利用淀粉/PCL共混物作為反硝化固體碳源和生物膜載體的研究

沈志強(qiáng)，周岳溪，王建龍

1.中國環(huán)境科學(xué)研究院，環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100012

2.中國環(huán)境科學(xué)研究院水污染控制技術(shù)研究中心，北京 100012

3.清華大學(xué)核能與新能源技術(shù)研究院，北京 100084

低有機(jī)污染水的氮素污染問題是我國完成點(diǎn)源控污后未來環(huán)境污染的突出問題。隨著嚴(yán)格實(shí)施截污控源、強(qiáng)化污水處理廠的運(yùn)行管理，將出現(xiàn)以低有機(jī)污染、較高氮素為排放特征的水污染問題。如污水處理廠達(dá)GB 18918—2002 一級(jí)A 標(biāo)準(zhǔn)的出水作為水環(huán)境的生態(tài)補(bǔ)水，來源于城市雨季地表徑流面源的匯流等。該類低污染水如果不經(jīng)過進(jìn)一步處理，直接匯流入湖泊、水庫，導(dǎo)致以NO3-N 為主的總氮超標(biāo)將成為我國地表水環(huán)境污染的主要問題。

氮的去除一直是水污染控制的一個(gè)瓶頸問題。固相反硝化是有效防治水環(huán)境硝酸鹽氮污染的前沿技術(shù)［1-6］，它利用水不溶性固體物質(zhì)作為微生物的附著載體，同時(shí)又可以在微生物酶的作用下進(jìn)行生物降解，為反硝化作用提供碳源［7］，可以避免添加甲醇、乙醇、葡萄糖等液體碳源時(shí)存在碳氮比不易控制的缺陷。許多天然富含纖維素類植物、人工或微生物合成的聚合物均可作為固體碳源用于固相反硝化［7-12］，但是這些碳源都存在一定的缺陷，如天然秸稈類固體碳源的反硝化速率較低，而合成聚合物固體碳源的成本較高。為此，開發(fā)具有技術(shù)及經(jīng)濟(jì)可行性的碳源成為限制固相反硝化技術(shù)推廣應(yīng)用的關(guān)鍵。

淀粉是一種廣泛存在于植物中、再生周期短、廉價(jià)、易生物降解的天然高分子多糖，其可與多種合成可生物降解聚酯(如聚己內(nèi)酯、聚乳酸等)共混后制備可降解塑料。以淀粉/聚酯共混物為碳源可在保持較高反硝化速率的同時(shí)降低脫氮成本［2，6］，如在PCL 中混入50%左右的淀粉，共混物的成本將比PCL 降低約50%。在序批試驗(yàn)中研究了淀粉/聚己內(nèi)酯(PCL，polycaprolactone)共混物作為反硝化碳源和生物膜載體的脫氮特性，為開發(fā)出可行的碳源打下基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)用聚己內(nèi)酯(PCL)購自深圳市光華偉業(yè)實(shí)業(yè)有限公司，分子量約為60 000。SPCL5 是玉米淀粉、PCL 和添加劑通過雙螺桿擠出機(jī)一次性熔融共混擠出造粒后的共混物。SPCL5 的主要特征如表1所示。

表1 SPCL5 主要特征Table 1 Properties of SPCL5

試驗(yàn)用水為在自來水中加入硝酸鈉和磷酸二氫鉀，使N 和P 濃度分別為50 和10 mg/L(N∶P=5∶1，磷過量)的模擬配水。以市政污水處理廠曝氣池的活性污泥進(jìn)行接種。

1.2 試驗(yàn)裝置

序批試驗(yàn)在500 mL 的磨口錐形瓶中進(jìn)行，瓶口用橡膠塞密封，橡膠塞上接有排氣管，通過水封的方式維持反應(yīng)器內(nèi)缺氧環(huán)境。

1.3 試驗(yàn)方法

1.3.1 SPCL5 接種馴化及脫氮研究

在500 mL 錐形瓶中加入80 g SPCL5 顆粒及300 mL 模擬配水(NO3-N 濃度約為50 mg/L)，加入活性污泥并最終將污泥濃度控制在800 mg/L。將該錐形瓶放入恒溫?fù)u床進(jìn)行反應(yīng)，搖床轉(zhuǎn)速為70 r/min，溫度為(25 ±1)℃。每天換水1 次，換水量為300 mL。未對(duì)配水的DO 濃度和pH 進(jìn)行控制。當(dāng)進(jìn)水中NO3-N 能在1 個(gè)換水周期內(nèi)穩(wěn)定去除時(shí)表示生物膜已形成并逐漸成熟，接種馴化過程結(jié)束。

調(diào)整搖床轉(zhuǎn)速分別為70、100 和140 r/min 以研究水力剪切的影響(其他條件與接種時(shí)一致);搖床轉(zhuǎn)速為100 r/min，調(diào)整NO3-N 濃度分別為15、25 和50 mg/L，研究進(jìn)水NO3-N 濃度影響(其他條件與接種時(shí)一致)。

1.3.2 SPCL5 浸出及吸水性能

(1)浸出性能［13］:在250 mL 磨口錐形瓶中加入10 g 干燥后的SPCL5 顆粒和100 mL 蒸餾水，密閉后室溫下置于暗處。每天取水樣后換入100 mL 蒸餾水，并分析樣品的DOC。

(2)吸水性能［13］:在250 mL 磨口錐形瓶中加入10 g 干燥后的SPCL5 顆粒和100 mL 蒸餾水。間隔一定時(shí)間后將SPCL5 顆粒取出，吸干表面的水分后立即稱重。吸水率為吸水前后質(zhì)量差與SPCL5 加入量的百分比。

1.4 分析方法與儀器

水樣在測(cè)試前以0.45 μm 膜過濾。NO3-N、NO2-N 和NH4-N 分別采用紫外分光光度法、鹽酸萘乙二胺比色法和水楊酸-次氯酸鹽光度法測(cè)定［14］。pH 和DOC 濃度分別采用雷磁(pHsj-4a)pH 計(jì)和TOC 分析儀(HACH，IL530 TOC- TN)。以衰減全反射法分析利用前后SCPL5 的紅外圖譜，所用的紅外光譜儀為 Spectrum GX FTIR system (Perkin Elmer)。氮去除率定義為:100 × (NO3-N進(jìn)水-NO3-N出水-NO2-N出水-NH4-N出水)/NO3-N進(jìn)水。平均反硝化速率以溶解氧化態(tài)氮(NO3-N +NO2-N)濃度隨時(shí)間變化的斜率來計(jì)算。

2 結(jié)果與討論

2.1 SPCL5 浸出及吸水性能

SPCL5 的浸出及吸水性能如圖1 所示。SPCL5顆粒浸出1 d 后，有明顯的DOC 釋放，這可能是由于SPCL5 顆粒表面的淀粉快速水解所致;隨后DOC釋放量顯著降低，并在20 d 后降至1.31 mg/L，表明SPCL5 表面易于快速水解的淀粉較少。這與淀粉/PCL/木粉共混物的浸出性質(zhì)相似［13］。淀粉/PCL 共混物浸泡在水中時(shí)，PCL 是穩(wěn)定的，浸出的有機(jī)物主要來源于淀粉［15-16］。因監(jiān)測(cè)DOC 時(shí)未發(fā)現(xiàn)有無機(jī)碳的生成，所以DOC 釋放應(yīng)該無微生物的影響。SPCL5 顆粒的吸水率在1 d 左右即達(dá)到飽和，約為30.97%，這遠(yuǎn)比PCL 的吸水率要大(數(shù)據(jù)未列出)。淀粉是一種強(qiáng)吸水性的聚合物，因此在疏水性聚酯中混入淀粉可以明顯提高共混物的吸水性能。淀粉/PCL 共混物浸泡在水中時(shí)的飽和吸水率為21.5%左右［16］。同時(shí)淀粉/PCL 共混物的吸水率也隨著淀粉含量的不同，保持在9% ～16%［17］。淀粉基共混物的吸水率除與淀粉含量有關(guān)外，還與淀粉的組成有關(guān)。支鏈淀粉的支鏈結(jié)構(gòu)及其在熱塑加工過程中的降解使得以其為原料的共混物吸水率要高于直鏈淀粉［17］。不同類型的支鏈淀粉和直鏈淀粉的含量不同，這也將導(dǎo)致不同類型淀粉/聚酯共混物吸水率的差異。另外，浸泡樣品的尺寸差異也會(huì)導(dǎo)致不同研究間淀粉/PCL 共混物吸水率的差異。

圖1 SPCL5 浸出性能和吸水性能Fig.1 Leaching and water absorption properties of SPCL5

2.2 SPCL5 接種馴化過程

SPCL5 顆粒的接種馴化情況如圖2 所示。由圖2 可以看出，SPCL5 具有啟動(dòng)速度快的優(yōu)點(diǎn)，進(jìn)水NO3-N 濃度為50 mg/L 時(shí)，在第1 個(gè)換水批次出水的NO3-N 濃度就小于1 mg/L。交聯(lián)淀粉/PCL 共混物和淀粉/PCL/木粉共混物也具有啟動(dòng)速度快的優(yōu)點(diǎn)［6，13］。在整個(gè)20 d 的接種馴化過程中出水NO3-N濃度基本低于1 mg/L。接種馴化過程無NO2-N的積累，其NO2-N 濃度均低于0.035 mg/L。有一定NH4-N的生成，但濃度均低于0.8 mg/L。馴化階段N 去除率均在97%以上。隨著粘附在SPCL5 顆粒表面微生物的生長(zhǎng)繁殖和生物膜的成熟，出水DOC濃度先增加至60 mg/L 左右，隨后降至并穩(wěn)定在30 mg/L 左右。

PCL 作為反硝化固體碳源的系統(tǒng)所需的啟動(dòng)時(shí)間為16 d［7］，而淀粉/PCL 共混物為固體碳源系統(tǒng)所需的接種時(shí)間有明顯的縮短。這可能與共混物中加入了生物降解性能比PCL 更佳的淀粉有關(guān)，生物降解性能的提升可以使得反硝化微生物更易于獲得碳源用于生長(zhǎng)、獲得電子供體用于反硝化。在異化性途徑被定義為反硝化過程。同時(shí)硝酸鹽還可以通過異化性硝酸鹽還原為氨(dissimilatory nitrate reduction to ammonia，DNRA)的過程轉(zhuǎn)化為氨氮。在馴化階段有低于0.8 mg/L 氨氮的生成，表明在SPCL5 為碳源的固相反硝化體系中有將NO3-N 還原為NH4-N 的路徑存在，但這不是主要的途徑。發(fā)生DNRA 反應(yīng)的主要是發(fā)酵性細(xì)菌［18］。較高的碳氮比會(huì)利于DNRA 微生物的生長(zhǎng)［19］，而該脫氮系統(tǒng)硝酸鹽還原過程中的出水仍有30 mg/L 左右的DOC，當(dāng)體系中的NO3-N被大量去除而導(dǎo)致出現(xiàn)較高的碳氮比時(shí)會(huì)導(dǎo)致DNRA 反應(yīng)的發(fā)生而累積部分氨氮。在以淀粉/PCL 共混物為碳源的填充床系統(tǒng)，在DOC 濃度低于5 mg/L 時(shí)，出水中仍有氨氮的生成［2］。當(dāng)然DOC的累積也可能與每天換1 次水所導(dǎo)致的較長(zhǎng)停留時(shí)間有關(guān)，當(dāng)硝氮成為限制因素時(shí)，微生物會(huì)繼續(xù)降解SPCL5 碳源，從而導(dǎo)致DOC 的累積。同時(shí)，對(duì)比SPCL5 顆粒浸出過程的DOC 變化(圖1)，可以發(fā)現(xiàn)序批試驗(yàn)中DOC 主要來源于微生物的作用。

圖2 掛膜階段NO3-N，NO2-N，NH4-N、DOC 濃度和N 去除率隨時(shí)間變化Fig.2 Changes of NO3-N，NO2-N，NH4-N，DOC and N removal rate over time during start-up period

2.3 馴化掛膜完成后的反硝化性能

圖3 是接種馴化完成之后SPCL5 作為反硝化固體碳源和生物膜載體的反硝化性能。由圖3 可以看出，SPCL5 能在9 h 以內(nèi)將進(jìn)水濃度為50 mg/L 的NO3-N 降至1 mg/L 以下。NO2-N 濃度先增加后降低，并當(dāng)NO3-N 基本被完全去除時(shí)降至0.3 mg/L 以下。溶解性氧化態(tài)氮(NO3-N +NO2-N)濃度隨時(shí)間變化呈良好的線性關(guān)系，其線性擬合之后的R2為0.997。這表明SPCL5 作為反硝化固體碳源和生物膜載體的反硝化反應(yīng)是零級(jí)反應(yīng)。以碳源加入量計(jì)的NO3-N + NO2-N 平均反硝化速率為0.020 8 mg/(g·h)，以碳源比表面積計(jì)的平均反硝化速率為19.449 4 mg/(m2·h)。PCL 作為固體碳源的反硝化速率為0.004 6 ～0.028 3 mg/(g·h)［20］。PHB和PLA 作為反硝化碳源的反硝化速率分別為0.009 8 ～0.058［7］和0.002 6 mg/(g·h)［21］。反硝化過程中有一定的NH4-N 生成，可能主要來自于DNRA 途徑。

圖3 馴化掛膜完成后的反硝化性能Fig.3 Denitrification performance after start-up period

生物反硝化實(shí)質(zhì)是硝酸鹽被反硝化微生物作為反硝化電子受體，并最終還原為氮?dú)獾倪^程，其反應(yīng)過程會(huì)產(chǎn)生堿度。圖3 所示，pH 先降低后略有上升，反應(yīng)9 h 后，pH 大約比進(jìn)水降低了0.3 個(gè)單位。造成該結(jié)果的原因是SPCL5 固體碳源在微生物的作用下會(huì)產(chǎn)生有機(jī)酸，中和了反硝化過程所產(chǎn)生的堿度。研究發(fā)現(xiàn)PCL 在生物降解過程中會(huì)釋放己二酸等低分子量的有機(jī)酸［22］。pH 雖略有降低，但是仍符合GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》中對(duì)pH 的要求(6 ～9)。

2.4 水力剪切的影響

生物膜構(gòu)造對(duì)于水力剪切力有很高的依賴性，一定范圍內(nèi)生物膜密度隨著水力剪切力增大而線形增大，生物膜的厚度則正好相反，高水力剪切力利于基質(zhì)向生物膜表面的傳質(zhì)，卻不利于其向生物膜內(nèi)部的傳質(zhì)［23］。在固體碳源反應(yīng)器中，反硝化需要的碳源傳質(zhì)發(fā)生在生物膜內(nèi)部，水力剪切力的變化會(huì)導(dǎo)致固體碳源表面生物膜結(jié)構(gòu)變化，從而影響其所分解的小分子有機(jī)物在生物膜內(nèi)部的傳質(zhì)過程，進(jìn)而影響反硝化速率以及反應(yīng)器的運(yùn)行。水力剪切力如果過高，有可能破壞生物膜結(jié)構(gòu)導(dǎo)致大量生物膜從載體表面脫落;如果太低，生物膜過厚則會(huì)影響傳質(zhì)過程。

將搖床的轉(zhuǎn)速分別控制為70、100 和140 r/min，研究SPCL5 顆粒在不同水力剪切力下的反硝化性能，結(jié)果如圖4 所示。從圖4 可以看出，轉(zhuǎn)速從70 r/min提高至140 r/min 時(shí)，SPCL5 顆粒的平均反硝化速率提升至0.040 3 mg/(g·h)，提高了約1倍。表明適當(dāng)提高水力剪切力，有利于提高系統(tǒng)的反硝化速率。

圖4 剪切力的影響Fig.4 Effect of hydrodynamic shear force on denitrification

2.5 進(jìn)水NO3-N 濃度的影響

圖5 顯示不同初始硝酸鹽濃度下，以SPCL5 顆粒為碳源的平均反硝化速率。圖5 表明，在NO3-N濃度為15 ～50 mg/L 時(shí)，平均反硝化速率相近均為0.03 mg/(g·h)，即在此進(jìn)水硝酸鹽濃度變化范圍內(nèi)，反硝化速率獨(dú)立于硝酸鹽濃度，反硝化為零級(jí)反應(yīng)。

圖5 進(jìn)水NO3-N 濃度的影響Fig.5 Effect of nitrate on denitrification

2.6 紅外光譜結(jié)果

圖6 所示為微生物利用前后SPCL5 顆粒的紅外光譜結(jié)果。3 200 ～3 400 cm-1的寬吸收峰為淀粉中羥基的伸縮振動(dòng)的貢獻(xiàn)［24］。2 940 和1 727 cm-1處的吸收峰分別是CH 和C = O 的貢獻(xiàn)。而1 158 cm-1處的吸收峰對(duì)應(yīng)的是C—O 的伸縮振動(dòng)［25］。

SPCL5 經(jīng)過微生物180 d 利用后，羥基的吸收峰基本消失了，應(yīng)該是共混物中淀粉被反硝化微生物用做反硝化碳源的結(jié)果;而1 158 cm-1處的吸收峰的顯著降低，表明共混物中PCL 也有顯著的降解。

圖6 SPCL5 紅外光譜結(jié)果Fig.6 FTIR spectra of SPCL5

3 結(jié)論

(1)淀粉/PCL 共混物(SPCL5)可作為反硝化固體碳源和生物膜載體用于去除低碳氮比污水中的硝酸鹽，并且具有啟動(dòng)速度快、反硝化速率高的優(yōu)點(diǎn)。序批試驗(yàn)系統(tǒng)掛膜1 d 后就能明顯、穩(wěn)定的去除水中的硝酸鹽。掛膜結(jié)束后，SPCL5 的平均反硝化速率為0.020 8 mg/(g·h)。

(2)以SPCL5 為碳源時(shí)，出水無亞硝酸鹽的累積，可能會(huì)經(jīng)異化性硝酸鹽還原為氨(DNRA)的過程生成氨氮，但是反硝化是系統(tǒng)的主要硝酸鹽還原途徑。

(3)剪切力是以SPCL5 為碳源系統(tǒng)反硝化性能的重要影響因素，轉(zhuǎn)速從70 r/min 增加至140 r/min時(shí)，平均反硝化速率提升了約1 倍，達(dá)到0.040 3 mg/(g·h)。反硝化速率與進(jìn)水NO3-N 濃度無關(guān)，NO3-N 濃度為15 ～50 mg/L 時(shí)的反硝化過程為零級(jí)反應(yīng)。

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