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    高盐废水脱氮技术分析

    厌氧氨氧化(anaerobic ammonia oxidation, 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(Candidatus scalindua)是海洋性的, 且研究已证实Candidatus scalindua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30 g·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‰, 30~35 g·L-1), 不需要经过漫长的盐度驯化就能在30 g·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.

      1 材料与方法1.1 接种污泥

      本试验使用的污泥是来自胶州湾的底泥, 黑色泥状, 带有臭味.污泥在进入反应器之前首先要进行淘洗, 去除里面的杂质.淘洗液的成分为0.01 g·L-1的KH2PO4、0.005 6 g·L-1的CaCl2与0.3 g·L-1的MgSO4.用淘洗液反复淘洗3次, 每次15 min, 将其静置30 min, 待污泥沉淀完全后倒掉上层的淘洗液, 然后将淘洗后的污泥倒入ASBR反应器.

      1.2 试验用水

      本试验用海水(5L)作为ASBR反应器的进水, 加入0.029 g·L-1的KH2PO4、0.136 g·L-1的CaCl2、1.2 g·L-1的KHCO3和0.3 g·L-1的MgSO4·7H2O, 微量元素Ⅰ和Ⅱ各1 mL·L-1.其中微量元素Ⅰ的成分及含量:EDTA为5 g·L-1, FeSO4·7H2O为5 g·L-1; 微量元素Ⅱ的成分及含量:EDTA为15 g·L-1, H3BO4为0.014 g·L-1, MnCl2·4H2O为0.99 g·L-1, CuSO4·5H2O为0.250 g·L-1, ZnSO4·7H2O为0.430 g·L-1, NiCl2·6H2O为0.190 g·L-1, CoCl2·6H2O为0.24 g·L-1, NaSeO4·10H2O为0.21 g·L-1.海水取自黄海(青岛麦岛周边), NH4+-N与NO2--N分别由NH4Cl与NaNO2按需提供, 将进水NH4Cl与NaNO2的初始浓度均设置为110 mg·L-1, 用1 mol·L-1的盐酸将进水pH控制在7.5±0.1范围, 进水用高纯氮气(纯度为99.99%)曝气15 min后导入ASBR反应器.

      1.3 试验装置

      试验用序批式厌氧活性污泥反应器(anaerobic sequencing batch reactor, ASBR)作为海洋厌氧氨氧化菌富集培养过程的反应器, 进水(3 min)、反应(10 h/24 h)、沉淀(45 min)、出水(2 min).反应器的结构如图 1所示:该反应器是由有机玻璃制成的圆柱体, 总体积为8 L, 有效体积为7 L.器壁的垂直方向上设有3个取样口, 取样口与排水口处的橡胶管均用夹子夹住, 防止空气中的O2进入反应器.曝完气的海水通过进水泵导入反应器, 出水通过出水管排出.反应器内设电动搅拌装置, 机械搅拌速率为80 r·min-1, 外部为水浴控温系统, 将温度控制在25℃左右.整个反应器的外围包裹一层黑布, 以防止光对海洋厌氧氨氧化菌产生抑制作用.

    1.取样口及进出水口; 2.排泥口; 3.搅拌; 4.水浴循环进出水口; 5.水浴恒温控制器; 6.水封; 7.进水蠕动泵; 8.水浴循环蠕动泵; 9.储水箱

    图 1 ASBR反应器装置示意

      1.4 分析项目与方法

      氨氮:纳氏试剂分光光度法; 亚硝酸盐氮:N-(1-萘基)-乙二胺光度法; 硝酸盐氮:麝香草酚分光光度法; pH/ORP:德国WTW pH/ORP/Oxi 340便携式pH计; 温度:水银温度计; 紫外/可见分光光度计:UV-5200.

      SEM检测:在沉淀中加入2.5%的戊二醛5 mL, 置于4℃冰箱中固定4 h; 用0.1 mol·L-1, pH为8.0的磷酸缓冲溶液冲洗3次, 每次10 min; 分别用浓度为30%、50%、70%、90%的乙醇进行脱水, 每次15 min, 再用100%的乙醇脱水3次, 每次15 min; 然后加入100%乙醇与乙酸异戊酯的混合液(体积比为1:1) 及纯乙酸异戊酯各一次进行置换, 每次15 min; 对样品真空干燥后, 喷金, 通过扫描电镜(HITACHIS-4300) 观察污泥形态.

      2 结果与讨论2.1 海洋厌氧氨氧化菌富集培养过程

      根据反应器中海洋厌氧氨氧化菌的脱氮特性将整个富集培养过程分为4个阶段:菌体自溶阶段(1~15 d)、活性迟滞阶段(16~152 d)、活性提高阶段(153~183 d)与稳定运行阶段(184~192 d).

      2.1.1 菌体自溶阶段(1~15 d)

      反应器水力停留时间(HRT)设置为24 h, NH4+-N与NO2--N的起始浓度均为110 mg·L-1, 历经15 d, 完成菌体自溶期.如图 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8 d, 就由第1 d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8~15 d, 对NO2--N的去除速率较1~8 d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15 d, 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.


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