2019, Vol. 40
2. 浙江工业大学环境学院, 杭州 310014;
3. 清华大学环境学院, 北京 100084
2. College of Environment, Zhejiang University of Technology, Hangzhou 310014, China;
3. School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China
硝化菌适宜的生长温度范围为15~35℃, 当水温高于35℃时, 污水生物处理系统的硝化效果开始变差[1].例如, Shore等[2]的研究发现, 水温30℃时氨氮去除率高达95%, 而水温超过42℃后, 氨氮去除率降至35%.在中国南方地区, 夏季高温常会使污水生物处理系统的硝化功能降低[3].针对夏季高温的污水生物处理的硝化强化技术有广泛而迫切的需求.
Shore等[2]通过投加一定量的30℃驯化硝化污泥, 能快速恢复受42℃冲击下的生物系统的硝化效果, 氨氮去除率从35%提升至60%, 且强化效果可维持较长时间, 因此中温硝化污泥能够恢复高温下崩溃的硝化系统.但其他研究者提出, 中温环境下培养的硝化菌经高温驯化后, 其对夏季高温冲击后的污水生物处理系统的硝化强化效果更好.例如, Lopezvazquez等[4]选取水温为34℃的油厂活性污泥作为接种泥, 在35~55℃之间培养获得耐45℃的高温硝化菌, 相比于在34℃富集的硝化菌, 所获得的耐45℃高温硝化菌对40℃下崩溃的生物处理系统硝化强化效果更显著. Courtens等[5]从35℃的堆肥设备中筛选出的硝化菌, 经高温培养, 获得耐50℃的硝化污泥, 将其投加受42℃冲击的生物处理系统中, 其硝化强化效果持续到试验结束, 而投加35℃富集的硝化污泥的仅维持了2 d.
为探究城市污水处理厂夏季受高温冲击后的活性污泥的硝化性能及恢复方法, 本文以江苏省宜兴市新建污水处理厂为例, 研究了好氧池活性污泥在30~45℃之间的硝化效果及微生物群落变化, 同时比对中温富集硝化污泥高温驯化前后对受高温冲击的生物处理系统的硝化强化效果, 探究污水处理厂应对夏季高温的硝化强化方法, 以期为工程应用提供技术参考.
1 材料与方法 1.1 好氧池活性污泥的温度影响试验 1.1.1 试验装置及运行条件为考察温度对宜兴市新建污水处理厂好氧池活性污泥的硝化活性的影响, 采用序批式反应器(图 1), 共运行50 d, 按水温将试验分为五阶段:第一阶段(1~15 d), 水温30℃; 第二阶段(16~22 d), 水温35℃; 第三阶段(23~29 d), 水温40℃; 第四阶段(30~33 d), 水温45℃; 由于反应器内硝化效率大幅降低, 为防止不可逆转性硝化功能崩溃, 第五阶段(34~50 d)重新把反应器内水温降低至40℃.
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图 1 试验用序批式反应器示意 Fig. 1 Schematic diagram of sequencing batch reactor |
序批式反应器有效容积2 L, 水力停留时间(hydraulic retention time, HRT)为24 h.运行模式:每天运行4个周期, 每个周期6 h, 其中进水20 min、曝气260 min、沉降60 min、出水20 min.装置通过水浴加热, 使水温维持在设定温度.
接种污泥取自宜兴市新建污水处理厂的好氧池, 该污泥的混合液悬浮固体浓度(mixed liquor suspended solid, MLSS)、混合液挥发性悬浮固体浓度(mixed liquor volatile suspended solid, MLVSS)和硝化活性分别为3.7 g ·L-1、2.2 g ·L-1、(3.5±0.5) mg ·(L ·h)-1.接种后初始污泥浓度(MLSS)为4 g ·L-1左右.
1.1.2 试验用水进水组成参照课题组前期研究[6], 含硫酸铵、碳酸氢钠、磷酸盐缓冲溶液.其中, 硫酸铵提供氮源, 进水氨氮浓度为50~150 mg ·L-1; 碳酸氢钠提供碱度, 氨氮和碳酸氢钠质量比为9 :1;磷酸盐缓冲溶液(磷酸氢二钾和磷酸二氢钾)0.05 mol ·L-1, 用于提供磷源并调节pH.
混合液pH保持在7.0~7.5, DO保持在2~4 mg ·L-1, 试验期间除采样外不排泥.进水氨氮浓度1~4 d为50 mg ·L-1[氨氮容积负荷0.05 kg ·(m3 ·d)-1], 5~19 d提高至100 mg ·L-1[氨氮容积负荷0.10 kg ·(m3 ·d)-1], 20 d后提高至150 mg ·L-1[氨氮容积负荷0.15 kg ·(m3 ·d)-1].
1.2 中温富集硝化污泥的高温驯化试验高温驯化试验共运行94 d, 主要是考察在温度较高条件下硝化污泥的硝化活性变化.驯化装置同图 1, 有效容积扩大至10 L; 进水成分与1.1节相同, 但为了提高硝化污泥的氨氮去除能力, 大幅提高进水氨氮浓度至750 mg ·L-1, 并且投加有机碳源提供100 mg ·L-1 COD, 以减缓污泥絮体在高温下的解体.
接种污泥取自前期试验的中温硝化污泥[7], 该污泥的MLSS、MLVSS和硝化活性分别为12.05 g ·L-1、7.48 g ·L-1、(62.5±5) mg ·(L ·h)-1.经过稀释, 初始接种MLSS为4.5 g ·L-1左右, 反应器内pH在7.0~8.0, DO在2~4 mg ·L-1, 全程除采样外不排泥.反应器内水温变化分5个阶段逐步提高:第一阶段(1~15 d), 水温30℃; 第二阶段(16~22 d), 水温35℃; 第三阶段(23~29 d), 水温40℃; 第四阶段(30~41 d), 水温45℃; 第五阶段(42~94 d), 水温为40℃.由于硝化系统未见好转, 第52 d投加10%(体积分数)的原接种泥进行恢复.
1.3 模拟夏季温度冲击下的硝化强化试验为考察经40℃驯化前后的中温富集硝化污泥强化受高温冲击生物处理系统的效果差异, 平行运行A、B两个反应器.试验装置、运行模式、试验用水同1.1节, 接种污泥为宜兴市新建污水处理厂的好氧池活性污泥, 初始MLSS为4 g ·L-1.反应器共运行40 d, 混合液pH保持在7.0~7.5, 水温为40℃, DO保持在2~4 mg ·L-1, 全程除采样外不排泥.
在40℃水温下, 首先通过阶梯式提高进水氨氮浓度, 给生物处理系统制造高氨氮冲击. 1~15 d, 进水氨氮浓度为30~400 mg ·L-1, 第16 d起提高进水氨氮至(550±10) mg ·L-1.反应器A使用1.2节40℃驯化硝化污泥进行强化, 硝化活性(60±5) mg ·(L ·h)-1, MLSS为(3±0.5) g ·L-1; 反应器B使用本课题组同期研究中的中温富集硝化污泥[7], 硝化活性和MLSS都与反应器A类似, 分别为(62.5±5) mg ·(L ·h)-1、(3.5±0.6) g ·L-1.在运行的第24 d、30 d和35 d分别投加为1%(体积分数)、5%(体积分数)和10%(体积分数)的驯化前后的中温硝化污泥.
1.4 分析测定项目氨氮(P276)、亚硝态氮(P268)、硝态氮(P258), MLSS(P105)、MLVSS(P106)的测定参照标准方法[8].温度、pH的测定采用日本东亚电波株式会社的便携式pH计(DKK-TOA HM-30P); DO测定使用日本东亚电波株式会社的便携式溶解氧仪(DKK-TOA HM-31P).
微生物生物相委托生工生物工程(上海)股份有限公司进行宏基因组测序, 分别于第19 d(35℃)、23 d(40℃)、32 d(45℃)平行采集3个1 mL的1.1节活性污泥, 保存于-70℃[9], 用于测序分析.每个样本读取指定的条码, 然后通过0.20.4版本的PRINSEQ(http://prinseq.sourceforge.net)进行质量分析控制; 使用1.2.3版本的FLASH(http://sourceforge.net/projects/flashpage)读取合并后的原始DNA片段; 利用UCHIME 4.1版本(http://www.drive5.com/uchime/uchime_download.html)开展链式反应, 获得的序列根据核糖体数据库进行校准, 依据伯杰分类系统项目分类[10].
2 结果与讨论 2.1 好氧池活性污泥硝化效率受温度的影响温度对宜兴市新建污水处理厂好氧池活性污泥的氨氮去除率的时间变化如图 2所示. 1~15 d, 在30℃和进水氨氮浓度为50~100 mg ·L-1的条件下, 氨氮去除率稳定达到99%. 16~22 d, 水温升高至35℃, 进水氨氮提高至150 mg ·L-1, 氨氮去除率达到100%. 23~29 d, 继续升高温度至40℃, 反应器的氨氮去除率下降至90%左右. 30~33 d继续把水温升高至45℃, 氨氮去除率降低至40%.上述反应器氨氮去除率随温度的变化现象, 与Grunditz等[11]研究发现的反应器在40℃下能够稳定运行但45℃硝化效率严重下降的试验结果一致.此外, Bae[12]也得出了类似的结论.第34 d将水温降至40℃, 运行5 d后, 反应器的氨氮去除率并未恢复, 反而继续下降. Sudarno等[13]发现硝化系统在50℃下被破坏, 通过降温至22℃难以恢复硝化功能, 重新接种污泥反应器才能重新运行.因此, 第38 d, 重新向反应器中投加了10%(体积分数)的原接种泥, 9 d后氨氮去除率恢复到90%以上, 说明投泥进行强化是一种快速恢复受高温冲击生化系统硝化功能的可行方法.上述结果表明, 来源于中温环境的活性污泥在40℃以上的环境中硝化性能将受影响.这与很多研究者的观点相一致, 很多研究表明硝化菌的酶系统在40℃以上环境中会受到破坏, 从而导致硝化功能下降[13], 因此难以自行修复[1].进一步的研究发现, 可能是参与硝化过程的氨单加氧酶(ammonia monooxygenase, AMO)被破坏, 利用粗酶提取法, 得到40℃时氨单加氧酶的活性低于30℃[14].
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图 2 好氧池活性污泥在不同温度下的氨氮去除率 Fig. 2 Ammonia-nitrogen removal rate of activated sludge collected from aerobic tank at different temperatures |
MLSS和MLVSS随运行时间的延长而降低, 如图 3所示.运行34 d后, MLSS从4 g ·L-1逐步下降至2.5 g ·L-1, 可能有两方面原因:一方面, 接种污泥中含有异养菌, 而进水基质未添加有机碳源, 导致异养菌没有足够的营养物质进行生长; 另一方面, 试验温度最高为45℃, 有研究表明, 40℃以上会导致污泥絮体不易成团, 导致微生物游离[15], 部分微生物随出水流失[16].第38 d重新投加了10%(体积分数)接种污泥, MLSS也出现相似的下降情况, 最终MLSS为2 g ·L-1, 但MLSS的降低并未影响氨氮去除率, 推测MLSS降低的主要原因为异养菌数量的减少.
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图 3 好氧池活性污泥的浓度变化 Fig. 3 Profiles of MLSS and MLVSS of activated sludge collected from aerobic tank |
在不同温度下, 2.1节的好氧池活性污泥中丰度前10的属水平的微生物群落结构分布如图 4所示.微生物的群落组成在中温和高温条件下有所不同, 这与文献[17]中报道相一致.不同温度下的活性污泥的优势菌属均为假单胞菌属(Pseudomonadales)和伯克氏菌属(Burkholderiales), 但其含量差异大. Burkholderiales的含量随温度而升高, 35℃、40℃和45℃时, 其含量分别为9%、16%和36%. Burkholderiales是一种好氧菌[18], 具有较强耐镉性, 其适应的生长温度也较高, 有些研究者就分别在50℃[19]和65℃[20]进行此类菌的富集培养. Pseudomonadales生长迅速且能分解脂肪和蛋白质[21], 其含量在40℃时降低至28%, 但在45℃下部分细菌解体后的产物可能作为Pseudomonadales生长的营养物质[22], 使其含量又升高至37%.
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图 4 不同温度群落结构分布 Fig. 4 Microbial community of activated sludge collected from aerobic tank at different temperatures |
活性污泥中硝化菌以亚硝化单胞菌属(Nitrosomonadales)为主, 其在反应器中的含量随温度呈先上升后下降的趋势, 在35℃占微生物总量的2.97%, 40℃时达到最高值4.55%, 45℃下降至1.97%, 说明40℃以下硝化菌是能够生长的, 当温度为45℃时硝化菌生长被抑制, 甚至部分解体后流失.陈青青[23]分别在20℃和25℃下测定了硝化污泥中的硝化菌含量, 发现20℃的硝化菌含量略高于25℃的.周玲玲等[24]在30℃和15℃下研究温度对硝化作用的影响, 发现30℃硝化菌含量是15℃的2~3倍.这些研究结果均表明温度会影响硝化菌的含量, 但其受温度影响的变化规律还需进一步研究.
上述结果表明, 好氧池活性污泥以假单胞菌属(Pseudomonadales)和伯克氏菌属(Burkholderiales)为主; 当温度大于40℃时, Burkholderiales增加, 亚硝化单胞菌属(Nitrosomonadales)含量下降, 温度过高不适合硝化菌生长.
2.3 中温富集硝化污泥的高温驯化效果中温富集硝化污泥在40℃下氨氮去除效果如图 5所示.试验共运行94 d, 提高进水氨氮浓度至750 mg ·L-1, 运行初期, 出水氨氮浓度较高, 运行18 d后出水氨氮浓度稳定低于0.5 mg ·L-1. 23 d水温升至40℃, 运行7 d后, 出水氨氮浓度再次升高至131 mg ·L-1; 30 d进一步提高水温45℃, 出水氨氮浓度迅速升高至400 mg ·L-1, 氨氮去除效率骤降至45%.氨氮去除率随温度变化的趋势与2.1节相同. 42 d采用与2.1节相同的方法恢复其硝化功能, 重新把水温降低至40℃, 运行10 d后, 氨氮去除效率仍为20%~30%, 表明降低温度未取得恢复效果.因此, 52 d向反应器内重新接种10%(体积分数)的硝化污泥, 硝化功能逐渐恢复, 67 d时, 出水氨氮浓度可稳定于20 mg ·L-1以下, 氨氮去除率达到95%以上.运行至第94 d, 获得了硝化活性为(60±5) mg ·(L ·h)-1、MLSS为(3.5±0.5) g ·L-1的40℃驯化硝化污泥, 驯化后的硝化污泥达到了未经驯化的硝化污泥的硝化活性, 且该硝化污泥高于于濛雨等[25]在40℃下富集得到的硝化活性为50 mg ·(L ·h)-1的硝化污泥, 是普通污水处理厂的10~15倍.
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图 5 40℃驯化硝化污泥的硝化效率变化 Fig. 5 Nitration efficiency of domesticated nitrification sludge at 40℃ |
硝化污泥高温驯化试验的MLSS与MLVSS的变化如图 6所示.经过94 d富集, MLSS与MLVSS都呈下降的趋势, 与2.1试验变化一致, 但由于驯化的过程中加入了有机碳源, 额外提供了100 mg ·L-1的COD, 使得富集试验中MLSS与MLVSS的下降慢于2.1节, 说明COD是影响MLSS的主要原因之一.
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图 6 40℃驯化硝化污泥的浓度变化 Fig. 6 Profiles of MLSS and MLVSS of domesticated nitrification sludge at 40℃ |
高温驯化前后的硝化污泥对在40℃下受高氨氮冲击的生物处理系统的硝化强化效果，如图 7所示. 1~15 d, 进水氨氮浓度为30~400 mg ·L-1, 活性污泥对氨氮的去除率保持在98%以上.第16 d起提高进水氨氮至(550±10) mg ·L-1, 反应器A和B的出水氨氮浓度均升高至(50±5) mg ·L-1.第24、30和35 d分别向反应器A和反应器B同时投加1%(体积分数)、5%(体积分数)和10%(体积分数)的硝化污泥，反应器A经投加1%(体积分数)和5%(体积分数)的驯化后的中温硝化污泥后, 出水氨氮浓度下降了20 mg ·L-1, 但2 d后出水氨氮浓度重新上升至55 mg ·L-1; 而反应器B的出水氨氮浓度几乎未降低.继续投加10%(体积分数)的硝化污泥后, 反应器A出水氨氮浓度1 d后降至0.5 mg ·L-1, 氨氮去除率上升至99%;反应器B的氨氮去除率也于4 d后达到了99%.上述结果表明, 无论是投加中温富集硝化污泥, 还是投加40℃驯化硝化污泥, 只要剂量足够, 对于高温冲击下的硝化强化都是有效果的, 但在相同的投加量下, 驯化后的硝化污泥的效果更明显.上述结果与于莉芳等[26]得到的试验结果一致, 研究发现30℃富集的硝化污泥投加到水温为20℃的反应器时, 能够实现生物处理系统的完全恢复, 而20℃富集的硝化污泥的强化效果只维持了3 d.
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(a)反应器A, 投加驯化后中温硝化污泥; (b)反应器B, 投加未经驯化的中温硝化污泥 图 7 硝化强化试验 Fig. 7 Effectiveness of bioaugmentation |
(1) 夏季水温低于40℃时, 氨氮容积负荷的波动不会影响宜兴新建污水处理厂好氧池活性污泥的硝化功能, 但当水温高于40℃时, 其硝化功能、污泥浓度和硝化菌含量均逐步降低, 并在45℃时硝化功能基本崩溃, 采取降温并重新投加活性污泥是恢复其硝化功能的有效措施.
(2) 中温富集硝化污泥在40℃下驯化61 d后, 可达到与驯化前中温富集硝化污泥的硝化活性, 且其比未经驯化的中温富集硝化污泥能更快地恢复受冲击污水处理系统的硝化功能, 但投加量大于10%(体积分数)时, 驯化后的硝化污泥的优势逐渐减弱.
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