利用淀粉/PCL共混物作为反硝化固体碳源和生物膜载体的研究

沈志强，周岳溪，王建龙

1.中国环境科学研究院，环境基准与风险评估国家重点实验室，北京 100012

2.中国环境科学研究院水污染控制技术研究中心，北京 100012

3.清华大学核能与新能源技术研究院，北京 100084

低有机污染水的氮素污染问题是我国完成点源控污后未来环境污染的突出问题。随着严格实施截污控源、强化污水处理厂的运行管理，将出现以低有机污染、较高氮素为排放特征的水污染问题。如污水处理厂达GB 18918—2002 一级A 标准的出水作为水环境的生态补水，来源于城市雨季地表径流面源的汇流等。该类低污染水如果不经过进一步处理，直接汇流入湖泊、水库，导致以NO3-N 为主的总氮超标将成为我国地表水环境污染的主要问题。

氮的去除一直是水污染控制的一个瓶颈问题。固相反硝化是有效防治水环境硝酸盐氮污染的前沿技术［1-6］，它利用水不溶性固体物质作为微生物的附着载体，同时又可以在微生物酶的作用下进行生物降解，为反硝化作用提供碳源［7］，可以避免添加甲醇、乙醇、葡萄糖等液体碳源时存在碳氮比不易控制的缺陷。许多天然富含纤维素类植物、人工或微生物合成的聚合物均可作为固体碳源用于固相反硝化［7-12］，但是这些碳源都存在一定的缺陷，如天然秸秆类固体碳源的反硝化速率较低，而合成聚合物固体碳源的成本较高。为此，开发具有技术及经济可行性的碳源成为限制固相反硝化技术推广应用的关键。

淀粉是一种广泛存在于植物中、再生周期短、廉价、易生物降解的天然高分子多糖，其可与多种合成可生物降解聚酯(如聚己内酯、聚乳酸等)共混后制备可降解塑料。以淀粉/聚酯共混物为碳源可在保持较高反硝化速率的同时降低脱氮成本［2，6］，如在PCL 中混入50%左右的淀粉，共混物的成本将比PCL 降低约50%。在序批试验中研究了淀粉/聚己内酯(PCL，polycaprolactone)共混物作为反硝化碳源和生物膜载体的脱氮特性，为开发出可行的碳源打下基础。

1 材料与方法

1.1 试验材料

试验用聚己内酯(PCL)购自深圳市光华伟业实业有限公司，分子量约为60 000。SPCL5 是玉米淀粉、PCL 和添加剂通过双螺杆挤出机一次性熔融共混挤出造粒后的共混物。SPCL5 的主要特征如表1所示。

表1 SPCL5 主要特征Table 1 Properties of SPCL5

试验用水为在自来水中加入硝酸钠和磷酸二氢钾，使N 和P 浓度分别为50 和10 mg/L(N∶P=5∶1，磷过量)的模拟配水。以市政污水处理厂曝气池的活性污泥进行接种。

1.2 试验装置

序批试验在500 mL 的磨口锥形瓶中进行，瓶口用橡胶塞密封，橡胶塞上接有排气管，通过水封的方式维持反应器内缺氧环境。

1.3 试验方法

1.3.1 SPCL5 接种驯化及脱氮研究

在500 mL 锥形瓶中加入80 g SPCL5 颗粒及300 mL 模拟配水(NO3-N 浓度约为50 mg/L)，加入活性污泥并最终将污泥浓度控制在800 mg/L。将该锥形瓶放入恒温摇床进行反应，摇床转速为70 r/min，温度为(25 ±1)℃。每天换水1 次，换水量为300 mL。未对配水的DO 浓度和pH 进行控制。当进水中NO3-N 能在1 个换水周期内稳定去除时表示生物膜已形成并逐渐成熟，接种驯化过程结束。

调整摇床转速分别为70、100 和140 r/min 以研究水力剪切的影响(其他条件与接种时一致);摇床转速为100 r/min，调整NO3-N 浓度分别为15、25 和50 mg/L，研究进水NO3-N 浓度影响(其他条件与接种时一致)。

1.3.2 SPCL5 浸出及吸水性能

(1)浸出性能［13］:在250 mL 磨口锥形瓶中加入10 g 干燥后的SPCL5 颗粒和100 mL 蒸馏水，密闭后室温下置于暗处。每天取水样后换入100 mL 蒸馏水，并分析样品的DOC。

(2)吸水性能［13］:在250 mL 磨口锥形瓶中加入10 g 干燥后的SPCL5 颗粒和100 mL 蒸馏水。间隔一定时间后将SPCL5 颗粒取出，吸干表面的水分后立即称重。吸水率为吸水前后质量差与SPCL5 加入量的百分比。

1.4 分析方法与仪器

水样在测试前以0.45 μm 膜过滤。NO3-N、NO2-N 和NH4-N 分别采用紫外分光光度法、盐酸萘乙二胺比色法和水杨酸-次氯酸盐光度法测定［14］。pH 和DOC 浓度分别采用雷磁(pHsj-4a)pH 计和TOC 分析仪(HACH，IL530 TOC- TN)。以衰减全反射法分析利用前后SCPL5 的红外图谱，所用的红外光谱仪为 Spectrum GX FTIR system (Perkin Elmer)。氮去除率定义为:100 × (NO3-N进水-NO3-N出水-NO2-N出水-NH4-N出水)/NO3-N进水。平均反硝化速率以溶解氧化态氮(NO3-N +NO2-N)浓度随时间变化的斜率来计算。

2 结果与讨论

2.1 SPCL5 浸出及吸水性能

SPCL5 的浸出及吸水性能如图1 所示。SPCL5颗粒浸出1 d 后，有明显的DOC 释放，这可能是由于SPCL5 颗粒表面的淀粉快速水解所致;随后DOC释放量显著降低，并在20 d 后降至1.31 mg/L，表明SPCL5 表面易于快速水解的淀粉较少。这与淀粉/PCL/木粉共混物的浸出性质相似［13］。淀粉/PCL 共混物浸泡在水中时，PCL 是稳定的，浸出的有机物主要来源于淀粉［15-16］。因监测DOC 时未发现有无机碳的生成，所以DOC 释放应该无微生物的影响。SPCL5 颗粒的吸水率在1 d 左右即达到饱和，约为30.97%，这远比PCL 的吸水率要大(数据未列出)。淀粉是一种强吸水性的聚合物，因此在疏水性聚酯中混入淀粉可以明显提高共混物的吸水性能。淀粉/PCL 共混物浸泡在水中时的饱和吸水率为21.5%左右［16］。同时淀粉/PCL 共混物的吸水率也随着淀粉含量的不同，保持在9% ～16%［17］。淀粉基共混物的吸水率除与淀粉含量有关外，还与淀粉的组成有关。支链淀粉的支链结构及其在热塑加工过程中的降解使得以其为原料的共混物吸水率要高于直链淀粉［17］。不同类型的支链淀粉和直链淀粉的含量不同，这也将导致不同类型淀粉/聚酯共混物吸水率的差异。另外，浸泡样品的尺寸差异也会导致不同研究间淀粉/PCL 共混物吸水率的差异。

图1 SPCL5 浸出性能和吸水性能Fig.1 Leaching and water absorption properties of SPCL5

2.2 SPCL5 接种驯化过程

SPCL5 颗粒的接种驯化情况如图2 所示。由图2 可以看出，SPCL5 具有启动速度快的优点，进水NO3-N 浓度为50 mg/L 时，在第1 个换水批次出水的NO3-N 浓度就小于1 mg/L。交联淀粉/PCL 共混物和淀粉/PCL/木粉共混物也具有启动速度快的优点［6，13］。在整个20 d 的接种驯化过程中出水NO3-N浓度基本低于1 mg/L。接种驯化过程无NO2-N的积累，其NO2-N 浓度均低于0.035 mg/L。有一定NH4-N的生成，但浓度均低于0.8 mg/L。驯化阶段N 去除率均在97%以上。随着粘附在SPCL5 颗粒表面微生物的生长繁殖和生物膜的成熟，出水DOC浓度先增加至60 mg/L 左右，随后降至并稳定在30 mg/L 左右。

PCL 作为反硝化固体碳源的系统所需的启动时间为16 d［7］，而淀粉/PCL 共混物为固体碳源系统所需的接种时间有明显的缩短。这可能与共混物中加入了生物降解性能比PCL 更佳的淀粉有关，生物降解性能的提升可以使得反硝化微生物更易于获得碳源用于生长、获得电子供体用于反硝化。在异化性途径被定义为反硝化过程。同时硝酸盐还可以通过异化性硝酸盐还原为氨(dissimilatory nitrate reduction to ammonia，DNRA)的过程转化为氨氮。在驯化阶段有低于0.8 mg/L 氨氮的生成，表明在SPCL5 为碳源的固相反硝化体系中有将NO3-N 还原为NH4-N 的路径存在，但这不是主要的途径。发生DNRA 反应的主要是发酵性细菌［18］。较高的碳氮比会利于DNRA 微生物的生长［19］，而该脱氮系统硝酸盐还原过程中的出水仍有30 mg/L 左右的DOC，当体系中的NO3-N被大量去除而导致出现较高的碳氮比时会导致DNRA 反应的发生而累积部分氨氮。在以淀粉/PCL 共混物为碳源的填充床系统，在DOC 浓度低于5 mg/L 时，出水中仍有氨氮的生成［2］。当然DOC的累积也可能与每天换1 次水所导致的较长停留时间有关，当硝氮成为限制因素时，微生物会继续降解SPCL5 碳源，从而导致DOC 的累积。同时，对比SPCL5 颗粒浸出过程的DOC 变化(图1)，可以发现序批试验中DOC 主要来源于微生物的作用。

图2 挂膜阶段NO3-N，NO2-N，NH4-N、DOC 浓度和N 去除率随时间变化Fig.2 Changes of NO3-N，NO2-N，NH4-N，DOC and N removal rate over time during start-up period

2.3 驯化挂膜完成后的反硝化性能

图3 是接种驯化完成之后SPCL5 作为反硝化固体碳源和生物膜载体的反硝化性能。由图3 可以看出，SPCL5 能在9 h 以内将进水浓度为50 mg/L 的NO3-N 降至1 mg/L 以下。NO2-N 浓度先增加后降低，并当NO3-N 基本被完全去除时降至0.3 mg/L 以下。溶解性氧化态氮(NO3-N +NO2-N)浓度随时间变化呈良好的线性关系，其线性拟合之后的R2为0.997。这表明SPCL5 作为反硝化固体碳源和生物膜载体的反硝化反应是零级反应。以碳源加入量计的NO3-N + NO2-N 平均反硝化速率为0.020 8 mg/(g·h)，以碳源比表面积计的平均反硝化速率为19.449 4 mg/(m2·h)。PCL 作为固体碳源的反硝化速率为0.004 6 ～0.028 3 mg/(g·h)［20］。PHB和PLA 作为反硝化碳源的反硝化速率分别为0.009 8 ～0.058［7］和0.002 6 mg/(g·h)［21］。反硝化过程中有一定的NH4-N 生成，可能主要来自于DNRA 途径。

图3 驯化挂膜完成后的反硝化性能Fig.3 Denitrification performance after start-up period

生物反硝化实质是硝酸盐被反硝化微生物作为反硝化电子受体，并最终还原为氮气的过程，其反应过程会产生碱度。图3 所示，pH 先降低后略有上升，反应9 h 后，pH 大约比进水降低了0.3 个单位。造成该结果的原因是SPCL5 固体碳源在微生物的作用下会产生有机酸，中和了反硝化过程所产生的碱度。研究发现PCL 在生物降解过程中会释放己二酸等低分子量的有机酸［22］。pH 虽略有降低，但是仍符合GB 3838—2002《地表水环境质量标准》中对pH 的要求(6 ～9)。

2.4 水力剪切的影响

生物膜构造对于水力剪切力有很高的依赖性，一定范围内生物膜密度随着水力剪切力增大而线形增大，生物膜的厚度则正好相反，高水力剪切力利于基质向生物膜表面的传质，却不利于其向生物膜内部的传质［23］。在固体碳源反应器中，反硝化需要的碳源传质发生在生物膜内部，水力剪切力的变化会导致固体碳源表面生物膜结构变化，从而影响其所分解的小分子有机物在生物膜内部的传质过程，进而影响反硝化速率以及反应器的运行。水力剪切力如果过高，有可能破坏生物膜结构导致大量生物膜从载体表面脱落;如果太低，生物膜过厚则会影响传质过程。

将摇床的转速分别控制为70、100 和140 r/min，研究SPCL5 颗粒在不同水力剪切力下的反硝化性能，结果如图4 所示。从图4 可以看出，转速从70 r/min提高至140 r/min 时，SPCL5 颗粒的平均反硝化速率提升至0.040 3 mg/(g·h)，提高了约1倍。表明适当提高水力剪切力，有利于提高系统的反硝化速率。

图4 剪切力的影响Fig.4 Effect of hydrodynamic shear force on denitrification

2.5 进水NO3-N 浓度的影响

图5 显示不同初始硝酸盐浓度下，以SPCL5 颗粒为碳源的平均反硝化速率。图5 表明，在NO3-N浓度为15 ～50 mg/L 时，平均反硝化速率相近均为0.03 mg/(g·h)，即在此进水硝酸盐浓度变化范围内，反硝化速率独立于硝酸盐浓度，反硝化为零级反应。

图5 进水NO3-N 浓度的影响Fig.5 Effect of nitrate on denitrification

2.6 红外光谱结果

图6 所示为微生物利用前后SPCL5 颗粒的红外光谱结果。3 200 ～3 400 cm-1的宽吸收峰为淀粉中羟基的伸缩振动的贡献［24］。2 940 和1 727 cm-1处的吸收峰分别是CH 和C = O 的贡献。而1 158 cm-1处的吸收峰对应的是C—O 的伸缩振动［25］。

SPCL5 经过微生物180 d 利用后，羟基的吸收峰基本消失了，应该是共混物中淀粉被反硝化微生物用做反硝化碳源的结果;而1 158 cm-1处的吸收峰的显著降低，表明共混物中PCL 也有显著的降解。

图6 SPCL5 红外光谱结果Fig.6 FTIR spectra of SPCL5

3 结论

(1)淀粉/PCL 共混物(SPCL5)可作为反硝化固体碳源和生物膜载体用于去除低碳氮比污水中的硝酸盐，并且具有启动速度快、反硝化速率高的优点。序批试验系统挂膜1 d 后就能明显、稳定的去除水中的硝酸盐。挂膜结束后，SPCL5 的平均反硝化速率为0.020 8 mg/(g·h)。

(2)以SPCL5 为碳源时，出水无亚硝酸盐的累积，可能会经异化性硝酸盐还原为氨(DNRA)的过程生成氨氮，但是反硝化是系统的主要硝酸盐还原途径。

(3)剪切力是以SPCL5 为碳源系统反硝化性能的重要影响因素，转速从70 r/min 增加至140 r/min时，平均反硝化速率提升了约1 倍，达到0.040 3 mg/(g·h)。反硝化速率与进水NO3-N 浓度无关，NO3-N 浓度为15 ～50 mg/L 时的反硝化过程为零级反应。

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