【摘 要】 本研究以大孔網(wǎng)狀LD-FS載體固定化高效微生物菌群B350、所得固定化微生物至于曝氣水槽中構(gòu)成固定化微生物-曝氣生物流化池污水處理系統(tǒng)（IM-ABF技術(shù)），以人工污水為處理目標(biāo)，研究了不同溫度、pH值、碳氮比（C/N）、溶解氧（DO）濃度等對(duì)固定化微生物污水脫氮影響。結(jié)果表明，在本文實(shí)驗(yàn)條件下，去除NH4+-N的最適條件：溫度為20-25℃、初始pH值為9.0、C/N為16、DO濃度為4.0 mg/l。

【關(guān)鍵詞】 固定化微生物 污水脫氮 溫度 pH值 碳氮比 溶解氧

1、前言

20世紀(jì)80年代初，固定化微生物技術(shù)開始應(yīng)用于污水生化處理過程。這種生物工程高新技術(shù)用于高難度工業(yè)污水處理時(shí)，顯示出微生物負(fù)載量大、處理效率高，穩(wěn)定性強(qiáng)，污泥產(chǎn)量小、固液分離容易，能純化和保持優(yōu)勢(shì)菌群，以及基建占地少等優(yōu)點(diǎn)而倍受關(guān)注，并取得了令人矚目的研究成果[1]。

含氮污染物是水環(huán)境中一個(gè)很重要的污染因子。廢水中的氮一般以有機(jī)氮、氨氮、亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮等四種形態(tài)存在。生活污水中氮的主要存在形態(tài)是有機(jī)氮和氨氮，其中有機(jī)氮占生活污水含氮量的 40%～60%、氨氮占 50%～ 60%、亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮僅占 0～ 5%[2]。含氮污染物是造成水體富營(yíng)養(yǎng)化和環(huán)境污染的重要物質(zhì)，污水排放中的氨氮控制越來越受到重視，故研究具有高效脫氮功能的工藝越來越重要。近十多年來,利用固定化微生物技術(shù)強(qiáng)化生物脫氮已成為生物脫氮領(lǐng)域研究的熱點(diǎn)之一[3]。

2、實(shí)驗(yàn)部分

2.1 實(shí)驗(yàn)材料

試驗(yàn)污水：采用人工污水，用自來水加葡萄糖、氯化銨、磷酸二氫鉀、磷酸氫二鉀、硫酸鎂、碳酸氫鈉、氯化鈣、硫酸錳、氯化鐵等來模擬生活污水水質(zhì)。

大孔網(wǎng)狀載體：LD-FS 載體，本實(shí)驗(yàn)室自制。

微生物：高效微生物菌群B350，美國(guó)Bio-System公司產(chǎn)品，微生物含量為30～50億個(gè)/g-1。

2.2 實(shí)驗(yàn)方法

2.2.1 固定化微生物的制備[4]

a. 將大孔載體用蒸餾水洗凈；

b. 用5%HCl浸泡24h,用蒸餾水洗至中性；

c. 用5%NaOH浸泡24h,用蒸餾水洗至中性；

d.將經(jīng)過預(yù)處理的載體加入到含3000mL培養(yǎng)液的反應(yīng)器，投加3g高效微生物菌群B350，曝氣培養(yǎng)3天；

e. 濾出塊狀載體，用生理鹽水洗凈，即得大孔載體固定化微生物，備用。

2.2.2 脫氮反應(yīng)

試驗(yàn)用反應(yīng)器為玻璃管制成，反應(yīng)器內(nèi)徑140mm，有效容積3.5L，反應(yīng)器底部設(shè)有曝氣盤，內(nèi)設(shè)電動(dòng)攪拌，置于恒溫槽中。將人工廢水加入反應(yīng)器后，用稀硫酸和稀氫氧化鈉溶液調(diào)節(jié)體系酸堿度，采用溶解氧測(cè)定儀(HI9143 )監(jiān)測(cè)反應(yīng)器中的溶解氧（DO）、并通過進(jìn)氣閥調(diào)節(jié)曝氣量而使DO控制在恒定的水平，恒溫2h。然后投加一定量的固定化微生物載體至反應(yīng)器中（每次投加載體前將載體用自來水沖洗3遍）、使載體填充率為30%，定時(shí)測(cè)定反應(yīng)器內(nèi)參數(shù)變化。同時(shí)，改變不同的反應(yīng)條件進(jìn)行相關(guān)研究。

2.3　分析方法及儀器

COD測(cè)定采用重鉻酸鉀法；

HI93715氨氮快速測(cè)定儀，意大利HANNA；

HI9143便攜式溶解氧測(cè)量?jī)x，意大利HANNA；

HI9025便攜式酸度計(jì)，意大利HANNA。

3、結(jié)果與討論

3.1  溫度對(duì)固定化微生物脫氮的影響

采用C/N為16，pH為7.5，控制DO在1～2 mg/l，溫度分別恒定在20℃、30℃、40℃條件下，NH4+-N去除率隨反應(yīng)時(shí)間的變化結(jié)果見圖1。從圖1曲線可見，當(dāng)反應(yīng)達(dá)4h時(shí)，溫度為20℃、30℃、40℃條件下的NH4+-N去除率分別為52.64%、46.15%、34.08%。溫度為40℃時(shí)NH4+-N去除率較低，這應(yīng)當(dāng)是溫度升高會(huì)使微生物蛋白質(zhì)變性逐漸失活、致使硝化速率變低的結(jié)果。一般而言， 20℃左右硝酸菌較為活躍[5]，高于20℃時(shí)則硝酸菌活動(dòng)減弱而亞硝化反應(yīng)加快、至25℃時(shí)達(dá)到最大。當(dāng)溫度達(dá)25℃后，則游離氨對(duì)亞硝酸菌有較為明顯的抑制作用 [6]。故20℃條件下污水中NH4+-N降解速率較高，換句話講，相對(duì)較低的溫度有利于硝化菌的增殖、亦即有利于污水中NH4+-N污染物的降解。

圖1 不同溫度條件下NH4+-N濃度隨時(shí)間的變化曲線

3.2  pH值對(duì)固定化微生物脫氮的影響

反應(yīng)器溫度恒定在30℃，進(jìn)水C/N為16，DO控制在1～2 mg/l，調(diào)節(jié)反應(yīng)體系的初始pH值分別為6.5、7.5、8.0、9.0，氨氮去除率隨反應(yīng)時(shí)間的變化結(jié)果見圖2。對(duì)于硝化過程而言，當(dāng)pH值低于6或高于9.6時(shí)，則硝化作用將停止[7]。對(duì)反硝化過程，當(dāng)pH值低于6.5或高于9時(shí)，反硝化速率將很快下降。因此，當(dāng)生化體系pH值為7.5左右時(shí)，反硝化將處于最佳狀態(tài)[8]。由圖2可見, NH4+-N降解速率隨pH值增加而增大,這是因?yàn)樵谙趸^程消耗了堿性物質(zhì)而生成HNO3、使水中pH值下降，對(duì)硝化細(xì)菌不利, 所以初始pH值小的反應(yīng)不利于硝化反應(yīng)的進(jìn)行。 硝化反應(yīng)的最適pH為8.0-9.0，而反硝化最適pH在6.5-7.5[9]，所以同步硝化反硝化的最適pH選在7．5左右。

在污水處理過程中，硝化過程中和了水中部分的OH-使pH值下降，而反硝化則釋放出一定量的OH-又使pH值有所回升，但這往往不足以彌補(bǔ)硝化階段所消耗的OH-，故總的結(jié)果仍然是系統(tǒng)pH值下降[10]。圖3所示的初始pH值等于7.5、8.0、9.0的反應(yīng)體系中, pH值先降后升、至反應(yīng)8h后, pH值分別降至7.1、7.5、8.0。另外，初始pH值為6.5的生化應(yīng)體系，由于硝化反應(yīng)受到抑制，當(dāng)反應(yīng)達(dá)8h后pH值為6.7，pH變化較小。

圖2 不同pH條件下NH4+-N濃度隨時(shí)間的變化曲線

圖3 反應(yīng)體系pH值隨時(shí)間的變化曲線

3.3  碳氮比對(duì)固定化微生物脫氮的影響

采用初始pH值為7.5，溫度恒定在30℃，DO控制在1～2 mg/l。改變葡萄糖與氯化銨配比調(diào)節(jié)C/N。 本實(shí)驗(yàn)初始C/N分別為7.8、15.9、27.4，結(jié)果見圖4。從圖4可見，初始C/N為7.8時(shí)，反應(yīng)4h后NH4+-N濃度基本不變化；初始C/N為15.9時(shí)，反應(yīng)5h后NH4+-N濃度基本不變；初始C/N為27.4時(shí)，NH4+-N濃度一直下降。這是由于有機(jī)碳源主要影響反硝化過程，只有C/N達(dá)到一定數(shù)值時(shí)，才能完全反硝化。有機(jī)物濃度太低，會(huì)影響反硝化的碳源需求，反硝化不能順利進(jìn)行，硝酸根大量積累，硝化反應(yīng)也就受到抑制。三個(gè)條件下反應(yīng)開始的4h內(nèi)，NH4+-N降解速率基本沒有差別。這說明只要碳源是足量的，有機(jī)碳的濃度大小對(duì)NH4+-N降解速率沒有影響。

圖4 不同C/N條件下NH4+-N濃度隨時(shí)間的變化曲線

表1  C/N對(duì)污水中NH4+-N及COD去除的影響

表1為不同C/N條件下的NH4+-N及COD去除實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)。由表1可發(fā)現(xiàn)，NH4+-N去除率隨C/N的增加而增加，但COD去除率則隨C/N的增加而下降。然而，污水脫氮難度大于其COD的去除，當(dāng)某一體系氨氮至下降后，其出水COD可通過生化氧化過程很容易去除。根據(jù)同步硝化與反硝化的工藝要求，兼顧NH4+-N和COD的去除效果，宜選擇C/N值為16。

3.4  溶解氧濃度對(duì)固定化微生物脫氮的影響

采用進(jìn)水C/N為16，pH值為7.5，溫度為30℃，調(diào)節(jié)空氣進(jìn)氣閥使溶解氧DO濃度分別恒定在1.5、4.0、6.0mg/l，研究DO值大小對(duì)NH4+-N 及COD去除率的影響，其污水NH4+-N濃度隨時(shí)間的變化結(jié)果見圖5。由圖5可看出，在時(shí)間相同的情況下，污水NH4+-N去除率隨其DO值的增大而增加、反應(yīng)時(shí)間達(dá)到8.0h皆可達(dá)到或低于排放標(biāo)準(zhǔn)，但當(dāng)反應(yīng)時(shí)間達(dá)到5.5h后，DO值對(duì)污水NH4+-N去除率的影響明顯減小、污水NH4+-N濃度基本不再隨時(shí)間變化。這說明固定化微生物污水脫氮過程中的DO值設(shè)定范圍較寬、這在工程上是極為有利的。表2為反應(yīng)8.0h時(shí)的實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)。從表2可知，污水中COD亦隨DO值的增加而增大，這應(yīng)當(dāng)是較高的DO濃度使異養(yǎng)好氧菌活性增強(qiáng)而提高有機(jī)物氧化降解速率的緣故。然而，過高的DO濃度使氧氣的穿透能力增強(qiáng)，體系內(nèi)難以形成缺氧區(qū)而降低反硝化速率、導(dǎo)致脫氮速率下降。故DO濃度為4.0和6.0mg/l的體系在反應(yīng)5.5h后，其污水NH4+-N濃度基本相同�？紤]到同步硝化與反硝化的需要，宜選擇4.0 mg/l為最佳DO濃度。

圖5 不同DO條件下NH4+-N濃度隨時(shí)間的變化曲線

表2 溶解氧對(duì)NH4+-N及COD去除率的影響

4、結(jié)論

固定化微生物-曝氣生物流化池污水處理系統(tǒng)（IM-ABF技術(shù)）污水脫去NH4+-N的最適條件為溫度為20℃、初始pH值為9.0、C/N為16、DO濃度為4.0 mg/l，NH4+-N降解速率隨pH值增加而增大、pH值在6.5～9.0之間。在本實(shí)驗(yàn)所得最適條件下，水力停留時(shí)間（RTH）均在8小時(shí)之內(nèi)、且在一定條件下可同時(shí)去除污水中的NH4+-N與COD，顯示出固定化微生物技術(shù)處理污水時(shí)具有高效以及硝化與反硝化過程同步進(jìn)行的顯著特點(diǎn)。本實(shí)驗(yàn)結(jié)果對(duì)生活污水處理、特別是區(qū)域性生活污水處理具有參考價(jià)值。

參考文獻(xiàn)

[1] 楊麒，李小明，曾光明，謝珊，劉精今.同步硝化反硝化的形成機(jī)理及影響因素.環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2004.27（3）：102～104.

[2] 呂其軍，施永生. 同步硝化反硝化脫氮技術(shù). 昆明理工大學(xué)學(xué)報(bào)（理工版），2003.28（6）：91～95.

[3] 楊麒，李小明，曾光明，謝珊，劉精今.固定化微生物脫氮技術(shù) .環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備，2002.3（10）：58～60.

[4] 王建龍，生物固定化技術(shù)與水污染控制，科學(xué)出版社，北京，2002，91～130。

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