概述高盐废水脱氮技术分析
厌氧氨氧化(anaerobicammoniaoxidation,ANAMMOX)技术是目前已知的最简单、最经济的生物脱氮技术,自1995年被发现后就备受研究学者的关注.到目前为止,人类已经发现了厌氧氨氧化菌的5个属,其中只有1个属(Candidatusscalindua)是海洋性的,且研究已证实Candidatusscalindua在海洋氮循环过程中发挥着关键性的作用：Ward等[5]研究发现海洋中30%~50%的N2产出与厌氧氨氧化菌有关;Dalsgaard等研究发现由海洋厌氧氨氧化活动产生的N2量约占全球N2生成量的1/3~2/3;Thamdrup等用15N元素示踪法研究表明波罗的海沉积物中高达67%的N2生成和海洋厌氧氨氧化作用相关.Schouten等发现海洋厌氧氨氧化菌能影响无机碳的固定,从而对全球气候变化产生重要影响.因此对海洋厌氧氨氧化研究的不断深化不仅有利于海洋氮循环系统的完善,而且能为全球气候的变化提供理论依据.
许多行业废水,如水产养殖废水、海产品加工废水等,盐度较高,不利于淡水厌氧氨氧化菌的生长,使高盐废水的脱氮处理更困难.Kartal等研究发现经海水驯化可培养出耐盐性的淡水厌氧氨氧化菌,但驯化时间长,且盐度一旦超过30g·L-1,就会强烈抑制淡水厌氧氨氧化菌的活性,使脱氮效果降低.与淡水厌氧氨氧化菌相比,海洋厌氧氨氧化菌本身生长的环境就是高盐度的海洋环境(30‰~35‰,30~35g·L-1),不需要经过漫长的盐度驯化就能在30g·L-1以上的盐度环境中发挥高效的厌氧氨氧化活性,因此可用其直接处理高盐废水,使高盐废水的脱氮处理更加简单易行.
虽然海洋厌氧氨氧化菌广泛存在于海洋环境中,但分布却十分分散,很难直接从海洋环境中得到高浓度的菌种,这就对海洋厌氧氨氧化菌在废水处理方面的实际应用造成困难,因此探究如何有效地富集培养海洋厌氧氨氧化菌就显得格外重要.目前国内对这方面研究主要还是体现在淡水厌氧氨氧化菌的富集培养上,对海洋厌氧氨氧化菌的富集培养却鲜见报道.本试验以黄海胶州湾的底泥作为接种污泥,进水为全海水,在25℃条件下探究了海洋厌氧氨氧化菌的富集培养及其脱氮特性,以期为海洋厌氧氨氧化在高盐废水处理方面的实际应用提供理论和技术指导.
反应器水力停留时间(HRT)设置为24h,NH4+-N与NO2--N的起始浓度均为110mg·L-1,历经15d,完成菌体自溶期.如2所示：出水NH4+-N的浓度高于进水,对NH4+-N的去除率为负值,但随着反应器的运行,进出水NH4+-N的浓度差逐渐减小至零;对NO2--N的去除率明显下降,仅经过8d,就由第1d的84.44%降至24.25%;该阶段几乎没有NO3--N生成.出现该现象的原因是：刚进入反应器的菌体不适应新环境自溶释放出有机氮,进而被分解成NH4+-N,而厌氧条件下,唯一消耗NH4+-N的海洋厌氧氨氧化菌数量极少,活性极弱,使NH4+-N的消耗量小于生成量;在接种污泥中存在着分布广泛的异养反硝化菌,它们以死亡的菌体作为有机碳源,将NO2--N与NO3--N转化成N2,使出水NO2--N与NO3--N的浓度下降.在8~15d,对NO2--N的去除速率较1~8d平缓,可能是菌体已适应新环境,自溶作用减弱,释放的有机碳减少,使反硝化菌活性下降,对NO2--N与NO3--N的转化速率下降.第15d,对NO2--N的去除率已降至10.78%,此时出水NH4+-N的浓度为116.10mg·L-1,低于进水,对NH4+-N的去除率为0.6%,开始出现正值,这标志着菌体自溶阶段结束.
16~50d,NH4+-N的去除率不稳定,波动很大,甚至出现负值情况,但大多数情况下为正值,且去除率很低;期间NH4+-N去除率最大值出现在第37d,为16.61%,到第50d,去除率仅为1.35%;NO2--N的去除率总体呈下降趋势,第16d,去除率为13.05%,第47d,去除率降至1.63%;该阶段有少量NO3--N生成,平均生成量为0.77mg·L-1.这是由于NH4+-N的去除仅仅依赖海洋厌氧氨氧化菌的作用,但该菌数量少,活性低,且该阶段依然存在菌体自溶现象,导致NH4+-N的去除率低且不稳定;对NO2--N的去除依赖海洋厌氧氨氧化菌与异养反硝化菌的共同作用,该阶段异养反硝化菌仍占优势,因此对NO2--N的去除贡献最大的反应依然是反硝化反应,NO2--N去除率下降标志着反硝化菌活性下降.n(NH4+-N)：n(NO2--N)：n(NO3--N)波动大,未呈现一定的规律,且n(NO2--N)：n(NH4+-N)与n(NO3--N)：n(NH4+-N)均小于理论值,这可能是异养反硝化菌将NO3--N转化成NO2--N,减少了NO2--N的净消耗量与NO3--N的生成量,造成NO2--N的累积.NRRNH4+-N平均值为0.0054kg·(m3·d)-1,很低且波动大,有时甚至出现负值,表明海洋厌氧氨氧化菌活性及其微弱.出水pH为7.7~8.0,较自溶期有所下降.到第50d,NH4+-N和NO2--N的去除率分别降至1.35%与2.62%,可能是进水基质浓度(NH4+-N与NO2--N均为110mg·L-1)过高对海洋厌氧氨氧化菌的活性产生抑制所致.该过程初步表明海洋厌氧氨氧化菌对高浓度的进水基质较敏感,基质浓度过高不利于海洋厌氧氨氧化菌的富集培养.考虑到高浓度基质对菌的抑制作用,从第51d开始,按海洋厌氧氨氧化反应方程式中NH4+-N与NO2--N的消耗比(1：1.32)配水,并将进水NH4+-N与NO2--N的浓度分别降至80mg·L-1与105.6mg·L-1.如2所示：反应刚开始,NH4+-N与NO2--N的去除率均略微升高(3%左右),但并未出现持续升高现象,而是有明显波动,但总体呈小幅度上升趋势,第82d,NH4+-N与NO2--N的去除率分别为22.88%与11.15%;且该阶段有明显的NO3--N生成,平均生成量为1.51mg·L-1.n(NO2--N)：n(NH4+-N)基本高于1.32,而n(NO3--N)：n(NH4+-N)基本低于0.26,且波动均较大,表明反硝化菌与海洋厌氧氨氧化菌对NO2--N的总消耗量大于反硝化作用NO2--N的生成量.NRRNH4+-N波动变小,且有升高的趋势,但基本都在0.01kg·(m3·d)-1以下.出水pH为7.7~7.9,ORP值为-38~-46mV,均比高基质浓度的波动范围小,说明降低进水基质浓度有利于海洋厌氧氨氧化菌的富集.
淡水厌氧氨氧化菌活性提高的方法有两个,一是提高反应基质的浓度;二是缩短水力停留时间(HRT).因为海洋厌氧氨氧化菌在迟滞期初期就初步显示了对较高浓度基质敏感性的特点,所以本试验考虑用第二种方法提高菌的活性.在第82d,将HRT由24h缩短到10h,其余条件不变.如2所示：NH4+-N去除率只是略微上升,但随后并未出现预期的持续上升现象,而是出现明显波动,且呈下降趋势,到第107d,去除率降至7.66%,猜想可能是HRT缩短使反应器中氮容积负荷(NLR)过高,对海洋厌氧氨氧化菌产生较大冲击,使脱氮效果变差.随后NH4+-N去除率略微上升,到117d,升至13.73%;第82~111d,对NO2--N的去除率基本在10%以下,NO3--N生成量在1mg·L-1以下;随后NO2--N的去除量与NO3--N生成量总体呈上升趋势,到117d,NO2--N去除率升至23.61%,NO3--N生成量为4.64mg·L-1.该阶段NRRNH4+-N波动大[0.0034~0.051kg·(m3·d)-1],但总体呈先升高后降低,随后又升高的趋势,第117d,NRRNH4+-N为0.027kg·(m3·d)-1.该阶段初步表明海洋厌氧氨氧化菌抗氮容积负荷的冲击能力差,对HRT变化较敏感.
第118d,保持HRT不变,将进水NH4+-N与NO2--N的浓度分别降至50mg·L-1与66mg·L-1,通过降低基质浓度来缓解高NLR对海洋厌氧氨氧化菌的冲击影响.如2所示：反应前期NH4+-N的去除率逐渐升高,到122d,升至36.79%,随后去除率逐渐下降,仅经过4d,就降至1.6%,最后又略微升高,第131d,去除率为16.52%;NO2--N去除量和NO3--N的生成量与NH4+-N的变化一致.NRRNH4+-N仍波动较大[0.0017~0.046kg·(m3·d)-1],说明此时海洋厌氧氨氧化菌活性仍不稳定,依然处于活性迟滞阶段.该现象表明短HRT造成的高NLR会对海洋厌氧氨氧化菌的活性产生抑制,且不能通过降低基质浓度的方法消除.因此,第132d保持进水基质浓度不变,将HRT重新延长至24h,如2所示：第132~143d,NH4+-N与NO2--N的去除率总体升高,143d,分别升至36.79%与14.57%,NRRNH4+-N由0.0092kg·(m3·d)-1升至0.016kg·(m3·d)-1,随后NH4+-N与NO2--N的去除率均下降,到152d,分别降至4.8%与4.64%,NRRNH4+-N由0.011kg·(m3·d)-1降至0.0028kg·(m3·d)-1,从153d开始,NRRNH4+-N持续上升,这标志着菌体迟滞期结束.
海洋厌氧氨氧化菌富集培养过程中活性迟滞时间为137d,占整个富集培养时间的2/3以上.Yu等用厌氧污泥富集培养淡水厌氧氨氧化菌时,活性迟滞时间为30d;Tang等用UASB反应器富集培养淡水厌氧氨氧化菌的迟滞期为29d;Wang等用好氧硝化污泥富集培养淡水厌氧氨氧化菌时,迟滞期仅有20d.由此可见,海洋厌氧氨氧化菌富集培养过程中活性迟滞时间要远长于淡水厌氧氨氧化菌,这使海洋厌氧氨氧化菌的富集培养更难.
2.1.3活性提高阶段(153~183d)
从153d开始,NH4+-N与NO2--N的去除率均持续升高,第155d,去除率分别为11.76%与5.9%,第164d,去除率分别为30.18%与32.93%,第174d,去除率分别为70.9%与50.91%,第183d,出水NH4+-N的浓度仅为0.37mg·L-1,NO2--N的浓度仅为0.323mg·L-1,去除率分别升至99.47%与99.54%,几乎达到100%.NO3--N的生成量由0.6688mg·L-1升至14.11mg·L-1;NRRNH4+-N由0.0035kg·(m3·d)-1升至0.069kg·(m3·d)-1,海洋厌氧氨氧化菌活性明显提高.该阶段n(NH4+-N)：n(NO2--N)：n(NO3--N)为1：1.15：0.23,接近理论比(1：1.32：0.26),这标志着海洋厌氧氨氧化菌已完全取代异养反硝化菌,成为反应器的主体菌.出水pH为7.7~7.9,ORP为-37~-43mV.
本试验仅用30d,NH4+-N与NO2--N的去除率就从7.19%与6.87%分别升至99.47%与99.54%,活性提高期低于整个富集培养时间的1/6.赖玮毅等历经60d才使淡水厌氧氨氧化菌活性显著提高,Xing等用污水处理厂的活性污泥富集培养淡水菌时,活性提高期为69d.因此前者在活性提高阶段比后者历时短.
(1)用黄海胶州湾的底泥,经192d成功富集培养了海洋厌氧氨氧化菌.富集过程分为4个阶段：菌体自溶期(1~15d)、活性迟滞期(16~152d)、活性提高期(153~183d)与稳定运行期(184~192d).富集成功后,NH4+-N与NO2--N的去除率分别为96.98%与95.66%.
(2)与淡水厌氧氨氧化菌富集培养相比,海洋厌氧氨氧化菌的迟滞时间(137d)较长,占整个富集时间的2/3以上,活性提高期(30d)较短,小于富集时间的1/6;且海洋厌氧氨氧化菌对基质浓度与HRT变化更敏感,由进出水导致的菌活性延迟时间为5h,远长于淡水厌氧氨氧化菌,因此海洋厌氧氨氧化菌对新环境的适应能力更弱,更难富集培养.
(3)反应器运行过程中,污泥逐渐由黑色泥状变为褐色絮状,随后变为暗红色小颗粒状,在稳定运行阶段,污泥为砖红色颗粒状,扫描电镜观察该砖红色颗粒为表面光滑,排列紧密、有类似火山口形状的球状菌相互黏聚而成的菌团.对于为您介绍的这些与的信息，你是不是也心动了呢。希望您继续关注我们的官方网站，建先将竭诚为您提供有价值的信息资讯。