2018, Vol. 39
2. 北京市城规技术服务中心, 北京 100045
2. City Planning Technology Service Center of Beijing, Beijing 100045, China
短程硝化反硝化生物脱氮工艺与传统生物脱氮工艺相比, 具有曝气量小、碱度消耗少、反应时间短、节约反硝化所需碳源、污泥产率低等优点.因此短程硝化反硝化成为废水生物脱氮的一个研究热点, 并被认为是一种可持续的污水脱氮新技术[1~3].
好氧颗粒污泥是在特定的环境下自发形成微生物凝聚体, 具有结构紧密、沉降性能好、耐冲击负荷能力强等优点[4~6]. AGS特有的空间立体结构, 有利于微生物多样性的发展.由于AGS特有的结构特征, DO质量浓度在颗粒中形成了一定的浓度梯度, AGS表面DO值较高, 生长了大量好氧微生物, 内部DO值较低为缺氧或厌氧微生物提供了生存条件.因此可以实现同步硝化反硝化[7, 8].由AOB和NOB还有其他一些异养菌构成的亚硝化颗粒污泥具有较高的稳定性而且能适应一些多变的环境条件, 短程硝化生物脱氮技术与AGS相结合为获得稳定的短程硝化提供了新的途径.
到目前为止, 许多有关AGS短程硝化的研究都是在实验室水平下用间歇式反应器(SBR)进行的, 因为SBR反应器可以灵活地实现不同的控制条件, 例如间歇的曝气与进水[9~11].但SBR反应器具有局限性, 处理水量有限.对于大规模的污水处理厂来说, 连续的运行模式是更有利的, 因为它运行控制更加简单, 反应所需的体积小, 可以节省占地面积与基建投资.
国内外关于如何快速实现短程硝化的研究已经有很多, 例如通过控制曝气时间[12, 13]、游离氨(FA)[14]、温度[15]、pH[16]等.最近, 比值(DO/TAN)控制成功应用于气提式生物膜反应器中并获得了稳定的短程硝化(氨氮几乎全部转化为亚硝酸盐氮)[17].
因此, 本实验在连续流反应器内, 接种在SBR中培养成熟的具有亚硝化功能的AGS, 研究在连续流好氧颗粒污泥工艺中应用比值控制实现短程硝化的可行性; 并在可行的基础上, 研究温度变化对比值控制的影响, 同时利用荧光原位杂交技术对生物群落的演替进行了分析, 以期为进一步推进AGS技术在实际工程上的应用提供一定的科学实验依据.
1 材料与方法 1.1 实验装置实验所用装置为连续流好氧颗粒污泥反应器, 如图 1所示, 反应器由有机玻璃板制成, 立方体结构, 主反应区有效容积为0.8 L, 沉淀容积为1.4 L, 沉淀区底部设有斜板, 以收集沉淀的污泥.主反应区底部装有直径为4 cm的微孔曝气盘, 为反应器提供溶解氧和循环动力; 反应器置于控温槽中来维持恒定的温度.
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1.污水池; 2.进水泵; 3.液体流量计; 4.曝气泵; 5.气体流量计; 6.微孔曝气盘; 7.出水口; 8.pH探头; 9.DO探头; 10.水质分析仪 图 1 实验装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the experimental device |
接种污泥为柱状SBR反应器中已经培养成熟的AGS, 平均粒径3.0 mm, 平均沉降速率60 m·h-1, 接种后污泥浓度MLSS为3 500 mg·L-1, MLVSS/MLSS=0.7.实验用水为人工配制, 模拟城镇生活污水, NH4+-N(以NH4Cl配制)质量浓度为60 mg·L-1, 生化需氧量COD(CH3COONa)值为300 mg·L-1左右, 磷P(KH2PO4)为4 mg·L-1.根据反应器实际降解氨氮量, 投加NaHCO3, 维持反应器pH在7.8~8.2之间.每1 L配水中添加0.5 mL微生物生理活动所必需的微量元素, 其中微量元素成分为：FeCl3·6H2O 1 500 mg·L-1、H3BO3 150 mg·L-1、CuSO4·5H2O 50 mg·L-1、KI 150 mg·L-1、MnCl2·4H2O 110 mg·L-1、CoCl2·6H2O 150 mg·L-1、Na2MoO4·2H2O 60 mg·L-1、ZnSO4·7H2O 120 mg·L-1.
1.3 实验方法好氧颗粒污泥反应器连续运行, 维持进水氨氮浓度为60 mg·L-1不变.每天定时测定DO和出水NH4+-N的浓度, 控制二者的比值.实验设置了不同的R值, 探究R值的变化对连续流好氧颗粒污泥工艺短程硝化的影响.改变运行温度, 考察不同温度下, 系统实现短程硝化对R值的要求.实验分为A~H共8个阶段运行, 具体运行情况详见表 1.
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表 1 反应器运行工况 Table 1 Operating conditions of the reactor |
1.4 控制手段
Harremoes[18]认为满足式(1)时, 生物膜反应器会呈现氧抑制状态.
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(1) |
式中, [DO]和[NH4+]为反应器中DO和NH4+质量浓度, DNH4+和DO2为氨氮和氧气扩散系数, γO2/NH4+为氨氮和氧气当量系数的比值. Bartrolí等[19]的研究表明, 在生物膜反应器中氧抑制是实现短程硝化的主要原因.而且DO和NH4+-N均为AOB生长所必须的基质.因此实验通过控制DO和出水NH4+-N的比值来实现连续流好氧颗粒污泥工艺的短程硝化.通过气体流量计改变曝气量来调控DO, 通过蠕动泵改变反应器水力停留时间(HRT), 进而调控出水NH4+-N浓度.用R表示DO/NH4+-N, R值的改变既可以通过单独调整DO和NH4+-N中的一个来实现, 也可以同时调整DO和NH4+-N.但R值不变时, DO和NH4+-N的值并不是恒定不变的.由于实验中很难精确控制DO和NH4+-N, R值会小幅度波动, 如图 2.
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图 2 反应器运行工况 Fig. 2 Nitritation performance of the reactor |
NH4+-N的测定采用纳氏试剂分光光度法; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; NO3--N采用麝香草酚分光光度法检测; DO、T和pH的测定用WTW在线测定仪; MLSS和MLVSS均采用重量法; COD质量浓度的测定采用COD快速测定仪.亚氮积累率按式(2)计算：
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(2) |
式中，NO3--N、NO2--N均指由NH4+-N氧化而来的部分.
1.6 检测技术采用FISH对好氧颗粒污泥中AOB和NOB群落关系进行分析, 具体方法见文献[20].采用4%多聚甲醛(PFA), 4℃条件下对污泥样品固定2 h.对固定后的污泥样品超声分散4 min, 将样品滴加在明胶包被过的载玻片上, 于空气中干燥后先后浸泡于50%、80%和98%的乙醇溶液中脱水, 每次3 min.将荧光标记的寡核苷酸探针溶解于杂交缓冲液中, 在46℃下与污泥样品杂交2 h.荧光原位杂交所用的探针及对应杂交条件列于表 2, 杂交结束后, 采用50 mL脱缓冲液在48℃下脱15 min.在干燥后的样品上滴加抗荧光衰减剂, 采用FV 1200激光共聚焦扫描显微镜对每个污泥样品拍摄照片, 随机选择10个视野拍摄, 用Image plus-pro 6.0软件对种群数量进行定量分析.
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表 2 荧光原位杂交所用的探针及对应杂交条件 Table 2 Probes used for FISH and the corresponding hybridization conditions |
2 结果与讨论 2.1 连续流好氧颗粒污泥反应器运行工况
接种从SBR反应器中培养成熟的AGS后, 将反应器置于30℃的条件下, HRT为8 h, 连续运行.在反应器启动阶段, AGS的硝化性能略微降低, 原因是AGS从SBR反应器接种到连续流反应器后, 进水方式有了很大的变化.但AGS很快(5~7 d)适应了连续的进水方式, 出水NH4+-N稳定在10 mg·L-1左右, COD的去除率达到80%, NAR达到90%以上.说明AGS可以很快地适应进水方式的改变.稳定运行10 d后, 反应器开始应用比值控制.有研究表明通过数学模型模拟, 在生物膜系统中, R＜0.8时, 反应器可以实现短程硝化[21]. Bartrolí等[19]的研究表明, 在连续流反应器中, 当R值从0.17提高到0.35, 短程硝化破坏.因此在实验开始阶段, R值选取0.8对短程硝化进行破坏.
在连续流好氧颗粒污泥反应器运行过程中定期测定反应器进出水NH4+-N浓度、NO3--N浓度和NO2--N浓度的变化, 其结果如图 2所示. A阶段, 应用比值控制调整R值为0.8后, 出水硝氮的浓度提高, 达到32.01 mg·L-1, 短程硝化迅速被破坏, 最小NAR为12.69%.随后, B阶段调整R值为0.5, 5 d后出水NO3--N浓度降低至6.37 mg·L-1, 污水中NH4+-N的去除率为75%左右, NAR提高至80.32%, 短程硝化得到恢复.为了确定比值控制实现连续流好氧颗粒污泥反应器实现短程硝化的稳定性, 排出偶然因素的影响, C、D阶段的运行工况重复A、B阶段.当R=0.8时(A、C阶段), 短程硝化破坏, R=0.5时(B、D阶段)短程硝化恢复, 且效果显著, 即利用比值控制可以快速实现AGS在连续流反应器中的短程硝化.为了探究不同温度下连续流好氧颗粒污泥工艺实现短程硝化对R值的要求, E阶段, 将温度由30℃降低至20℃, 维持R值为0.5, 短程硝化被破坏. F阶段, 降低R值到0.35, 短程硝化逐渐恢复. G阶段, 继续降低温度到10℃, 维持R值为0.35, 短程硝化被破坏, 但破坏缓慢, NAR最低为59.95%. F阶段, 降低R值到0.20, 短程硝化恢复.这说明不同温度下连续流好氧颗粒污泥系统对实现短程硝化所需要的R值不同.
本实验中, DO控制在很高的水平(5~8 mg·L-1), 短程硝化依然可以实现, 如B、D、F、H这4个阶段, 在经过一段稳定的比值控制运行后, 其NAR均可以达到95%以上.而之前的许多研究表明, 短程硝化的实现需要维持较低的DO浓度.但即使DO的值降低, 出水NH4+-N的浓度降低, 短程硝化也会被破坏, 如C阶段.因此, 单单的追求低的DO浓度, 并不能保证短程硝化的实现, 短程硝化所需要的氧抑制条件, 还与出水NH4+-N的浓度有关.在实际工程中, 大多短程硝化的实现都是通过调节DO值, 出水NH4+-N的浓度目前还很难控制, 需要在线监测设备与自动控制等的进一步发展, 这也是比值控制在实际应用过程中亟待解决的问题.
2.2 温度对比值控制实现短程硝化的影响AOB与NOB生长的最适宜温度各不相同, 因此温度是短程硝化启动和稳定运行的重要影响因素, 为了探究温度对连续流好氧颗粒污泥工艺比值控制实现短程硝化的影响, 选取30℃(阶段A~D)、20℃(阶段E~F)、10℃(阶段G~H)这3个温度进行实验.以不同阶段反应器进出水NH4+-N浓度、NO3--N浓度和NO2--N浓度的变化为主要参数进行判断, 如图 2.
可以看出, 当B、D阶段温度为30℃时, 控制R为0.5, 短程硝化实现; 当E阶段温度下降10℃, R值维持0.5, 短程硝化破坏; F阶段R值调节至0.35时, 短程硝化性能恢复.同样地, 10℃条件下, G阶段维持R为0.35短程硝化破坏, H段调节R值为0.20, 短程硝化恢复.由此得出, 温度越低实现短程硝化所需要的氧抑制就越强. Bao等[22]和de Kreuk等[23]认为与常温条件下培养的AGS和普通活性污泥工艺相比, 低温条件下培养成熟的AGS仍可以实现短程硝化.这是因为低温条件下AGS内部存在温度梯度和溶解氧质量浓度梯度等, 在其内部微环境下的微生物因为具有适宜的生长条件而对污染物质有较高的代谢能力.此外, AGS为了补偿低温条件对其生长代谢的抑制, 产生冷活性酶、冷激蛋白等[24], 这些物质也会加速其对底物的利用.
一般认为AGS的分层结构(外层生长AOB, 内层生长NOB)是其实现短程硝化的前提, 因为如果NOB生长在AGS的表面, 那么NOB可以有充足的氧来利用将NO2--N氧化成NO3--N, 破坏短程硝化.出水NH4+-N浓度的提高, 使AOB有更高的氨氧化速率, 从而加速了AGS表面氧气的消耗, 而且出水NH4+-N浓度的提高为AOB提供了更多的基质, 使其生长速率加快, 有利于AGS表面变得更紧密, 这都使可进入AGS内部能被NOB利用的氧气变得更少, 抑制NOB生长.所以调小R值, 可以使氧抑制变得更强, 从而实现短程硝化.
由图 2中可以看出, G、H阶段, 短程硝化破坏(NAR最低为59.95%)与恢复的速度很慢, 短程硝化短时间难以被破坏, 分析其原因是低温不同程度地抑制了AOB和NOB的活性, 使得生化反应变得缓慢, 而AOB更能适应低温的环境, NOB受到很强的抑制.
2.3 FISH结果对比采用荧光原位杂交(FISH)技术对C、D、F、H这4个阶段典型污泥硝化菌群中的AOB和NOB的相对比例进行检测.所有样品均取自各阶段运行的最后一天, 典型结果分别如图 3所示.以可见光污泥总面积表征总菌, 用AOB占可见光污泥总面积的比例表征AOB的相对数量, NOB占可见光污泥总面积的比例表征NOB的相对数量, 其中红色表示AOB, 紫色表示NOB.
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图 3 FISH检测结果 Fig. 3 Results of FISH analysis |
C阶段末期短程硝化被破坏, 出水NO3--N的浓度在30 mg·L-1以上, 此时测得AOB约占总菌数的13.16%, NOB占2.53%; D阶段短程硝化逐渐恢复, 此阶段末期出水NO3--N的浓度仅仅为1.0 mg·L-1左右, 此时测得AOB约占总菌数的13.68%, NOB占2.14%; F阶段末期出水NO3--N的浓度也仅仅为1.0 mg·L-1左右, 此时测得AOB约占总菌数的14.33%, NOB占2.05%; H阶段末期短程硝化实现后, 出水NO3--N的浓度小于1.0 mg·L-1, 此时测得AOB约占总菌数的14.21%, NOB占1.69%.
在整个运行过程中, NOB始终以健康的状态存在, 因为一旦运行条件不足以抑制NOB活性时, 出水中NO3--N浓度会立即上升, 如图 2.比值控制可以使连续流好氧颗粒污泥系统在NOB存在的情况下短时间内实现短程硝化, 这个结果不同于以淘洗掉NOB为实现短程硝化前提的活性污泥法[25].从C阶段到D阶段, 系统从全程硝化变为短程硝化并稳定一段时间.从结果可以看到AOB的相对数量逐渐增加, 而NOB的相对数量逐渐减少, 说明通过比值控制, AOB成为优势菌种, 如果使NOB长时间处在的抑制条件, 可能NOB将会被淘洗出去.
2.4 全量亚硝化与半量亚硝化的选择全量亚硝化与半量亚硝化作为脱氮的前置工艺, 它们的选择取决于后续处理是接反硝化工艺还是厌氧氨氧化工艺.全量亚硝化要求氨氮去除率接近100%, 而半量亚硝化则大约57%.
用连续流好氧颗粒污泥反应器处理高氨氮的污水, 全量亚硝化与半量亚硝化的工艺均可以被采用.通过本实验的研究结果可以看出全量亚硝化是更好的选择.高氨氮污水中氨氮的含量很高, 一般为500~1 000 mg·L-1, 如果要求氨氮的去除率为95%, 则出水中氨氮的浓度还高于25 mg·L-1, 由实验得, 在10℃条件下, 实现短程硝化所需的R值为0.20, DO将只需要控制在5 mg·L-1.而一般情况下污水的温度均超过10℃, 实现短程所需要的R值则大于0.20, 因此控制DO值可以超过5 mg·L-1, 用连续流好氧颗粒污泥工艺处理高氨氮的污水即使在低温环境也很容易以比值控制的方式实现.
然而, 全量亚硝化并不适用于处理低氨氮的污水.处理低氨氮污水经常用半量亚硝化化工艺[26], 污水中的NH4+-N浓度通常在50 mg·L-1左右, 因此在亚硝化接好氧的工艺时是不经济的.如果亚硝化出水中的氨氮浓度为5 mg·L-1, 即使在30℃时, 短程硝化所需要的R值为0.5, 此时需要控制的DO浓度为2.5 mg·L-1.对于AGS来说, 首先低溶解氧会使硝化速率降低, 硝化反应整体时间会变长, 从而增大反应器体积, 使基建投资提高, 并且低溶解氧状态下, 活性污泥易解体和发生丝状菌膨胀[27].其次, 因为出水NH4+-N控制在一个很低的水平, 出水NH4+-N浓度的波动会使比值变化很大, 不利于控制, 更不利于维持稳定的短程硝化.因此, 半量亚硝化更适合处理低氨氮的污水.正如前边所讨论的, 在20℃以上, 半量亚硝化所要求的出水NH4+-N浓度可高达20 mg·L-1, 这时可以控制DO浓度在7.0mg·L-1, 甚至在10℃在出水NH4+-N浓度为30 mg·L-1, DO也可以控制在6.0 mg·L-1, 可以保证AGS稳定所需要的曝气量.即使在低温条件下, 半量亚硝化也可以实现, 如G阶段, 与厌氧氨氧化工艺相结合, 则只需对厌氧氨氧化工艺进行控温, 可以节省能耗.但是, 将短程硝化与厌氧氨氧化应用到低氨氮污水的处理当中, 首先要解决的问题是如何控制半量亚硝化的反应终点.
3 结论(1) 在连续流好氧颗粒污泥工艺中, 可以利用DO/NH4+-N比值控制短程硝化实现, 即使高溶解氧条件下, 通过调控出水中NH4+-N的浓度也可以实现短程硝化.
(2) 在30、20和10℃时, 分别在R为0.5、0.35和0.20时实现了短程硝化, 且随着温度降低, R值变小.在不同温度下实现连续流好氧颗粒污泥反应器短程硝化是可行的; 氧抑制可弥补温度下降对短程硝化的不利影响, 温度越低, 实现短程硝化所需氧抑制越强.
(3) 比值控制可以在没有淘洗掉NOB的情况下在短时间内实现短程硝化.
(4) 全量亚硝化工艺更适合处理高氨氮负荷的污水, 而半量亚硝化适合处理低氨氮负荷的污水.
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