2018, Vol. 50
2. 哈尔滨工业大学 环境学院，哈尔滨 150090;
3. 上海晶宇环境工程股份有限公司，上海 200439
2. School of Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China;
3. Shanghai Jing Yu Environment Engineering Co., Ltd., Shanghai 200439, China
垃圾渗滤液是一种较为复杂的高浓度废水，处理不当可能对水体和生态环境造成极大危害[1-2].对于垃圾渗滤液中高质量浓度氨氮的去除，应用较广的是传统硝化反硝化生物脱氮，但渗滤液碳氮比很低，该工艺脱氮效率较差[3-4]，需外加碳源，导致运行成本升高.短程硝化反硝化是近年出现的一种新型生物脱氮技术，具有诸多优势，如在低氧浓度下积累亚硝酸盐氮[5-6]，不仅可大幅减小供氧量，节省25%的能耗，还能节省约40%的反硝化碳源，减少污泥产量，降低运行费用等[7-8].因此，短程硝化反硝化工艺成为当前废水生物脱氮领域研究的热点[9].
在短程硝化反应中，氨氮与COD是微生物生长的基质，但基质浓度过高可能会抑制氨氧化细菌(ammonia oxidizing bacteria，AOB)生长[10-11].此外，作为关键因素之一，pH对生物系统中短程硝化反应和微生物活性有显著影响，有必要结合数学模型，探究不同pH条件下短程硝化过程中氨氮与COD的动力学降解特性，目前上述研究较少[12-14].因此，本研究采用间歇进水生物反应器进行短程硝化实验，探究并建立氨氮与COD降解动力学模型，解析反应器微生物菌落特征，以期为短程硝化反应器的设计、操作和应用提供依据.
1 实验 1.1 接种污泥接种污泥取自本实验室运行的短程硝化反应器，污泥质量浓度MLSS为4.2 g/L，挥发性固体质量浓度VSS为2.7 g/L，VSS与MLSS比为0.64.
1.2 实验水样原垃圾渗滤液取自上海市崇明县生活垃圾填埋场，本研究以垃圾渗滤液的稀释液作为实验进水，两种废水的水质特征如表 1所示.
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表 1 垃圾渗滤液及其稀释液的水质特征 Table 1 Water quality of landfill leachate and its diluent |
间歇进水生物反应器的总体积为500 mL，设置有曝气装置，主要在水浴恒温振荡器(实验装置如图 1所示)中进行短程硝化实验，过程如下：
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1—水浴恒温振荡器；2—反应器；3—曝气器；4—鼓风机；5—气管 图 1 实验装置 Figure 1 Schematic of experimental setup |
设置振荡器水温为30 ℃，将编号分别为1#、2#、3#、4#和5#的反应器置入振荡器中.由低到高配制5种浓度的垃圾渗滤液稀释液，各取150 mL加至上述5个反应器，并分别加入100 mL接种污泥.开启振荡器摇匀约2 min后，记为0时刻，取样测试氨氮、COD、亚硝态氮和硝态氮质量浓度.然后开启曝气和振荡，控制DO为0.8~1.2 mg/L，每间隔1 h取样测试氨氮、COD、亚硝态氮和硝态氮质量浓度，至第5小时后结束.调节稀释液pH分别为6.5、7.0、7.5、8.0和8.5，保持温度为30 ℃，同上进行实验，考察pH对氨氮和COD降解的影响.
1.4 分析方法COD采用重铬酸钾法测定，氨氮采用纳氏试剂比色法测定，硝态氮采用麝香草酚分光光度法测试，亚硝态氮采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法测试.
微生物菌种使用DNAzol试剂抽提微生物DNA，然后将其作为PCR(polymerase chain reaction)的模板[15].反应体系为50 μL，2×Hotstart-PCR mix 25 μL，上下游引物各0.8 μL；DNA模板1 μL，无菌去离子水22.4 μL，均采用通用引物为细菌16SrDNA：F(5′-AGAGTTTGATCC-TGGCTCAG-3′)和R(5′-CAKAAAGGAGGTGAT-CC-3′) [16].PCR扩增的反应条件为：预变性94 ℃ 4 min；随后94 ℃变性30 s，50 ℃退火30 s，72 ℃延伸1 min，此步骤重复35个循环；最后72 ℃延伸10 min，PCR产物经1%的琼脂糖凝胶电泳分析后使用DNA纯化试剂盒(鼎国生物有限公司，北京)分离得到，目的基因片段克隆到pMD-18T-vector载体上，转化入E.coliDH5α感受态细胞，随后对阳性克隆进行测序分析(捷瑞生物有限公司，上海)，将测序得到的16SrDNA序列用basic local alignment searc tool(BLAST)的方法在GenBank数据库上进行比对分析[15].
1.5 计算方法1) 污染物降解速率方程：
| $ r =-\frac{{{\rm{d}}\rho }}{{{\rm{d}}t}}. $ | (1) |
对式(1)进行变形，积分得
| $ {\rho _0}-{\rho _t} = rt. $ | (2) |
式中:ρ0为污染物初始质量浓度，mg/L；ρt为t时刻污染物质量浓度，mg/L；r为降解速率，mg/(L·h)；t为反应时间，h.对(ρ0-ρt)-t作图，直线斜率即为污染物降解速率.
2) 米氏方程(Michaelis-Menten)模型[17]：
| $ r = \frac{{{r_{\max }}\rho }}{{{K_{\rm{S}}} + \rho }}. $ | (3) |
采用双倒数法，对式(3)两边取倒数：
| $ \frac{1}{r} = \frac{{{K_{\rm{S}}}}}{{{r_{\max }}}} \cdot \frac{1}{\rho } + \frac{1}{{{r_{\max }}}}. $ | (4) |
修正后的米氏方程模型
| $ r = \frac{{{r_{\max }}\left( {\rho-1000} \right)}}{{{K_{\rm{S}}} + \left( {\rho-1000} \right)}}. $ | (5) |
对式(5)两边取倒数：
| $ \frac{1}{r} = \frac{{{K_{\rm{S}}}}}{{{r_{\max }}}} \cdot \frac{1}{{\rho-1000}} + \frac{1}{{{r_{\max }}}}. $ | (6) |
式中:r为基质降解速率，mg/(L·h)；rmax为基质最大降解速率，mg/(L·h)；KS为饱和常数，mg/L；ρ为基质质量浓度，mg/L.根据斜率和截距，可求出KS及rmax.
3) 基质抑制Aiba动力学模型[18]：
| $ r = \frac{{{r_{\max }}\left( {\rho-200} \right)}}{{{K_{\rm{S}}} + \left( {\rho-200} \right)}}\exp \left( {-\frac{{\rho - 200}}{{{K_{{\rm{SI}}}}}}} \right). $ | (7) |
式中：r为基质转化速率，mg/(L·d)；rmax为最大基质转化速率，mg/(L·d)；ρ为基质质量浓度，mg/L；KS为半饱和常数，mg/L；KSI为抑制常数，mg/L.
2 结果与讨论 2.1 pH对氨氮降解速率的影响在氨氮初始质量浓度ρ1~ρ5分别为20.1、37.9、57.2、74.4和100 mg/L，温度为30 ℃条件下，pH不同时氨氮降解曲线和动力学参数如图 2所示.可以看出，当氨氮初始质量浓度为20~100 mg/L，不同pH条件下，随着氨氮初始质量浓度增加，氨氮降解速率也逐渐增加.而在ρ1~ρ5每个初始质量浓度下，当pH从6.5增至8.5时，氨氮降解速率均出现先增加后减小的趋势.李冬等[19]研究指出，当pH为5.0~8.0时，氨氧化速率随pH增加而增加，pH为8.0~10.0时氨氧化速率随pH增加而减小，且pH为8.0时氨氮氧化速率为6.6 mg/(L·h)，这与本研究的结果基本一致.
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ρ1=20.1 mg ·L-1；ρ2=37.9 mg/L；ρ3=57.2 mg/L；ρ4=74.4 mg/L；ρ5=100 mg/L 图 2 不同氨氮初始质量浓度下的降解曲线 Figure 2 Degradation of NH4+-N under different initial concentrations |
采用动力学模型方程(4)拟合，得到不同pH的拟合方程如图 3所示，动力学参数如表 2所示.
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图 3 不同pH下氨氮降解拟合曲线 Figure 3 Fitting curves of NH4+-N degradation under different pH |
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表 2 氨氮降解动力学参数 Table 2 Kinetic parameters of NH4+-N degradation |
由表 2知，pH从6.5增至8.5时，氨氮的最大降解速率rmax与饱和常数KS均是先增加后减小.当pH为7.5时达最大，分别为42.7 mg/(L·h)和1 77.3 mg/L，较pH为6.5分别增加了43.6%和42.9%.这说明在短程硝化过程中，氨氮的最大降解速率与饱和常数均受pH影响较大，在pH不超过7.5时，适当提高pH，有利于提高氨氮降解的最大速率和饱和常数.吕斌等[20]在对晚期垃圾渗滤液进行短程硝化研究中发现，当pH为6.0~8.0时，适当提高体系pH，能够增大最大氨氧化速率，从而提高对氨氮的去除效率，降低出水氨氮质量浓度，这与本研究结果较为一致.左剑恶等[21]在研究高质量浓度氨氮短程硝化过程中证实，pH为7.5时的氨氧化速率和亚硝化速率均明显高于pH为7.0和8.0，这与本研究的结果极为相似.
此外，众多研究指出，生物系统pH对氨氧化速率的影响机制主要有两种途径，一是生物系统中不同的pH会直接影响微生物细胞内的电解质平衡，从而影响其活性；二是尽管pH对氨氧化菌活性没有直接影响，但pH能显著影响混合液中作为氨氧化细菌的真正基质——游离NH3 (free ammonia, FA)的质量浓度，在一定氨氮质量浓度下，pH较高时游离NH3质量浓度较高，而pH较低时，则相反.结合上述影响机制，本研究中pH对氨氧化速率的显著影响很可能主要通过影响游离NH3质量浓度来实现，主要原因是pH能显著影响游离NH3质量浓度.文献[22]指出，在ρNH4+-N=65 mg/L、t=28 ℃条件下，pH为6.5时FA仅有0.17 mg/L，而pH为8.0时FA的质量浓度则高达5.18 mg/L，由此可知，当pH从6.5增加到8.时，FA质量浓度增加约30.5倍.另一方面，在pH为6.5时最大氨氮降解速率达到24.1 mg/(L·h)，尽管低于pH为8.0时的35.1 mg/(L·h)，但仍能实现氨氮的高效去除.这间接说明pH在6.5~8.0波动时，微生物细胞内的电解质平衡和活性虽受到影响，但并不是主要因素.
2.2 pH对COD降解速率的影响COD初始质量浓度ρ1~ρ5分别为238、550、1 298、1 416和1 900 mg/L，温度为30 ℃，不同pH条件下，COD降解曲线和对应的动力学参数如图 4所示.
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ρ1=20.1 mg/L; ρ2=37.9 mg/L; ρ3=57.2 mg/L; ρ4=74.4 mg/L; ρ5=100 mg/L 图 4 不同COD初始质量浓度下的降解曲线 Figure 4 Degradation of COD under different initial concentrations |
由图 4可以看出，当初始质量浓度ρ在200~1 416 mg/L时，随着COD初始质量浓度的增加，COD降解速率逐渐增加，但ρ高于1 416 mg/L时，COD降解速率则逐渐下降，表现为抑制特征.采用基质抑制Aiba动力学模型(7)[18]，对r~(ρ-200)拟合，可得各pH条件下的拟合曲线及方程(图 5)，动力学参数如表 3所示.可以看出，当pH由6.5升高至8.5，最大降解速率rmax、饱和常数KS与抑制常数KSI均是先增大后减小，在pH为7.5时，三者均达到最大值719.2 mg/(L·h)、920.4和1 404.2 mg/L，表明在短程硝化过程中，pH对COD降解有较大影响，pH过高或过低均不利于COD降解，最佳pH应控制在7.0~8.0.
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图 5 COD降解拟合曲线 Figure 5 Fitting curves of COD degradation under different pH |
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表 3 COD降解动力学参数 Table 3 Kinetic parameters of COD degradation |
短程硝化过程中氨氮和COD的降解常数如表 4所示.可以看出，短程硝化过程中COD的降解速率和最大降解速率分别是氨氮的5.6~11.3倍和12.4~16.8倍，说明有机物降解速率远高于氨氮，这可能是由于本研究进水中含有较高浓度有机物，导致生物系统中异养菌生长代谢较快，且异养菌丰度远高于自养菌.尹军等[23]指出，在生物系统中，进行有机物氧化的异养菌生长速率(128.2 mg/(g·h))远高于进行硝化反应的自养型硝化菌(7.2 mg/(g·h)).
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表 4 COD和氨氮降解参数对比 Table 4 Comparison of the degradation parameters of COD and ammonia |
同时需要指出的是，由于垃圾渗滤液中组分复杂，含有较多的重金属等有毒有害物等，这些复杂物质也可能对生物系统中异养菌活性和COD降解速率造成影响，有待后续研究进一步证实.
2.3 系统中微生物的群落结构特征长期实验表明，通过控制溶氧质量浓度为0.8~1.2 mg/L，间歇进水生物系统出水中亚硝态氮质量浓度远高于硝态氮，亚硝态氮积累基本维持在50%~90%，说明该生物系统中成功实现了短程硝化反应.为了进一步确认该生物系统中短程硝化反应的进行，采用PCR技术对污泥菌群进行测序，随机挑选100个克隆测序，将测序结果与GenBank数据库BLAST进行比对，分析硝化菌种及其所占比例，结果如表 5所示.
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表 5 间歇进水生物反应器菌种分析 Table 5 Proportions of AOB and NOB in an intermittent flow reactor |
从表 5可知，污泥中微生物种群较为丰富，共检测出19种菌种.其中，Nitrosomonas europ-aea ATCC19178、Nitrosomonas stercoris、Nirospina moscoviensis X82558、Nitrosospira sp.PM2、Micro-coccus luteus NCTC 2665、Alkaliphilus metalliredigensQYMF、Anaerolinea thermophila UNI-1及Paracoccus denitrificans PD1222菌属共8种细菌占据了整个细菌群落的绝大部分，是系统中的主要功能菌种，而其他劣势菌群占比相对较小(11%).
在主要功能菌种中，Nitrosomonas europaea AT-CC19178、Nitrosomonas stercoris和Nitrosospira sp.PM2均属于AOB菌群，共占比达66%，是该系统中最优势的菌种.这3类菌群的主要功能是将氨氮氧化为亚硝态氮，促进亚硝态氮积累，是生物系统实现短程硝化反应最主要的菌群.另外，Nirospina moscoviensis X82558占比也高达13%，这类菌群属于亚硝酸盐氧化菌(nitrite-oxidizing bacteria, NOB)，主要功能是将亚硝态氮转化为硝态氮，这说明生物系统中NOB并没有完全被淘汰，反应器中同时存在部分全程硝化反应.
3 结论1) 在pH为6.5~8.5时，氨氮降解符合米氏模型，而COD降解适用于抑制Aiba动力学模型.随pH增加，氨氮和COD的最大降解速率与饱和常数均先增加后降低，pH为7.5时达到最大值.这说明短程硝化反应中，氨氮与COD降解受pH影响较大，最佳pH应控制为7.5~8.0.
2) 间歇进水生物反应器微生物中3种AOB菌群Nitrosomonas europaea ATCC19178、Nitrosomonas stercoris和Nitrosospira sp.PM2的总占比达66%，说明AOB菌群是最主要的优势菌群，这类菌群有利于短程硝化反应去除氨氮.
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