膜曝氣生物膜反應(yīng)器技術(shù)的應(yīng)用引言高濃度氨氮廢水采用生化方法處理時(shí)，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(tǒng)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(lián)合技術(shù)是新型的廢水生物脫氮方法，與傳統(tǒng)的生物脫氮方法相比，該方法能夠節(jié)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(yōu)勢(shì).膜曝氣生物膜反應(yīng)器(Membrane-aeratedbiofilmreactor，MABR)是利用透氣膜進(jìn)行曝氣供氧的一種污水生物處理工藝，溶解氧通過(guò)氣體透過(guò)性膜擴(kuò)散進(jìn)入生物膜進(jìn)而氧化污染物，同時(shí)氣體透過(guò)性膜也可作為生物膜生長(zhǎng)的載體.傳統(tǒng)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(yīng)器由于采用無(wú)泡曝氣的方式，氧氣的傳遞效率可以接近100%.高效的氧傳質(zhì)速率、較高的生物膜表面積和內(nèi)外分層的特殊生物膜結(jié)構(gòu)，使得MABR工藝在高濃度廢水的處理中具有明顯的優(yōu)勢(shì).MABR特殊的生物膜分層結(jié)構(gòu)能夠?qū)崿F(xiàn)在同一系統(tǒng)中同時(shí)發(fā)生氧化和還原作用，通過(guò)調(diào)整供氧壓力來(lái)控制氧氣的傳遞，氧氣能夠直接透過(guò)曝氣膜被硝化菌利用，為氨氧化菌的生長(zhǎng)提供了良好的生存環(huán)境.有研究在MABR小試中實(shí)現(xiàn)了部分亞硝化.但是，目前對(duì)于MABR中試系統(tǒng)中部分亞硝化的穩(wěn)定運(yùn)行的抑制條件(如生物膜厚、氨氮負(fù)荷等)及微生物機(jī)理方面的研究尚鮮有報(bào)道.本文正是針對(duì)該問(wèn)題，通過(guò)中試來(lái)考察MABR實(shí)現(xiàn)部分亞硝化的技術(shù)關(guān)鍵，重點(diǎn)分析在不同的氨氮負(fù)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(gè)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(yīng)用提供技術(shù)支持.材料與方法2.1試驗(yàn)裝置試驗(yàn)裝置如圖1所示，中試MABR的高度和直徑分別為1000mm和150mm，反應(yīng)器包括循環(huán)段在內(nèi)有效容積共計(jì)16.7L.反應(yīng)器內(nèi)部膜組件由48根致密無(wú)孔硅橡膠膜平行排列組成，總表面積0.37m2，膜組件比表面積為22.16m2˙m-3，系統(tǒng)采用貫通式曝氣方式，進(jìn)水通過(guò)蠕動(dòng)泵打入反應(yīng)器，上部空間溢流出水.反應(yīng)器設(shè)置循環(huán)段進(jìn)行水力混合，內(nèi)部流速約為1.25cm˙s-1，利用NaCl為示蹤劑進(jìn)行水力停留時(shí)間分布(RTD)實(shí)驗(yàn)，結(jié)果表明，RTD曲線分布接近N=1時(shí)完全混合反應(yīng)器，因此，可以假定MABR反應(yīng)器內(nèi)部處于完全混合狀態(tài).氧通量實(shí)驗(yàn)測(cè)定氣體氧表面負(fù)荷，采用最大氧通量近似計(jì)算，在氣體氧分壓為kPa，循環(huán)流速為800L˙h-1條件下得到反應(yīng)器最大氧傳質(zhì)系數(shù)KO2=0.81m˙d-1，本試驗(yàn)MABR最大氧通量由式(1)(Pellicer-Nàcheretal.,2010)計(jì)算.式中，LO2為系統(tǒng)的氧表面負(fù)荷，即氧通量(g˙m-2˙d-1)，KO2為指定條件下的氧傳質(zhì)系數(shù)(m˙d-1)，SO2*為飽和溶解氧濃度(mg˙L-1)，SO2為生物膜基質(zhì)內(nèi)的實(shí)際溶解氧濃度(mg˙L-1).假定SO2=0mg˙L-1，計(jì)算得到本試驗(yàn)MABR最大氧通量為8.5g˙m-2˙d-1(以O(shè)2計(jì)).2.2試驗(yàn)水質(zhì)及運(yùn)行條件試驗(yàn)用水采用人工配制的模擬高濃度氨氮廢水，不添加有機(jī)碳源，以碳酸氫銨作為氮源，碳酸氫鈉為無(wú)機(jī)碳源和pH調(diào)節(jié)劑，每升配水中加入28mgKH2PO4、224mgMgSO4˙7H2O、84.5mgCaCl2˙2H2O、1mL微量元素(Pynaertetal.,2004)，NH4+-N濃度見(jiàn)表1.表1MABR中試各階段的運(yùn)行條件試驗(yàn)過(guò)程采用溫控裝置保證水溫在25~30℃，添加碳酸氫鈉調(diào)節(jié)堿度，控制pH在7.5~8.3之間，供氧通過(guò)膜氧分壓控制，穩(wěn)定運(yùn)行階段，逐步提高進(jìn)水氨氮濃度，同時(shí)調(diào)控HRT，控制反應(yīng)器進(jìn)水氨氮負(fù)荷.由于中試裝置膜組件設(shè)立膜絲數(shù)量較少，膜比表面積相對(duì)較小，后續(xù)研究中已證實(shí)成倍增加膜組件膜絲數(shù)量時(shí)，生物膜對(duì)污染物表面去除負(fù)荷相近，容積去除負(fù)荷成倍增加，因此，本研究中氨氮去除負(fù)荷采用生物膜表面去除負(fù)荷來(lái)表征，列出的容積負(fù)荷僅供參考.2.3水質(zhì)分析方法pH和溫度測(cè)定采用HACHHQ系列便攜式測(cè)定儀(HQ40d18，HACH，美國(guó))，DO測(cè)定采用在線溶解氧測(cè)定儀(JPB-607，上海雷磁)，電導(dǎo)率測(cè)定采用在線電導(dǎo)率測(cè)定儀(DDSJ-308A，上海雷磁).水質(zhì)指標(biāo)NH4+-N、NO2--N和NO3--N測(cè)定參照國(guó)家環(huán)保總局發(fā)布的標(biāo)準(zhǔn)方法(國(guó)家環(huán)?？偩?，2002).2.4生物膜厚度測(cè)定采集完整生物膜樣品，采用冷凍切片機(jī)(MEV，SLEE，德國(guó))將生物膜沿曝氣膜絲的徑向切成50μm厚的切片，切片置于載玻片上，通過(guò)配有測(cè)量裝置的光學(xué)攝影顯微鏡(BA-310，中國(guó)Motic公司)測(cè)量生物膜的厚度，每片生物膜在不同位置測(cè)定3次，取平均值表征生物膜厚度.2.5亞硝化率計(jì)算方法亞硝化率(NAR)計(jì)算公式如下：式中，[NO2-]為出水亞硝酸鹽氮質(zhì)量濃度(mg˙L-1)，[NO3-]為出水硝酸鹽氮質(zhì)量濃度(mg˙L-1).2.6生物膜SOUR活性1根完整曝氣膜刮取生物膜，超聲5min后用磁力攪拌器打散使之均勻懸浮，去離子水清洗3次后，8000r˙min-1離心10min，去掉上清液，投入內(nèi)裝攪拌子的測(cè)定瓶中待測(cè).氨氧化細(xì)菌、亞硝酸鹽氧化菌和好氧異養(yǎng)菌的活性采用單位質(zhì)量微生物的氧利用速率(Specificoxygenuptakerate，SOUR)來(lái)表征，分別以SOURAOB、SOURNOB、SOURH表示(王建龍等，1999).根據(jù)懸浮微生物總量(MLSS)，測(cè)定時(shí)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(shí)時(shí)定量PCR用無(wú)菌剃刀從反應(yīng)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FastDNASpinKitforSoil試劑盒，提取后的DNA存放于-20℃冰箱中保存?zhèn)溆?采用Nano2000(美國(guó)，ThermoScientific)納米熒光定量?jī)x檢測(cè)DNA原始樣本濃度.采用美國(guó)ABI7500型實(shí)時(shí)熒光定量PCR系統(tǒng)對(duì)反應(yīng)器中生物膜中的16SrRNAAOB(CTO)、16SrRNANitrospirasp.(NSR)進(jìn)行熒光定量研究，分別用來(lái)表征生物膜中氨氧化細(xì)菌和亞硝酸鹽氧化菌的含量.CTO前引物序列為CCGGAGGAAAGTAGGGGATCG，后引物序列為CTAGCYTTGTAGTTTCAAACGC(Rotthauweetal.,1997)，NSR前引物序列為CCTGCTTTCAGTTGCTACCG，后引物序列為GTTTGCAGCGCTTTGTACCG(Dionisietal.,2002).每反應(yīng)體系20μL，包括10μLSYBRGreenmix，前引物和后引物各0.4μL，0.4μLROX，6.8μL無(wú)菌水，2μLDNA模板，每個(gè)樣品均重復(fù)3次，并添加HPLC級(jí)高純水作為陰性對(duì)照組，數(shù)據(jù)采用3次平均值.2.8生物膜掛膜與中試系統(tǒng)啟動(dòng)接種污泥取自運(yùn)行良好的上海某污水處理廠好氧段活性污泥.本試驗(yàn)啟動(dòng)采用循環(huán)掛膜法，將污泥和營(yíng)養(yǎng)液按一定配比打入反應(yīng)器，反應(yīng)器內(nèi)部循環(huán)水力混合，序批式運(yùn)行，2d后停止循環(huán)，更換營(yíng)養(yǎng)液，繼續(xù)循環(huán)運(yùn)行2d，排出未掛膜剩余污泥，之后連續(xù)進(jìn)水.以連續(xù)進(jìn)水的第1d記為連續(xù)運(yùn)行第1d.啟動(dòng)階段，定期清洗反應(yīng)器內(nèi)部器壁，防止生物膜在非曝氣膜載體上生長(zhǎng)，一段時(shí)間后可觀察到肉眼可見(jiàn)的生物膜結(jié)構(gòu)，之后連續(xù)運(yùn)行過(guò)程中由于滲透進(jìn)入反應(yīng)器液相中的溶解氧濃度受到限制，不用對(duì)反應(yīng)器內(nèi)部進(jìn)行清洗。結(jié)果與討論3.1生物膜生長(zhǎng)過(guò)程分析MABR穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)期的生物膜，認(rèn)為此時(shí)生物膜結(jié)構(gòu)和組成不再發(fā)生顯著變化并處于相對(duì)穩(wěn)定狀態(tài)，生物膜厚度此時(shí)達(dá)到穩(wěn)定，結(jié)果見(jiàn)表2.從表2中可以看出，MABR運(yùn)行至第38、47、60、78d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(yùn)行過(guò)程中，生物膜在不斷的生長(zhǎng)增厚，在運(yùn)行初期生物膜增長(zhǎng)較慢，在0~38d僅增長(zhǎng)至(76.6±8.4)μm，但從60~78d18d過(guò)程中，生物膜增長(zhǎng)了約82.0μm.生物膜的增厚相對(duì)于活性污泥系統(tǒng)中污泥量的增加，運(yùn)行后期生物膜增長(zhǎng)較快，這與系統(tǒng)中底物濃度NH4+-N的增加密切相關(guān)，與活性污泥系統(tǒng)相同，生物膜的厚度存在最優(yōu)值，生物膜過(guò)厚，底物的傳質(zhì)受到限制，在短程亞硝化系統(tǒng)中表現(xiàn)為對(duì)亞硝化性能的影響.表2MABR中試各階段的生物膜厚度3.2連續(xù)運(yùn)行過(guò)程系統(tǒng)中氮素轉(zhuǎn)化中試MABR連續(xù)運(yùn)行過(guò)程中氮素的轉(zhuǎn)化情況如圖2所示.啟動(dòng)階段反應(yīng)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(yīng)器初始階段就出現(xiàn)亞硝酸鹽的積累現(xiàn)象，初始自由氨(Freeammonium，F(xiàn)A)濃度約為1.29mg˙L-1，當(dāng)FA濃度大于1mg˙L-1時(shí)會(huì)對(duì)NOB產(chǎn)生抑制，造成了亞硝酸鹽的積累，而自由亞硝酸(Freenitrousacid，F(xiàn)NA)的積累(當(dāng)FNA濃度大于0.22mg˙L-1(Anthonisenetal.,1976))反過(guò)來(lái)又會(huì)對(duì)NOB產(chǎn)生抑制作用.同時(shí)從圖2溶解氧變化曲線可以看出，在0~14d的啟動(dòng)運(yùn)行階段，溶解氧濃度迅速?gòu)?.3mg˙L-1下降到0.25mg˙L-1.AOB的氧飽和常數(shù)一般為0.2~0.4mg˙L-1，而NOB的為1.2~1.5mg˙L-1，低溶解氧首先會(huì)對(duì)NOB的活性造成抑制，AOB成為優(yōu)勢(shì)種群，出水中的亞硝態(tài)氮濃度逐漸升高，發(fā)生亞硝酸鹽積累.階段Ⅰ，液相中的溶解氧濃度濃度進(jìn)一步下降，基本維持在0.5mg˙L-1以下，至階段Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ，溶解氧濃度幾乎都在0.1mg˙L-1以下，反將進(jìn)水氨氮濃度提高1倍，氨氮負(fù)荷升至(10.0±0.8)g˙m-2˙d-1，初始前3d由于高氨氮濃度的刺激作用，氨氮去除率和去除負(fù)荷一直處于上升趨勢(shì)，且最大氨氮去除負(fù)荷達(dá)到9.3g˙m-2˙d-1.但隨著運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng)，總體的氨氮去除負(fù)荷和去除率波動(dòng)較大并出現(xiàn)下降趨勢(shì)，由于持續(xù)高負(fù)荷進(jìn)水、高FA和不充足的氧通量(DO<0.1mg˙L-1)，結(jié)果造成AOB和NOB的共同抑制.30d時(shí)增加進(jìn)水氨氮負(fù)荷至(14.9±0.2)g˙m-2˙d-1考察氨氮的沖擊負(fù)荷對(duì)去除效果的影響，沖擊負(fù)荷期間，氨氮去除負(fù)荷和去除率逐漸下降，恢復(fù)進(jìn)水氨氮負(fù)荷至沖擊前水平，去除負(fù)荷很快恢復(fù)到(4.0±0.9)g˙m-2˙d-1，說(shuō)明膜曝氣生物膜反應(yīng)器有很好的對(duì)抗沖擊負(fù)荷能力.圖3不同進(jìn)水負(fù)荷下MABR對(duì)氨氮去除負(fù)荷變化情況工況Ⅱ、Ⅲ將進(jìn)水氨氮負(fù)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(jìn)水氨氮濃度仍繼續(xù)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(fù)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(yīng)器仍然處于限氧條件.由于溶解氧基質(zhì)的限制作用限制了氨氮去除負(fù)荷的增加，根據(jù)清水實(shí)驗(yàn)條件下得到的最大氧通量8.5g˙m-2˙d-1，按完全亞硝化計(jì)算最大氨氮去除負(fù)荷為2.48g˙m-2˙d-1，按完全硝化計(jì)算最大氨氮去除負(fù)荷為1.86g˙m-2˙d-1.氨氮去除負(fù)荷超過(guò)根據(jù)清水實(shí)驗(yàn)計(jì)算的氨氮最大去除負(fù)荷近兩倍，說(shuō)明生物膜的存在會(huì)顯著促進(jìn)氧傳遞速率的增加.其他研究(Lackneretal.,2010;Gilmoreetal.,2009;Downingetal.,2008)也發(fā)現(xiàn)類似結(jié)果，曝氣膜表面生物膜的生長(zhǎng)會(huì)顯著促進(jìn)透過(guò)膜的氧傳質(zhì)通量，生長(zhǎng)有生物膜的MABR中氧傳質(zhì)通量比清水實(shí)驗(yàn)中不生長(zhǎng)生物膜的MABR高出幾倍.Pellicer-Nàcher等(2013)研究也發(fā)現(xiàn)，亞硝化MABR系統(tǒng)的運(yùn)行中，生長(zhǎng)生物膜的MABR系統(tǒng)氧傳質(zhì)速率是清水實(shí)驗(yàn)條件下的6倍，生物膜的存在對(duì)氧傳遞速率的影響是雙重的，一方面會(huì)顯著改變膜/液界面的氧分配系數(shù)，另一方面生物膜的活性也會(huì)影響氧的傳質(zhì)性.工況Ⅳ進(jìn)水氨氮濃度增加至約575mg˙L-1，進(jìn)水氨氮負(fù)荷增加至(9.1±0.5)g˙m-2˙d-1.根據(jù)Pellicer-Nàcher等(2013)有關(guān)氨氮表面負(fù)荷對(duì)氧傳遞速率的影響試驗(yàn)，高負(fù)荷條件下的氧傳質(zhì)速率比低負(fù)荷條件下高4倍之多，在高氨氮負(fù)荷和限氧雙重條件下運(yùn)行的MABR硝化生物膜會(huì)顯著地促進(jìn)內(nèi)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(fù)荷還有所提高并穩(wěn)定在(5.7±0.5)g˙m-2˙d-1.總體說(shuō)明在逐步增加進(jìn)水氨氮濃度的基礎(chǔ)上調(diào)整進(jìn)水氨氮負(fù)荷，馴化MABR微生物能夠達(dá)到對(duì)高氨氮廢水良好的處理性能.3.4不同氨氮負(fù)荷下部分亞硝化效果4為不同進(jìn)水氨氮負(fù)荷下MABR系統(tǒng)中氮素轉(zhuǎn)化物料平衡.從圖4可以看出，4個(gè)工況下進(jìn)水氨氮負(fù)荷分別為10.0、7.4、7.7和9.1g˙m-2˙d-1.由于第Ⅰ階段氨氮負(fù)荷過(guò)高導(dǎo)致處理效果不穩(wěn)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100~150μm;在本實(shí)驗(yàn)第Ⅱ階段之后，溶解氧已無(wú)法完全穿透生物膜，生物膜結(jié)構(gòu)基本相同.對(duì)第Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ階段的出水部分亞硝化效果進(jìn)行對(duì)比分析，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，3個(gè)階段出水NO2--N負(fù)荷分別為3.40、3.08、2.96g˙m-2˙d-1，且亞硝化率持續(xù)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(yàn)MABR最適宜的進(jìn)水氨氮負(fù)荷為7.4g˙m-2˙d-1.同時(shí)發(fā)現(xiàn)，隨著生物膜的增厚，生物膜中出現(xiàn)內(nèi)層好氧外層缺氧的分層結(jié)構(gòu)，反硝化脫氮量也逐漸增加，由最初的0.2g˙m-2˙d-1增加到1.4g˙m-2˙d-1.圖4不同氨氮負(fù)荷下MABR內(nèi)的氮素轉(zhuǎn)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(píng)價(jià)微生物代謝活性的重要指標(biāo)，圖5為不同運(yùn)行階段MABR生物膜活性(SOUR)的變化情況.從圖5可以看出，在運(yùn)行至38d時(shí)，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gSS利用O2量(mg)計(jì))，AOB活性增加明顯.主要是因?yàn)镸ABR中特殊的生物膜分層結(jié)構(gòu)及進(jìn)水高氨氮濃度等環(huán)境有助于AOB的積累和活性的表達(dá)，這也與反應(yīng)器中出現(xiàn)亞硝酸鹽的大量積累相符.雖然進(jìn)水中沒(méi)有有機(jī)底物但仍然有異養(yǎng)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(zhì)進(jìn)行代謝和生長(zhǎng)繁殖.與Liu等(2010)研究的MABR生物膜SOURAOB為52.0mg˙g-1˙h-1相比，本研究的AOB活性要高.在78d時(shí)，由于高氨氮負(fù)荷下氧傳質(zhì)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(zhì)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(yùn)行第Ⅳ階段出水硝酸鹽氮濃度的增加對(duì)應(yīng)，也從微觀上說(shuō)明了過(guò)厚的生物膜由于傳質(zhì)的限制，難于保持對(duì)NOB的持續(xù)抑制和亞硝化的穩(wěn)定實(shí)現(xiàn)，表明生物膜厚度控制對(duì)實(shí)現(xiàn)MABR亞硝化穩(wěn)定運(yùn)行的重要性.圖5不同運(yùn)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(shí)時(shí)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16SrRNA(CTO)定量表征氨氧化菌的豐度變化，以NOB的16SrRNA(NSR)表征亞硝酸鹽氧化菌的豐度變化.圖6為反應(yīng)器接種前污泥和接種后生物膜中功能基因含量對(duì)比圖，接種前污泥的CTO和NSR含量分別為2.56×103和1.62×104copies˙μg-1(以DNA計(jì)).采集反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行至38d時(shí)亞硝化階段的生物膜，得到系統(tǒng)微生物CTO和NSR含量分別為1.53×106和7.91×105copies˙μg-1.相比于活性污泥系統(tǒng)，生物膜系統(tǒng)微生物豐度都有2~3個(gè)數(shù)量級(jí)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(shuō)明MABR中AOB逐步成為優(yōu)勢(shì)菌群，同時(shí)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(yùn)行時(shí)間MABR生物膜中AOB和NOB功能基因拷貝數(shù)運(yùn)行至47d時(shí)，