220、275 nm335 nm)、類絡(luò)氨酸熒光組分2(230、275 nm305 nm)；組分1和組分2的熒光強度隨時間先升高后降低，直至最后熒光峰消失；組分3與組分1的熒光強度顯著負相關(guān)；總熒光強度隨時間呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢。

水解酸化廢水；碳源；反硝化速率；三維熒光光譜；平行因子分析

目前，各大玉米淀粉廠排水主要集中在浮選濃縮工藝及冷凝水，其他工段用水基本實現(xiàn)閉路循環(huán)[1]。但由于水循環(huán)次數(shù)的增加，廢水中的CODCr、N、P以及無機鹽都有較嚴重的累積，加之淀粉生產(chǎn)車間用水不平衡，導(dǎo)致排水水質(zhì)波動較大，造成污染治理的困難?，F(xiàn)有玉米淀粉廢水處理工藝主要以厭氧缺氧好氧組合處理為主，典型處理工藝如圖1所示。實際工程中面臨的主要問題是缺氧和好氧工藝進水CN較低(CN為1～3∶1)，從而導(dǎo)致系統(tǒng)脫氮率欠佳，為提高系統(tǒng)脫氮率，需向廢水中投加補充碳源。除傳統(tǒng)碳源甲醇和乙酸外，近年來國內(nèi)外許多學(xué)者通過多種途徑尋找不同物體形態(tài)的廉價碳源，如高濃度有機廢水[2]、可生化降解的人工材料[3]和甲烷[4]等。該類碳源既能滿足高效脫氮率，也能減少污水的處理成本，同時能實現(xiàn)廢物的資源化利用。

圖1 玉米淀粉廢水處理工藝及改造方式Fig.1 The treatment and reformation of corn starch wasterwater

淀粉廢水屬于易生物降解廢水，國內(nèi)外利用淀粉廢水培養(yǎng)多種微生物，如微生物殺蟲劑蘇云金桿菌(Bacillusthuringiensis)[5]、生物肥料多黏類芽孢桿菌(Paenibacilluspolymyxa)[6]以及微生物絮凝劑[7]等，此外也可利用淀粉廢水作為其他廢水處理的補充碳源[8]。由于廢水的脫氮效果很大程度上取決于廢水中反硝化碳源的濃度及性能[9]，所以如將預(yù)處理過程中的水解酸化廢水引入到后段缺氧池內(nèi)作為補充碳源(圖1)，則不僅可提高缺氧段的CN，也能減輕來水水質(zhì)對后續(xù)生物處理的壓力，同時相比于其他形式的碳源更為廉價。該處理方式在強化玉米淀粉廢水脫氮處理工藝中鮮見報道，較多研究者對多種碳源的反硝化性能已開展了一定的分析工作[10-12]，但鮮有利用三維熒光光譜結(jié)合平行因子分析法(EEMs-PARAFAC)研究反硝化過程中熒光物質(zhì)的類型及變化。

筆者以水解酸化廢水作為后續(xù)脫氮工藝的補充碳源，利用正交試驗驗證廢水作為碳源的可行性并提出最優(yōu)運行條件，分析在正交最優(yōu)條件下的動力學(xué)特征，并通過EEMs-PARAFAC鑒別系統(tǒng)中熒光組分的類型，研究反硝化微生物對熒光物質(zhì)的降解特征，以期為淀粉廢水脫氮及碳源資源化利用提供技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 廢水來源

廢水取自吉林省某大型玉米深加工企業(yè)，該企業(yè)廢水處理系統(tǒng)采用豎流沉淀預(yù)處理水解酸化EGSB(expanded ganular sludge blanket reactor)AO工藝。碳源使用廢水處理工藝中的水解酸化廢水，試驗期間各項水質(zhì)指標(biāo)：CODCr為10 871 mgL；TN濃度為596 mgL；TP濃度為140 mgL；濃度為44 mgL；濃度為2.8 mgL；濃度為3.8 mgL；pH為3.9。

1.2 試驗方法

污泥取自該玉米加工企業(yè)二沉池濃縮污泥。取經(jīng)過廢水碳源與自配水混合液馴化、出水水質(zhì)達到穩(wěn)定狀態(tài)后的活性污泥，用超純水淘洗3次并曝氣30 min，使活性污泥處于內(nèi)源呼吸階段，進行批式試驗：試驗裝置為250 mL具塞錐形瓶，控制各錐形瓶內(nèi)污泥濃度相同且保持在5 000 mgL左右；各加入150 mL污泥，50 mL自配水，不同體積的廢水碳源；再分別加入自來水補足至250 mL；根據(jù)試驗設(shè)計逐個改變試驗條件。試驗廢水配置：將一定量的硝酸鉀、磷酸二氫鉀加入自來水中，控制各錐形瓶內(nèi)的硝態(tài)氮濃度均為100 mgL左右，磷酸鹽及其他微量元素充足。

測定廢水碳源在最優(yōu)條件下的反硝化速率，試驗裝置如圖2所示。其材質(zhì)為有機玻璃，內(nèi)徑為20 cm，高為28.5 cm，有效容積為7 L。投加硝酸鉀和磷酸二氫鉀作為碳源和磷源，投加廢水作為碳源，混合液總體積為7 L。依據(jù)正交試驗結(jié)果設(shè)定溫度、pH以及CN。攪拌棒慢速攪拌，使活性污泥處于懸浮態(tài)，且控制混合液處于缺氧狀態(tài)，DO濃度在0.4 mgL以下。分別在試驗開始后的0、5、10、15、20、25、30、35、40、45、50、55、60、70、80、90、100、110、120、140、160、180、210、240和270 min取樣，水樣經(jīng)0.45 μm濾膜過濾，測定pH及-N濃度，取混合液測定其揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)。采用上述試驗方法，不添加碳源，向清洗后的活性污泥中投加KNO3溶液，測定活性污泥內(nèi)源呼吸的反硝化速率；添加乙酸鈉作為碳源，向清洗后的活性污泥中投加KNO3溶液，測定乙酸鈉作為碳源的反硝化速率。

圖2 試驗裝置Fig.2 The schematic diagram of experimental setup

1.3 分析方法

1.3.1 常規(guī)指標(biāo)分析方法

1.3.2 三維熒光光譜分析方法

三維熒光光譜采用F-7000型三維熒光分光光度計進行測定。水樣經(jīng)0.45 μm濾膜過濾后稀釋10倍[14]。發(fā)射波長為250～420 nm，激發(fā)波長為200～310 nm，激發(fā)與發(fā)射波長的狹縫寬度均為5 nm，掃描速度為12 000 nmmin。

平行因子分析法是基于三線性數(shù)據(jù)分解理論，采用交替最小二乘法實現(xiàn)的數(shù)學(xué)模型[15]。在Matlab軟件上應(yīng)用drEEM工具箱[16]對樣品的三維熒光數(shù)據(jù)進行平行因子分析。在應(yīng)用模型之前，采用Delaunnay三角插值法去除拉曼和瑞利散射。結(jié)合核一致診斷法與殘差分析法初步確定模型組分數(shù)，通過對半檢驗法來驗證模型的可靠性，并最終確定組分數(shù)。

1.3.3 反硝化速率的計算

(1)

(2)

kD=rDXV

(3)

2 結(jié)果與討論

2.1 正交試驗設(shè)計及直觀分析表

表1 正交試驗設(shè)計及結(jié)果

由表1可知，硝態(tài)氮去除率變化較大，為21.88%～96.43%。試驗結(jié)果采用極差法進行分析，如表2所示。由表2可知，溫度為顯著影響因素；各影響因素對試驗結(jié)果的影響程度為溫度>CN>pH；最優(yōu)反應(yīng)條件，溫度為40 ℃，pH為7，CN為7。

2.2 反硝化速率的測定

2)微生物主要以慢速

表2 極差直觀分析

注：K為不同影響因子在不同水平下硝態(tài)氮去除率均值；R為極差，表示各因子對結(jié)果的影響程度。

降解有機物為碳源，反硝化速率為慢速降解有機物反硝化速率和內(nèi)源呼吸階段反硝化速率之和；3)微生物進入內(nèi)源呼吸期，反硝化速率為內(nèi)源呼吸階段反硝化速率。

淀粉廢水中的大分子有機物需要轉(zhuǎn)化為甲酸、乙酸等低分子有機酸才能被微生物利用。乙酸鈉是低分子有機酸鹽，作為碳源進行反硝化時，可獲得最大的反硝化速率。因此可通過對比相同條件下乙酸鈉作為碳源的反硝化速率來衡量廢水作為碳源的效果。以正交試驗最優(yōu)條件為控制參數(shù)，控制反應(yīng)器溫度為(40±2) ℃、CN為7、pH為7，計算2種碳源的反硝化速率，結(jié)果見圖3。表3為-時間的擬合結(jié)果。

圖3 不同碳源反硝化過程氮濃度及pH的變化Fig.3 Variation of nitrogen concentration and pH with two kinds of denitrification carbon sources

碳源類型階段時間∕min擬合方程R2反硝化速率∕〔mg∕(g·h)〕水解酸化廢水Ⅰ0～60y=-1.0358x+96.49010.993014.22Ⅱ60～120y=-0.3343x+57.77480.99374.66Ⅲ120～210y=-0.1616x+36.28120.97061.96乙酸鈉Ⅰ0～40y=-1.4359x+98.42090.997920.75Ⅱ40～110y=-0.5117x+56.51960.96948.07

由圖3(b)可知，以乙酸鈉作為碳源時，兼性微生物在110 min內(nèi)即可完成對硝態(tài)氮的降解，但試驗中未觀察到單獨的內(nèi)源呼吸階段。可能的原因是，按照廢水碳源試驗CN為5時，將乙酸鈉加入到反應(yīng)器后，系統(tǒng)中易降解有機物充足，整個反硝化過程不受碳源的控制。同時，試驗也發(fā)現(xiàn)，階段Ⅱ反硝化速率低于階段Ⅰ。圖中pH變化曲線顯示，折點A和B依然可以指示反硝化過程中-N與-N濃度的臨界點，但AB段的斜率較OA段呈逐漸下降趨勢。造成階段Ⅱ反硝化速率與pH變化斜率均降低的原因是，階段Ⅰ中的-N被完全去除且系統(tǒng)中有大量的-N積累，說明-N的消耗速率小于其生成速率(即-N的還原速率)，而階段Ⅱ主要以-N還原為主，因此，造成2個階段反硝化速率與pH斜率的差異。雖然2個階段的反硝化速率不同，但仍與Peng等[10，21]的研究結(jié)果〔7～20 mg(g·h)〕基本一致，表明試驗結(jié)果具有代表性。

2.3 平行因子法解析反硝化過程

采用三維熒光結(jié)合平行因子法分析以水解酸化廢水為碳源的反硝化過程中溶解性有機物的降解特征。利用核一致診斷法與殘差分析法初步確定模型組分，利用對半分析法驗證模型的可靠性。核一致診斷法通過核一致函數(shù)對成分數(shù)的合理性進行診斷：若核一致值接近100%，可認為所選因子數(shù)小于正確組分數(shù)；若核一致值接近于0，可認為所選因子數(shù)大于正確組分數(shù)；一般認為核一致值≥60%符合三線性模型。殘差分析法中激發(fā)和發(fā)射光譜殘差平方和曲線越平滑，波峰越少，說明模型擬合效果越好。對半分析法將數(shù)據(jù)庫分為2個半數(shù)據(jù)庫，通過對比各半數(shù)據(jù)庫的所有組分在激發(fā)和發(fā)射波長的Tucker一致性系數(shù)(Tucker′s congruence coefficient)[22]來驗證模型的可靠性。

圖4顯示組分數(shù)為2～4時的核一致診斷結(jié)果。由圖4可見，組分數(shù)為2時，非0元素接近1，0元素接近0，核一致值為99.760 8%；組分數(shù)為3和4時，核一致值分別為61.680 1%和11.986 5%。圖5為不同組分數(shù)時模型的激發(fā)和發(fā)射光譜的殘差平方和曲線。組分數(shù)由1增至4時曲線波動越來越小，說明其擬合效果越來越好。但組分數(shù)為4時核一致值小于60%，且其激發(fā)光譜和發(fā)射光譜平方和與組分數(shù)為3相比差別不明顯。綜合2種方法初步擬定模型的組分數(shù)為3。

注：圓環(huán)表示非0元素，圓點表示0元素。圖4 不同組分數(shù)的核一致診斷結(jié)果Fig.4 The diognostic results of core consistency with different component values

圖5 不同組分數(shù)時模型的激發(fā)、發(fā)射光譜的殘差平方和Fig.5 The sum of squared error of model′s excitation and emission spectra with different component values

圖6 對半分析結(jié)果Fig.6 The results of split-half analysis

采用對半分析法，將數(shù)據(jù)庫分解為A、B、C、D 4組，兩兩組合為1個半數(shù)據(jù)庫，驗證AB、CD、AC、BD、AD以及BC 6個半數(shù)據(jù)庫與總數(shù)據(jù)庫的組分在激發(fā)和發(fā)射波長的Tucker一致性系數(shù)，結(jié)果如圖6所示。由圖6可知，模型組分數(shù)為3時，各半數(shù)據(jù)庫與總數(shù)據(jù)庫的組分在激發(fā)和發(fā)射波長的載荷基本重合，因此可確定模型的組分數(shù)為3。

根據(jù)平行因子模型識別出反硝化系統(tǒng)中溶解性有機物(DOM)的3個熒光組分及各組分的最大激發(fā)和發(fā)射波長，如圖7所示。由圖7可見，3個組分均對應(yīng)2個激發(fā)波長和1個發(fā)射波長。根據(jù)Chen等[23-24]的研究結(jié)果，3個熒光組分分別為類色氨酸熒光組分1(225、275 nm350 nm)和組分3(220、275 nm335 nm)、類絡(luò)氨酸熒光組分2(230、275 nm305 nm)，其中組分1和組分3也有可能為微生物代謝產(chǎn)生的類色氨酸副產(chǎn)物。

圖7 平行因子模型鑒別出的3個熒光組分的三維熒光光譜Fig.7 The EEMs of three fluorescence components identified by the PARAFAC model

反硝化過程中總熒光強度和各組分熒光強度變化如圖8所示。 由圖8可見，廢水中的熒光組分以組分1和組分2為主，隨著反硝化反應(yīng)的進行，2種組分的熒光強度以及總熒光強度分別在30和20 min前有小幅上升的趨勢，這可能是因為剛加入的廢水碳源促使處于內(nèi)源呼吸階段的微生物激發(fā)更多細胞參與代謝活動而分泌更多溶解性微生物代謝副產(chǎn)物來應(yīng)對外部環(huán)境變化[14]；之后，2個組分熒光強度均逐漸降低；最后熒光峰均消失。說明廢水中的組分1和組分2可被微生物有效利用。組分3的熒光強度在30 min后開始顯現(xiàn)并逐漸上升。組分3與組分1的熒光強度顯著相關(guān)，其線性擬合系數(shù)(R2)為0.978 4，而與組分2的R2為0.798 6，因此，可認為組分3的產(chǎn)生與組分1相關(guān)。Senisi等[25-26]指出，化合物的π電子體系的改變(如芳香環(huán)數(shù)減少、鏈結(jié)構(gòu)中共軛鍵的減少，或羰基、羥基和胺等官能團的消失)將導(dǎo)致熒光位置的藍移，因此組分1型類色氨酸芳香環(huán)數(shù)減少，分子量降低可能造成其熒光位置藍移，從而導(dǎo)致組分3型類色氨酸熒光強度逐漸加強。

圖8 平行因子分析法解析反硝化過程熒光強度變化Fig.8 Variation of fluorescence intensity against time identified by the PARAFAC model

3 結(jié)論

(1)以易降解的玉米淀粉廢水處理過程中的水解酸化廢水作為其脫氮反硝化過程的補充碳源是可行的，廢水中含有可觀的易降解有機物，可獲得較高的反硝化速率與硝態(tài)氮去除率。

(2)以水解酸化廢水作為碳源的最佳條件：溫度為40 ℃，pH為7，CN為7。

(3)正交最優(yōu)條件下，水解酸化廢水作為碳源的最大反硝化速率為14.22 mg(g·h)(以修正濃度計)。

(4)三維熒光光譜結(jié)合平行因子分析法可識別出反硝化過程中的3個熒光組分，分別為類色氨酸熒光組分1(225、275 nm350 nm)和組分3(220、275 nm335 nm)、類絡(luò)氨酸熒光組分2(230、275 nm305 nm)。組分1和組分2熒光強度隨時間先升高后降低，直至最后熒光峰消失；組分3熒光強度與組分1熒光強度顯著負相關(guān)；總熒光強度隨時間呈現(xiàn)先升高后逐漸降低的趨勢。

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Kinetics and Process Characteristics of Hydrolysis-acidogenosis Wastewater as Denitrification Carbon Source

GUO Xiaoya1, NIAN Yuegang1, YAN Haihong1,2, YIN Qin1,2, GAO Peng3

1.Research Center of Water Pollution Control Technology, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China 2.College of Water Science, Beijing Normal University, Beijing 100875, China 3.China Bluestar Lehigh Engineering Corporation, Shanghai 201204, China

In the treatment of starch wastewater, the hydrolysis-acidogenosis wastewater can be used as a potential carbon source in the process of denitrification. Not only the problem of carbon source shortage in denitrification process can be solved, but also the resource utilization of wastewater can be achieved. The optimal conditions were determined through orthogonal experiments as follows: the temperature was 40 ℃, pH was 7, CN ratio was 7. The denitrification rates of the carbon sources were 4.66-14.22 mg(g·h) (calculated by-N) under the optimal conditions. The methods of fluorescence excitation-emission matrix (EEM) spectroscopy combined with PARAFAC were utilized to analyze the denitrification process. Three kinds of fluorescence components could be identified in the system. Component 1 (225, 275 nm350 nm) and component 3 (220, 275 nm335 nm) were tryptophan-like substance. Component 2 (230, 275 nm305 nm) was tyrosine-like substance. The fluorescence intensity of component 1 and component 2 increased at first and then decreased, and both of their fluorescence peaks disappeared finally. The fluorescence intensity of component 3 was negatively correlated with that of component 1. A trend of total fluorescence intensity first increasing and then decreasing was showed with the time.

hydrolysis-acidogenosis wastewater; carbon source; denitrification rate; three-dimension excitation emission matrix fluorescence spectroscopy; parallel factor analysis

2016-03-22

國家水體污染控制與治理科技重大專項(2012ZX07202-009-01)

郭曉婭(1990—)，女，碩士研究生，主要研究方向為水污染控制與資源化，xiaoyaguo1990@163.com

*責(zé)任作者：年躍剛(1963—)，男，研究員，博士，主要從事生態(tài)修復(fù)、中水回用研究，nianyg@craes.org.cn

X703.1

1674-991X(2016)06-0539-08

10.3969j.issn.1674-991X.2016.06.078

郭曉婭，年躍剛，閆海紅,等.水解酸化廢水作為反硝化碳源的過程特征及其動力學(xué)分析[J].環(huán)境工程技術(shù)學(xué)報,2016,6(6):539-546.

GUO X Y, NIAN Y G, YAN H H, et al.Kinetics and process characteristics of hydrolysis-acidogenosis wastewater as denitrification carbon source[J].Journal of Environmental Engineering Technology,2016,6(6):539-546.