2018, Vol. 39
2. 哈尔滨工业大学环境学院, 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, School of Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China
全程自养脱氮(completely autotrophic nitrogen removal over nitrite, CANON)工艺是将亚硝化与厌氧氨氧化反应结合到一个反应器内、无需外加有机碳源的一种高效、节能、环保的新型生物脱氮工艺[1, 2].但CANON工艺伴随着硝氮的生成、且无法去除进水中固有的硝氮, 同时NOB过量增殖导致出水硝氮浓度进一步提高.在实际工程应用中出水总氮浓度超过北京市地标一级A排放标准, 因此需要引入反硝化去除硝氮, 进一步提高总氮去除率.
同步短程硝化、厌氧氨氧化与反硝化(simultaneous partial nitrification, ANAMMOX and denitrification, SNAD)工艺通过控制环境条件[3, 4], 使亚硝化菌、厌氧氨氧化菌与反硝化菌在一个反应器中生存, 对氮元素和有机物进行去除.近年来, SNAD工艺的研究多集中在垃圾渗滤液、养殖废水等高氨氮污水处理中[5, 6].而城市生活污水为低氨氮、高碳氮比水质, 如何将SNAD工艺应用到城市污水处理厂中, 并且实现长期稳定运行, 是现阶段SNAD工艺应用的重点和难点[7]. A/O除磷工艺可以降低生活污水碳氮比, 为厌氧氨氧化菌提供适宜的环境条件, 但出水中可降解有机物浓度较低, 为反硝化菌提供的碳源有限, 因此需要外加适量碳源运行SNAD工艺.
本研究以污水处理厂A/O除磷工艺出水作为基质, 在常温下启动CANON生物滤柱工艺. CANON工艺启动成功后, 进水中投加30 mg·L-1葡萄糖作为碳源, 启动SNAD生物滤柱.本研究探讨采用SNAD生物滤柱工艺处理生活污水的效果及稳定性, 以期为SNAD工艺在城市生活污水处理中的应用提供借鉴和依据.
1 材料与方法 1.1 接种污泥将厌氧氨氧化填料与亚硝化滤料混合后装填进反应器内启动CANON工艺.
厌氧氨氧化填料来自稳定运行600 d的上向流火山岩填料厌氧氨氧化反应器, 总氮去除率在70%~80%之间, 总氮去除负荷在1.0 kg·(m3·d)-1以上.
亚硝化滤料来自于高温高氨氮运行的亚硝化滤池, 亚硝化率大于83%, 容积负荷在0.5 kg·(m3·d)-1左右.
1.2 试验用水CANON启动及稳定运行阶段基质采用经A/O除磷工艺处理后生活污水, SNAD启动及稳定运行阶段基质采用A/O除磷工艺处理后生活污水外加30 mg·L-1葡萄糖.在进水水箱中放置加热棒, 将进水温度控制在13~23℃. A/O除磷出水水质指标如表 1所示.
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表 1 A/O除磷出水水质 Table 1 Characteristics of the effluent from the A/O process |
1.3 试验装置
本试验装置采用有机玻璃制成的上向流生物滤柱反应器.如图 1所示, 反应器内径8 cm, 承托层装填5 cm, 滤料装填80 cm, 反应器有效容积为5 L.承托层采用粒径为4~8 mm的砾石填料, 滤料采用直径5~10 mm的黑色火山岩.滤柱由下向上每隔10 cm设置一个取样口以便沿程取样.反应器底部设曝气装置, 反应器外部缠绕黑色保温棉以避光和保温.
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图 1 反应器装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the experimental equipment |
本试验启动分为4个阶段：S1(1~48 d)为CANON工艺启动阶段; S2(49~128 d)为CANON工艺高负荷运行阶段, 通过逐步缩小水力停留时间来实现CANON生物滤柱的高负荷稳定运行; S3(129~147 d)为在成功启动CANON工艺的基础上, 通过投加有机碳源, 实现SNAD生物滤柱的启动; S4(148~229 d)为SNAD生物滤柱稳定运行阶段, 在A/O除磷工艺出水中添加有机碳源实现SNAD生物滤柱的长期稳定运行.反应器各阶段运行参数如表 2所示.
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表 2 各阶段反应器参数变化情况 Table 2 Parameter variations of each stage |
1.5 水质监测参数及分析方法
本试验中NH4+-N采用纳氏试剂光度法测定; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定; NO3--N采用紫外分光光度法测定; pH值、DO及温度测定采用便携式的WTWpH/Oxi 340i测定仪测定; COD采用有机物快速测定仪测定; 进水泵和反冲洗水泵均采用兰格恒流蠕动泵.
反应速率的测定：SNAD生物膜亚硝化、全程硝化、厌氧氨氧化和反硝化活性测定方法参照文献[8, 9].从滤柱中取出滤料, 刮下污泥, 放入1 L的烧杯中静置, 倒出上清液, 加入清水搅拌均匀, 静置沉淀过后再倒出上清液, 重复3次, 去除污泥中残留的基质.在烧杯底部设置曝气装置, 采用机械搅拌.试验采用人工配水, 采用NaHCO3调节碱度, 调节pH至7.5~8, 氨氮、亚硝氮和硝氮基质分别采用(NH4)2SO4、NaNO2和KNO3, 浓度均为50 mg·L-1.测定短程硝化、全程硝化、厌氧氨氧化和反硝化速率, 分别代表NOB、AOB、厌氧氨氧化和反硝化菌的活性.测定短程硝化和硝化反应速率时进行曝气, 使DO维持在1.0 mg·L-1以上, 测定厌氧氨氧化和反硝化速率时, 使基质处于厌氧状态.
2 结果与讨论 2.1 CANON生物滤柱启动及稳定运行阶段将成功启动并稳定运行600 d的上向流火山岩填料厌氧氨氧化生物滤柱的填料与亚硝化填料混合装入反应器内, 在启动阶段接种亚硝化污泥, 以污水处理厂A/O除磷工艺出水为基质, 启动CANON生物滤柱.由于生活污水中氨氮浓度较低, 容易造成NOB过量增殖, 导致出水总氮浓度升高.因此采用控制DO的方式抑制NOB的活性.据文献报道, AOB对DO的亲和力较NOB强, AOB氧饱和常数一般为0.2~0.4 mg·L-1, NOB氧饱和常数为1.2~1.5 mg·L-1[10]. Philips等[11]的研究表明, 反应器中溶解氧浓度为3.3 mg·L-1时, 生物膜内部30 μm处DO浓度可以降至0 mg·L-1.因此本试验将反应器中DO保持在1.0 mg·L-1以下, 以抑制NOB的生长, 维持反应器稳定运行.为减少接种初期亚硝化絮状污泥流失现象, 使亚硝化菌附着在填料上生长, 在启动初期采用较低的水力负荷, 滤速定为0.13 m·h-1, HRT约为6 h.出水SS小于10 mg·L-1, 亚硝化污泥截留在反应器中, 几乎没有流失.
反应器进出水基质浓度变化如图 2、3所示, 氨氮、总氮和COD去除率如图 4所示.进水氨氮浓度在38.8~53.4 mg·L-1之间, 进水亚硝氮和硝氮浓度基本为0 mg·L-1, 进水COD浓度为22~44 mg·L-1.在接种亚硝化污泥第7 d后, 氨氮去除率达到80%以上, 总氮去除率在70%, 表明亚硝化菌对生长条件适应良好, 可以与厌氧氨氧化菌协同作用.随着反应器的运行, 出水氨氮和亚硝氮浓度逐步降低, 第21 d时, 反应器出水氨氮浓度减少至2.6 mg·L-1, 氨氮去除率增加至92.2%, 总氮去除率为74.6%, 出水硝氮小于10 mg·L-1, 反应器运行稳定, 表明CANON生物滤柱启动成功, 且反应器内NOB活性被抑制在较低水平.随后经过30 d的运行, 出水氨氮浓度降至0.7 mg·L-1, 氨氮去除率达到98.4%, 总氮去除负荷在0.5 kg·(m3·d)-1左右, 总氮去除率达到81.1%, 出水硝氮在9~13 mg·L-1左右, 出水氨氮和总氮浓度达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A类排放标准, 而北京市地方标准的A类排放标准规定总氮浓度需小于10mg·L-1, 但由于厌氧氨氧化反应产生硝氮, 且CANON工艺无法去除硝氮, 导致出水总氮浓度较高, 超过排放标准.
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图 2 反应器进水氮元素及COD变化 Fig. 2 Nitrogen and COD variation of influent of the reactor |
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图 3 反应器出水氮元素及COD变化 Fig. 3 Nitrogen and COD variation of effluent of the reactor |
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图 4 氨氮、总氮及COD去除率 Fig. 4 Ammonia removal rate, total nitrogen removal rate, and COD removal rate |
由CANON工艺反应方程式(1):
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(1) |
可知若氨氮与亚硝氮全部由厌氧氨氧化途径去除, 则总氮去除量与硝氮生成量之比为8, 因此通常采用总氮去除量和出水硝氮增量之比表示CANON工艺运行情况, 将该值称为特征比, 若特征比大于8, 说明出水硝氮减少, 反应器内发生反硝化反应, 若特征比小于8, 说明NOB活性增强. 图 5为试验期间总氮去除负荷及特征比变化.
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图 5 总氮去除负荷及特征比 Fig. 5 Nitrogen removal rate and characteristic ratio of the reactor |
反应器启动初期, 特征比为16.4, 可能是由于接种的污泥由于环境的改变导致一部分细菌死亡, 为反硝化菌提供碳源, 反硝化菌活性较高.随着碳源被消耗, 反硝化菌活性降低, 特征比逐渐下降并保持在8左右, 特征比没有持续减小, NOB活性被维持在较低水平.
在第49 d, 进水基质浓度保持不变, 氨氮浓度依然在38.8~53.4mg·L-1之间, 通过将水力停留时间缩短为3 h来提高反应器的进水氨氮负荷, 实现反应器的高负荷运行, 由于高氨氮负荷的冲击, 总氮去除率减少至32.3%, 氨氮去除率减少至42.3%.经过12 d的适应阶段, 出水氨氮浓度减少至3.2 mg·L-1, 平均氨氮去除率为96.8%, 平均总氮去除率为78%, 出水硝氮浓度保持在10 mg·L-1左右, 总氮去除负荷由0.151 kg·(m3·d)-1增大至0.303 kg·(m3·d)-1, 几乎增大一倍, CANON工艺再次稳定运行.
由于A/O除磷工艺出水中COD大部分为不可降解有机物, 难以被反硝化菌所利用, 所以进出水中COD浓度并没有太大变化, COD去除率维持在20%左右.反应器运行稳定, 但特征比逐渐减小, NOB呈现过量增殖的趋势, 127 d时, 特征比降低至4.3.有研究表明[12~14]较低的DO浓度并不能长期抑制NOB的生长. CANON工艺理论总氮去除率为89%, 总氮去除率和总氮去除负荷相比于氨氮较小, 主要由于厌氧氨氧化反应产生部分硝氮, 并且反应器内NOB的活性无法被全部抑制, 为提高反应器总氮去除率, 在反应器中引入反硝化反应, 减少出水硝氮浓度.
2.2 SNAD生物滤柱启动及稳定运行阶段在129 d时在进水中添加30 mg·L-1葡萄糖, 快速富集反硝化菌, 启动SNAD生物滤柱, 进水COD浓度增加至60~70 mg·L-1. 143 d时, 出水COD浓度降低至35 mg·L-1以下, 氨氮去除率达到98.1%, 总氮去除率达到85.3%, 特征比为8.8, 表明SNAD工艺成功启动. SNAD工艺出水总氮浓度保持在6~7 mg·L-1之间, 而CANON工艺出水总氮浓度为9.4~13.7mg·L-1, 试验表明, 与CANON工艺相比, SNAD工艺可以提高总氮去除率, 使出水达到更高的标准.有研究表明[15~17], 低浓度的有机物不会影响厌氧氨氧化菌的活性, 并且对细胞的生长有促进作用, 可以通过反硝化作用提高总氮去除率. AOB生长在生物膜外部消耗DO将部分氨氮转化为亚硝氮[18, 19], 保证生物膜内部处于厌氧状态[20, 21], 更有利于生物膜内部厌氧氨氧化菌与反硝化菌的生长[22, 23], 相关研究也表明生物膜有助于缓解外界不利环境对厌氧氨氧化菌的抑制作用[24, 25].
从第145 d开始反应器进入稳定运行阶段, 反应器出水氨氮浓度为0.6 mg·L-1, 出水总氮浓度为6.5 mg·L-1左右, 氨氮去除率最高达98.5%, 出水总氮浓度在5.5~7.3 mg·L-1之间, 平均出水总氮浓度6.8 mg·L-1, 总氮去除率最高达85.5%, 出水COD浓度在22~35 mg·L-1左右, 平均出水COD浓度为28.2 mg·L-1.第151 d后进入秋季, 温度逐渐降低, 进水温度为11.7~19.3℃, 平均出水氨氮去除率为1.2 mg·L-1, 总氮去除率依然维持在97%以上, 氨氮去除率在85%左右, 平均出水总氮浓度为6.8 mg·L-1, 平均总氮去除负荷为0.303 kg·(m3·d)-1, 温度对反应器性能的影响很小.与前期CANON生物滤柱相比, 出水总氮减少6 mg·L-1左右, 出水水质良好, 达到北京市地标一级A标准.
191 d时, 反应器出水水质恶化, 出水总氮超过10 mg·L-1, 氨氮去除率低于90%, 总氮去除率下降至75%, 并且出水总氮浓度逐渐升高至15.8 mg·L-1, 观察到滤柱堵塞.厌氧氨氧化菌的繁殖时间为11 d[26], 而一般异养菌繁殖时间仅为3.3 h[27], 远快于厌氧氨氧化菌, 当在进水中添加COD后, 以反硝化菌为代表的异养菌活性提高, 繁殖加快, 在反应器内快速生长, 造成滤柱堵塞.第196 d对滤柱进行反冲洗, 为了减小对内层厌氧氨氧化菌的影响, 采用相对较低强度的反冲洗.以气水联合的方式进行反冲洗, 气水比为2, 水冲强度为1.5 L·(s·m2)-1, 反冲洗时间为2 min.反冲洗过后出水总氮浓度降至8.8 mg·L-1, 出水氨氮浓度从6.3 mg·L-1减少至3.2mg·L-1, 氨氮去除率恢复至95.8%. 200 d时, 反应器恢复正常, 氨氮去除率升高到97.6%.由此可知, 反冲洗可以洗脱反应器内部分异养菌, 缓解异养菌过量增殖的趋势, 对反应器中其他微生物活性影响较小, 反冲洗过后, 微生物反应速率可以快速恢复, 功能微生物活性增强, 因此可以通过反冲洗维持SNAD工艺的稳定运行.
经过30 d的稳定运行, 出水硝氮浓度降至5.5 mg·L-1, 出水总氮浓度为6.9 mg·L-1.运行期间最高总氮去除负荷达到0.338 kg·(m3·d)-1, 出水总氮浓度保持在6~7 mg·L-1, SNAD工艺与CANON工艺相比可以进一步降低出水硝氮含量, 将总氮去除率从74.9%提高至86.3%.并且与序批式活性污泥法相比, 生物膜法脱氮工艺适应性更强更合理, 对低浓度的污水也有同样效果[28].
本试验在投加少量碳源的情况下, 成功实现在生活污水条件下SNAD工艺的启动及长期运行, 经过84 d的稳定运行, SNAD工艺依然保持良好的去除效果, 对SNAD生物滤柱工艺应用于工程实践具有较大意义.并且适量反冲洗可以抑制NOB生长以及防止异养菌过量增长, 协助SNAD工艺稳定运行[29].
2.3 生物特性研究由图 6可知, 随着反应器的运行, 生物量成比例逐渐增加, 在125 d时生物量增加至26 mg·g-1. 127 d将进水变更为外加30 mg·L-1葡萄糖的A/O除磷工艺出水, 添加有机物后, 微生物生长速率明显升高, 生物膜增长速度变快, 可能是由于有机物为异养菌生长提供基质, 异养菌活性增强, 增殖速度加快.过量的有机物浓度可能会抑制厌氧氨氧化菌的活性, 而适量的有机物可以为微生物提供生长必须的元素, 促进微生物代谢, 加快微生物生长.并且促进微生物分泌胞外聚合物, 使微生物在填料上生长更加稳定.在第190 d时, 生物量达到47 mg·g-1, 随后对反应器进行反冲洗, 反冲洗过后, 生物量下降至29 mg·g-1.反冲洗过后, 生物膜增长速率依然较快, 说明反冲洗对微生物正常代谢没有较大影响.
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图 6 生物量及反应速率 Fig. 6 Biomass and reaction rate |
微生物反应速率可以反映出反应器中各个种类微生物的生长情况, 单位(以N/MLSS计, 下同)kg·(kg·d)-1.由图 6可以看出, 在CANON工艺启动阶段, 短程硝化速率保持在2~2.6 kg·(kg·d)-1左右, 说明亚硝化菌对A/O除磷出水适应良好, 生活污水的低氨氮浓度对其没有较大影响.加入有机碳源后, 短程硝化速率下降至1.6 kg·(kg·d)-1, 随后对反应器进行反冲洗, 短程硝化速率恢复至2.2 kg·(kg·d)-1, 反冲洗对亚硝化菌影响较小.
反应器启动初期硝化速率为0.15 kg·(kg·d)-1, 随反应器的运行逐渐升高, 第125 d时升高至0.55 kg·(kg·d)-1, 仅依靠控制DO浓度无法完全抑制NOB的生长.反冲洗过后, 硝化速率减少至0.35 kg·(kg·d)-1, 说明反冲洗对NOB的生长有抑制作用, 可以通过反冲洗作用抑制NOB的活性, 维持系统稳定运行.
CANON工艺启动及稳定运行阶段, 厌氧氨氧化菌反应速率在7.0 kg·(kg·d)-1左右, 处于较高水平, 厌氧氨氧化反应处于主导地位, 外加碳源运行一段时间后, 厌氧氨氧化速率降低至4.3 kg·(kg·d)-1, 虽然有所降低但依然处于主导地位, 可以与反硝化菌, AOB协同作用.反冲洗过后, 厌氧氨氧化速率升高至6.3 kg·(kg·d)-1, 反冲洗对厌氧氨氧化菌影响较小并且可以恢复厌氧氨氧化活性.
启动初期反硝化速率在3.1 kg·(kg·d)-1左右, 加入葡萄糖后, 反硝化速率增加至5.5 kg·(kg·d)-1, 反硝化活性升高, 随后滤柱堵塞, 可能是由于反硝化菌过量生长, 对反应器进行反冲洗, 反硝化速率减少至3.6 kg·(kg·d)-1, 反硝化等异养菌被大量冲洗出反应器, 可以通过反冲洗抑制异养菌的过量生长.
3 结论(1) 以A/O除磷出水为基质启动CANON生物滤柱, 第17 d氨氮去除率大于90%, CANON工艺启动成功, 稳定运行后氨氮去除率大于95%, 总氮去除率在75%左右, 存在NOB过量增殖的现象, 最大出水总氮浓度为13.0 mg·L-1, 超过了北京市地标一级A排放标准.
(2) 以A/O生物除磷出水外加少量碳源成功启动SNAD生物滤柱, 氨氮去除率达到97%, 总氮去除率达到85%, 出水总氮在7 mg·L-1以下, 与CANON工艺相比, SNAD工艺提高了总氮去除率, 降低出水总氮6 mg·L-1左右, 使出水达到北京市地标一级A标准.
(3) SNAD运行过程中, 由于碳源的加入导致异养菌生长速率过快, 滤柱堵塞, 通过反冲洗可以洗脱反应器中部分异养菌, 缓解反应器内异养菌过量增殖的趋势, 维持系统的稳定运行.
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