楊永愿,汪曉軍,趙 爽,陳振國 (華南理工大學環(huán)境與能源學院,廣東 廣州 510006)

與傳統(tǒng)脫氮工藝相比,以短程硝化為基礎(chǔ)的自養(yǎng)脫氮技術(shù)具有諸多優(yōu)勢[1-3].在高氨氮廢水處理中常常利用游離氨(FA)對氨氮氧化菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化菌(NOB)的抑制差異性實現(xiàn)短程硝化[4-5]. FA濃度取決于氨氮濃度pH值和溫度,與溫度和 pH值相比,控制進水氨氮濃度更容易獲得適合的FA濃度實現(xiàn)短程硝化[6-7].但FA濃度并不穩(wěn)定,在氨氮氧化過程中,FA濃度會隨之下降,導(dǎo)致僅以 FA作為控制因素難以獲得穩(wěn)定的短程硝化.

曝氣生物濾池(BAF)利用填料上的微生物能夠有效去除氨氮.Li等[8]研究發(fā)現(xiàn),以沸石作為生物載體能夠?qū)崿F(xiàn) AOB的富集.然而用沸石曝氣生物濾池(ZBAF)實現(xiàn)短程硝化的研究鮮有報道.本試驗采用沸石曝氣生物濾池處理氨氮廢水,通過控制反應(yīng)器內(nèi) FA濃度來實現(xiàn)短程硝化,改變進水氨氮容積負荷與氨氮濃度,分析ZBAF中氮元素的遷移轉(zhuǎn)化,研究實現(xiàn)短程硝化的機理以及動力學特性,對ZBAF中的微生物群落結(jié)構(gòu)進行分析,為短程硝化處理低碳氮比氨氮廢水的工程化應(yīng)用提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 試驗流程和反應(yīng)裝置

本試驗裝置采用沸石曝氣生物濾池反應(yīng)器(ZBAF)(圖1),其材質(zhì)為有機玻璃,反應(yīng)器內(nèi)徑為100mm,高1.20m,填料采用粒徑為1～2mm的天然沸石,平均粒徑為 1.80mm,比密度為 2.64g/m3,比表面積為16.20m2/g,裝填高度為1.00m,反應(yīng)器采用上流式進水,承托層以上每隔 0.15m設(shè)一個取樣口,共6個.ZBAF底部曝氣管連續(xù)供氧,底部設(shè)有進水以及反沖洗布水管,反應(yīng)器外壁覆蓋加熱套及保溫套進行加熱保溫.

圖1 ZBAF裝置示意Fig.1 Schematic diagram of the ZBAF reactor

1.2 接種污泥

接種污泥為實驗室培養(yǎng)成熟的硝化污泥,接種量為500mL,其中污泥濃度MLSS為5.0g/L,污泥容積指數(shù)(SVI)為40mL/g.

1.3 試驗進水

試驗進水為自來水配制的模擬廢水,以硫酸銨作為氮源,碳酸氫鈉提供堿度,并添加磷酸二氫鉀、氯化鈣、硫酸鎂等微生物所需的營養(yǎng)元素及其他微量元素,不添加任何有機碳源,試驗中進水NH4+-N 濃度為 150～550mg/L, pH 值控制在8.3～8.5.

FA 和游離亞硝酸(FNA)濃度由 Anthonisen等[6]提出的公式計算：

1.4 分析方法

氨氮、納氏試劑分光光度法;亞硝酸鹽氮,N-(1萘基)-乙二胺分光光度法;硝酸鹽氮,紫外分光光度法;pH值,PHS-3C型 pH計;溶解氧,HQ30d 溶解氧儀;微生物群落結(jié)構(gòu),高通量基因測序技術(shù).

1.5 試驗方法

反應(yīng)器采用上流式進水方式,模擬廢水由蠕動泵打入反應(yīng)器底部經(jīng)布水管進入反應(yīng)器與填料層接觸從上方出水口排出,反應(yīng)器內(nèi)溶解氧濃度通過氣體流量計調(diào)節(jié)曝氣量來控制.反沖洗采用氣水聯(lián)合反沖方式,反沖洗周期為7d 1次.

表1 ZBAF在不同運行階段下的運行條件Table 1 Detailed operational conditions during different stages of ZBAF

試驗開始前對ZBAF反應(yīng)器進行掛膜培養(yǎng),首先配以3.5L氨氮濃度為150mg/L的模擬廢水,以及投加接種污泥,然后在溶解氧為4～6mg/L條件下進行悶曝培養(yǎng),每隔24h更換進水,悶曝掛膜共進行3d.

系統(tǒng)悶曝結(jié)束后開始連續(xù)進水試驗,按運行方式試驗可分為4個階段,不同階段的運行條件見表1.第 1階段為全程硝化階段,進水氨氮濃度為150mg/L,此階段通過逐步縮短水力停留時間(HRT)來提高反應(yīng)器的氨氮容積負荷(NLR),目的是為了實現(xiàn)反應(yīng)器氨氮處理能力最大化;第2階段為短程硝化階段,通過提高進水氨氮濃度來提高反應(yīng)器內(nèi)的游離氨濃度從而實現(xiàn)短程硝化;第3階段,考察系統(tǒng)在不同NLR下的短程硝化性能;第4階段維持系統(tǒng)的 NLR不變,考察系統(tǒng)在不同氨氮進水濃度下的短程硝化性能.整個試驗水溫為(25±1)℃,水中溶解氧濃度為4～6mg/L,堿度與氨氮比為8.92.

1.6 短程硝化模型建立

采用上流式填料床建立短程硝化反應(yīng)動力學模型,取填料層任意薄層進行物料衡算：式中：A為填料床的橫截面積;ΔZ為薄層厚度;V為體積流量;Cz為 Z斷面的亞硝氮濃度;γ為硝化反應(yīng)表觀速度.

2 結(jié)果與討論

2.1 短程硝化的建立及處理氨氮模擬廢水特性

試驗第1階段,由圖2可以看出,出水無亞硝氮積累,經(jīng)過 28d運行后,亞硝氮產(chǎn)率(NPR)為(0.430±0.01)kg/(m3?d),氨 氮 去 除 率 (ARE)為(83.6±1.9)%,說明系統(tǒng)在曝氣條件下,硝化細菌的增殖速度很快.第2階段通過提高進水氨氮來實現(xiàn)短程硝化.如圖2所示,進水氨氮濃度提高至250mg/L后經(jīng)過約12d,出水NO3--N逐漸降至 2.0mg/L,而出水 NO2--N逐漸升高,在25d后穩(wěn)定在189.5mg/L,表明ZBAF在12d起實現(xiàn)短程硝化,穩(wěn)定階段平均NPR為0.640kg/(m3?d),亞硝氮積累率(NAR)高于98%;進水氨氮濃度提高至 350mg/L后,NPR逐漸增加至 0.740kg/(m3?d)(圖2b),說明AOB不僅適應(yīng)氨氮負荷的提升,而且可能由于底物濃度的增加,硝化速率更接近最大比基質(zhì)消耗速率 Vmax值,硝化作用進一步增強[9].

圖2 ZBAF在不同階段下的表現(xiàn)Fig.2 The overall operational performance of ZBAF

研究表明[10-11],過高的氨氮濃度對硝化細菌具有一定的抑制作用,第3階段和第4階段分別考察了不同NLR和進水氨氮濃度對ZBAF短程硝化性能的影響,此階段曝氣速率等條件維持恒定.圖2顯示,第3階段當NLR由 1.195kg/(m3?d)提高至 1.400kg/(m3?d)時,NPR 從 0.770kg/(m3?d)下降至0.680kg/(m3?d),并維持穩(wěn)定,說明AOB的活性受到一定程度的抑制,但這種抑制作用并未造成系統(tǒng)的崩潰;當 NLR提高至 1.680kg/(m3?d)時,NPR在4d內(nèi)迅速下降至0.110kg/(m3?d), AOB的活性受到嚴重的抑制.為了避免系統(tǒng)的崩潰,停止進水并且悶曝 3d以恢復(fù)系統(tǒng)短程硝化性能,悶曝結(jié)束后重新進水,第 4d后 NPR恢復(fù)至0.760kg/(m3?d),反映了 ZBAF 良好的恢復(fù)能力.第4階段,在不同進水氨氮濃度下運行,在穩(wěn)定條件下ZBAF的NPR穩(wěn)定在0.760kg/(m3?d),說明NLR不變時,進水氨氮濃度在350～550mg/L范圍內(nèi)變化不影響系統(tǒng)的短程硝化性能.

2.2 ZBAF中氮元素的遷移轉(zhuǎn)化

常規(guī)推流式硝化反應(yīng)器中,氨氮濃度會隨著硝化反應(yīng)的進行沿水流方向逐漸降低,氨氮大部分轉(zhuǎn)化為亞硝氮或硝氮,只有少部分被微生物同化,因此總氮濃度在反應(yīng)器內(nèi)并不會明顯改變[12].如圖3a,當進水氨氮濃度為150mg/L時,ZBAF上高度為0.15m處氨氮濃度為(29.0±0.2)mg/L,而在其他位置上氨氮濃度為(24.0±0.5)mg/L;高度為0.15m 處總氮濃度為(46.0±0.4)mg/L,沿水流方向總氮濃度呈線性增加,出水總氮濃度為(146.0±0.3)mg/L.ZBAF屬于推流式硝化反應(yīng)器的一種,但是氨氮與總氮在反應(yīng)器內(nèi)的分布規(guī)律與其他常規(guī)推流式硝化反應(yīng)器不同,基質(zhì)濃度分布類似于完全混合反應(yīng)器.

在ZBAF中,沸石扮演雙重角色：離子交換和生物膜載體,反應(yīng)器內(nèi)主要發(fā)生氨氮的離子交換吸附以及硝化反應(yīng).在短程硝化穩(wěn)定階段,硝化反應(yīng)停留在亞硝化階段,ZBAF內(nèi)氮元素的遷移轉(zhuǎn)化可進一步簡化.由于沸石對氨氮具有很強的吸附能力,所以當氨氮進入反應(yīng)器后快速被沸石所吸附, Z·Na+形態(tài)向 Z·NH4+轉(zhuǎn)變,隨著亞硝化反應(yīng)(4)的進行,離子交換平衡向右發(fā)生氨氮的解析(5),Z·NH4+再生為 Z·Na+形態(tài)[13];在穩(wěn)定條件下整個反應(yīng)器同時發(fā)生氨氮的快速吸附以及緩慢的解析,因此反應(yīng)器內(nèi)的氨氮濃度基本不變,而氨氮沿水流方向不斷轉(zhuǎn)化亞硝氮,從而導(dǎo)致亞硝氮和總氮沿水流方向線性增加(如圖3b).

圖3 ZBAF中氮元素的沿程變化Fig.3 Concentrations of nitrogen compounds at different height of ZBAF

亞硝化：

解析：

2.3 ZBAF實現(xiàn)短程硝化的影響因素

硝化過程是由AOB和NOB兩類獨立細菌來完成,短程硝化主要通過抑制 NOB的活性而不影響 AOB的活性實現(xiàn)的.影響 AOB和 NOB活性的因素有很多,主要有溫度、溶解氧、pH值、FA和FNA等[14].在整個試驗過程,反應(yīng)器內(nèi)水溫控制為(25.0±1.0)℃,此溫度范圍并不會導(dǎo)致AOB和NOB生長代謝速率的差異[15-16].此外,水中溶解氧濃度控制為 4.0～6.0mg/L,此溶解氧濃度范圍對AOB和NOB均是充足的[17].也有研究表明,在厚生物膜系統(tǒng),由于氧傳遞阻力的影響,生物膜內(nèi)溶解氧會出現(xiàn)低溶解氧區(qū),NOB的活性受到限制從而導(dǎo)致亞硝氮的積累[18].試驗配水無有機碳源,微生物生長速率慢,因此生物膜厚度造成的溶解氧差異可以忽略,且溶解氧濃度在4.0～6.0mg/L波動,并不造成NPR的變化,進一步說明了溶解氧不影響亞硝氮的產(chǎn)生[19].pH值是實現(xiàn)短程硝化的重要控制因素,pH 值在 7.9～8.2內(nèi)有利于AOB的生長,而對于NOB,最佳pH值范圍為7.2～7.6, pH7.5～8.5有利于抑制NOB的活性[20-21].在本試驗,進水堿度(碳酸鈣堿度)氨氮比為8.92,試驗測定ZBAF的沿程pH值變化(圖4),結(jié)果顯示在階段1ZBAF內(nèi),pH值沿程緩慢下降,進出水pH值分別為8.4和7.6,出水沒有亞硝氮積累;當進水氨氮提高至 250mg/L時,進出水 pH值分別為 8.4和 7.5,此時出水亞硝氮積累率達98.0%,說明本試驗pH值并不是實現(xiàn)短程硝化的主要原因,但是維持適合AOB生長的pH值范圍有利于縮短實現(xiàn)短程硝化的時間.由于進水堿度充足,ZBAF內(nèi)pH值維持在較高水平,FNA濃度遠低于抑制AOB和NOB活性的最低濃度,所以本試驗FNA的影響可忽略.

圖4 典型運行條件下ZBAF內(nèi)pH值、FA和FNA的沿程變化Fig.4 Typical profiles of pH value, FA and FNA concentrations under operational condition

在本試驗中,如2.2分析FA濃度受氨氮濃度和pH值影響,ZBAF內(nèi)氨氮濃度約等于出水氨氮濃度,隨著硝化反應(yīng)的進行,沿程pH值逐漸下降.分析ZBAF內(nèi)FA濃度對硝化細菌以及短程硝化性能的影響(圖4)：當進水氨氮為 150mg/L時,進水FA濃度為27.74mg/L,高于NOB的抑制濃度(0.1～1.0mg/L),處于 AOB 的抑制濃度范圍(10～150mg/L),而在ZBAF內(nèi),由于沸石的吸附作用以及硝化反應(yīng)產(chǎn)生的H+,導(dǎo)致從0.15m到0.90m處FA濃度由5.36mg/L下降至0.60mg/L,此時出水無亞硝氮積累,此FA濃度范圍下NOB的活性沒有受到明顯抑制;當進水氨氮濃度為 250mg/L時,ZBAF內(nèi)氨氮和FA濃度都明顯提高,其中FA濃度從0.15m到0.90m處由15.19mg/L下降至3.48mg/L,此時出水亞硝氮積累率達 98.3%,說明高FA濃度對NOB的活性產(chǎn)生了抑制,從而實現(xiàn)了亞硝氮的積累;研究指出高 FA可以實現(xiàn)短程硝化,但是當FA濃度高于一定水平時,AOB的活性也會受到一定程度的抑制,從而導(dǎo)致短程硝化性能的下降[22-23].階段3,當 NLR 由1.200kg/(m3?d)提高至 1.400kg/(m3?d)時,ZBAF內(nèi) FA 濃度范圍為 17.35～35.51mg/L, NPR 從 0.760kg/(m3?d)下降至 0.680kg/(m3?d),說明 AOB的活性受到一定程度的抑制;當 NLR進一步提高至 1.680kg/(m3?d)時,NPR在4d后迅速下降至0.110kg/(m3?d),表明AOB的活性受到嚴重的抑制,此時FA濃度范圍為 28.78～40.87mg/L.階段 4維持進水負荷恒定,在不同進水氨氮濃度下系統(tǒng) NPR為 0.770kg/(m3?d),表明硝化速率不受進水氨氮濃度的影響,分析原因為：ZBAF的沸石填料具有吸附氨氮能力,反應(yīng)器近似于基質(zhì)完全混合式反應(yīng)器,基質(zhì)瞬間由進水濃度降低為出水濃度,避免了過高的FA濃度限制AOB的活性.

2.4 ZBAF短程硝化動力學特性

選擇亞硝氮產(chǎn)生模型,對階段 4進水氨氮濃度為550mg/L時的ZBAF進行短程硝化動力學分析.在穩(wěn)定狀態(tài)下,進水流量、基質(zhì)濃度和生物量并不隨時間而變化,因此,等式(3)可變?yōu)槲⒎中问剑?/p>

圖5擬合結(jié)果顯示,在短程硝化階段,亞硝氮濃度與水力停留時間具有良好的線性關(guān)系,亞硝氮濃度隨水力停留時間的增加而線性增加,說明ZBAF中亞硝酸鹽氮的產(chǎn)生遵循零級反應(yīng)動力學方程,亞硝化動力學方程為：

ZBAF中的亞硝化反應(yīng)是典型的生物膜反應(yīng),亞硝化反應(yīng)是傳質(zhì)動力學與生物膜亞硝化動力學綜合的結(jié)果,因此亞硝化表觀反應(yīng)速率大小取決于物質(zhì)傳遞速率和亞硝化反應(yīng)速率.表明傳質(zhì)動力學與亞硝化反應(yīng)動力學均為零級.由于沸石具有吸附氨氮作用,沸石表面以及生物膜周圍氨氮濃度較高,傳質(zhì)動力學視為零級;此外,動力學分析結(jié)果顯示,亞硝化表觀反應(yīng)速率并不受ZBAF沿程基質(zhì)濃度的影響,表明基質(zhì)濃度遠遠大于其氧化半飽和常數(shù)(Ka),同時FA對AOB的抑制作用也不存在.

圖5 ZBAF短程硝化動力學分析Fig.5 Kinetic study of partial nitrification in ZBAF

2.5 微生物群落分析

采用高通量測序技術(shù)對接種污泥與 ZBAF運行 120d后的生物沸石進行微生物群落分析.基于 16S rRNA基因序列分析,從接種污泥和生物沸石中分別獲得 593OTUs(操作分類單元)和1041OTUs,為分析ZBAF實現(xiàn)短程硝化的生物作用機制,對序列在門、綱、種的水平進行分類.結(jié)果如圖6所示,顯示 3個生物沸石樣品(H1、H2和 H3)具有高度的相似性,說明 ZBAF中微生物群落不隨高度而發(fā)生改變.在門水平上,接種污泥與生物沸石群落區(qū)別明顯,接種污泥優(yōu)勢菌門為Bacteroidetes(32.56%)、Proteobacteria (30.94%)和 Chlorobi(9.76%),而 3個生物沸石樣品優(yōu)勢菌為 Proteobacteria(92.61%,95.47%,96.61%)、Bacteroidetes(3.45%,3.00%,2.09%)和Acidobacteria(1.37%,0.52%,0.41%).Proteobacteria是與硝化作用密切相關(guān)的菌門[24],在ZBAF長期運行下得到增殖,這與ZBAF具有較強的硝化作用相一致,此外,Bacteroidetes被認為是以硝化細菌的代謝產(chǎn)物作為有機碳源的潛在異養(yǎng)型微生物,這種異養(yǎng)型微生物有利于維持微生物系統(tǒng)的穩(wěn)定[25].樣品進一步在綱水平進行比較.如圖,生物沸石樣品中Betaproteobacteria相對豐度明顯提高,Chen等[26]試驗也發(fā)現(xiàn)以亞硝化反應(yīng)為主的硝化系統(tǒng)中Betaproteobacteria為優(yōu)勢菌綱.

圖6 接種污泥與ZBAF樣品的微生物群落分析Fig.6 Microbial community analysis of seed sludge and ZBAF samples

在物種水平上硝化細菌的分類結(jié)果見表2,接種污泥樣品中,2.20%OTUs為硝化細菌,其中Nitrosomoadaceae (AOB)占 1.50%, Nitrospire和Nitrobacter (NOB)分別占0.30%和0.40%;在3個生物沸石樣品中(H1、H2和H3), Nitrosomoadaceae(AOB)的相對豐度分別為 61.20%、61.70%和61.80%,檢測不出 Nitrospire和 Nitrobacter(NOB),結(jié)果表明在 ZBAF中 AOB得到了快速增殖,而NOB的生長受到嚴重的抑制,這解釋了ZBAF的高氨氮去除能力以及穩(wěn)定的短程硝化.

表2 接種污泥與ZBAF樣品AOB與NOB相對豐度(%)Table 2 Relative abundance of AOB and NOB of seedsludge sample and three ZBAF samples (%)

3 結(jié)論

3.1 在進水氨氮濃度為250mg/L時開始實現(xiàn)短程硝化,平均NAR高達98.0%;NLR的提高能導(dǎo)致AOB活性的抑制;維持NLR不變,進水氨氮濃度350～550mg/L時,AOB的活性不受影響.

3.2 沸石的吸附性能使得氨氮在ZBAF柱內(nèi)濃度均勻分布,在短程硝化階段,亞硝氮和總氮沿水流方向線性增加.

3.3 FA對NOB的抑制是實現(xiàn)ZBAF短程硝化的關(guān)鍵因素,沸石的吸附作用有利于獲得適合的游離氨濃度從而抑制 NOB的活性而不對 AOB活性產(chǎn)生影響.

3.4 動力學分析表明亞硝氮的產(chǎn)生符合零級動力學模型,ZBAF內(nèi)AOB的活性不受基質(zhì)濃度以及游離氨的影響.

3.5 ZBAF中以Proteobacteria為優(yōu)勢菌群;接種污泥中的脫氮菌群包括 Nitrospire、Nitrobacter和 Nitrosomoadaceae,而 ZBAF中脫氮菌群僅有Nitrosomoadaceae,其相對豐度高于61%.

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致謝：感謝陳曉坤、王永慶、陳靜等在試驗期間給予的支持與幫助.