微氣泡曝氣生物流化床反應(yīng)器

SNAD過程脫氮性能研究

劉 平1，2 ，王曉1，2 ，劉春1

（1.河北科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，河北省污染防治生物技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室；

2.河北科技大學(xué)圖書館：石家莊 河北 050018）

摘 要： 運(yùn)行微氣泡曝氣生物流化床反應(yīng)器（MAFBR），研究了不同運(yùn)行策略下同步短程硝化 - 厭氧氨氧化 - 反硝化（SNAD）過程實(shí)現(xiàn)及生物脫氮性能。結(jié)果表明，MAFBR 反應(yīng)器采用高碳氮比（C/N）啟動(dòng)并逐漸降低 C/N 的運(yùn)行策略時(shí)，生物脫氮過程為同步硝化 - 反硝化，硝化過程效率較低且為生物脫氮的限制因素，生物脫氮性能不理想。MAFBR 反應(yīng)器采用低 C/N 啟動(dòng)并控制適宜溶解氧（DO）濃度的運(yùn)行策略時(shí)，生物脫氮過程由同步硝化 - 反硝化逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)?nbsp;SNAD 過程，從而實(shí)現(xiàn)高效生物脫氮性能。MAFBR 反應(yīng)器可在 C/N 為 1、DO 平均質(zhì)量濃度為 1.29 mg/L條件下實(shí)現(xiàn) SNAD 過程，其氨氮平均去除率和平均去除負(fù)荷可達(dá)到 69.87%和 0.31 kg/(m 3 ·d)，總氮（TN）平均去除率和平均去除負(fù)荷可達(dá)到 63.93%和 0.29 kg/(m 3 ·d)，厭氧氨氧化對(duì) TN 去除的平均貢獻(xiàn)率可達(dá)到 52.89%以上。

關(guān)鍵詞： 微氣泡曝氣；生物流化床；SNAD 過程；生物脫氮

生物流化床是一種高效廢水生物處理技術(shù)。好氧生物流化床兼具活性污泥法與生物膜法的優(yōu)點(diǎn)，具有床層生物量大、生物膜活性高、傳質(zhì)條件優(yōu)越、

處理效率高等特點(diǎn)  ，主要用于去除中、低濃度的有機(jī)污染物以及生物脫氮。在廢水生物處理中，生物脫氮的基本過程包括：1）氨氧化過程（即亞硝化過程）；2）亞硝酸鹽氧化過程（即硝化過程）；3）反硝化過程；4）厭氧氨氧化過程。溶解氧（DO）和碳氮比（C/N）是生物脫氮過程中的重要影響因素 。近年來，同步短程硝化 -厭氧氨氧化 - 反硝化（SNAD）生物脫氮過程因其具有高效率、低成本的生物脫氮性能，逐漸受到關(guān)注。SNAD 過程對(duì)低 C/N 廢水處理尤為適宜，可實(shí)現(xiàn)碳氮同步高效去除，但 SNAD 過程實(shí)現(xiàn)仍存在一定的困難，是目前生物脫氮研究的熱點(diǎn)。

微氣泡曝氣技術(shù)是一種新型的曝氣方式。已有研究將微氣泡曝氣成功應(yīng)用于生物膜反應(yīng)器，并獲得高效污染物去除效果和接近 100%的氧利用率。同時(shí)，微氣泡曝氣生物膜反應(yīng)器亦可以實(shí)現(xiàn)同步硝化 - 反硝化生物脫氮，且氧利用率可達(dá)到 91.8%。因而將微氣泡曝氣與生物流化床反應(yīng)器相結(jié)合并實(shí)現(xiàn) SNAD 過程，可為廢水高效生物脫氮提供新的解決途徑，但目前未見相關(guān)研究報(bào)道。

本研究采用 2 種策略運(yùn)行微氣泡曝氣生物流化床反應(yīng)器（MAFBR）處理模擬生活廢水，比較了不同運(yùn)行策略下生物脫氮性能變化，分析了生物脫氮

過程、特別是 SNAD 過程及其效率，以期為 MAFBR反應(yīng)器應(yīng)用于廢水生物脫氮提供參考。

1 材料和方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

MAFBR 反應(yīng)器實(shí)驗(yàn)裝置圖如圖 1 所示。采用SPG膜進(jìn)行微氣泡曝氣，SPG 膜為管式疏水膜，膜孔徑為 0.8 μm，膜面積為 1.57×10 -3 m 2 。采用循環(huán)泵使得反應(yīng)器內(nèi)混合液在 SPG 膜管內(nèi)循環(huán)流動(dòng)，利用空氣壓縮機(jī)在 SPG 膜管外提供壓縮空氣 （0.6～0.8MPa），空氣通過膜孔進(jìn)入管內(nèi)，在循環(huán)液體水力剪切作用下形成微氣泡。通過調(diào)節(jié)跨膜壓差控制空氣通量及溶解氧（DO）濃度。實(shí)驗(yàn)條件下所產(chǎn)生的微氣泡的平均直徑范圍為 30～40 μm。

反應(yīng)器為有機(jī)玻璃柱形容器，高和直徑分別為600、250 mm，有效容積為 15 L。反應(yīng)器內(nèi)填充環(huán)狀碳纖維填料，填料高和直徑分別為 10、8 mm，有效比表面積為 9 000 m 2 /m 3 ，填充率為 36%。填料在反應(yīng)器內(nèi)處于流化狀態(tài)。

1.2 實(shí)驗(yàn)過程

MAFBR 反應(yīng)器采用 2 種運(yùn)行策略。運(yùn)行策略 1為高 C/N 比啟動(dòng)，在穩(wěn)定運(yùn)行過程中逐漸提高進(jìn)水氨氮濃度，降低 C/N 比，共分為 3 個(gè)運(yùn)行階段，運(yùn)行條件如表 1 所示；運(yùn)行策略 2 為低 C/N 比啟動(dòng)，在穩(wěn)定運(yùn)行中控制 DO 質(zhì)量濃度，共分為 3 個(gè)運(yùn)行階段，運(yùn)行條件如表 2 所示。反應(yīng)器啟動(dòng)及穩(wěn)定運(yùn)行過程中均采用 SPG 膜進(jìn)行微氣泡曝氣，實(shí)驗(yàn)用水成分均參考模擬生活廢水 [14] ，并根據(jù)所需 C/N 比調(diào)整碳源和氮源比例。反應(yīng)器運(yùn)行溫度為室溫。反應(yīng)器長期運(yùn)行過程中，每 2 d 對(duì) SPG 膜進(jìn)行在線清洗，以控制 SPG 膜污染 [15] 。

MAFBR 反應(yīng)器運(yùn)行過程中，檢測進(jìn)出水 COD、氨氮質(zhì)量濃度、TN 質(zhì)量濃度、亞硝酸鹽氮濃度、硝酸鹽氮濃度以及 DO 濃度隨時(shí)間變化，以評(píng)價(jià)和分析反應(yīng)器脫氮性能和脫氮過程。

1.3 功能菌群檢測

采用熒光原位雜交（FISH）技術(shù)檢測反應(yīng)器生物膜內(nèi)亞硝化菌群和厭氧氨氧化菌群，其中亞硝化菌 群 的 特 異 性 探 針 基 因 序 列 為 ：CGATCCCCTGCTTTTCTCC[10] ，標(biāo)記；厭氧氨氧化菌 群 特 異 性 探 針 堿 基 序 列 為 ：CCTTTCGGGCATTGCGAA [10] 。上述探針標(biāo)記熒光染料 FITC 或 Cy5，與生物膜樣品進(jìn)行雜交，并觀察雜交圖像 [13] 。

1.4 水質(zhì)分析方法

COD、氨氮、硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮質(zhì)量濃度均采用國標(biāo)方法測定；DO 質(zhì)量濃度通過溶解氧測定儀測定；TN 質(zhì)量濃度采用 TOC 分析儀測定。

2 結(jié)果與討論

2.1 運(yùn)行策略 1 時(shí) MAFBR 運(yùn)行性能

2.1.1 DO 變化

運(yùn)行策略 1 時(shí)，MAFBR 反應(yīng)器內(nèi) DO 質(zhì)量濃度變化如圖 2 所示?？梢钥闯觯瑔?dòng)、階段 1 和階段2COD 進(jìn)水負(fù)荷略有增加，氨氮進(jìn)水負(fù)荷明顯提高，因此 3 個(gè)階段反應(yīng)器內(nèi) DO 質(zhì)量濃度逐漸下降，DO平均質(zhì)量濃度分別為 1.65、1.43、0.88 mg/L。

2.2.2 COD 去除性能

運(yùn)行策略 2 時(shí)，MAFBR 反應(yīng)器進(jìn)出水 COD 變化如圖 7 所示。可以看出，啟動(dòng)運(yùn)行 15 d 后，出水COD 降至較低水平并趨于穩(wěn)定，但隨后運(yùn)行過程中，出水 COD 波動(dòng)較大。啟動(dòng)、階段 1 和階段 2 出水 COD 平均分別為 15.15、34.13、20.73 mg/L；COD去除率分別為 85.24%、72.06%、82.20%；COD 去除負(fù)荷分別為 0.36、0.36、0.38 kg/(m 3 ·d)。盡管啟動(dòng)、階段 1 和階段 2 的 DO 質(zhì)量濃度差異較大，但 COD 去除性能基本相當(dāng)。可見，DO 質(zhì)量濃度不是 COD 去除性能的主要影響因素。

以上運(yùn)行結(jié)果表明，DO 對(duì)硝化過程的影響是氨氮去除的重要因素，因而啟動(dòng)階段氨氮去除較好，階段 1 由于 DO 質(zhì)量濃度極低使得氨氮去除受到嚴(yán)重抑制。而階段 2 的 DO 質(zhì)量濃度顯著提高，盡管仍低于啟動(dòng)階段，但運(yùn)行后期氨氮去除性能顯著優(yōu)于啟動(dòng)階段，氨氮去除負(fù)荷為啟動(dòng)階段的 2 倍，此時(shí)厭氧氨氧化過程可能是改善氨氮去除的主要原因。

2.2.4 TN 去除性能

運(yùn)行策略 2 時(shí)，MAFBR 反應(yīng)器進(jìn)出水 TN 質(zhì)量濃度變化如圖 9 所示，其中階段 1 和階段 2 進(jìn)水TN 質(zhì)量濃度同樣比啟動(dòng)階段提高約 1 倍，降低 C/N比為 1.0?？梢钥吹剑瑔?dòng)運(yùn)行 15 d 后，啟動(dòng)、階段 1和階段 2 出水 TN 質(zhì)量濃度分別為 50.70、113.46、74.47 mg/L；去除率分別為 22.63%、6.97%、34.64%；去除負(fù)荷分別為 0.06、0.03、0.16 kg/(m 3 ·d)。同樣值得注意的是，階段 2 運(yùn)行至 98 d 后，TN 去除性能明顯改善，出水 TN 平均質(zhì)量濃度、去除率和去除負(fù)荷分別為 40.43 mg/L、63.93%和 0.29 kg/(m 3 ·d)。

可見，啟動(dòng)階段盡管氨氮去除較好，但由于低C/N 比和高 DO 濃度不利于反硝化過程，因此 TN去除性能較差。階段 1 硝化過程受到嚴(yán)重抑制，使得后續(xù) TN 去除性能明顯下降。而階段 2 運(yùn)行后期 TN去除性能顯著提高，而低 C/N 比對(duì)反硝化過程存在抑制，因此厭氧氨氧化過程可能是改善 TN 去除的主要原因，同時(shí)在此過程中也促進(jìn)氨氮去除。

2.2.5 厭氧氨氧化對(duì) TN 去除貢獻(xiàn)率

根據(jù) SNAD 過程化學(xué)計(jì)量關(guān)系 [16] ，估算厭氧氨氧化及反硝化過程在 TN 去除中的貢獻(xiàn)率，結(jié)果如圖 10 所示?？梢钥闯觯瑔?dòng)和階段 1，反硝化過程在TN去除中的貢獻(xiàn)率均為 100%，無厭氧氨氧化過程。階段 2 初期，TN 去除仍為反硝化過程，后期厭氧氨氧化過程對(duì) TN 去除效應(yīng)逐漸顯現(xiàn)，TN 去除貢獻(xiàn)率逐漸升高，穩(wěn)定平均 TN 去除貢獻(xiàn)率達(dá)到 52.89%。以上估算認(rèn)為全部 COD 均通過反硝化過程去除，事實(shí)上，應(yīng)為部分 COD 通過反硝化過程去除，因此實(shí)際厭氧氨氧化對(duì) TN 去除貢獻(xiàn)率應(yīng)高于估算值?？梢?，階段 2 后期 TN 的有效去除主要是由于厭氧氨氧化作用。

2.3 不同運(yùn)行策略時(shí)生物脫氮過程分析

2.3.1 運(yùn)行策略 1 生物脫氮過程

運(yùn)行策略 1 時(shí)，MAFBR 反應(yīng)器運(yùn)行 3 個(gè)階段的 TN 去除性能與氨氮去除性能基本一致，表明生物脫氮過程主要為同步硝化反硝化過程。由此估算啟動(dòng)、階段 1 和階段 2 反硝化過程消耗的 COD 分別為 23.82、46.76、63.62 mg/L，占 COD 去除量的11.95%、22.09%和 28.92%?？梢娂词乖陔A段 2C/N比僅為 2.7 時(shí)，碳源仍然不是反硝化過程的限制因素。同時(shí)，出水中幾乎不存在亞硝酸鹽和和硝酸鹽積累，也證實(shí)硝化過程產(chǎn)生的亞硝酸鹽和和硝酸鹽可完全通過反硝化過程去除。由以上分析可見，硝化過程效率偏低是同步硝化反硝化過程效率不佳的主要因素。其原因可能是高 C/N 比啟動(dòng)運(yùn)行時(shí)，有利于異養(yǎng)菌增殖，而限制了自養(yǎng)硝化菌群和厭氧氨氧化菌群的增殖，導(dǎo)致了后續(xù)運(yùn)行中硝化過程受到抑制，亦無法實(shí)現(xiàn)厭氧氨氧化過程，因而整體生物脫氮性能不理想。

2.3.2 運(yùn)行策略 2 生物脫氮過程

運(yùn)行策略 2 時(shí)，MAFBR 反應(yīng)器運(yùn)行啟動(dòng)階段氨氮去除性能明顯優(yōu)于 TN 去除性能，且出水中硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮累積明顯，平均出水質(zhì)量濃度分別達(dá)到 4.27、6.19 mg/L?？梢姡穗A段由于進(jìn)水C/N 比較低且 DO 質(zhì)量濃度高，有利于硝化過程但抑制反硝化過程，且無法形成厭氧氨氧化過程，因此生物脫氮仍以同步硝化反硝化過程為主，反硝化過程為限制步驟。

為促進(jìn)厭氧氨氧化過程，階段 1 進(jìn)一步降低C/N 比和 DO 質(zhì)量濃度，但此階段 DO 質(zhì)量濃度控制過低，平均 DO 質(zhì)量濃度僅為 0.3 mg/L，對(duì)硝化過程形成明顯抑制。出水中平均硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮濃度極低，分別為 0.69、0.84 mg/L，可見硝化作用仍為硝化 - 反硝化過程的限制因素，也無法形成厭氧氨氧化過程，因此氨氮和 TN 去除性能顯著下降。

階段 2 保持低 C/N 比并提高 DO 質(zhì)量濃度，運(yùn)行過程中，隨著短程硝化作用逐漸改善，出水中亞硝酸鹽氮累積明顯，平均質(zhì)量濃度達(dá)到 6.48 mg/L，而硝酸鹽氮平均質(zhì)量濃度僅為 0.39 mg/L。SNAD 過程亦逐漸實(shí)現(xiàn)，運(yùn)行后期氨氮和 TN 去除性能均大幅提高，厭氧氨氧化成為 TN 去除的主要作用。對(duì)階段2 運(yùn)行末期生物膜樣品中的亞硝化菌群和厭氧氨氧化菌群進(jìn)行 FISH 檢測，結(jié)果如圖 11 所示，亦證實(shí)亞硝化菌群和厭氧氨氧化菌群在此階段生物膜中大量分布，使得 SNAD 過程得以實(shí)現(xiàn)。

圖 11 生物膜中亞硝化菌群和厭氧氨氧化菌群 FISH 檢測

Fig.11 FISH detection of nitrosate bacteria and anammox bacteria

in the biofilm sample

3 結(jié) 論

1）MAFBR 反應(yīng)器采用高 C/N 比啟動(dòng)并逐漸降低 C/N 比的運(yùn)行策略時(shí)，生物脫氮過程為同步硝化 - 反硝化，硝化過程效率較低且為生物脫氮的限制因素，生物脫氮性能不理想。

2）MAFBR 反應(yīng)器采用低 C/N 比啟動(dòng)并逐漸提高 DO 濃度的運(yùn)行策略時(shí)，生物脫氮過程由同步硝化 - 反硝化逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)橥蕉坛滔趸?- 厭氧氨氧化 - 反硝化（SNAD），從而實(shí)現(xiàn)高效生物脫氮性能。

3）MAFBR 反應(yīng)器中 SNAD 過程中，氨氮平均去除率和去除負(fù)荷可達(dá)到 69.87%和 0.31 kg/(m 3 ·d)，TN 平均去除率和平均去除負(fù)荷可達(dá)到 63.93%和0.29 kg/(m 3 ·d)，厭氧氨氧化對(duì) TN 去除的平均貢獻(xiàn)率可達(dá)到 52.89%以上。