厌氧氨氧化工艺是迄今为止最有前景的脱氮过程之一.近年来, 海洋环境中的厌氧氨氧化菌备受瞩目.它们的发现对研究海洋生态学和海洋氮元素生物地球化学循环有着重要的意义.国内外研究者陆续在海洋沉积物中发现厌氧氨氧化反应, 并在自然界的氮循环发挥着重要的作用.此外, 较高的盐度对常规脱氮微生物的生理活性非常不利, 从而限制了其脱氮效能的发挥.海洋厌氧氨氧化菌来自于海洋环境中, 能够耐受较高的盐度.因此, 在高盐度废水的脱氮处理方面有着良好的应用前景.
然而, 制约海洋厌氧氨氧化菌稳定运行的因素有很多, 有机物、重金属、温度、pH冲击、氟化物、硫化物、磷酸盐等都会影响其脱氮效能. pH能够直接影响微生物的生长以及酶的活性. pH冲击可能会影响有毒物质游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)的浓度, 从而影响海洋厌氧氨氧化活性.有研究者报道, 在厌氧氨氧化脱氮稳定运行的状态下, pH可以高达8.5~9.3或者9.3~9.5, 甚至在pH为6.5时也可以保持稳定.然而Fux等的研究结果认为, 利用流化床反应器, 当pH为9.3时, 厌氧氨氧化菌的活性被完全抑制.这些研究结果的不同都与反应器内污泥结构、微生物种群、进水特点以及实验的运行条件有关.一直以来, FA和FNA被认为是引起抑制作用的主要因素, 然而近几年来有报道称, 当FA的浓度低于17 mg·L-1时, 其并不是主要的抑制因素.除了影响因素外, 动力学模型作为调控脱氮工艺过程的重要工具, 利用其探讨海洋厌氧氨氧化脱氮特性可以给予重要的帮助.
鉴于当前pH冲击对海洋厌氧氨氧化的影响作用尚不清楚, 并且适用于海洋厌氧氨氧化反应器的动力学模型更是鲜有报道, 本实验主要分析讨论了pH冲击对海洋厌氧氨氧化菌处理含海水污水的脱氮过程, 并利用动力学模型分析了pH冲击条件下, 海洋厌氧氨氧化菌处理含海水污水脱氮特性.本研究对于了解海洋厌氧氨氧化菌的脱氮过程具有重要的帮助, 并为海洋厌氧氨氧化脱氮工艺提供可靠的理论依据.
1 材料与方法1.1 实验装置
本研究采用ASBR反应器(如图 1), 其有效容积为7 L, 系有机玻璃制成.反应器内的温度通过温控箱控制在25℃, 整个反应器用锡纸包裹, 防止光对海洋厌氧氨氧化菌活性的影响.反应区内悬挂无纺滤布作为海洋厌氧氨氧化菌的生物膜载体, 且置有电动搅拌器, 反应器内污泥主要以红色颗粒为主.实验采用人工配制的模拟废水, 经高纯氮气吹脱15 min, 消除溶解氧的影响, 再从反应器下部进水口通过流动泵进水.运行一个周期包括进水4 min, 反应6 h, 静置25 min, 出水4 min.
图 1 海洋厌氧氨氧化反应器
1.2 实验用水
实验所用海水取自胶州湾(黄海北部), 平均盐度为32‰, 经人工配制成模拟废水, 其主要成分为：29 mg·L-1 KH2PO4, 136 mg·L-1 CaCl2, 1 200 mg·L-1 KHCO3, 300 mg·L-1 MgSO4·7H2O.同时投加微生物所需的微量元素, 微量元素Ⅰ：EDTA 5 000 mg·L-1, FeSO4·7H2O 5 000 mg·L-1, 微量元素Ⅱ：EDTA 15 000 mg·L-1, H3BO311 mg·L-1, MnCl2·4H2O 990 mg·L-1, CuSO4·5H2O 250 mg·L-1, ZnSO4·7H2O 430 mg·L-1, NiCl2·6H2O 190 mg·L-1, Na2MoO4·2H2O 220 mg·L-1, CoCl2·6H2O 240 mg·L-1, NaSeO4·10H2O 210 mg·L-1. NH4+-N和NO2--N分别用NH4Cl和NaNO2提供, 进水NH4+-N和NO2--N的浓度设定为80 mg·L-1和105.6 mg·L-1.
1.3 分析方法
NH4+-N：纳氏试剂比色法; NO2--N：N-(1-萘基)-乙二胺光度法; NO3--N：麝香草酚分光光度法; pH值：WTW pH/Oxi 340i;温度：水银温度计; 紫外/可见光分光光度计：UV-5200.总氮容积负荷(NLR)根据进水氨氮浓度与HRT关系得到, 氨氮去除负荷(NRR)根据进、出水氨氮浓度与HRT关系得到, 氨氮去除率(NRE)根据进、出水氨氮浓度的关系得到, 游离氨(FA)根据文献, 即pH值与进出水氨氮浓度的关系得到.即：
式中, cinf为进水氨氮浓度(mg·L-1), ceff为出水氨氮浓度(mg·L-1), HRT为水力停留时间(HRT=6 h, 采样间隔t=0.5 h), FA为游离氨浓度(mg·L-1), TAN为总氨浓度(NH4+-N+NH3-N), FNA为游离亚硝酸(mg·L-1), TNN为总亚硝态氮(NO2--N+HNO2--N).
实验过程中各阶段安排如表 1所示.
表 1 反应器ASBR的运行策略
1.4 动力学模型
有研究者利用Andrew模型模拟H+对H2产生速率的影响, 另外也可以模拟H+对基质降解速率、产氢细菌的生长以及生成一些可溶性代谢产物的影响.而为了使数据更直观, 通常在模型中用pH表示更为方便, Ratkowsky模型能够很好地描述pH与NRR的关系.
Andrew模型：
Ratkowsky模型：
式中, NRR为氨氮去除负荷[kg·(m3·d)-1], NRRmax为最大氨氮去除负荷[kg·(m3·d)-1], [H+]为氢离子浓度, ka和kb为Andrew常数, A和B为Ratkowsky常数, pHmin和pHmax分别为反应器下限和上限的pH值.
2 结果与讨论2.1 pH冲击对海洋厌氧氨氧化脱氮效能的影响
实验结果如图 2所示.由图 2(a)可以看出, 反应器在pH为7~8.5的范围内, 可以维持较高的脱氮效率, 然而pH为6.5和9时, NRE分别为30.37%、45.46%.在P1阶段, 当pH值为6.5时, 进水FA、FNA的平均浓度分别为0.22 mg·L-1、0.208 mg·L-1, 出水NH4+-N和NO2--N的平均浓度分别为56.07 mg·L-1和77.84 mg·L-1, NRR的平均值仅为0.10 kg·(m3·d)-1, NO3--N的生成量相对较小, 此时处于较低FA的浓度下, 海洋厌氧氨氧化菌处理含海水污水的脱氮效能受到的抑制作用可能是低pH环境下, FNA的浓度较高引起的.当pH低于7.1时, FNA在厌氧氨氧化反应器内起到主要的抑制作用[21], 较低的NRR可能就是较高浓度的FNA影响所致.随着pH值提高至7和7.5时, 即在P2和P3阶段, 进水FA由0.56 mg·L-1提高至1.74 mg·L-1, FNA下降至0.078 mg·L-1和0.025 mg·L-1, 出水NH4+-N和NO2--N的浓度明显下降, 两者均能都完全被去除, NRR分别为(0.27±0.03) kg·(m3·d)-1和(0.33±0.02) kg·(m3·d)-1, 且NO3--N的生成量同步增加, 尤其在pH为7.5时, NRE始终保持在98.82%以上.在P4阶段, 进水pH值提高到8时, 出水NH4+-N和NO2--N的浓度出现轻微变化, 平均出水浓度分别为6.27 mg·L-1和5.25 mg·L-1, 而NRR几乎没有变化, 其平均值为0.33 kg·(m3·d)-1, 说明在此pH冲击条件下, 反应器仍然具有较高的脱氮能力, 且pH在7~8范围内反应器脱氮过程最为稳定. Strous等的研究表明, pH在6.5~7.5的范围下, ΔNH4+-N:ΔNO2--N:ΔNO3--N=1:1.32:0.26.在本实验中pH为6.5时[图 2(d)], ΔNH4+-N与ΔNO2--N的平均比值为1.11, ΔNH4+-N与ΔNO3--N的平均比值为0.22, 而pH在7~7.5之间时, ΔNH4+-N与ΔNO2--N的平均比值分别为1.31和1.27, ΔNH4+-N与ΔNO3--N的平均比值分别为0.19和0.21, 比较接近理论值, 反应器内厌氧氨氧化反应为主导反应.这些偏差可能是由于反应器内的污泥结构、微生物种群和实验运行条件的不同导致.
图 2 pH冲击条件下反应器内脱氮指标的变化
当反应器进入P5阶段时, 进水FA平均浓度为14.22 mg·L-1, 此时, NRR的平均值仍为0.30 kg·(m3·d)-1, NRE的平均值为99.27%.虽然NH4+-N可基本全部去除, 但是NO2--N的出水浓度进一步增加, 出现了积累的现象, 这可能是由于在弱碱性条件下, 厌氧氨氧化反应过程中NO2--N在还原酶的作用下需要消耗H+, 反应器受到的抑制作用主要是pH本身对海洋厌氧氨氧化菌的影响, 而不是FA的影响, 从而使NO2--N不能够完全去除. He等[23]的研究结果也出现类似情况, 其结果显示当FA浓度在13 mg·L-1左右便开始出现NO2--N不能够完全去除的现象.随着pH进一步提高为9时, 进水FA的平均浓度提高至37.74 mg·L-1, 出水NH4+-N和NO2--N浓度增加到(43.76±9.53) mg·L-1和(57.40±2.52) mg·L-1, NO3--N的生成量同步减小, NRR的平均值下降至0.15 kg·(m3·d)-1, 此时反应器开始恶化.由此可知, 海洋厌氧氨氧化菌的耐碱性强于耐酸性. pH在8~8.5范围内, ΔNH4+-N与ΔNO2--N的比值为1.24±0.10, ΔNH4+-N与ΔNO3--N的比值为0.18±0.05, 这与理论值比较接近, 但是pH为9时, ΔNH4+-N与ΔNO2--N的比值为1.28±0.19, ΔNH4+-N与ΔNO3--N的比值仅为0.08±0.04.高浓度的FA对反应器内海洋厌氧氨氧化菌的脱氮效能造成了较大的影响.
综上所述, 为了使反应器稳定运行, pH值应该控制在7~8之间.这与杨洋等的研究结果略有不同, 其认为反应器最适pH为7.5~8.3.一直以来在对比NH4+-N与FA的抑制作用时, 大多认为FA在厌氧氨氧化过程中是主要的抑制因素.而在本实验中, FA浓度较低的情况下, FNA的浓度达到0.208 mg·L-1, 反应器的脱氮效能较差, 较高的FNA浓度是抑制反应器脱氮效能的主要原因.在反应器能够承受FA浓度的范围内, 随着FA浓度的增加, 反应器的脱氮效能也有所提高, 这是由于pH值逐渐被控制在海洋厌氧氨氧化菌适宜的条件下, 反应器的脱氮效能也随之增加, 当FA浓度进一步提高, 反应器的脱氮效能出现微小的降低, pH为8.5时, NO2--N出现的不完全去除现象可能是FA产生了一部分的影响, 但此时NRR仍然较高, pH仍然是主要的影响因素, 当pH为9时, 反应器恶化的直接原因可能是pH和FA的双重抑制作用导致.
2.2 pH冲击条件下周期内海洋厌氧氨氧化反应器的脱氮过程
在pH冲击条件下分析反应器内海洋厌氧氨氧化菌处理含海水污水的脱氮过程, 被显著抑制的pH范围是小于6.5和大于9时, 说明弱酸或强碱条件下均不适合海洋厌氧氨氧化菌的生长及其新陈代谢, 且海洋厌氧氨氧化菌耐碱性强于耐酸性.当pH在8.5时, 反应器内NO2--N出现剩余, NO2--N的积累现象也不利于反应器的稳定运行, 而pH在7~8的范围内时, 反应器可以较为稳定地运行, 并具有较好的脱氮能力.如图 3所示, 反应器在单个周期内NH4+-N、NO2--N、NO3--N以及pH的变化.从图 3(a)~3(c)可以看出, pH在7~8时, NH4+-N和NO2--N基本可以全部去除, 而且伴有NO3--N同步增加, 图 3(d)所显示的pH变化量在0.3~0.5之间, 此范围内pH冲击对海洋厌氧氨氧化菌的脱氮效能影响较小.然而在pH为6.5时, NH4+-N、NO2--N的去除速率明显减小, NH4+-N的去除速率为(0.03±0.03) mg·(L·h)-1, NO2--N的去除速率仅为(0.02±0.02) mg·(L·h)-1.在pH为8.5时, NH4+-N能够在6 h内完全去除, 而NO2--N的剩余作为抑制剂并不利于反应器的脱氮过程, 因此, 长期处于此条件下, NO2--N积累所产生的毒性作用可能会抑制海洋厌氧氨氧化菌的脱氮效能.除此之外, 在pH为9的时候, 海洋厌氧氨氧化菌也同样表现出较低的脱氮能力, NH4+-N和NO2--N的去除速率分别为(0.05±0.05) mg·(L·h)-1和(0.05±0.04) mg·(L·h)-1, 而且从图 3(d)可以看出, 周期内pH值逐渐减小, 这可能是由于在强碱条件下, 反应器内厌氧氨氧化反应减弱, 而NH4+更倾向于FA的动态平衡, 使FA的浓度升高, 影响反应器内脱氮过程中pH逐渐增加的正常规律.另外, 于德爽等研究发现, 在pH冲击条件下, 脱氮过程中NRR与pH变化量(ΔpH)和流量(Q)的乘积存在较好的线性关系, 而在本研究的实验结果中三者也存在较好的线性关系, 为y=0.301x-0.638, 如图 4所示.为了描述反应器最佳脱氮效能时的脱氮特性, 当pH为8时, 可能是由于在弱碱性条件下, 反应器内一部分NH4+利用OH-使FA浓度进一步增加, 导致ΔpH较小, 因此选取pH为7~7.5脱氮过程的NRR与ΔpH, 由此看出, 为了使反应器稳定运行, 应合理控制出水pH在最适范围内.
图 3 pH冲击条件下反应器周期内脱氮指标的变化
图 4 NRR与ΔpH·Q的线性关系
Puyol等的研究表明, 在弱碱条件下, 抑制厌氧氨氧化过程的主要因素是pH值的变化, 并不是FA的浓度.有报道称, 在厌氧氨氧化体与核糖细胞质中存在参于合成细胞ATP的质子.在反应器中, pH为6.5或者pH为9时都可能会影响质子的转化以及海洋厌氧氨氧化菌的新陈代谢过程.另外, 长期处于强酸或强碱的环境下也可能破坏联氨水解酶、NO2-还原酶等其他参与反应的酶变性, 甚至失活. NH4+-N和NO2--N是通过载体蛋白进入到细胞质中, 当反应器处于酸性或者碱性的条件下时, 由于载体蛋白的作用被抑制使NH4+-N和NO2--N进入细胞质的过程受到影响, 而FA和FNA进入细胞质内改变了细胞环境内的pH值.当pH在8.5时, NO2--N的积累也不利于反应器的长期运行.李亚峰等的研究表明, pH在7.5~8.5的条件下, 淡水厌氧氨氧化菌反应器的脱氮效果最佳.本实验与其研究结果相当, pH在7~8时能够维持反应器稳定的脱氮效能, 只是pH在8.5时, 虽然NH4+-N基本可以去除, 但是NO2--N出现不完全去除的现象, 这可以把其看成是反应器开始出现不稳定的临界pH值, 因此在对海洋厌氧氨氧化反应器的运行条件进行优化时, 可以将进水pH控制在7~8, 以免对海洋厌氧氨氧化菌造成一定的抑制作用, 不利于反应器的稳定性运行, 同时FA和FNA的浓度分别低于5.34 mg·L-1和0.078 mg·L-1.
2.3 pH冲击条件下海洋厌氧氨氧化反应器脱氮的动力学特性
本实验采用Andrew模型和Ratkowsky模型分析pH冲击条件下, 海洋厌氧氨氧化反应器处理含海水污水的脱氮动力学特性, 如图 5所示. 图 5(a)利用Andrew模型描述H+浓度对NRR的影响, 为了表示得更方便, 图 5(b)利用Ratkowsky模型来描述pH与NRR之间的关系, 这两个模型都具有较高的相关系数R2, 分别为0.906和0.901.由图 5(b)可知, 反应器下限和上限的pH值分别为5.80和9.83, 即pH小于5.80和大于9.83时反应器内的海洋厌氧氨氧化菌均会失去活性.同时, 利用Andrew模型拟合得到的参数NRRmax为0.452 kg·(m3·d)-1, 如图 5(a)所示, 这与实验结果得到的NRRmax为0.348相比存在较小的误差.根据Andrew模型所得到NRR的预测公式与实际测量的值相比, 在pH冲击条件下其相对误差分别为(0.123±0.035)、(0.260±0.017)、(0.317±0.037)、(0.366±0.067)、(0.305±0.014) 和(0.159±0.014) kg·(m3·d)-1, 由于Andrew模型得到的参数并不具有实际意义, 因此在本研究中进行了适当的修改, 将原来的H+浓度替换成FA浓度(SFA), 以此来分析FA浓度与NRR之间的关系.即：
图 5 Andrew模型和Ratkowsky模型的拟合曲线
式中, kS、kI分别表示半饱和常数和抑制常数.
修改后, Andrew模型能够很好地拟合FA对海洋厌氧氨氧化反应器脱氮效能的影响过程, 如图 5(c)所示, 得到的参数NRRmax为0.507以及半饱和常数kS为0.575, 这与实验结果所得到的1/2 NRRmax所对应的FA浓度0.562相差较小, 并且通过实验结果得到的NRRmax与拟合得到的参数NRRmax相比, 海洋厌氧氨氧化反应器的脱氮效能可能仍具有一定的提升空间, 同时得到抑制常数kI为18.004, 而实验中当FA浓度为15.108 mg·L-1时出现NO2--N不能够完全去除的现象, 说明FA在此浓度下对海洋厌氧氨氧化反应器开始产生一定的影响, 这与实验结果也比较相符, 由此可以看出, 利用Andrew模型以FA浓度替换比较适合拟合海洋厌氧氨氧化反应器的脱氮效能, 得到的参数也更具有实际意义.因此, 适当调整Andrew模型, 用其拟合海洋厌氧氨氧化反应器的脱氮特性, 得到的公式及参数能够很好地表示FA与NRR之间的关系.具体参见污水宝商城资料或http://www.dowater.com更多相关技术文档。
3 结论
(1) 当pH为6.5时, NRR的平均值仅为0.10 kg·(m3·d)-1, 较高的FNA的浓度是影响海洋厌氧氨氧化脱氮能力的主要原因; 当pH在7~8时, 海洋厌氧氨氧化反应器的脱氮效能最佳, NRR稳定在0.32 kg·(m3·d)-1左右; 当pH为8.5时, 由于pH的直接影响, 导致NO2--N不能够完全去除, 此条件下不利于反应器的稳定运行; 当pH继续提高至9时, 较高的FA浓度和pH的双重抑制作用是影响海洋厌氧氨氧化菌脱氮能力的主要原因, 并且海洋厌氧氨氧化的耐碱性强于耐酸性.
(2) 周期内NRR与ΔpH和Q的乘积存在良好的线性关系, y=0.301x-0.638, 应合理控制出水pH的最适范围, 同时反应器应控制在7~8之间, 且FA和FNA的浓度分别低于5.34 mg·L-1和0.078 mg·L-1.
(3) 利用Andrew模型和Ratkowsky模型拟合海洋厌氧氨氧化反应器的脱氮过程, 推荐使用Andrew模型将本身的H+浓度替换成FA浓度再进行拟合, 得到能够表征NRR与FA浓度之间关系的预测公式, 同时得到的参数值更具有实际意义.
