在实验室反硝化生物反应器中不同有机碳源的硝酸盐去除率、去除效果和污染潜力外文翻译资料

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在实验室反硝化生物反应器中不同有机碳源的硝酸盐去除率、去除效果和污染潜力

Mark G. Healy ，Tristan G. Ibrahim ，Gary J. Lanigan ，AnaJoatilde;oSerrenho ，Owen Fenton

土耳其工程，爱尔兰国立大学，戈尔韦，爱尔兰

爱尔兰国立大学土木工程学院，爱尔兰戈尔韦戈尔韦公司

爱尔兰Wexford环境研究中心有限公司。

摘要：世界各地都有使用实验室反硝化生物反应器，它的工作原理是使用有机碳（C）富集介质来增强硝酸盐（）对氮气（N）的微生物降解，以保护地表和地下水，为了突出反硝化生物反应器的潜在不利影响，去除率（去除）， 去除效率（去除的百分比减去其他N物种的产量）和释放温室气体和溶质（铵（），磷（P）和有机碳（C））在本研究中使用不同的介质进行了比较：大麦松木（LPW），纸板，大麦松针（LPN），大麦秸秆（BBS）和土壤的控制。 结果表明，所有培养基的初始浸出和稳态期间的去除率一直大于99％。在污染交换时，低于67％，纸板低于95％。 在所有培养基中测量持续P释放超过发生富营养化时的阈值，由于厌氧条件在生物反应器中普遍存在二氧化碳（）和甲烷（），由于氧化亚氮（）释放而导致温室气体排放，在稳态条件下通过对不同介质的比较，表明C通量对于纸板和BBS生物反应器是影响最高的。 来自纸板生物反应器的碳通量范围为11.6gC至13.9g C ，而BBS排放范围为3.9g C至4.4g C，这些C排放量与介质中暴露的总表面积相关。 这种调查强调了在初始浸出期间需要考虑污染交换，并应改进用于减轻浅层地下水的现场规模生物反应器的设计标准。

1. 介绍

土壤，水和大气环境中可能会出现过多的活性氮。例如在欧盟水框架指令和硝酸盐指令等措施的基本方案中，在通过消除污染源并考虑到水体之间的连通性来减少敏感受体的N的损失。即使在清除污染源之后，硝酸盐（）向更深的地下水或地表水体冲洗也许需要很长时间。在爱尔兰，在浅层地下水（lt;30m）内由于冰川底土的不同消除潜力而在空间和时间上有差异，包括补充变化和土壤的物理特征。 在这样的情况下，在低反硝化潜力区域可能需要采取补充措施来修复已经沿着次表面路径迁移的。原位反硝化生物反应器是工程结构，拦截受污染的水（例如，浅层地下水或自然或人工排水系统的出口）。通过有机碳的微生物降解（C）使氮氧化物脱氮或还原为气体，在土壤和含水层中自然发生。自然条件如高溶解氧（DO）浓度，低有机C生物利用度或低运输时间，可以限制自然衰减。反硝化生物反应器使用各种富C反应介质为高反硝化率创造了理想的条件。

在使用的各种介质中，木片的材料是最受欢迎的由于其成本低，C / N比高。另外，它们不需要补充，因为C不会迅速耗尽，尽管其有效性的持续时间将受到C支架对反硝化微生物的寿命的影响。

对反硝化生物反应器中使用的各种材料的性能需要进行全面审查 。 去除率（以反应器体积计）从这些系统的范围为0.62到203g 。它们受到操作温度，液压装载率（HLR）， 装载率，进水DO浓度和C浓度和生物利用度的影响。

在本文中，实验室生物反应器被用于在异质冰期的浅层地下水中再生生物修复。农业系统损失的营养物源自有机和无机肥料。 在这样的土中，在浅层地下水在空间和时间上会有差异，并根据饱和水力传导率（ks）和脱氮参数如氮气（N 2）/氩（Ar）比例，它的的sk取值可以不同，例如 沙斯堪的纳维亚的粉质含量范围为至，本文介绍的情况为中等渗透率的ks，范围从到。

选择实验室生物反应器研究

表一

1.1。 反硝化生物反应器的潜在不利影响

一般来说，“污染交换”可以定义为“由于减少不同污染物引入的情况而导致的一种污染物的增加”，这样的定义必须包括：（1）温室气体（GHG）和氨（）（其可能在生物反应器上方直接散发，以及从表面和/或地下水体发生脱气/扩散的下坡度）和（2）溶解的污染物如，磷（P）溶解有机碳（DOC）和元素，这可能会对水生生态系统造成不利影响。在本次的研究中，污染交换的考虑超出了N次转型。

为了评估总体污染交换和相关风险，就温室气体排放和溶解污染物的释放而言，以下参数需要量化：（1）溶解和气态N物质的损失（2）从土壤和碳介质（例如DOC和P）中浸出非氮物质;（3）直接生成气体（如）或溶质或者来自生物反应器中以低氧化还原电位发生的微生物介导的反应。研究人员评价治疗系统表明很少包括这个因素。生物反应器中的高氮输入可能在对进行不完全脱氮的情况下通过挥发或一氧化二氮（）排放导致气态N的损失。虽然以前的研究没有直接检查生物反应器的排放，但有充分的证据表明其他来源的测量（例如直接从泥浆罐和废物稳定池）。挥发的主要决定因素有：（1）铵（）源，（2）温度（3）pHgt; 7 （4）大气的浓度梯度，其他溶解的N物质，如可能会丢失。 此外，有机C介质的微生物分解和/或厌氧消化有可能导致二氧化碳（）和甲烷（）以及DOC损失或其它溶质的气体损失。

介质在脱氮生物反应器中的初始浸出有利于释放大量溶解的C，N或P，这个初始阶段与稳态条件形成对照，假定由于与介质反应相关的气体和溶质的释放相比，因介质浸出引起的污染交换可以忽略不计。在初始浸出期间，溶质释放的特性允许建立设计标准，以在实验的早期阶段可以减弱受体的高污染负荷。

目前的实验室研究的目标是：（1）确定不同培养基（LPW），纸板，大麦松针（LPN），大麦秸秆（BBS）和土壤控制剂在减少 从HLR 的3 cm处流入的水中每天的有效性（2）通过改变过程和气体损失量化来得到最初浸出营养物质和后续损失的污染交换。

2.方法

2.1.生物反应器的构建

0.1m直径times;1米深的丙烯酸柱，在底部包括0.015米长的“水箱”（使用细金属网构造），以允许流入水均匀分布到塔中， 并在10°C的温度控制室运行。0.8米深的反应性介质搁置在金属网的顶部。 使用蠕动泵（连续操作），在每个柱的底部以3cm 的HLR将入口水施加到位于反应介质表面正上方的0.01m直径管的水离开柱。0.1W采样口（橡皮垫隔板）沿柱的边缘的深度分别有0.2m,0.4m,0.6m.0.8m。C源土壤体积比为1，富含C的培养基被置于具有土壤的0.03m深的交替层的生物参与者中。所有生物反应器用黑色塑料覆盖以防止微生物进行光合作用。 在操作之前，每个生物反应器用约1L含有来自废水处理设备的异养细菌的散装液体接种，然后装载从19.5至32.5mg/L变化的溶液中。每天通过水将Ar气鼓泡入水中，进水中的DO保持在低水平（lt;2 mg /L）。 这是为了在浅层地下水中产生DO。

2.2。水，介质和气体的分析

根据标准方法（APHA，1995），按照以下参数对来自入口，出口和3个采样口的样品进行水样测试：pH，DO，化学需氧量（COD）， ，，亚硝酸盐（）和邻磷（）。每个介质（包括土壤）的C，N和P如表2所示。在色谱柱燃烧并且分离后，使用热导率检测器测定C和N含量，以及介质的P含量 通过电除法等离子体发射光谱法（ICP-ES）进行测定。生物反应器中使用的土壤在40℃空气干燥72小时，通过2mm筛子粉碎，并使用摩根提取液分析摩根氏P（国家测试用于测定爱尔兰植物可利用的P）。

使用静态室技术，在其操作期间的特定时间从每列测量包括，和的GHG的排放，之后用Ar气冲洗各柱顶部空间5分钟，流速为3L / min。 然后将顶空室密封并与INNOVA 1412光敏气体分析仪串联连续12分钟，以每分钟一次的速率进行测量。此外，在0.15分钟到30分钟取出气体样品，使用气相色谱仪（GC）（Var-ian GC 450;荷兰）和自动进样器分析样品，测量每个室的，和的通量作为随时间的顶空气体积聚的函数。 使用SAS（SAS Institute，Cary，NC，2003）的PROC GLM程序进行数据分析，使用ANOVA的平均每日和累积排放进行事后最小显着差异（LSD）测试，用于识别治疗之间的差异。 与p值小于0.05的差异被认为是显着的。

2.3除氮

在这项研究中，考虑到NRBV或介质体积（方程（1）和有效孔隙度（NREP）或流体体积（方程（2））的的去除率，）是使用以下方法计算的：其中q是达西速度（m/d），A是生物反应器的横截面积（m2），ne是有效孔隙度。使用水力停留时间（HRT），生物反应器的长度和达西速度计算有效孔隙度。使用保守示踪剂（NaBr，10g L-1）来估计平均HRT，使用Levenspiel（1999）中详述的方法。使用蠕动泵将示踪剂以一个恒定的液压负载间隔作为脉冲施加到每个生物反应器。 位于每个生物反应器出口处的馏分收集器以定时增量收集流出物样品。随后使用Konelab 20分析仪测量样品体积并测试其体积（）浓度。

反应介质的去除效率定义为通过考虑每个生物反应器的HRT， 转化成柱中的二氮（）气体的百分比。任何测量的脱

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