环境科学  2014, Vol. 35 Issue (7): 2639-2644   PDF    
引用本文
刘佳, 沈志强, 周岳溪, 曹蓉, 李元志. 聚丁二酸丁二醇酯（PBS）为反硝化固体碳源的脱氮特性研究[J]. 环境科学, 2014, 35(7): 2639-2644.
LIU Jia, SHEN Zhi-qiang, ZHOU Yue-xi, CAO Rong, LI Yuan-zhi. Denitrification Performance of PBS as a Solid Carbon Source of Denitrification[J]. Environmental Science, 2014, 35(7): 2639-2644.
聚丁二酸丁二醇酯（PBS）为反硝化固体碳源的脱氮特性研究
刘佳1,2,3, 沈志强2,3, 周岳溪2,3 , 曹蓉1, 李元志1,2,3    
1. 河北工程大学城市建设学院, 邯郸 056038;
2. 中国环境科学研究院水污染控制技术研究中心, 北京 100012;
3. 中国环境科学研究院环境基准与风险评估国家重点实验室, 北京 100012
收稿日期: 2013-11-14; 修订日期: 2013-12-30.
基金项目： 国家科技支撑计划项目（2012BAJ21B01-02）；中国博士后科学基金项目（2012M520351）
作者简介：刘佳（1987~），女，硕士研究生，主要研究方向为水污染控制，E-mail：monkeyjj@163.com
通讯联系人:zhouyuexi@263.net
摘要：以聚丁二酸丁二醇酯（PBS）为固体碳源和生物膜载体，研究其脱氮性能以及添加惰性载体砾石对反应性能的影响. 结果表明，PBS可作为反硝化固体碳源去除低C/N水体中的硝酸盐氮，但是所需的启动时间较长，为33 d左右. 反硝化过程不会造成亚硝酸盐氮积累，但是会产生低于0.8 mg·L-1的氨氮. 在PBS为碳源的反硝化体系中添加惰性载体来增加生物膜量，可以提高反硝化速率，PBS、PBS+30 g砾石、PBS+60 g砾石、PBS+90 g砾石4个体系的反硝化速率分别为5.33、7.04、10.05和6.93 mg·（L·h）-1，反应均为零级反应. 反硝化反应过程中（0~9 h），溶解性有机碳（DOC）先升高后降低，反应结束时（24 h），添加惰性载体砾石60 g和90 g体系的DOC分别为16.34 mg·L-1和19.22 mg·L-1，高于未添加砾石体系的13.48 mg·L-1. 4个反硝化体系的pH值均低于初始值，是固体碳源降解过程中产生的酸性物质与反硝化产生的碱度综合作用的结果.
关键词： 聚丁二酸丁二醇酯     固体碳源     硝酸盐     反硝化     惰性载体    
Denitrification Performance of PBS as a Solid Carbon Source of Denitrification
LIU Jia1,2,3, SHEN Zhi-qiang2,3, ZHOU Yue-xi2,3 , CAO Rong1, LI Yuan-zhi1,2,3    
1. School of Urban Construction, Hebei University of Engineering, Handan 056038, China;
2. Research Center of Water Pollution Control Technology, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China;
3. State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China
Abstract: Poly-butylenes succinate (PBS) was used as solid denitrification carbon source and biofilm carrier, to investigate the denitrification performance and the influence of adding inert carrier. The experimental results showed that PBS could serve as solid carbon source for denitrification of low C/N ratio wastewater, but the startup time was longer, about 33 d. There was no accumulation of nitrite nitrogen in the process of denitrification, but it produced less than 0.8 mg·L-1 ammonia nitrogen. Increasing the amount of biofilm in PBS supported denitrification system by adding the inert carrier could improve the denitrification rate. The denitrification rates of PBS, PBS+30 g gravel, PBS+60 g gravel and PBS+90 g gravel systems were 5.33, 7.04, 10.05 and 6.93 mg·(L·h)-1, respectively, and all reactions were zero order. During the denitrification process (0-9 h), DOC increased before it was reduced. At the end of the denitrification reaction (24 h), DOC of the denitrification system with inert carrier 60 g gravel and 90 g gravel was 16.34 mg·L-1 and 19.22 mg·L-1, respectively, higher than that without gravel of 13.48 mg·L-1. The pH of all denitrification systems were lower than the initial value, which was the result of comprehensive function of acidic substances and alkalinity produced in the process of degradation of solid carbon source and denitrification, respectively.
Key words: PBS     solid carbon source     nitrate     denitrification     inert carrier    

地下水是主要的饮用水资源，其水质状况受到社会的广泛关注. 目前，许多国家和地区的地下水资源都受到不同程度的硝酸盐污染[1]. 硝酸盐可导致婴幼儿患高铁血红蛋白症[2]. 高浓度的硝酸盐还能诱发癌症[3,4].

生物反硝化法是众多去除水体硝酸盐氮技术中应用最广泛的，其既能降低脱氮成本还能彻底地消除硝酸盐氮污染[1]. 为了使低C/N比水能够顺利地进行生物反硝化，需向反硝化体系中添加碳源. “固相反硝化(solid-phase denitrification) ”是一种新型的生物脱氮工艺[5]. 相对于传统反硝化工艺，该工艺的优点主要体现在固体有机物既可作为生物膜载体，又能在微生物的作用下为反硝化提供碳源，还能有效地避免传统工艺中液体碳源投加过量影响出水水质的风险，有利于系统的控制及稳定运行[6]. 相关研究以棉花[7]、 麦秆[8,9]、 聚羟基脂肪酸酯(PLAs)[10]、 聚己内酯(PCL)[11,12]、 PBS[13,14]等作为固体碳源，并取得了良好的脱氮效果. 固体碳源系统的反硝化速率与固体碳源本身的降解性能有关，其降解性能越好，反硝化速率越高[5]. 将聚酯与易于生物降解的淀粉共混后作为反硝化固体碳源，可以显著缩短系统启动时间、 提高反硝化速率[15, 16, 17, 18]. 聚酯的生物降解速率除了与其本身的降解性能有关外，还与生物量及微生物的活性等因素有关. 因此，在以PBS作为反硝化碳源和生物膜载体的系统，研究添加惰性载体砾石来提高生物量对系统脱氮特性的影响，以期为固体碳源反硝化工艺的实际应用提供理论基础. 1 材料与方法 1.1 实验材料

实验所用PBS(HO-(CO-(CH2)2-CO-O-(CH2)4-O)n-H)，为白色或淡黄色结晶型圆柱体，直径约2 mm，高约4 mm. 以北京市肖家河污水处理厂曝气池的污泥为接种物. 惰性载体材料为粒径约5 mm的砾石.

实验配水：在放置1 d的自来水中，加入一定量的硝酸钠和磷酸二氢钾，使NO-3-N和PO3-4-P的浓度分别为50.00 mg ·L-1和0.50 mg ·L-1. 1.2 实验方法 1.2.1 PBS浸出性能

将10 g经真空干燥的PBS颗粒加入装有100 mL蒸馏水的250 mL磨口锥形瓶中，密闭后室温下置于暗处. 每天取水样后换入100 mL蒸馏水，并分析样品的DOC. 1.2.2 PBS接种驯化及脱氮研究

在500 mL的锥形瓶中，加入120 g PBS，经双层纱布过滤并沉淀后的污泥浓缩液50 mL以及150 mL的配水. 密封后，置于恒温振荡器. 恒温振荡器转速控制在100 r ·min-1，温度控制在25℃. 接种前1周每2 d换水，换水体积为150 mL并加入50 mL污泥，重复4次后换水时不再添加污泥，并根据NO-3-N去除结果调整换水间隔. 未对配水的DO和pH加以控制. 当1 d内NO-3-N从50.00 mg ·L-1稳定降至5.00 mg ·L-1以下时，将挂膜成功的PBS取出沥干水分，并按其湿重平均分为4份，分别放入4个装有0、 30、 60和90 g惰性载体砾石的实验装置(图 1中A1)中并加入100 mL配水. 水封后，再次置于恒温振荡器中，在100 r ·min-1，25℃的条件下进行生物膜培养. 每天换水，换水量为100 mL(不再加入污泥)，至1 d内NO-3-N从50.00 mg ·L-1降至5.00 mg ·L-1以下，表示接种驯化结束.

图 1 实验装置示意 Fig. 1 Experimental device A1为反应装置，A2、 A3为水封装置，B为取样口

随后，在4个挂膜成功的实验装置中各加入100 mL配水. 密封后，置于摇床中在100 r ·min-1，25℃的条件下进行实验. 反应过程中，4组实验分别在反应1、 3、 5、 7、 9和24 h取样，分析NO-3-N、NO-2-N、NH+4-N、pH和DOC等指标. 1.3 分析方法

样品测试前，用0.45 μm的膜过滤. NO-3-N、 NO-2-N和NH+4-N分别以紫外分光光度法、 N-(1-萘基)-乙二胺光度法以及纳氏试剂光度法测定[19].

DOC用日本岛津公司TOC-VCPH/CPN总有机碳分析仪测定. 溶液pH用瑞士METTLER TOLEDO公司实验室pH计FE20进行测定. 2 结果与讨论 2.1 PBS浸出性能

PBS的浸出性能如图 2所示. 可以看出，PBS颗粒浸出前2 d，DOC的释放量很明显，并在第2 d达到最高23.10 mg ·L-1. 随后，DOC快速降低，17 d后DOC始终低于1.00 mg ·L-1. 浸出的DOC可能主要源自未聚合的丁二酸和丁二醇单体或可溶性低聚体. 在检测过程中未发现无机碳(IC)的存在，因此可以排除浸出过程中微生物的影响.

图 2 PBS浸出性能 Fig. 2 Leaching performance of PBS
2.2 启动阶段反硝化性能

以PBS作为碳源，接种启动阶段的脱氮性能如图 3和图 4所示. 由图 3可知，接种33 d后，1 d内NO-3-N从50.00 mg ·L-1降低到1.00 mg ·L-1以下. PBS的启动时间(33 d)较其它可生物降解聚合物的要长，如某种商用淀粉基的可生物降解颗粒的启动时间为15 d[6]、 PCL的为16 d[20]. 接种启动前期，出水的平均NO-2-N浓度低于1 mg ·L-1，稳定后出水NO-2-N趋于0. 出水NH+4-N呈下降趋势，最终稳定为0.10 mg ·L-1左右.

图 3 PBS启动阶段反硝化性能 Fig. 3 Denitrification performance during the startup period of PBS

图 4 PBS启动阶段DOC变化 Fig. 4 Change of COD during the startup period of PBS

微生物降解固体碳源时产生的小分子有机物的量与微生物用于生长繁殖和反硝化所消耗的碳源量的差值，即为体系中DOC[21]. 图 4为PBS启动阶段DOC的变化. 可以看出，接种前9 d时DOC较高，主要是换水过程中加入活性污泥所致，随后换水过程中不再加入活性污泥，溶液DOC维持在较低的水平. 启动阶段期间，出水pH维持在6.7~7.2间. 2.3 启动后脱氮性能

启动后，对PBS(体系1)、 PBS+30 g砾石(体系2)、 PBS+60 g砾石(体系3)和PBS+90 g砾石(体系4)4个体系的反硝化动力学进行研究. 2.3.1 硝酸盐氮和DOC的变化

接种驯化后，4个体系NO-3-N浓度变化规律基本相同(如图 5)，这与范振兴等[22]以聚乳酸为碳源体系中得到的结论相似. 在反应第1 h内，由于反硝化以及载体表面所附着的生物膜快速吸附的协同作用，NO-3-N降低最快. 而且1 h内添加惰性载体的3个反硝化体系NO-3-N降低值均大于未添加惰性载体的(体系1). 这是由于反硝化体系2、 3和4中，添加了不同量的惰性载体，惰性载体上附着的生物膜也对NO-3-N有吸附作用. 随后，生物膜的吸附作用达到平衡，NO-3-N呈线性下降，其浓度降低的主要途径为反硝化作用.由图 5可以看出，4个体系分别在9、 7、 5 和7 h内完成了反硝化反应，其反硝化速率分别为5.33、 7.04、 10.05和6.93 mg ·(L ·h)-1，表明添加惰性载体的确能够提高体系中生物膜的量，从而提高反硝化速率. 另外，反硝化速率体系4<体系2<体系3，表明体系中惰性载体的量并不是越多越好. Park等[23]以植物残留物作为有机碳源处理含氮废水时发现，碳源含量会影响反硝化速率. 因此，结合反应过程中DOC的变化(如图 6)对反硝化速率进行解析.

图 5 PBS反硝化性能 Fig. 5 Denitrification performance of PBS

水中DOC主要取决于微生物降解固体碳源产生的有机物量，以及微生物生长繁殖和反硝化作用所需碳源量. 当有机物释放量超过系统所需碳源量时，DOC积累[15]. 由图 6所示，反硝化过程中4个体系的DOC均呈现出先上升后下降再上升的变化趋势. 反应开始后，由于PBS释放的有机物，导致水中的DOC由配水中的0 mg ·L-1快速升高. 随后，由于反硝化作用消耗有机物，导致DOC降低. 反硝化速率与反硝化微生物量和活性、 有机物浓度、 硝酸盐浓度等因素有关. 当有机物和硝酸盐均不是限速因素时，生物量越多，反硝化速率越高. 另外，微生物合成细胞物质也会消耗有机物，生物量越多消耗量也越多. 体系4中的生物量最多，其在5 h时的DOC仅为0.2 mg ·L-1，DOC已成为反硝化的限制因素，导致其反硝化速率比体系2和体系3的低. 随着反硝化反应的完成，微生物继续分解PBS产生有机物，导致了反应后期DOC升高. 最终，4个体系的DOC分别为13.48、 14.46、 16.34和19.22 mg ·L-1，体系2的DOC与体系1很相近，而体系3和4的DOC均高于体系1. 这种DOC的差异清晰地体现了惰性载体表面生物膜的影响. 24 h时，反硝化反应已结束，DOC主要取决于微生物分解PBS释放的有机物的量和微生物生长所需的碳源的量. 显然，以PBS为碳源时，微生物降解PBS所释放有机物的速率要远大于其利用碳源的速率，即体系的生物量越多，积累的DOC越多. 体系1和2的DOC接近，可能是因为这两个体系生物量的差异不明显.

图 6 反硝化过程中DOC的变化 Fig. 6 Change of COD during denitrification
2.3.2 亚硝态氮和氨氮的变化

NO-2-N对人体危害极大，在一定条件下，反硝化反应会停留在亚硝化阶段，可能造成NO-2-N的积累. 图 7为反硝化过程中NO-2-N浓度变化. 可以看出，反应过程中(0~9 h)，4个体系的NO-2-N先升高后降低，但始终低于1.00 mg ·L-1. 反应结束后(9 h，见图 7)，NO-2-N均低于0.1 mg ·L-1，不会造成NO-2-N积累. 罗国芝等[24]以PBS为固体碳源去除含盐水体硝酸盐的研究中，出水NO-2-N也低于0.10 mg ·L-1. 以淀粉基共混物为碳源的序批反硝化系统也不会产生NO-2-N积累[16,17]. 反应过程中，NH+4-N 随时间的变化如图 8所示. 可以看出，反硝化过程中有NH+4-N的生成，且浓度小于0.80 mg ·L-1. 反硝化过程中有NH+4-N的生成，可能是通过DNRA (dissimilatory nitrate reduction to ammonia) 过程产生的. 以PBS为碳源时，DNRA过程如式(1)所示. 以淀粉基共混物[18]和PHBV/PLA共混物[25]等作为碳源的脱氮系统中也检测到NH+4-N的生成.


图 7 反硝化过程中亚硝态氮的变化 Fig. 7 Change of NO-2-N during denitrification

图 8 反硝化过程中氨氮的变化 Fig. 8 Change of NH+4-Nduring denitrification
2.3.3 pH随时间变化

生物反硝化脱氮，实质上是反硝化细菌以硝酸盐为电子受体并最终将其转化为氮气并释放的过程，期间会产生碱度使出水pH升高. 然而如图 9所示，反应过程中(0~9 h)4个体系的pH先快速下降后缓慢上升，反硝化结束后pH有所下降，整个反应过程中pH均低于初始值. 最终出水pH均介于6.5~6.8，符合饮用水对pH 的要求(6.5~8.5). 这与王旭明等[26]以PCL作为固体碳源进行固相反硝化的研究中得到结果相似. 换水时体系中仍残留酸性液体，致使配水加入体系后pH迅速下降，随着反硝化作用顺利进行，体系中会产生碱度，导致pH略有上升. 而微生物降解PBS过程中会产生丁二酸和CO[27]2，这会中和掉部分碱度有效地避免了反硝化作用过程中pH上升的弊端. 随后，反硝化反应结束，微生物继续降解PBS产生酸性物质使pH下降.

图 9 反硝化过程中pH变化 Fig. 9 Change of pH during denitrification

3 结论

(1)以缓释碳源PBS 作为碳源和生物膜载体时，启动时间较长，需要33 d左右. 启动后，其能够稳定地为反硝化系统提供电子供体，去除低C/N比水中的硝酸盐. 反硝化过程无亚硝酸盐的积累，有氨氮生成，但浓度低于0.80 mg ·L-1.

(2)PBS为固体碳源的反硝化体系，通过添加惰性载体来提高生物膜的量，可以提高反硝化速率. 最佳惰性载体砾石添加量为60 g(体系3)，此时的反硝化速率为10.05 mg ·(L ·h)-1，比未添加惰性载体的体系1的反硝化速率[5.33 mg ·(L ·h)-1]提高了88.56%.

(3)反硝化过程中，pH先升高后略有降低，是PBS降解过程中产生的酸性物质与反硝化产生的碱度综合作用的结果.

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