DOI: 10.11817/j.issn.1672-7207.2015.03.049

污泥发酵耦合反硝化系统亚硝态氮积累特性

操沈彬，王淑莹，吴程程，杜睿，龚灵潇，彭永臻

(北京工业大学 北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室，

北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心，北京，100124)

摘要：接种污泥发酵耦合反硝化系统污泥，以剩余污泥发酵上清液中有机物作为反硝化过程电子供体，通过批次试验研究碳氮比()及pH对反硝化过程积累的影响。试验结果表明：在初始为30 mg/L，为1~3时，积累量和积累速率随增加明显升高，继续提高对积累影响很小，在反应过程中最大积累量达到(18.85±1.13) mg/L；pH对反硝化过程积累有明显影响，pH=7时积累速率最大，而积累量按pH顺序依次为：pH=9，6，8，7。另外，本试验考察的污泥发酵耦合反硝化系统污泥在反硝化过程中亚硝态氮积累率(w_NAR)维持在78%~95%范围内，并且反应初始对其影响很小，可能是由于该系统的长期碳源电子供体有限，反硝化和发酵条件的引入导致反硝化菌合成硝态氮还原酶能力远远大于亚硝态氮还原酶的还原酶能力。

关键词：污泥发酵耦合反硝化；剩余污泥发酵液；亚硝态氮积累

中图分类号：X703.1              文献标志码：A         文章编号：1672-7207(2015)03-1153-07

Nitrite accumulation in sludge fermentation coupling with denitrification system

CAO Shenbin, WANG Shuying, WU Chengcheng, DU Rui, GONG Lingxiao, PENG Yongzhen

(Engineering Research Center of Beijing, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)

Abstract: With the inoculation sludge derived from a sludge fermentation coupling with denitrification system, bath experiments were conducted to investigate the effect of the ratio of chemical oxygen demand to mass concentration of  and pH on nitrite accumulation by denitrification using wasted sludge fermentation liquid as electron donor. The results show that, at the initial nitrate concentration of 30 mg/L, both the amount and rate of nitrite accumulation significantly increase when the initial  changes from 1 to 3, and is less influenced by a further increasement of , and the maximum amount of nitrite accumulation is (18.85±1.13) mg/L in the denitrification. pH has a significant effect on nitrite accumulation. The system of pH=7 shows the highest nitrite accumulation rate. However, the maximum nitrite accumulation amount is in the system of pH=9, followed by pH=6, 8 and 7. In addition, the nitrite accumulation ratio (w_NAR) maintains 78%-95% during the denitrifying process and is hardly affected by the initial , which may be due to the culture of chronically insufficient carbon source for denitrification and fermentation conditions introduce in the sludge fermentation coupling with denitrification system, which results in a greater ability of synthetizing the nitrate reductase than the nitrite reductase of denitrifiers.

Key words: sludge fermentation coupling with denitrification; waste activated sludge fermentation liquid; nitrite accumulation

生物反硝化脱氮是在硝态氮还原酶(NaR)、亚硝态氮还原酶(NiR)、一氧化氮还原酶(NoR)和氧化亚氮还原酶(N₂oR)的作用下将逐步还原为氮气的生化反应过程^[1]：

               (1)

一般认为的还原速率大于的还原速率，因此，在反硝化过程中不会出现中间产物的积累。然而，实际中积累的现象已有大量报道^[2-8]。水体中亚硝态氮的存在对生物有毒害作用，并且在生物脱氮过程出现亚硝态氮的积累会使得在随后的硝化阶段再次氧化，从而增加需氧量，因此，城市污水处理过程应尽量减少或避免这种现象的发生。然而，自从20世纪90年代厌氧氨氧化技术被发现以来，反硝化过程中积累有了应用的可能。如Kalyuzhnyi等^[9]结合厌氧氨氧化和反硝化反应提出一种新的脱氮工艺—DEAMOX，即在单一反应器内，同时进行着厌氧氨氧化反应和反硝化反应，厌氧氨氧化反应的电子供体通过还原产生，从而达到去除废水中的氨氮和硝态氮的目的。反硝化过程出现的积累主要是由于NaR和NiR活性的差异。Drysdale等^[10]研究指出某些特定的反硝化菌群只具有分泌硝态氮还原酶能力，只能将还原，而不能还原，从而导致大量的积累；孙洪伟等^[6]在低温下考察SBR反硝化过程的积累指出碳源类型是影响积累的一个因素，主要是不同的电子供体使得NaR和NiR的利用效率不一样，从而导致它们活性存在区别；Oh等^[3]指出在碳源电子供体有限时产生的积累现象，分析原因为有限的电子供体导致还原酶与还原酶之间产生竞争作用，而还原酶的竞争能力比还原酶的强。本文作者针对城市生活污水碳源不足导致出水难以达标的问题，建立污泥发酵耦合反硝化系统，其通过剩余污泥水解酸化产生的碳源来强化脱氮，在反硝化过程伴有较高的积累现象。为进一步考察污泥发酵耦合反硝化系统的积累特性，采用序批试验装置，接种污泥发酵耦合反硝化系统污泥，以污水处理厂自身排放的剩余污泥发酵后上清液中有机物为电子供体，通过批次试验，探讨不同化学需氧量(COD)与硝态氮()质量浓度比()和pH对反硝化过程积累的影响，同时分析污泥发酵耦合反硝化系统反硝化过程积累的原因，以便为后期构建反硝化耦合厌氧氨氧化一体化工艺生物脱氮水提供参考。

1  材料与方法

1.1  污泥发酵耦合反硝化系统

污泥发酵耦合反硝化系统装置如图1所示。低碳氮比生活污水进入前置反硝化/硝化SBR反应器，反应器中上一周期的利用生活污水中的有机物进行缺氧反硝化，随后曝气好氧硝化。其富含的硝化液进入中间水箱，作为污泥发酵耦合反硝化SBR反应器进水。污泥发酵耦合反硝化反应器通过剩余污泥水解酸化产生的可利用碳源来强化反硝化脱氮，每周期12 h，采用交替厌氧-缺氧的运行方式，其中厌氧发酵8 h，然后将硝化液打入该反应器后同步发酵反硝化3 h。每周期排水结束后，排出一定体积的混合污泥，再加入适量的新鲜剩余污泥，污泥质量浓度(MLSS)保持在4 500 mg/L，污泥龄(SRT)为12 d。

图1  污泥发酵耦合反硝化工艺试验装置示意图

Fig. 1  Schematic diagram of sludge fermentation coupling with denitrification system

1.2  剩余污泥发酵上清液与试验用水

发酵所用剩余污泥取自实验室中试规模SBR。该SBR有效容积为8 m³，采用交替厌氧—好氧—缺氧方式运行^[11]。剩余污泥浓缩后，在25 ℃的恒稳培养箱中厌氧发酵6 d，可以产生最大量的易被反硝化菌利用的挥发性脂肪酸(VFA)^[12]。将发酵后的泥水混合液在4 000 r/min的转速下离心10 min，上清液中有机物即为本试验反硝化所用电子供体，保存在4 ℃冰箱，以备后用，相关参数如表1所示。

试验用水为人工配水，通过配置硝酸钠溶液，使各试验瓶内起始质量浓度在30 mg/L左右，同时加入5 mg/L MgSO₄，0.75 mg/L KH₂PO₄和0.75 mg/L CaCl₂，并补充适量的微量元素，根据设定的，在反应起始投配适量发酵上清液。用蒸馏水稀释至一定体积，反应过程中污泥质量浓度(VSS)为(1 200±100) mg/L。

表1  剩余污泥发酵上清液性质

Table 1  Properties of waste activated sludge fermentation liquid

1.3  批次试验方法

批次试验所用装置均为有效容积为1.4 L的锥形瓶，瓶口用橡胶塞和密封环进行密封。橡胶塞上开有3个小孔，分别用于取样、固定pH和ORP探头。试验瓶底部配有磁力搅拌装置，转速为300 r/min。反应开始前，每个试验瓶用N₂曝气10 min以消除溶解氧的影响。整套装置置于温度为25 ℃的恒温培养箱中。

利用上述试验装置分别考察不同和pH对反硝化过程积累的影响。

1) 对积累的影响试验：设置4组反应器，分别控制 为1(A1)，2(A2)，3(A3)和4(A4)， 通过投加不同体积的发酵液进行调节；

2) pH对反硝化过程积累的影响试验：设置4组反应器，在为3时，分别控制pH=6(B1)，pH=7(B2)，pH=8(B3)和pH=9(B4)，反应过程中pH的变化用0.1 mol/L NaOH和0.1 mol/L HCl进行调节。

1.4  亚硝态氮积累率计算方法

亚硝态氮积累率(w_NAR)：

        (2)

其中：为反应开始(t=0)时质量浓度(mg/L)；为t时刻质量浓度(mg/L)；为反应开始(t=0)时质量浓度(mg/L)；为t时刻质量浓度(mg/L)。

1.5  测定参数与方法

NH₄⁺-N，和质量浓度采用美国LACHAT公司QuikChem8500 Series2流动注射全自动分析仪测定；COD采用连华科技5B-1型COD快速测定仪测定；污泥质量浓度MLSS采用滤纸质量法测定；挥发性污泥质量浓度MLVSS采用马弗炉灼烧质量法测定；pH和ORP采用德国WTW pH/oxi340i仪在线监测。

2  结果与讨论

2.1  污泥发酵耦合反硝化系统反硝化过程的积累

为解决城市污水处理厂碳源不足而导致的出水水质难以达到国家排放标准的问题，本课题组建立了污泥发酵耦合反硝化系统以强化污水中总氮的去除。系统在温度为(32±0.5) ℃下，稳定运行1 a多，出水平均TN质量浓度小于10 mg/L。

图2所示为前置反硝化/硝化反应器出水泵入污泥发酵耦合反硝化反应器后系统反硝化过程，和COD质量浓度的变化曲线。从图2可以看出：进水中利用剩余污泥发酵过程中产生的碳源不断被还原，并且出现明显的积累。由于污泥发酵过程会释放一定的氨氮，每周期投加的新鲜剩余污泥量不宜过高，使得在反应时间内难以将进水中的全部还原，出水中常常能检测到的存在。为考察该系统反硝化过程中积累特性，进行了下述批次试验。

2.2  ρ(COD)/ρ对反硝化积累的影响

图3所示为分别为1，2，3和4时反硝化过程中，和-N的质量浓度随反应时间的变化曲线。从图3明显看出：4个系统中都观察到积累，但不同的 条件下，的还原量与的积累量有较大差异。A1(=1)系统在反应结束时仍有17.43 mg/L的未被还原，并且9.81 mg/L的得到积累，而A4( =4)系统中两者分别为5.8 mg/L和18.85 mg/L；反应过程中质量浓度不断降低，而-N质量浓度在整个反应过程中变化很小，这说明反硝化过程中大部分被转变为而非N₂或N₂O。另外，试验最初阶段观察到反应迟滞现象，各系统内与的质量浓度变化很小，而随后质量浓度的减小和质量浓度的增加与时间基本呈线性关系，这可能是由于微生物自身的环境适应性，在反应初始活性较低。

表2列出不同时反硝化过程和还原速率、COD消耗速率、积累速率和反应时间内最大积累浓度。从表2可以看出：在360 min的反应过程中，反硝化过程中积累量和积累速率在低 (=1~3)时随着初始有机物浓度的增大而增大，A3中还原速率和积累速率是A1的3倍，这表明低 时的积累量主要受有机物浓度的制约，这与葛士建等^[5]以甲醇和葡萄糖为反硝化碳源时的研究结果一致。而在3~4时，继续增加有机物，积累量、积累速率和耗碳速率在考察的反应时间内增加量很小，有机物浓度不再是影响积累的主要因素。这可能是由于接种的污泥发酵耦合反硝化污泥利用单位有机碳源还原硝酸盐的能力有限，其所处环境为污泥的水解酸化反应与反硝化耦合的单一SBR反应器中，含有大量的水解细菌和产酸细菌。

图2  污泥发酵耦合反硝化系统反硝化过程，和COD质量浓度变化曲线

Fig. 2  Variations of mass concentration of ,  and COD in sludge fermentation coupling with denitrification system

图3  不同条件下-N质量浓度随时间的变化

Fig. 3  Variations of mass concentration of -N during partial denitrification under different initial ratios

表2  不同初始反应系统中部分反硝化特性参数

Table 2  Characteristic parameters of different initial  ratios during partial denitrification

图4所示为不同时反硝化过程中w_NAR的变化规律。由图4可知：接种污泥发酵耦合反硝化污泥时，反硝化过程中w_NAR一直稳定维持在78%~95%范围内，这表明反硝化过程中大部分的被还原成。关于部分反硝化(→)已经有过报道，但具体在试验中很难实现，这主要是由于反硝化过程生成后立即被还原，使得的积累率很小。而在本试验中，反硝化过程还原终点前积累率达到78%以上，并且碳氮比对w_NAR的影响很小，这可能是与试验中接种的污泥发酵耦合反硝化系统中反硝化污泥的属性有关。

图4  不同时反硝化过程NAR的质量分数变化曲线

Fig. 4  Variations of mass fraction of NAR during denitrification process under different initial  ratios

2.3  pH对亚硝态氮积累的影响

微生物的正常生长活动都有一个最适的环境条件，在这个条件之外，微生物的活性会有不同程度降低。Ma等^[13]已考察pH对反硝化菌的活性的影响，但是针对pH对的还原速率的影响，很少涉及pH对反硝化过程中积累影响。考虑到实际污水处理厂运行时pH通常为6.5~8.5，本研究对上述pH范围进行相应的拓宽，控制反应过程中pH恒定，分别考察在=3时，pH=6(B1)，pH=7(B2)，pH=8(B3)和pH=9(B4)的污泥发酵耦合反硝化体系中的积累特性。

由图5(a)可知：不同的pH对反硝化过程中的积累有明显影响。在B1反应过程中，的积累质量浓度随反应的进行不断增大；而在B2，B3和B4中，质量浓度呈现先上升、后下降的趋势，且最大积累量和峰值出现的时间也存在一定差异。图5(b)给出了不同pH时反硝化过程中质量浓度的变化。从图5可以看出：pH对反硝化速率有很大影响，在中性条件下(pH=7)的B2系统中，在240 min时即还原完毕；在偏弱碱性条件下(pH=8或9时)的B3和B4系统中，在340 min时基本被还原完毕；而B1(pH=6)系统内浓度随反应进行不断下降，在反应结束时仍有部分未被还原。这说明在中性和偏碱条件下，硝酸盐还原菌的活性较强，而在偏酸性下，活性大大降低。

表3所示为不同pH条件下反硝化过程中积累维持的时间、最大积累量和反应速率。从表3可以看出：pH=7时的还原速率与的积累速率最大，分别为4.74 mg/(L·h)和3.52 mg/(L·h)，均为pH=6时的2.2倍，相应的还原速率也较大，可能是因为中性环境下有利于反硝化菌的生长和代谢。不同pH下各系统中积累速率由大到小分别为：B2(pH=7)，B4(pH=9)，B3 (pH=8)，B1(pH=6)。然而，pH=9时最大积累质量浓度最大，达到22.87 mg/L；最大积累质量浓度由大至小的顺序为：B4(pH=9)，B1(pH=6)，B3(pH=8)和B2(pH=7)。可以看出：中性条件下，积累速率虽较高，但同时还原速率也较高，因此反硝化过程中最大积累量反而最小。另外，虽然pH=6时最大积累量与pH=9时的差别很小，但pH=9时的反应速率比pH=6时的大。

Glass等^[14]在考察pH对高质量浓度废水反硝化动力学的研究结果指出：当pH为7.5~9.0时，反硝化过程的积累量随着混合液pH的升高而增大，当混合液pH从8.5增加到9.0时，还原速率的抑制率从33%增加到63%，这与本试验的结果相一致。本试验pH=9时和的还原速率都有所降低，而后者降低幅度更为明显，其的还原速率为0.56 mg/(L·h)，约为pH=7和8时的50%，与还原速率之比从pH=8时的3倍升高为5.2倍。可以认为导致积累量增加的直接因素是还原速率相对于还原速率的降低，根本原因是在较高的pH环境下还原酶的活性受到明显的抑制，使的积累率增大。

图5  不同pH下与的质量浓度随时间的变化

Fig. 5  Variations of mass concentration of and  during partial denitrification under different pH

表3  不同pH条件下亚硝态氮积累特性参数

Table 3  Characteristic parameters of different pH during partial denitrification

2.4  污泥发酵耦合反硝化污泥高亚硝态氮积累现象分析

反硝化过程出现积累的现象，但在反硝化过程中积累量并不高，如曹相生等^[4]在进水为2.4~3.2时，约25%的初始转化为。本试验中积累率维持在78%~95%范围内，并且不同下积累率差异很小；另外，不同pH下，虽然pH会影响酶活性而导致反硝化过程积累量有一定差异，但仍远远大于很多文献报道值，如在积累量最低的pH=7时，57%的初始转化为。污泥发酵耦合反硝化系统污泥反硝化过程出现较高的积累现象，可能与该系统反硝化菌的特定生长环境有关。

Oh等^[3]对乙酸为碳源的反硝化试验进行研究，指出乙酸浓度有限时，会导致混合液中产生明显的积累，分析原因为有限的碳源使得还原酶与还原酶之间产生竞争作用，还原酶的竞争能力强于还原酶，因而反应过程中产生的积累。Rijn等^[15]研究结果也表明在基质电子供体有限时，相比更容易作为电子的受体，即碳源有限时优先还原。本试验中污泥发酵耦合反硝化污泥，每一周期通过添加一定的新鲜剩余污泥进行厌氧发酵产碳源，随后利用发酵过程产生的碳源进行反硝化。由于污泥发酵过程会释放一定的氨氮，因此，为保证出水TN质量浓度最低，每一周期投加的剩余污泥量有限，发酵过程产生的碳源常常不足以将进水中的全部还原，因此，污泥发酵耦合反硝化系统中反硝化菌长期处在碳源电子供体有限的条件下进行的还原，这可能导致反硝化菌还原为的能力不断增强，而还原为N₂的能力逐步弱化，从而在反硝化过程出现大量的积累。

另外，Wilderer等^[16]研究发现反硝化过程中厌氧发酵条件的引入会导致一类只具还原能力而没有还原能力的不完全反硝化菌得到富集，从而使得反硝化过程的积累得到强化。Drysdale等^[10]指出这类只能将还原为而不能将还原为其他氮类物质的不完全反硝化菌是由于缺乏一种关键的酶(亚硝态氮还原酶)。

因此，污泥发酵耦合反硝化系统中反硝化菌长期处在碳源电子供体有限的条件下进行反硝化和厌氧发酵条件的引入，可能导致反硝化菌合成硝态氮还原酶能力远远大于亚硝态氮还原酶，从而在反硝化过程中有较高的积累。

3  结论

1) 污泥发酵耦合反硝化系统污泥反硝化过程会产生明显的积累， 为1~3时，积累量和积累速率随 增加而上升，继续提高 对的提高影响很小；不同系统中，亚硝态氮积累率(w_NAR)差异较小，维持在78%~95%范围内。

2) pH对污泥发酵耦合反硝化系统反硝化过程积累速率和最大积累量有较大影响。pH=7时积累速率最大；而不同pH条件下的各反应体系积累量由大到小按pH顺序依次为：B4(pH=9)，B1(pH=6)，B3(pH=8)，B2(pH=7)。

3) 污泥发酵耦合反硝化系统较高积累，可能是由于反硝化菌长期处于碳源电子供体有限和系统发酵条件的引入导致反硝化菌合成硝态氮还原酶能力远远大于亚硝态氮还原酶能力。

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(编辑  陈爱华)

收稿日期：2014-07-11；修回日期：2014-09-27

基金项目(Foundation item)：国家自然科学基金资助项目(51178007)；北京市教委科技创新平台项目 (Project(51178007) supported by the National Natural Science Foundation of China; Project supported by the Scientific Research Base and Scientific Innovation Platform of Beijing Municipal Education Commission)

通信作者：王淑莹，教授，博士生导师，从事污水处理与过程控制；E-mail: wsy@bjut.edu.cn