缺氧/好氧(AO)工藝是最常用于高濃度含氮有機廢水處理工藝之一,AO工藝反硝化前置,脫氮效率較高,但出水中仍含有一定濃度的硝酸鹽,需要進一步處理,此時,經AO工藝處理后的出水中有機物濃度較原進水濃度已大大降低,呈現出低C/N比的特點。在實際工程應用中,往往不得不外加碳源來深度脫氮。

　　在外加碳源時,碳源種類、C/N比是影響反硝化效果的2個重要因素。在碳源種類上,之前甲醇被認為是理想的碳源,但由于其屬于危化品,應用受到了限制。乙酸鈉和葡萄糖作為無毒、價格低廉的外加碳源,應用越來越廣泛。在C/N比方面,確定一個適當的C/N比非常重要,因為過量添加碳源不僅增加成本,還可能給反硝化脫氮帶來負面影響,此外,過量的碳源還會造成出水有機物含量超標。AKUNNA等以葡萄糖作為唯一碳源,采用連續流厭氧反應器,水力停留時間(HRT)保持為10 d,實驗發現:在C/N>19.9時,硝酸鹽異化還原成銨(DNRA)是硝酸鹽還原的主要途徑,此外,還同時產甲烷;在3.3≤C/N≤19.99時,反硝化和DNRA會同時發生;當C/N<3.3時,只有反硝化發生。RUIZ等[4]以乙酸鈉為碳源,HRT保持為6.4 h,采用上流式污泥床反應器(USB),發現低C/N會提高反硝化活性,而高C/N會提高產甲烷活性。當C/N為0.375時,會出現嚴重的亞硝酸積累,硝酸鹽去除很少;C/N>1.875時,硝酸鹽可被全部去除;C/N≤3.75時,有機碳源主要被反硝化菌利用;當C/N達到37.5時,有機碳源97%以上用于產甲烷。CHIU等以乙酸鈉為碳源,采用半連續流反應器,保持HRT<50 h,運用改進的BERNET模型法對實驗結果進行分析,得出:初始硝酸鹽濃度越低,相應的最優C/N比越大,25、50、100和200 mg·L−1的初始硝酸鹽濃度對應的最優C/N比分別為2.1、1.7、1.5和0.9。前期研究表明,以乙酸鈉作碳源,即使C/N低至1.5,仍可以取得較好的厭氧反硝化效果。

　　總的來說,當廢水生物處理反應器中同時存在硝酸鹽和有機物時,除同化作用外,反硝化、產甲烷和DNRA這3個反應都可能發生。反硝化脫氮效果跟C/N比、碳源種類、HRT都有關系。然而,已有研究主要關注的是碳源種類和C/N比,而重點關注HRT對反硝化影響的研究還鮮有報道。

　　本研究采用UASB作為厭氧反硝化反應器,選定C/N比為1.5,主要研究HRT對以葡萄糖和乙酸鈉作外加碳源時反硝化效果的影響,以期為HRT的優化選擇提供依據。

　　1 材料與方法

　　1.1 裝置與運行方式

　　實驗采用有機玻璃材質的上流式厭氧污泥床反應器(UASB),反應器的有效容積為1 L,高280 mm,內徑70 mm,如圖1所示。裝置在(35±1)℃恒溫水浴下運行,反應器底部進水,上部出水,采用蠕動泵調節進水流量。分別設置R1(外加碳源為葡萄糖)和R2(外加碳源為乙酸鈉)2組反應器。

　　在進水NO3−-N(以N計)濃度為50 mg·L−1、C/N比為3、HRT為8 h、溫度為(35±1)℃的條件下以連續運行模式啟動,運行6 d后,NO3−-N去除率基本達到100%,再逐次降低C/N比(3→2→1.5),每個C/N比下連續運行6 d。之后,保持進水NO3−-N濃度不變、C/N比為1.5不變,逐步改變HRT(8 h→6 h→4 h→2 h),每個HRT下連續運行15 d,在后6 d(即第9～15天)取樣分析。

　　圖1 實驗裝置示意圖

　　1.2 污泥特性及模擬處理水質

　　實驗接種污泥取自成都市某污水處理廠污泥貯存池,該污泥MLSS濃度為9 860 mg·L−1,污泥含固率為1.9%,MLVSS/MLSS為0.67,呈暗黑色。為R1和R2接種污泥,馴化開始前初始污泥MLSS濃度為3 000 mg·L−1,經過18 d的馴化后,R1和R2中馴化污泥MLSS濃度分別為3 674和3 250 mg·L−1,含水率均為99.0%,MLVSS/MLSS均為0.70,呈深黑色。

　　進水采用人工模擬廢水,主要成分是葡萄糖或乙酸鈉、硝酸鈉和磷酸二氫鈉,分別做碳源、氮源和磷源。每1 L自來水中溶入187.5 mg葡萄糖或256.25 mg無水乙酸鈉、303.6 mg硝酸鈉、3.5 mg磷酸二氫鉀,另外,加入1 mL微量元素(每1 L微量元素溶液含30 mg MnCl2·4H2O、10 mg CuCl2·H2O、70 mg ZnSO4·7H2O、300 mg H3BO3、600 mg CoCl2·6H2O、20 mg NiCl2·6H2O、1 000 mg EDTA)。

　　1.3 分析方法

　　NO3−-N、NO2−-N、NH4+-N、MLSS、MLVSS按標準方法測定,TOC和TN采用島津TOC-V分析儀測定。各項指標測定時均重復3次。

　　1.4 硝酸鹽轉化為亞硝酸鹽的轉化率

　　硝酸鹽轉化成亞硝酸鹽的轉化率[8]可根據式(1)計算:

　　R = (C(NO2−-Ne) - C(NO2−-Ni))/(C(NO3−-Ni) –C(NO3−-Ne))×100% (1)

　　式中:R為硝酸鹽轉化成亞硝酸鹽的轉化率,%; C(NO2−-Ni)為進水亞硝態氮的濃度,mg·L−1;C(NO3−-Ni)為進水硝態氮的濃度,mg·L−1;C(NO2−-Ne)為出水亞硝態氮的濃度,mg·L−1;C(NO3−-Ne)為出水硝態氮的濃度,mg·L−1。

　　1.5 反硝化速率

　　反硝化速率(Kde)[9]可根據式(2)計算:

　　Kde = ΔNO3−-N/(VXV) (2)

　　式中:ΔNO3−-N 為反硝化去除的硝態氮的量,mg;V為反應器容積,L;XV為反應器內的MLVSS濃度,mg·L−1。

　　2 結果與分析

　　2.1 HRT對NO3−-N去除的影響

　　在反應器連續運行模式下,考察不同HRT(8、6、4和2 h)對NO3−-N去除的影響,實驗結果如圖2所示。

　　圖2 不同HRT下出水NO3−-N濃度

　　如圖2所示,對R1,外加碳源為葡萄糖,C/N比為1.5時,當HRT從8 h→6 h→4 h→2 h,R1出水NO3−-N濃度從17.99 mg·L−1→10.26 mg·L−1→13.26 mg·L−1→16.60 mg·L−1,相應NO3−-N去除率從64.0%→79.5%→73.5%→66.8%。在R1中,有機碳源不僅被反硝化菌所利用,也會被發酵細菌等其他異養菌所利用。當HRT從8 h降至6 h時,NO3−-N去除率升高,說明有更多的碳源被反硝化菌所利用。然而,當HRT從6 h進一步下降時,R1出水NO3−-N濃度出現一定的回升,相應NO3−-N去除率也有所下降。這表明過短的HRT會給反硝化菌帶來負面影響。就本實驗而言,當采用葡萄糖作為外加碳源時,HRT過短,部分葡萄糖還處于酸化發酵階段就被水流帶出,進而不能為反硝化提供足夠的電子。

　　對R2,外加碳源為乙酸鈉,C/N比為1.5時,當HRT從8 h→6 h→4 h→2 h,R2出水NO3−-N濃度從0.96 mg·L−1→0.92 mg·L−1→0.51 mg·L−1→1.27 mg·L−1,相應NO3−-N去除率從98.1%→98.2%→99.0%→97.5%。總體來看,即使HRT從8 h降至2 h,NO3−-N去除率仍維持在很高的水平,出水NO3−-N濃度很低。這說明即使HRT縮短至2 h,反硝化仍能順利地進行。殷芳芳等指出,以乙酸鈉為碳源時,2 h就能完成反硝化反應。曹相生等以乙酸鈉為碳源采用序批式反應器研究污水的反硝化規律時發現,當C/N比為1時,NO3−-N在155 min內反應完全;當C/N比為1.8時,NO3−-N在90 min內即反應完全。這與本實驗中R2對NO3−-N的去除效果基本相符。

　　對比R1和R2來看,就NO3−-N的去除效果而言,以乙酸鈉為碳源明顯優于葡萄糖。一個合理的解釋是乙酸鈉屬于簡單碳源,易于被反硝化菌直接利用,而葡萄糖相對復雜,需先經過酸化發酵,才能被反硝化菌有效利用。GUO等發現,以剩余活性污泥的酸化液作為碳源進行反硝化,去除的COD主要被反硝化菌所利用,而碳源換成剩余活性污泥的水解液,則去除的COD不僅被反硝化菌所利用,也會被其他異養菌所利用。其原因在于,剩余活性污泥的酸化液含有更多的乙酸等揮發性脂肪酸(VFAs)成分,更有利于被反硝化菌所利用。此外,就乙酸鈉作為碳源而言,NO3−-N通過異養反硝化完全還原為N2所需的C/N比為1.5,計算依據見式(3):

　　0.125CH3COO− + 0.143 8NO3− + 0.143 8H+→0.012 2C5H7O2N + 0.065 8N2 +

　　0.125HCO3−+ 0.063 9CO2 +0.154 2H2O (3)

　　若以葡萄糖作為碳源,所需的C/N比則增大至1.56[13],計算依據見式(4):

　　C6H12O6 + 2.8NO3− + 0.5NH4+ + 2.3H+ → 0.5C5H7O2N + 3.5CO2 +6.4H2O + 1.4N2(4)

　　換言之,在相同的C/N比條件下,葡萄糖還原的硝酸鹽更少。MATEJU等研究表明,用乙酸進行反硝化時的污泥產率系數為0.07,而用葡萄糖進行反硝化時的污泥產率系數為0.18,說明葡萄糖作碳源時,有更多的COD用于了合成代謝,異養反硝化消耗的COD比例相對有所降低。具體聯系污水寶或參見http://m.dongaorq.cn更多相關技術文檔。

　　2.2 HRT對NO2−-N累積、NH4+-N生成的影響

　　在反應器連續運行模式下,考察不同HRT對NO2−-N累積和NH4+-N生成的影響,結果如圖3所示。

　　圖3 不同HRT下出水NO2−-N濃度

　　如圖3所示,對R1,在C/N比為1.5時,當HRT時間從8 h→6 h→4 h→2 h,R1出水NO2−-N濃度不斷升高,從0.31 mg·L−1→4.69 mg·L−1→6.24 mg·L−1→8.79 mg·L−1,相應地,硝酸鹽轉化為亞硝酸鹽的轉化率不斷升高,NTR值從1.0%→11.8%→17.0%→26.3%。這一結果可從反硝化過程來解釋,根據簡化的生物反硝化過程:

　　NO − 3 −N− → − − − − 硝酸鹽還原酶 NO − 2 −N− → − − − − − 亞硝酸鹽還原酶 N 2 NO3−−N→硝酸鹽還原酶NO2−−N→亞硝酸鹽還原酶N2(5)

　　亞硝酸鹽還原酶和硝酸鹽還原酶要競爭基質電子,且前者的活性低于后者。從反應能耗角度看,NO3−-N還原成NO2−-N的反應能耗Ea為3.68~4.88 kJ,而NO2−-N還原成N2的反應能耗Ej為13.86~20.08 kJ,后者明顯大于前者,因此,NO3−-N轉換為NO2−-N比NO2−-N轉換為N2更容易。在低C/N下,碳源提供的能量和電子不足,NO2−-N容易積累。此外,本實驗中R1外加碳源為葡萄糖,HRT縮短,對葡萄糖的酸化不利,使得易被反硝化利用的碳源更緊缺,尤其對反硝化后階段的亞硝酸鹽還原不利,因此,NTR值隨之增大。譬如,HRT為8 h時,R1的NTR值為1.0%,當HRT降至2 h時,NTR值顯著升高至26.3%。

　　對R2,當HRT從8 h→6 h→4 h→2 h,R2出水NO2−-N濃度從10.47 mg·L−1→6.95 mg·L−1→3.08 mg·L−1→6.20 mg·L−1,從結果看,HRT從8 h降至4 h時,出水NO2−-N濃度明顯降低,這說明有更多的碳源被反硝化菌所利用。值得注意的是,當HRT進一步降至2 h時,出水NO2−-N濃度出現了回升,推測原因是,由于HRT過短,積累的NO2−-N未及時被徹底反硝化就被水流帶出。有研究表明,在序批式反應器進行反硝化實驗,NO2−-N濃度有先升高后降低的趨勢,NO2−-N需要一定時間累積達到峰值而后再降低,這一結果表明HRT對NO2−-N的積累有重要的影響。

　　不同HRT對NH4+-N生成的影響結果如圖4所示。

　　圖4 不同HRT下出水NH4+ -N濃度

　　從圖4可以看出,R1和R2中均有NH4+-N生成,但本實驗中并未在進水中加入NH4+-N,這說明反應器中發生了DNRA的反應。AKUNNA等[3]研究發現,以葡萄糖作為碳源時,有利于NO3−-N還原為NH4+-N,而以VFA作為碳源時,則有利于NO3−-N反硝化轉換為N2。這與本實驗中R1出水NH4+-N濃度普遍高于R2的結果相符合。一般認為,反硝化過程是DNRA過程的主要競爭者,DNRA現象常在較高的C/N比下出現。但共培養實驗顯示,無論哪類細菌數量占優,都共同利用環境中的氮源和碳源,不抑制對方生長。這也解釋了為什么本實驗中C/N比較低,但仍然有DNRA發生的現象。當HRT從8 h→6 h→4 h→2 h,R1出水NH4+-N濃度從1.14 mg·L−1→2.22 mg·L−1→1.38 mg·L−1→1.60 mg·L−1;R2出水NH4+-N濃度從0.32 mg·L−1→0.95 mg·L−1→0.47 mg·L−1→0.86 mg·L−1。R1和R2的NH4+-N生成量表現出相同的趨勢(先升高再降低而后再升高)。以R1為例,當HRT為8 h時,出水NH4+-N濃度為1.14 mg·L−1,而當HRT縮短至6 h,出水NH4+-N濃度升高至2.22 mg·L−1。這說明HRT從8 h縮短為6 h,DNRA細菌跟反硝化菌之間的平衡發生了更有利于前者的變化。然而當HRT縮短至4 h,出水NH4+-N濃度隨之下降至1.38 mg·L−1。推測原因,當HRT為4 h,DNRA產生的氨氮可能更多地成為了其他微生物(特別是反硝化菌)的氮源參與了合成代謝,至于是否發生了厭氧氨氧化過程導致NH4+-N濃度降低,需要進一步深入研究。值得注意的是,當HRT進一步降至2 h時,出水NH4+-N濃度出現了一定程度的回升,這可能是因為HRT過短,生成的NH4+-N來不及被合成代謝過程消耗就進入到出水中。

　　2.3 HRT對TOC、TN去除效果的影響

　　從圖5可見,當HRT從8 h→6 h→4 h→2 h,R1出水TOC濃度從27.77 mg·L−1→ 14.81 mg·L−1→ 11.77 mg·L−1→15.93 mg·L−1,TOC去除率從63.0%→80.2%→84.3%→78.8%;R2出水TOC濃度從20.32 mg·L−1→11.87 mg·L−1→3.96 mg·L−1→8.99 mg·L−1,TOC去除率從72.9%→84.2%→94.7%→88.0%。總的來看,R1和R2出水TOC隨HRT變化趨勢是一致的。值得注意的是,當HRT從8 h縮短至4 h時,R1和R2的TOC去除率不降反升。分析原因,廢水中TOC主要可能通過有機碳源參與反硝化生成二氧化碳、同化作用合成新的細胞體以及甲烷化3種途徑去除,本實驗中未觀測到有甲烷氣體產生,因此,在R1和R2中,前2種應是TOC去除的主要途徑。本實驗中廢水C/N僅為1.5,屬低C/N比廢水,有機碳源主要用于反硝化,這與RUIZ等的研究結論一致。就R1而言,當HRT較長時(如8 h和6 h),發酵細菌會跟反硝化菌爭奪碳源,但發酵過程主要生成一些酸類、醇類等中間產物,并未直接將有機物全部轉化成CO2和甲烷,相應的TOC去除并不多。對R2,相對較長的HRT可能有利于其他異養菌(發酵細菌以外)同反硝化菌競爭有限的碳源,而反硝化又在去除TOC上有相對較大的貢獻。此外,HRT縮短(從8 h→4 h),UASB反應器內的上升流速增加,強化了反應器內的泥水混合,提高了傳質效率,這也是R1和R2中TOC去除率不降反升的重要原因。當HRT從4 h進一步縮短至2 h時,R1和R2的TOC去除率均下降,這是因為,在過短的HRT下,一方面,反硝化消耗的碳源會減少;另一方面,溶解性微生物產物的洗出效應增強,導致出水TOC升高。

　　圖6 不同HRT下TN去除情況

　　從圖6可見,當HRT從8 h→6 h→4 h→2 h,R1出水TN濃度從23.70 mg·L−1→18.11 mg·L−1→24.01 mg·L−1→27.44 mg·L−1,相應地,TN去除率從52.6%→65.8%→52.0%→45.1%;R2出水TN濃度從14.69 mg·L−1→9.35 mg·L−1→4.28 mg·L−1→9.54 mg·L−1,相應地,TN去除率從70.6%→81.3%→91.4%→80.9%。總的來看,R1和R2出水TN濃度隨HRT變化趨勢是一致的。就R1而言,當HRT為6 h時,TN去除效果最佳。當HRT較長(如8 h)時,在葡萄糖發酵過程中,反硝化菌以外的異養菌會消耗部分碳源,對TN去除不利。而當HRT較短(<6 h),葡萄糖未能完全轉化成易被反硝化菌利用的乙醇,對TN去除也不利。對R2,HRT為4 h時最佳,分析原因,R2以乙酸鈉為碳源,易于被反硝化菌所利用,HRT為4 h可以兼顧硝酸鹽還原和亞硝酸鹽還原過程。苑泉等[18]亦得出了相似的結論。

　　從圖5、圖6來看,R2出水TN和TOC濃度均低于R1。事實上,硝態氮還原成亞硝態氮、DNRA都只不過是不同氮素形態之間的轉化,不會導致TN減少,去除TN只能通過異化反硝化生成氣態物質(主要為N2)以及同化作用來實現,其中,異化反硝化占主導。本實驗中,R1的反硝化速率為1.23×10−3～5.14×10−3 h−1,而R2的反硝化速率為2.70×10−3～1.07×10−2 h−1,同樣的HRT條件下,R2的反硝化速率是R1的1.76～2.19倍。因此,就異化反硝化而言,乙酸鈉是比葡萄糖更優質的碳源。

　　3 結論

　　1)在采用外加碳源進行UASB厭氧反硝化深度脫氮時,HRT對反硝化效果有顯著影響,且跟碳源種類有關。

　　2)進水NO3−-N濃度為50 mg⋅L−1,C/N比固定為1.5,當外加碳源為葡萄糖時,最佳HRT為6 h,此時NO3−-N和TN的去除效果最好,去除率分別為79.5%和63.8%;當外加碳源為乙酸鈉時,最佳HRT為4 h,對應的NO3−-N和TN去除率分別為99.0%和91.4%。

　　3)HRT會影響反硝化菌、DNRA菌和其他異養菌之間的平衡。(來源：環境工程學報 作者：吳姣姣)