楊京月,李 軍*,鄭照明,杜 佳,馬 靜,卞 偉,王文嘯

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有機(jī)物對(duì)SAD的影響及其數(shù)學(xué)模擬

楊京月1,李 軍1*,鄭照明1,杜 佳1,馬 靜2,卞 偉1,王文嘯1

(1.北京工業(yè)大學(xué)建筑工程學(xué)院,北京 100124；2.北京市市政專業(yè)設(shè)計(jì)院股份公司,北京 100037)

通過(guò)血清瓶批式實(shí)驗(yàn),研究了不同C/N下葡萄糖和乙酸鈉對(duì)厭氧氨氧化耦合反硝化系統(tǒng)(SAD)污泥活性及脫氮性能的影響.耦合系統(tǒng)顆粒污泥為在亞硝態(tài)氮充足的UASB連續(xù)流反應(yīng)器中培養(yǎng)得到,具有較高的厭氧氨氧化活性和反硝化活性.以葡萄糖為碳源,C/N分別為1,2,4時(shí),厭氧氨氧化活性差異不大,反硝化活性逐漸增加,亞硝態(tài)氮最大降解速率分別為0.265,0.345,0.453kgN/(kgVSS·d);以乙酸鈉為碳源,C/N分別為1、2、4時(shí),厭氧氨氧化活性和反硝化活性都無(wú)明顯差別.相同C/N下,耦合系統(tǒng)以葡萄糖為碳源時(shí)的厭氧氨氧化活性較高,以乙酸鈉為碳源時(shí)的反硝化活性較高.C/N分別為1,2,4時(shí),以葡萄糖為有機(jī)物的氨氮最大降解速率分別為乙酸鈉的1.15,1.19,1.58倍,以乙酸鈉為有機(jī)物時(shí)反應(yīng)的亞硝態(tài)氮最大降解速率分別為葡萄糖的1.89,1.48,1.15倍.實(shí)驗(yàn)的數(shù)學(xué)模擬結(jié)果表明,通過(guò)模型的模擬,能較為準(zhǔn)確地預(yù)測(cè)實(shí)驗(yàn)過(guò)程中氮素的變化趨勢(shì),在C/N為1~4時(shí)耦合系統(tǒng)中顆粒污泥的厭氧氨氧化活性無(wú)較大變化.

厭氧氨氧化；COD/NO2--N比；有機(jī)物；脫氮性能；數(shù)學(xué)模型

近年來(lái),在污水處理系統(tǒng)中,厭氧氨氧化(ANAMMOX)工藝由于其節(jié)能、高效的特點(diǎn)受到廣泛的應(yīng)用[1].但ANAMMOX對(duì)環(huán)境條件非常敏感,污水中的有機(jī)物會(huì)對(duì)ANAMMOX產(chǎn)生不利影響,抑制厭氧氨氧化細(xì)菌(AAOB)的活性.同時(shí)有機(jī)物有利于異養(yǎng)反硝化菌的繁殖,在有機(jī)物存在的污水處理系統(tǒng)中均存在反硝化作用[2].有研究表明[3], ANAMMOX和反硝化可以協(xié)同作用,進(jìn)而減弱有機(jī)物對(duì)ANAMMOX的影響.將異養(yǎng)反硝化菌和自養(yǎng)AAOB混合培養(yǎng),可使AAOB在相對(duì)較高有機(jī)物濃度條件下保持活性穩(wěn)定[2].在耦合系統(tǒng)中, ANAMMOX反應(yīng)以CO2為碳源產(chǎn)生一定量的NO3--N,為反硝化提供電子受體;反硝化反應(yīng)消耗有機(jī)物且產(chǎn)生CO2,為AAOB解除有機(jī)物抑制并提供無(wú)機(jī)碳源[4].但在耦合系統(tǒng)中,容易出現(xiàn)亞硝態(tài)氮基質(zhì)不足的現(xiàn)象.由于ANAMMOX和反硝化存在共同的反應(yīng)基質(zhì)亞硝態(tài)氮,且反硝化細(xì)菌增殖速度比AAOB快[5],因此在反應(yīng)系統(tǒng)內(nèi), AAOB對(duì)亞硝態(tài)氮的競(jìng)爭(zhēng)處于劣勢(shì),而ANAMMOX反應(yīng)由于缺少反應(yīng)基質(zhì)而受到抑制.在以往的實(shí)驗(yàn)中[6-8],探索有機(jī)物對(duì)耦合系統(tǒng)影響時(shí)的ANAMMOX污泥為在受競(jìng)爭(zhēng)抑制狀態(tài)下的污泥,因而并不能很好地反映耦合系統(tǒng)及ANAMMOX反應(yīng)對(duì)不同有機(jī)物及不同C/N的適應(yīng)情況.

本實(shí)驗(yàn)采用在亞硝態(tài)氮充足條件下培養(yǎng)的ANAMMOX耦合反硝化顆粒污泥進(jìn)行批式實(shí)驗(yàn),探索其在不同有機(jī)物、不同C/NO2--N下的脫氮性能,避免了以往研究中由于底物亞硝態(tài)氮不足而造成的耦合系統(tǒng)顆粒污泥的ANAMMOX活性受到抑制的情況,進(jìn)而能更好的判斷有機(jī)物對(duì)耦合系統(tǒng)的影響,為ANAMMOX耦合反硝化系統(tǒng)的高效運(yùn)行提供參考.采用發(fā)展最為成熟、應(yīng)用最為廣泛的活性污泥數(shù)學(xué)模型ASM對(duì)實(shí)驗(yàn)過(guò)程進(jìn)行模擬,對(duì)模型中的主要?jiǎng)恿W(xué)參數(shù)進(jìn)行修正,分析各類參數(shù)對(duì)耦合系統(tǒng)的影響,進(jìn)而找出關(guān)鍵因素,優(yōu)化工藝條件[9].通過(guò)模擬結(jié)果與實(shí)驗(yàn)結(jié)果的對(duì)比分析,深入探索有機(jī)物濃度對(duì)耦合系統(tǒng)污泥活性及脫氮性能的影響,為工程化應(yīng)用提供理論依據(jù).

1 材料和方法

1.1 批式實(shí)驗(yàn)污泥及水質(zhì)條件

實(shí)驗(yàn)取用的污泥為在連續(xù)流條件下馴化的ANAMMOX耦合反硝化顆粒污泥.連續(xù)流實(shí)驗(yàn)以葡萄糖為有機(jī)物,保證亞硝態(tài)氮充足.批式實(shí)驗(yàn)選用的有機(jī)物為代表性強(qiáng)的葡萄糖和乙酸鈉.葡萄糖為大分子有機(jī)物,代謝途徑較為復(fù)雜,污泥的反硝化速率較低;乙酸鈉為小分子有機(jī)物,代謝途徑較為簡(jiǎn)單,污泥的反硝化速率較高.實(shí)驗(yàn)中分別以葡萄糖和乙酸鈉為碳源,C/N(指COD/NO2--N)為1,2,4,考察碳源種類及C/N對(duì)馴化后系統(tǒng)內(nèi)顆粒污泥的ANAMMOX活性、反硝化活性和耦合系統(tǒng)的脫氮性能的影響.主要配水組分為NH4Cl,NaNO2和有機(jī)物(葡萄糖和乙酸鈉),各實(shí)驗(yàn)組反應(yīng)基質(zhì)濃度見(jiàn)表1.

表1 批式實(shí)驗(yàn)配水組分

1.2 批式實(shí)驗(yàn)裝置及運(yùn)行條件

批式實(shí)驗(yàn)采用血清瓶,設(shè)置3組平行實(shí)驗(yàn),實(shí)驗(yàn)裝置如圖1.進(jìn)行實(shí)驗(yàn)時(shí),從連續(xù)流反應(yīng)器底部取適量污泥,先用自來(lái)水沖洗污泥3遍,去除污泥表面的殘留基質(zhì).然后向每個(gè)血清瓶中加入14g濕污泥和500mL反應(yīng)基質(zhì)(見(jiàn)表1),再以純度為99.9 %的N2向瓶中吹脫30min除氧.測(cè)定溫度和pH值,最后將血清瓶連同磁力攪拌器放入30℃的恒溫培養(yǎng)箱中,攪拌速度為500r/min,待溫度穩(wěn)定后,開(kāi)始取樣,每隔一定時(shí)間取樣測(cè)定NH4+-N、NO2--N、NO3--N的濃度,最后用重量法測(cè)定MLSS和MLVSS.

圖1 批試實(shí)驗(yàn)裝置

1.磁力攪拌器;2.血清瓶;3.溫度探頭;4.轉(zhuǎn)子;5.水封;6.取樣口或氮?dú)饨涌?/p>

1.3 測(cè)定項(xiàng)目及其方法

NH4+-N:納氏試劑分光光度法; NO2--N:N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; NO3--N:麝香草酚分光光度法; MLSS、MLVSS:重量法; DO、溫度、pH:WTW/Multi 3420測(cè)定儀.

總氮采用下式進(jìn)行計(jì)算:

TN =［NH4+-N］+［NO2--N］+［NO3--N］

本實(shí)驗(yàn)以氮素的降解速率評(píng)價(jià)耦合系統(tǒng)的污泥活性及脫氮性能.

厭氧氨氧活性的測(cè)定(最大比厭氧氨氧化速率的確定):在A組實(shí)驗(yàn)中,以氨氮最大降解速率評(píng)價(jià)厭氧氨氧化活性.反應(yīng)開(kāi)始后定時(shí)取樣,根據(jù)氨氮濃度變化曲線確定其降解速率最快區(qū)間,得出最大斜率,再與系統(tǒng)中的污泥濃度之比即為氨氮的最大比反應(yīng)速率[8].

反硝化活性的測(cè)定:在B組實(shí)驗(yàn)中,以亞硝態(tài)氮最大降解速率評(píng)價(jià)反硝化活性.測(cè)定方法與厭氧氨氧活性的測(cè)定方法一致.

1.4 數(shù)學(xué)模型的建立

ASM系列模型較為復(fù)雜,以矩陣的形式描述生物反應(yīng)過(guò)程,包含大量的動(dòng)力學(xué)參數(shù)和化學(xué)計(jì)量系數(shù),模擬過(guò)程中需要根據(jù)實(shí)際情況進(jìn)行適當(dāng)簡(jiǎn)化和調(diào)整[9].在本文中,描述厭氧氨氧化耦合反硝化系統(tǒng)脫氮過(guò)程的數(shù)學(xué)模型是在ASM No.3[10]和ASMN[11]活性污泥數(shù)學(xué)模型的基礎(chǔ)上,加入了ANAMMOX過(guò)程的動(dòng)力學(xué)方程建立的[12-13].由于在實(shí)際耦合系統(tǒng)中存在AAOB和反硝化細(xì)菌對(duì)亞硝態(tài)氮的競(jìng)爭(zhēng),因此在模型中將異養(yǎng)反硝化過(guò)程簡(jiǎn)化為分別以NO3--N和NO2--N為電子受體的兩步反應(yīng)來(lái)強(qiáng)化競(jìng)爭(zhēng)過(guò)程.微生物的衰減過(guò)程采用ASM No.3模型中的內(nèi)源呼吸理論.

使用AQUASIM 2.1軟件對(duì)以葡萄糖和乙酸鈉為有機(jī)物的耦合過(guò)程進(jìn)行模擬,耦合系統(tǒng)模型組分和微生物過(guò)程參見(jiàn)文獻(xiàn)[14],模型中的可降解有機(jī)物Ss分別由葡萄糖和乙酸鈉提供.經(jīng)測(cè)定,系統(tǒng)中ANAMMOX污泥的濃度X為400mgVSS/L,反硝化污泥的濃度X為470mgVSS/L,濃度以COD計(jì),換算系數(shù)為1.5gCOD/gVSS[15],則X為600mgCOD/ L,X為705mgCOD/L.模擬過(guò)程中忽略由AAOB和反硝化細(xì)菌的增殖引起的微生物濃度變化.

1.5 皮爾遜相關(guān)性分析

采用SPSS軟件對(duì)相同時(shí)間下模擬線上的數(shù)值與實(shí)驗(yàn)數(shù)值進(jìn)行皮爾遜相關(guān)性分析,判斷模擬結(jié)果的準(zhǔn)確性.相關(guān)系數(shù)高且顯著相關(guān)時(shí),認(rèn)為模型模擬效果好.

2 結(jié)果與討論

2.1 有機(jī)物對(duì)耦合系統(tǒng)污泥活性及脫氮性能的影響

2.1.1 葡萄糖對(duì)耦合系統(tǒng)污泥活性及脫氮性能的影響 實(shí)驗(yàn)以葡萄糖為有機(jī)物時(shí),在耦合系統(tǒng)中,顆粒污泥可以同時(shí)進(jìn)行厭氧氨氧化和反硝化作用.由圖2可知,批式過(guò)程中,當(dāng)C/N分別為1,2,4時(shí),氨氮最大降解速率分別為0.142,0.146,0.164kgN/(kgVSS·d) (圖2a),最大降解速率差異不大.亞硝態(tài)氮最大降解速率分別為0.265,0.345,0.453kgN/(kgVSS·d)(圖2b),隨C/N的增大而增大.硝態(tài)氮的生成量一直低于3mg/L,且隨C/N增大逐漸降低(圖中未顯示),TN的降解速率隨C/N增大而增大(圖2c).由葡萄糖的反硝化批式實(shí)驗(yàn)(圖3)也可以看出,反硝化速率隨著C/N的增大而增大.

在耦合系統(tǒng)中以氨氮的最大降解速率來(lái)反映厭氧氨氧化反應(yīng)活性,由最大降解速率差異不大可知,以葡萄糖為碳源,C/N分別為1,2,4時(shí)對(duì)耦合系統(tǒng)中的ANAMMOX過(guò)程影響不大.在以往的研究中,一般認(rèn)為少量的葡萄糖對(duì)ANAMMOX活性沒(méi)有抑制作用,甚至可以促進(jìn)ANAMMOX活性,但葡萄糖濃度過(guò)高時(shí),會(huì)抑制ANAMMOX活性[8,16].Zhu等[17]也認(rèn)為,高濃度COD能抑制厭氧氨氧化活性.本實(shí)驗(yàn)的實(shí)驗(yàn)結(jié)果與此不太一致.分析原因:一方面,由以往研究[18-19]推測(cè),耦合系統(tǒng)中的顆粒污泥一般內(nèi)部為AAOB,外部包裹反硝化細(xì)菌,外部的反硝化細(xì)菌可以優(yōu)先利用有機(jī)物進(jìn)行反硝化,消除有機(jī)物葡萄糖對(duì)內(nèi)部AAOB的影響.因此AAOB能正常進(jìn)行厭氧氨氧化作用,活性不受影響.另一方面,實(shí)驗(yàn)所用的活性污泥通過(guò)在亞硝態(tài)氮充足的連續(xù)流條件下的馴化,對(duì)高濃度有機(jī)物存在一定抗性,對(duì)亞硝態(tài)氮有較強(qiáng)的爭(zhēng)奪能力.由圖2b及圖3可知,隨著C/N的增大,亞硝態(tài)氮最大降解速率加快.又有硝態(tài)氮的生成量減少,這表明隨著有機(jī)物葡萄糖濃度的升高,反硝化速率加快,反硝化活性增強(qiáng).由于葡萄糖的代謝途徑較復(fù)雜,其消耗速率較低[20],因此在實(shí)驗(yàn)過(guò)程中,提高C/N,即提高葡萄糖濃度時(shí),系統(tǒng)內(nèi)反硝化細(xì)菌能有效利用有機(jī)物進(jìn)行反硝化作用,使體系中亞硝態(tài)氮最大降解速率提高,硝態(tài)氮生成速率降低.另外,又由于氨氮最大降解速率差異不大,導(dǎo)致總氮最大降解速率的差異主要由亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮決定,因此總氮最大降解速率加快.這也表明耦合系統(tǒng)脫氮性能良好.

圖3 不同C/N下葡萄糖和乙酸鈉為有機(jī)物時(shí)反硝化系統(tǒng)氮素最大降解速率

2.1.2 乙酸鈉對(duì)耦合系統(tǒng)污泥活性及脫氮性能的影響 由圖2可知,以乙酸鈉為碳源,C/N分別為1,2,4時(shí),顆粒污泥可以同時(shí)進(jìn)行厭氧氨氧化和反硝化反應(yīng).在實(shí)驗(yàn)過(guò)程中, C/N分別為1,2,4時(shí)的氨氮最大降解速率分別為0.123,0.123,0.104kgN/(kgVSS·d) (圖2a),亞硝態(tài)氮的最大降解速率分別為0.501,0.510, 0.522kgN/(kgVSS·d)(圖2b),氨氮最大降解速率和亞硝態(tài)氮的最大降解速率都無(wú)明顯差別,硝態(tài)氮濃度除初始濃度外一直為零.由乙酸鈉的反硝化批式實(shí)驗(yàn)(圖3)也可以看出,在不同C/N下,反硝化速率基本一致.TN的最大降解速率(圖2c)并沒(méi)有隨著C/N的增大而出現(xiàn)明顯差異.

分析原因如下,相比葡萄糖而言,乙酸鈉為小分子有機(jī)物,參與反應(yīng)時(shí)更容易被細(xì)菌利用.在耦合系統(tǒng)實(shí)驗(yàn)(圖2b)及單獨(dú)的反硝化批式實(shí)驗(yàn)中(圖3),表現(xiàn)出不同C/N的最大亞硝態(tài)氮降解速率基本一致的現(xiàn)象.這與徐亞同[21]的研究結(jié)果相同,以揮發(fā)性脂肪酸為碳源,在碳源無(wú)限制的條件下,反硝化速率與基質(zhì)濃度無(wú)關(guān);在碳源受限制條件下,反應(yīng)初始階段反硝化速率與碳源無(wú)限制時(shí)相同,但隨著反硝化的進(jìn)行,進(jìn)水碳源被耗盡,反硝化速率迅速下降.在耦合系統(tǒng)中由氨氮最大降解速率無(wú)較大差異可知,以乙酸鈉為碳源,C/N分別為1,2,4時(shí)對(duì)耦合系統(tǒng)的ANAMMOX過(guò)程影響不大.而張?jiān)姺f等[22]以乙酸鈉為有機(jī)物,將C/N從1增加到2后,厭氧氨氧化活性大大降低,證明了高濃度乙酸鈉對(duì)AAOB有不利影響.一方面原因可能與2.1.1中以葡萄糖為有機(jī)物時(shí)相同,實(shí)驗(yàn)所用的顆粒污泥對(duì)亞硝態(tài)氮有較強(qiáng)的爭(zhēng)奪能力.另一方面,本實(shí)驗(yàn)為批式實(shí)驗(yàn),實(shí)驗(yàn)時(shí)間較短,相比于連續(xù)流實(shí)驗(yàn)來(lái)說(shuō),有機(jī)物對(duì)顆粒污泥影響較小.因此在以乙酸鈉為碳源的批式實(shí)驗(yàn)中,表現(xiàn)出不同C/N下ANAMMOX活性基本一致的現(xiàn)象.由于在不同C/N下,ANAMMOX活性和反硝化活性基本一致,因此TN的降解速率(圖2c)在不同C/N下差異不大.

2.1.3 相同C/N下葡萄糖和乙酸鈉對(duì)耦合系統(tǒng)影響對(duì)比 由圖2可知,相同C/N下,以葡萄糖為有機(jī)物時(shí),氨氮的最大降解速率高于乙酸鈉.C/N分別為1,2,4時(shí),其氨氮最大降解速率分別為乙酸鈉的1.15, 1.19,1.58倍,即在以葡萄糖為有機(jī)物時(shí)ANAMMOX活性較高.而在耦合系統(tǒng)中,以乙酸鈉為有機(jī)物時(shí)亞硝態(tài)氮最大降解速率分別為葡萄糖的1.89,1.48, 1.15倍,即乙酸鈉為碳源的反硝化速率較高.另外,從反應(yīng)器中硝態(tài)氮的含量也能證明這一點(diǎn),以葡萄糖為有機(jī)物時(shí),反應(yīng)器中一直有硝態(tài)氮的存在,但以乙酸鈉為碳源時(shí),硝態(tài)氮幾乎全部被消耗掉.且以乙酸鈉為有機(jī)物時(shí)TN的最大降解速率也高于葡萄糖.

很多研究表明[23],碳源代謝途徑越復(fù)雜,污泥的反硝化速率越低.葡萄糖被反硝化菌利用時(shí)首先轉(zhuǎn)化為丙酮酸,丙酮酸在乙酰輔酶A的作用下經(jīng)不完全氧化轉(zhuǎn)化為乙醇,然后進(jìn)一步降解被細(xì)菌所利用[24],代謝較為復(fù)雜.而乙酸鈉可與輔酶A結(jié)合形成乙酰輔酶A,然后直接進(jìn)入TCA循環(huán)進(jìn)行反硝化,代謝過(guò)程較為簡(jiǎn)單[21].因而從代謝角度來(lái)看,小分子乙酸鈉更容易被細(xì)胞所利用.因此,在對(duì)于能利用有機(jī)物進(jìn)行反應(yīng)的反硝化細(xì)菌而言,乙酸鈉相對(duì)于葡萄糖更有利于反硝化反應(yīng)的進(jìn)行.另一方面,AAOB為自養(yǎng)菌[25],有機(jī)物的存在會(huì)抑制其活性,因此,相對(duì)于乙酸鈉而言,分子量較大的葡萄糖不容易進(jìn)入AAOB,對(duì)ANAMMOX反應(yīng)影響較小,進(jìn)而相同C/N下以葡萄糖為碳源的氨氮最大降解速率相對(duì)較高.管勇杰等[8]的研究也表明,葡萄糖等糖類有機(jī)物對(duì)AAOB的影響較小,但在他的研究中,乙酸鈉對(duì)AAOB有一定的促進(jìn)作用,這與本文的研究結(jié)果不太一致.分析原因,可能由于本實(shí)驗(yàn)所用的顆粒污泥為在有機(jī)物為葡萄糖時(shí)培養(yǎng)馴化所得,在批式實(shí)驗(yàn)中對(duì)乙酸鈉缺少適應(yīng)時(shí)間,因而使ANAMMOX過(guò)程受到影響.

2.2 不同有機(jī)物不同C/N下耦合系統(tǒng)脫氮模型

2.2.1 模型中參數(shù)的修正 通過(guò)調(diào)整動(dòng)力學(xué)參數(shù)對(duì)模型進(jìn)行修正,以使模擬結(jié)果最大程度與實(shí)驗(yàn)結(jié)果相似,同時(shí)保證所有參數(shù)的取值均在文獻(xiàn)報(bào)道的范圍之內(nèi).最終的模擬結(jié)果見(jiàn)圖4和圖5.通過(guò)皮爾遜相關(guān)性分析,相同時(shí)間下模擬線上的數(shù)值與實(shí)驗(yàn)數(shù)值的皮爾遜相關(guān)系數(shù)都大于0.94(且都在0.01水平上顯著相關(guān)),認(rèn)為模擬結(jié)果能準(zhǔn)確地反映實(shí)驗(yàn)結(jié)果,模型結(jié)構(gòu)和模型主要參數(shù)的取值基本正確.

2.2.2 葡萄糖為有機(jī)物的耦合系統(tǒng)脫氮模型 由圖4可知,以葡萄糖為有機(jī)物,在C/N為1,2,4時(shí),模擬結(jié)果能很好地反映實(shí)驗(yàn)過(guò)程.在模型的動(dòng)力學(xué)參數(shù)中,表示反硝化細(xì)菌分別以NO3--N和NO2--N為底物時(shí)缺氧還原效率的動(dòng)力學(xué)參數(shù)被修正為0.15和0.7,表明反硝化細(xì)菌以NO2--N為底物時(shí)的缺氧還原效率高于以NO3--N為底物時(shí)的缺氧還原效率.這表明系統(tǒng)中反硝化作用主要先以亞硝態(tài)氮為反應(yīng)基質(zhì),進(jìn)一步解釋了在實(shí)際的實(shí)驗(yàn)過(guò)程中(見(jiàn)2.1.1),反應(yīng)系統(tǒng)內(nèi)一直有硝態(tài)氮的存在,且隨著C/N的增大,硝態(tài)氮的生成量減少的現(xiàn)象.另外,模型中表示反硝化細(xì)菌對(duì)NO3--N和NO2--N親和性的半飽和速率常數(shù)分別修正為4和3mgN/L,也能證明反硝化作用以亞硝態(tài)氮為反應(yīng)基質(zhì)比以硝態(tài)氮為反應(yīng)基質(zhì)更易進(jìn)行.模擬結(jié)果與實(shí)驗(yàn)結(jié)果一致.

2.2.3 乙酸鈉為有機(jī)物的耦合系統(tǒng)脫氮模型 由圖5可知,以乙酸鈉為有機(jī)物,C/N為2和4時(shí),模擬效果較好.在C/N為1時(shí),模擬曲線較實(shí)驗(yàn)曲線稍有偏差,可能原因?yàn)?在實(shí)際實(shí)驗(yàn)過(guò)程中,C/N為1時(shí),系統(tǒng)內(nèi)有機(jī)物相對(duì)含量較少,而AAOB在低濃度乙酸鈉下能將其部分分解[26-27],加速了體系內(nèi)有機(jī)物的消耗,因此在80min后系統(tǒng)內(nèi)主要為ANAMMOX反應(yīng),亞硝態(tài)氮最大降解速率降低,曲線趨于平緩.但在模型中并未體現(xiàn)這一生物過(guò)程,因此在模擬過(guò)程中,C/N為2和4的模擬結(jié)果較C/N為1時(shí)的效果好.

在模型的動(dòng)力學(xué)參數(shù)中,分別表示AAOB和反硝化細(xì)菌對(duì)NO2--N親和性的半飽和速率常數(shù)分別修正為0.05和3.0mgN/L,這意味著在耦合系統(tǒng)中AAOB對(duì)NO2--N的親和性遠(yuǎn)高于反硝化細(xì)菌,因此在反應(yīng)過(guò)程中AAOB在對(duì)NO2--N的競(jìng)爭(zhēng)中始終處于優(yōu)勢(shì)地位,這與在2.1.2中分析的實(shí)驗(yàn)結(jié)果一致,進(jìn)一步解釋了在不同C/N下氨氮最大降解速率即ANAMMOX活性相差不大的原因.此外,分別表示反硝化細(xì)菌以NO3--N和NO2--N為底物時(shí)缺氧還原效率的動(dòng)力學(xué)參數(shù)被修正為0.28和0.15,這表明反硝化細(xì)菌以NO3--N底物時(shí)的缺氧還原效率高于以NO2--N為底物時(shí)的缺氧還原效率.而在實(shí)驗(yàn)中,硝態(tài)氮除初始值外均為0,也能證明反硝化作用主要先以硝態(tài)氮為反應(yīng)基質(zhì).

在動(dòng)力學(xué)參數(shù)中,以葡萄糖為有機(jī)物時(shí)AAOB的最大生長(zhǎng)速率修正為0.06/d,大于以乙酸鈉為有機(jī)物的生長(zhǎng)速率0.04/d,這與在2.1.3中,以葡萄糖為有機(jī)物的氨氮最大降解速率高于以乙酸鈉為有機(jī)物時(shí)的氨氮最大降解速率的結(jié)果相一致.反硝化細(xì)菌的生長(zhǎng)速率分別修正為4/d(葡萄糖為有機(jī)物)和5/d(乙酸鈉為有機(jī)物),表明以乙酸鈉為有機(jī)物時(shí),更有利于反硝化細(xì)菌的生長(zhǎng),與實(shí)驗(yàn)結(jié)果相同.

2.3 不同C/N下耦合系統(tǒng)氮素降解速率模型預(yù)測(cè)

由2.2可知,通過(guò)模型模擬,能較好地預(yù)測(cè)系統(tǒng)中氮素的變化及最大降解速率.由于實(shí)際中不能通過(guò)實(shí)驗(yàn)對(duì)所有C/N下系統(tǒng)的脫氮性能進(jìn)行一一測(cè)定,因此借助模型模擬探索不同C/N下系統(tǒng)中氮素的降解速率是非常有必要的,這為進(jìn)一步研究C/N對(duì)耦合系統(tǒng)污泥活性及脫氮性能的影響提供了便利.

圖6為通過(guò)模型模擬的以葡萄糖和乙酸鈉為有機(jī)物,C/N為1~4時(shí)的氮素最大降解速率.由圖可知,以葡萄糖為有機(jī)物時(shí),氨氮最大降解速率變化不大,亞硝態(tài)氮及TN最大降解速率隨C/N的增大而增大.以乙酸鈉為有機(jī)物時(shí),隨著C/N的增加,氨氮最大降解速率不變,亞硝態(tài)氮和TN的最大降解速率有所增加,但變化趨勢(shì)較小.模擬結(jié)果與實(shí)驗(yàn)結(jié)果基本一致.很多研究[14,28-30]證明了C/N對(duì)厭氧氨氧化耦合反硝化系統(tǒng)的脫氮性能起關(guān)鍵作用,增加有機(jī)物濃度,即C/N增大時(shí),系統(tǒng)中ANAMMOX活性降低.但在本研究中,隨著C/N的增加,氨氮最大降解速率即ANAMMOX活性并未受到影響.且由模擬曲線趨勢(shì)可知,當(dāng)C/N大于4時(shí),氨氮降解速率無(wú)較大變化.

3 結(jié)論

3.1 以葡萄糖為碳源,隨著C/N的增加,耦合系統(tǒng)顆粒污泥的厭氧氨氧化活性基本不受影響,反硝化活性逐漸增加.C/N分別為1,2,4時(shí),耦合系統(tǒng)氨氮最大降解速率無(wú)較大差異,亞硝態(tài)氮最大降解速率分別為0.265,0.345,0.453kgN/(kgVSS·d);以乙酸鈉為碳源,隨著C/N的增加,耦合系統(tǒng)顆粒污泥的厭氧氨氧化活性和反硝化活性基本不受影響.C/N分別為1,2,4時(shí),氨氮最大降解速率和亞硝態(tài)氮的最大降解速率都無(wú)明顯差異.

3.2 分別以葡萄糖和乙酸鈉為有機(jī)物,相同C/N下,耦合系統(tǒng)中以葡萄糖為碳源時(shí)的厭氧氨氧化活性較高,以乙酸鈉為碳源時(shí)的反硝化活性較高.C/N分別為1,2,4時(shí),以葡萄糖為有機(jī)物的氨氮最大降解速率分別為乙酸鈉的1.15,1.19,1.58倍,以乙酸鈉為有機(jī)物時(shí)反應(yīng)的亞硝態(tài)最大氮降解速率分別為葡萄糖的1.89,1.48,1.15倍.

3.3 以葡萄糖和乙酸鈉為有機(jī)物的實(shí)驗(yàn)和模擬結(jié)果表明,模型能較為準(zhǔn)確地預(yù)測(cè)實(shí)驗(yàn)過(guò)程中氮素的變化趨勢(shì).在C/N為1~4時(shí)耦合系統(tǒng)中顆粒污泥的厭氧氨氧化活性無(wú)較大變化.

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Effect of organic compounds on the SAD and its mathematical simulation.

YANG Jing-yue1, LI Jun1*, ZHENG Zhao-ming1, DU Jia1, MA Jing2, BIAN Wei1, WANG Wen-xiao1

(1.College of Architecture and Civil Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.Beijing Municipal Engineering Professional Design Institute Co., Ltd, Beijing 100037, China)., 2018,38(12)：4516~4523

The denitrification performance of simultaneous anammox and denitrification (SAD) granular sludge under different C/N was studied by batch test. The coupled system granular sludge was cultured in a UASB reactor with sufficient nitrogen ,and it had high anammox activity and denitrification activity. Using glucose as carbon source, when the C/N were 1, 2, 4, there was no significant difference in the activity of ANAMMOX, and the denitrification activity increased gradually. The maximum rate of NO2--N degradation was 0.265, 0.345, and 0.453kgN/(kgVSS·d), respectively. When sodium acetate was used as the carbon source and the C/N ratios were 1, 2, and 4, respectively, neither of the ANAMMOX activity or the denitrification activity was affected. Under the same C/N, the activity of ANAMMOX with glucose as the carbon source was higher, while the denitrification activity with sodium acetate as the carbon source was higher.When C/N was 1, 2 and 4, the maximum degradation rate of NH4+-N with glucose as organic matter was 1.15, 1.19, 1.58times of sodium acetate respectively. The maximum degradation rate of NO2--N with sodium acetate as organic matter was 1.89, 1.48 and 1.15times of glucose, respectively. The mathematical simulation results of the experiment showed that the models can accurately predict the trend of nitrogen change during the experiment. There was no significant change in the ANAMMOX activity of the granular sludge in the coupled system when the C/N ratio was 1~4.

anammox；COD/NO2--N ratios；organic matter；nitrogen removal performance；mathematical model

X703.5

A

1000-6923(2018)12-4516-08

楊京月(1993-),女,河北唐山人,北京工業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要從事厭氧氨氧化脫氮研究.

2018-05-07

國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2015ZX 07202-013)

* 責(zé)任作者, 教授, jglijun@bjut.edu.cn