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。
  • 我国是抗生素生产和使用大国,抗生素产量约占全球总产量的20%~30%[1]。与此同时,会产生大量的抗生素菌渣,据统计,我国每年菌渣总产量高达2×106 t[2]。此外,新鲜的菌渣含水率高达90%以上,极易腐败发臭,其中残留的抗生素会造成水土环境的污染,加剧细菌耐药性,危害人群健康[3-4]

    目前,抗生素菌渣的处理处置技术主要包括焚烧、填埋和堆肥等[5]。2021年新版《国家危险废物名录》[6]禁止将菌渣作为肥料和饲料的添加剂。因此,寻找适合的菌渣处理处置方法是亟待解决的问题。厌氧消化是一种可将高有机质废弃物资源化利用的处理方式。经过厌氧消化后的沼渣不再具有生物毒性,可进一步被处理加工成高品质的肥料。因此,菌渣的厌氧消化处理更能实现其减量化、资源化和无害化[7-8]。含固率(TS)对系统内pH、挥发性脂肪酸(VFAs)、氨氮、微生物群落结构及抗生素抗性基因都有一定的影响[9-10],是厌氧消化的重要影响因素。PELLERA等[11]研究表明,不同底物的TS对厌氧发酵进程有较大影响。近年来,针对TS对污泥、粪便、秸秆以及厨余垃圾厌氧消化影响的研究已相对广泛[12-13],但针对TS对抗生素菌渣厌氧消化影响的研究相对较少。

    邹书娟等[14]的研究表明,菌渣中挥发分含量较高,主要以C、O、N和H为主,含有蛋白质和糖类等化合物。土霉素具有广谱性,在医疗和动物养殖方面均有较为广泛的应用[15],故本研究以土霉素菌渣为研究对象。研究TS对土霉素菌渣厌氧消化系统稳定性以及残留抗生素去除的影响,并对最佳TS下系统优势菌群进行分析。以期为抗生素菌渣的减量化、资源化和无害化处理提供参考。

    厌氧接种污泥取自河北省石家庄某制药废水处理厂的厌氧反应器,对其进行为期20 d的活化培养,然后加入实验所用的土霉素菌渣进行10 d左右的驯化。土霉素菌渣取自河北省石家庄市某制药厂。将高压板框压滤之后的土霉素菌渣经过破碎机粉碎过100目的筛子后备用。厌氧污泥及土霉素菌渣初始理化性质见表1

    表 1  厌氧污泥及土霉素菌渣初始理化性质
    Table 1.  Initial physical and chemical property of anaerobic sludge and oxytetracycline residue
    供试样品pHTSVSSCOD/(mg·L−1)氨氮/(mg·L−1)土霉素残留/(mg·kg−1)
    厌氧污泥6.4~7.22.65%1.12%2.33
    土霉素菌渣2.3-2.846.5%36.75%787.6721.032 106.47
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    实验设置5组不同的含固率(4%、8%、12%、16%和20%),每组设置3个平行。实验装置为自动甲烷潜力测试系统(Automatic Methane Potential Test System),该系统包括3个部分,厌氧消化发生单元、CO2吸收单元以及气体测量设备。厌氧消化发生单元包括15个厌氧反应器,每个反应器容积为500 mL,设置有效容积为400 mL。在每个反应器内加入240 mL经过培养驯化的污泥,根据设置好的TS加入相应体积的土霉素菌渣和蒸馏水,以加入相同体积接种物的反应作为空白处理(CK)。用0.1 mol·L−1的NaOH和HCl将初始消化液的pH调节至6.8~7.2。实验开始前充入2~3 min的氮气以排出反应装置中的空气,所有反应器的温度均控制在(35±1) ℃。每2 d取其上清液,用作理化性质的检测,直到反应结束,另取结束后的样品,对其中残留土霉素的质量浓度进行检测。

    菌渣的TS和VS采用重量法测定;pH采用自动电位滴定仪测定(PHS-2F,上海仪电科学仪器股份有限公司);产气量由产甲烷潜力测试系统记录(AMPTSⅠ,北京碧普华瑞环境技术有限公司)(实际产气量扣除空白组的产气量)。将所有样品高速离心(8 000 r·min−1、10 min),取上清液过0.25 μm滤膜,对所得滤液进行氨氮、化学需氧量(COD)和VFAs的测定。氨氮采用纳氏试剂法,紫外分光光度计测定(UV-5100,上海元析仪器有限公司);SCOD和TCOD采用重铬酸钾法,快速消解分光光度计测定(5B-3B(V8),北京连华永兴科技发展有限公司);VFAs采用气相色谱法测定(GC7900/氢火焰检测器,上海天美科学仪器有限公司);土霉素残留采用液相色谱法测定(LCMS8050,日本岛津公司)。

    产气情况反映系统内微生物对有机物的利用情况以及厌氧消化的进程,是衡量厌氧消化系统性能的关键因素之一[16]。不同TS下累积产气量和日产气量变化规律见图1

    图 1  不同TS厌氧消化系统内累积产气量和日产气量变化
    Figure 1.  Variation curves of cumulative gas production and daily gas production in anaerobic digestion systems with different TS

    图1(a)可看出,当TS为8%时,累计产气量最大。但单位VS产气量(以每gVS计)分别为101.87、78.56、40.22、29.81和26.36 mL·g−1,产气效率随TS的增加而降低,这与杨祎楠等[17]的研究结果相似。尽管当TS为8%时累积产气量最大,但其有机物的利用率较TS为4%时降低了22.3%。

    图1(b)可以看出,反应开始时,日产气量迅速增加,在4 d之内达到第1个产气高峰,经过一段时间的产气迟滞后,逐渐上升达到第2个产气峰值。这可能是因为,在反应前期有机物的含量较高,反应开始前系统的pH设定为厌氧微生物适宜生存的范围,微生物代谢速率快。刘中军等[18]的研究表明,微生物在活性较高的情况下会加快水解酸化的进程。在产甲烷的同时,CO2和H2等非甲烷气体的产量也随之增加,故导致反应前期日产气量达到峰值。随着反应的进行,可能由于VFAs的积累、氨氮抑制以及残留抗生素的毒害作用等原因,使产甲烷菌的活性受到了不同程度的抑制,故导致TS分别为8%、12%、16%和20%的反应组均出现了较长的产气迟滞,且TS越大迟滞期越长。5个TS下的第2个产气高峰出现的时间分别为第10、28、36、42和46 d,峰值随TS的增加而增大。王乐乐等[19]的研究表明,高TS的反应由于发酵液黏度高,气­固­液传质过程受阻碍,在发酵后期仍保持较高的甲烷产量,这与本研究结果相似。

    尽管高TS的反应体系在发酵后期仍具有较高的产气潜力,但其存在产气迟滞的现象,且随TS的增加迟滞期越长。因此,综合考虑产气效率、有机物利用效率以及发酵周期等因素,在有限的时间内,TS大于8%时产气优势无太大差别。

    厌氧消化处理是依靠系统内的产酸菌和产甲烷菌共同作用的结果,微生物的生长与环境条件的关系非常密切。在消化过程中,水解酸化菌分解有机物生成大量的VFAs。同时,含氮大分子逐渐分解,产生大量的氨氮[20]。体系内稳定的环境是依靠消化过程中产生的弱酸、弱碱共同作用的结果。因此,pH、氨氮以及VFAs的变化是考察系统稳定性的重要因素[21],其在不同TS下的变化见图2图3

    图 2  不同TS厌氧消化系统内pH和氨氮的变化
    Figure 2.  Changes of pH value and ammonia nitrogen in anaerobic digestion system of different TS
    图 3  不同TS厌氧消化系统内VFAs的变化
    Figure 3.  Changes of VFAs in different TS anaerobic digestion systems

    图2(a)为pH的变化,5组反应体系初始pH均设置在6.8~7.2之间。随着反应的进行,pH开始下降,在6.0~6.5范围内维持一段时间后开始回升,最后稳定在6.7~7.7之间。但值得注意的是,TS为4%和8%的2组反应分别在第2 d和第4 d出现最低值后迅速上升,而其他3组反应随着TS的增加,在低pH范围内维持的时间变长。产生这一现象的原因可能是,在反应前期,水解酸化菌分解有机物,生成大量的有机酸,故导致pH下降。而大多数产甲烷菌适宜的pH为6.8~7.2,在较低pH下其活性不高,代谢速率缓慢,使得VFAs大量积累[22]。但由于菌渣中含氮大分子逐渐分解,产生大量的氨氮,为体系内提供部分碱度,与产生的酸共同作用,使pH逐渐回升,厌氧消化系统也逐渐趋于稳定[23]

    研究表明,当系统内产生氨氮浓度过高时,反而会对厌氧消化系统产生抑制作用。由图2(b)可以看出,5组反应的氨氮浓度在短时间内都迅速上升。各组反应的最大氨氮浓度随着TS的增加而增加,分别为734.07、2202.69、2915.22、4178.25和4559.77 mL·g−1。JIANG等[24]的研究表明,当氨氮浓度大于3 000 mg·L−1时,会使50%的产甲烷菌失去活性;徐颂等[23]的研究表明,当氨氮浓度大于1 000 mg·L−1时,产甲烷过程就受到了抑制。根据图1(b)中产气特征可发现,TS为12%的反应氨氮浓度整体水平在2 000~3 000 mg·L−1。此时系统由于产生了抑制作用,故导致产气迟滞期相对较长。这与JIANG等[24]和徐颂等[23]的研究中氨氮抑制的限值不同。产生这一现象的原因可能是,氨氮抑制限值受底物的影响较大,菌渣和粪便等物质氮含量较高,在进行厌氧消化时更易受到氨氮的抑制作用。

    厌氧消化过程中有机物水解产生的VFAs是产甲烷菌的主要碳源。由图3可知,VFAs浓度随着TS的增加而增加。TS为4%和8%的2组反应在初期VFAs的浓度达到最大值,而其他3组反应VFAs在反应前期大量积累,当反应进行到20 d左右时才达到峰值。这与图1(b)中出现的产气迟滞现象以及图2(a)中低pH维持的时间相对应。VFAs的这一变化可能是由于,在反应前期,水解酸化菌分解有机物生成大量有机酸,但由于该阶段氨氮的积累、pH的下降,造成产甲烷菌的数量不多且活性不高,产气出现迟滞现象,故导致VFAs的消耗速率小于其水解生成速率,使其大量积累[25]。随着反应的进行,系统逐渐恢复相对的稳定,产甲烷菌的活性也逐渐恢复,VFAs的消耗速率大于其水解速率,浓度逐渐降低。由产气特征和pH变化可发现,当TS大于8%、VFAs的浓度大于4 000 mg·L−1时,会对厌氧消化系统产生抑制作用。

    综上所述,土霉素菌渣厌氧消化系统中氨氮浓度和VFAs的限制分别为2 000和4 000 mg·L−1,这与孟晓山等[26]的研究结果相似。这说明,在土霉素厌氧消化体系内,当TS大于8%时,系统稳定性较差,开始产生抑制作用。而且,VFAs和氨氮的浓度随TS的增加不断增加,抑制作用不断增强。

    不同TS下系统内SCOD和反应前后TCOD的变化以及TCOD的去除率见图4。从图4(a)中可以看出,随着反应的进行,体系内SCOD逐渐升高。TS为4%、8%和12%的3组反应进行到22 d左右时,体系内SCOD达到最大,然后呈下降趋势后趋于稳定。而TS为16%和20%的2组反应体系内SCOD出现2个峰值,在第2个峰值出现后,SCOD一直呈下降趋势。这说明,在发酵后期,TS大的反应仍具有良好的产气性能,但由于系统内出现了明显的抑制现象,造成了产气迟滞,所以有机物利用效率并不高。

    图 4  不同TS厌氧消化系统内SCOD和TCOD的变化
    Figure 4.  Changes of SCOD and TCOD in different TS anaerobic digestion systems

    初始反应体系内的有机物包括2种形式,一种是溶解性的有机物,可以被产酸菌直接利用;另一种是不溶性的有机物,这部分有机物首先要经过水解菌的作用逐渐水解为可溶性的有机物才能进一步被酸化菌利用进而产生VFAs[21]。周富春[27]的研究表明,水解酸化阶段产生的VFAs使消化体系pH较低,导致产甲烷菌的活性不高,有机物水解的速率大于消耗速率,造成可溶性有机物的积累,SCOD逐渐升高。随着系统的逐渐稳定,产甲烷菌活性恢复,有机物的消耗速率大于水解速率,SCOD开始逐渐下降最终达到平稳,与上述pH的变化及产气迟滞现象相对应。

    此外,TCOD的去除率可以体现底物在厌氧消化系统内降解的情况。由图4(b)可知,5组反应中TCOD的去除率分别为90.03%、79.72%、63.15%、56.69%和51.13%,随TS的增加而降低。张涛[28]、高妍[29]的研究表明,COD的去除率随着负荷的升高而降低,而TS的增加意味着反应体系负荷也随之增加,导致TCOD的去除率逐渐降低。

    抗生素菌渣危害性主要包括2方面:一是其有机物含量高;另一方面主要是含有大量残留的抗生素,其进入到环境中会导致微生物产生耐药性,进而威胁到人群健康[4]。土霉素是一种典型的生物抑制药物,当其质量浓度过高时会对厌氧消化系统产生中度甚至重度的抑制作用[30-31]。经检测,土霉素菌渣中残留的土霉素为2 106.47 mg·kg−1。5组反应前后系统内土霉素的质量浓度及其去除效率见表2

    表 2  不同含固率下厌氧消化系统土霉素残留及其去除率变化
    Table 2.  Residual oxytetracycline content and its removal rate in anaerobic digestion system with different solid content
    含固率初始土霉素的质量浓度/(mg·L−1)结束后土霉素的质量浓度/(mg·L−1)去除率
    4%110.5611.2289.85%
    8%219.7737.1087.29%
    12%472.50123.4573.87%
    16%654.39131.4579.91%
    20%835.38269.2167.78%
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    表2可以看出,随着TS的增大,系统内土霉素的质量浓度也相应增加。经过厌氧消化反应后,TS为4%和8%的反应残留土霉素分别降低了89.85%和87.29%,而另外3组反应残留土霉素的去除率均小于80%。对比5组实验的产气特征、产气效率以及有机物去除效率可知,残留的土霉素对厌氧菌有毒害作用,会抑制厌氧菌的活性,从而导致系统产气效率和有机物的去除效率降低,会出现产气迟滞现象。而且,随着土霉素质量浓度的增加,这些现象愈发明显,这一结果与朱晓磊[32]和SHI等[33]的研究结果一致。综合考虑5组反应过程中系统内各指标的变化发现,当系统含固率为4%和8%时,土霉素对系统的毒害作用较小,系统也比较稳定。而且,残留土霉素的去除率可达85%以上,可基本实现土霉素菌渣的资源化利用和无害化处理。

    综合比较VS产气效率、有机物降解率以及残留土霉素去除率可知,TS为4%的反应在各方面均优于其他组,故对其体系内微生物群落结构进行了分析,结果如图5所示。

    图 5  TS为4%时体系内微生物群落结构
    Figure 5.  The microbial community structure in TS 4% system

    系统内微生物主要包括水解酸化细菌和产甲烷古菌,细菌在微生物中所占的比例要远高于古菌[34]。由图5(a)可知,在反应初始阶段,细菌和古菌在微生物中所占比例分别为90.32%和5.53%。细菌中的优势微生物在门水平上主要包括放线菌门(Actinobacteria)、变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)和绿弯菌门(Chloroflexi),其相对丰度分别为59.74%、13.34%、4.64%和4.14%。古菌中的优势微生物在门、纲、目、科水平上分别为广古菌门(Euryarchaeota)、甲烷微菌纲(Methanomicrobia)、甲烷八叠球菌目(Methanosarcinales)下的甲烷鬓菌科(Methanosaetaceae)和甲烷八叠球菌科(Methanosarcinaceae)。其相对丰度分别为5.46%、5.35%、5.03%、3.89%和1.11%。在反应结束阶段,古菌所占比例有所提高,如图5(b)所示,其丰度达到17.98%。而且,与反应初始阶段相比,水解酸化细菌的群落结构分布相对均匀,主要包括Chloroflexi、Proteobacteria、厚壁菌门(Firmicutes)、Actinobacteria和Bacteroidetes,其相对丰度分别为24.25%、15.94%、11.80%、6.42%和4.60%。在古菌中门、纲、目水平上的优势菌群与反应初始阶段相同,但在科水平上Methanosarcinaceae的相对丰度要大于Methanosaetaceae,达到15.47%。

    研究表明,Actinobacteria、Proteobacteria和Chloroflexi都可水解有机物,并且均以乙酸为主要产物。Actinobacteria的部分菌属还可以产生丙酸;Proteobacteria可利用的物质包括葡萄糖、丙酸盐、丁酸盐等小分子化合物等[35-36];Chloroflexi对单糖和多糖都具有降解能力,还可以分解由Bacteroidetes、Proteobacteria和Firmicutes水解产生的葡萄糖和可溶性小分子有机物,产生乙酸和氢气[37]。在产甲烷古菌中Methanosarcinales可利用的底物较广泛,能将乙酸、甲醇、三甲胺和CO2等物质转化成CH4[38],但Methanosaetaceae中的甲烷鬃菌属(Methanosaeta)是目前已知的唯一以乙酸为底物的产甲烷菌属[39]。因此,可推测土霉素菌渣的厌氧发酵以乙酸型发酵为主。

    1)当TS大于8%时,氨氮浓度大于2 000 mg·L−1、VFAs大于4 000 mg·L−1,对厌氧消化系统产生了抑制作用。此外加上土霉素对微生物的毒害作用,导致系统出现产气迟滞现象。VS产气效率、有机物去除效率和残留土霉素的去除效率均随TS的增加而降低。因此,在有限的时间内TS大于10%并不利于菌渣的厌氧消化。

    2) TS为4%和8%的反应在系统的稳定性、有机物降解率和残留土霉素的去除效率方面有良好的效果,但TS为8%的反应有机物利用效率比4%的反应降低了22.3%。因此,TS为4%的反应在各方面均优于其他组,更能实现菌渣的减量化、资源化和无害化处理。

    3)最佳反应体系内水解酸化的优势菌群包括Actinobacteria、Proteobacteria、Bacteroidetes、Chloroflexi和Firmicutes,产甲烷菌的优势菌群主要包括Methanosarcinaceae和Methanosaetaceae,土霉素菌渣的厌氧发酵以乙酸型发酵为主。

  • 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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