微氣泡曝氣生物流化床反應器

SNAD過程脫氮性能研究

劉 平1，2 ，王曉1，2 ，劉春1

（1.河北科技大學環(huán)境科學與工程學院，河北省污染防治生物技術重點實驗室；

2.河北科技大學圖書館：石家莊 河北 050018）

摘 要： 運行微氣泡曝氣生物流化床反應器（MAFBR），研究了不同運行策略下同步短程硝化 - 厭氧氨氧化 - 反硝化（SNAD）過程實現(xiàn)及生物脫氮性能。結果表明，MAFBR 反應器采用高碳氮比（C/N）啟動并逐漸降低 C/N 的運行策略時，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 反應器采用低 C/N 啟動并控制適宜溶解氧（DO）濃度的運行策略時，生物脫氮過程由同步硝化 - 反硝化逐漸轉變?yōu)?nbsp;SNAD 過程，從而實現(xiàn)高效生物脫氮性能。MAFBR 反應器可在 C/N 為 1、DO 平均質量濃度為 1.29 mg/L條件下實現(xiàn) SNAD 過程，其氨氮平均去除率和平均去除負荷可達到 69.87%和 0.31 kg/(m 3 ·d)，總氮（TN）平均去除率和平均去除負荷可達到 63.93%和 0.29 kg/(m 3 ·d)，厭氧氨氧化對 TN 去除的平均貢獻率可達到 52.89%以上。

關鍵詞： 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。好氧生物流化床兼具活性污泥法與生物膜法的優(yōu)點，具有床層生物量大、生物膜活性高、傳質條件優(yōu)越、

處理效率高等特點  ，主要用于去除中、低濃度的有機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，逐漸受到關注。SNAD 過程對低 C/N 廢水處理尤為適宜，可實現(xiàn)碳氮同步高效去除，但 SNAD 過程實現(xiàn)仍存在一定的困難，是目前生物脫氮研究的熱點。

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

本研究采用 2 種策略運行微氣泡曝氣生物流化床反應器（MAFBR）處理模擬生活廢水，比較了不同運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反應器應用于廢水生物脫氮提供參考。

1 材料和方法

1.1 實驗裝置

MAFBR 反應器實驗裝置圖如圖 1 所示。采用SPG膜進行微氣泡曝氣，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)泵使得反應器內混合液在 SPG 膜管內循環(huán)流動，利用空氣壓縮機在 SPG 膜管外提供壓縮空氣 （0.6～0.8MPa），空氣通過膜孔進入管內，在循環(huán)液體水力剪切作用下形成微氣泡。通過調節(jié)跨膜壓差控制空氣通量及溶解氧（DO）濃度。實驗條件下所產生的微氣泡的平均直徑范圍為 30～40 μm。

反應器為有機玻璃柱形容器，高和直徑分別為600、250 mm，有效容積為 15 L。反應器內填充環(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%。填料在反應器內處于流化狀態(tài)。

1.2 實驗過程

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

MAFBR 反應器運行過程中，檢測進出水 COD、氨氮質量濃度、TN 質量濃度、亞硝酸鹽氮濃度、硝酸鹽氮濃度以及 DO 濃度隨時間變化，以評價和分析反應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）技術檢測反應器生物膜內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] 。上述探針標記熒光染料 FITC 或 Cy5，與生物膜樣品進行雜交，并觀察雜交圖像 [13] 。

1.4 水質分析方法

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

2 結果與討論

2.1 運行策略 1 時 MAFBR 運行性能

2.1.1 DO 變化

運行策略 1 時，MAFBR 反應器內 DO 質量濃度變化如圖 2 所示?？梢钥闯?，啟動、階段 1 和階段2COD 進水負荷略有增加，氨氮進水負荷明顯提高，因此 3 個階段反應器內 DO 質量濃度逐漸下降，DO平均質量濃度分別為 1.65、1.43、0.88 mg/L。

2.2.2 COD 去除性能

運行策略 2 時，MAFBR 反應器進出水 COD 變化如圖 7 所示。可以看出，啟動運行 15 d 后，出水COD 降至較低水平并趨于穩(wěn)定，但隨后運行過程中，出水 COD 波動較大。啟動、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 去除負荷分別為 0.36、0.36、0.38 kg/(m 3 ·d)。盡管啟動、階段 1 和階段 2 的 DO 質量濃度差異較大，但 COD 去除性能基本相當?？梢?，DO 質量濃度不是 COD 去除性能的主要影響因素。

以上運行結果表明，DO 對硝化過程的影響是氨氮去除的重要因素，因而啟動階段氨氮去除較好，階段 1 由于 DO 質量濃度極低使得氨氮去除受到嚴重抑制。而階段 2 的 DO 質量濃度顯著提高，盡管仍低于啟動階段，但運行后期氨氮去除性能顯著優(yōu)于啟動階段，氨氮去除負荷為啟動階段的 2 倍，此時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

運行策略 2 時，MAFBR 反應器進出水 TN 質量濃度變化如圖 9 所示，其中階段 1 和階段 2 進水TN 質量濃度同樣比啟動階段提高約 1 倍，降低 C/N比為 1.0?？梢钥吹剑瑔舆\行 15 d 后，啟動、階段 1和階段 2 出水 TN 質量濃度分別為 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 運行至 98 d 后，TN 去除性能明顯改善，出水 TN 平均質量濃度、去除率和去除負荷分別為 40.43 mg/L、63.93%和 0.29 kg/(m 3 ·d)。

可見，啟動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 硝化過程受到嚴重抑制，使得后續(xù) TN 去除性能明顯下降。而階段 2 運行后期 TN去除性能顯著提高，而低 C/N 比對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，同時在此過程中也促進氨氮去除。

2.2.5 厭氧氨氧化對 TN 去除貢獻率

根據(jù) SNAD 過程化學計量關系 [16] ，估算厭氧氨氧化及反硝化過程在 TN 去除中的貢獻率，結果如圖 10 所示。可以看出，啟動和階段 1，反硝化過程在TN去除中的貢獻率均為 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 TN 去除效應逐漸顯現(xiàn)，TN 去除貢獻率逐漸升高，穩(wěn)定平均 TN 去除貢獻率達到 52.89%。以上估算認為全部 COD 均通過反硝化過程去除，事實上，應為部分 COD 通過反硝化過程去除，因此實際厭氧氨氧化對 TN 去除貢獻率應高于估算值?？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 不同運行策略時生物脫氮過程分析

2.3.1 運行策略 1 生物脫氮過程

運行策略 1 時，MAFBR 反應器運行 3 個階段的 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、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，碳源仍然不是反硝化過程的限制因素。同時，出水中幾乎不存在亞硝酸鹽和和硝酸鹽積累，也證實硝化過程產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 比啟動運行時，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，導致了后續(xù)運行中硝化過程受到抑制，亦無法實現(xiàn)厭氧氨氧化過程，因而整體生物脫氮性能不理想。

2.3.2 運行策略 2 生物脫氮過程

運行策略 2 時，MAFBR 反應器運行啟動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，平均出水質量濃度分別達到 4.27、6.19 mg/L?？梢?，此階段由于進水C/N 比較低且 DO 質量濃度高，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。

為促進厭氧氨氧化過程，階段 1 進一步降低C/N 比和 DO 質量濃度，但此階段 DO 質量濃度控制過低，平均 DO 質量濃度僅為 0.3 mg/L，對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 質量濃度，運行過程中，隨著短程硝化作用逐漸改善，出水中亞硝酸鹽氮累積明顯，平均質量濃度達到 6.48 mg/L，而硝酸鹽氮平均質量濃度僅為 0.39 mg/L。SNAD 過程亦逐漸實現(xiàn)，運行后期氨氮和 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。對階段2 運行末期生物膜樣品中的亞硝化菌群和厭氧氨氧化菌群進行 FISH 檢測，結果如圖 11 所示，亦證實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 論

1）MAFBR 反應器采用高 C/N 比啟動并逐漸降低 C/N 比的運行策略時，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 反應器采用低 C/N 比啟動并逐漸提高 DO 濃度的運行策略時，生物脫氮過程由同步硝化 - 反硝化逐漸轉變?yōu)橥蕉坛滔趸?- 厭氧氨氧化 - 反硝化（SNAD），從而實現(xiàn)高效生物脫氮性能。

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