2013 年合成氨需求量約為5 800 萬t，以噸氨排水量30 m3計算，執行GB13458-2013 標準，氨氮以40 mg /L 計，則合成氨工業廢水排放量為17.4 億m3，氨氮排放量約為7 萬t，而2011 年環境統計年報公布工業廢水氨氮的排放量為28.1 萬t，占其1/4。由此可見，我國合成氨工業廢水污染嚴重，亟待解決。
傳統脫氮需經過NO2-→NO3-的過程，短程硝化可將硝化過程終止于亞硝酸鹽階段，抑制亞硝酸鹽氧化菌(NOB) 的活性，從而實現亞硝酸鹽的積累，與傳統工藝相比可節省供氧量25%、節省反硝化碳源40%、減少污泥生成量50%、減少投堿量、縮短反應時間。但是，AOB 生長緩慢，易流失，難以在系統中維持較高的污泥濃度。因此，如何持久地維持較高濃度NO2-的積累及影響NO2-的積累因素成為研究的重點。目前研究焦點多集中于短程硝化與厭氧氨氧化聯合工藝的研究。
本實驗以高分子材料聚乙烯醇與海藻酸鈉為載體，包埋固定富集培養的AOB 污泥，研究溫度、DO、初始FA、有機物等影響因素對包埋載體短程硝化過程的影響，為后期中試研究提供運行參數，推動包埋固定微生物技術與短程硝化-反硝化聯合脫氮工藝的應用進程。
1 材料與方法
1.1 AOB 富集培養
富集AOB 污泥培養基: NH4Cl 1.146 g /L、NaHCO32.5 g /L、COD 0.25 g /L、K2HPO40.5 g /L、FeSO4·7H2O 0.010 mg /L、MgSO4·7H2O 0.30 mg /L、CaCl2·2H2O 0.18 mg /L，pH 在8.0 左右。每隔24h 進出水，控制DO 2 mg /L 以下，溫度20～30℃，污泥由灰色轉變為淡黃色，并且亞硝酸鹽積累率(NAR) 達到90%以上，污泥馴化結束，AOB 生物量為3.91×108 個/g MLSS(MPN 法) 。
1.2 固定化氨氧化細菌制備
在100℃水浴條件下，將5.5% 聚乙烯醇和0.45%海藻酸鈉的包埋劑熔成膠體狀后加入添加劑0.5%SiO2，冷卻至30℃后與富集AOB 的濃縮污泥(含水率90%左右) ，以質量比1∶ 2.5 均勻混合，比較后將混合物滴入到飽和硼酸與0.6% 硫酸鋁配置的交聯劑中，低溫4℃下固定24 h，清水洗凈后在30℃的烘箱中烘脫3.5 h。載體樣品見圖1，載體呈球狀，黃棕色，粒徑為3～5 cm，耐抗壓，有韌性，不易破碎，使用壽命長。聚乙烯醇聚合度為1 750 ± 50，SiO2生產廠家為上海市奉賢奉城試劑廠，其余藥劑廠家均為國藥集團化學試劑有限公司。
1.3 實驗裝置
本實驗所用的曝氣流化床反應器如圖2 所示。玻璃柱體有效容積約為1.5 L，內徑8 cm，高40cm。反應器內包埋載體填充率為15%，采用間歇式進水，實驗模擬廢水根據現場合成氨工業廢水濃度進行配置，以氯化銨為氨源，投加NaHCO3維持堿度，pH 維持在8.0 左右，不同初始游離氨、有機物濃度廢水根據實驗所需另行配置。溫度通過加熱棒進行調節，利用電磁式空氣泵進行微孔曝氣，用氣體流量計來控制曝氣量，反應器每隔12 h 進出水，出水檢測NH4+-N、NO2--N、NO3--N 濃度。
1.4 分析方法及計算公式
實驗分析項目及分析方法如下: COD 采用重鉻酸鉀法，氨氮采用納氏試劑光度法，硝態氮采用紫外分光光度法，亞硝態氮采用N-(1-萘基) -乙二胺光度法。
計算公式:
2 結果和分析
2.1 溫度對包埋載體短程硝化的影響
將數月前做好的載體放置于反應器中，溫度分別控制在15、20、25、30 和35℃下。在圖3 中，比較初階段NO2-濃度都在10 mg /L 以下，表明載體存放時間過長會造成AOB 活性降低，因此要注意載體存放的條件，可加少許營養液，維持微生物的活性。此實驗過程可以看作是AOB 再次馴化的過程，更能體現溫度對AOB 與NOB 活性的影響。
在初期階段，可以明顯看出35℃時載體亞硝酸鹽積累速率比較快，積累量比較多。在后期階段，25℃、30℃載體短程硝化能力遠超過15℃與20℃，說明高溫對于提高AOB 活性優勢比較明顯，升高溫度不但能加快AOB 的生長速率，同時還能擴大AOB 和NOB 的生長速率上的差距。由圖3 可知，25～30℃都可以得到穩定的亞硝化過程，與Yoo 等、Balmelle 等研究結果相近。到第33 天，25、30 和35℃載體亞硝態氮產率分別為0.44、0.40、0.25 kgNO2--N/(m3·d) ，NAR分別為78.0%、82.7% 和84.2%。可見，25℃時載體亞硝酸鹽積累量比較大，是實現短程硝化的比較佳溫度。但是25℃載體的NAR比35℃時要小，表明在高溫下才能更有效地抑制NOB 的活性，減少NO3--N生成量，但此時AOB 的活性也同時受到抑制，造成亞硝酸鹽積累量減少。
2.2 DO 對包埋載體短程硝化的影響
在低DO 下，AOB 的增殖速率加快，補償了由于低DO 所造成的代謝活動下降，同時AOB 對DO 的親和力強于NOB，使得NH4+ →NO2-的過程未受到明顯影響，而NOB 氧化NO2-的能力卻大大減弱，從而造成系統中亞硝態氮的積累。本實驗采用包埋固定微生物技術，氧氣和底物需通過載體內的微孔進行傳遞，導致氧利用率降低，較污泥體系所需DO 質量濃度要大。圖4 中，將DO 分別控制在4、5、6、6.3 mg /L，水溫保持在25～30℃之間。包埋載體的密度大于水，曝氣量需使載體在反應器中呈流化狀態，才能保證氣液固三相均勻接觸，否則載體沉積在反應器底部，當DO 為5 mg /L 時，NO2--N 濃度和NAR都達到了比較大值，分別為209.43 mg /L 和84.3%，NH4+-N出水濃度為21.6 mg /L，此時DO 既能滿足AOB 代謝活動，又能有效地抑制NOB 的活性。當DO > 5 mg /L 時，NOB 氧化NO2-的能力變強，同時短程硝化產生大量的NO2--N，作為NOB 生長的底物，短程硝化向全程硝化轉變，同時DO 過高也會加大載體間的摩擦從而減少其使用壽命。因此，DO 要控制4.0～5.5 mg /L 之間。Yan 等用包埋微生物技術處理富含氨氮的有機廢水，研究了DO 對短程硝化過程的影響，當DO 為4.2～4.6 mg /L 時，短程硝化效果較好，COD 去除率較高，在DO為4.6 mg /L 時，亞硝酸鹽積累率和COD 去除率都達到比較大值，分別為63.1% 和66.3%，比較佳DO 濃度范圍與本實驗相近。
2.3 初始FA 值對包埋載體短程硝化的影響
pH 會影響微生物的生存條件，同時也會影響氨在廢水中的存在形態，AOB 適宜pH 值在7.0～8.5。Anthonisen 等研究表明，FA 對AOB 和NOB 都有抑制作用，對AOB 的抑制濃度為10～150 mg /L，對NOB 的抑制濃度為0.1～1.0 mg /L。本實驗控制溫度為(30 ± 1) ℃，進水氨氮濃度為10.69～320.79mg /L，調節進水pH 值為8.0 左右，DO 為4.0～5.5mg /L，按照溶液中FA 的濃度計算公式(4) 計算，進水初始FA 濃度為1～30 mg /L。
實驗結果如圖5 所示，NAR隨著FA 的濃度增加先升高，在FA = 6.5 mg /L，NAR為97%，達到比較大值后又開始下降，但硝酸鹽積累率隨著FA 濃度的增加先減低后升高，說明高濃度FA 條件下，會抑制AOB 的活性，對NOB 的抑制效果不明顯，同時，NOB 會逐漸適應高濃度的FA。在FA = 10～20 mg /L 之間，氨氮去除率高達99%，NAR在此FA 濃度范圍內是下降的，而NO3--N 積累率卻是上升的過程，由此可見，NOB 氧化了短程硝化產生的NO2-。因此高濃度FA 條件下造成NAR降低的原因有2 個: 一是高濃度FA 會抑制AOB 的活性，減少NO2-的生成量; 一是NOB 活性未受抑制，利用NO2-為底物，將其氧化成NO3-。綜上所述，高濃度FA 會阻礙短程硝化的進程，但是由于NOB 的活性未受抑制，仍然可以取得穩定的NAR和較高的氨氮去除率。
2.4 有機物對包埋載體短程硝化的影響
有機負荷越高，異養菌的活性越高，增值速率越快，生物合成作用利用的氨氮也越多，造成AOB 利用的底物與DO 減少，導致亞硝化速率降低。圖6 考察了包埋載體在不同有機物濃度下的處理效果，進水氨氮濃度300 mg /L，停留時間12 h，用葡萄糖作為有機物的來源，葡萄糖的投加量根據有機物的濃度進行配置。由圖可知，氨氮去除率隨著有機物濃度的增加而增加，在400 mg /L 時達到比較大值93.0%，在200～300 mg /L 時氨氮去除率維持在88.5%。氨氮去除率的升高可能是低濃度有機物的存在對AOB 的活性具有一定的促進作用，提高了其氧化氨氮的能力。當有機物濃度為100、200、300 和400 mg /L 時，NAR分別為83.3%、83.0%、81.8% 和83.8%。可見低濃度的有機物并未對AOB 的活性產生明顯的抑制，包埋載體的亞硝化速率并未降低，短程硝化效果良好。因此，低濃度有機物可以提高包埋載體的氨氮去除率，對短程硝化的抑制作用不明顯，同時包埋載體為AOB 的活性起到很好的保護作用，能夠抵御有機負荷的變化。
2.5 包埋載體與污泥體系對比
在制作包埋載體的過程中，富集AOB 的污泥經過多道工序，勢必會降低AOB 的活性，為了考查包埋載體AOB 污泥活性損失情況，取2 份同等污泥量的氨氧化污泥，污泥濃度(MLSS) 約為2 500 mg /L，一份全部用來制作包埋載體，另一份作為參比對象，10 h 內包埋載體與污泥處理氨氮的情況見圖7。進水氨氮為300 mg /L，比較初2 h 污泥與載體降解氨氮速率大體一致，而亞硝酸鹽出水濃度卻相差43.66mg /L，2 h 后污泥降解氨氮速率明顯高于包埋載體，可見比較初2 h 包埋載體氨氮減少主要是吸附作用，10 h 氨氮出水濃度相差不大，10 h 污泥和載體氨氮去除率分別為91.6%和84.1%，氨氮去除率降低了7.5%，亞硝酸鹽出水濃度分別為215.47 和189.21mg /L，說明富集AOB 的污泥進包埋后，活性并未損失很大，并且包埋載體使用壽命長，可重復利用，耐沖擊負荷能力強，克服了實際工程AOB 難以富集培養，易流失，受水質沖擊影響大的缺點，為短程硝化提供一種可行的方法。
2.6 氨氮去除機理研究
在實驗中，發現總氮會減少的現象，比較大虧損率有19.7%，比較少的也有3.5%，虧損率與氨氮負荷沒有直接的關聯性。脫氮的途徑一般有揮發、同化和反硝化。氨氮的揮發與水中pH 值關系密切，pH 值< 8.5 時，氨氮的揮發是可以忽略。本實驗pH都維持在8.0 左右，因此氨氮揮發作用忽略不計。由反應式(5) 可知:
55NH4+ + 76O2 + 109HCO3-→C5H7O2N + 54NO2-+ 57H2O + 104H2CO3(5)
氨氮氧化成亞硝態的過程中，一部分被同化生成少量的微生物，約為進水氨氮的1 /55(≈1.8%) ，低于比較小虧損率3.5%，比比較大虧損率少17.9%，由此說明總氮減少的主要原因是反硝化作用，即載體對氨氮除短程硝化或者全程硝化作用外，還存在反硝化作用。反硝化形成原因主要因為氧氣需經高分子載體內微孔進行傳遞，會在載體內形成濃度梯度，形成好氧區和缺氧區，AOB 在好氧區以氨為電子供體，以氧為電子受體進行好氧呼吸，在缺氧區有機物作為電子供體，以亞硝酸鹽作為電子受體進行厭氧呼吸。Bock 等[20]首先發現，氨氧化的亞硝化單胞菌屬(nitrosomonas europaea、nitrosomonas eutropha)在限氧條件下，能同時發生硝化反硝化作用，在氧濃度較低條件下，以氨為電子供體，同時利用氧和亞硝酸鹽作為電子受體，并且氧質量濃度越低，利用亞硝酸鹽的比例就越大; 在缺氧條件下，以亞硝酸鹽作為唯一電子受體，以有機物、氨或氫作為電子供體。氮以產物N2O 和N2從系統中去除，從而造成氮的損失。因此，需從分子生物學角度研究載體內的細菌組成，進一步驗證實驗結果。具體參見http://www.dowater.com更多相關技術文檔。
3 結論
包埋固定氨氧化細菌載體可作為合成氨工業廢水處理的一種有效方法，耐氨氮沖擊負荷能力強，短程硝化穩定性好，適合處理低濃度氨氮廢水，氨氮去除率比較高可達99.9%，亞硝酸鹽積累率可維持在80% 以上。短程硝化的影響因素中，DO 要求比較嚴格，當游離氨> 6.5 mg /L 時，氨氧化細菌活性受到抑制，但在高濃度游離氨條件下，仍然可以取得穩定的亞硝酸鹽積累率和較高的氨氮去除率。包埋載體在確保短程硝化作用的同時，在內部形成的缺氧區可實現反硝化脫氮，提高了系統氨氮的處理能力。包埋載體可考慮與厭氧氨氧化結合，考察聯合工藝的處理效果及其經濟性，推動其脫氮工程化應用進程。
