2018, Vol. 39
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 of Urban Sewage Advanced Treatment and Resource Utilization Technology, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China
硝化细菌具有生长速率低、生物量小和对环境因子敏感等生理特征[1~3], 导致城镇污水处理厂硝化系统比较脆弱, 受负荷冲击后硝化系统很难稳定运行甚至崩溃, 导致出水不达标.而硝化菌在短程硝化-厌氧氨氧化组合工艺对于脱氮能力起着决定性作用, 它所包含的AOB(氨氧化菌)在维持稳定的短程硝化阶段成为优势菌种, 从而保证短程硝化的稳定和除碳脱氮的能力[4, 5].在实际运行过程中, 由于设备的闲置, 仪器的调试等等原因, 导致污泥失去活性, 而使得系统解体, 因此对于短程硝化污泥搁置后, 活性能否迅速恢复至关重要, 而国内外关于硝化菌活性恢复主要集中在硝化菌富集培养、固定化技术应用的研究[6~8], 这些方法可以使得硝化菌得到高密度的培养, 能够在短时间内提供大量硝化细菌, 但纯菌培养难以抵抗负荷的冲击, 而不能应用于实际[9], 因此采用简单快捷的方式恢复硝化菌的活性至关重要.王新华等[10]将搁置2个月后好氧硝化颗粒污泥, 采用较高的曝气量和较长的循环时间, 运行第65 d时, 硝酸菌活性得到完全恢复.而对于搁置较长时间的短程硝化污泥活性恢复的研究较鲜见, 本文在交替好氧/缺氧模式下, 采用不同曝气量对搁置2个月的短程硝化污泥进行恢复, 实现氨氮高效去除和亚硝氮稳定积累, 以期为短程硝化污泥活性恢复在实际工程应用中提供依据.
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 the SBR |
接种污泥取自搁置2个月的短程硝化污泥, 浓度为3 000 mg ·L-1左右, 污泥MLVSS/MLSS(f值)为0.46.
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/mg ·L-1 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[11]测定COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N.
1.4 运行模式温度控制在25℃, 运行工况如表 2所示, 单周期交替好氧: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, 排水比为75%.
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表 2 运行工况 Table 2 Operating conditions |
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[12]的公式进行.
1.5.1 AOB和NOB的活性计算AOB活性的计算[13]：
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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[13]：
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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[14]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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(2) |
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 曝气量对氨氮去除及比氨氧化速率恢复变化特性在城市污水生物脱氮过程中, 硝化反应是生物脱氮的关键步骤, 硝化菌对活性污泥的脱氮性能和稳定性起着决定性的作用.由硝化菌占优势的活性污泥会比传统异养菌占优势的好氧活性污泥有更好的稳定性和同时去除氮的能力[5].图 2为不同曝气量下氨氮去除及比氨氧化速率恢复变化特性, 在进水氨氮浓度维持在50~80 mg ·L-1时, 出水氨氮浓度都呈现逐渐递减的趋势, 分别在12、18、21和21周期以后稳定在5 mg ·L-1以下, 满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》GB 18918-2002一级A排放标准, 而氨氮的去除率都高达95%左右; 郭秀丽等[15]的研究发现, 颗粒污泥储存25 d经过37个周期的活化, 氨氮去除效果才得到恢复; 储存30 d的污泥经过51个周期活化, 氨氮去除效果得到恢复; 储存35 d的污泥经过39个周期的活化运行, 氨氮去除率仍小于40%, 并且观察到此时颗粒污泥的表面有丝状菌, 无法实现活性的恢复, 而本试验中对于搁置2个月的短程硝化污泥进行恢复, 恢复周期均小于45周期, 氨氮去除率高到95%以上.
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图 2 不同曝气量下氨氮去除及比氨氧化速率变化特性 Fig. 2 Removal of ammonia nitrogen and variation in ammonia oxidation rate under different aeration modes |
4种曝气量下, 比氨氧化速率都呈现先增加后逐渐趋于稳定的状态, 最终平均值分别稳定在0.31、0.27、0.20和0.15 g ·(g ·d)-1.贺亮[16]利用中试规模的倒置A/O工艺, 在温度为20℃、HRT为24 h、SRT为16 d时, 富集活性污泥的最大比氨氧化速率(以NH4+-N/VSS计)为26.87 mg ·(g ·h)-1; 王正富[17]利用高氨氮浓度的污泥在O/A反应器(侧流系统)中, 控制SRT为10 d时, 富集培养硝化菌, 最大比氨氧化速率为26.08 mg ·(g ·h)-1, 与本试验比氨氧化速率差异较大, 但与刘宏等[18]实现短程硝化时的比氨氧化速率接近.分析原因可能是由于：①富集培养可以得到高活性硝化污泥, 而且密度较大, 从而产生的比氨氧化速率也较高, 而本研究所得到的硝化污泥有较高的硝化活性, 但是硝化菌没有进行富集培养, 使得所占的比重较小, 引起速率的变化相对较低. ②倒置A/O工艺和O/A反应器(侧流系统)都属于连续曝气, 而本试验采用的是间歇曝气, 从而产生差异.结果表明, 4种曝气量恢复污泥活性都可以得到氨氮较高的去除, 曝气量为120 L ·h-1时, 所用总曝气时间为120 min, 而曝气量为60 L ·h-1时, 所用总曝气时间为210 min, 相对来说曝气量越大, 所需的曝气时间越少, 氨氮达到稳定出水所需的运行周期较短, 而比氨氧化速率相对较高.
2.2 曝气量对短程硝化、比亚硝态氮/硝态氮产生速率及SND恢复的影响图 3为短程硝化、比亚硝态氮/硝态氮产生速率恢复变化, 整个试验过程中, 亚硝氮和硝氮进水浓度均较低(见表 1), 亚硝氮出水浓度随着运行周期的增加均呈现增加的趋势, 而后趋于稳定, 由于接种污泥取自成功实现短程硝化搁置2个月的活性污泥, 使得在整个运行过程中, 硝氮浓度呈现先增加后逐渐减少的趋势, 但出水硝氮浓度均维持在5 mg ·L-1以下, 第30、35、38和42周期时, 亚硝氮积累浓度分别达到20.83、22.81、21.50和20.73 mg ·L-1, 硝氮出水浓度分别为0.06、0.06、0.47和0.22 mg ·L-1, 亚硝积累率分别高达99.79%、99.81%、99.77%和99.72%, 表明短程硝化得到成功恢复; 高春娣等[19]采用间歇曝气比为30 min :30 min, 控制总间歇曝气时间为240 min, 亚硝酸盐氮积累率达到90.00%以上.刘洪涛[20]采用间歇曝气比为30 min :30 min, 总间歇曝气时间控制在360 min, 亚硝酸盐氮积累率91.20%, 短程硝化活性恢复比实现短程硝化的亚硝积累率高, 证明活性恢复试验成功. 4种曝气量条件下, 比亚硝态氮产生速率都呈现先增加后逐渐稳定为0.11、0.10、0.07和0.05 g ·(g ·d)-1, 而比硝氮产生速率均先增大后逐渐趋于零, 4种曝气量的长短导致产生速率略有差异.根据刘宏等[21]实现短程硝化过程中, 亚硝氮积累浓度稳定为20 mg ·L-1左右, 亚硝积累率达到95%, 比亚硝态氮产生速率稳定在0.06~0.08 g ·(g ·d)-1, 与本试验研究结果基本一致, 短程硝化污泥活性得到完全恢复.
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图 3 短程硝化、SNiPR和SNaPR恢复变化 Fig. 3 Shortcut nitrification, recovery of Nitrite nitrogen production rate and Nitrate nitrogen production rate |
在短程硝化恢复过程中, 进水总氮(以氨氮、亚硝氮和硝氮计)浓度维持在50~80 mg ·L-1, 出水总氮浓度均在20~30 mg ·L-1, 发生了明显的氮损失.如图 4所示, 4种曝气量下SND率的变化, 这可能是由于发生同步硝化反硝化(SND)所导致, 同时污泥中的微生物生长繁殖也会同化一部分含氮污染物.
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图 4 4种曝气量下SND率的变化 Fig. 4 Change in SND rate under four kinds of aeration |
前期试验成功实现短程硝化的污泥, AOB已成为优势菌种, 而NOB逐渐被淘汰.图 5为搁置两个月后的该污泥在不同曝气量下对AOB和NOB活性恢复影响, 可以看出4种曝气量下AOB活性初期呈现波动但活性较高, 最终均稳定在100%左右, 这是由于间歇曝气实现了DO在时间和空间上的变化, 能够经受住“饱食饥饿”特性, 从而保持稳定的活性.曝气量为120 L ·h-1时, 1~12周期, NOB活性逐渐增大, 增幅明显高于AOB, 最高达到239.66%, 而后逐渐递减, 25周期之后NOB活性才低于AOB活性, AOB完全占据优势.曝气量为100 L ·h-1时, 15周期前, AOB和NOB活性基本持平, 由于间歇曝气的作用, 后期NOB活性逐渐被抑制, 17周期之后AOB活性完全占据主动.曝气量为80 L ·h-1和60L ·h-1时, NOB活性恢复基本都低于AOB, 运行前期, NOB活性增幅都较小, 5周期之后基本均呈现逐渐递减的趋势, 分别在第9和15周期之后AOB活性基本超过NOB活性, AOB成为优势菌种.间歇曝气实现了DO在时间和空间上的变化, AOB能够经受住“饱食饥饿”特性, 从而保持稳定的活性, 而NOB逐渐被淘汰[22].曾薇等[22]采用SBR工艺处理低C/N实际生活污水, 接种全程硝化污泥, 通过控制曝气量为40 L ·h-1, 历经60 d、180个周期的运行可以在全程硝化污泥系统中成功启动短程硝化, 而曝气量为100~200 L ·h-1时, NOB与AOB依然保持共生关系, NOB的活性也无法成功抑制, AOB相对于NOB不能形成明显的竞争优势.有研究也表明[23, 24], 间歇曝气模式可以抑制NOB生长, 但是对AOB的生长没有影响.本试验表明, 通过间歇曝气模式在不同曝气量下都可以实现AOB活性的恢复.
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图 5 不同曝气量对AOB和NOB活性恢复影响 Fig. 5 Effects of different aeration rates on AOB and NOB activity recovery |
污泥活性和沉降性能的好坏影响着短程硝化的恢复及稳定性, 其中污泥容积指数(SVI)和f值(MLVSS/MLSS)是影响反应稳定运行的重要参数.反应过程中控制MLSS为2 000~3 000 mg ·L-1, 曝气量为120 L ·h-1时, SVI一直呈现下降的趋势, 而其他3种曝气量下均先增加后逐渐减少, 运行周期结束时, SVI值均稳定在60~80 mL ·g-1(图 6), 污泥具有良好的沉降性能. f值均呈现先增加后逐渐趋于稳定的趋势, 16周期之间基本都呈现线性增长的趋势, 最后稳定在0.82~0.83(图 6).张为堂等[25]通过二次启动发现, 反应器内污泥的SVI值逐渐降低, 试验末SVI值均稳定在82 mL ·g-1左右, 具有了非常好的沉降性能, 与本研究结果一致.本研究结果表明, 不同曝气量下都能够实现污泥的活性恢复, 污泥都具有较高的活性和良好的沉降性能.
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图 6 不同曝气量对污泥性能的影响 Fig. 6 Effect of different aeration rates on sludge performance |
(1) 在间歇曝气模式下, 4种曝气量下都能使搁置2个月的短程硝化污泥得到恢复, 氨氮得到较高的去除, 去除率维持在95%以上.亚硝积累率高达95%以上, 成功实现亚硝的稳定积累.
(2) 间歇曝气可以使得溶解氧经历周期性的好氧/缺氧交替, AOB具备的“饱食饥饿”特性, 为其成为优势菌群创造条件, 而NOB不具备该特点, 其活性受到抑制.
(3) 从恢复时间角度考虑, 采用曝气量为120 L ·h-1, 污泥活性恢复较快, 且具有良好的沉降性能.
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