生物脱氮的硝化过程由氨氧化细菌(ammonia-oxidizing bacteria, AOB)和亚硝酸盐氧化细菌(nitrite-oxidizing bacteria, NOB)这2类菌种作用完成.短程生物脱氮是将硝化过程控制在亚硝化反应阶段, 即系统内亚硝酸盐(NO₂^-)得到大量积累, 并阻止硝酸盐(NO₃^-)的生成, 其实质是为了使系统中AOB菌群占据优势地位.该脱氮过程可以省去硝化阶段中NO₂^-→NO₃^-与反硝化阶段中NO₃^-→NO₂^-这两个环节^{[1, 2]}.因此, 相对于全程脱氮, 短程脱氮可以缩短反应历程, 具有能耗低、污泥产率低、节省碳源等优势, 在污水处理过程中的应用也越来越广泛^[3~6].

短程生物脱氮工艺的关键在于NO₂^-的积累, 而NO₂^-的积累受温度、pH、溶解氧(DO)和游离氨(FA)浓度等因素的影响^{[6, 7]}, 其中, 温度是影响短程硝化实现的一个重要条件^[8].祝贵兵等^[9]的研究发现升高温度能加快AOB的增长速率, 当温度高于20℃时, AOB的比增长速率超过NOB, 因此可以筛选出AOB菌群, NO₂^-在系统内稳定积累, 从而成功实现短程硝化.而Grunditz等^[10]在纯培养物条件下, 探究了温度对AOB和NOB活性的影响, 得出其最适温度分别为35℃和38℃.此外, CAST反应器因具有投资少及可靠性好、选择器能防止污泥膨胀及运行灵活等优点, 成为众多污水处理厂的首选工艺, 因此, 研究CAST工艺高温短程硝化条件下的除磷脱氮性能具有一定的工程指导意义.本文采用CAST反应器, 通过温度调节, 研究了高温条件下短程硝化的实现及其除磷性能, 同时分析了污泥的沉降性能, 以期为该工艺在实际工程中高温实现短程硝化的优化设计提供理论依据.

试验装置如图 1所示, 反应器为有机玻璃制.总容积84 L, 有效容积54 L, 生物选择器占总容积的10%, 反应器日常运行由定时器控制, 根据需要对进水、搅拌、曝气、沉淀、回流等模式进行启停.试验设定反应器的3个运行温度分别为22、25、28℃, 通过加热棒对系统加热.

图 1

Fig. 1

1.水箱; 2.进水泵; 3.进水; 4.生物选择器; 5.主反应区; 6.搅拌器; 7.控制系统; 8.计算机; 9. pH、DO在线控制仪; 10.加热棒; 11.出水; 12.回流污泥; 13.污泥回流泵; 14.转子流量计; 15.空压机; 16.剩余污泥 图 1 CAST工艺试验装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of CAST experimental setup

CAST反应器每天运行4个周期, 每个周期6 h, 运行模式为：厌氧2 h(进水1 h)、好氧3 h、沉淀0.5 h和排水0.5 h.反应器运行参数：SRT为20 d, 回流比20%, 排水比1/3, pH值为7.0~9.0.反应器运行工况如表 1所示.

表 1 (Table 1)

表 1 反应器运行工况 Table 1 Experimental approach of the reactor 工况 温度/℃ 运行时间/d MLSS/mg·L-1 Ⅰ 22 1~28 3 189±300 Ⅱ 25 29~95 3 287±350 Ⅲ 28 96~172 2 866±350

表 1 反应器运行工况 Table 1 Experimental approach of the reactor

吸磷小试分别于试验各工况的稳定运行期间进行.待母反应器运行至好氧结束时, 取泥水混合液6 L置于SBR反应器并投加300 mg·L^-1COD厌氧搅拌2 h, 污泥充分释磷后沉淀、排水并加电解质溶液洗泥2次, 然后将污泥均分至3个SBR反应器, 加自来水至总体积为4 L后备用.小试反应初始向3个SBR反应器各投加PO₄^3--P 35 mg·L^-1, 其中, SBR₁进行好氧吸磷小试, DO控制在2 mg·L^-1左右, SBR₂和SBR₃分别进行以NO₃^-和NO₂^-为电子受体的缺氧吸磷小试, NO₃^--N和NO₂^--N投加量分别为35 mg·L^-1.

本试验用污泥取自兰州市七里河污水处理厂二沉池, 采用非限制性曝气方式培养驯化2 d, 其后按照试验方案运行, 定期检测出水水质并记录.

本试验用水为人工模拟废水, 由碳源、氮源、磷源和微量元素^[11]配制而成.用CH₃COONa配制碳源液, KH₂PO₄配制磷液, NH₄Cl配制氨氮液, 进水各指标浓度为：COD 600 mg·L^-1左右, NH₄⁺-N 60 mg·L^-1左右, TN 61.3 mg·L^-1左右, TP 10 mg·L^-1左右.

所有水样均采用定性滤纸过滤后测定, 水质分析项目中PO₄^3--P采用钼锑抗分光光度法测定, COD采用COD快速测定仪测定, TN采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法, NH₄⁺-N采用纳氏试剂分光光度法, NO₃^--N采用麝香草酚分光光度法, NO₂^--N用N-(1萘基)-乙二胺分光光度法. MLSS(混合液悬浮固体浓度), MLVSS(混合液挥发性悬浮固体浓度)采用滤纸重量法测定, SV(污泥沉降比)采用30 min沉降法测定.温度、DO及pH由德国Multi 3420在线测定仪在线监测.

图 2为各工况内系统出水NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N浓度及NO₂^--N积累率的变化.从中可知, 在整个反应过程中, 系统内出水NH₄⁺-N均值小于1.4 mg·L^-1, 基本实现彻底去除.温度为22℃和25℃的运行阶段, 出水NO₂^--N浓度均小于1.0 mg·L^-1, 系统未实现短程硝化.工况Ⅰ中(22℃), NO₃^--N浓度不断降低, 至该工况结束时为10.1 mg·L^-1, 提高温度至25℃(工况Ⅱ), 反应初期, NO₃^--N浓度维持在8.5 mg·L^-1左右, 随着反应器的运行, NO₃^--N小幅度下降, 90 d后, 稳定至7.4 mg·L^-1左右.工况Ⅲ初始阶段, 即温度升高至28℃的前2 d, NO₃^--N浓度骤降至1.2 mg·L^-1左右, 此时系统内仍未检测到NO₂^--N, 当运行至106 d, 系统内出现NO₂^--N积累, 随着运行天数的增加, NO₂^--N积累量及积累率持续上升, 136 d后, NO₂^--N浓度达到12.3 mg·L^-1左右, 积累率稳定至87.2%.由文献[9]分析可知, 升高温度能加快氨氧化菌(AOB)的生长速率, 有利于AOB的生存, 同时还能扩大AOB和NOB生长速率上的差距, 使得AOB成为优势菌属, 进而实现短程硝化.已有研究通过温度调节, 成功实现了短程硝化, 系统NO₂^--N积累率达80%以上^[12~14].

图 2

Fig. 2

图 2 不同温度下CAST系统内各形态氮浓度及NO2--N积累率的变化规律 Fig. 2 Variation of nitrogen concentration and NO2--N accumulation rate in CAST system under different temperature conditions

图 3为不同温度下CAST系统内各污染物去除性能.从图 3(a)可知, 在试验期间, 系统进水COD均值为600 mg·L^-1, 出水COD均值为33.4 mg·L^-1, 平均去除率为94.4%, 说明提高温度对CAST系统内降解COD的异养菌增殖与产能代谢活动影响较小, 这与前人研究一致^{[15, 16]}.由图 3(b)可知, 22、25、28℃时, NH₄⁺-N去除率均值分别为93.7%、97.3%和98.1%, 说明较高温度对NH₄⁺-N降解影响不大.刘宏等^[17]研究了温度对短程硝化的影响, 发现高温条件下NH₄⁺-N去除率更高, 这是因为其研究温度梯度较大且采用多次交替曝气模式, AOB本身具有“饱食饥饿”的特性, 活性可保持稳定, 而NOB的活性则逐渐被抑制, 所以NH₄⁺-N去除性能良好.

图 3

Fig. 3

图 3 不同温度下CAST工艺污染物去除性能 Fig. 3 Nutrient removal performance of the CAST process under different temperature conditions

图 3(b)为不同温度下TN的变化, 从中可知, 系统进水TN浓度均值为61mg·L^-1, 当温度为22℃时, 出水TN浓度平均值为12.0 mg·L^-1, 平均去除率为80.2%.升高温度为25℃, 在29~73 d内, 出水TN均值为9.0 mg·L^-1, 之后, 出水TN浓度持续降低, 74 d后出水TN浓度均值降为3.3 mg·L^-1, 整个工况平均去除率为88.5%.继续升高温度至28℃, 在该工况初期(96~112 d), 系统出水TN浓度维持较低, 均值为2.9 mg·L^-1, 然而112 d后, TN浓度逐渐升高, 到试验结束前, TN均值为12.4 mg·L^-1, 该工况去除率均值达82.9%, 较前一工况降低.分析认为：一方面, 高温条件下, NO₃^-的还原速率高于NO₂^-[18], 当系统为全程硝化时, NO₃^-更有利于转化为氮气(N₂), 所以TN去除率较高, 而系统实现短程硝化后, 出现NO₂^-的积累, NO₂^-的还原速率较低, 导致TN去除率降低; 另一方面, NO₂^-具有毒理性, 对反硝化过程具有抑制作用^[19], 当温度为28℃时, 系统出现NO₂^-的积累, 较高浓度的NO₂^--N对系统反硝化产生影响, 因此TN去除率降低.而进水中充足的碳源(600mg·L^-1)可以保证反硝化菌在系统内占据优势^[20], 因此在3个温度下, TN去除率均维持在80%以上.

由图 3(c)可知, 当温度为22℃时, 系统出水磷浓度均值为0.56 mg·L^-1, 除磷率为94.3%, 将温度升高至25℃, 出水磷均值升高至1.42 mg·L^-1, 除磷率为86.9%, 与前一工况相比, 除磷率下降, 但此时系统仍具有较好的除磷性能.继续升高温度至28℃, 97~134 d内, 出水磷浓度均值为1.8 mg·L^-1, 除磷率为85.8%, 134 d后, 出水磷浓度逐渐增加.该工况平均出水磷为3.3mg·L^-1, 去除率为68.9%, 与工况Ⅰ、Ⅱ相比, 除磷率分别下降了25.4%和18.0%.分析认为, 微生物在其最佳温度范围内生长速率较快, 温度过高时, 会导致其活性降低, 而聚磷菌(PAOs)是一类噬冷菌, 高温(25℃以上)条件下, 其活性降低^[21], 彭党聪等^[22]研究了不同温度条件对强化生物除磷系统(EBPR)除磷性能的影响, 发现温度为20~25℃时, 厌氧释磷速率达到最大, PAOs为系统中的优势菌, 除磷效果好, 而当温度高于25℃时, 厌氧释磷速率下降, 聚糖菌(GAOs)成为优势菌, 此时系统除磷率下降.另有研究发现^[23], NO₂^--N浓度达到一定量时具有毒性, 当其存在于好氧段时, 生物除磷污泥的活性明显受到影响.张小玲等^[24]研究了不同质量浓度的NO₂^--N对好氧吸磷速率的影响, 发现当其浓度达到10mg·L^-1时, 对好氧吸磷速率有抑制作用, 乐星星等^[25]以NO₂^-驯化生物除磷的污泥, 发现当NO₂^--N浓度大于5mg·L^-1时, 生物除磷污泥丧失吸磷能力, 结合图 2可知, 本试验短程硝化过程中NO₂^--N平均积累量达12.3 mg·L^-1, 因此, 较高浓度NO₂^--N使得系统除磷性能受到一定程度的抑制, 从而导致除磷效率下降.

由图 4可知, 工况Ⅰ和工况Ⅱ的释磷量分别为31.9 mg·L^-1和34.6 mg·L^-1, 工况Ⅲ时, 随着短程硝化的实现, 系统释磷量逐渐减少至25.2 mg·L^-1, 较前两个工况分别降低了6.7mg·L^-1和9.4mg·L^-1.同时发现, 随着温度的升高, 短程硝化的实现, 吸磷率缓慢降低, 各工况下系统吸磷率均值分别为97.8%、95.7%、87.8%.分析认为：释磷量在工况Ⅲ(28℃)降低的原因可能是因为温度的升高, GAOs在数量上超过PAOs, 在系统中占据优势地位, 这与彭党聪等^[22]的研究结果一致.此外, 高温短程硝化期间, 聚-β-羟基烷酸酯(PHA)的降解速率随着NO₂^-浓度的升高而下降, 所以NO₂^-的存在会抑制好氧条件下PAOs的吸磷能力, 因此系统吸磷率也降低^{[24, 26]}.曾薇等^[27]研究了NO₂^-积累对A²O工艺除磷性能的影响, 发现短程硝化引起的NO₂^-积累影响PAOs的厌氧释磷和好氧吸磷, 故而导致除磷性能的恶化; 同样, 宋姬晨等^[19]在A²O系统缺氧区和好氧区投加NO₂^-, 发现NO₂^-存在于好氧区时会严重抑制PAOs的吸磷能力, 系统除磷性能恶化.上述两个研究都采用实际生活污水, 进水碳源(200 mg·L^-1左右)明显低于本研究, 故与本试验结果不同.在本研究的高温阶段, 尽管系统内存在大量NO₂^-, PAOs和反硝化菌存在竞争关系, 但由于进水碳源充足, 系统内既能保证NO₂^-的反硝化优先进行, 同时又可保证释磷的需求.因而, 本试验在短程硝化阶段除磷性能没有完全恶化, 说明充足的碳源可用于解毒NO₂^-以减弱其对PAOs的抑制.

图 4

Fig. 4

图 4 不同温度下CAST系统厌氧释磷和好氧吸磷能力 Fig. 4 Anaerobic phosphorus release and aerobic phosphorus uptake capacity of the CAST system at different temperatures

图 5为不同温度下典型周期厌氧阶段释磷量/COD消耗量(P/C)比的变化.从中可见, 温度为22℃时, 系统选择器中P/C为0.23, 主反应区P/C为0.28, 升高温度至25℃, 选择器、主反应区P/C都升高, 分别为0.5、0.54;继续升高温度至28℃, 选择器、主反应区P/C反而降低, 分别为0.19、0.20.由文献[23]分析可知, 厌氧阶段P/C的变化可以反映系统中磷的去除性能.若P/C较高, 表明该系统PAOs在厌氧条件下磷酸盐释放较多, 在后续的好氧或缺氧条件下其会吸收更多的磷酸盐, 因而系统除磷性能较好; 若P/C较低, 说明厌氧阶段磷酸盐释放量较低, 后续反应中吸磷量也较低, 导致较差的除磷效果.结合图 4可知, 25℃时CAST反应器内释磷量及吸磷率较22℃、28℃高, 验证了图 5中3个温度下P/C的变化. 28℃时, CAST反应器在生物选择器中出现了NO₂^-的积累, 此时, 系统中同样存在对NO₂^-敏感度较低的GAOs(非poly-P细菌), 它将与PAOs(poly-P细菌)争夺有机碳源, 所以系统厌氧末期释磷量降低. Saito等^[23]的研究发现, NO₂^-的存在将强烈抑制PAO活性并增强GAO活性, 造成系统中GAO的积累超过PAO, 这将导致较差的除磷效果, 这与本试验的结果一致.

图 5

Fig. 5

图 5 不同温度下典型周期内厌氧阶段P/C Fig. 5 Anaerobic P/C of typical cycles at different temperatures

图 6为22、25、28℃温度下污泥吸磷能力.从中可知, 以O₂和NO₃^-为电子受体的2个反应体系中, 其比吸磷速率分别为9.40、7.21、5.62 mg·(g·h)^-1和6.78、4.51、3.40 mg·(g·h)^-1, 分别对其进行线性拟合发现, 温度与比吸磷速率均呈负相关, 即升高温度, 以O₂或NO₃^-为电子受体的比吸磷速率下降, 其拟合度分别为0.983和0.924, 该结果与以生活污水为研究对象的CAST系统在不同温度下的污泥缺氧吸磷规律相同^[28]. Zeng等^[29]以 ppk1 基因作为系统发育标记研究了EBPR系统中污泥样品反硝化除磷特性, 发现PAOs优势菌属 Accumulibacter 的两种类型(Ⅰ型和Ⅱ型)中进化枝IA能够用NO₃^-作为电子受体来吸收磷, 而进化枝ⅡA则利用NO₂^-作为电子受体反硝化吸磷, Flowers等^[30]的研究发现, 进化枝IA的丰度与温度呈负相关, 而进化枝ⅡA的丰度与温度变化呈正相关.本试验以NO₃^-作为电子受体时比吸磷速率与温度呈负相关, 且有很好的相关性, 这与Zeng等^[29]的研究结果一致, 而以NO₂^-作为电子受体时, 随温度的升高系统比吸磷速率几乎无变化, 不同温度下NO₂^-型比吸磷速率分别为4.41、4.25和4.60 mg·(g·h)^-1, 这是因为NO₂^-为电子受体的污泥虽具有吸磷能力, 但高浓度NO₂^-会抑制其不能发挥作用, 而系统中真正起抑制作用的是HNO₂, NO₂^-浓度越高, 溶液中的HNO₂分子越多, 其对污泥中细菌的毒害作用越强烈, 所以不同温度下以NO₂^-为电子受体时比吸磷速率均较低^[24].

图 6

Fig. 6

图 6 不同温度下污泥的缺氧吸磷能力 Fig. 6 Anoxic phosphate uptake capacity of the sludge at different temperatures

由图 7可知, 工况Ⅰ即温度控制在22℃时, MLSS及SVI较稳定, 均值分别为3 189 mg·L^-1和63.8mL·g^-1, 升高温度至25℃, 系统在运行至80d后, SVI值持续升高, 但未出现污泥膨胀, 期间MLSS及SVI均值分别为3 287 mg·L^-1和65.0 mL·g^-1, 继续升高温度至28℃, MLSS较前两个工况略有下降, 均值为2 866 mg·L^-1, SVI均值为107mL·g^-1, 随着系统的运行, SVI值持续升高, 该工况结束时稳定为116mL·g^-1, 此时系统出现污泥膨胀.可以看出, SVI值随运行温度(22、25、28℃)的增加而升高, 这与王杰等^[31]的研究结果一致. 3个工况中, f值分别为0.65、0.69、0.79, 文献[32]指出, f值可反映活性污泥系统内无机物质的储存量, 即胞内聚磷颗粒的含量变化.若f值较低, 则该阶段活性污泥胞内聚磷颗粒含量较高, 系统内PAOs为优势菌, 而f值升高预示该系统中活性污泥聚磷颗粒水平降低.工况Ⅲ运行中, f值明显较高, 表明该阶段污泥含磷量减少, 即微生物聚磷能力降低, 导致系统在厌氧段释磷量与好氧段吸磷量的减少, 所以造成系统除磷性能下降.

图 7

Fig. 7

图 7 温度对系统污泥及其沉降性能的影响 Fig. 7 Sludge sedimentation performance of the CAST under different conditions

(1) CAST工艺处理模拟废水, 温度为22℃和25℃条件下系统中无NO₂^-的积累, 28℃时NO₂^-积累率达87.2%, 系统成功实现短程硝化.温度升高对COD去除性能影响较小, 且NH₄⁺-N去除性能良好.

(2) 温度为22℃和25℃时, 系统除磷率较高, 分别为94.3%和86.9%, 高温短程硝化阶段(28℃), PAOs在菌种竞争中处于劣势, 厌氧释磷量下降, 且NO₂^-的毒性造成PAOs吸磷能力受到抑制, 系统除磷性能下降, 除磷率仅为68.9%.

(3) 不同温度下污泥以O₂和NO₃^-为电子受体时, 比吸磷速率与温度呈负线性相关, 而NO₂^-型比吸磷速率几乎不变; 高温还会导致系统出现污泥膨胀, 且f值较高, 污泥含磷量较低.