生物炭强化同步硝化反硝化菌群脱氮性能的研究开题报告

文 献 综 述

1.1引言

近年来随着工业化的快速发展以及人类活动的不断增加、农业生产中化肥的使用、垃圾渗滤液的下渗增加了水生系统中氮素污染，水中的氮素主要以NO₂^--N、NO₃^--N、NH₄ -N三种形式存在并相互转化，与此同时也发展出一些具有脱氮功能的废水处理工艺。环境中过量的氮素可通过物理化学技术（例如空气吹脱法、离子交换、折点氯化法和反渗透）和生物技术（例如厌氧氨氧化、短程硝化反硝化、同步硝化反硝化）在水生系统中去除或还原。但是操作成本、占地面积达、操作问题、造成二次污染一定程度上限制了上述技术的应用。因此研究开发环保、低成本、高效的具有脱氮功能的废水处理工艺成为当今研究的一个方向。生物炭(BC)是黑炭的一种，主要成分为C、H、O、N，其中C元素的含量较高。由农业废物、木材、动物骨骼等物质在完全或部分缺氧的条件下裂解产生一类含碳物质，制备生物炭的原料在很大程度上决定了生物炭的性质特征。生物炭具有较高的孔隙度和比表面积，并具有芳香化结构和丰富的表面官能团，丰富的表面官能团也使得生物炭具有良好的理化性质。材料介导的种间电子转移对于增强微生物同步硝化反硝化脱氮过程至关重要，生物炭在水质改善、减轻污染、减少生物质废物等方面具有潜在的应用价值，由于其低成本、高吸附能力和还原能力，研究结果运用于实际具有一定可行性，此次研究旨在研究使用生物炭强化同步硝化反硝化脱氮微生物菌群的脱氮性能，并且证明其中潜在的促进机制。

1.2研究现状

当今发展与应用较多的具有脱氮功能的废水处理工艺主要包括厌氧氨氧化工艺、短程硝化-厌氧氨氧化工艺与同步硝化反硝化工艺等。

1、厌氧氨氧化工艺

厌氧氨氧化工艺简称 ANAMMOX，是在缺氧或厌氧条件下以NH₄ 作为电子供体、以NO₂^-或NO₃^-作为电子受体，将NH₄ -N转化成氮气，反应方程式如式（1-1）所示。

NH₄ NO₂ N₂ 2H₂O（1-1）

与传统的脱氮技术相比，厌氧氨氧化工艺具有以下优势:

（1）厌氧氨氧化菌属于厌氧自养菌，反应过程不需额外添加有机碳源而节省工艺费用，由厌氧氨氧化菌全程自养脱氮，避免了二次污染；

（2）产酸量下降，产碱量为零，有效减少外加碱度；

（3）有效缩短了氮循环过程，污泥产量也有所减少，减少剩余污泥的处理费用。

2、短程硝化-厌氧氨氧化工艺

短程硝化-反硝化处理工艺是指将氨氮转化生成亚硝态氮后直接参与反硝化过程产生氮气，省略了亚硝态氮转化成硝态氮的过程，反应的时间变短了，短程硝化反硝化过程中氮素形式的变化过程为: NH₄ N→NO₂^--N→N₂，硝化反应控制在了亚硝酸盐阶段，进行同步反硝化实现废水脱氮，颠覆了过去生物脱氮必须完全进行硝化反硝化的认知。与传统的生物脱氮工艺相比，短程硝化反硝化处理工艺有以下优点：

（1）NO₂^--N直接参与反硝化过程产生 N₂，反应控制在亚硝化阶段，因此能够减少反应的时间，缩短了氨氮的氧化过程从而降低25%耗氧量、反应过程对于有机碳源的需求量减少40%，减少工艺费用。

（2）与传统的生物脱氮技术相比剩余污泥的产量大大减少,可以减少处理污泥的费用。

3、同步硝化反硝化工艺

过去进行生物脱氮常采用硝化反应和反硝化反应技术脱氮，由于反应的条件不同，硝化反应在好氧条件下进行、反硝化反应在缺氧条件下进行，需要设置不同的反应装置来分别进行反应。国内外污水处理研究人员发现，在生物转盘、SBR、氧化沟、传统活性污泥法等工艺中，硝化和反硝化反应能同时发生，即存在同时硝化反硝化现象。而同步硝化反硝化脱氮可以在同一反应器内创造合适的DO条件，即在低氧条件下发生硝化反应和有氧条件下发生反硝化反应，因此硝化反应和反硝化反应可以同时在同一反应器内进行，硝化反应阶段的产物可以直接作为反硝化反应阶段的反应物，反硝化反应可以补充硝化反应阶段所需要的碱度。与传统的生物脱氮工艺相比，同步硝化反硝化工艺有以下优点：

（1）反应在同一空间内进行，节省了反应的时间，降低了建设资金和构筑物的占地面积。

（2）外加碳源的投加量减少，一定程度上避免了二次污染。

（3）pH保持在中性水平,因为硝化反应产酸，反硝化反应产碱，硝化过程和反硝化过程同时进行平衡了pH,pH值稳定的条件下有利于确化细菌和反硝化细菌发挥作用。

1.3研究内容

本研究的主要内容是研究生物炭的电化学行为，并确定生物炭对微生物硝酸盐和亚硝酸盐还原的影响。通过将材料的表征、电化学特性等和实际脱氮性能的变化结合分析，说明材料可以通过对电子传递及相关酶活产生影响，以此影响整个同步硝化反硝化的性能。在实验过程中学会菌群的驯化富集及相关材料的表征、氮素指标的测定、生物炭电化学性能的测定。具体如下：

材料的表征的测定：使用扫描电子显微镜（SEM）和傅里叶变换红外光谱（FTIR）对生物炭进行表征测定。生物炭的表面积、孔隙度和孔隙体积使用电子显微镜（SEM）进行测定。生物炭的表面官能团是傅立叶变换红外光谱在400-4000 cm^-1范围内进行扫描。

氮素指标的测定：氨氮使用纳氏试剂分光光度法测定，亚硝氮使用N-（1-奈基）-乙二胺光度法测定，硝氮使用酚二磺酸分光光度法测定。

生物炭电化学性能的测定：氧化还原特性代表了生物炭催化电子转移的能力，包括电子捐献能力（EDC）和电子接受能力（EAC）。分别利用循环伏安法（CV）和电化学阻抗谱（EIS）分析生物炭的氧化还原峰电位和工作电极的阻抗。

1.4进程安排

（1）开题阶段（2022年2月25日前）：阅读相关研究的文献，掌握实验所需的相关知识和技能，完成外文翻译、文献综述和开题报告等工作并在系统内进行提交。

（2）实施阶段（2022年6月2日前）：进行课题的实验、设计并记录实验结果与总结及结果的处理与分析等工作，完成毕业设计论文写作，进行论文修改与完善。

（3）论文答辩阶段（2022年6月10日前）：完成毕业设计（论文）的答辩。

1.5参考文献

[1] Z. Wu, F. Xu, C. Yang, X. Su,F. Guo, Q. Xu, G. Peng, Q. He, Y. Chen, Highly efficient nitrate removal in aheterotrophic denitrification system amended with redox-active biochar: amolecular and electrochemical mechanism, Bioresour. Technol. 275 (2019)297306

[2] M. Arauzo, Vulnerability ofgroundwater resources to nitrate pollution: A simple and effective procedurefor delimiting nitrate vulnerable zones, Sci. Total Environ. 575 (2017)799812.

[3] M. Sposob, R. Bakke, C.Dinamarca, Metabolic divergence in simultaneous biological removal of nitrateand sulfide for elemental sulfur production under temperature stress,Bioresour. Technol. 233 (2017) 209215.

[4] H.J. Hamlin, B.C. Moore, T.M.Edwards, I.L.V. Larkin, A. Boggs, W.J. High, K.L. Main, L.J. GuilletteJr,Nitrate-induced elevations in circulating sex steroid concentrations infemale Siberian sturgeon (Acipenser baeri) in commercial aquaculture,Aquaculture 281 (2008) 118125.

[5] A.R. Townsend, R.W. Howarth,F.A. Bazzaz, M.S. Booth, C.C. Cleveland, S.K. Collinge, A.P. Dobson, P.R.Epstein, E.A. Holland, D.R. Keeney, M.A. Mallin, C.A. Rogers, P. Wayne, A.H.Wolfe, Human health effects of a changing global nitrogen cycle, Front. Ecol.Environ. 1 (5) (2003) 240246.

[6] A. Meghdadi, Characterizing thecapacity of hyporheic sediments to attenuate groundwater nitrate loads byadsorption, Water Res. 140 (2018) 364376.

[7] D. Xie, C. Li, R. Tang, Z. Lv,Y. Ren, C. Wei, C. Feng, Ion-exchange membrane bioelectrochemical reactor forremoval of nitrate in the biological effluent from a coking wastewatertreatment plant, Electrochem. Commun. 46 (2014) 99102.

[8] E. Rahimi, G. Sajednia, M.Baghdadi, A. Karbassi, Catalytic chemical reduction of nitrate from simulatedgroundwater using hydrogen radical produced on the surface of palladiumcatalyst supported on the magnetic alumina nanoparticles, J. Environ. Chem.Eng. 6 (4) (2018) 52495258.

[9] 陆世峰. 我国水资源污染的现状及对策[J]. 农民致富之友, 2015, 6: 288.

[10] 周少奇, 周吉林. 生物脱氮新技术研究进展环境污染治理技术与设备[J]. 2000, 16(2):29-31.

[11] F.R. Oliveira, A.K. Patel,D.P. Jaisi, S. Adhikari, H. Lu, S.K. Khanal, Environmental application ofbiochar: Current status and perspectives, Bioresour. Technol. 246 (2017)110122.

[12] Y. Sheng, L. Zhu, Biocharalters microbial community and carbon sequestration potential acrossdifferent soil Ph, Sci. Total Environ. 622623 (2018) 13911399.

[13] I. Hawthorne, M.S. Johnson,R.S. Jassal, T.A. Black, N.J. Grant, S.M. Smukler, Application of biochar andnitrogen influences fluxes of CO2, CH4 and N2O in a forest soil, J. Environ.Manag. 192 (2017) 203214.

[14] H. Schulz, B. Glaser, Effectsof biochar compared to organic and inorganic fertilizers on soil quality andplant growth in a greenhouse experiment, J. Plant Nutr. Soil Sci. 175 (2012)410422.

[15] B. Chen, D. Zhou, L. Zhu,Transitional adsorption and partition of nonpolar and polar aromatic contaminantsby biochars of pine needles with different pyrolytic temperatures, Environ.Sci. Technol. 42 (2008) 51375143.

[16] 胡宝兰, 郑平, 冯孝善. 新型生物脱氮技术的工艺研究[J]. 应用与环境生物学报, 1995, 1(5):68-73.

[17] 崔延瑞, 邱鑫, 张庆荣, 等. 生物活性炭对不同 C/N 比废水同步硝化反硝化脱氮效果的影响[J]. 环境科学, 2016, 37(11):4296-4301.