不同碳源对生物反硝化的影响

卷期环境科学不同碳源对生物反硝化的影响徐亚同华东师范大学环境科学系,上海摘典在悬浮污泥系统中,当、温度适宜,碳源无限制并采用单一类碳源时,反硝化速率和耗碳速率动力学呈零级反应。混合挥发性脂肪酸碳源的反硝化速率比组成它的单一脂肪酸的反硝化速率高。挥发性脂肪酸中,乙酸的反硝化速率最高。挥发酸的反硝化速率比相应的醇类为高。本文还讨论了降低反硝化系统碳源消耗、减少处理成本的方法。关锐词生物反硝化,悬浮污泥,碳源,反硝化速率,耗碳速率。工业生产过程中排放的含氮废水,农业上施用的氮肥随雨水冲淋入江河,生活污水排入受纳水体的数量逐年增长,对水体的污染越来越严重。生物反硝化是在缺氧的条件下,反硝化菌可利用硝酸盐作为电子受体进行无氧呼吸,氧化有机物,矛被转化成对人体无害的分子氮气,在处理成本上也是经济的,因而得到重视和广泛的应用。反应方程有机矛十一反硝化需要碳源以用于产能、细胞合成和脱氧。生物脱氮中使用得最多的碳源是甲醇和乙醇一〕。乙酸作碳源时反硝化速率最高,“〕。这些碳源的缺点是成本过高,目前大家都在纷纷寻找含有机碳的工业废水作为替代物。据等〕报道,在污泥两相厌氧消化器的水解产酸相中,消化污泥上清液含有大量的挥发性脂肪酸,其含量按计可占中的。本试验考察了、醇类、碳源对生物反硝化的影响。反应器充氮气以保持厌氧。采用机械搅拌以免污泥发生沉积并使污泥与基质充分混合。反应器装置示意图见图。声控侧仪抢巴旦匹恒退水浴竺竺」图,一试验装置示意图材料和方法反应器试验在实验室规模的完全混合反应器中进行。反应器有效容积为。通过控制仪投加或来调节,以恒温水浴控制温度。基质反硝化的碳源先后采用甲醇、乙醇、乙酸、丙酸、丁酸、戊酸、混合挥发性脂肪酸以及消化污泥上清液。中甲酸、乙酸、丙酸、丁酸、戊酸的比例为,按理论值。这一比例与中的比例相同。取自两相污泥厌氧消化器的产酸相。氮源用。磷素营养用‘,按的比例投加。基质均以自来水配制,以提供微生物必须的微量元素。分析方法总悬浮固体和挥发性悬浮固体年月日收到修改稿环境科学卷期闷的之”之健烟已。臼之四咧!卿即口、日污泥样品在℃烘干,称重得。然后将样品置于℃灼烧。两者差值即为。总有机碳样品经高速离心和过滤协后,用仪!测定液相溶液中的。氮成分的测定硝酸盐浓度用镐还原法测定。亚硝酸盐浓度用硫酸亚铁法测定。半连续试验半连续指进水由恒流泵连续投加,而出水用人工方式每天排放次。假定反应器有效容积,污泥泥龄,则每天进水的总量为并以恒流泵投加,每天定时抽出污泥混合液作为出水和排放的剩余污泥。根据试验要求用各种碳源对污泥进行驯化。批式试验在批式试验中,基质在试验开始时一次性投加。污泥取自半连续系统培养物。加入待测的碳源、和磷素营养并维持恒定的温度、。从点开始定时采样直至样品中硝酸盐浓度趋于恒定。每次采样后立即在样品中滴加浓硫酸,以中止反硝化反应每样品加滴。将样品低温离心和过滤协,测定上清液的了一、牙一、以及污泥的和。根据每天、每单位去除的矛一量来计算污泥的反硝化速率。当矛浓度下降速率明显降低时,只取曲线的第一部分直线部分来计算反硝化速率。当子出现时,可用于去除的速率减去牙产生的速率来计算总的反硝化速率。污泥的耗速率测定方法与此相同,其可用每天、每单位耗用的量按值来计算。在测定污泥的内源反硝化速率时,除了投加、基质外,不加任何源。试验时为了避免残存源的影响,污泥必须先作洗涤。方法如下取待测污泥离心,弃去上清液,加入等量、℃、的磷酸盐缓冲液,充分搅拌一,离心,重复上述操作次。结果和讨论以为源,利用批式试验,测定了碳源受限制和碳源无限制条件下的反硝化速率,结果见图及图。时间图碳源无限制条件下的批式反硝化试验℃一器一时间图碳源受限制条件下的批式反硝化试验℃一犷一从图可见,在适宜的条件下、温度、源无限制,反硝化速率与基质浓度无关。因此,悬浮培养物的反硝化速率对基质呈零级动力学反应,这与其它学者的结论相同,“,‘〕。在源受限制条件下,反应初始阶段反硝化速率与源无限制时相同。但随着反硝化的进行,被耗尽,反硝化速率迅速下降,反硝化速率与基质不呈零级反应。为了检验不同源对反硝化的影响,先将污泥在半连续系统中培养和驯化,然后污泥在经洗涤后测定以、乙酸、丙酸、丁酸、戊酸、甲醇、乙醇、作源时的反硝化速率和耗速率,结果见表。从表可见,混合的反硝化速率最高。在消化污泥上清液中,据测定占按卷期环境科学值,故其反硝化速率也很高。由于污泥都的一种时,仅一部分细菌能直接利用它,因以混合作为基质来驯化,在这种条件下,此其表观反硝化速率小于混合的反硝化速细菌种群的差异性较大,有些细菌可利用乙酸,率。另一些菌可利用丙酸、丁酸或戊酸。当供给单一挥发酸生物降解时,先与辅酶结合,形成表不同碳源对反硝化速率和耗速率的影响碳源反硝化速率「一!∀##∃%&耗碳速度均方差msc/(msvss·d)均方差表观C/N混合vFA,)J皿qUA皿空†,”Uqg”,†亡†nU内了5118一ni甘……,上1.立‘心11,.1空U甲醇(20℃)乙醇乙薛3)DSSDSSI,2)DSS(20℃)混合vF^(20℃)’)内源反硝化0。7540。6030。3620。5190。4870。28903490.4150.5750。6460。3860.53000840.1090.0290.0610.0360。0910。0060.0010.0190.1050.0710.0160.0790.0101。7921。2360。5050.9280.9290。3870。2520。1260。4050.2732.372.051.401.79191酸酸酸酸乙丙丁戊0.6010.6351.2121.1780.6751.5910.0660.3170.4240‘3380。1650。567J马,‘O甘d二,ŽO甘口UT=25℃pH一7.51)污泥未被磷酸盐缓冲液洗涤2)污泥以Dss驯化3)污泥以乙醉驯化脂酞辅酶A,后者通过压氧化降解,形成乙酞辅酶A和少2个C的vFA。乙酞辅酶A进入TcA循环,通过氧化磷酸化产生的能量可用于反硝化所需。在所测定的VFA中,乙酸在形成乙酞辅酶A后可直接被利用,故它呈现较高的反硝化速率。丙酸的生物降解途径较复杂,它先形成丙酞辅酶A,通过一系列的酶促梭化反应和异构反应,被转化成唬拍酞辅酶A并进入TcA循环和继续被氧化,因此它用作C源时反硝化速率较低。对于丁酸和戊酸,首先形成丁酞辅酶A和戊酞辅酶A,通过压氧化,形成一个‘乙酸辅酶A和一个2c(或3c)的脂肪酸,并按上述途径被继续氧化并用作反硝化的能源,它们的反硝化速率界于乙酸和丙酸之间。甲醇和乙醇亡源的反硝化速率比相应的vFA低,它们生物降解,得先转化成相应的vFA(例如乙醇先转化成乙酸),然后进一步降解。此外,被测污泥以vFA作为C源被驯化,细菌种群不适合于利用甲醇、乙醇,它们呈现的反硝化速率较低。经驯化后,其反硝化速率会相应提高(见表1,乙醇c源的反硝化速率从未驯化时0.349mgNo孚书/(mgvss·d)提高到邵11化后的0·415mgNO矛一N/(mgVSS·d)。当不投加任何外源C时,菌体内贮藏的C可用于反硝化,菌体因饥饿而出现自溶,同时产生可被反硝化细菌所利用的二次性基质,但这一过程很慢,生物量也会有所下降,这即为内源反硝化,它的反硝化速率最低,在氧化塘的缺氧区和生物转盘、生物滤池的生物膜内层可出现内源反硝化。当反硝化单元足够大时,为了降低外加c源成本和减少剩余污泥产率,可通过增加停留时间,利用内源反硝化来去氮。当c、N基质无限制,使用单一的外源c时,耗C速率与基质浓度无关,呈零级动力学反应(见图4)。在生物反硝化中,c的消耗比N复杂。C源可用于异化硝酸盐还原;同化合成细胞;脱氧或转化成细胞贮藏C4个方面。对生物降解而言,可将有机化合物分成3类:易降解、不易降解和环境科学15卷2期难以生物降解。例如,在DSS中,污泥消化的产加,这时基质浓度较高,因此N、C负荷也很高。根据图5,进水C/N越高,污泥产率越高,用于同化合成的c耗也越多。在半连续试验系统中,基火,·已、嚼、。25201510050.0.0.0.0.0州111一”ƒN。月O之灿已、SSA助日二340「v_,、,7、_,。‘,。叉二六,_。_。。,宣280[、\_口260卜、、卜’‘。「\\123时间(h)图4乙酸c源耗c速率批式试验T=25℃nH=7.521.3迸水C/卜进水c/N和污泥产率Y、同化合成c耗ca之间的关系。64852371050.0.0.0’0.0’0.0.图物大多是vFA,这部分属易生物降解有机物。另一些组分,如细胞壁自溶产物属难以生物降解有机物。据报道〔,3〕,不同种类的有机物被用于反硝化时,它们表现出不同的反硝化速率和耗C速率,对完全去N适宜的C/N亦不同。本试验亦观察到相同的结果(见表1)。因此,在混合C源的反硝化系统中,C源的种类和数量不仅影响反硝化速率,而且会影响耗C速率。此外,环境条件也会影响耗c速率。当细菌生活在饥饿条件下,若供以大量营养,它们会比在不饥饿时更多地耗C,并将C贮藏在细菌体内,这一情况称之为贪婪吸收或过量积累〔,,’们。当环境中存在溶解氧时,细菌也会耗C以脱氧。综上所述,有许多因子都可影响到耗C速率,这就是表1中耗C速率均方差较大的原因。本试验还测定了批式试验和半连续系统中的污泥产率Y,以了解用于同化合成细胞的C耗,结果见表2。利用半连续试验,考察了不同进水C/N时的污泥产率Y,结果见图5。1.Y(msvSS/mgNo:一N)2.c.(gC/(L·d)质连续投加。当基质进入完全混合反应器后立即被稀释。为了防止反应器中C、N积累,它的进水C、N负荷又低于最大的去除负荷,污泥中细菌处于饥饿状态下,它的产率较低。当用它来做批式试验时,投加过量的C,生物将贪婪地吸收C,并将其转化成贮藏C,结果耗C量会增加。因此,当采用连续进水的反硝化系统时,不仅可降低耗c量和处理成本,还可减少剩余污泥产量和污泥处置的费用。表2批式试验和半连续试验污泥产率Y之间的比较Y试验工艺(mgvss/mgN。:一N)批式试验L117半连续试验0·726均方差110.61070.067在批式试验中,基质于试验开始时一次性投3结论(l)在悬浮污泥系统中,当pH、温度适合、C源无限制和采用单一种类的C源时,反硝化速率和耗C速率动力学呈零级反应。(2)在反硝化中,不同种类的C源呈现不同的反硝化速率。混合vFA碳源的反硝化速率比组成它的单一vFA的反硝化速率高。vFA中,乙酸C源的反硝化速率最高。vFA碳源的反硝化速率比相应的醇类为高。(3)为了减少反硝化系统的C源耗量,降低处理成本,建议采用固定化细胞反硝化系统、生物膜反硝化系统(反硝化滤池和反硝化转盘),选用连续进水的反硝化单元。在上述系统中污泥产率比批式反硝化单元低。在悬浮污泥反硝化系统中,可适当延长泥龄。减少进水(下转第44页)·44·环境科学15卷2期当臭氧总量减少30%时,RAFnN人增加为4.2。幼加巧10立一上工么一厂日竺二,,爪、、、/丫丫l一J_-‘~-山.818283848586时间(a)87韶89十夕r犷卜卜!卜!卜七即X翎攀图6北京地面1980一1989年间臭柱和气溶胶柱厚度变化后地面uV一B辐射的相应变化趋势1.奥氧2.臭氧和气溶胶(2)计算结果说明,城区和乡村不同气溶胶污染分别使Uv一B辐射降低45%和10%左右。(3)北京地区在1980一1989年间,大气臭氧总量减少了5%,气溶胶柱厚度增加了3%,仅由臭氧总量变化而引起的地面Uv一B辐射量年变化率为1.4%,当考虑气溶胶柱厚度变化时,Uv-B辐射量的年变化率则是一0.7%。这和在相近纬度地区测定的Uv一B辐射年变化趋势相似。今考文献1KriPkeML,歇hnelderTetd二AtmOSPherlcC比oneRescarchanditsPOlicylmPlications.Amsterdam:E耽姆vlerSclencePubl.,1989:7952TeramuraAH,HOflmanJS.EffeCts成Chan名esinstrato6PhericC比。neandG1