2013 年合成氨需求量約為5 800 萬t，以噸氨排水量30 m3計算，執(zhí)行GB13458-2013 標準，氨氮以40 mg /L 計，則合成氨工業(yè)廢水排放量為17.4 億m3，氨氮排放量約為7 萬t，而2011 年環(huán)境統(tǒng)計年報公布工業(yè)廢水氨氮的排放量為28.1 萬t，占其1/4。由此可見，我國合成氨工業(yè)廢水污染嚴重，亟待解決。
傳統(tǒng)脫氮需經(jīng)過NO2-→NO3-的過程，短程硝化可將硝化過程終止于亞硝酸鹽階段，抑制亞硝酸鹽氧化菌(NOB) 的活性，從而實現(xiàn)亞硝酸鹽的積累，與傳統(tǒng)工藝相比可節(jié)省供氧量25%、節(jié)省反硝化碳源40%、減少污泥生成量50%、減少投堿量、縮短反應(yīng)時間。但是，AOB 生長緩慢，易流失，難以在系統(tǒng)中維持較高的污泥濃度。因此，如何持久地維持較高濃度NO2-的積累及影響NO2-的積累因素成為研究的重點。目前研究焦點多集中于短程硝化與厭氧氨氧化聯(lián)合工藝的研究。
本實驗以高分子材料聚乙烯醇與海藻酸鈉為載體，包埋固定富集培養(yǎng)的AOB 污泥，研究溫度、DO、初始FA、有機物等影響因素對包埋載體短程硝化過程的影響，為后期中試研究提供運行參數(shù)，推動包埋固定微生物技術(shù)與短程硝化-反硝化聯(lián)合脫氮工藝的應(yīng)用進程。
1 材料與方法
1.1 AOB 富集培養(yǎng)
富集AOB 污泥培養(yǎng)基: NH4Cl 1.146 g /L、NaHCO32.5 g /L、COD 0.25 g /L、K2HPO40.5 g /L、FeSO4·7H2O 0.010 mg /L、MgSO4·7H2O 0.30 mg /L、CaCl2·2H2O 0.18 mg /L，pH 在8.0 左右。每隔24h 進出水，控制DO 2 mg /L 以下，溫度20～30℃，污泥由灰色轉(zhuǎn)變?yōu)榈S色，并且亞硝酸鹽積累率(NAR) 達到90%以上，污泥馴化結(jié)束，AOB 生物量為3.91×108 個/g MLSS(MPN 法) 。
1.2 固定化氨氧化細菌制備
在100℃水浴條件下，將5.5% 聚乙烯醇和0.45%海藻酸鈉的包埋劑熔成膠體狀后加入添加劑0.5%SiO2，冷卻至30℃后與富集AOB 的濃縮污泥(含水率90%左右) ，以質(zhì)量比1∶ 2.5 均勻混合，比較后將混合物滴入到飽和硼酸與0.6% 硫酸鋁配置的交聯(lián)劑中，低溫4℃下固定24 h，清水洗凈后在30℃的烘箱中烘脫3.5 h。載體樣品見圖1，載體呈球狀，黃棕色，粒徑為3～5 cm，耐抗壓，有韌性，不易破碎，使用壽命長。聚乙烯醇聚合度為1 750 ± 50，SiO2生產(chǎn)廠家為上海市奉賢奉城試劑廠，其余藥劑廠家均為國藥集團化學(xué)試劑有限公司。
1.3 實驗裝置
本實驗所用的曝氣流化床反應(yīng)器如圖2 所示。玻璃柱體有效容積約為1.5 L，內(nèi)徑8 cm，高40cm。反應(yīng)器內(nèi)包埋載體填充率為15%，采用間歇式進水，實驗?zāi)M廢水根據(jù)現(xiàn)場合成氨工業(yè)廢水濃度進行配置，以氯化銨為氨源，投加NaHCO3維持堿度，pH 維持在8.0 左右，不同初始游離氨、有機物濃度廢水根據(jù)實驗所需另行配置。溫度通過加熱棒進行調(diào)節(jié)，利用電磁式空氣泵進行微孔曝氣，用氣體流量計來控制曝氣量，反應(yīng)器每隔12 h 進出水，出水檢測NH4+-N、NO2--N、NO3--N 濃度。
1.4 分析方法及計算公式
實驗分析項目及分析方法如下: COD 采用重鉻酸鉀法，氨氮采用納氏試劑光度法，硝態(tài)氮采用紫外分光光度法，亞硝態(tài)氮采用N-(1-萘基) -乙二胺光度法。
計算公式:
2 結(jié)果和分析
2.1 溫度對包埋載體短程硝化的影響
將數(shù)月前做好的載體放置于反應(yīng)器中，溫度分別控制在15、20、25、30 和35℃下。在圖3 中，比較初階段NO2-濃度都在10 mg /L 以下，表明載體存放時間過長會造成AOB 活性降低，因此要注意載體存放的條件，可加少許營養(yǎng)液，維持微生物的活性。此實驗過程可以看作是AOB 再次馴化的過程，更能體現(xiàn)溫度對AOB 與NOB 活性的影響。
在初期階段，可以明顯看出35℃時載體亞硝酸鹽積累速率比較快，積累量比較多。在后期階段，25℃、30℃載體短程硝化能力遠超過15℃與20℃，說明高溫對于提高AOB 活性優(yōu)勢比較明顯，升高溫度不但能加快AOB 的生長速率，同時還能擴大AOB 和NOB 的生長速率上的差距。由圖3 可知，25～30℃都可以得到穩(wěn)定的亞硝化過程，與Yoo 等、Balmelle 等研究結(jié)果相近。到第33 天，25、30 和35℃載體亞硝態(tài)氮產(chǎn)率分別為0.44、0.40、0.25 kgNO2--N/(m3·d) ，NAR分別為78.0%、82.7% 和84.2%�？梢�，25℃時載體亞硝酸鹽積累量比較大，是實現(xiàn)短程硝化的比較佳溫度。但是25℃載體的NAR比35℃時要小，表明在高溫下才能更有效地抑制NOB 的活性，減少NO3--N生成量，但此時AOB 的活性也同時受到抑制，造成亞硝酸鹽積累量減少。
2.2 DO 對包埋載體短程硝化的影響
在低DO 下，AOB 的增殖速率加快，補償了由于低DO 所造成的代謝活動下降，同時AOB 對DO 的親和力強于NOB，使得NH4+ →NO2-的過程未受到明顯影響，而NOB 氧化NO2-的能力卻大大減弱，從而造成系統(tǒng)中亞硝態(tài)氮的積累。本實驗采用包埋固定微生物技術(shù)，氧氣和底物需通過載體內(nèi)的微孔進行傳遞，導(dǎo)致氧利用率降低，較污泥體系所需DO 質(zhì)量濃度要大。圖4 中，將DO 分別控制在4、5、6、6.3 mg /L，水溫保持在25～30℃之間。包埋載體的密度大于水，曝氣量需使載體在反應(yīng)器中呈流化狀態(tài)，才能保證氣液固三相均勻接觸，否則載體沉積在反應(yīng)器底部，當(dāng)DO 為5 mg /L 時，NO2--N 濃度和NAR都達到了比較大值，分別為209.43 mg /L 和84.3%，NH4+-N出水濃度為21.6 mg /L，此時DO 既能滿足AOB 代謝活動，又能有效地抑制NOB 的活性。當(dāng)DO > 5 mg /L 時，NOB 氧化NO2-的能力變強，同時短程硝化產(chǎn)生大量的NO2--N，作為NOB 生長的底物，短程硝化向全程硝化轉(zhuǎn)變，同時DO 過高也會加大載體間的摩擦從而減少其使用壽命。因此，DO 要控制4.0～5.5 mg /L 之間。Yan 等用包埋微生物技術(shù)處理富含氨氮的有機廢水，研究了DO 對短程硝化過程的影響，當(dāng)DO 為4.2～4.6 mg /L 時，短程硝化效果較好，COD 去除率較高，在DO為4.6 mg /L 時，亞硝酸鹽積累率和COD 去除率都達到比較大值，分別為63.1% 和66.3%，比較佳DO 濃度范圍與本實驗相近。
2.3 初始FA 值對包埋載體短程硝化的影響
pH 會影響微生物的生存條件，同時也會影響氨在廢水中的存在形態(tài)，AOB 適宜pH 值在7.0～8.5。Anthonisen 等研究表明，F(xiàn)A 對AOB 和NOB 都有抑制作用，對AOB 的抑制濃度為10～150 mg /L，對NOB 的抑制濃度為0.1～1.0 mg /L。本實驗控制溫度為(30 ± 1) ℃，進水氨氮濃度為10.69～320.79mg /L，調(diào)節(jié)進水pH 值為8.0 左右，DO 為4.0～5.5mg /L，按照溶液中FA 的濃度計算公式(4) 計算，進水初始FA 濃度為1～30 mg /L。
實驗結(jié)果如圖5 所示，NAR隨著FA 的濃度增加先升高，在FA = 6.5 mg /L，NAR為97%，達到比較大值后又開始下降，但硝酸鹽積累率隨著FA 濃度的增加先減低后升高，說明高濃度FA 條件下，會抑制AOB 的活性，對NOB 的抑制效果不明顯，同時，NOB 會逐漸適應(yīng)高濃度的FA。在FA = 10～20 mg /L 之間，氨氮去除率高達99%，NAR在此FA 濃度范圍內(nèi)是下降的，而NO3--N 積累率卻是上升的過程，由此可見，NOB 氧化了短程硝化產(chǎn)生的NO2-。因此高濃度FA 條件下造成NAR降低的原因有2 個: 一是高濃度FA 會抑制AOB 的活性，減少NO2-的生成量; 一是NOB 活性未受抑制，利用NO2-為底物，將其氧化成NO3-。綜上所述，高濃度FA 會阻礙短程硝化的進程，但是由于NOB 的活性未受抑制，仍然可以取得穩(wěn)定的NAR和較高的氨氮去除率。
2.4 有機物對包埋載體短程硝化的影響
有機負荷越高，異養(yǎng)菌的活性越高，增值速率越快，生物合成作用利用的氨氮也越多，造成AOB 利用的底物與DO 減少，導(dǎo)致亞硝化速率降低。圖6 考察了包埋載體在不同有機物濃度下的處理效果，進水氨氮濃度300 mg /L，停留時間12 h，用葡萄糖作為有機物的來源，葡萄糖的投加量根據(jù)有機物的濃度進行配置。由圖可知，氨氮去除率隨著有機物濃度的增加而增加，在400 mg /L 時達到比較大值93.0%，在200～300 mg /L 時氨氮去除率維持在88.5%。氨氮去除率的升高可能是低濃度有機物的存在對AOB 的活性具有一定的促進作用，提高了其氧化氨氮的能力。當(dāng)有機物濃度為100、200、300 和400 mg /L 時，NAR分別為83.3%、83.0%、81.8% 和83.8%�？梢姷蜐舛鹊挠袡C物并未對AOB 的活性產(chǎn)生明顯的抑制，包埋載體的亞硝化速率并未降低，短程硝化效果良好。因此，低濃度有機物可以提高包埋載體的氨氮去除率，對短程硝化的抑制作用不明顯，同時包埋載體為AOB 的活性起到很好的保護作用，能夠抵御有機負荷的變化。
2.5 包埋載體與污泥體系對比
在制作包埋載體的過程中，富集AOB 的污泥經(jīng)過多道工序，勢必會降低AOB 的活性，為了考查包埋載體AOB 污泥活性損失情況，取2 份同等污泥量的氨氧化污泥，污泥濃度(MLSS) 約為2 500 mg /L，一份全部用來制作包埋載體，另一份作為參比對象，10 h 內(nèi)包埋載體與污泥處理氨氮的情況見圖7。進水氨氮為300 mg /L，比較初2 h 污泥與載體降解氨氮速率大體一致，而亞硝酸鹽出水濃度卻相差43.66mg /L，2 h 后污泥降解氨氮速率明顯高于包埋載體，可見比較初2 h 包埋載體氨氮減少主要是吸附作用，10 h 氨氮出水濃度相差不大，10 h 污泥和載體氨氮去除率分別為91.6%和84.1%，氨氮去除率降低了7.5%，亞硝酸鹽出水濃度分別為215.47 和189.21mg /L，說明富集AOB 的污泥進包埋后，活性并未損失很大，并且包埋載體使用壽命長，可重復(fù)利用，耐沖擊負荷能力強，克服了實際工程AOB 難以富集培養(yǎng)，易流失，受水質(zhì)沖擊影響大的缺點，為短程硝化提供一種可行的方法。
2.6 氨氮去除機理研究
在實驗中，發(fā)現(xiàn)總氮會減少的現(xiàn)象，比較大虧損率有19.7%，比較少的也有3.5%，虧損率與氨氮負荷沒有直接的關(guān)聯(lián)性。脫氮的途徑一般有揮發(fā)、同化和反硝化。氨氮的揮發(fā)與水中pH 值關(guān)系密切，pH 值< 8.5 時，氨氮的揮發(fā)是可以忽略。本實驗pH都維持在8.0 左右，因此氨氮揮發(fā)作用忽略不計。由反應(yīng)式(5) 可知:
55NH4+ + 76O2 + 109HCO3-→C5H7O2N + 54NO2-+ 57H2O + 104H2CO3(5)
氨氮氧化成亞硝態(tài)的過程中，一部分被同化生成少量的微生物，約為進水氨氮的1 /55(≈1.8%) ，低于比較小虧損率3.5%，比比較大虧損率少17.9%，由此說明總氮減少的主要原因是反硝化作用，即載體對氨氮除短程硝化或者全程硝化作用外，還存在反硝化作用。反硝化形成原因主要因為氧氣需經(jīng)高分子載體內(nèi)微孔進行傳遞，會在載體內(nèi)形成濃度梯度，形成好氧區(qū)和缺氧區(qū)，AOB 在好氧區(qū)以氨為電子供體，以氧為電子受體進行好氧呼吸，在缺氧區(qū)有機物作為電子供體，以亞硝酸鹽作為電子受體進行厭氧呼吸。Bock 等[20]首先發(fā)現(xiàn)，氨氧化的亞硝化單胞菌屬(nitrosomonas europaea、nitrosomonas eutropha)在限氧條件下，能同時發(fā)生硝化反硝化作用，在氧濃度較低條件下，以氨為電子供體，同時利用氧和亞硝酸鹽作為電子受體，并且氧質(zhì)量濃度越低，利用亞硝酸鹽的比例就越大; 在缺氧條件下，以亞硝酸鹽作為唯一電子受體，以有機物、氨或氫作為電子供體。氮以產(chǎn)物N2O 和N2從系統(tǒng)中去除，從而造成氮的損失。因此，需從分子生物學(xué)角度研究載體內(nèi)的細菌組成，進一步驗證實驗結(jié)果。具體參見http://www.dowater.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
3 結(jié)論
包埋固定氨氧化細菌載體可作為合成氨工業(yè)廢水處理的一種有效方法，耐氨氮沖擊負荷能力強，短程硝化穩(wěn)定性好，適合處理低濃度氨氮廢水，氨氮去除率比較高可達99.9%，亞硝酸鹽積累率可維持在80% 以上。短程硝化的影響因素中，DO 要求比較嚴格，當(dāng)游離氨> 6.5 mg /L 時，氨氧化細菌活性受到抑制，但在高濃度游離氨條件下，仍然可以取得穩(wěn)定的亞硝酸鹽積累率和較高的氨氮去除率。包埋載體在確保短程硝化作用的同時，在內(nèi)部形成的缺氧區(qū)可實現(xiàn)反硝化脫氮，提高了系統(tǒng)氨氮的處理能力。包埋載體可考慮與厭氧氨氧化結(jié)合，考察聯(lián)合工藝的處理效果及其經(jīng)濟性，推動其脫氮工程化應(yīng)用進程。
