甲醇為碳源短程反硝化亞硝酸鹽積累特性

牛 萌,王淑瑩,杜 睿,操沈彬,彭永臻 (北京工業大學國家工程實驗室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術研究中心,北京 100124)

水污染與控制

甲醇為碳源短程反硝化亞硝酸鹽積累特性

牛 萌,王淑瑩*,杜 睿,操沈彬,彭永臻 (北京工業大學國家工程實驗室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術研究中心,北京 100124)

接種反硝化過程中亞硝態氮(NO-2-N)積累效果穩定的短程反硝化污泥,以甲醇為碳源,通過批次試驗研究了不同碳氮比(C/N)、硝態氮(NO-3-N)濃度及pH條件下短程反硝化過程中NO-2-N積累特性.實驗結果表明:當C/N為2.5時,NO-2-N積累率最高為89%,且NO-2-N不會被還原;當 C/N為 3～5時,NO-2-N積累到最大值后開始降低,但 NO-2-N最大積累量和比反硝化速率沒有明顯差異.當 NO-3-N濃度在14.91～82.58mg/L范圍內,NO-3-N濃度越高,達到NO-2-N最大積累率理論所需C/N越低.且當NO-3-N濃度小于58.71mg/L時,比NO-3-N還原速率、比NO-2-N積累速率隨NO-3-N濃度增加而上升.當pH=7時,NO-2-N積累量、比NO-3-N還原速率和比NO-2-N積累速率最高,分別為24.49mg/L、18.96 (mg/(gVSS?h))、18.91 (mg/(gVSS?h)),然后依次是pH=6、8、9.pH=5和10時,短程反硝化基本不能進行.本研究可以為短程反硝化的實現及應用提供理論依據.

短程反硝化；亞硝積累；甲醇；C/N；pH值

傳統生物反硝化是利用反硝化菌將 NO-3-N還原為 N2的生化反應過程,NO-2-N作為反硝化過程的中間產物,其不同程度的積累現象經常被研究者觀察到[1-4].實際過程中,為提高脫氮效率,污水處理廠通常通過投加外碳源的方式提高C/N,以確保 NO-3-N被完全還原為N2,不僅大大增加了污水處理的能耗和成本,造成能源浪費,而且還會產生大量的剩余污泥,增加了剩余污泥的處理和處置費用.20世紀90年代,荷蘭Delft大學首次在反硝化反應器中發現了厭氧氨氧化現象[5],可以在缺氧條件下以NO-2-N作為電子受體,直接把氨氮(NH+-N)氧化為 N2,具有無需有機碳4源、曝氣量少、污泥產量低等優點.城市生活污水中的氮素主要以NH+-N的形式存在,而自然水4體中并不存在NO-2-N,因此,通常需要前處理工藝為厭氧氨氧化提供底物NO-2-N.

最近,反硝化過程中NO-2-N積累率達到80%以上的亞硝積累現象被發現[2],并且實現了穩定維持,證明了短程反硝化能夠成功實現,從而為厭氧氨氧化技術中NO-2-N的來源提供了一種新途徑.起初,Cao等[2]以厭/缺氧污泥為接種污泥,在序批式反應器(SBR)中成功培養出短程反硝化污泥;隨后,Cao等[6-7]、Du等[8-9]將短程反硝化與厭氧氨氧化相結合,利用短程反硝化過程產生的NO-2-N作為厭氧氨氧化反應底物,實現了廢水中NH+4-N和NO-3-N穩定高效去除.

甲醇因其價格低廉、易獲取,反應過程中不會產生副產物,是污水處理廠廣泛使用的外加碳源[10-11].本課題組利用甲醇為碳源馴化短程反硝化污泥,獲得穩定的 NO-2-N積累效果,進而考察不同條件下短程反硝化NO-2-N積累效果.

反硝化過程中的 NO-2-N積累是由多種因素引起的,例如C/N、NO-3-N濃度、pH等.Sun等[12]、Ge等[1]、Krishna Mohana等[13]指出,在低C/N時易發生NO-2-N積累,其原因是NaR和NiR對電子競爭能力的差異.Krishna Mohana等[13]實驗數據表明,最大NO-2-N量和NO-2-N積累率隨NO-3-N濃度增加而增加.Glass等[14]研究表明,當pH在6.5～9范圍內,pH越高,反硝化過程中積累的NO-2-N峰值越大;徐亞同[15]同樣發現,當pH超越適宜范圍,尤其是高于適宜值時,會出現NO-2-N積累現象.

本研究旨在探討以甲醇為碳源的條件下,C/N由2.5提高至5、NO-3-N濃度從14.96mg/L增加到82.58mg/L、以及pH在5～10的范圍內時,短程反硝化過程中NO-2-N積累的變化規律,為短程反硝化工藝應用提供理論依據.

1 材料與方法

1.1 試驗裝置批次試驗所用裝置是有效容積為500mL的錐形瓶,瓶內固定pH探頭,取樣采用注射器抽取.反應器底部配有磁力攪拌裝置,轉速為400r/min.

1.2 試驗接種污泥與用水

試驗接種污泥為以甲醇為碳源的短程反硝化污泥,各錐形瓶中污泥質量濃度(MLVSS)為(1800±250)mg/L.實驗用水采用人工配水,通過配置NaNO3溶液模擬NO-3-N廢水,同時加入3mg/L KH2PO4,8mg/L MgSO4·7H2O,8mg/L CaCl2及適量微量元素,根據設定的 COD濃度,在反應起始投加甲醇溶液.

1.3 試驗方法

1.3.1 C/N對NO-2-N積累的影響 設置6組反應器,控制各反應器內NO-3-N濃度為30mg/L左右,在反應初始投加不同體積甲醇溶液.由于前期馴化過程固定C/N為4,因此批次試驗中使各反應器C/N分別為2.5、3、3.5、4、4.5、5,以考察不同C/N對NO-2-N積累的影響,并選擇適宜C/N.

1.3.2 初始 NO-3-N 濃度對 NO-2-N積累的影響 設置6組反應器,通過投加不同體積的NO-3-N母液使各反應器內NO-3-N濃度分別為15、29、42、59、67、83mg/L,并且控制各反應器C/N為2.5.

1.3.3 pH對NO-2-N積累的影響:設置6組反應器,控制各反應器內 NO-3-N濃度為 30mg/L左右,C/N為2.5,用1mol/L HCl和1mol/L NaOH溶液調節pH,使各反應器初始及反應過程中pH保持在5、6、7、8、9、10.

1.4 NO-2-N積累率計算方法

NO-2-N積累率(NAR):

式中:為反應開始(t=0)時NO-2-N質量濃度,mg/L;為t時刻NO-2-N質量濃度,mg/L;為反應開始(t=0)時NO-3-N質量濃度,mg/L;為t時刻NO-3-N質量濃度,mg/L.

1.5 測定參數與方法

NO-2-N:N-(1-萘基)-乙二胺光度法;NO-3-N:麝香草酚分光光度法;COD采用連華科技 5B?1型 COD快速測定儀測定; pH采用德國 WTWpH3310儀在線監測;MLVSS采用馬弗爐灼燒質量法測定[16].

2 結果與討論

2.1 以甲醇為碳源短程反硝化污泥的馴化

試驗接種的短程反硝化污泥在以甲醇為碳源的條件下馴化數10d,馴化過程如圖1所示.初始階段將C/N定為4,短程反硝化污泥逐漸適應甲醇,運行第 8d后出水穩定,NO-2-N積累率為60%左右.根據不同 C/N批次試驗結果,運行第20d后將C/N降低為2.5,NO-2-N積累率迅速提高并維持在 80%以上.經馴化短程反硝化污泥能適應以甲醇為碳源,后續通過批次試驗考察不同因素對短程反硝化NO-2-N積累的影響.

圖1 以甲醇為碳源短程反硝化的馴化Fig.1 Domestication of partial denitrification with methanol

2.2 C/N對NO-2-N積累的影響

圖2所示為C/N分別為2.5、3、3.5、4、4.5、5時反硝化過程中NO-3-N、NO-2-N、COD隨反應時間的變化曲線以及比反應速率.從圖 2可以看出:反應初始出現遲滯現象,與反應 10～40min相比,反應前10min NO-3-N、NO-2-N和COD濃度變化較為緩慢.這可能與甲醇性質有關,甲醇不能被反硝化細菌直接利用,需經過降解轉化為甲酸[17],然后才能被利用.

6種C/N條件下NO-3-N均能被完全還原,且所需反應時間相近,說明碳源充足.而各C/N條件下 NO-2-N變化曲線為先積累后還原.C/N為2.5、3時,NO-2-N分別于60min、120min達到最大積累量 24.43mg/L、24.80mg/L,隨后由于碳源耗盡,NO-2-N沒有明顯減少.C/N為3.5～5時,NO-2-N積累到最高值后,由于NO-3-N被還原完全,剩余碳源開始還原NO-2-N,NO-2-N轉折點與NO-3-N轉折點對應.由于C/N為2.5、3.5、4.5的反應器接種污泥濃度略高,因此其反應速率高于C/N為3、4、5的反應器,到達NO-2-N轉折點后NO-2-N還原速率也更高,導致C/N為3.5和4.5反應器的NO-2-N剩余量低于同時刻C/N為4和5的反應器.由表1可以看出,在NO-2-N積累階段,6種C/N條件下的NO-2-N最大積累量、NO-2-N最大積累率和比反應速率均相近.這是因為接種的短程反硝化污泥具有較高的NO-2-N積累效果,當NO-3-N和NO-2-N同時存在時,短程反硝化污泥能優先還原NO-3-N,NO-3-N耗盡后NO-2-N開始被還原.因此,在不同C/N條件下,NO-2-N最大積累量和NO--N最大積累率相近.短程反硝化污泥利用單位

2甲醇還原NO-3-N的能力有限,當C/N為2.5時,比反硝化速率已達到最大,此時NaR和NiR的所有活性位置均被基質分子占有,提高C/N不會對比反硝化速率造成影響[18].

表1 不同C/N條件下短程反硝化特性參數Table 1 Parameters of partial denitrification under different C/N

另外,由圖2可看出,6種C/N條件下COD降解過程相似,COD最低值為 35.93±1.69mg/L,剩余部分為難降解有機物.反應末期出現 COD濃度升高現象,這可能是反硝化細菌自身細胞分解所致[19].

圖2 不同C/N條件下NO-3-N、NO-2-N、COD隨反應時間的變化曲線及比反硝化速率Fig.2 Change curves of NO-3-N, NO-2-N, COD with reaction time and specific denitrification rate under different C/N

2.3 底物濃度對NO-2-N積累的影響圖3所示為NO-3-N濃度為14.96、29.01、41.69、58.71、66.52、82.58mg/L時反硝化過程中NO-3-N、NO-2-N、COD隨反應時間的變化曲線以及比反應速率.由圖3可見,不同NO-3-N濃度下短程反硝化反應趨勢相似.由表2可以看出,不同NO -3-N濃度下NO-2-N最大積累率相近,說明短程反硝化污泥的NO-2-N積累效果不受NO-3-N濃度影響.但NO-2-N最大積累量、比NO-3-N還原速率和比NO-2-N積累速率均隨NO-3-N濃度增加而升高.其中,NO-3-N濃度為58.71、41.69、29.01、14.96mg/L時, 比NO-3-N還原速率比例關系為1.8:1.5:1.4:1,比NO-2-N積累速率比例關系與比NO-3-N還原速率一致.而當 NO-3-N濃度繼續增加到 66.52、82.58mg/L時,比NO-3-N還原速率、比NO-2-N積累速率與NO-3-N濃度為58.71mg/L時相比增加量很小.這說明當NO-3-N濃度達到58.71mg/L時,短程反硝化污泥比反硝化速率達到最高,繼續增加NO-3-N濃度,比反硝化速率不會有明顯變化.另外,由圖 3可以發現,當 NO-3-N濃度為14.96mg/L時,C/N在2.5條件下提供的電子供體不足以將 NO-3-N完全還原,反應至 30min時COD已降低至20.34mg/L,之后不再降低,而NO-3-N濃度為58.71、66.52、82.58mg/L時,在NO-3-N還原終點COD分別為36.91、39.61、27.48mg/L,并且呈繼續降低趨勢,COD過量導致NO-2-N開始還原.出現這種現象的原因可能是微生物自身利用有機物所致.假定 COD在反應過程中有兩種利用途徑,一種是為反硝化過程提供電子,另一種是微生物自身利用,例如微生物呼吸作用、細胞合成、轉化為細胞貯存物等[20-22].在污泥濃度相似時,同一種微生物自身所需 COD量也相似.因此,當底物濃度較低時,反硝化所需 COD也降低,但微生物自身所需 COD不變,致使相同 C/N下COD不足以將NO-3-N還原完全;而當底物濃度較高時,反硝化所需 COD升高,但微生物自身所需COD仍然不變,從而引起COD剩余,NO-2-N被還原.由此可見,在實際運行過程中,當底物濃度升高時,應注意適當降低C/N,以防止 COD過量影響NO-2-N積累效果.

圖3 不同NO3-N濃度下NO3-N、NO2-N、COD隨反應時間的變化曲線及比反應速率Fig.3 The change curves of NO-3-N, NO-2-N, COD with reaction time and

表2 不同NO-3-N濃度下短程反硝化特性參數Table 2 Parameters of partial denitrification under different NO-3-N

2.4 短程反硝化過程pH變化規律

圖4為不同C/N條件下短程反硝化過程中pH變化曲線.隨著反應開始,pH迅速降低,反應至10min pH出現第一個拐點.此階段與反應遲滯時間對應,pH的迅速降低是由甲醇降解為甲酸所引起的.隨后 pH仍呈降低趨勢,但降低速率明顯減緩,這是因為NO-3-N還原為NO-2-N階段不產生堿度(公式2),但細胞呼吸會產生CO2,導致pH值緩慢降低.反應至60min左右,各反應器出現第二個 pH拐點,此拐點與 NO-3-N還原終點對應,稱之為“硝酸鹽膝”[23-27],此時 NO-3-N 耗盡,NO-2-N還原占主導地位.由公式3可知,NO-2-N還原階段產生堿度,因此在第二個 pH拐點后各反應器pH開始升高.C/N為2.5和3時,在NO-3-N耗盡后COD幾乎沒有剩余,NO-2-N還原量很少,pH上升速率緩慢,反應至150min pH僅提升為7.24、7.32.C/N為 3.5～5時,pH 上升速率較快,其中C/N=3.5、4、4.5的反應器分別于82、113、133min出現第 3個pH拐點,此時碳源耗盡,pH變化緩慢;C/N為5時,由于碳源充足,直至150min仍在進行反硝化反應,pH呈持續上升趨勢,沒有出現第3個pH拐點.

圖4 不同C/N條件下pH變化曲線Fig.4 The changecurves of pH under different C/N

2.5 pH對NO-2-N積累的影響

圖5 不同pH下NO-3-N、NO-2-N、COD隨反應時間的變化曲線及比反應速率Fig.5 The change curves of NO-3-N, NO-2-N, COD with reaction time and specific denitrification rate under different pH

微生物生存需要適宜的環境條件,環境條件 被破壞,微生物活性便會降低,pH就是微生物生存環境之一.本研究控制反應過程 pH恒定,考察pH=5、6、7、8、9、10時短程反硝化過程NO-2-N積累特性.

圖5所示為pH分別為5、6、7、8、9、10時短程反硝化過程中NO-3-N、NO-2-N、COD隨反應時間的變化曲線以及比反應速率.由圖5可知,不同 pH對短程反硝化污泥的反硝化過程有顯著影響.當pH=5和pH=10時,短程反硝化污泥幾乎不反應:反應90min NO-3-N分別降低3.21、1.68mg/L;NO2--N 最大積累量僅為 1.52、0.61mg/L.諸多研究[14-15,28]指出,微生物生存需要適宜的pH,當pH超越這一范圍時,微生物活性會被抑制.本試驗接種污泥在長期運行過程中 pH在7～8范圍內,不能適應pH=5和pH=10的環境條件,因此活性被抑制.

pH=9時,短程反硝化污泥也受到抑制,反應90min NO-3-N降低12.14mg/L,NO-2-N最大積累量為10.72mg/L,COD仍有43.40mg/L剩余.由表3可以看出,pH=9時,比NO-3-N還原速率、比NO--N積累速率分別為4.42和3.78 (mg/(gVSS·h)),2僅為pH=7時的1/4和1/5,但NO-2-N最大積累率與pH=6、7、8時相近.出現這種現象的原因一方面是接種的短程反硝化污泥具有較高的 NO-2-N積累效果,能夠優先還原 NO-3-N;另一方面,弱堿性條件有利于 NO-2-N積累.Glass等[14]發現,pH由7.5升高到9時,NO-2-N積累量增大,其中pH由 8.5提高到 9時,NO-2-N還原速率抑制率由33%增大為 63%.徐亞同[15]也指出,pH高于適宜范圍時,易出現 NO-2-N積累.本試驗中 pH=9時,NO-3-N還原速率和NO-2-N還原速率均被抑制,且 NO-2-N還原速率受到的抑制效果更強,因此NO-2-N積累率保持在較高水平.另外,由圖5可以看出,不同pH條件下反應初始遲滯時間不同:當pH=6時,在前20min反應緩慢,20min后反應速率明顯升高;當pH=7時,在反應10min后反應速率升高;當pH=8和pH=9時,沒有出現遲滯現象.出現這種現象的原因可能是pH對甲醇降解的影響:在2.1中提到,甲醇降解為甲酸引起pH降低,在pH=6的條件下,反應器內H+濃度較高,抑制了甲醇的降解,導致遲滯時間延長;在pH=8、9的條件下,反應器內的OH-促進甲醇降解,反應初始沒有遲滯現象.

表3 不同pH下短程反硝化特性參數Table 3 Parameters of partial denitrification under different pH

3 結論

3.1 以甲醇為碳源時,短程反硝化反應產生明顯的NO-2-N積累,C/N為2.5～5時,C/N對NO-2-N最大積累量和比反硝化速率沒有明顯影響,但當C/N＞3時,NO-3-N還原完畢后,剩余碳源開始還原NO-2-N.

3.2 在C/N為2.5的條件下,當NO-3-N濃度為14.91～82.58mg/L時,NO-3-N濃度越高,短程反硝化理論所需 C/N越低.且當 NO-3-N 濃度為14.91～58.71mg/L時,比 NO-3-N還原速率、比NO-2-N積累速率隨NO-3-N濃度增加而上升.

3.3 短程反硝化過程中 pH變化規律為先降低后升高,在NO-3-N還原終點pH有明顯拐點,可作為指示短程反硝化結束特征點.

3.4 pH對短程反硝化過程中最大NO-2-N積累量和反硝化速率有顯著影響.當pH=7時,NO-2-N積累量、比NO-3-N還原速率和比NO-2-N積累速率最高,然后依次是pH=6,pH=8,pH=9.當pH=5和10時,短程反硝化基本不能進行.

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Nitrite accumulation properties of partial denitrificationwith methanolas carbon source.

NIU Meng, WANG Shu-ying*, DU Rui, CAO Shen-bin, PENG Yong-zhen (National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Engineering Research Center of Beijing, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China). China Environmental Science, 2017,37(9)：3301～3308

Taking partial denitrification sludge as seeding sludge, which could reduce nitrate (NO-3-N) to nitrite (NO-2-N) with stable NO-2-N accumulation. NO-2-N accumulation properties of partial denitrification with different carbon nitrogen ratio (C/N), NO-3-N and pH were studied by batch experiments with methanol as carbon source. The results showed that C/N had no significant effect on the maximum accumulation of NO-2-Nor specific denitrification rate when C/N was 2.5～5. When C/N was 2.5, NO-2-N accumulation rate was 89% and NO-2-N was not reduced. But when C/N＞3, NO-2-N would be reduced after NO-2-N accumulated to the maximum value. In the case of C/N was 2.5 and NO-3-Nwas 14.96～58.71mg/L, specific denitrification rate increased with the increase of NO-3-N. Continue to improve NO-3-N, the change of specific denitrification rate was very small. On the other hand, when NO-3-N＞29.01mg/L, the higher NO-3-N was, the lower C/N required. PH had a significant effect on the maximum accumulation of NO-2-N and the specific denitrification rate in the partial denitrification process. When pH=7, NO-2-Naccumulated rate、specific NO-3-N reduction rateand specific NO-2-N accumulation rate was 24.49mg/L、18.96 (mg/(gVSS·h))、18.91 (mg/(gVSS·h)). And then followed byp H=6、8、9. When pH=5 and 10, the partial denitrification process could not be carried out. This study could provide a theoretical basis for the realization and application of partial denitrification.

partial denitrification；nitrite accumulate；methanol；C/N；pH

X703.1

A

1000-6923(2017)09-3301-08

2016-12-29

國家自然科學基金資助項目(51478013);北京市教委資助項目.

* 責任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn

牛 萌(1992-),男,北京人,北京工業大學環境與能源工程學院碩士研究生,主要從事污水脫氮研究.