膜曝氣生物膜反應器技術應用于高濃度氨氮廢水

中國污水處理工程網時間：2016-3-17 14:14:59

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　　1 引言

　　高濃度氨氮廢水采用生化方法處理時，需要較高的供氧量和生物量，因而成為生化處理含氮污染物的難題之一.傳統的生物脫氮工藝(即硝化-反硝化工藝)普遍存在著占地面積大、能耗高、外加碳源需求量大及脫氮效率低等不足.部分亞硝化和厭氧氨氧化聯合技術是新型的廢水生物脫氮方法，與傳統的生物脫氮方法相比，該方法能夠節省64%的能量需求和100%的外加碳源及減少80%~90%的污泥量，特別是在高氨氮廢水的治理方面存在很大的優勢.膜曝氣生物膜反應器(Membrane-aerated biofilm reactor，MABR)是利用透氣膜進行曝氣供氧的一種污水生物處理工藝，溶解氧通過氣體透過性膜擴散進入生物膜進而氧化污染物，同時氣體透過性膜也可作為生物膜生長的載體.傳統的多孔或者微孔曝氣裝置氧的利用效率不高，膜曝氣生物膜反應器由于采用無泡曝氣的方式，氧氣的傳遞效率可以接近100%.高效的氧傳質速率、較高的生物膜表面積和內外分層的特殊生物膜結構，使得MABR工藝在高濃度廢水的處理中具有明顯的優勢.

　　MABR特殊的生物膜分層結構能夠實現在同一系統中同時發生氧化和還原作用，通過調整供氧壓力來控制氧氣的傳遞，氧氣能夠直接透過曝氣膜被硝化菌利用，為氨氧化菌的生長提供了良好的生存環境.有研究在MABR小試中實現了部分亞硝化.但是，目前對于MABR中試系統中部分亞硝化的穩定運行的抑制條件(如生物膜厚、氨氮負荷等)及微生物機理方面的研究尚鮮有報道.

　　本文正是針對該問題，通過中試來考察MABR實現部分亞硝化的技術關鍵，重點分析在不同的氨氮負荷下，MABR工藝的部分亞硝化性能.從處理效果和生物膜特性兩個層面上分析MABR部分亞硝化工藝作為厭氧氨氧化前處理單元的可行性和適用性，以期為MABR用于高濃度氨氮廢水的工程應用提供技術支持.

　　2 材料與方法

　　2.1 試驗裝置

　　試驗裝置如圖 1所示，中試MABR的高度和直徑分別為1000 mm和150 mm，反應器包括循環段在內有效容積共計16.7 L.反應器內部膜組件由48根致密無孔硅橡膠膜平行排列組成，總表面積0.37 m2，膜組件比表面積為22.16 m2 · m-3，系統采用貫通式曝氣方式，進水通過蠕動泵打入反應器，上部空間溢流出水.

　　反應器設置循環段進行水力混合，內部流速約為1.25 cm · s-1，利用NaCl為示蹤劑進行水力停留時間分布(RTD)實驗，結果表明，RTD曲線分布接近N=1時完全混合反應器，因此，可以假定MABR反應器內部處于完全混合狀態.氧通量實驗測定氣體氧表面負荷，采用最大氧通量近似計算，在氣體氧分壓為20 kPa，循環流速為800 L · h-1條件下得到反應器最大氧傳質系數KO2=0.81 m · d-1，本試驗MABR最大氧通量由式(1)(Pellicer-Nàcher et al., 2010)計算.

　　式中，LO2為系統的氧表面負荷，即氧通量(g · m-2 · d-1)，KO2為指定條件下的氧傳質系數(m · d-1)，SO2*為飽和溶解氧濃度(mg · L-1)，SO2為生物膜基質內的實際溶解氧濃度(mg · L-1).假定SO2=0 mg · L-1，計算得到本試驗MABR最大氧通量為8.5 g · m-2 · d-1(以O2計).

　　2.2 試驗水質及運行條件

　　試驗用水采用人工配制的模擬高濃度氨氮廢水，不添加有機碳源，以碳酸氫銨作為氮源，碳酸氫鈉為無機碳源和pH調節劑，每升配水中加入28 mg KH2PO4、224 mg MgSO4·7H2O、84.5 mg CaCl2·2H2O、 1 mL微量元素(Pynaert et al., 2004)，NH4+-N濃度見表 1.

表1 MABR中試各階段的運行條件

試驗過程采用溫控裝置保證水溫在25~30 ℃，添加碳酸氫鈉調節堿度，控制pH在7.5~8.3之間，供氧通過膜氧分壓控制，穩定運行階段，逐步提高進水氨氮濃度，同時調控HRT，控制反應器進水氨氮負荷.

　　由于中試裝置膜組件設立膜絲數量較少，膜比表面積相對較小，后續研究中已證實成倍增加膜組件膜絲數量時，生物膜對污染物表面去除負荷相近，容積去除負荷成倍增加，因此，本研究中氨氮去除負荷采用生物膜表面去除負荷來表征，列出的容積負荷僅供參考.

　　2.3 水質分析方法

　　pH和溫度測定采用HACH HQ 系列便攜式測定儀(HQ40d18，HACH，美國)，DO測定采用在線溶解氧測定儀(JPB-607，上海雷磁)，電導率測定采用在線電導率測定儀(DDSJ-308A，上海雷磁).水質指標NH4+-N、NO2--N和NO3--N測定參照國家環�？偩职l布的標準方法(國家環�？偩�，2002).

　　2.4 生物膜厚度測定

　　采集完整生物膜樣品，采用冷凍切片機(MEV，SLEE，德國)將生物膜沿曝氣膜絲的徑向切成50 μm厚的切片，切片置于載玻片上，通過配有測量裝置的光學攝影顯微鏡(BA-310，中國Motic公司)測量生物膜的厚度，每片生物膜在不同位置測定3次，取平均值表征生物膜厚度.

　　2.5 亞硝化率計算方法

　　亞硝化率(NAR)計算公式如下：

式中，[NO2-]為出水亞硝酸鹽氮質量濃度(mg · L-1)，[NO3-]為出水硝酸鹽氮質量濃度(mg · L-1).

　　2.6 生物膜SOUR活性

　　取1根完整曝氣膜刮取生物膜，超聲5 min后用磁力攪拌器打散使之均勻懸浮，去離子水清洗3次后，8000 r · min-1離心10 min，去掉上清液，投入內裝攪拌子的測定瓶中待測.

　　氨氧化細菌、亞硝酸鹽氧化菌和好氧異養菌的活性采用單位質量微生物的氧利用速率(Specific oxygen uptake rate，SOUR)來表征，分別以SOURAOB 、SOURNOB、SOURH表示(王建龍等，1999).根據懸浮微生物總量(MLSS)，測定時間和溶解氧變化情況(溶解氧消耗曲線斜率)，求得生物膜微生物比氧利用速率SOUR.

　　2.7 生物膜DNA提取和實時定量PCR

　　用無菌剃刀從反應器曝氣膜上刮取部分生物膜，立即提取DNA或者短期保存于-20 ℃冰箱中后提取DNA.DNA提取采用MB公司的Fast DNASpin Kit for Soil 試劑盒，提取后的DNA存放于-20 ℃冰箱中保存備用.采用Nanodrop 2000(美國，Thermo Scientific)納米熒光定量儀檢測DNA原始樣本濃度.

　　采用美國ABI7500型實時熒光定量PCR系統對反應器中生物膜中的16S rRNA AOB(CTO)、16S rRNA Nitrospira sp.(NSR)進行熒光定量研究，分別用來表征生物膜中氨氧化細菌和亞硝酸鹽氧化菌的含量.CTO前引物序列為CCGGAGGAAAG TAGGGGATCG，后引物序列為CTAGCYTTGTAGTTTCAAACGC(Rotthauwe et al., 1997)，NSR前引物序列為CCTGCTTTCAGTT GCTACCG，后引物序列為GTTTGCAGCGCTTTG TACCG(Dionisi et al., 2002).每反應體系20 μL，包括10 μL SYBR Green mix，前引物和后引物各0.4 μL，0.4 μL ROX，6.8 μL無菌水，2 μL DNA模板，每個樣品均重復3次，并添加HPLC級高純水作為陰性對照組，數據采用3次平均值.

　　2.8 生物膜掛膜與中試系統啟動

　　接種污泥取自運行良好的上海某污水處理廠好氧段活性污泥.本試驗啟動采用循環掛膜法，將污泥和營養液按一定配比打入反應器，反應器內部循環水力混合，序批式運行，2 d后停止循環，更換營養液，繼續循環運行2 d，排出未掛膜剩余污泥，之后連續進水.以連續進水的第1 d記為連續運行第1 d.

　　啟動階段，定期清洗反應器內部器壁，防止生物膜在非曝氣膜載體上生長，一段時間后可觀察到肉眼可見的生物膜結構，之后連續運行過程中由于滲透進入反應器液相中的溶解氧濃度受到限制，不用對反應器內部進行清洗.

　　3 結果與討論

3.1 生物膜生長過程分析

　　取MABR穩定運行時期的生物膜，認為此時生物膜結構和組成不再發生顯著變化并處于相對穩定狀態，生物膜厚度此時達到穩定，結果見表 2.從表 2中可以看出，MABR運行至第38、47、60、78 d的生物膜厚度分別為(76.6±8.4)、(117.7±11.5)、(173.7±16.3)和(255.7±25.0)μm.在MABR運行過程中，生物膜在不斷的生長增厚，在運行初期生物膜增長較慢，在0~38 d僅增長至(76.6±8.4)μm，但從60~78 d的18 d過程中，生物膜增長了約82.0 μm.生物膜的增厚相對于活性污泥系統中污泥量的增加，運行后期生物膜增長較快，這與系統中底物濃度NH4+-N的增加密切相關，與活性污泥系統相同，生物膜的厚度存在最優值，生物膜過厚，底物的傳質受到限制，在短程亞硝化系統中表現為對亞硝化性能的影響.

表2 MABR中試各階段的生物膜厚度

3.2 連續運行過程系統中氮素轉化

　　中試MABR連續運行過程中氮素的轉化情況如圖 2所示.啟動階段反應器出水氨氮濃度逐漸下降，出水亞硝氮濃度逐漸上升，硝酸鹽氮濃度基本維持不變;反應器初始階段就出現亞硝酸鹽的積累現象，初始自由氨(Free ammonium，FA)濃度約為1.29 mg · L-1，當FA濃度大于1 mg · L-1時會對NOB產生抑制，造成了亞硝酸鹽的積累，而自由亞硝酸(Free nitrous acid，FNA)的積累(當FNA濃度大于0.22 mg · L-1(Anthonisen et al., 1976))反過來又會對NOB產生抑制作用.同時從圖 2溶解氧變化曲線可以看出，在第0~14 d的啟動運行階段，溶解氧濃度迅速從5.3 mg · L-1下降到0.25 mg · L-1.AOB的氧飽和常數一般為0.2~0.4 mg · L-1，而NOB的為1.2~1.5 mg · L-1，低溶解氧首先會對NOB的活性造成抑制，AOB成為優勢種群，出水中的亞硝態氮濃度逐漸升高，發生亞硝酸鹽積累.階段Ⅰ，液相中的溶解氧濃度濃度進一步下降，基本維持在0.5 mg · L-1以下，至階段Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ，溶解氧濃度幾乎都在0.1 mg · L-1以下，反應器中供氧不足，液相中的溶解氧濃度幾乎為零.因此，當生物膜開始在膜絲上形成后，液相中溶解氧的濃度就開始急劇降低至零.

圖 2 連續運行階段氮素轉化情況及亞硝化率和DO變化情況

在系統運行的前61 d內，出水硝酸鹽濃度很低，僅有亞硝酸鹽的積累，亞硝化率(NAR)基本維持在80%以上，系統亞硝化效果較好，MABR系統可以達到穩定的亞硝化;但61d后，也就是運行的第III階段后期和第IV階段，出水硝酸鹽濃度有逐漸上升的趨勢，亞硝化率最終降至65%.這可能是因為前期生物膜較薄，系統運行至第38 d的生物膜厚度僅為(76.6±8.4)μm，生物量較低，第47 d的生物膜厚度為(117.7±11.5)μm，高負荷條件下，液相中高濃度的FA和FNA能夠擴散至生物膜內部，對生物膜亞硝酸鹽氧化菌(NOB)造成了抑制.后期，隨著生物膜的生長增厚，至運行第60 d時，生物膜增厚至(173.7±16.3)μm，過厚的生物膜開始對FA和FNA的傳質造成限制，接近曝氣膜生長的NOB不受抑制，且氧基質充足，導致部分亞硝酸鹽被氧化成硝酸鹽，同時亞硝化率出現下降.并且隨著運行時間的延長，生物膜進一步增厚，第78 d已增厚至(255.7±25.0)μm，且亞硝化率降至65%;同時，參考Schramm等(2000)和Terada等(2007)報道的利用微電極測定的成熟硝化生物膜中各物質的濃度梯度變化，遠離膜表面的亞硝酸鹽的減少趨勢大于硝酸鹽，導致亞硝酸鹽反硝化得到強化，進而出水亞硝酸鹽濃度降低.因此，在本研究中，生物膜的厚度應控制在大約110~170 μm之間，可以實現穩定的MABR部分亞硝化.關于如何控制生物膜厚度，在具體實踐中硝化生物膜可以采用定期空氣噴射的方式來進行清洗，對處理效率的影響較小.

　　3.3 氨氮去除負荷

　　由于本試驗的目標是處理高氨氮廢水，因此，本試驗在同時提高氨氮濃度的情況下調整反應器的HRT，以進水氨氮負荷為控制因素.不同工況下MABR對氨氮去除負荷的變化情況如圖 3所示.啟動階段進水氨氮負荷較低，僅為(4.9±0.4)g · m-2 · d-1，氨氮去除負荷逐漸上升并穩定在(3.4±0.5)g · m-2 · d-1，控制HRT，將進水氨氮濃度提高1倍，氨氮負荷升至(10.0±0.8)g · m-2 · d-1，初始前3 d由于高氨氮濃度的刺激作用，氨氮去除率和去除負荷一直處于上升趨勢，且最大氨氮去除負荷達到9.3 g · m-2 · d-1.但隨著運行時間的延長，總體的氨氮去除負荷和去除率波動較大并出現下降趨勢，由于持續高負荷進水、高FA和不充足的氧通量(DO<0.1 mg · L-1)，結果造成AOB和NOB的共同抑制.30 d時增加進水氨氮負荷至(14.9±0.2)g · m-2 · d-1考察氨氮的沖擊負荷對去除效果的影響，沖擊負荷期間，氨氮去除負荷和去除率逐漸下降，恢復進水氨氮負荷至沖擊前水平，去除負荷很快恢復到(4.0±0.9)g · m-2 · d-1，說明膜曝氣生物膜反應器有很好的對抗沖擊負荷能力.

圖 3 不同進水負荷下MABR對氨氮去除負荷變化情況

工況Ⅱ、Ⅲ將進水氨氮負荷分別降至(7.4±0.5)g · m-2 · d-1、(7.7±0.7)g · m-2 · d-1，但進水氨氮濃度仍繼續增加，分別增加至(246.2±15.1)mg · L-1和(368.1±9.9)mg · L-1，氨氮去除負荷較工況Ⅰ有些許增加，分別為(4.1±0.4)g · m-2 · d-1和(4.6±0.2)g · m-2 · d-1，反應器仍然處于限氧條件.由于溶解氧基質的限制作用限制了氨氮去除負荷的增加，根據清水實驗條件下得到的最大氧通量8.5 g · m-2 · d-1，按完全亞硝化計算最大氨氮去除負荷為2.48 g · m-2 · d-1，按完全硝化計算最大氨氮去除負荷為1.86 g · m-2 · d-1. 氨氮去除負荷超過根據清水實驗計算的氨氮最大去除負荷近兩倍，說明生物膜的存在會顯著促進氧傳遞速率的增加.其他研究(Lackner et al., 2010; Gilmore et al., 2009; Downing et al., 2008)也發現類似結果，曝氣膜表面生物膜的生長會顯著促進透過膜的氧傳質通量，生長有生物膜的MABR中氧傳質通量比清水實驗中不生長生物膜的MABR高出幾倍.Pellicer-Nàcher等(2013)研究也發現，亞硝化MABR系統的運行中，生長生物膜的MABR系統氧傳質速率是清水實驗條件下的6倍，生物膜的存在對氧傳遞速率的影響是雙重的，一方面會顯著改變膜/液界面的氧分配系數，另一方面生物膜的活性也會影響氧的傳質性.

　　工況Ⅳ進水氨氮濃度增加至約575 mg · L-1，進水氨氮負荷增加至(9.1±0.5)g · m-2 · d-1.根據Pellicer-Nàcher等(2013)有關氨氮表面負荷對氧傳遞速率的影響試驗，高負荷條件下的氧傳質速率比低負荷條件下高4倍之多，在高氨氮負荷和限氧雙重條件下運行的MABR 硝化生物膜會顯著地促進內部生物膜的氧攝取速率.因此，工況Ⅳ中雖然溶解氧受到限制，但氨氮去除負荷還有所提高并穩定在(5.7±0.5)g · m-2 · d-1.總體說明在逐步增加進水氨氮濃度的基礎上調整進水氨氮負荷，馴化MABR微生物能夠達到對高氨氮廢水良好的處理性能.

　　3.4 不同氨氮負荷下部分亞硝化效果

　　圖 4為不同進水氨氮負荷下MABR系統中氮素轉化物料平衡.從圖 4可以看出，4個工況下進水氨氮負荷分別為10.0、7.4、7.7和9.1 g · m-2 · d-1.由于第Ⅰ階段氨氮負荷過高導致處理效果不穩定，并且生物膜厚度較薄，因此，參考Terada等(2010)的曝氣硅膠膜硝化特性研究，溶解氧的穿透深度在100~150 μm;在本實驗第Ⅱ階段之后，溶解氧已無法完全穿透生物膜，生物膜結構基本相同.對第Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ階段的出水部分亞硝化效果進行對比分析，結果發現，3個階段出水NO2--N負荷分別為3.40、3.08、2.96 g · m-2 · d-1，且亞硝化率持續下降，由96.3%降至69.1%.從保持高的亞硝酸鹽積累量和部分亞硝化效果考慮，本試驗MABR最適宜的進水氨氮負荷為7.4 g · m-2 · d-1.同時發現，隨著生物膜的增厚，生物膜中出現內層好氧外層缺氧的分層結構，反硝化脫氮量也逐漸增加，由最初的0.2 g · m-2 · d-1增加到1.4 g · m-2 · d-1.

圖 4 不同氨氮負荷下MABR內的氮素轉化物料衡算

3.5 生物膜SOUR活性

　　比氧利用速率(以SOUR表征)是評價微生物代謝活性的重要指標，圖 5為不同運行階段MABR生物膜活性(SOUR)的變化情況.從圖 5可以看出，在運行至38 d時，相較接種前污泥，MABR中生物膜AOB、NOB的SOUR活性都有較大程度的提高，分別為(133.9±31.1)和(12.1±3.1)mg · g-1 · h-1(以每g SS利用的O2量(mg)計)，AOB活性增加明顯.主要是因為MABR中特殊的生物膜分層結構及進水高氨氮濃度等環境有助于AOB的積累和活性的表達，這也與反應器中出現亞硝酸鹽的大量積累相符.雖然進水中沒有有機底物但仍然有異養菌的存在，生物膜中的異氧菌以微生物分泌的胞外聚合物(EPS)為基質進行代謝和生長繁殖.與Liu等(2010)研究的MABR生物膜SOURAOB為52.0 mg · g-1 · h-1相比，本研究的AOB活性要高.在78 d時，由于高氨氮負荷下氧傳質速率的增加，AOB和NOB活性也有所增高，但AOB活性僅升高至(134.8±20.6)mg · g-1 · h-1，而NOB活性由于外部基質的抑制減弱從(12.1±3.1)mg · g-1 · h-1升高到(30.6±7.1)mg · g-1 · h-1.這也與運行第Ⅳ階段出水硝酸鹽氮濃度的增加對應，也從微觀上說明了過厚的生物膜由于傳質的限制，難于保持對NOB的持續抑制和亞硝化的穩定實現，表明生物膜厚度控制對實現MABR亞硝化穩定運行的重要性.

圖 5 不同運行階段MABR生物膜的比氧利用速率(SOUR)比較

3.6 主要功能菌群及其豐度

　　采用實時定量PCR分析接種前后污泥和生物膜中功能基因的含量.采用AOB的16S rRNA(CTO)定量表征氨氧化菌的豐度變化，以NOB的16S rRNA(NSR)表征亞硝酸鹽氧化菌的豐度變化.圖 6為反應器接種前污泥和接種后生物膜中功能基因含量對比圖，接種前污泥的CTO和NSR含量分別為2.56×103和1.62×104 copies · μg-1(以DNA計).采集反應器穩定運行至38 d時亞硝化階段的生物膜，得到系統微生物CTO和NSR含量分別為1.53×106和7.91×105 copies · μg-1.相比于活性污泥系統，生物膜系統微生物豐度都有2~3個數量級的提高.AOB和NOB功能基因的比例也由接種前的0.16提高到1.94，說明MABR中AOB逐步成為優勢菌群，同時單位生物量AOB微生物豐度值也比普通活性污泥高.

圖 6 不同運行時間MABR生物膜中AOB和NOB功能基因拷貝數

運行至47 d時，AOB功能基因的含量增至3.80×106 copies · μg-1，NOB功能基因的含量降至2.49×105 copies · μg-1，這也與此階段運行數據中亞硝化率最高的實驗結果相一致.78 d時，由于生物膜生長過厚而出現缺氧反硝化層，同時由于外層基質的擴散限制，單位DNA的AOB、NOB功能基因量有所下降，分別降至9.20×105和1.75×105 copies · μg-1，同時存在內層NOB的競爭抑制，AOB功能基因含量下降較多.綜合整個MABR運行期間，AOB始終作為優勢菌群存在于生物膜中，這從微生物生態學角度解釋了MABR具有較高的氨氧化速率和亞硝酸鹽積累性能變化的內在原因.具體參見污水寶商城資料或http://www.bnynw.com更多相關技術文檔。

　　4 結論(Conclusions)

　　1)MABR的異向傳質結構有利于實現亞硝化，但穩定部分亞硝化的實現需要有效控制生物膜的厚度，最佳生物膜厚度需控制在110~170 μm之間，能夠有效實現對NOB的抑制和亞硝酸鹽的積累.

　　2)在進水氨氮負荷從(4.9±0.4)g · m-2 · d-1升至(9.1±0.5)g · m-2 · d-1的過程中，進水氨氮濃度由(109.0±9.0)mg · L-1升至(574.6±32.7)mg · L-1，MABR氨氮表面去除負荷可以達到(5.7±0.5)g · m-2 · d-1，MABR對高氨氮廢水具有良好的處理性能，本試驗MABR 進水氨氮負荷為7.4 g · m-2 · d-1時，部分亞硝化效果最佳.

　　3)生物膜特性分析表明，維持適宜的生物膜厚度，膜曝氣生物膜內AOB的活性SOURAOB可以達到133.9 mg · g-1 · h-1.針對于氨氧化功能基因的實時定量PCR結果表明，MABR生物膜中AOB為優勢菌群，且其豐度比普通接種污泥高出3個數量級，這些結果從微生物機理上說明了MABR實現部分亞硝化的內在原因.