2018, Vol. 39
2. 哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室, 哈尔滨 150090
2. State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China
亚硝化耦合厌氧氨氧化工艺以其无需碳源[1]、节省曝气[2]、污泥产量低[3]等优点成为了生物脱氮研究的热点.然而, 亚硝酸盐氮的产生量是影响亚硝化耦合厌氧氨氧化工艺整体脱氮速率的关键[4, 5], 因此亚硝化工艺的稳定运行在该耦合工艺中尤为重要[6].亚硝化污泥颗粒化可以克服硝化细菌世代时间长、对环境抵抗力差的缺点, 能够保证亚硝化工艺的稳定运行[7, 8].
有研究表明, 厌氧/好氧的运行方式能够降低异养菌和自养菌在颗粒中对溶解氧和空间的竞争, 可以筛选出具有有机物储存能力的微生物, 促进颗粒形成[9].由于氨氧化细菌(AOB)的“饱食饥饿”特性, 间歇曝气有利于亚硝化工艺的稳定[10, 11], 同时间歇曝气的运行方式可以刺激微生物释放大量的EPS, 促进颗粒的形成[12].但是, 停曝(厌氧/好氧)时间比对亚硝化污泥颗粒化形成周期及稳定性的影响鲜有报道.
为明晰不同停曝时间比对于亚硝化颗粒污泥形成的影响, 以期为亚硝化污泥快速颗粒化提供理论依据, 探究出最优的停曝时间比, 促进亚硝化耦合厌氧氨氧化工艺发展.本实验向3组相同规格的SBR反应器中接种实验室培养的亚硝化絮状污泥, 并在不同的停曝时间比(1:2~2:1)条件下运行, 通过比较反应器中的污泥形态、粒径变化、EPS等参数, 研究了不同停曝时间比对于亚硝化颗粒污泥形成的影响.
1 材料与方法 1.1 实验装置及运行参数实验采用3组相同规格的SBR反应器, 均由有机玻璃制成, 高70 cm, 内径15 cm, 有效容积10.5 L, 换水比是2/3, 底部设有曝气装置, 采用鼓风曝气, 转子流量计控制曝气量. 3组SBR反应器均在室温(22~28℃)下运行培养.为了凸显停曝时间比对于亚硝化颗粒污泥形成的影响, 避免较小的沉降时间形成大的选择压, 故运行期间选择沉降时间为7 min. SBR反应器每天运行3个周期, 每个周期8 h, 其中包括11 min进水、厌氧搅拌、曝气搅拌、7 min沉降, 3 min排水和3 min闲置.不同反应器运行参数见表 1.
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表 1 反应器运行参数 Table 1 Operating parameters of the reactors |
1.2 接种污泥和实验用水
3组反应器均选取具有良好亚硝化功能的普通絮状污泥作为种泥, 接种相同质量的活性污泥后MLSS为(2040±30)mg·L-1, SVI为(157±5)mL·g-1.采用人工配水模拟生活污水启动反应器, 以丙酸钠为有机碳源, 硫酸铵提供氨氮, 碳酸氢钠提供进水碱度, 碱度与NH4+-N浓度质量比为10:1, 每升水中含有0.136 g KH2PO4、0.02 g MgSO4·7H2O、0.136 g CaCl2, 同时还有微生物生长必需的微量元素[13].
1.3 分析方法NH4+-N、NO2--N、NO3--N、SS、VSS、SVI等均采用国家规定的标准方法测定[14], 进水氮素的测定是在进水后2 min, 取样经滤膜过滤后测定. pH、DO及温度的测定采用WTW(Ph/Oxi 340i)便携式多参数测定仪.污泥形态采用光学显微镜(Olympus BX51)进行观察和记录.污泥的粒径分布采用激光粒度仪(Malvern Mastersizer 2000)进行测定.
本实验中氨氧化率和亚硝化率分别按照式(1)、式(2)计算：
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(1) |
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(2) |
式中, ρ(NO2--N)、ρ(NO3--N)是进出水中NO2--N、NO3--N的浓度差, mg·L-1; ρ(NH4+-Nin)为进水NH4+-N浓度, mg·L-1.
2 结果与讨论 2.1 停曝时间比对亚硝化性能的影响R1、R2和R3在运行过程中的亚硝化性能变化如图 1所示. 图 1(a)中, 由于曝气时间较长的间歇曝气, 依然可以很好地抑制NOB[10], 因此R1接种后的氨氧化率、亚硝化率分别可达91%、92%, 保持了良好的亚硝化性能.但是, 随着运行时间延长, 长期的延时曝气为NOB迅速增殖营造了有利环境[15], 此外R1中污泥沉淀性能变差, 导致大量污泥排出, 所以R1的MLSS下降, R1运行至85 d时, 氨氧化率和亚硝化率开始呈现下降趋势, 至第125 d时, R1中的氨氧化率和亚硝化率分别下降到了68%和57%. 图 1(b)中, 由于R2的总曝气量低于R1, 因此接种后其氨氧化率仅为78%, 低于同期的R1.通过增加流量计参数, R2的氨氧化率逐步提高, 在第5 d时, 氨氧化率达到了92%且在此后的运行过程中氨氧化率始终维持在90%以上.由于AOB较NOB有高的溶解氧亲和力[16], 故R2接种后亚硝化率一直保持在90%以上.
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图 1 运行期间进水氨氮、氨氧化率及亚硝化率变化 Fig. 1 Variation of ammonia nitrogen in influent, ammonia oxidation rate, and nitrosation rate |
图 1(c)中, 由于R3与R2、R1相比曝气总量最低且与氧气接触时间最短, 故接种后氨氧化率仅为37%.但是随着曝气量的增加, 以及AOB氧化速率的增强[13], 氨氧化率在第5 d时升高到了92%.同样由于AOB较NOB对溶解氧更具有亲和力[16], 所以R3的亚硝化率在此后的运行过程中始终保持在90%以上.由于较长的停曝时间为反硝化细菌提供了有利环境, 可能会强化反硝化过程, 因此停曝时间长于R1的R2和R3中的厌氧段亚硝酸盐浓度较低, 降低了亚硝酸盐氮在好氧段被氧化成硝酸盐氮的可能性, 维持了良好的亚硝化性能[17].
2.2 停曝时间比对亚硝化颗粒污泥形成的影响 2.2.1 运行阶段颗粒粒径的变化R1、R2、R3启动之初, 接种的普通活性污泥平均粒径为(85±10)μm, 呈现为絮状, 随着反应器运行, 至第10 d时, R1、R2和R3均出现微小的白色聚集体, 且随着运行时间的进一步延长, 聚集体逐渐成为小的颗粒.运行期间, 为了减小较短的沉降时间形成的选择压对颗粒化进程的影响, 故维持3组反应器的沉降时间为7 min.研究认为, 当颗粒平均粒径达到400 μm时, 即可认为颗粒化启动成功[7].据此分析, R1、R2、R3分别在103、82、64 d时颗粒化启动成功, 亚硝化污泥颗粒的平均粒径分别达到了418.6、406.3和402.6 μm.在停曝比为1:2~2:1范围内, 停曝时间越长越利于实现亚硝化污泥的颗粒化, 这可能是因为停曝时间越长, 混合液中亚硝酸盐氮越容易发生短程反硝化, 越易使聚集体致密, 诱导颗粒快速形成[18].
可能由于大量丝状菌覆盖在亚硝化颗粒污泥表面, 使颗粒出现了解体[19], 所以运行至109 d时, 亚硝化颗粒平均粒径出现下降的趋势, 在124 d时, R1中颗粒污泥平均粒径下降到392 μm.由于厌氧段和好氧段分别促进了缺氧异养菌和硝化细菌的生长, 故R2和R3在污泥颗粒化后, 颗粒的平均粒径均呈现上升趋势, 在124 d时, 颗粒粒径分别为516.8 μm、600 μm.
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图 2 运行期间颗粒平均粒径的变化 Fig. 2 Variation of the mean particle size during operation |
有研究表明[20], PN和PS是细菌胞外聚合物(EPS)的重要组成部分, 对亚硝化颗粒污泥的形成和稳定具有重要的作用.厌氧末期和好氧末期EPS中PN和PS的变化如图 3所示, 分析图 3(a1)可知, 启动之初(第1 d), R1中厌氧末期和好氧末期的PN仅为39.4 mg·g-1、40.9 mg·g-1.由于厌氧/好氧的运行方式可以刺激细菌分泌大量的蛋白质[12], 故在污泥颗粒化进程中, R1的蛋白质含量逐渐增加, 至第85 d时, 厌氧末期的PN增加为81.4 mg·g-1, 但是小于好氧末期的PN(为116.6 mg·g-1), 当运行至第120 d时, 厌氧末期的PN为108 mg·g-1且高于好氧末期的PN为84 mg·g-1, 好氧末期的PN减少, 这可能是由于一方面污泥已适应厌氧/好氧的运行, 好氧期时已不再大量分泌蛋白质[21]; 另一方面是EPS具有可生化性, PN在好氧期被自身分解[22].
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图 3 厌氧末和好氧末EPS中蛋白质和多糖的变化 Fig. 3 Variation of protein and polysaccharides at the end of the anaerobic and aerobic stages |
由图 3(b1)可知, 在第1 d, R1中厌氧末期和好氧末期的PS分别为29.1 mg·g-1和33.4 mg·g-1, 至第85 d, 厌氧末期的PS增加至48.7 mg·g-1且大于好氧末期PS为42 mg·g-1.继续运行至第120 d时, 厌氧末期的PS增加至50 mg·g-1, 且依旧大于好氧末期的PS(为41.8 mg·g-1).厌氧段的多糖始终高于好氧段其原因可能是在厌氧段碳源相对丰富, 兼性或兼性厌氧细菌在利用碳源时会产生多糖, 多糖在好氧段会被微生物利用来维持自身能量需求[12].
分析图 3(a2)、3(b2)知, 基于同样的原因, 在第85 d时, R2厌氧末期的PN为113 mg·g-1小于好氧末期的PN为121 mg·g-1, 厌氧末期的PS为67 mg·g-1大于好氧末期PS为56 mg·g-1; 在第120 d时, 厌氧末期的PN为130 mg·g-1大于好氧末期的PN为105 mg·g-1, 厌氧末期PS为71 mg·g-1大于好氧末期PS为52 mg·g-1.由此分析可知, 停曝时间比越大, 相同的运行周期内, 越利于刺激微生物分泌PN和PS, 越有利于颗粒的形成, 这可能是因为：①缺氧/好氧的运行方式对于SBR反应器本身的饱食-饥饿特性起到强化作用[13], 停曝时间越长缺氧异养微生物越能获得足够的碳源, 同时会分泌更多的EPS; ②溶解氧产生“饱食-饥饿”效应, 厌氧阶段由于溶解氧的限制故硝化细菌活性被抑制, 好氧阶段硝化细菌恢复活性并分泌EPS; ③ R1、R2、R3的曝气流量依次增加, 曝气所产生的较大剪切力会刺激微生物分泌较多EPS[23].另外, 在亚硝化颗粒形成阶段, 厌氧末期的PN含量小于好氧末期的PN, 颗粒成熟阶段, 厌氧末期的PN大于好氧末期的PN, 而整个运行周期内厌氧段的PS一直大于好氧段PS, 故在厌氧/缺氧的运行方式下, EPS中的PN和PS对于亚硝化颗粒形成的影响是不同的.
2.2.3 运行阶段周期内氮素及COD变化如图 4所示, 分别是R1、R2、R3在不同时期(20、90、120 d)任意一个周期内氮素和COD的变化.在第20 d, 分析图 4(a1)知, 由于溶解氧的限制, R1进水氨氮在厌氧阶段由138 mg·L-1仅降到124.5 mg·L-1, 亚硝酸盐氮由33 mg·L-1降到12 mg·L-1, 硝酸盐氮在厌氧末为0 mg·L-1, 在周期末R1中氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮为0、110、11 mg·L-1, 表现出良好的亚硝化性能.分析图 4(a2)和4(a3)知, 在第20 d, R2和R3的进水氨氮为138 mg·L-1和143 mg·L-1, 同样由于DO的不足, 在厌氧末的氨氮为125 mg·L-1和121 mg·L-1.由于R2和R3相较于R1曝气时间的减少, 微生物对DO的利用量较少, 故在周期末R2、R3的氨氮浓度为10 mg·L-1、23 mg·L-1, 氨氧化率低于R1.但是AOB较NOB有更高的DO亲和力, 所以R2和R3的出水亚硝酸盐氮、硝酸盐氮分别为143 mg·L-1、9 mg·L-1和131 mg·L-1、4 mg·L-1均表现出较好的亚硝化性能.
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(a1)、(a2)、(a3)是稳定运行第20 d时R1、R2、R3任意一个周期内氮素及COD变化; (b1)、(b2)、(b3)和(c1)、(c2)、(c3)是稳定运行期间第90 d和120 d时R1、R2、R3任意一个周期内氮素及COD变化 图 4 典型周期内COD、氨氮、亚硝酸盐氮及硝酸盐氮的变化 Fig. 4 Variation of COD, ammonia nitrogen, nitrite nitrogen and nitrate nitrogen in a typical operational period |
分析图 4(b1)、4(b2)、4(b3)可知, 第90 d时, R1进水氨氮为134 mg·L-1, 由于反应器中污泥浓度的减少, R1出水氨氮增加至15.4 mg·L-1.可能是由于较长的停曝时间比更能筛选出氧化速率高的AOB[13], 故R2、R3出水氨氮减少至5 mg·L-1和2 mg·L-1.随着运行时间的延长, 缺氧段反硝化作用逐渐增强, 厌氧末的亚硝酸盐浓度较第20 d时少, R1中厌氧末亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的浓度降低至8 mg·L-1和0 mg·L-1.基于同样的原因, R2、R3在厌氧末亚硝酸盐氮降低至7 mg·L-1、6 mg·L-1且厌氧末硝酸盐氮分别为0 mg·L-1、0 mg·L-1.在好氧末, R1中亚硝盐氮为143 mg·L-1, 可能是由于延时曝气导致无法抑制NOB, 故出水硝酸盐氮增加到23 mg·L-1.相比R1, 曝气时间较少的R2和R3好氧末的亚硝酸盐氮为145 mg·L-1和131 mg·L-1, 硝酸盐氮为5 mg·L-1和3 mg·L-1.分析图 4(c1)、4(c2)、4(c3)知, 第120 d时, R1中进水氨氮为134 mg·L-1, 在周期末的氨氮增加至32 mg·L-1且硝酸盐氮增加至44 mg·L-1, 亚硝化率下降至71%.由图 5(a)可知, 第120 d时, R1污泥浓度下降至1674 mg·L-1, SVI增加到130 mL·g-1, 故污泥的大量流失及沉降性能变差可能是导致R1亚硝化性能变差的主要原因. R2和R3进水氨氮为138 mg·L-1和143 mg·L-1, 好氧末氨氮为3 mg·L-1和5 mg·L-1, 周期末的亚硝酸盐氮为143 mg·L-1和131 mg·L-1以及硝酸盐氮为5 mg·L-1和3 mg·L-1, 均表现良好的亚硝化性能, 且厌氧末的亚硝盐氮为7 mg·L-1和2 mg·L-1, 硝酸盐氮为0 mg·L-1和0 mg·L-1, 故厌氧段的反硝化作用得到进一步加强.
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图 5 运行期间污泥浓度和沉降性能的变化 Fig. 5 Variation of MLSS and settling performance |
在运行周期内, 进水COD主要在厌氧段被缺氧反硝化细菌利用.如图 4(a3)所示, R3中进水COD为131 mg·L-1, 在厌氧段减少了72 mg·L-1, 且在好氧阶段可能由于部分好氧异养菌和轻微同步硝化反硝化作用COD又减少了14 mg·L-1.由图 4(b3)、4(c3)可知, R3在90 d和120 d中好氧段COD分别减少了15 mg·L-1和22 mg·L-1, 这是由于R3中较大的停曝时间比会使缺氧异养菌优先充分利用COD进行增殖, 而好氧异养菌由于长时间缺氧和营养物质COD的缺乏会逐渐排出反应器体系, 因此R3在运行过程中可能是同步硝化反硝化作用的增强使好氧段利用的COD增多.另外, 同步硝化反硝化作用的增加会促使颗粒的形成[24].
2.2.4 运行阶段污泥浓度和沉降性变化由图 5(a)可知, R1、R2、R3接种活性污泥后的MLSS为2 014、2 057、2 061 mg·L-1, SVI值为160、155、158 mL·g-1.由于厌氧/好氧的运行方式会筛选出具有厌氧储存有机物能力的微生物和缺氧异养菌[12], 同时内部碳源的储存可以减小异养菌的生长速率, 且硝化细菌的生长速率也比较慢, 故3组反应器的污泥浓度增加较缓, 在第85 d时, R1、R2、R3的污泥浓度分别仅增加到2 314、2 781、2 946 mg·g-1.生长速率慢的细菌有助于颗粒化, 而快速生长的微生物会导致颗粒污泥丝状结构[25], 故在沉降时间长短[26]、曝气强度[23]等颗粒污泥的关键参数与其他研究并不具有污泥颗粒快速形成的先决条件情况下, 在124 d时, R2和R3污泥颗粒平均粒径为516.8 μm和600 μm.
由于较小的停曝时间比会增加微生物与高浓度亚硝酸盐接触的时间, 且亚硝酸盐氮的大量积累可能会使污泥颗粒的沉淀性变差[27], 所以较长曝气时间的R1在第120 d时, SVI增加到130 mL·g-1, 污泥浓度下降到1 674 mg·L-1.由于较大的停曝时间比可以筛选出的生长速率较慢的微生物, 会使污泥颗粒致密, 沉降性能变好[28], 所以相比于R1, R2和R3沉降性能逐渐变好, 在120 d时, SVI值分别为64 mL·g-1、51mL·g-1, 污泥浓度分别为3 204 mg·L-1、3 578 mg·L-1, 由此说明, 在停曝时间比为1:2~2:1范围的运行下, 停曝时间比越大, 颗粒污泥的MLSS越大、沉降性越好.
3 结论(1) 停曝时间比为1:2时容易使NOB增殖, 导致亚硝化性能下降, 高停曝比可以保持系统较好的亚硝化性能, 当停曝时间比为1:1~2:1时可以保证系统良好的亚硝化性能.
(2) 在停曝时间比为1:2、1:1、2:1的运行方式下, SBR反应器接种亚硝化絮状污泥后, 分别历经103、82、64 d成功颗粒化, 且1:2~2:1范围内, 停曝时间比越大, 颗粒化所需时间越少.
(3) 在停曝时间比为1:2的运行条件下, 污泥的沉降性能先变好后变差, 且在1:1~2:1的范围内, 停曝时间比越大, 污泥的沉降性越好.
(4) 厌氧/好氧运行方式诱导亚硝化颗粒污泥形成中, 停曝时间比越大, 微生物分泌的PN、PS越多且亚硝化颗粒形成阶段, 厌氧末的PN小于好氧末PN, 亚硝化颗粒成熟阶段厌氧末的PN大于好氧末的PN, 而在运行期间, 厌氧末的PS一直大于好氧末的PS.
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