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投加介体对污水低温生物反硝化除磷的影响及磷形态变化

苑宏英, 王宏斌, 李原玲, 王雪, 赵鑫. 投加介体对污水低温生物反硝化除磷的影响及磷形态变化[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 522-529. doi: 10.12030/j.cjee.202005027
引用本文: 苑宏英, 王宏斌, 李原玲, 王雪, 赵鑫. 投加介体对污水低温生物反硝化除磷的影响及磷形态变化[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 522-529. doi: 10.12030/j.cjee.202005027
YUAN Hongying, WANG Hongbin, LI Yuanling, WANG Xue, ZHAO Xin. Effect of redox mediator on sewage biological denitrifying phosphorus removal at low temperature and the change of phosphorus forms[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 522-529. doi: 10.12030/j.cjee.202005027
Citation: YUAN Hongying, WANG Hongbin, LI Yuanling, WANG Xue, ZHAO Xin. Effect of redox mediator on sewage biological denitrifying phosphorus removal at low temperature and the change of phosphorus forms[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 522-529. doi: 10.12030/j.cjee.202005027

投加介体对污水低温生物反硝化除磷的影响及磷形态变化

    作者简介: 苑宏英(1974—),女,博士,教授。研究方向:污水和污泥处理及资源化。E-mail:yuanhy_00@163.com
    通讯作者: 苑宏英, E-mail: yuanhy_00@163.com
  • 基金项目:
    国家自然科学基金资助项目(51308374);国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07107-002);天津市水质科学与技术重点实验室开放研究基金资助项目(TJKLAST-PT-2016-06)
  • 中图分类号: X703.5

Effect of redox mediator on sewage biological denitrifying phosphorus removal at low temperature and the change of phosphorus forms

    Corresponding author: YUAN Hongying, yuanhy_00@163.com
  • 摘要: 污水生物反硝化除磷可以克服传统生物脱氮除磷工艺碳源不足的缺点,利用硝酸盐代替氧气作为电子受体,同时进行脱氮除磷和有机物去除,实现“一碳两用”,但是低温会降低反硝化除磷效率。在低温(10±1) ℃条件下,利用序批式反应器(SBR)(90 min厌氧,330 min缺氧,1#(空白对照)和2#(投加介体)),投加氧化还原介体1,2-萘醌-4-磺酸盐(NQS),研究了反硝化除磷效率的变化。结果表明:相较于空白对照实验,投加介体NQS强化了污水低温生物反硝化除磷效果,总氮去除率从37.67%提高至51.47%,提高了1.37倍;总磷去除率从53.45%提高至96.50%,提高了1.81倍。此外,研究还发现介体NQS的投加促进了水中磷酸盐形成有机磷(Org-P)的过程,污泥中磷的主要形态是可溶性磷(SRP)和Org-P,最大含量分别为35.78 mg∙L−1和51.09 mg∙L−1;空白对照反应器污泥中磷的主要形态是SRP和Fe-P,最大含量分别为45.61 mg∙L−1和40.67 mg∙L−1。以上研究结果可为低温条件下提高污水生物反硝化除磷效果提供参考。
  • 氟污染是一个全球性问题,特别是在发展中国家[1],其中钢铁冶金、铝电解、铅锌冶炼、铜冶炼、光伏产业、锂离子电池等冶金行业是氟污染的主要来源[2]。过量摄入氟化物将会对人体产生有害影响,阻碍儿童生长发育[3]。我国对地表水体及生活饮用水中的氟化物质量浓度有严格的限值,也不断强化关于氟化物排放的管控。目前,水体中氟化物的去除技术主要有沉淀絮凝法、膜处理法、离子交换法、吸附法[4-7],其中吸附法具有产生无害废物数量少、材料成本低、操作简便等优点,被认为是最有前途的除氟方法。

    生物炭具有较大的比表面积,表面含有丰富的含氧官能团,且相对廉价,可作为新型吸附材料用于环境修复领域[8-9]。近年来,已有关于不同生物质来源(改性)生物炭除氟应用的研究报道。汤家喜等[10]利用花生壳、玉米秸秆制备的生物炭,最大吸附容量为1.18 mg·g−1;邱会华等[11]制备的氢氧化钾活化的荷叶基生物炭,最大吸附容量为0.85 mg·g−1;张涛等[12]制备了铁改性猪粪生物炭,最大吸附容量为4.4 mg·g−1;徐凌云等[13]制备了铝负载酒糟生物炭,最大吸附容量为18.05 mg·g−1;FENG等[14]利用城市污水处理厂污泥合成的改性污泥生物炭最大吸附容量高达30.49 mg·g−1。显然,不同原料衍生的生物炭吸附除氟能力不尽相同,其中由于污泥含有更高含量的亲氟矿物,其衍生的污泥生物炭对氟的吸附能力最强。但是,未经改性的污泥生物炭直接除氟效果并不理想,一般需要通过铝、铁等金属的负载以提高其吸附性能。近年来发现镧[15]、铈[16]、钇[17]等稀土金属有更好的亲氟性,可用于氟化物的去除,但是单独使用成本较高,如与铁或铝复合使用,有望发挥协同作用并降低成本。另外,我国污泥产量巨大,据统计2021年我国含水率80%的城市污泥产量已超过6 000×104 t[18]。当前污泥的主流处置方式包括干化焚烧、污泥堆肥和卫生填埋,都可能产生二次污染,对环境造成巨大的风险[19-20]。因此,研发基于污泥生物炭的复合改性除氟材料,拓展污泥资源化利用途径,实现以废治废,具有较好的开发前景。

    本研究以南通市政污泥为原料,通过缺氧热解-醋酸钾活化-铝铈改性工艺,制备了铝铈改性污泥生物炭(Al/Ce-CSBC),运用SEM、EDS、BET、XRD及XPS等技术对材料吸附前后的表面形态和结构特征进行了表征和分析,探究了Al/Ce-CSBC对模拟废水中氟离子的吸附行为和吸附机理,以期为污泥生物炭在除氟的资源化利用研究提供参考。

    干化污泥来自南通市某污水处理厂,在90 ℃鼓风干燥箱中干燥12 h后,粉碎过50目筛备用。所用试剂包括六水合氯化铝(AlCl3·6H2O)、七水合氯化铈(CeCl3·7H2O)、氟化钠(NaF)、醋酸钾(CH3COOK)、氢氧化钠(NaOH)等均为分析纯。准确称取2.21 g干燥的氟化钠粉末溶解在1 000 mL去离子水中,配置成氟离子质量浓度为1 g·L−1的储备液,移取适量储备液用去离子水稀释,配成一定初始氟离子质量浓度的含氟模拟废水。

    污泥的热解制备生物炭。称取5.00 g经干燥的污泥粉末置于坩埚中,用锡纸包裹,放入马弗炉中以10 ℃·min−1的速度升至650 ℃,并保持温度1 h。将热解后的污泥与醋酸钾按质量比1:2的比例混合,再次放入马弗炉中以10 ℃·min−1的速度升至650 ℃热解1 h,离心洗涤3次,并在80~90 ℃下干燥8 h。第1次热解污泥生物炭产物产量为3.21 g,记为SBC;与醋酸钾混合的第2次热解产物产量为4.29 g,记为CSBC。

    生物炭的金属改性。将事先称取的1.00 g CSBC加入体积总量为50 mL的氯化铝(0.10 mol·L−1)、氯化铈(0.05 mol·L−1)或两者的等体积混合溶液中,磁力搅拌2 h,用1.00 mol·L−1氢氧化钠溶液调节溶液pH至7.5,搅拌12 h。离心洗涤3次,最后在80~90 ℃下干燥8 h得到改性污泥生物炭材料。对铝、铈以及铝铈联合改性的污泥生物炭分别命名为Al-CSBC、Ce-CSBC以及Al/Ce-CSBC,其中Al/Ce-CSBC的产量为1.29 g。

    利用扫描电子显微镜(SEM)(Gemini SEM 300,德国)分析样品的表面形态;利用能谱仪(EDS)分析样品表面的元素;采用比表面积及孔径分析仪(ASAP2460,美国)分析样品的比表面积和孔容孔径;采用X射线粉末衍射仪(XRD)(Ultima IV,日本)分析样品的物相组成及结构;采用X射线光电子能谱仪(XPS)(K-Alpha+,美国)用于确定生物炭表面的成分和价态。

    准确称取0.04 g吸附剂(Al/Ce-CSBC)置于离心管中,加入40 mL 氟离子质量浓度为10 mg·L−1的模拟废水,立刻移至恒温振荡箱中以140 r·min−1的速度振荡20 h,过0.45 μm滤膜后,用氟离子选择电极(PXSJ-216F)测量滤液中氟离子的质量浓度,每次实验重复3次。pH影响实验只改变pH(3.0~10.0),其余参数不变。吸附等温线实验改变氟离子初始质量浓度(5~100 mg·L−1),采用Langmuir模型和Freundlich模型对实验数据进行拟合。

    吸附动力学实验在盛有2 000 mL氟离子初始质量浓度10 mg·L−1溶液的烧杯中进行,调节并保持溶液pH为6.0,将2.00 g吸附剂加入其中后开始磁力搅拌,至规定时间抽取20 mL混合液过滤,测量滤液中氟离子的质量浓度。采用Lagergren伪一阶、伪二阶模型以及Weber-Morris模型对实验数据进行拟合。

    图1为SBC、CSBC、Al/Ce-CSBC及吸附后的复合负载改性材料(F-Al/Ce-CSBC)的SEM图像。SBC表面呈现片状和层状结构,经醋酸钾活化后的CSBC表面呈现堆砌的颗粒状结构,经改性后的Al/Ce-CSBC表面呈块状且附着颗粒状结构,吸附后的F-Al/Ce-CSBC与Al/Ce-CSBC表面形态区别不大。图2为SBC和Al/Ce-CSBC的EDS图谱,SBC的表面元素主要为O、C、Ca及Fe,Al/Ce-CSBC的表面元素主要为C、O、Si和Ce。由表1可见,相对于SBC,Al/Ce-CSBC表面C和Ce的含量有所增加,O和Ca的含量有所降低。前者表明Ce的成功负载以及通过醋酸钾活化引入了大量的碳;后者与金属矿物组分的溶解损失有关,其中Ca的损失最严重,其含量从SBC的16.4%降至改性后的0.2%,几乎完全消失。

    图 1  SBC、CSBC、Al/Ce-CSBC及F-Al/Ce-CSBC的SEM图像
    Figure 1.  SEM images of SBC, CSBC, Al/Ce-CSBC and F-Al/Ce-CSBC
    图 2  SBC及Al/Ce-CSBC的EDS图谱
    Figure 2.  EDS images of SBC and Al/Ce-CSBC
    表 1  样品元素含量变化
    Table 1.  Changes in the element content of the samples %
    样品OCCaFeAlSiPMgKCe
    SBC39.928.016.44.03.73.41.11.00.80
    Al/Ce-CSBC35.146.80.21.81.710.900.20.62.3
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    图3(a)、图3(c)和图3(e)的N2吸附/脱附等温线可以看出,3种样品等温线都属于IV类,且具H3型回滞环特征,表明样品内部存在丰富狭缝形介孔。图3((b)、图3(d)和图3(f))的孔径分布结果表明,经醋酸钾活化和复合负载改性后的CSBC及Al/Ce-CSBC材料孔径分布更呈多样化,但尖锐峰向更小孔径方向移动,其平均孔径应减小,这在表2中得到验证。由表2可见,SBC经活化和改性后,平均孔径变小,但孔容和比表面积有所增大。比表面积由原来的25.59 m2·g−1增至活化后的69.78 m2·g−1及改性后的176.36 m2·g−1,平均孔径则相应由13.4 nm降至11.4 nm和6.6 nm。活化和改性均能显著增加比表面积,可能是由于醋酸钾在活化过程中分解产生大量的CO2,以及改性溶液中酸溶解样品中大量的CaCO3,使得生物炭片层开裂,暴露出更多更小孔径的介孔。

    图 3  吸附材料的N2吸附/脱附等温线与孔径分布
    Figure 3.  N2 adsorption and desorption isotherms and pore distribution of adsorbents
    表 2  样品的孔隙结构
    Table 2.  Pore structure of the studied samples
    样品BET比表面积/(m2·g−1)总孔体积/(cm3·g−1)平均孔径/nm
    SBC25.590.114 413.454
    CSBC69.780.144 011.395
    Al/Ce-CSBC176.360.174 86.610
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    图4(a)为SBC、CSBC、Al/Ce-CSBC和F-Al/Ce-CSBC的XRD图谱。其中SBC中含有明显的SiO2和CaCO3的衍射峰,CSBC中SiO2和CaCO3的峰强明显下降,表明该矿物组分的部分消溶,可能是醋酸钾活化促进了SiO2和CaCO3在高温的消溶/蚀刻反应,进而形成较小的孔隙和较大的比表面积。改性后的Al/Ce-CSBC中CaCO3的衍射峰则完全消失,可能是改性过程引入的金属盐水解产生强酸,使得残留的CaCO3被进一步完全溶解,形成更小的孔隙和更大的比表面积,这与前述关于Ca元素及孔隙的变化相一致。相对于SBC,CSBC和Al/Ce-CSBC中的SiO2的峰强均有不同程度的降低,表明活化和改性对SiO2也有一定的消溶作用。由Al/Ce-CSBC的XRD图谱可知,改性污泥生物炭有SiO2及少量的Al2SiO5晶体,前者是污泥自有残留,后者应为溶出的硅与改性引入的铝反应的产物,此外并没有出现铝和铈的其他晶体结构,表明改性金属主要以无定形负载于污泥生物炭的表面。除了二氧化硅晶体峰强度有略微降低,吸附氟后材料(F-Al/Ce-CSBC)的XRD图谱与吸附前基本一致,表明材料中的晶体结构稳定,推测其不参与对氟的吸附过程,无定形双金属羟基/氧化物应是主要吸附活性组分。由XPS图谱(图4(b))可知,SBC在346.89 eV处有较强的Ca2p信号,在CSBC相对减少,在Al/Ce-CSBC及F-Al/Ce-CSBC则完全消失,趋势与XRD一致,再次验证了碳酸钙的逐步溶解至完全消失的过程。Al/Ce-CSBC的XPS图谱中74.97 eV和885.72 eV处的峰分别对应Al2p和Ce3d,表明铝和铈的成功负载,这与EDS和XRD的结果一致。

    图 4  SBC、CSBC、Al/Ce-CSBC及F-Al/Ce-CSBC的XRD和XPS图谱
    Figure 4.  XRD and XPS patterns of SBC, CSBC, Al/Ce-CSBC and F-Al/Ce-CSBC

    图5较直观地显示了上述活化和改性过程的物性变化,即活化过程促进污泥生物炭中二氧化硅和碳酸钙晶体部分消溶,同时醋酸钾发生气化反应,产生造孔作用[21],使得CSBC的比表面积增大(表2);改性过程铝铈被成功负载,碳酸钙完全消失,形成更多的细小孔径,造孔作用更明显,比表面积增加更显著,而少量二氧化硅溶解后与铝(Ⅲ)形成硅酸铝晶体。

    图 5  污泥生物炭活化改性示意图
    Figure 5.  Schematic diagram of activation and modification process of sludge biochar

    不同合成阶段和金属改性的材料对F的吸附容量如图6所示,原始污泥生物炭SBC的吸附容量为5.42 mg·g−1,经醋酸钾活化后得CSBC的吸附容量则下降至2.90 mg·g−1,可能是SBC经活化后,部分有利于除氟的矿物(主要是含Ca矿物)溶解流失所致。CSBC再经金属改性后的吸附容量均有提升,但不同金属/金属组合改性提升程度不同,单一的Ce和Al改性使材料吸附容量分别提升了44%和157%,而Al-Ce联合改性则提升了228%,高于2种单一金属改性材料提升量之和,这表明铝铈双金属改性发挥了协同作用。

    图 6  不同吸附材料对F-的吸附容量
    Figure 6.  Adsorption capacity of different adsorption materials

    pH对Al/Ce-CSBC材料的吸附影响如图7所示,在氟离子初始质量浓度为10 mg·L−1,在酸性范围内,吸附容量随着pH的增加逐渐升高,在pH=6.0时达到最高值9.43 mg·g−1,随后随着pH的增加而逐渐降低,pH升至9.0以上,则急剧下降,其除氟率也有类似规律。Al/Ce-CSBC在溶液pH=4.0~9.0内均有75%以上的除氟率,这是由于生物炭的分散作用,将更多的活性位点充分暴露,使得其有更宽的pH适用范围[22]。同时考察了该体系吸附前后的pH变化,其结果见图8(a)。当pH<6.0时,吸附平衡后的pH有所升高,反之则有所降低,表明Al/Ce-CSBC吸附材料具有一定的pH缓冲作用,FENG等[14]研究其他氧化铝材料也有类似结果,认为该缓冲作用由铝盐的两性性质引起,具体表现为固态金属氧化物表面水解羟基化和质子化作用,详见后文机理分析部分。图8(b)为不同pH下Al/Ce-CSBC的Zeta电位变化。由图可见,该材料的零电位点(pHPZC)高达9.5,表明吸附剂在一定的碱性范围仍带正电荷,可能是因为Al/Ce-CSBC的比表面积较大,具有较好分散性,使得其表面正电荷得到较好维持和保护[22]。在pH<7.0时溶液中含有大量的H+,使得吸附剂表面发生质子化,体系Zeta电位为正值,能够与溶液中的F发生静电吸附,但过低的pH可能造成吸附剂表面负载的金属氧化物溶解,并有HF的生成,使吸附剂的吸附容量下降。在pH>7.0时,溶液中的OH会与F竞争吸附位点,使吸附容量有所下降。在pH=10.0时,吸附容量和除氟率下降更明显,其原因除了前述的竞争吸附,还由于吸附剂表面此时逆转为荷负电,对溶液中的F产生强烈的静电排斥作用。

    图 7  pH对Al/Ce-CSBC材料吸附性能的影响
    Figure 7.  Effect of pH on adsorption performance of Al/Ce-CSBC
    图 8  吸附前后pH的变化及pH对Al/Ce-CSBC 吸附剂Zeta电位的影响
    Figure 8.  Change in pH before and after adsorption and the effect of pH on the zeta potential of Al/Ce-CSBC

    在氟离子初始质量浓度为10 mg·L−1时,Al/Ce-CSBC的吸附容量随吸附时间的变化情况如图9所示。在前期吸附速率较快,10 min内吸附容量达到了8.30 mg·g−1;随后缓慢增加,在5 h时接近平衡状态。

    图 9  吸附动力学拟合
    Figure 9.  Adsorption kinetics fitting

    对吸附动力学数据的拟合结果表明,伪二级模型(R2=0.94)比伪一级模型(R2=0.49)更适合描述Al/Ce-CSBC对氟离子的吸附,表明氟化物在Al/Ce-CSBC上的吸附以化学吸附为主。颗粒内扩散模型如图9(b)所示。吸附反应可分为2个阶段,第1阶段,F通过界面膜扩散从液相水体转移到Al/Ce-CSBC的表面,并与表面大量的吸附位点结合产生快速吸附,这一阶段膜扩散是控制吸附速率的限制步骤;第2阶段,由于大量的F占据了吸附剂表面的吸附位点,部分F将渗透到吸附剂内部的孔径中,因此又被称为孔扩散阶段,第2阶段速率有所降低,该图没有通过原点表明颗粒内扩散不是唯一限速步骤[23]

    在常温且pH=6.0的条件下,Al/Ce-CSBC的吸附容量随氟离子初始质量浓度变化情况如图10所示。2种模型均能较好描述吸附过程,但Freundlich模型(R2=0.97)较Langmuir模型(R2=0.92)拟合程度更好,表明氟化物在Al/Ce-CSBC上的吸附以多层吸附为主,且Al/Ce-CSBC表面上的活性位点不均匀,1/n =0.29 (0<1/n<1)也表明吸附等温线类型是理想类型[24]。Langmuir模型中最大吸附容量41.47 mg·g−1,其与实际最大吸附容量45.66 mg·g−1相近。

    图 10  吸附等温线拟合
    Figure 10.  Adsorption isotherm fitting

    图11(a)为Al/Ce-CSBC材料的XPS全谱图,通过吸附前后的比较发现,吸附后的F-Al/Ce-CSBC在684.15 eV处新增了F1s的峰,表明氟离子被成功吸附在Al/Ce-CSBC吸附剂表面。为了研究其吸附机理,进一步分析了Al/Ce-CSBC吸附氟前后的XPS精细光谱(图11(b)~(d))。由图11(b)的O1s图谱中可见,吸附前531.28 eV和532.54 eV处的特征峰分别对应M―O和―OH,吸附后分别移至530.01 eV和531.39 eV,其中羟基氧占总氧的相对比率由吸附前的55.24%降至41.52%,金属氧化物中M―O的含量由吸附前的44.76%升至58.48%,表明―OH参与了与氟离子的交换。这与其他研究[25-26]结果一致。由图11(c)的Al2p图谱可见,74.46和75.17 eV处峰分别对应Al―O和Al―OH,均归属于负载于材料表面的无定形铝氧化物结构,吸附后峰位置分别移至73.10 eV和73.69 eV。这表明铝羟基/氧化物参与了氟离子的吸附[27-28]。吸附前后Ce元素XPS结果如图11(d)所示。Al/Ce-CSBC的Ce3d5/2的4个代表性峰位于882.78、886.30、888.64及899.35 eV,Ce3d3/2的3个代表性峰位于902.32、905.56及917.10 eV,以上7个峰吸附后分别移至881.34、884.50、886.98、898.37、901.83、904.88及915.65 eV,可清楚地观察到向低能方向位移。经计算Ce4+丰度由吸附前的36.51%下降到22.28%,说明F―Ce络合物的形成及电子转移[16, 29]

    图 11  吸附前后Al/Ce-CSBC的XPS分析
    Figure 11.  XPS spectra of Al/Ce-CSBC before and after adsorption

    基于上述对氟化物吸附过程pH的变化、等温线模型、动力学模型以及XPS表征分析结果,认为Al/Ce-CSBC对氟化物的吸附为物理吸附和化学吸附,其中化学吸附包括离子交换和表面络合占主导作用。改性过程中形成大量带正电荷的金属羟基/氧化物,且以无定形形式非均匀分散于污泥生物炭的表面,产生大量有效吸附位点并处于相对受保护的高分散体系中,使其表现出较高的零电荷点[22]和酸碱缓冲特性[14]。在碱性条件下产生大量的表面羟基和O2,并带负电荷(式(1)~式(2));酸性条件下则质子化并带正电荷(式(3))。

    M++OH→≡MOH (1)
    MOH+OH→≡MO2+H2O (2)
    MOH+H+→≡MOH+2 (3)

    在酸性条件下吸附剂表面的Zeta电位较高,对溶液中氟离子产生较强静电吸引,进一步引起式(4)反应,产物以金属氟化络合物形式结合在吸附剂表面,表现很高的吸附量和吸附能力,但是酸性过低时,氟主要以氟化氢形式存在,兼吸附剂表面金属的溶出,使得吸附容量下降;随着溶液pH的增加,吸附剂表面的Zeta电位降低,静电吸引减弱,超过零电点后吸附剂表面荷负电产生静电排斥,此时吸附以离子交换为主(式(5))。

    MOH+2+F→≡MF+H2O (4)
    MOH+F→≡MF+OH (5)

    通过与其他文献报道的吸附剂除氟性能的比较(表3),本研究使用的Al/Ce-CSBC有明显的相对优势。Al/Ce-CSBC最大吸附容量为41.47 mg·g−1,高于其他材料的吸附量,包括传统活性氧化铝(16.30 mg·g−1)、双金属和三金属复合材料(27~32 mg·g−1)、其他改性生物炭材料(18~28 mg·g−1)以及铝铁改性污泥生物炭材料(30 mg·g−1)。就酸碱适用性而言,Al/Ce-CSBC在较广的范围(pH=4.0~9.0)内均有75%以上的去除率,其他材料(除了三元金属复合材料)则类似传统的活性氧化铝,只能在较窄的酸性范围才有较高的除氟率。因此,铝铈改性污泥生物炭在较广的酸碱范围有较好的强化除氟作用,并可实现污泥的低碳固定和以废治废,在实际废水处理中有潜在应用价值。

    表 3  不同吸附剂的氟离子吸附性能对比
    Table 3.  Comparison of fluorine ion adsorption performance of different adsorbents
    吸附剂最适pHqm/(mg·g−1)文献
    活性氧化铝5.0~7.016.30[30]
    氢氧化铝基吸附剂7.725.80[31]
    Fe-La复合材料3.8~7.127.42[32]
    Y-Zr-Al复合材料7.031.00[17]
    Mg-Al-La三金属氧化物4.0~10.031.72[15]
    Tea-Al-Fe茶渣4.0~8.018.52[33]
    La改性柚子皮生物炭6.519.86[34]
    ALCS-Fe-Al磁性复合材料3.0~6.030.49[14]
    Al/Ce-CSBC4.0~9.041.47本文
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    1)以市政污泥为原料,通过热解-活化-双金属改性成功制备了铝铈负载污泥生物炭Al/Ce-CSBC,活化和改性均可通过造孔和促消溶作用增加材料比表面积和分散性,使负载的无定形金属羟基/氧化物保持吸附活性,材料具较高的等电点和酸碱缓冲性;

    2) Al/Ce-CSBC对氟的最大吸附容量达到41.74 mg·g−1,在pH=4.0~9.0内均有较高的除氟率。其吸附动力学符合伪二级模型,吸附等温线符合Freundlich模型,为多层不均质吸附和化学吸附,其吸附机制包括静电吸附、表面络合和离子交换。

    3) Al/Ce-CSBC可发挥铝铈双金属协同吸附作用,且在较广的酸碱范围有较好的强化除氟作用。该吸附材料制备简单、廉价,有望实现以废治废和污泥的低碳固定,有潜在的应用价值。

  • 图 1  SBR 装置示意图

    Figure 1.  Schematic diagram of SBR installation

    图 2  磷形态的连续提取法

    Figure 2.  Sequential extraction of phosphorus form

    图 3  反应器内各形态N浓度的变化

    Figure 3.  Changes of nitrogen concentration in the reactors

    图 4  反应器内P浓度的变化

    Figure 4.  Changes of phosphorus concentration in the reactors

    图 5  1#反应器内污泥中不同形态P的变化

    Figure 5.  Changes of phosphorus form in the sludge in 1# reactor

    图 6  2#反应器内污泥中不同形态P的变化

    Figure 6.  Changes of phosphorus form in the sludge in 2# reactor

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出版历程
  • 收稿日期:  2020-05-07
  • 录用日期:  2020-07-09
  • 刊出日期:  2021-02-10
苑宏英, 王宏斌, 李原玲, 王雪, 赵鑫. 投加介体对污水低温生物反硝化除磷的影响及磷形态变化[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 522-529. doi: 10.12030/j.cjee.202005027
引用本文: 苑宏英, 王宏斌, 李原玲, 王雪, 赵鑫. 投加介体对污水低温生物反硝化除磷的影响及磷形态变化[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 522-529. doi: 10.12030/j.cjee.202005027
YUAN Hongying, WANG Hongbin, LI Yuanling, WANG Xue, ZHAO Xin. Effect of redox mediator on sewage biological denitrifying phosphorus removal at low temperature and the change of phosphorus forms[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 522-529. doi: 10.12030/j.cjee.202005027
Citation: YUAN Hongying, WANG Hongbin, LI Yuanling, WANG Xue, ZHAO Xin. Effect of redox mediator on sewage biological denitrifying phosphorus removal at low temperature and the change of phosphorus forms[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 522-529. doi: 10.12030/j.cjee.202005027

投加介体对污水低温生物反硝化除磷的影响及磷形态变化

    通讯作者: 苑宏英, E-mail: yuanhy_00@163.com
    作者简介: 苑宏英(1974—),女,博士,教授。研究方向:污水和污泥处理及资源化。E-mail:yuanhy_00@163.com
  • 1. 天津城建大学环境与市政工程学院,天津 300384
  • 2. 天津市水质科学与技术重点实验室,天津 300384
  • 3. 基础设施防护和环境绿色生物科技国际联合研究中心,天津 300384
基金项目:
国家自然科学基金资助项目(51308374);国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07107-002);天津市水质科学与技术重点实验室开放研究基金资助项目(TJKLAST-PT-2016-06)

摘要: 污水生物反硝化除磷可以克服传统生物脱氮除磷工艺碳源不足的缺点,利用硝酸盐代替氧气作为电子受体,同时进行脱氮除磷和有机物去除,实现“一碳两用”,但是低温会降低反硝化除磷效率。在低温(10±1) ℃条件下,利用序批式反应器(SBR)(90 min厌氧,330 min缺氧,1#(空白对照)和2#(投加介体)),投加氧化还原介体1,2-萘醌-4-磺酸盐(NQS),研究了反硝化除磷效率的变化。结果表明:相较于空白对照实验,投加介体NQS强化了污水低温生物反硝化除磷效果,总氮去除率从37.67%提高至51.47%,提高了1.37倍;总磷去除率从53.45%提高至96.50%,提高了1.81倍。此外,研究还发现介体NQS的投加促进了水中磷酸盐形成有机磷(Org-P)的过程,污泥中磷的主要形态是可溶性磷(SRP)和Org-P,最大含量分别为35.78 mg∙L−1和51.09 mg∙L−1;空白对照反应器污泥中磷的主要形态是SRP和Fe-P,最大含量分别为45.61 mg∙L−1和40.67 mg∙L−1。以上研究结果可为低温条件下提高污水生物反硝化除磷效果提供参考。

English Abstract

  • 传统活性污泥法是污水生物脱氮除磷工艺中的主流技术,其中反硝化除磷技术证明了聚磷不仅能在好氧条件下实现,也能在缺氧条件下利用硝酸盐作为电子受体氧化细胞内提前储存的聚-β-羟基丁酸,实现反硝化的同时完成过量吸磷。此工艺实现了同步脱氮除磷和降解有机物,节省碳源,不需曝气,低污泥产量,适合处理污水氮磷含量高且COD浓度低的污水[1]。然而我国北方城镇污水处理厂普遍存在冬季低温条件下脱氮除磷效果差的问题[2],如何提高低温条件下的脱氮除磷效率一直是污水处理的难点之一。

    在氧化还原反应中,电子传递速率是制约反应进行快慢的一个重要因素[3]。有研究[4]表明,氧化还原介体能够加速电子从初级电子供体传递到最终电子受体,从而使反应速率提升一至几个数量级,其能够催化反硝化过程、增强硝基芳香族化合物的厌氧生物转化、对偶氮染料脱色具有促进作用[5-8]。笔者所在的课题组前期将氧化还原介体引入反硝化研究中,发现低温投加介体可以使硝态氮去除率相对空白提高1.5倍[9],但氧化还原介体是否会对污水低温生物反硝化除磷效率产生影响仍然未知。因此,本研究考察了介体对污水低温生物反硝化除磷影响及磷形态的变化,以期为解决低温条件下脱氮除磷效果差的问题寻找新的途径。

  • SBR实验装置如图1所示,高360 mm,内径170 mm,总有效容积为7.6 L。反应器外部留有充水夹层,水温由冷却水循环器(上海施都凯仪器设备有限公司,1L-008-02,可控温度为−20~20 ℃)控制。

  • 2个反应器分别编为1#(空白对照)、2#(投加介体),水温控制为(10±1) ℃,搅拌速度控制在100~120 r∙min−1,进水由计量泵调节控制,反应时间由计时器控制。反应器的工作周期为12 h,每个周期的设定为进水15 min、厌氧反应1.5 h、缺氧反应5.5 h、排水15 min、待机4.5 h。采用多次均匀投加的方式,每周期向2#反应器投加介体NQS(浓度为100 µmol∙L−1)。

    厌氧结束时为投加人工配置的硝酸盐溶液营造缺氧环境,浓度为(40±5) mg·L−1。进水的pH用HCl和NaOH调到7.0左右,防止生成磷酸盐沉淀。每天9点定时(取样时间点为0、5、10、20、30、60、90、95、100、110、120、150、210、300、420 min)从2个反应器的出水口取样,测其pH、总氮、总磷、磷酸盐等指标。

    进水为人工配置的模拟生活污水,为了使配水尽量接近常规废水,在配水中投加10 mg·L−1的氯化铵。丙酸钠、硝酸钾、磷酸二氢钾提供微生物代谢所需的碳源、氮源和磷源。进水水质指标:COD为385 mg·L−1、TN为(70±5) mg·L−1、TP约为15 mg·L−1。配水其他成分:167 mg·L−1 MgSO4、70 mg·L−1 CaCl2·5H2O、4 mg·L−1 FeSO4。微量元素的组成:0.24 mg·L−1 CoCl2·6H2O、1.5 mg·L−1乙二胺四乙酸(EDTA)、0.43 mg·L−1 ZnSO4、0.99 mg·L−1 MnSO4、0.22 mg·L−1 Na2MoO4·2H2O、0.25 mg·L−1 CuSO4·5H2O。

  • 1)实验中常规指标的分析方法[10]NO2-N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法;NO3-N采用紫外分光光度法;TN采用过硫酸钾氧化紫外分光光度法;TP采用过硫酸钾消解法;PO34采用钼锑抗分光光度法。

    2)磷的形态分析。将污泥中的磷分为SRP、弱吸附态磷(NH4Cl-P)、可还原态磷(BD-P)、金属氧化物结合态磷(NaOH-P)、钙结合态磷(HCl-P)、有机磷(Org-P)。参考Hupfter改进的Psenner连续提取法[11-12],具体步骤见图2。每步提取多次重复, 提取液经5 000 r∙min−1离心30 min, 上清液用0.45 μm滤膜过滤后测可溶性磷;最后所得泥饼在105 ℃下干燥至恒重,520 ℃灼烧2 h,加入3.5 mol∙L−1的盐酸,振荡提取16 h,然后测定可溶性磷含量。有机磷用灼烧法(450 ℃,2 h)测定。

  • 反应系统接种天津市某污水处理厂的活性污泥后,采用三段式驯化反硝化聚磷菌(DPAOs)。第1阶段中的活性污泥在常温25 ℃厌氧/好氧条件下培养约20 d,2个反应器中总磷的去除率稳定在85%左右,使聚磷菌成为优势菌群;第2阶段中的活性污泥在常温25 ℃厌氧/缺氧条件下驯化约30 d,2个反应器中总磷的去除率稳定在85%左右,硝酸盐氮的去除率稳定在50%以上,驯化出具有反硝化除磷的活性污泥;第3阶段中的活性污泥在低温(10±1) ℃厌氧/缺氧条件下驯化约55 d,总磷、硝酸盐氮的去除率分别稳定在85%和50%以上,驯化出适应低温的反硝化聚磷菌。

  • 低温(10±1) ℃条件下,随着反应的进行,反应器中总氮、硝态氮、亚硝态氮浓度的变化如图3所示。由图3(a)可以观察到,在缺氧阶段2个反应器的总氮浓度均呈下降趋势,并以持平的反硝化速率进行,直至60 min后,空白对照中的脱氮速率开始逐渐减缓,而投加介体NQS的系统仍以较快速率降解总氮,直至反应结束2个反应器中总氮去除速率分别为4.82 mg∙(L∙h)−1和6.96 mg∙(L∙h)−1,介体NQS使总氮去除速率大幅度提高。缺氧结束时1#和2#中总氮的浓度分别为43.84 mg∙L−1和36.10 mg∙L−1,脱氮效率分别为37.67%和51.47%,2#反应器的脱氮率较1#提高了1.37倍。图3(b)也显示出2#反应器中硝酸盐氮的降解速率持续以高于1#空白的速率进行直至第300 min,反应结束时2个系统中硝酸盐氮去除速率分别为3.29 mg∙(L∙h)−1和6.96 mg∙(L∙h)−1,介体NQS的投加明显促进了硝酸盐氮的降解速率。2个反应器中硝态氮起始浓度分别为35.98 mg∙L−1和39.57 mg∙L−1,反应结束时硝态氮的浓度降为17.88 mg∙L−1和1.28 mg∙L−1,去除率分别为50.31%和96.77%,2#反应器中硝态氮去除率是空白的1.92倍。

    YIN等[13]也在研究不同氧化还原介体对反硝化脱氮性能影响的过程中,发现35 ℃时投加蒽醌(AQ)、2-甲基-1,4-萘醌(ME)、2-羟基-1,4-萘醌(LAW)3种介体,浓度分别为75、25、75 μmol∙L−1,相比空白实验,总氮去除率可分别提高了1.60、1.25、2.08倍,与本实验具有相似的脱氮效果。由此可见,投加NQS为解决冬季低温脱氮效果差的问题提供了新的思路。

    亚硝态氮的含量在2个反应器中的变化趋势差异明显,结果如图3(c)所示。2#亚硝态氮快速积累,经过30 min达到最大量,为39.78 mg∙L−1,因为在此阶段内,2#反应器中对应的硝态氮含量急剧下降,硝态氮被还原,导致亚硝态氮快速生成。随着反硝化脱氮的进行,亚硝态氮逐渐被还原,反应结束时仍剩余17.48 mg∙L−1的亚硝态氮。1#中亚硝态氮在缺氧阶段初期时少量增加后迅速下降,反应结束时没有亚硝态氮的积累。

    氧化还原介体对硝酸还原酶、亚硝酸还原酶活性影响的不平衡可能是亚硝酸盐氮积累的主要原因[13]。硝酸还原酶是一种氧化还原酶,可催化硝态氮还原成亚硝态氮,从而提高反硝化速率。YIN等[13]的研究表明,在空白系统中亚硝酸还原酶活性相比硝酸还原酶活性较高,亚硝酸还原酶将亚硝酸盐降解为NO或NH3,从而减少污水中亚硝态氮的积累;而ME的投加使硝酸还原酶活性增强了1.97倍,使硝态氮迅速转化为亚硝态氮,造成亚硝态氮的积累。因此,本实验中介体NQS很可能使硝酸还原酶活性提高,从而促进了亚硝态氮的生成过程。

  • 在低温(10±1) ℃条件下,反应系统中总磷、磷酸盐浓度随时间的变化结果如图4所示。由图4可以看出,随着反应时间的进行,总磷和磷酸盐的浓度先升高后下降,2#反应器对总磷、磷酸盐的去除效果优于1#

    在1#和2#反应器中的起始总磷浓度分别为15.36 mg∙L−1和14.29 mg∙L−1,经过厌氧释磷后磷浓度分别达到23.52 mg∙L−1和20.29 mg∙L−1,释磷量分别为8.16 mg∙L−1和6.00 mg∙L−1。厌氧反应结束后,通过蠕动泵抽入人工配置的硝酸盐废水形成缺氧条件,反应器中的DPAOs由厌氧释磷转变为缺氧吸磷。2个反应器以相同速率吸磷,直至150 min时,2#反应器开始以高于1#的速率进行反应,在结束时1#和2#反应器出水总磷已降至7.15 mg∙L−1和0.50 mg∙L−1,去除率分别达到了53.45%和96.50%,投加介体NQS反应器相对于空白对照提高了1.81倍。在缺氧吸磷阶段,1#和2#反应器中的总磷降解速率分别为1.49 mg∙(L∙h)−1和2.51 mg∙(L∙h)−1,这说明介体的投加对除磷具有很强的促进作用。磷酸盐浓度随时间的变化趋势与总磷变化一致,结果如图4(b)所示。1#和2#反应器中的磷酸盐的去除率分别为50.07%和97.32%,与空白对照相比,投加介体NQS反应器的除磷率提高了1.94倍。

    根据物料平衡计算,1#反应器中缺氧初始NO3-N和PO34-P分别为35.98 mg∙L−1和23.95 mg∙L−1,缺氧末端NO3-N和PO34-P分别为17.88 mg∙L−1和6.74 mg∙L−1,缺氧脱氮量/缺氧吸磷量为1.05,即吸收1 mg的PO34-P大约需要1.05 mg的NO3-N;2#反应器中缺氧初始NO3-N及PO34-P分别为39.57 mg∙L−1和20.52 mg∙L−1,缺氧末端NO3-N及PO34-P分别为1.28 mg∙L−1和0.38 mg∙L−1,缺氧脱氮量/缺氧吸磷量为1.90。可见,低温(10±1) ℃时,投加NQS的反应系统中反硝化除磷率是空白对照组的1.81倍。ZHOU等[14]利用A/O-SBR反应系统研究不同电子受体对DPAOs缺氧吸磷能力的影响时,验证了当NO3-N为电子受体且初始浓度为30 mg∙L−1时,反硝化除磷率是0.89,本实验中的空白对照结果略高于上述报道。

    在介体NQS的强化下,系统的反硝化除磷率明显增强。介体NQS促进低温污水反硝化除磷的原因可能是:醌类介体参与反硝化除磷过程的呼吸链,通过NADH脱氢酶和泛醌加速电子从NADH向硝酸还原酶的转移,从而增加反应效率[15]。醌类介体根据被氧化还原状态的程度分为氧化态醌、还原态氢醌和位于两者之间的半醌,DPAOs能利用NQS作为其电子传递链中的电子受体进行醌呼吸,将其还原成氢醌,氢醌又可被氧化成醌类将电子传递给电子受体NO3,电子在醌、半醌、氢醌之间的转移是完全可逆的,这种可持续的连续氧化还原循环加速了DPAOs反硝化除磷过程中的电子传递[5,16-17]。氧化还原反应速率与其活化能的大小密切相关,降低活化能会有效地促进反应的进行。DOS SANTOS等[18]研究发现,空白对照、蒽醌二磺酸钠(AQS)体系的反应活化能分别为27.9 kJ∙mol−1和22.9 kJ∙mol−1,AQS的添加使得反应活化能降低了1.2倍。由此可见,氧化还原介体可能降低了反应过程所需的活化能,从而加速DPAOs的代谢过程。

  • 定时取1#和2#反应器中的泥水混合物,测试样品中磷形态的迁移转化过程,其结果如图5图6所示。由图5可明显看出,各反应器中均以SRP和Fe-P居多,成为磷的主要赋存形态。

    在1#空白反应器中,SRP和Fe-P的含量波动较大,结果如图5所示。SRP在厌氧阶段被释放,浓度增高,在缺氧阶段被吸收,浓度不断减少,Fe-P的变化则相反。Ca-P、弱吸附-P在厌氧阶段的浓度略大于缺氧阶段,Org-P、Al-P则相反。随着反应的进行,SRP在厌氧阶段的0~60 min内迅速增加,浓度达到最大值45.61 mg∙L−1。在90 min时,SRP开始大幅度下降,直至反应结束降至0.62 mg∙L−1。而Fe-P在系统运行前期缓慢下降至12.13 mg∙L−1,从90 min时浓度才开始增加,直至反应结束浓度增加至40.67 mg∙L−1。pH对缺氧吸磷也会产生一定的影响作用,尤其当pH大于8时,污水中磷浓度会因为化学沉淀作用而大幅下降[19]。在1#反应器中,pH的升高十分迅速,在反应进行至120 min后,pH到达8.50且持续快速上升,直至反应结束,pH达到9.05,所以pH过大的环境导致污水中的磷酸盐主要与铁盐发生结合形成沉淀。Ca-P、Al-P与弱吸附-P的含量变化不大。Org-P在缺氧阶段浓度升高,说明缺氧阶段微生物细胞内也有一些聚磷的合成。

    图6可以看出,2#反应器中变化幅度最大的是SRP和Org-P。SRP在厌氧阶段浓度很高,缺氧阶段迅速下降,Org-P的变化则呈相反的趋势。Ca-P、Fe-P和弱吸附-P在厌氧阶段的含量大于缺氧阶段的含量,Al-P则相反。

    在厌氧阶段的0~60 min内释放磷,SRP迅速富集,60 min时浓度达到最大值,为35.78 mg∙L−1。在缺氧阶段前10 min时,SRP的剩余量骤降,直至反应结束降至0.33 mg∙L−1,这说明在缺氧阶段反应器中的SRP被微生物细胞吸收或在污泥中形成沉淀,从而导致其浓度下降。而Org-P的变化趋势与SRP恰恰相反,在厌氧反应的0~60 min内,Org-P含量从6.00 mg∙L−1降解到1.10 mg∙L−1,在90 min时Org-P迅速积累至28.01 mg∙L−1。在整个缺氧阶段,Org-P浓度呈现上升趋势,反应结束时浓度达到最高为51.09 mg∙L−1。在生物除磷过程中,Fe-P基本呈现出厌氧阶段减少,缺氧阶段略有升高,可能是由于缺氧阶段pH不断上升,导致少量的磷以与铁盐结合的方式赋存。随着反应的进行,Ca-P缓慢下降,Al-P波动不大,弱吸附-P在厌氧阶段含量较高,缺氧阶段下降至0.31 mg∙L−1

    聚羟基脂肪酸酯(PHA)是微生物在不平衡生长时细胞内储存能量、碳源的聚合物,反硝化除磷过程中积累聚磷与PHA的合成密切相关。厌氧时,DPAOs利用分解聚磷、部分糖原释放的能量来摄取有机物,并以储存PHA及糖原等的形式储存于细胞内;缺氧时,微生物进行氧化磷酸化作用,以体内储存的PHA及污水中可利用的有机物作为能源,供细菌生长、合成糖原及积累聚磷[20]。介体NQS的投加很可能使反应器中的PHA含量远远大于空白对照组中的含量。在2#反应器中,厌氧条件下合成的PHA越多,缺氧条件下降解的PHA越多,即有机磷合成量越大,生物除磷的效果越好[21-22]

    综上所述,介体NQS防止了磷酸盐以沉淀的形式在水中去除,促进了水中磷酸盐向有机磷的转化,进而为微生物生长代谢提供能量,达到了出水磷浓度低、除磷效率高、无需通过排泥除磷的效果。

  • 1)在缺氧阶段,1#和2#反应器中总氮降解速率分别为4.82 mg∙(L∙h)−1和6.96 mg∙(L∙h)−1,总磷降解速率分别为1.49 mg∙(L∙h)−1和2.51 mg∙(L∙h)−1,低温时介体NQS使总氮、总磷去除速率大幅度提高。

    2)在1#反应器中,缺氧脱氮量/缺氧吸磷量为1.05;在2#反应器中,缺氧脱氮量/缺氧吸磷量为1.90。在低温(10±1) ℃时,介体NQS使系统的反硝化除磷率明显增强。

    3)在磷形态的迁移转化过程中,介体NQS使污泥中更多的磷酸盐以有机磷的形式赋存,更有利于生物除磷。

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