2019, Vol. 40
2. 北京城市排水集团有限责任公司, 北京 100044;
3. 北京城市排水集团有限责任公司科技研发中心, 北京 100124
, ZHOU Tong1,2,3 , TIAN Xia-di1,2,3 , GU Peng-chao1,2,3 , YANG An-ming1,2,3 , WANG Jia-wei1,2,3 , ZHANG Shun-jun1,2,3
2. Beijing Drainage Group Co., Ltd., Beijing 100044, China;
3. Research and Development Center of Beijing Drainage Group Technology, Beijing 100124, China
厌氧氨氧化工艺在理念和技术上都大大突破了传统硝化-反硝化的工艺框架[1], 厌氧氨氧化菌利用亚硝酸盐为电子受体氧化氨氮, 生成NO2--N和NO3--N、利用无机碳为碳源, 无须有机物为碳源, 从而实现自养生物脱氮[2].与传统生物脱氮相比, 短程硝化/厌氧氨氧化自养脱氮, 可减少60%曝气量, 100%碳源投加量[2~4], 基于厌氧氨氧化城市污水处理技术自养脱氮比例可达70%以上, 脱氮效率将大幅提升, 污水中的碳源将被有效用于生物除磷与厌氧硝化, 提高城市污水厂除磷效率与沼气产量.稳定短程硝化是遏制实现城市污水厌氧氨氧化的技术瓶颈[5, 6], 短程生物脱氮实质是利用氨氧化菌(AOB)体内的氨单加氧酶(ammonia monooxygenase, amoA)和羟胺氧化酶(hydroxylamine oxidoreductase, HAO)将氨氮(NH4+-N)氧化为亚硝态氮(NO2--N)的过程[7], 为厌氧氨氧化菌提供NO2--N.
从微生物菌属种群变化角度看, 短程硝化过程是使亚硝酸盐氧化菌(NOB)成为劣势菌属并逐渐被淘洗出系统, 而AOB菌属成为硝化菌群中的优势菌种[8~11].从DO角度来说, AOB的氧饱和常数为0.2~0.4 mg ·L-1, NOB的氧饱和常数为1.2~1.5 mg ·L-1, 因此认为在低DO下易于实现短程硝化[12], DO浓度控制在0.4~0.7 mg ·L-1时, 系统中NAR达到95%, 实现短程硝化[13].此外, 通过间歇曝气, 在城市污水中实现了90%~95%的NAR[14].利用耗氧呼吸速率(OUR)来控制硝化时间, 避免出现过曝气现象, 进而实现NAR达到80%[15].研究发现, FNA才是NOB真正的基质底物, NO2--N并不是其基质底物, 当FNA浓度为0.702 mg ·L-1时, NOB活性被完全抑制[16].在好氧条件下FNA对NOB和AOB增殖的抑制浓度分别为0.02和0.4 mg ·L-1[17], 而在缺氧条件下FNA浓度为0.24 mg ·L-1时, NOB已停止活动, 而AOB活性为原来的70%[18], 当在缺氧条件下FNA浓度达到0.87 mg ·L-1时, AOB活性降至64%, 而NOB活性降至10%[19].
现有报道文献资料, 对硝化菌活性的影响多集中在FA、DO、曝气时间、温度等因素上, 鲜见关于缺氧条件下FNA对硝化菌活性影响的文献报道, 且在缺氧和不同MLSS下FNA对硝化菌活性影响的研究还未见报道, 若在高MLSS下, 通过缺氧FNA的抑制可以实现短程硝化, 则在通过旁侧抑制实现城市污水短程硝化-厌氧氨氧化具有重要的理论指导意义.基于上述背景, 本试验采用4个平行的SBR反应器, 考察在不同MLSS和缺氧条件下, FNA对硝化菌(AOB和NOB)活性的抑制作用.
1 材料与方法 1.1 试验装置、废水特性及接种污泥本试验采用SBR反应器, 有机玻璃构成, 有效容积为1.8 L.整个试验过程DO值、pH值和温度值均通过WTW便携式探头进行实时测定.缺氧条件抑制时, 控制DO值均小于0.2 mg ·L-1, 过曝气试验时, DO值在2.0~5.0 mg ·L-1范围内.
本试验用水取自北京市高碑店污水处理厂初沉池出水, 其水质情况见表 1.通过投加NH4HCO3溶液(100 g ·L-1)和NaNO2(100 g ·L-1)分别调节NH4+-N浓度和NO2--N浓度, pH值通过0.1mol ·L-1 HCl和0.1mol ·L-1 NaOH来调节, 通过水浴来控制反应器的运行温度.接种污泥取自北京市高碑店污水处理厂二沉回流污泥, 具有良好的全程脱氮和去除有机物能力, 其回流污泥MLSS维持在5 400~6 500 mg ·L-1范围内.
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表 1 试验用水水质特性 Table 1 Characteristics of real domestic wastewater used in this study |
1.2 试验方案
抑制试验：本试验所用污泥取自北京市高碑店污水处理厂二沉池回流污泥, 控制4个SBR反应器中MLSS分别为8 000、10 000、15 000和20 000 mg ·L-1, 其对应编号分别为A1、A2、A3和A4, 其余试验条件均相同.在4个SBR反应器中, 温度为16.5~20.5℃, pH值均为6.0±0.1, DO浓度均小于0.2 mg ·L-1, 抑制时间为48 h, 整个抑制过程中并未有NO3--N投加和生成, 抑制过程中各指标变化情况见表 2.
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表 2 抑制过程中各指标变化值 Table 2 Variation in each indicator during the suppression process |
过曝气试验：对上述抑制完成后的污泥用自来水进行清洗, 直至污泥中NH4+-N、NO2--N和NO3--N被清洗完全, 分别取清洗后的污泥, 对应编号为O1、O2、O3和O4, 均控制MLSS为3 000 mg ·L-1, 均瞬时进满污水, 调节每个反应器中的NO2--N浓度为30 mg ·L-1左右, 控制DO浓度为2.0~5.0 mg ·L-1, t在16.1~22.1℃, 进行过曝气试验.
1.3 分析项目及检测方法整个试验过程中MLSS、NH4+-N、NO3--N、NO2--N均采用标准方法进行检测[20], pH值、DO值和t值均采用便携式WTW-Multi 3420测定仪进行测定.
FNA和FA浓度计算公式分别见式(1)和式(2)：
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(1) |
式中, FNA表示游离亚硝酸浓度, mg ·L-1; [NO2--N]表示亚硝酸盐氮浓度, mg ·L-1; t表示温度值, ℃; pH表示混合液酸碱度.
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(2) |
式中, FA表示游离氨浓度, mg ·L-1; [NH4+-N]表示氨氮浓度, mg ·L-1; t表示温度值, ℃; pH表示混合液酸碱度.
2 结果与分析 2.1 抑制过程中指标变化特性图 1显示了在抑制过程中不同MLSS下NH4+-N浓度、NO2--N浓度、FA浓度和FNA浓度的变化情况.在相同的抑制时间内, 随着MLSS的升高(8 398→11 254→15 998→19 637 mg ·L-1), NH4+-N浓度逐渐升高, 抑制时间至48 h时, 其值分别升高至46、66.3、70.2和76.6 mg ·L-1, 其升高值分别为9.1、23.7、29.1和42.8 mg ·L-1, 这是由于在抑制过程中, DO浓度维持在0.01~0.15 mg ·L-1, 其平均值为0.09 mg ·L-1, 水解发酵导致系统中NH4+-N浓度升高.在同一污泥浓度下, 随着抑制时间的增加, NO2--N浓度逐渐下降.当MLSS为8 398~19 637 mg ·L-1时, 在相同的抑制时段内, 随着MLSS的升高, NO2--N浓度下降值呈先升高后降低趋势, 在MLSS为11 254 mg ·L-1时, NO2--N浓度下降值最大为49.9 mg ·L-1.结合表 2可以看出, 随着抑制时间的增加, pH值均呈现逐渐升高的趋势, 抑制24 h时, pH值均增加0.2左右, 而抑制48 h时, pH值均增加0.9左右, 在整个抑制过程中NO2--N浓度并未出现明显地下降, 而pH值也并未出现明显升高, 这是由于在缺氧条件下, FNA浓度为0.2 mg ·L-1时可完全抑制反硝化菌活性, 同时发现该种抑制是可逆的[18].由于整个抑制过程中并未对温度进行控制, 因此温度处于不规则变化.
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图 1 不同MLSS下NH4+-N、NO2--N、FA和FNA的变化特性 Fig. 1 Evolution of ammonia, nitrite, nitrate, FA, and FNA in the system under different sludge concentrations |
在整个抑制过程中, FA浓度始终小于0.35 mg ·L-1, Qian等[21]的研究认为在缺氧条件下, 经过FA浓度为5 mg ·L-1的抑制, NAR仅为10%, 因此本试验条件下的FA浓度并未参与对硝化菌的抑制过程.而在抑制初始阶段FNA浓度均控制在1.28~1.31 mg ·L-1范围内, 抑制24 h时, FNA浓度也均在0.68~0.76 mg ·L-1范围内, 在缺氧条件下, FNA浓度为0.27 mg ·L-1时对NOB产生明显抑制, 在好氧条件下FNA浓度为0.7 mg ·L-1时, NOB活性被完全抑制[2, 22], 因此本试验至少在24 h内FNA是对NOB具有强烈抑制作用.
2.2 过曝气NH4+-N去除特性图 2为经过相同FNA浓度抑制后的活性污泥, 在过曝气下的NH4+-N去除特性, 在整个过曝气过程中MLSS维持在3 000 mg ·L-1.可以看出, 随着曝气时间的增加, NH4+-N浓度均呈逐渐下降趋势, NH4+-N去除速率均逐渐升高, 其最高值均达到4.4~6.8 mg ·(L ·h)-1, 曝气时间越长, NH4+-N浓度下降趋势和NH4+-N去除速率升高趋势愈加明显, 说明在缺氧条件下, FNA对不同MLSS下的AOB活性均有抑制作用, 但在曝气条件下AOB活性又逐渐恢复, 表明在缺氧条件下, FNA对AOB活性的抑制具有可逆性, 这与Ma等[19]的研究结果相似.
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图 2 过曝气下NH4+-N去除特性 Fig. 2 Ammonia removal characteristics with aeration |
在相同曝气时间内, NH4+-N降解量和NH4+-N去除速率均与抑制时MLSS呈正相关性, 即随着抑制MLSS的升高, NH4+-N降解量和NH4+-N去除速率均逐渐增加.抑制MLSS为8 398、11 254、15 998和19 637 mg ·L-1时, 分别曝气至33、27、24和21 h时, NH4+-N去除速率分别升高至4.4、5.0、6.0和6.8 mg ·(L ·h)-1, 说明随着抑制MLSS的升高, AOB活性受抑制程度逐渐降低, 这是由于MLSS过高会影响传质效果, 导致部分微生物并未有效接触到抑制剂.
2.3 过曝气硝化反应类型变化规律图 3描述了不同MLSS抑制下, 过曝气时系统内NH4+-N、NO2--N、NO3--N和NAR变化规律, 在0、168和312 h时静置、排水、进水.
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图 3 过曝气下, 系统内NH4+-N、NO2--N、NO3--N和NAR变化规律 Fig. 3 Evolution of ammonia, nitrite, nitrate, and NAR in the system with aeration |
在MLSS分别为8 398、11 254、15 998和19 637 mg ·L-1抑制后, 过曝气至168 h时, NH4+-N均逐渐降解, NO2--N逐渐累积, NAR均在95%以上, NO3--N虽处于升高趋势, 但趋势并不明显, 其最高值分别为1.9、2.1、2.4和2.9 mg ·L-1, 说明在缺氧条件下, FNA对不同MLSS(8 000~20 000 mg ·L-1)下的NOB均具有抑制作用. Wang等[23]的研究发现通过缺氧FNA(FNA=1.35 mg ·L-1)旁侧抑制24 h, 实现主流城市污水短程硝化+厌氧氨氧化.
在MLSS为8 398、11 254、15 998和19 637 mg ·L-1抑制后, 在分别过曝气0~396、0~396、0~372和0~168 h内, NO2--N浓度均未出现明显降解, NO3--N浓度均未出现明显升高, 其值均小于3.7 mg ·L-1, NAR均大于92%, 说明NOB活性并未恢复.当分别过曝气至420、420、396和192 h时, NO2--N浓度开始出现明显降解, NO3--N浓度开始明显升高, 其值分别升高至6.1、12.4、18.7和6.6 mg ·L-1, NAR分别下降至86.1%、74.7%、57.5%和86.9%, 说明NOB活性已开始恢复, 随着曝气时间的进一步增加, NO2--N浓度均迅速下降, NO3--N浓度均迅速升高, 当分别曝气至468、468、444和264 h时, NO2--N浓度和NAR均降为0%, NO3--N浓度均升高至最高, 其值分别为42.6、49.9、42.9和47.9 mg ·L-1, 说明在NO3--N浓度开始升高后的很短时间内, NO3--N浓度增长速率迅速升高, NAR迅速降低.以上现象表明, 在缺氧条件下, MLSS为8 398 mg ·L-1和11 254 mg ·L-1时FNA对NOB抑制效果最优, 随着抑制MLSS的升高, FNA对NOB活性的抑制强度逐渐减弱, Wang等[18]的研究认为在缺氧条件下FNA(MLSS=12 000 mg ·L-1)对NOB活性具有强烈抑制作用, 这与本试验的结果一致.
3 讨论本试验研究结果表明在缺氧条件下, 控制初始FNA浓度为1.3 mg ·L-1, MLSS为8 000~20 000 mg ·L-1, 连续抑制48 h后, 均可以实现短程硝化, 在MLSS为8 398 mg ·L-1时的抑制, 过曝气时间高达396 h时, NAR还高达93.6%, 即使MLSS为19 637 mg ·L-1时的抑制, 过曝气还可持续144 h短程硝化不被破坏.虽AOB活性也受到一定的抑制, 但经过35 h的曝气基本完全恢复.缺氧条件下, FNA对AOB和NOB均产生抑制作用, 分析认为可能是由于FNA使微生物DNA碱基配对发生紊乱, 破坏DNA合成, 最终导致微生物致死[21], 还有可能是由于在缺氧、酸性条件下, FNA抑制过程中产生了对微生物具有毒害作用的中间或衍生产物, 主要包括[2]：亚硝酐(N2 O3)、二氧化氮(NO2)、一氧化氮(NO)等小分子物质与还原态硫醇反应形成亚硝基硫醇, 而亚硝基硫醇对微生物具有灭活效应[24, 25]; N2 O3能够引起蛋白质变性[24]; NO2的脂质过氧化作用会导致细胞膜的破坏[26]; 而随着抑制MLSS的升高, FNA对AOB和NOB活性的抑制均减弱, 这可能是由于抑制物浓度一定, MLSS过高, 导致抑制物传质效率降低, 使得部分微生物并未接触到抑制物, 也有可能是由于MLSS升高, 必然导致微生物数量增多, 而抑制物浓度并未变化, 使得单位数量的微生物接触的抑制物量减少, 造成抑制效果不佳, 具体原因还需进一步研究确定.
同时本试验研究只考察最高MLSS约为20 000 mg ·L-1时, FNA对硝化菌活性的影响, 进一步对更高MLSS下, FNA对硝化菌活性的影响具有实际意义, 若在更高MLSS下, 经过缺氧FNA抑制后可以稳定实现短程硝化, 将会大大降低城市污水实现短程硝化费用, 为实现城市污水厌氧氨氧化技术提供有力理论依据和支撑.
4 结论(1) 缺氧条件下FNA(初始FNA=1.3 mg ·L-1)对反硝化菌活性具有明显抑制作用.
(2) 缺氧FNA(初始FNA=1.3 mg ·L-1, 抑制48 h)对NOB活性的抑制作用强于对AOB活性的抑制, 且对AOB活性的抑制具有可逆性.
(3) 缺氧条件下, 随着抑制MLSS的升高(8 000~20 000 mg ·L-1), FNA对NOB活性的抑制效果逐渐减弱, 在抑制MLSS最高(19 637 mg ·L-1)时, 过曝气168 h内, NAR大于92%.
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