集成式鐵基質生物膜反應器自養反硝化深度脫氮

胡智豐，鄧時海，張超，李德生，2，彭帥

（1 北京交通大學土木建筑工程學院，北京100044； 2 水中典型污染物控制與水質保障北京市重點實驗室，北京100044）

引 言

城鎮污水處理廠達標排放的水質與受納水體的《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002)相應指標仍存在較大差距，其中，污水廠處理水中超量的氮是受納水體中氮素污染物的主要來源之一[1]。污水處理廠處理水排入環境水體(諸如河道、湖泊等)，會導致水體中氮、磷營養鹽類物質量增加，造成水體富營養化[1-2]。因此應加強對污水處理廠處理水的深度脫氮除磷處理。

污水廠處理水仍存在氮磷濃度偏高、C/N 比低、碳源不足、進一步生物降解困難等問題[3-4]。目前污水廠處理水脫氮多采用外加碳源法，以滿足反硝化脫氮電子供體的需求。但外加碳源投加時難以控制投加量，從而影響出水水質。目前開發的短程硝化反硝化、厭氧氨氧化等新型生物脫氮技術在實際應用過程中微生物難以穩定培養，出水水質受水溫、污染物基質濃度等因素影響顯著，TN 去除率難以達到較高水平。而在工程應用中，理論上脫氮效果較好的新型生物脫氮工藝（如同步硝化反硝化、短程硝化反硝化、厭氧氨氧化）又存在微生物難以培養，出水水質受水溫、污染物基質濃度等因素影響顯著等問題，TN去除率難以達到較高水平。由此可見，研發一種新型、高效、經濟的污水廠處理水深度脫氮工藝是十分必要的[5]。自養反硝化脫氮工藝是目前應用較廣的一種深度脫氮方法，適用于低碳氮比污水的處理。自養反硝化工藝是通過自養反硝化菌利用非碳源如Fe2+、S、H2等提供電子供體，使水中的硝態氮還原為氮氣。這種方法解決了生物脫氮過程碳源不足的問題[6-7]。

本研究基于自養反硝化理論進行創新，采用自主研發的鐵基質生物載體[8]，利用鐵基質生物載體催化反應產生的H2或[H]，為反硝化菌提供電子供體。同時鐵基質生物載體的多孔結構利于微生物的附著生長，形成生物膜，將鐵基質生物載體與生物膜耦合，實現了污水處理廠處理水的深度脫氮[6,9]。本研究對鐵基質生物載體與生物膜耦合的脫氮試驗效果和過程機理進行討論，對其過程動力學進行求解，并對形成的微生物群落結構進行分析，從而為污水廠處理水的深度脫氮工藝提供技術支持和理論依據。

1 試驗方法與原理

1.1 試驗材料與方法

鐵基質生物載體的制備原料包括：單質鐵、活性炭、復合金屬催化劑、黏合劑、發泡劑等，制備工藝流程如圖1所示。

載體中的鐵和活性炭，在金屬催化劑的作用下，產生了從生物膜流向載體的電流，即電子從載體轉移向生物膜方向，說明該載體是良好的電子供體，利于自養反硝化菌的選擇、馴化和生長[10]。

表1 污水廠處理水水質Table 1 Tail water quality of waste water treatment plant/（mg/L）

圖1 鐵基質生物載體的制備流程Fig.1 Preparation process of iron matrix biological carrier

試驗裝置采用“集成式污水處理技術及裝置”[8]，將好氧、厭氧(缺氧)技術在反應器內進行技術集成。試驗裝置由有機玻璃制成，內徑100 mm，高1600 mm，總體積8 L，有效體積6 L，每400 mm 設置一個取樣口，曝氣頭設置在反應器中間部位，如圖2 所示。反應器裝填載體如圖3所示。污水由進水管經蠕動泵進入反應器頂部的好氧區，與鐵基質生物載體充分接觸，進行高效的化學反應和生物降解。隨后進入反應器底部的缺氧區，發生反硝化反應，最后由反應器最底端的出水口排出。

圖2 試驗裝置示意圖Fig.2 Schematic diagram of test equipment

1.2 試驗原理

鐵基質生物載體的脫氮反應過程如下[13]

2 試驗結果與討論

2.1 HRT對反應器脫氮負荷的影響

圖3 用紗布包裹的自制化學催化載體Fig.3 Chemical catalytic carrier with gauze

圖4 HRT對一級A處理水脫氮效果影響Fig.4 Effect of HRT on nitrogen removal from primary A

圖5 HRT對一級B處理水脫氮效果影響Fig.5 Effect of HRT on nitrogen removal from primary B

2.2 污染物的沿程變化

圖6 污染物沿程變化Fig.6 Diagram of pollutant evolution along reactor

2.3 反應器連續運行脫氮效能

圖7 集成式反應器處理一級A處理水穩定運行效果Fig.7 Stable operation for primary A tail water

圖8 集成式反應器處理一級B處理水穩定運行效果Fig.8 Stable operation for primary B tail water

2.4 反應器動力學模型

2.4.1 假設條件

（1）假設一體式反應器各區域均為完全混合型反應器[16-17]，即在缺氧區和好氧區中，反應器內各處微生物濃度和基質濃度相同[17]，即

式中，X為反應器內微生物平均濃度，mg/L；S為反應器內基質平均濃度，mg/L。

（2）假設在整個反應時間內，反應器的缺氧區和好氧區均為穩定狀態[17]，即

（3）根據Atkinson 等[17]的理論分析,忽略生物膜對有機物的傳質阻力[17-18]；

（4）假設進水微生物濃度為0;

（5）設所降解基質為完全溶解狀態;

2.4.2 力學公式推導過程 反應器內基質變化率=反應器內基質進入率-反應器內基質排出率

設反應器內生物膜濃度為X(mg/L)，水力停留時間為t(h)，則

式中，q為基質的比降解速率，d-1，q可用Monod方程式(14)和式(16)得出

由于微生物的比增長速度與比降解速率存在以下關系

式中,Y0為表觀產率；q為基質的比降解速率，d-1；qmax為基質的最大比降解速率，d-1。將式(15)代入式(14)得

將式(16)代入式(13)得

取式(17)的倒數

生物膜濃度可看作不變。以tX/(Si-Se)為縱坐標，以1/S為橫坐標,將所得到的各組數據進行線性擬合，該直線的斜率為Ks/qmax，在縱坐標上的截距為1/qmax,從而可求得反應動力學常數Ks和qmax。

yA=784.68xA+669.39,RA2=0.9692;

yB=902.83xB+1246.06,RB2=0.9453

根據斜率和截距計算得

KaA=1.17,qmaxA=0.0015;KaB=0.72,qmaxB=0.0008

yA=840.56xA+956.74,RA2=0.9434;

yB=882.27xB+1323.10,RB2=0.9248

根據斜率和截距計算得

圖9 硝化、反硝化過程中NH4+-N、NO3--N飽和常數Fig.9 Saturated constant of NH4+-N,NO3--N

KaA=0.87,qmaxA=0.0010;KaB=0.67,qmaxB=0.0008

2.5 總氮去除物料平衡

該系統對一級A 處理水和一級B 處理水的TN去除率分別達到95.41%和92.55%，TN 去除負荷分別為0.48 kg TN/(m3·d)和0.58 kg TN/(m3·d)。

根據McCarty[20]基于甲醇的反硝化過程建議反硝化所需的甲醇/總氮的比值遵循以下方程

2.6 微生物群落分析

2.6.1 微生物群落多樣性分析 在反應器最佳運行條件下，取反應器不同位置的污泥樣品，進行高通量測序分析，研究微生物群落結構特征。反應器頂部污泥、中部污泥、底部污泥依次編號為TCS、MCS、BCS。

本研究中的3個污泥樣品分別取自反應器的好氧、低氧和缺氧區域的生物載體上。由于反應器曝氣裝置設置在反應器中部，導致反應器內上、中部為好氧環境(DO=1.5～2.0 mg/L)，中下部為低氧環境(DO=0.5～0.8 mg/L)，底部為缺氧環境(DO=0～0.1 mg/L)，因而表現出不同的微生物群落結構特征，反應器上部以硝化菌菌屬最優，反應器底部以反硝化菌菌屬最優。為深入解析微生物菌群與工藝處理效果之間的聯系，本研究對污泥樣品的群落結構在屬分類水平上進行分析,結果如圖10所示。

圖10 物種相對豐度的柱狀直方圖Fig.10 Column histogram of species relative abundance

從圖10 中可以明顯看出，在屬分類水平上，不同區域的污泥樣品中的微生物群落結構存在著明顯 差 異。 從TBC 到MBS，再 到BCS，樣 本 中Maritimimonas菌屬的相對含量隨DO 濃度的降低逐漸增加，在缺氧條件下成為絕對優勢菌屬。已有研究證明，Maritimimonas在缺氧環境下，對脫氮過程有著重要作用[21-22]。Maritimimonas是黃桿菌科的一個新物種,其在電化學生物陰極上為主要優勢細菌[23]，這充分說明鐵基質生物載體在脫氮系統中發揮了重要作用。由于反應器底部以還原NO3--N 為主，所需電子供體較多，因此Maritimimonas成為BCS的優勢菌屬。

Rhodobacter在眾多的污水處理過程中都存在并發揮脫氮作用[24]，且Rhodobacter能通過光合作用獲得能量，進行自養或異養生長，具有顯著的代謝多樣性。Sphaerotilus(球衣均屬)為好氧菌，具有固定金屬元素的作用，能夠在有O2的條件下，吸收Fe2+，并氧化為Fe3+，同時還原NO3--N。且Sphaerotilus在TCS 樣本中具有更高的比例，所占比例為11.1%，證實Sphaerotilus具有好氧反硝化功能[7]。

Flavobacterium是與有機物降解相關的菌屬。反應器上部好氧區域有機物濃度高、營養物質豐富，有利于Flavobacterium生長。且Flavobacterium在TCS 樣本中所占比例為8.3%，豐度較高，這與上述結論中反應器上部COD去除率較高相照應。

此外，在系統中參與脫氮過程的Simplicispira、Silanimonas、Thiobacillus 和Rivibacter也 均 被 發現[25-26]。總體看來，由于反應器不同位置污染物濃度、DO 等環境因素不同，使得微生物群落結構也呈現不同的分布情況，且這種分布變化具有一定的規律性。

2.6.2 系統發育樹分析 對污泥樣品中相對豐度大于2%的27 個優勢OTUs 進行聚類分析，將OTUs與NCBI 數據庫進行比對，繪制系統發育樹，如圖11所示。Beta Proteobacteria和Bacteroidetes是反應器體系中占比最大的微生物。目前發現的鐵自養反硝化微生物大多屬于Proteobacteria。 其中OTU2157、OTU159 和 OTU1040 均 與 菌 屬Simplicispirasp.相似度達到99%，而Simplicispira在BCS 中相對含量較高，推測其可能為兼性反硝化細菌。OTU1011 與菌屬Sphaerotilus montanusstrain KMKE 具有99%的同源性，其相對豐度達到7.50%，是TCS 中占比最高的菌屬。在好氧條件下，Sphaerotilus以[H]/H2和Fe2+作為電子供體進行脫氮[27]，這在好氧生化處理中具有重要作用。總體看來，除Simplicispira和Rhodobacter菌屬中含有3 個或以上OTUs，其余菌屬均含有唯一OUT，說明不同的微生物在此脫氮系統中具有特定的脫氮性能。

3 結 論

（1）鐵基質生物載體與生物膜耦合可實現自養反硝化高效脫氮。脫氮效果受HRT 影響顯著，當HRT 為8 h 時，一級A 和一級B 處理水的TN 去除率分別達到95.41%和92.55%，TN 去除負荷分別為0.48 kg TN/(m3·d)和0.58 kg TN/(m3·d)，高于其他低C/N 比污水處理技術。系統連續運行，一級A 處理水處理出水可達到地表水Ⅲ類水質標準，一級B 處理水處理出水達到地表水Ⅴ類水質標準。

（2）鐵基質生物載體所產生的H2或[H]，為反硝化菌提供電子供體。同時，鐵基質載體具有多孔結構，有利于微生物的附著生長和形成生物膜，使系統的脫氮效率大大提升，實現了低C/N 比污水處理廠處理水的深度脫氮。

圖11 系統發育樹和相關豐度Fig.11 Phylogenetic tree and relative abundance

（3）鐵基質生物載體反應器中，對一級A和一級B 處理水，硝化過程中NH4+-N 飽和常數分別為1.17 mg/L 和0.72 mg/L，反硝化過程中NO3--N 的飽和常數分別為0.87 mg/L和0.67 mg/L，均較普通活性污泥法高。

（4）脫氮系統中，屬水平上的優勢菌種為Maritimimonas、Rhodobacter和Sphaerotilus，其與自養反硝化脫氮密切相關，證實了鐵基質生物載體和生物膜的耦合可以實現低C/N 比污水廠處理水的深度自養反硝化脫氮，并提高其脫氮效率，為污水廠處理水深度脫氮提供技術支持和理論依據。