聚己內酯與陶粒系統(tǒng)強化反硝化研究

朱瀟偉，　繆恒鋒， 阮文權

（江南大學 環(huán)境與土木工程學院，江蘇 無錫214122）

隨著工農業(yè)的飛速發(fā)展以及人民生活水平的提高，地表水中硝酸鹽氮（NO-N）污染日益嚴重，其對人體的危害主要是通過轉化為亞硝酸鹽和亞硝胺而造成[1-2]。目前去除地表水中硝酸鹽氮通常采用生物法[3]，即在碳源充足情況下通過反硝化作用將NO-N最終還原為氮氣（N2）而徹底將氮素從水中去除[4]。然而我國城市中地表水通常表現為低溶解性有機碳（DOC）、高營養(yǎng)鹽的特點，所以碳源缺失就成為生物法處理地表水脫氮的主要矛盾。傳統(tǒng)異養(yǎng)反硝化工藝常添加易被微生物利用的甲醇、乙酸鈉、葡萄糖等可溶性碳源來提供電子供體強化該生物過程。但其存在不少缺點，比如當進水硝酸鹽氮濃度波動時，精確控制液體碳源投加量而不造成溢出風險是一大難題。為了避免上述風險，以固體有機物同時作為反硝化碳源和微生物生長載體的方法近年來逐步得到認可，被稱為“固相反硝化”[5]。可生物降解聚合物（BDPs）如聚乳酸（PLA）、聚羥基丁酸戊酸共聚酯（PHBV）、聚丁二酸丁二酯（PBS）[6-8]常被作為固體碳源，但其較高的價格阻礙了實際的推廣。隨著社會對環(huán)境友好型材料的日益關注，BDPs類物質將通過大量生產和技術革新，從而降低其使用成本。

聚己內酯（PCL）是以ε-己內酯為原料合成的開環(huán)聚合物，是一種良好的固體碳源。多數以PCL作為固體碳源的研究都采用污泥作為接種物，如封羽濤等[9]采用污水處理廠生物曝氣池活性污泥作為接種物研究PCL填充床反應器，獲得了良好的反硝化效果。活性污泥的優(yōu)點是生物量大，接種時間短。但是作為實際處理地表水，引入額外的微生物菌群會引起出水質量的不穩(wěn)定以及有危害接納水體土著微生物的風險[10]。另外，為提高反硝化系統(tǒng)中的生物量，有研究者采用添加惰性載體的方法，如劉佳等[11]在PCL與淀粉共混物中添加礫石，結果顯示添加礫石能提高系統(tǒng)生物量并略微加快反硝化速率。相比較礫石，陶粒由于其內部有大量細密蜂窩狀微孔，更易于附著微生物，而被廣泛應用于地表水處理中[12]。

本研究中以天然湖水作為接種物，比較性地研究固體碳源PCL在非生物與湖水微生物作用下的釋碳性能，并通過在PCL中添加惰性載體陶粒，探究其對湖水反硝化脫氮效果的促進作用。

1　材料與方法

1.1　實驗材料

實驗所用PCL為白色圓柱形顆粒，直徑1.0 mm，高約2.5～3.0 mm，購自深圳光華偉業(yè)實業(yè)有限公司。所用陶粒粒徑為5.0 mm，密度為2 200 kg/m3，比表面積為6.0 cm2/g，孔隙率為40%，使用前用去離子水沖洗3遍。反硝化接種物來自江南大學校內小蠡湖湖水。實驗用湖水初始指標為：NO-N 1.20 mg/L，亞硝酸鹽氮（NO-N）0.14 mg/L，氨氮（NH-N）0.81 mg/L，總磷（TP）0.05 mg/L，DOC 2.20 mg/L。反硝化所用實驗配水在上述湖水基礎上，添加30.00 mg/L或 50.00 mg/L硝酸鉀（KNO3，以 NO-N計）以及一定量的磷酸二氫鉀（KH2PO4，以PO-P計）保證N/P=5∶1（質量比）。因試驗方式為非動態(tài)批次實驗，故本研究需添加高質量濃度NO-N以維持反應持續(xù)進行。

DELTA320型pH計，梅特勒-托利多儀器（上海）有限公司產品;TOC-VWP測定儀，島津企業(yè)管理 （中國）有限公司產品;F-7000型熒光分光光度計，日立高新技術公司產品。

1.2　實驗方法

1.2.1PCL釋碳性能研究非生物作用碳源釋放實驗：將20.00 g PCL加入經0.1 MPa、121℃高壓蒸汽滅菌20 min的1 000 mL去離子水中，于25℃培養(yǎng)箱中密閉保存。定期取水樣分析樣品DOC值，并補回去離子水以維持1 000 mL容量。

生物作用碳源釋放實驗：將20.00 g PCL和1 000 mL湖水加入經0.1 MPa、121℃高壓蒸汽滅菌20 min的錐形瓶中，并補充30.00 mg/L NON，于25℃培養(yǎng)箱中密閉反應，定期取水樣分析樣品的DOC與NO-N值。為保持實驗體系中氮源充足，若測得NO-N低于3.00 mg/L，再次添加KNO3溶液使NO-N質量濃度為30.00 mg/L，整個實驗過程維持1 000 mL的容量。

1.2.2PCL脫氮研究在4個1 000 mL的錐形瓶中分別加入100 g PCL顆粒，并分別加入PCL顆粒質量的0%、20%、50%、100%陶粒共混，以此分為4組，分別記為實驗組 1（PCL）、實驗組 2（PCL+20%陶粒）、實驗組 3（PCL+50%陶粒）和實驗組 4（PCL+100%陶粒）。并加入配有30.00 mg/L NO-N和6.00 mg/L POP的1 000 mL湖水。密封后放入25℃恒溫培養(yǎng)箱中反應。鑒于陶粒對于NON吸附作用的惰性，以及實驗條件設置的針對性（模擬實際原位處理情況，不設置震蕩，同時不對pH和溶解氧（DO）加以控制），本實驗未設置單獨陶粒吸附對照組。實驗中每當NO-N質量濃度低于3.00 mg/L時，換入250 mL湖水以去除懸浮顆粒，并補充30.00 mg/L NO-N維持馴化進行[11]。

反應體系穩(wěn)定后，為進一步研究反硝化性能，4組實驗體系中分別添加含有50.00 mg/L NO-N、的反應液，定時取樣測定穩(wěn)定體系反硝化過程中等指標。

1.3　分析方法

2　結果與討論

2.1　PCL釋碳性能

PCL在非生物與湖水微生物作用下的釋碳對比情況如圖1所示。

圖1　PCL在湖水微生物與非生物作用下釋碳效果Fig.1　DOC releasing performance of PCL under microbial and amicrobic conditions

PCL在去離子水中非生物作用的靜態(tài)釋放實驗顯示，PCL顆粒在24 h內迅速釋碳，釋碳速率達0.656 mg/（g·d），之后進入穩(wěn)定釋碳階段，整個釋碳過程的平均釋碳速率為 0.123 mg/（g·d）。 PCL在實驗初期釋碳速率較快，這可能是因為PCL顆粒上無定形區(qū)和結晶區(qū)的邊緣首先發(fā)生水解而釋放出小分子物質[14]，使初始釋碳量增加。24 h后釋碳速率放緩，并逐漸達到穩(wěn)定緩釋狀態(tài)（0.095 mg/（g·d））。 與非生物作用不同，本研究中湖水微生物作用下的DOC變化過程分為釋碳與耗碳2部分。釋碳過程主要包括水解釋碳與微生物分解PCL后釋出；而耗碳過程主要通過湖水微生物的反硝化反應消耗，溶液中的DO氧化消耗。根據DOC質量平衡的計算方法[15]，以PCL為碳源的反硝化計量方程如下：

因實驗相對密閉，換水而帶入的DO影響很小，故計算中忽略DO對碳源的消耗。以3 d內穩(wěn)定反硝化30.00 mg/L所需DOC量與反應結束后殘留DOC量的加和計算可得，PCL在湖水微生物反硝化反應中穩(wěn)定釋碳速率為0.286 mg/（g·d），是靜態(tài)實驗總平均釋碳速率的2.33倍，說明在存在湖水微生物情況下，有機物溶出主要來自微生物作用下固體碳源的降解。PCL作為一種可生物降解聚合物，是良好的固體碳源，水中微生物會產生脂肪酶和水解酶作用于PCL而加速降解[16]。反應第3天后，DOC值隨著時間迅速下降，表明此時微生物利用碳源的速率大于碳源釋放速率。之后系統(tǒng)的DOC值基本穩(wěn)定在4.5～15.0 mg/L范圍內。反應周期中第11天、18天出現DOC質量濃度的略微上升，主要由于NO-N被消耗完，反硝化微生物因缺乏氮源無法進一步利用碳源，造成DOC質量濃度短暫上升。重新添加氮源后DOC值再次下降（第13天和20天），說明當氮源充足時，微生物能夠通過持續(xù)反硝化過程消耗溶液中的DOC，因此微生物作用實驗組中僅在反應初期因固體碳源快速釋放而導致DOC質量濃度較高，后續(xù)階段中不存在DOC的明顯累積，檢測到最低DOC質量濃度僅為4.5 mg/L。另一方面，基于微生物作用的碳源緩釋過程，能夠自身調節(jié)DOC的釋放和利用，保證DOC質量濃度的平衡。且PCL作為良好的可生物降解聚合物，本身屬于環(huán)境友好材料[17]，釋放進入湖體中會被迅速消耗。因此在本實驗中PCL展現出緩釋碳源的特性，同時湖水微生物作用下能提供適量碳源而不造成二次污染。

2.2　PCL與陶粒共混反硝化研究

對PCL、PCL+20%陶粒、PCL+50%陶粒和PCL+100%陶粒4組實驗組分別進行馴化，當監(jiān)測到體系最低反硝化速率保證維持在30.00 mg/（L·d）以上，即認為反應體系穩(wěn)定。4組實驗經過22 d馴化過程達到穩(wěn)定后，進行PCL與陶粒共混的反硝化效果研究。

圖2　不同陶粒添加條件下的PCL反硝化性能Fig.2　Denitrification performance of PCL with different ceramsite additions

由于本研究主要分析PCL作為電子供體對于反硝化的作用，因此在實驗過程中主要考察其第二階段（利用PCL釋放DOC進行反硝化階段）。擬合第二階段反硝化動力學方程如表1所示，其中y表示NO3--N降解速率，t表示反應時間。表1結果顯示，4組實驗反應均為零級動力學反應，R2在0.985～0.996之間，擬合度好。通過反應動力學指前系數比較各實驗組反硝化速率，可以發(fā)現加入陶粒的實驗組2、3、4的反硝化速率均高于空白組1。實驗所用PCL顆粒大多表面光滑，不易附著微生物，而添加的陶粒多微孔結構，易于附著微生物并形成生物膜。因此，添加陶?？梢詫崿F系統(tǒng)內微生物量的提高。另外，發(fā)現隨著陶粒添加量的提高，組3（+50%陶粒）和組4（+100%陶粒）間的反硝化速率差別很小，說明添加過量陶粒并不會明顯提高反硝化效率，這可能是因為附著于陶粒表面微生物需要利用水中溶解性碳源生長，而固相反硝化體系中碳源為緩釋碳源，釋放到水中的碳源有限，所以無法再進一步提高反硝化速率。劉佳等[19]在PBS與礫石混合的體系中發(fā)現過多添加礫石會使反硝化效率下降明顯。本實驗中未發(fā)現反作用，原因可能是與使用污泥的實驗體系相比，本實驗使用了湖水原位微生物，相對生物量較低，微生物合成細胞物質消耗有機質量不會過高，所以不會造成碳源明顯缺乏而降低反硝化速率。

2.2.2DOC的變化實驗中DOC的變化如圖3所示，在反應初期4組實驗的DOC質量濃度由反應前殘存的15.32～18.92 mg/L開始快速下降，說明此時反硝化反應的DOC消耗速率高于釋碳速率。隨著反應的進行，觀察到DOC質量濃度略微上升，但是反硝化速率與初期快速反硝化相比卻下降。由于PCL作為一種高聚物，附著于其表面的微生物不是常規(guī)地從末端開始分解，而是隨機斷裂任意酯鍵產生溶解性單體或是二至五聚物[16]，與直接利用產生的可溶性多聚物相比，微生物更傾向于繼續(xù)分解PCL產生單體作為碳源。而且微生物分解利用PCL的速率低于反應開始階段微生物對溶出脂肪酸與醇類碳源的利用速率，導致反硝化速率降低。到了反應末期，反應液中質量濃度降低，PCL被微生物利用的量減少，PCL的水解釋碳導致DOC質量濃度穩(wěn)定上升。釋碳實驗中未發(fā)現明顯的DOC累積，這主要是因為本實驗中氮源相對充足，微生物能夠調節(jié)PCL的水解速率從而平衡體系的DOC質量濃度。盡管過程中會產生PCL水解產生的部分二至五聚物，但是也會在系統(tǒng)中不斷進一步水解為單體而被迅速利用。

表1　不同陶粒添加條件下的反硝化動力學方程Table 1　Denitrification kinetic equations by different ceramsite additions

圖3　反硝化過程中DOC的變化Fig.3　Change of DOC during denitrification

圖4　反硝化過程中NO2--N的變化Fig.4　Change of NO2--N during denitrification

反應開始前用K2HPO4溶液調整各組實驗pH值為7.5，如圖5所示，隨著反應進行，pH值先上升后下降，最終各組pH值維持在7.3～7.7之間。相關研究表明，厭氧反硝化過程是一個產堿過程，會導致pH上升；然而有機質厭氧消化的第一個階段（涉及到PCL的水解和酸化）會導致pH下降[20]。本反應初始階段，反硝化速率較快，釋放的DOC被微生物作為碳源利用，故pH值因反硝化反應而上升；反應24 h后，隨著質量濃度下降，反硝化效率的降低和水解酸化效率的提高使體系內pH逐漸下降，并根據系統(tǒng)微生物的調節(jié)趨于平衡。這與劉佳等[11]以PCL與淀粉共聚物作為碳源的固相反硝化研究中發(fā)現的pH變化趨勢吻合。

圖5　反硝化過程中pH的變化Fig.5　Change of pH during denitrification

2.2.4三維熒光光譜分析三維熒光光譜能夠表征水中各種溶解性有機物的存在形式與含量，比如城市污水中常見腐植酸類與類蛋白類[22]。因4組實驗僅反硝化速率不同，反應產物相似，故選取實驗組4實驗結束后的溶液作為出水以及湖水作為進水進行三維熒光分析比較。分析結果如圖6所示，湖水進水（左圖）存在一個Ex=345 nm，Em=430 nm的熒光峰，表現為腐殖酸類物質（大分子有機物）；而反硝化出水 （右圖）該峰明顯加強，另外在Ex=280～290 nm，Em=330～360 nm處出現一個較弱的熒光峰，表現為類蛋白類物質。這說明了反硝化過程會產生額外的有機物，除了PCL釋放的大分子有機物外，還會富集部分由于微生物代謝產生的可溶性微生物產物（SMP）。張雪寧[23]通過對序批式活性污泥法（SBR）系統(tǒng)研究發(fā)現SMP在碳源缺失時可被作為反硝化碳源，所以釋放到環(huán)境中易于被微生物降解，不會對環(huán)境造成影響。

圖6　進出水三維熒光圖Fig.6　Fluorescence EEM spectra of influent and effluent

3　結語

對PCL作為湖水反硝化碳源的釋放性能和其在與陶粒共混條件下的強化脫氮效果研究結果顯示：PCL穩(wěn)定釋碳主要依靠微生物作用下的水解反應，其穩(wěn)定釋碳速率（0.286 mg/（g·d））為非生物條件下靜態(tài)實驗平均釋碳速率 （0.123 mg/（g·d））的2.33倍。微生物可以通過對于水解和反硝化作用的自身調節(jié)，保證體系DOC質量濃度的平衡。系統(tǒng)中添加適量陶?？梢栽黾芋w系內微生物量，進而增強反硝化速率。進一步對反硝化過程其他關鍵指標的分析發(fā)現，體系pH保證在合理范圍內，不存在NO2--N的累積，盡管有部分SMP富集，但是能夠實現系統(tǒng)的穩(wěn)定運行。

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