不同初始pH值下反硝化包埋顆粒的動力學特性

曾金平,陳光輝,李 軍*,鄧海亮,王秀杰

(1.北京工業大學建筑工程學院,北京市水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室,北京 100124；2.青島大學環境科學與工程學院,山東 青島 266071)

不同初始pH值下反硝化包埋顆粒的動力學特性

曾金平1,陳光輝2,李 軍1*,鄧海亮1,王秀杰1

(1.北京工業大學建筑工程學院,北京市水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室,北京 100124；2.青島大學環境科學與工程學院,山東 青島 266071)

采用批式實驗研究了不同初始pH值下反硝化包埋顆粒在反應過程中、TN和pH值的變化規律,并探究了反硝化包埋顆粒的動力學特性.結果表明,在進水為30mg/L,反應溫度控制在30℃,C/N比為6,反應周期為5h條件下,反硝化污泥經包埋后經過2周的適應性培養即表現出很好的反硝化性能,不同的初始pH值下,反硝化過程中的去除主要在0～1h內,的積累在1h時達到最大,同時pH值出現拐點,在1h達到最大后略有降低,這一拐點可以作為亞氮積累達到最大時的指示參數.動力學研究表明,反硝化最大比反硝化速率Kden出現在pH=7.5和8.0時,為2.9mg/(gM LVSS·h),表明最適宜反硝化包埋顆粒的pH值為7.5～8.0,TN去除率在91.7%以上.通過硝酸鹽氮的比反硝化速率和亞硝酸鹽氮的比反硝化速率的比較,可知在反硝化過程中硝酸鹽氮的還原速率都大于亞硝酸鹽氮的還原速率,是造成亞氮積累的原因.

反硝化；固定化；包埋菌；pH值；動力學

反硝化作為生物脫氮過程中的重要步驟,反硝化過程中的影響因素有很多,如微生物組成[1]、碳源種類[2]、pH值[3]、DO[4]和C/N[5]等.包埋固定化技術是現代生物工程領域中一項新興的微生物固定技術,它是將微生物包埋在聚物膜或凝膠小格中,使微生物細胞被包埋在載體內部,載體的網格結構可以將微生物活細胞固定在特定的位置不至于滲漏,同時允許小分子底物及反應代謝產物自由擴散[6-7].

包埋固定化技術應用在污水處理中具有諸多優勢,如:能使裝置設備化,維持裝置內生物量的高濃度和高活性;容易固液分離;能夠對多種特殊菌種進行包埋;能增強微生物對環境和毒性物質的耐受能力[8].利用包埋固定化技術將反硝化污泥進行包埋固定化能有效提高反硝化污泥的抗負荷沖擊能力,同時能夠改善反應器中污泥上浮和污泥解體現象.袁林江[9]采用聚乙烯醇(PVA)對反硝化細菌進行包埋后發現反硝化細菌表現出明顯的耐受性,尤其在低溫情況(10℃)下仍表現出良好的脫氮性能;田晉紅等[10]同樣利用PVA將反硝化細菌進行包埋,在進水為150mg/L時,發現包埋后的反硝化細菌的最適溫度未變,而且在10℃時包埋后的反硝化細菌仍表現出良好的脫氮性能,去除負荷接近未包埋的反硝化菌的3倍.

經包埋固定化的反硝化污泥具有許多優勢,但在具體的實驗過程中,如何確定實驗條件下的反硝化動力學參數尤為重要.本文采用水性聚氨酯(WPU)作為包埋材料對反硝化污泥進行包埋固定化,采用Bicinchoninic Acid(BCA)法對反硝化包埋顆粒內的生物量進行測定,同時利用零級動力學模型在不同初始pH值條件下對反硝化包埋顆粒的動力學特性進行研究,進而為固定化反硝化系統奠定基礎.

1 材料方法

1.1 反硝化反應器

圖1 反硝化SBR反應器Fig.1 The SBR of denitrification

反硝化反應器采用有機玻璃制造序批式反應器(SBR),如圖1所示.反應器直徑170mm,高245mm,有效容積2L,上部密封,只留一個排氣口,為保證包埋顆粒在反應器內分布均勻,上部設有攪拌裝置,外部設有水浴層,通過水浴加熱保持反應器內溫度維持在30℃.反應器的運行過程:反應器每天運行4個周期,每個運行周期t=5h,其中進水5min,反應285min,沉淀5min,出水5min,閑置60min.

1.2 包埋顆粒的制備

1.3 實驗水質

表1 人工配水成分組成Table 1 The Compositions of artificial wastewater

1.4 批式實驗

SBR反應器運行30d后,進行批式實驗.將包埋顆粒按填充率15%投加到1L的血清瓶中,然后將血清瓶置于恒溫磁力攪拌機上,設置轉速為400r/min.實驗裝置如圖2,實驗采用瞬時進水,進水質量濃度為30mg/L,COD質量濃度為180mg/L(C/N=6)左右,并投加少量KH2PO4,HRT為5h.通過恒溫磁力攪拌器控制溫度在30℃,設置不同初始pH值:6.0、6.5、7.0、7.5、8.0、9.0進行試驗,每小時取樣檢測反應器中、、COD和pH值變化.

圖2 批式實驗反應器Fig.2 The batch tests reactor

1.5 水質分析方法

1.6 包埋顆粒生物量測定

在包埋顆粒中,微生物被包埋在載體內或附著在載體表面,由于包埋材料的存在,因此直接測定MLSS或MLVSS的方式并不適合包埋顆粒.本研究采用測定蛋白質含量的方式,間接測得包埋顆粒內生物量,取用于包埋固定化的反硝化污泥,設置VSS梯度(以mg計)分別為:10、30、50、70、90、110、130、150,將取出的污泥經PBS緩沖液清洗后放入超聲波細胞破碎儀內進行破碎處理,破碎功率為10%,破碎時間10min(設置破碎2s,間歇5s),之后采用BCA法[13]測定梯度污泥的蛋白質含量,得到蛋白質含量與VSS的線性關系.取20mL包埋顆粒,碾碎按處理污泥相同的方式測定蛋白質濃度,通過之前測得的蛋白質含量與VSS的線性關系圖,得到包埋顆粒的MLVSS濃度.

1.7 反硝化速率的計算公式

采用CH3COO Na為碳源時,在不考慮細胞合成時,生物反硝化可用式(1)[14]和式(2)[15]表示:

將上述兩式簡化,根據文獻[16-17],廢水中硝酸鹽氮反硝化過程可簡化為式(3)表示:

反硝化過程中硝酸鹽氮的轉化速率和亞硝酸鹽氮的轉化速率計算公式,如式(4):

反硝化過程中硝酸鹽氮的比反硝化速率計算如式(5):

式中:CX為反硝化包埋顆粒生物量,g/L.

當系統中還殘余硝酸鹽氮時 亞硝酸鹽氮的比反硝化速率計算公式如式(6):

當系統中的硝酸鹽氮全部消耗完畢時,亞硝酸鹽氮的比反硝化速率計算公式如式(7):

反硝化脫氮模型采用零級模型[18]示:

式中:CN為t時刻(或)質量濃度,mg/L; CN0為t=0時刻的質量濃度,mg/L;CX為微生物質量濃度,g/L; Kden為最大比反硝化速率,mg/(gMLVSS·h).

2 結果與討論

2.1 反硝化反應器的啟動

反硝化污泥包埋后,在經過2周的適應后表現出良好的反硝化性能,實驗所用水質見表1.在第15d對反硝化反應器進行沿程實驗,實驗結果如圖3所示.

圖3 反硝化包埋顆粒反應效果Fig.3 The denitrifying performance of immobilized granules

不同的pH值對硝酸鹽氮還原酶、亞硝酸鹽氮還原酶和微生物細胞活性的抑制程度不同,一般來說在反硝化系統中最佳pH值在7.5左右,pH=6.5、9.0時硝酸鹽氮的去除率將為最佳去除率的70%左右,超過該范圍時硝酸鹽氮的去除率將急劇下降[20].本實驗過程中反硝化的最佳pH是7.5和8.0,pH=6.5、7.0時硝酸鹽氮去除率達到94.67%和96.10%;而pH=6.0、9.0時硝酸鹽氮去除率雖然很高,達到99.7%和96.3%,但存在很明顯的亞氮積累現象(圖4b).

影響反硝化過程中NO2-N積累的因素主要有微生物種類[21]、pH值[3]、碳源種類[22-25]和C/N比[18,26].Van Rijn[27]利用施氏假單胞菌(Pseudomonas stutzeri)為單一的菌種對反硝化進行研究時發現以乙酸為碳源時,與其它碳源相比存在較高的亞氮積累現象;馬娟等[28]在研究反硝化過程中的積累問題時發現:乙酸鈉作為碳源,系統存在有大量的積累.袁怡等[16]利用乙酸鈉為碳源,將C/N比控制在2.5和3.0時,積累率較高.本實驗采用乙酸鈉為碳源,也存在類似的積累問題.討論反硝化過程中的積累問題時,可采用2步反硝化模型[29],即把看成反硝化過程中的唯一中間產物,表示為式(9).

由于不同初始pH值下硝酸鹽還原酶和亞硝酸鹽還原酶的活性不同,導致反硝化過程中的積累量有所差異.由圖4b可以看出:在前1h,不同的初始pH值下的亞氮積累達到最大.初始pH=6.0時,在1h時積累效果最為明顯,達到19.2mg/L,積累率高達63.9%, pH=9.0時,積累率也很高,達到16.4mg/L,在反應5h后,殘余量仍很高,分別為9.1和9.7mg/L,積累率還高達30.3%和32.2%,積累現象明顯;在初始pH=6.5、7.0、7.5、8.0時,0～1h也存在較高的積累,分別為16.3、11.5、13.4、14.3mg/L,但是經過5h后,殘余量都在2.0mg/L以下,可認為無的積累.

Glass等[30]在對高濃度硝酸鹽廢水反硝化過程的研究結果中發現,反硝化在不同的pH值范圍內的反應機理有所不同:當pH＜7時,硝酸鹽氮可反硝化完全;pH值在7.5～9.0時,有明顯的亞氮積累現象.宋佳強等[31]研究發現在酸性條件下,反硝化速率不高,而在中性和偏堿性條件下,反硝化速率明顯提高,而且去除率也有提升,但是初始pH=8.0和9.0時,出現了亞氮積累現象.本實驗在0～1h內產生較高的亞氮積累,但由于COD在此時仍有剩余,因此積累的亞氮會繼續被還原,而5h之后僅在初始pH=6.0和9.0時出現亞氮積累,說明在偏酸性和偏堿性條件對亞硝酸鹽還原酶的抑制作用較為明顯.

圖4 反硝化過程中NO3-N、NO2-N、TN和pH值的變化規律Fig.4 The rule of NO3-N、NO2-N、TN and pH in the denitrification process under different initial pH

在反硝化過程會不斷產生堿度,理論上每還原1.0g硝酸鹽氮會產生3.6g堿度(以碳酸鈣計).從圖4c中可以看出,不同的初始pH值變化在前1h內增長很快,在1h時pH達到最大值,此時含量都低于5.0mg/L,而積累達到最大,之后pH略有降低;系統中pH有此變化的原因主要有以下幾個:前0～1h內pH值大幅升高,是由于在被還原過程中產生的被不斷的還原,而產生堿度;在之后的幾個小時內,積累的亞氮繼續被還原進而繼續產生堿度,而實驗采用乙酸鈉作為碳源,乙酸根離子在水中會發生水解反應(式10)產生OH.

反硝化過程不斷消耗系統中的乙酸根離子和產生堿度導致反應朝左邊移動,使得OH離子的濃度不斷下降,致使在反應的后4h內pH值略有下降.

由圖4可以看出,反硝化包埋系統在不同的初始pH值下, NO3-N的去除主要發生在0～1h內,從進水30.0mg/L降解為5.0mg/L以下,平均去除速率達到25.0mg/(L·h);NO2-N在0～1h內增長迅速,在1h時積累達到最大,之后繼續被還原,在此過程中,pH增長很快,pH=6.0、6.5、7.0、7.5、8.0、9.0增長速率分別為1.6,1.3,1.4,1.5,1.4,0.6/h.從圖4b和圖4c可以看出NO2-N積累達到最大的同時 pH值也達到最大值,之后則略有降低即出現pH值拐點,這一拐點值可作為反硝化包埋系統中NO2-N積累達到最大的指示性參數.

2.3 不同初始pH值下反硝化動力學特性

在批式實驗階段,認為反硝化包埋顆粒生物量變化不大,經BCA法測定出反硝化包埋顆粒的生物量平均為2.1gMLVSS/L.反硝化動力學特性用反硝化脫氮零級模型來表征,根據式(4)～(7)計算出硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮的轉化速率以及比反硝化速率(表2).

由表2可以看出,反應結束時的硝酸鹽氮比反硝化速率從pH=6.0時的2.7一直增加到pH=7.5和8.0時的2.9mgNO3-N/(gMLVSS·h);當pH值升到9.0時,硝酸鹽氮比反硝化速率下降到2.8mgNO3-N/(gMLVSS·h).亞硝酸鹽氮的比反硝化速率特有類似先升高后降低的規律,從pH=6.0時的1.2mg/(gMLVSS·h)緩慢增加到pH=8.0.時的1.5mg/(gMLVSS·h);pH值升高到9.0時,亞硝酸鹽氮的比反硝化速率降到0.8m/(gMLVSS·h).硝酸鹽氮比反硝化速率的最大值都出現在pH=7.5和8.0時,亞硝酸鹽氮比反硝化速率的最大值出現在pH=8.0時;在pH=6.0和9.0時,硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮的比反硝化速率都不高,進一步說明在偏酸性(pH=6.0)和偏堿性(pH=9.0)下反硝化系統都受到了不同程度的抑制.表2中可看出硝酸鹽氮的比反硝化速率都大于亞硝酸鹽氮的比反硝化速率,硝酸鹽氮的比反硝化速率幾乎都在亞硝酸鹽氮的比反硝化速率的1.9倍以上,正是硝酸鹽的還原速率遠大于亞硝酸鹽的還原速率,從而導致亞氮的積累.

表2 不同初始pH值下的比反硝化速率[mgNOx-N/(gMLVSS·h)]Table 2 The specific denitrification rate under different initial pH value [mgNOx-N/(gMLVSS·h)]

圖5 不同初始pH下CN-CN0隨時間的變化規律Fig.5 The rule of CN-CN0with time under different initial pH

根據反硝化脫氮零級模型(式8),以時間t為橫坐標,CN-CN0為縱坐標,繪制不同初始pH值下CN-CN0隨時間t的變化曲線(圖5).經過origin8.0軟件線性擬合出不同初始pH值下的擬合方程(表3).

表3 不同初始pH值下的Kden值Table 3 The Kdenunder different initial pH value

徐亞同等[32]研究了反硝化污泥在馴化和未馴化時不同pH值對反硝化速率的影響,結果發現無論反硝化污泥是否經過了馴化,pH值在從6.0升高到9.5過程中,反硝化速率是先增加后降低的,最大反硝化速率出現在pH=7.5.本實驗的結果與其有類似的變化規律,產生此變化規律的原因可能是由于在過酸或過堿條件下均會對系統反硝化過程造成了抑制作用.根據姜體勝等[33]的研究,反硝化在pH低于6.0時會受到強烈的抑制,當pH=4.7時,污泥就已經惡化,微生物酶的活性降低,導致細胞結構受到破壞,出現解絮現象,影響反硝化過程的正常進行.從表3可看出,在初始pH=6.0和 9.0時最大比反硝化速率最低,為2.1和1.9mg/(gMLVSS·h);系統反硝化過程中最大比反硝化速率出現在初始pH=7.5和8.0時,為2.9mg/(gMLVSS·h),是pH=6.0時的1.4倍,為pH=9.0時的1.5倍;初始pH=7.5時次之,為2.9mg/(gMLVSS·h),pH=6.5和pH=7.0時,最大比反硝化速率也比較高,都達到2.8mg/(gMLVSS·h).在pH=6.0和9.0下,反應結束時還有較高的亞氮積累(圖4b),反硝化效果較差,可能是最大比反硝化速率低的原因;在pH=7.5和8.0時,反硝化效果最好,最大比反硝化速率也很高,因此認為反硝化包埋顆粒的最適pH值范圍比反硝化活性污泥略高,為7.5～8.0.

3 結論

3.1 反硝化污泥經包埋后,在為期2周的適應性培養后,即表現出很好地反硝化性能,并能夠維持穩定的運行.在進水為30mg/L,COD為180mg/L時,經過5h反應TN去除率達92.4%, COD去除率達到87.6%.

3.2 反硝化包埋顆粒對硝酸鹽氮表現出良好的去除能力,僅1h對硝酸鹽氮的去除率就已達到80.0%以上,在1h時亞硝酸鹽氮積累達到最大,其中pH為6.0和9.0在反應結束時仍有較高的亞氮積累.反硝化最適宜pH值范圍7.5～8.0,硝酸鹽氮去除率都在98.0%以上,TN去除率分別為92.4%和91.7%.

3.3 在反硝化包埋系統中,pH值達到最大值時的拐點可作為積累達到最大的指示性參數.

3.4 反硝化脫氮零級模型能很好地表征反硝化動力學特性,在反硝化過程中,pH值從6.0升高到9.0,反硝化比反硝化速率呈現先升高后降低的趨勢,硝酸鹽氮比反硝化速率最大值出現在pH=7.5和8.0,為2.9mg/(g MLVSS·h),在不同的初始pH值下,所有硝酸鹽氮的比反硝化速率都大于亞硝酸鹽氮的比反硝化速率,從而導致亞氮的積累;反硝化過程中最大比反硝化速率出現在pH=7.5和8.0,為2.9mg/(g MLVSS·h)進一步表明反硝化包埋顆粒的最適pH值范圍為7.5～8.0.

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Kinetic characteristics of immobilized denitrification granu lesunder different initial pH.

ZENG Jin-ping1, CHEN Guang-hui2, LI Jun1*, DENG Hai-liang1, WANG Xiu-jie1
(1.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science & Water Environment Recovery Engineering, College of Architecture and Civil Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.College of Environmental Science and Engineering, Qingdao University, Qingdao 266071, China).China Environmental Science, 2017,37(2)：526～533

The rule of、、TN and pH during denitrification process was studied by using different initial pH in a bath-scale sequencing batch reactor with synthetic wastewater. The kinetic characteristics of immobilized granules also were investigated by batch tests. Under the condition of temperature 30℃,C/N 6and HRT 5h, the immobilized denitrification granules showed good performance during two weeks. Under the different initial pH, the nitrate removal occurs mainly in the 0～1h, and the nitrite accumulation attain its maximumat 1h, meanwhile the pH attained its maximumthen slightly reduced, formed a breakpoint of pH curve. Therefore, the breakpoint of pH curve could be used as an indicator to showthe maximumaccumulation of nitrite. K inetics study showed the maximumspecific denitrification rate occurred at pH=8.0, the pH=7.5was the next. It showed the most suitable denitrifying pH range was 7.5～8.0, and the removal of TN was 91.74%. Compared with nitrate and nitrite specific denitrification rate, the reason for nitrite accumulation is that the reductive rate of nitrate was more than nitrite during denitrification process.

denitrification；immobilization；immobilize granules；pH；kinetic

X703.1

A

1000-6923(2017)02-0526-08

曾金平(1991-),男,江西省贛州人,北京工業大學碩士研究生,主要從事污水處理及資源化方面研究.

2016-05-10

水體污染控制與治理科技重大專項(2015ZX07202-013);16人才培養質量建設-雙培養計劃新興專業建設(004000542216031)

* 責任作者, 教授, jglijun@bjut.edu.cn