高氨氮廢水生物脫氮處理過程中, 生化反應(yīng)基質(zhì)底物(FA)對硝化反應(yīng)具有抑制作用, 其抑制原理在于：硝化反應(yīng)主要涉及兩種菌屬, 即氨氧化菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化菌(NOB), FA既是氨氧化反應(yīng)的基質(zhì), 同時也是亞硝酸鹽氧化反應(yīng)的抑制劑, 對AOB和NOB均存在抑制作用.有研究表明, FA對AOB的初始抑制濃度為10~150 mg·L-1, 而對NOB的初始抑制濃度為0.1~1.0 mg·L-1.相較于AOB, NOB對FA的抑制作用更加明顯.當(dāng)AOB活性嚴重受抑制時, 系統(tǒng)硝化反應(yīng)停止.
水中的氨氮, 大部分以氨離子(NH4+)和FA的狀態(tài)存在, 兩者保持平衡, 平衡關(guān)系為：
這一關(guān)系受pH值的影響, 當(dāng)pH升高, 平衡向右移動, FA所占比例增大, 當(dāng)pH降低, 平衡向左移動, NH4+比例增大.張亮等[6]的研究認為在常溫(20℃)下, 當(dāng)pH=7時, FA約占氨氮的1%, 在pH=8時, 占氨氮的10%.城市污水處理廠的進水氨氮(NH4+-N)濃度范圍在50 mg·L-1左右且pH值接近中性, 因此, FA濃度較低, 硝化細菌基本未被抑制.高氨氮廢水(消化污泥脫水液、垃圾滲濾液等), NH4+-N濃度和pH值較高, 硝化細菌易受到FA的抑制.溫度對微生物的生長也具有重要影響, 溫度過高或過低, 均影響硝化菌的活性, 從而降低硝化速率.溫度過低水中的FA濃度降低, 從而影響AOB對FA的降解速率.溫度過高AOB中蛋白質(zhì)受熱易變性失去活性, 引起酶反應(yīng)速率下降, 從而導(dǎo)致AOB對FA的降解速率下降. Hellinga等指出[8], 當(dāng)溫度介于5~12℃時, NOB的最大比生長速率大于AOB.當(dāng)溫度介于12~40℃時, AOB的最大比生長速率大于NOB的最大比生長速率.因此, 在一定范圍內(nèi)升高溫度可以增大NOB和AOB在生長速率上的差距.
目前國內(nèi)外的研究主要報道高氨氮廢水短程硝化中FA的抑制作用, 針對高氨氮廢水中氨逃逸現(xiàn)象報道較少.盧剛等[20]對模擬含氨廢水采用循環(huán)顆粒污泥床短程硝化污泥反應(yīng)器的研究發(fā)現(xiàn), 通過對生化反應(yīng)器氮素平衡核算, 反應(yīng)器氨氧化過程中存在明顯的氮損失現(xiàn)象, 認為氨逃逸是導(dǎo)致曝氣過程中氮損失的主要原因，因此本文通過試驗考察了不同F(xiàn)A濃度梯度下的氨逃逸規(guī)律.
1 材料與方法 1.1 試驗裝置及運行方式
試驗采用有效容積為5 L的SBR反應(yīng)器, 其運行方式：瞬時進水(1 min), 硝化反應(yīng)(4 h), 缺氧攪拌反硝化(投加乙醇作為碳源), 靜置沉淀、排水(5 min).硝化過程中溶解氧(DO)控制在2.5~3.0 mg·L-1范圍, 反硝化時間采用pH值實時控制.
1.2 試驗用水、接種污泥及水質(zhì)分析項目
為排除其他微生物的干擾, 試驗用水采用以去離子水為原水的人工模擬廢水, 其水質(zhì)特性見表 1.
表 1 模擬廢水水質(zhì)特性1)
試驗接種污泥取自本實驗室已實現(xiàn)短程硝化的活性污泥(亞硝態(tài)氮的積累率為99.6%).試驗過程中, 從反應(yīng)器中取出一定體積泥水混合液, 定性濾紙過濾后測定各項水質(zhì)指標(biāo).化學(xué)需氧量(COD)、NH4+-N、硝態(tài)氮(NO3--N)、NO2--N、混合液懸浮固體濃度(MLSS)及混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)均采用國家規(guī)定的標(biāo)準(zhǔn)方法[22]. pH值、DO和溫度采用WTW-Multi3420測定.
1.3 試驗方案
游離氨(FA)一般采用下式進行計算[4]：
式中, SFA為游離氨質(zhì)量濃度, mg·L-1; SNH4+-N為氨氮質(zhì)量濃度, mg·L-1; T為溫度, ℃.
本文通過批次試驗, 采用SBR反應(yīng)器, 以短程硝化污泥為研究對象, 通過設(shè)定不同初始NH4+-N濃度, pH值和溫度, 以獲得不同F(xiàn)A濃度梯度, 運行條件見表 2, 基于考察SBR系統(tǒng)活性污泥的硝化性能、總氮損失的基礎(chǔ)上, 研究FA濃度對氨逃逸的影響, 最終建立FA和氨逃逸速率的相關(guān)規(guī)律.需要說明的是：為減少試驗誤差, 即每一FA濃度下進行3次平行試驗, 試驗數(shù)據(jù)取3組平行試驗平均.
表 2 SBR反應(yīng)器運行條件
2 結(jié)果與討論 2.1 FA對SBR系統(tǒng)NH4+-N去除的影響
圖 1為不同F(xiàn)A濃度條件下, 曝氣開始、結(jié)束時, NH4+-N濃度、去除量及去除率(ARE)變化規(guī)律.為了提高進水FA濃度, 試驗過程中, 人為增加進水NH4+-N濃度(28.8 mg·L-11 443.0 mg·L-1)、溫度(20℃36.5℃)以及pH(7.58.66)值.隨著運行周期的增加, 曝氣開始和結(jié)束時NH4+-N濃度均呈現(xiàn)增加的趨勢[圖 1(a)].這是由于相同硝化反應(yīng)時間內(nèi)隨著進水NH4+-N濃度增加導(dǎo)致曝氣結(jié)束時NH4+-N未反應(yīng)完全.從圖 1(b)可以看出, 隨著FA濃度的增加, NH4+-N去除量同時逐漸增加.在FA濃度逐漸增加的整個過程中, NH4+-N去除率隨著FA濃度的升高而下降, 當(dāng)FA濃度增加到10 mg·L-1時, NH4+-N去除率開始下降.表明FA對AOB的活性開始產(chǎn)生抑制, 而文獻資料報道[4], 能夠抑制AOB的FA濃度的抑制范圍是10~150 mg·L-1, 因此支持本現(xiàn)象.不同F(xiàn)A濃度條件下, 去除率(ARE)變化顯著, 表明FA濃度對ARE產(chǎn)生顯著影響, 且具有明顯的分段現(xiàn)象.當(dāng)0.6 mg·L-1≤FA≤143.5 mg·L-1時, 兩者相關(guān)性符合線性關(guān)系, 可通過擬合直線方程y=-0.5x+85.5來表示, 隨著FA濃度的增加, ARE快速下降.當(dāng)143.5 mg·L-1≤FA≤681.1 mg·L-1時, 兩者相關(guān)性也可通過擬合的直線方程y=-0.01x+21.3來表示, 此時隨著FA濃度增加, ARE處于略微降低的趨勢, 其平均值為17.1%.此時硝化開始的FA濃度已遠遠超過FA對AOB和NOB的初始抑制濃度, 即AOB活性受到嚴重抑制.
圖 1 不同F(xiàn)A濃度條件下, 系統(tǒng)內(nèi)NH4+-N的去除特性
2.2 FA對氨氧化過程NO2--N產(chǎn)生量的影響
亞硝態(tài)氮是氨氧化菌氧化氨氮的主要產(chǎn)物, 是衡量短程硝化的主要指標(biāo).由圖 2(a)可以看出, 硝化結(jié)束時, NO2--N作為主要的硝化產(chǎn)物, NO3--N濃度始終低于0.5 mg·L-1, 因此, 短程硝化是本試驗中氨氧化的主導(dǎo)反應(yīng).基于NO2--N濃度的變化趨勢可以看出, 隨著反應(yīng)的進行, NO2--N產(chǎn)生量呈現(xiàn)出先增加后降低的變化規(guī)律, 即19.4 mg·L-1(第1周期)110.2 mg·L-1(第6周期)0.1 mg·L-1(第15周期).
圖 2 系統(tǒng)NO2--N產(chǎn)生量變化規(guī)律
圖 2(b)反映了FA對氨氧化過程NO2--N產(chǎn)生量的影響.可以看出, 當(dāng)0.60 mg·L-1
2.3 FA對系統(tǒng)TN損失的影響
TN為衡量硝化反應(yīng)過程氮轉(zhuǎn)化途徑的重要指標(biāo), 圖 3表明系統(tǒng)進、出水TN濃度變化情況.整個試驗過程中, 系統(tǒng)進、出水TN濃度由于進水氨氮濃度的增加而增加.此外, 總氮損失量(進、出水TN差值)從第1周期的9.4 mg·L-1增加到第15周期的269.7 mg·L-1.綜合圖 2和圖 3, 可以清楚地反映出, 在第15周期時AOB的活性幾乎受到完全抑制, 此時可以確定系統(tǒng)NH4+-N的去除主要由FA逃逸導(dǎo)致.
圖 3 不同F(xiàn)A條件下, 系統(tǒng)TN的轉(zhuǎn)化規(guī)律
2.4 FA對氨逃逸的影響
目前關(guān)于氨逃逸速率(FEV)測定主要有兩種方法：①在生物反應(yīng)器中直接加入一定量的解偶聯(lián)劑(2, 4-二硝基酚)以抑制微生物反應(yīng), 測定無生物反應(yīng)影響下的氨逃逸量與時間的關(guān)系; ②在相同試驗條件下, 在無生物的反應(yīng)器中直接加入水和NH4+-N在同等T、曝氣等條件測定氨逃逸量與時間的關(guān)系.本試驗采用方法②測定氨逃逸速率.具體如下：本試驗基于無活性反應(yīng)器試驗獲得, 選取與試驗過程相同的SBR反應(yīng)器, 在設(shè)定相同的FA濃度、曝氣強度、進水NH4+-N濃度、溫度、pH以及配水等條件下, 測定無微生物反應(yīng)時系統(tǒng)不同曝氣時間下的NH4+-N濃度與曝氣時間的關(guān)系, 通過線性回歸分析, 求得不同F(xiàn)A濃度下NH3的逃逸速率.
圖 4描述了FA對FEV的影響.將FA分段, 可以通過線性正相關(guān)清楚地描述FA濃度對FEV的影響程度(表 3).可以看出：不同F(xiàn)A濃度條件下, FEV變化顯著, 表明FA濃度對FEV產(chǎn)生顯著的影響.當(dāng)0.62 mg·L-1≤FA≤7.7 mg·L-1時, 由于FA濃度較低, FA對FEV幾乎不產(chǎn)生影響, 即可認為此FA濃度階段不發(fā)生氨逃逸; 當(dāng)7.7 mg·L-1≤FA≤226.6 mg·L-1時, 隨著FA濃度的增大, FEV增長較緩慢, 且兩者相關(guān)性符合線性關(guān)系, 可通過擬合直線方程y=0.035x+0.78來表示[當(dāng)FA=226.6 mg·L-1時, FEV=7.58 mg·(L·h)-1].當(dāng)226.6 mg·L-1≤FA≤711.8 mg·L-1時, 隨著FA濃度的增大, FEV增長較塊, 兩者的相關(guān)性可通過擬合直線方程y=0.112x-18.6來表示[當(dāng)FA=711.8 mg·L-1時, FEV=65.9 mg·(L·h)-1].
圖 4 FA對FEV的影響
表 3 FA濃度對FEV的影響
3 結(jié)論
(1) 隨著運行周期FA濃度的增加(0.6 mg·L-1681.1 mg·L-1), NH4+-N去除量逐漸增加(28.8 mg·L-1269.8 mg·L-1), 當(dāng)FA>10 mg·L-1時, NH4+-N去除率隨著FA濃度的升高開始下降, 表明在此濃度下AOB的活性逐漸被抑制.具體參見污水寶商城資料或http://www.xhxdt.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
(2) 基于Edwards動力學(xué)模型, 可以從動力學(xué)角度描述FA對NO2--N產(chǎn)生量的影響, 通過對試驗數(shù)據(jù)的非線性擬合, 當(dāng)FA=42.6 mg·L-1時, NO2--N產(chǎn)生量最大, 然后逐漸降低, 當(dāng)FA濃度達到681.1 mg·L-1時系統(tǒng)的NO2--N產(chǎn)生量僅為0.1 mg·L-1, 表明在此FA濃度條件下, AOB活性幾乎受到完全抑制.
(3) 各運行周期總氮(TN)損失量隨著FA濃度逐漸增加而增加.在較高FA濃度(FA>226.6 mg·L-1)條件下, 系統(tǒng)中NH4+-N以游離氨形式被吹脫出去, 其逃逸速率與FA濃度呈正相關(guān), 且存在明顯的分段現(xiàn)象, 因此FA濃度是影響氨逃逸量的最主要因素之一.
