甲醇为碳源短程反硝化亚硝酸盐积累特性

牛 萌,王淑莹,杜 睿,操沈彬,彭永臻 (北京工业大学国家工程实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京 100124)

水污染与控制

甲醇为碳源短程反硝化亚硝酸盐积累特性

牛 萌,王淑莹*,杜 睿,操沈彬,彭永臻 (北京工业大学国家工程实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京 100124)

接种反硝化过程中亚硝态氮(NO-2-N)积累效果稳定的短程反硝化污泥,以甲醇为碳源,通过批次试验研究了不同碳氮比(C/N)、硝态氮(NO-3-N)浓度及pH条件下短程反硝化过程中NO-2-N积累特性.实验结果表明:当C/N为2.5时,NO-2-N积累率最高为89%,且NO-2-N不会被还原;当 C/N为 3～5时,NO-2-N积累到最大值后开始降低,但 NO-2-N最大积累量和比反硝化速率没有明显差异.当 NO-3-N浓度在14.91～82.58mg/L范围内,NO-3-N浓度越高,达到NO-2-N最大积累率理论所需C/N越低.且当NO-3-N浓度小于58.71mg/L时,比NO-3-N还原速率、比NO-2-N积累速率随NO-3-N浓度增加而上升.当pH=7时,NO-2-N积累量、比NO-3-N还原速率和比NO-2-N积累速率最高,分别为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时,短程反硝化基本不能进行.本研究可以为短程反硝化的实现及应用提供理论依据.

短程反硝化；亚硝积累；甲醇；C/N；pH值

传统生物反硝化是利用反硝化菌将 NO-3-N还原为 N2的生化反应过程,NO-2-N作为反硝化过程的中间产物,其不同程度的积累现象经常被研究者观察到[1-4].实际过程中,为提高脱氮效率,污水处理厂通常通过投加外碳源的方式提高C/N,以确保 NO-3-N被完全还原为N2,不仅大大增加了污水处理的能耗和成本,造成能源浪费,而且还会产生大量的剩余污泥,增加了剩余污泥的处理和处置费用.20世纪90年代,荷兰Delft大学首次在反硝化反应器中发现了厌氧氨氧化现象[5],可以在缺氧条件下以NO-2-N作为电子受体,直接把氨氮(NH+-N)氧化为 N2,具有无需有机碳4源、曝气量少、污泥产量低等优点.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体中并不存在NO-2-N,因此,通常需要前处理工艺为厌氧氨氧化提供底物NO-2-N.

最近,反硝化过程中NO-2-N积累率达到80%以上的亚硝积累现象被发现[2],并且实现了稳定维持,证明了短程反硝化能够成功实现,从而为厌氧氨氧化技术中NO-2-N的来源提供了一种新途径.起初,Cao等[2]以厌/缺氧污泥为接种污泥,在序批式反应器(SBR)中成功培养出短程反硝化污泥;随后,Cao等[6-7]、Du等[8-9]将短程反硝化与厌氧氨氧化相结合,利用短程反硝化过程产生的NO-2-N作为厌氧氨氧化反应底物,实现了废水中NH+4-N和NO-3-N稳定高效去除.

甲醇因其价格低廉、易获取,反应过程中不会产生副产物,是污水处理厂广泛使用的外加碳源[10-11].本课题组利用甲醇为碳源驯化短程反硝化污泥,获得稳定的 NO-2-N积累效果,进而考察不同条件下短程反硝化NO-2-N积累效果.

反硝化过程中的 NO-2-N积累是由多种因素引起的,例如C/N、NO-3-N浓度、pH等.Sun等[12]、Ge等[1]、Krishna Mohana等[13]指出,在低C/N时易发生NO-2-N积累,其原因是NaR和NiR对电子竞争能力的差异.Krishna Mohana等[13]实验数据表明,最大NO-2-N量和NO-2-N积累率随NO-3-N浓度增加而增加.Glass等[14]研究表明,当pH在6.5～9范围内,pH越高,反硝化过程中积累的NO-2-N峰值越大;徐亚同[15]同样发现,当pH超越适宜范围,尤其是高于适宜值时,会出现NO-2-N积累现象.

本研究旨在探讨以甲醇为碳源的条件下,C/N由2.5提高至5、NO-3-N浓度从14.96mg/L增加到82.58mg/L、以及pH在5～10的范围内时,短程反硝化过程中NO-2-N积累的变化规律,为短程反硝化工艺应用提供理论依据.

1 材料与方法

1.1 试验装置批次试验所用装置是有效容积为500mL的锥形瓶,瓶内固定pH探头,取样采用注射器抽取.反应器底部配有磁力搅拌装置,转速为400r/min.

1.2 试验接种污泥与用水

试验接种污泥为以甲醇为碳源的短程反硝化污泥,各锥形瓶中污泥质量浓度(MLVSS)为(1800±250)mg/L.实验用水采用人工配水,通过配置NaNO3溶液模拟NO-3-N废水,同时加入3mg/L KH2PO4,8mg/L MgSO4·7H2O,8mg/L CaCl2及适量微量元素,根据设定的 COD浓度,在反应起始投加甲醇溶液.

1.3 试验方法

1.3.1 C/N对NO-2-N积累的影响 设置6组反应器,控制各反应器内NO-3-N浓度为30mg/L左右,在反应初始投加不同体积甲醇溶液.由于前期驯化过程固定C/N为4,因此批次试验中使各反应器C/N分别为2.5、3、3.5、4、4.5、5,以考察不同C/N对NO-2-N积累的影响,并选择适宜C/N.

1.3.2 初始 NO-3-N 浓度对 NO-2-N积累的影响 设置6组反应器,通过投加不同体积的NO-3-N母液使各反应器内NO-3-N浓度分别为15、29、42、59、67、83mg/L,并且控制各反应器C/N为2.5.

1.3.3 pH对NO-2-N积累的影响:设置6组反应器,控制各反应器内 NO-3-N浓度为 30mg/L左右,C/N为2.5,用1mol/L HCl和1mol/L NaOH溶液调节pH,使各反应器初始及反应过程中pH保持在5、6、7、8、9、10.

1.4 NO-2-N积累率计算方法

NO-2-N积累率(NAR):

式中:为反应开始(t=0)时NO-2-N质量浓度,mg/L;为t时刻NO-2-N质量浓度,mg/L;为反应开始(t=0)时NO-3-N质量浓度,mg/L;为t时刻NO-3-N质量浓度,mg/L.

1.5 测定参数与方法

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采用连华科技 5B−1型 COD快速测定仪测定; pH采用德国 WTWpH3310仪在线监测;MLVSS采用马弗炉灼烧质量法测定[16].

2 结果与讨论

2.1 以甲醇为碳源短程反硝化污泥的驯化

试验接种的短程反硝化污泥在以甲醇为碳源的条件下驯化数10d,驯化过程如图1所示.初始阶段将C/N定为4,短程反硝化污泥逐渐适应甲醇,运行第 8d后出水稳定,NO-2-N积累率为60%左右.根据不同 C/N批次试验结果,运行第20d后将C/N降低为2.5,NO-2-N积累率迅速提高并维持在 80%以上.经驯化短程反硝化污泥能适应以甲醇为碳源,后续通过批次试验考察不同因素对短程反硝化NO-2-N积累的影响.

图1 以甲醇为碳源短程反硝化的驯化Fig.1 Domestication of partial denitrification with methanol

2.2 C/N对NO-2-N积累的影响

图2所示为C/N分别为2.5、3、3.5、4、4.5、5时反硝化过程中NO-3-N、NO-2-N、COD随反应时间的变化曲线以及比反应速率.从图 2可以看出:反应初始出现迟滞现象,与反应 10～40min相比,反应前10min NO-3-N、NO-2-N和COD浓度变化较为缓慢.这可能与甲醇性质有关,甲醇不能被反硝化细菌直接利用,需经过降解转化为甲酸[17],然后才能被利用.

6种C/N条件下NO-3-N均能被完全还原,且所需反应时间相近,说明碳源充足.而各C/N条件下 NO-2-N变化曲线为先积累后还原.C/N为2.5、3时,NO-2-N分别于60min、120min达到最大积累量 24.43mg/L、24.80mg/L,随后由于碳源耗尽,NO-2-N没有明显减少.C/N为3.5～5时,NO-2-N积累到最高值后,由于NO-3-N被还原完全,剩余碳源开始还原NO-2-N,NO-2-N转折点与NO-3-N转折点对应.由于C/N为2.5、3.5、4.5的反应器接种污泥浓度略高,因此其反应速率高于C/N为3、4、5的反应器,到达NO-2-N转折点后NO-2-N还原速率也更高,导致C/N为3.5和4.5反应器的NO-2-N剩余量低于同时刻C/N为4和5的反应器.由表1可以看出,在NO-2-N积累阶段,6种C/N条件下的NO-2-N最大积累量、NO-2-N最大积累率和比反应速率均相近.这是因为接种的短程反硝化污泥具有较高的NO-2-N积累效果,当NO-3-N和NO-2-N同时存在时,短程反硝化污泥能优先还原NO-3-N,NO-3-N耗尽后NO-2-N开始被还原.因此,在不同C/N条件下,NO-2-N最大积累量和NO--N最大积累率相近.短程反硝化污泥利用单位

2甲醇还原NO-3-N的能力有限,当C/N为2.5时,比反硝化速率已达到最大,此时NaR和NiR的所有活性位置均被基质分子占有,提高C/N不会对比反硝化速率造成影响[18].

表1 不同C/N条件下短程反硝化特性参数Table 1 Parameters of partial denitrification under different C/N

另外,由图2可看出,6种C/N条件下COD降解过程相似,COD最低值为 35.93±1.69mg/L,剩余部分为难降解有机物.反应末期出现 COD浓度升高现象,这可能是反硝化细菌自身细胞分解所致[19].

图2 不同C/N条件下NO-3-N、NO-2-N、COD随反应时间的变化曲线及比反硝化速率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 底物浓度对NO-2-N积累的影响图3所示为NO-3-N浓度为14.96、29.01、41.69、58.71、66.52、82.58mg/L时反硝化过程中NO-3-N、NO-2-N、COD随反应时间的变化曲线以及比反应速率.由图3可见,不同NO-3-N浓度下短程反硝化反应趋势相似.由表2可以看出,不同NO -3-N浓度下NO-2-N最大积累率相近,说明短程反硝化污泥的NO-2-N积累效果不受NO-3-N浓度影响.但NO-2-N最大积累量、比NO-3-N还原速率和比NO-2-N积累速率均随NO-3-N浓度增加而升高.其中,NO-3-N浓度为58.71、41.69、29.01、14.96mg/L时, 比NO-3-N还原速率比例关系为1.8:1.5:1.4:1,比NO-2-N积累速率比例关系与比NO-3-N还原速率一致.而当 NO-3-N浓度继续增加到 66.52、82.58mg/L时,比NO-3-N还原速率、比NO-2-N积累速率与NO-3-N浓度为58.71mg/L时相比增加量很小.这说明当NO-3-N浓度达到58.71mg/L时,短程反硝化污泥比反硝化速率达到最高,继续增加NO-3-N浓度,比反硝化速率不会有明显变化.另外,由图 3可以发现,当 NO-3-N浓度为14.96mg/L时,C/N在2.5条件下提供的电子供体不足以将 NO-3-N完全还原,反应至 30min时COD已降低至20.34mg/L,之后不再降低,而NO-3-N浓度为58.71、66.52、82.58mg/L时,在NO-3-N还原终点COD分别为36.91、39.61、27.48mg/L,并且呈继续降低趋势,COD过量导致NO-2-N开始还原.出现这种现象的原因可能是微生物自身利用有机物所致.假定 COD在反应过程中有两种利用途径,一种是为反硝化过程提供电子,另一种是微生物自身利用,例如微生物呼吸作用、细胞合成、转化为细胞贮存物等[20-22].在污泥浓度相似时,同一种微生物自身所需 COD量也相似.因此,当底物浓度较低时,反硝化所需 COD也降低,但微生物自身所需 COD不变,致使相同 C/N下COD不足以将NO-3-N还原完全;而当底物浓度较高时,反硝化所需 COD升高,但微生物自身所需COD仍然不变,从而引起COD剩余,NO-2-N被还原.由此可见,在实际运行过程中,当底物浓度升高时,应注意适当降低C/N,以防止 COD过量影响NO-2-N积累效果.

图3 不同NO3-N浓度下NO3-N、NO2-N、COD随反应时间的变化曲线及比反应速率Fig.3 The change curves of NO-3-N, NO-2-N, COD with reaction time and

表2 不同NO-3-N浓度下短程反硝化特性参数Table 2 Parameters of partial denitrification under different NO-3-N

2.4 短程反硝化过程pH变化规律

图4为不同C/N条件下短程反硝化过程中pH变化曲线.随着反应开始,pH迅速降低,反应至10min pH出现第一个拐点.此阶段与反应迟滞时间对应,pH的迅速降低是由甲醇降解为甲酸所引起的.随后 pH仍呈降低趋势,但降低速率明显减缓,这是因为NO-3-N还原为NO-2-N阶段不产生碱度(公式2),但细胞呼吸会产生CO2,导致pH值缓慢降低.反应至60min左右,各反应器出现第二个 pH拐点,此拐点与 NO-3-N还原终点对应,称之为“硝酸盐膝”[23-27],此时 NO-3-N 耗尽,NO-2-N还原占主导地位.由公式3可知,NO-2-N还原阶段产生碱度,因此在第二个 pH拐点后各反应器pH开始升高.C/N为2.5和3时,在NO-3-N耗尽后COD几乎没有剩余,NO-2-N还原量很少,pH上升速率缓慢,反应至150min pH仅提升为7.24、7.32.C/N为 3.5～5时,pH 上升速率较快,其中C/N=3.5、4、4.5的反应器分别于82、113、133min出现第 3个pH拐点,此时碳源耗尽,pH变化缓慢;C/N为5时,由于碳源充足,直至150min仍在进行反硝化反应,pH呈持续上升趋势,没有出现第3个pH拐点.

图4 不同C/N条件下pH变化曲线Fig.4 The changecurves of pH under different C/N

2.5 pH对NO-2-N积累的影响

图5 不同pH下NO-3-N、NO-2-N、COD随反应时间的变化曲线及比反应速率Fig.5 The change curves of NO-3-N, NO-2-N, COD with reaction time and specific denitrification rate under different pH

微生物生存需要适宜的环境条件,环境条件 被破坏,微生物活性便会降低,pH就是微生物生存环境之一.本研究控制反应过程 pH恒定,考察pH=5、6、7、8、9、10时短程反硝化过程NO-2-N积累特性.

图5所示为pH分别为5、6、7、8、9、10时短程反硝化过程中NO-3-N、NO-2-N、COD随反应时间的变化曲线以及比反应速率.由图5可知,不同 pH对短程反硝化污泥的反硝化过程有显著影响.当pH=5和pH=10时,短程反硝化污泥几乎不反应:反应90min NO-3-N分别降低3.21、1.68mg/L;NO2--N 最大积累量仅为 1.52、0.61mg/L.诸多研究[14-15,28]指出,微生物生存需要适宜的pH,当pH超越这一范围时,微生物活性会被抑制.本试验接种污泥在长期运行过程中 pH在7～8范围内,不能适应pH=5和pH=10的环境条件,因此活性被抑制.

pH=9时,短程反硝化污泥也受到抑制,反应90min NO-3-N降低12.14mg/L,NO-2-N最大积累量为10.72mg/L,COD仍有43.40mg/L剩余.由表3可以看出,pH=9时,比NO-3-N还原速率、比NO--N积累速率分别为4.42和3.78 (mg/(gVSS·h)),2仅为pH=7时的1/4和1/5,但NO-2-N最大积累率与pH=6、7、8时相近.出现这种现象的原因一方面是接种的短程反硝化污泥具有较高的 NO-2-N积累效果,能够优先还原 NO-3-N;另一方面,弱碱性条件有利于 NO-2-N积累.Glass等[14]发现,pH由7.5升高到9时,NO-2-N积累量增大,其中pH由 8.5提高到 9时,NO-2-N还原速率抑制率由33%增大为 63%.徐亚同[15]也指出,pH高于适宜范围时,易出现 NO-2-N积累.本试验中 pH=9时,NO-3-N还原速率和NO-2-N还原速率均被抑制,且 NO-2-N还原速率受到的抑制效果更强,因此NO-2-N积累率保持在较高水平.另外,由图5可以看出,不同pH条件下反应初始迟滞时间不同:当pH=6时,在前20min反应缓慢,20min后反应速率明显升高;当pH=7时,在反应10min后反应速率升高;当pH=8和pH=9时,没有出现迟滞现象.出现这种现象的原因可能是pH对甲醇降解的影响:在2.1中提到,甲醇降解为甲酸引起pH降低,在pH=6的条件下,反应器内H+浓度较高,抑制了甲醇的降解,导致迟滞时间延长;在pH=8、9的条件下,反应器内的OH-促进甲醇降解,反应初始没有迟滞现象.

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

3 结论

3.1 以甲醇为碳源时,短程反硝化反应产生明显的NO-2-N积累,C/N为2.5～5时,C/N对NO-2-N最大积累量和比反硝化速率没有明显影响,但当C/N＞3时,NO-3-N还原完毕后,剩余碳源开始还原NO-2-N.

3.2 在C/N为2.5的条件下,当NO-3-N浓度为14.91～82.58mg/L时,NO-3-N浓度越高,短程反硝化理论所需 C/N越低.且当 NO-3-N 浓度为14.91～58.71mg/L时,比 NO-3-N还原速率、比NO-2-N积累速率随NO-3-N浓度增加而上升.

3.3 短程反硝化过程中 pH变化规律为先降低后升高,在NO-3-N还原终点pH有明显拐点,可作为指示短程反硝化结束特征点.

3.4 pH对短程反硝化过程中最大NO-2-N积累量和反硝化速率有显著影响.当pH=7时,NO-2-N积累量、比NO-3-N还原速率和比NO-2-N积累速率最高,然后依次是pH=6,pH=8,pH=9.当pH=5和10时,短程反硝化基本不能进行.

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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

国家自然科学基金资助项目(51478013);北京市教委资助项目.

* 责任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn

牛 萌(1992-),男,北京人,北京工业大学环境与能源工程学院硕士研究生,主要从事污水脱氮研究.