2017, Vol. 38
2. 北京工业大学城镇污水深度处理与资源化利用技术国家工程实验室, 北京 100124
2. National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China
短程硝化由于节省硝化过程25%氧气和减少反硝化过程40%碳源消耗的优点被广泛应用[1~3], 在污水处理过程中, 维持稳定的短程硝化成为短程脱氮工艺的关键.以往的研究主要集中在连续曝气的前提下, 通过单一因素(温度、低DO、污泥龄、水力停留时间)来实现亚硝的稳定积累[4, 5], 而间歇曝气可以实现好/厌氧条件的快速交替, 更有利于氨氧化菌(AOB)的富集和活性表达, 而抑制了亚硝酸盐氧化菌(NOB)的生长[6], 通过间歇曝气模式可以使AOB成为优势菌种, 对于稳定短程硝化具有重要作用[7, 8].短程硝化能够实现及长期稳定运行的实质在于AOB和NOB生理特性的差异, 有学者研究发现在高温、低溶解氧、pH值等实时控制策略下可以实现短程硝化[9~11], 张功良等[9]采用SBR反应器在连续曝气的条件下, 控制温度为21~23℃时无法实现短程硝化的稳定运行, 在31~33℃时可以实现短程硝化的恢复并维持其稳定.而控制温度在间歇曝气条件下实现短程硝化的研究较鲜见, 本研究采用SBR反应器在不同温度时, 通过交替好氧/缺氧模式处理实际生活污水实现短程硝化, 并探究AOB和NOB活性的变化规律, 以期为短程硝化在实际工程中的应用提供理论参考.
1 材料与方法 1.1 试验装置SBR反应器采用有机玻璃柱制成(图 1), 直径15 cm, 高40 cm, 有效容积5 L.其侧壁设有取样口, 采用搅拌器搅拌, 利用时间控制器实现间歇曝气, 采用温度控制器调节温度.
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1.曝气泵; 2.气体流量计; 3.搅拌器; 4.曝气头; 5.排泥口; 6.取样口 图 1 SBR试验装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of a SBR |
接种污泥取自兰州市七里河安宁区污水处理厂, 浓度为3 000 mg·L-1左右, 污泥MLVSS/MLSS(f值)为0.37, SV30为18, 污泥具有良好的沉降性能.
1.3 试验用水水质及检测方法试验用水取自兰州交通大学家属区实际生活污水, 其水质指标见表 1.
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表 1 试验用水水质 Table 1 Quality of raw wastewater/mg·L-1 |
取100 mL混合污泥置于量筒中, 静置30 min, 测定SV30.从反应器中取100 mL水样, 用定量滤纸过滤, 滤纸残余物在105℃的烘箱内烘至恒重, 冷却后测量MLSS.然后在600℃的马弗炉内烘至恒重, 冷却后测量MLVSS.水样经滤纸过滤后根据国家标准方法[12]测定COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N.
1.4 运行模式温度分别为30℃和18℃, 以下分别用T30℃和T18℃表示.采用单周期4次(T30℃)和7次(T18℃)交替好氧:缺氧=30 min:30 min模式, 最后一次交替好氧后不再进行缺氧反应, 之后沉淀30 min后排水; 每周期分别运行时间为240 min和420 min, 每天运行2个周期, 瞬时进出水; 曝气量为80 L·h-1, 排水比为75 %.
1.5 计算方法氨氮去除率、亚硝酸盐氮积累率、硝酸盐氮积累率、比氨氮氧化速率(SAOR)、比亚硝酸盐氮产生速率(SNiPR)和比硝酸盐氮产生速率(SNaPR)的计算参考孙洪伟等[13]的公式进行, 氨氧化速率和亚硝酸盐氧化速率参考卞伟等[14]的公式.
1.5.1 AOB和NOB的活性计算AOB活性的计算[15]：
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(1) |
式中, ηAOB活性为AOB活性, %; SAORn为第n周期曝气结束时SAOR(以N/VSS计), g·(g·d)-1; SAORm为整个试验阶段SAOR的平均值(以N/VSS计), g·(g·d)-1.
NOB活性的计算[15]：
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(2) |
式中, ηNOB活性为NOB活性, %; SNaPRn为第n周期曝气结束时SNaPR(以N/VSS计), g·(g·d)-1; SNaPRm为整个试验阶段SNaPR的平均值(以N/VSS计), g·(g·d)-1.
1.5.2 同步硝化反硝化计算根据张建华等[16]提出的同步硝化反硝化(SND)率计算方法, 在此公式中忽略了反应过程微生物的同化作用和细胞死亡的影响, 计算公式如下：
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(3) |
式中, CSND率为同步硝化反硝化率, %; NOx--N进-出表示系统曝气前后NOx--N(NO2--N+NO3--N)的增加量, mg·L-1; NH4+-N进-出为系统曝气前后NH4+-N的减少量, mg·L-1.
2 结果与讨论 2.1 不同温度间歇曝气模式下氨氮变化特征对于好氧/缺氧脱氮工艺, 从好氧池出来的混合液所携带的溶解氧必然会进入到缺氧池, 导致缺氧池不能形成真正的缺氧状态, 使反硝化不彻底, 从而使得交替好氧/缺氧脱氮工艺在实际工程运用受到限制.因此, 对于SBR工艺, 运用间歇曝气交替好氧/缺氧脱氮模式, 可以较好实现好氧/缺氧的条件, 使硝化和反硝化均能够彻底进行, 达到脱氮的目的. 图 2为30℃和18℃时氨氮变化特征, 在整个运行过程中进水氨氮平均浓度为61.44 mg·L-1, 30℃条件下, 第1~10周期氨氮的出水浓度从40.31 mg·L-1降低到2.76 mg·L-1, 去除率从36.39%升高到95.05%;第11~61周期氨氮去除率基本稳定在90%以上, 第61周期时氨氮去除率升高到98.94%, 出水氨氮浓度降低至0.68 mg·L-1, 满足一级A排放标准. Zhang等[17]控制温度为30℃条件下, 采用交替好氧/缺氧模式氨氮去除率稳定在90.00%以上.在18℃条件下, 第1~10周期氨氮的出水浓度从50.07 mg·L-1减少到16.51 mg·L-1, 去除率从18.33%增加到71.88%;第11~90周期, 氨氮的去除率增长幅度相对较缓慢, 最终去除率达到97.86%, 出水浓度递减到1.28 mg·L-1.结果表明, 在交替好氧/缺氧模式下, 30℃比18℃条件下在获得氨氮较高去除率的情况下, 运行周期更短, 这是由于温度较高时硝化菌的生化活性较高, 反应速率较快, 所需的反应时间更少.蒋轶锋等[7]在室温时采用间歇曝气模式取得了比连续曝气更好的氨氮去除效果, 去除率分别达到90%和75%以上.
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图 2 30℃和18℃时氨氮变化特征 Fig. 2 Variations of ammonia nitrogen at 30℃ and 18℃ |
根据Arrhenius-type方程[18, 19]温度与硝化菌最大生长速率之间的关系为30、25、20和10℃时速率常数θ为(7.30±0.60)、(3.90±0.30)、(2.10±0.20) 和(1.13±0.03) d-1. 图 3、4为30℃和18℃时氮的硝化、比亚硝态氮/硝态氮产生速率及SND率的变化.整个试验过程中, 亚硝氮和硝氮进水浓度均维持在2.00 mg·L-1以下, 30℃条件下, 第1~21周期出水亚硝氮和硝氮的浓度都呈现增长的趋势, 亚硝氮从2.80 mg·L-1增加到9.55 mg·L-1, 硝氮浓度从2.44 mg·L-1升高到22.05 mg·L-1, 此时硝氮出水浓度达到最大值, 亚硝氮积累率维持在30.21%;第22~61周期, 亚硝氮浓度增加到20.57 mg·L-1, 而硝氮浓度减少到0.87 mg·L-1, 此时亚硝氮积累率高达95.92%, 成功实现了稳定的短程硝化. 18℃条件下, 第1~31周期, 亚硝氮和硝氮浓度也呈现增长的趋势, 第31周期时, 亚硝氮和硝氮出水浓度分别为9.63 mg·L-1和14.30 mg·L-1, 此时硝氮出水浓度达到最大, 亚硝氮积累率达到40.24%. 31~90周期时, 亚硝氮浓度继续上升, 而硝氮浓度逐渐下降, 90周期时亚硝氮和硝氮出水浓度分别达到20.18 mg·L-1和0.09 mg·L-1, 亚硝氮积累率高达99.58%, 亚硝氮得到稳定积累.根据FA公式[13]计算两种温度下FA浓度都维持在2.00~6.00 mg·L-1, Anthonisen等认为[20], 当游离氨(FA)浓度为1.00~10.00 mg·L-1时, NOB活性受到抑制, 而AOB受抑制较弱, 因此在此过程中FA对AOB和NOB都产生抑制作用.综上所述, 在不同温度下, 间歇曝气协调FA等条件可以实现亚硝氮的稳定积累, 18℃下硝化菌的增殖速率较慢, 硝化反应速率较低, 但同样也可以实现亚硝的稳定积累, 实现短程硝化.两种温度下, 比亚硝态氮产生速率都呈现上升的趋势, 分别在第61和90周期时产生速率维持在0.08 g·(g·d)-1和0.06 g·(g·d)-1左右, 30℃条件下增长较快.比硝态氮产生速率都呈现先升高后降低的趋势, 分别在21周期和31周期时出现拐点, 此拐点与硝氮浓度转折点一致, 最后比硝态氮产生速率降低至0 g·(g·d)-1, 硝氮的产生受到完全抑制.
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图 3 30℃时氮的变化特征 Fig. 3 Change in nitrogen concentration at 30℃ |
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图 4 18℃时氮的变化特征 Fig. 4 Change of nitrogen concentration at 18℃ |
在实现短程硝化的过程中, 进水总氮浓度(氨氮、亚硝氮和硝氮)远大于出水总氮浓度, 经计算SND率发现, 在两种温度下, SND率均达到50.00%以上, 亚硝氮的浓度维持在20.00 mg·L-1左右, 这是由于发生了同步硝化反硝化, 从而导致在短程硝化过程中发生了氮的损失.
2.3 氨氧化速率、比氨氧化速率、亚硝酸盐氧化速率的特性图 5、6为30℃和18℃条件下氨氧化速率、亚硝酸盐氧化速率、好氧速率、比氨氧化速率的变化, 可以看出, 30℃条件下, 第1~10周期氨氧化速率从19.22 mg·(L·min)-1增加到44.11 mg·(L·min)-1; 随着反应的进行逐渐稳定在50.00 mg·(L·min)-1左右. 18℃条件下, 第1~25周期氨氧化速率从5.35 mg·(L·min)-1增加到25.21 mg·(L·min)-1, 而后逐渐稳定在28.00 mg·(L·min)-1, 两种温度下均呈现先增加后趋于稳定.比氨氧化速率和氨氧化速率变化趋势一致.由于AOB的基质是NH3而不是NH4+[21], 当AOB数量增加时, 单位时间内对NH3的需求量将增大, 由于NH3与NH4+存在可逆平衡, 使得氨氧化速率的变化在反应后期逐渐趋于稳定, 从而表明氨氧化速率的变化与体系中AOB数量的增加不呈正比关系.有研究发现[22~24]在温度为10~30℃条件下采用间歇曝气的方式, 氨氧化速率(AOR)维持在0.02~0.34 g·(L·d)-1, 这可能是由于采用交替好氧/缺氧模式、水质条件、生物量和活性不同等原因造成的; 陈晓轩等[25]对短程硝化过程中相关功能菌群变化进行分析, AOB数量的增长与氨氮去除负荷并不同步, 与本研究结果一致.两种温度下亚硝酸盐氧化速率均呈现先增加后减少的趋势, 这是由于交替好氧/缺氧模式导致NOB受到抑制, 亚硝酸盐得到积累(图 3、4).由好氧速率=16/7(1.50×氨氧化速率+0.50×亚硝酸盐氧化速率)[14]可知, 氨氧化速率对好氧速率的贡献比亚硝酸盐氧化速率的贡献大, 因此好氧速率与氨氧化速率的变化趋势基本一致, 在反应后期好氧速率也逐渐趋于稳定, 这表明已实现稳定的短程硝化[14].王盟等[26]采用在线监测好氧速率的方法, 当好氧速率达到稳定时, 同样实现了短程硝化.
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图 5 30℃条件下氨氧化/亚硝酸盐氧化速率、好氧速率、比氨氧化速率的变化 Fig. 5 Ammonia oxidation/nitrite oxidation rate, aerobic rate and ammonia oxidation rate at 30℃ |
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图 6 18℃条件下氨氧化/亚硝酸盐氧化速率、好氧速率、比氨氧化速率的变化 Fig. 6 Ammonia oxidation/nitrite oxidation rate, aerobic rate and ammonia oxidation rate at 18℃ |
图 7为AOB和NOB在整个试验过程中活性的变化.在两种温度下, AOB的活性都呈现先增加后逐渐趋向于稳定, 最终都稳定在100.00%左右, AOB能够在不同温度下进行培养, 而且它可以调节生物量的代谢, 从而来提高这种条件下的硝化能力[24]; 彭永臻等[21]指出AOB的基质是NH3, 而不是NH4+, AOB得到增殖后, 基质底物的需求量将增大, 但在稳定运行的短程硝化中并不能满足, 从而使得AOB活性逐渐趋于稳定. 30℃条件下第1~21周期时, NOB的活性从29.01%增加到282.35%; 18℃条件下第1~31周期时, NOB的活性从41.08%增加到176.16%, 此时活性均达到最大.随着反应的进行NOB活性逐渐降低, 第32和74周期时, AOB活性超过NOB活性, AOB成为优势菌种, NOB活性逐渐被抑制.这是由于在两种温度下通过交替好氧/缺氧模式, 实现了DO在时间和空间上的变化, 可以很好地抑制NOB, 由于AOB能够经受住“饱食饥饿”特性, 保持稳定的活性.有研究也表明[3, 27], 间歇曝气模式可以抑制NOB生长, 但是对AOB的生长没有影响.本研究采用间歇曝气模式实现了稳定的短程硝化, 这与高春娣等[3]和Chen等[28]的研究结果一致.
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图 7 30℃和18℃时AOB和NOB活性的变化 Fig. 7 Changes of the activity of AOB and NOB at 30℃ and 18℃ |
在整个反应系统中, MLSS都维持在2 500~3 000 mg·L-1.污泥活性和沉降性能的好坏影响着短程硝化的实现及稳定性, 其中f值和污泥容积指数(SVI)是影响反应稳定运行的重要参数. 图 8为不同温度下污泥性能参数的变化, 随着反应的进行f值都呈现先增长后趋向于稳定的趋势, 在反应运行结束时f值都稳定在0.80左右, 污泥具有较好的活性. 30℃条件下f值增长的幅度明显高于18℃, 说明较高温度下污泥活性更容易提高. 30℃条件下SVI呈现上升的趋势, 最终稳定在100.00 mL·g-1, 在整个试验过程中污泥沉降性能良好. 18℃条件下SVI呈现先增加后下降的趋势, 分析原因可能是由于常温下NO2--N的积累速率较慢, 浓度较低, 丝状菌得到增长[29], 使得SVI接近于120.00 mL·g-1, 出现了略微的膨胀; 之后由于NO2--N的积累较多(图 4)抑制了丝状菌的生长, 使得污泥沉降性能变好, 最终SVI稳定在100.00 mL·g-1左右.说明在短程硝化稳定运行的过程中, 两种温度下污泥都具有较高的活性和良好的沉降性能.
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图 8 污泥f值和SVI的变化 Fig. 8 Changes of sludge of f and the sludge volume index |
(1) 30℃和18℃条件下, 采用SBR反应器处理实际生活污水, 通过间歇曝气交替好氧/缺氧模式于第61和90周期时, 氨氮出水浓度分别为0.68 mg·L-1和1.28 mg·L-1, 氨氮去除率分别高到98.94%和97.86%;亚硝氮积累浓度达到20.57 mg·L-1和20.18 mg·L-1, 亚硝氮积累率分别达到95.92%和99.58%, 成功实现了稳定的短程硝化.
(2) 采用间歇曝气模式可以实现DO在时间和空间上的变化, AOB具有“饱食饥饿”的特性, 活性保持稳定, 而NOB的活性逐渐被抑制, 第32和74周期时, AOB活性超过NOB活性, AOB成为优势菌种.
(3) 两种温度下, MLVSS/MLSS(f值)最终都稳定在0.80左右, 污泥具有良好的活性; SVI都维持在100.00 mL·g-1左右, 污泥具有较好的沉降性能.
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