2020, Vol. 41
2. 信开水环境投资有限公司, 北京 101101
2. Xinkai Water Environmental Investment Co., Ltd., Beijing 101101, China
目前大部分城市污水处理厂采用硝化反硝化工艺去除氮污染物, 但往往伴随着高能耗的特点.将硝化过程控制在亚硝态氮积累的短程硝化反硝化技术可以节约25%的曝气能耗和40%的碳源消耗[1, 2], 基于以上优点, 短程硝化及其相关工艺成为了近年来的研究热点.根据文献报道, 短程硝化工艺在处理垃圾渗滤液和消化污泥脱水液等高氨氮废水中容易实现[3, 4], 而在低氨氮废水如城市污水中启动困难, 其瓶颈在于难以有效抑制NOB的增殖或活性.现有实现短程硝化的方法如游离氨(FA)[5, 6]、游离亚硝酸(FNA)[7, 8]和pH联合曝气实时控制[9, 10]等(表 1), 普遍存在启动时间长, 需要增加旁侧处理等限制因素, 因此探究一种快速高效启动城市污水短程硝化的方法, 将是实现短程硝化工程化应用的先决条件.
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表 1 短程硝化启动的方法与启动条件 Table 1 Methods and conditions of the initial partial nitrification |
羟胺(NH2 OH)是短程硝化过程的中间产物, 在短程硝化中, 氨氮经氨单加氧酶(AMO)氧化为NH2 OH, NH2 OH再由羟胺氧化酶(HAO)氧化为亚硝态氮[21], NH2 OH可以对亚硝化产生促进作用[22~24].Kindaichi等[23]的研究表明：①250 μmol ·L-1的NH2 OH使NOB菌落从密集的球形菌落转变为分散的单个菌落, 而对AOB菌落影响较小; ②250 μmol ·L-1的NH2 OH会促进AMO和HAO酶活性, 有利于AOB生长代谢进而生成更多的亚硝态氮.综上, 通过NH2 OH对AOB和NOB的竞争性选择或许能够快速实现短程硝化.
Li等[22]向絮体活性污泥系统中每周期投加5 mg ·L-1 NH2 OH, 使得亚硝态氮积累率(NAR)在5 d后大于95%; Xu等[24]在好氧颗粒污泥系统中每天投加10 mg ·L-1的NH2 OH经过7 d成功启动短程硝化.然而已有的研究并没有对实现短程硝化的NH2 OH适宜用量进行说明.另外, 投加NH2 OH实现短程硝化的策略在实际应用中也存在以下2个难点：①少量的NH2 OH难以起到促进亚硝化的作用; ②过量的NH2 OH会抑制氨氮的氧化[17], 而且应用于实际工程中不够经济.针对以上现状, 本研究通过投加不同浓度和频率的NH2 OH, 探究了NH2 OH对氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌的竞争性选择, 借以寻求高效且经济的NH2 OH投加策略来启动短程硝化.
1 材料方法 1.1 实验用水和接种污泥本实验用水取自北京市某污水处理厂曝气沉砂池出水渠, 具体水质：COD平均浓度为171.74 mg ·L-1; NH4+-N平均浓度为42.87 mg ·L-1; NO2--N和NO3--N平均浓度均小于1 mg ·L-1.实验用种泥为北京市某污水处理厂分段进水多级AO工艺的剩余污泥, 污泥性质：MLSS浓度为5 610 mg ·L-1; MLVSS浓度为4 160 mg ·L-1.
1.2 实验装置与运行工序 1.2.1 实验装置如图 1所示, 本实验采用3个敞口SBR反应器, 材质为有机玻璃, 有效容积均为10 L, 排水比50%, 采用机械搅拌的混合方式和微孔曝气的曝气方式, 并且采用转子流量计控制曝气量维持在0.2~0.5 L ·min-1, 实验阶段SBR每日运行10 h, 分为2个周期, 每个周期采用缺氧1h/好氧3h/缺氧1h(AOA)运行方式; 每个反应器配有便携水质检测仪(WTW340i, Germany), 监测反应过程中的DO、pH和温度变化.
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1.进水箱; 2.蠕动泵; 3.SBR反应器; 4.出水箱; 5.DO、pH和温度便携检测仪; 6.曝气泵; 7.流量计; 8.曝气头; 9.搅拌器; 10.电动排水阀 图 1 SBR装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the SBR |
本实验分为两部分, 以下分别称作短期实验和长期实验.短期实验的目的是探究活性污泥对于不同浓度NH2 OH短期处理后的适应能力和亚硝态氮积累情况, 以选取选择性抑制AOB和NOB的NH2 OH浓度; 长期实验使用短期实验得到的最佳NH2 OH浓度来探究系统快速启动短程硝化的最佳NH2 OH投加频率.
(1) 短期实验将接种的活性污泥分6个批次投入SBR反应器内, 调整初始污泥浓度3 000 mg ·L-1, SBR以AOA方式运行, 在开始曝气时加入盐酸羟胺溶液, 6个批次中加入的盐酸羟胺的量分别为63.2、105.3、210.6、315.9、421.2和526.5 mg.对应的反应器内混合溶液NH2 OH浓度(以NH2 OH计)为3、5、10、15、20和25mg ·L-1, 每个批次分别运行一个周期.
(2) 长期实验将接种的污泥分6组放入反应器内, 调整初始污泥浓度3 000 mg ·L-1, SBR以AOA方式运行, 在曝气阶段开始立即加入盐酸羟胺溶液, 加入的盐酸羟胺的质量分别为63.18 mg和105.30 mg.对应的反应器内混合溶液NH2 OH浓度(以NH2 OH计)为3mg ·L-1和5mg ·L-1.运行工况如表 2, 工况1~3运行9 d, 工况4~6运行11 d(表 2).
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表 2 投加NH2 OH的浓度及频率 Table 2 Concentration and frequency of NH2 OH |
1.3 分析项目及测定方法
MLSS和MLVSS采用重量法测定; 水样经定性滤纸过滤后测定以下参数：NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法; NO3--N采用麝香草酚分光光度法测定; 温度与DO采用便携水质检测仪(WTW340i, Germany).
采用特异性引物对AOB的amoA功能基因、属于NOB菌群的Nitrospira和Nitrobacter的16S rRNA进行实时定量qPCR (real-time qPCR)扩增, 采用MX3000P Real-Time PCR系统进行检测.每个样品设置平行, 最终以每克干污泥中菌的基因拷贝数表示该菌的含量.扩增所用引物与核苷酸序列见表 3.
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表 3 扩增所用引物 Table 3 Primers used for amplification |
氨氮去除率(NRR)计算方法：
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(1) |
式中, NN4+-N好氧始和NN4+-N好氧末分别表示好氧阶段开始时和结束时氨氮浓度.
亚硝积累率(NAR)计算方法：
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(2) |
式中, NO2--N好氧末和NO3--N好氧末分别表示好氧阶段结束时亚硝态氮和硝态氮浓度.
2 结果与讨论 2.1 NH2 OH浓度对硝化过程中NAR的影响在NH2 OH浓度为3~25 mg ·L-1条件下考察了活性污泥对不同浓度NH2 OH的适应能力和亚硝态氮积累情况.在不同NH2 OH浓度下好氧阶段始末氮浓度变化量如图 2所示：当投加NH2 OH浓度大于等于5 mg ·L-1时好氧末出现亚硝态氮的积累, 其中NH2 OH浓度为10 mg ·L-1时亚硝态氮积累量最多为2.42 mg ·L-1, 此时NAR为50.46%;当NH2 OH浓度上升至15、20和25 mg ·L-1时, NAR没有继续增大.此外, 盐酸羟胺属于有机物, 其存在会影响氨氮测量的吸光度值, 使得氨氮测量值大于实际值[25], 尤其当NH2 OH浓度超过10 mg ·L-1时影响更加明显, 给测量和分析带来困难.
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(a)好氧阶段始末氮浓度变化量; (b)NAR和NRR 图 2 NH2 OH处理后氮浓度、NRR和NAR的变化 Fig. 2 Variations of the nitrogen concentration, NAR, and NRR after treatment with NH2 OH |
在NH2 OH浓度为3 mg ·L-1时, 虽然短期投加没有达到最佳的亚硝态氮积累, 但是引入系统总氮较少, 而且存在对NOB抑制的趋势; 在投加NH2 OH浓度为5 mg ·L-1时, 不仅可以得到较高的亚硝态氮积累, 且此时较低浓度NH2 OH用量也更经济.
2.2 NH2 OH投加频率对短程硝化启动的影响对短期实验中得到两种NH2 OH投加量3 mg ·L-1和5 mg ·L-1分别设置3种不同投加频率, 即1次/4周期、1次/2周期和1次/1周期, 考察在不同NH2 OH投加频率下系统的短程硝化启动情况.
2.2.1 3 mg ·L-1 NH2 OH对氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌的竞争性选择从实验第2 d开始投加3 mg ·L-1 NH2 OH, 图 3(a)是好氧阶段始末氨氮浓度和NAR, 可以看出3组实验的NRR随时间变化整体呈现下降趋势.其中工况1的NRR受影响最小, 从第6 d的30.0%恢复至第10 d的55.0%, 这是因为NH2 OH投加频率较低, 硝化菌受抑制后恢复较快, 这与陈佼等[17]的结论相似：0.5 mmol ·L-1的NH2 OH对AOB几乎没有抑制作用; 工况2和工况3在反应后期即第6 d开始, NRR表现稳定, 分别维持在(25.5±4.5)%和(40.0±3.0)%.相比较5 mg ·L-1 NH2 OH的实验组, 3 mg ·L-1 NH2 OH的实验组中NRR低是由于此阶段温度较低(17.6℃), 赵昕燕等[26]的研究中也发现当温度从21.9℃下降到9.6℃时, 相应的氨氮氧化速率(以N计)从7.1 mg ·(L ·h)-1下降到1.9 mg ·(L ·h)-1.图 3(b)是好氧阶段始末亚硝态氮浓度和NRR, 3组实验好氧阶段末的亚硝态氮随时间变化均呈上升状态.其中工况3的NAR上升最快, 在NH2 OH投加第3 d就出现的亚硝态氮积累, 在第8 d达到稳定, NAR维持在(58.9±0.6)%直至第11 d实验结束.
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(a)好氧阶段始末氨氮浓度和NAR; (b)好氧阶段始末亚硝态氮浓度和NRR; 工况1：每4个周期投加1次3mg ·L-1 NH2 OH; 工况2：每2个周期投加1次3mg ·L-1 NH2 OH; 工况3：每1个周期投加1次3mg ·L-1 NH2 OH 图 3 工况1~3氮浓度、NAR和NRR变化 Fig. 3 Variations of the nitrogen concentration, NAR, and NRR in conditions 1-3 |
从第2 d开始投加5 mg ·L-1的NH2 OH, 图 4(a)是好氧阶段始末氨氮浓度和NAR, 可以看出工况4、工况5和工况6在9 d的实验过程中NRR分别从41.4%、45.2%和48.6%升高到97.7%、96.9%和94.5%.引起NRR上升的主要原因是此时水温较高(19.6℃), 可见此时因投加NH2 OH而带来的活性抑制较弱, 系统主要表现出因硝化细菌生长引起的活性增长, 因此导致NRR整体上升.图 4(b)是好氧阶段始末亚硝态氮浓度和NRR, 可以看出这3种工况的NAR都随着运行时间而上升, 工况5和6的NAR随着运行时间上升速度较快, 第4 d好氧末亚硝态氮就分别达到5.67 mg ·L-1和6.60 mg ·L-1, 并且在第6~9 d NAR分别稳定至(62.0±4.6)%和(79.3±2.0)%.
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(a)好氧阶段始末氨氮浓度和NAR; (b)好氧阶段始末亚硝态氮浓度和NRR; 工况4：每4个周期投加1次5mg ·L-1 NH2 OH; 工况5：每2个周期投加1次5mg ·L-1 NH2 OH; 工况6：每1个周期投加1次5mg ·L-1 NH2 OH 图 4 工况4~6氮浓度、NAR和NRR变化 Fig. 4 Variations of the nitrogen concentration, NAR, and NRR in conditions 4-6 |
工况1~3 AOB和NOB的最大活性如图 5(a)所示.可见工况1中rAOB与rNOB先下降后上升, 二者趋势保持一致, 可以看出此时NH2 OH对AOB与NOB均有抑制作用, 但是抑制效果较弱, 所以系统并没有表现出亚硝态氮积累.抑制作用随着时间增长会逐渐降低, 可能是活性污泥适应了NH2 OH的抑制作用, 李佳等[27]的研究中指出, 重复用4.5 mg ·L-1的NH2 OH来抑制NOB恢复PN/A工艺并不可行; 工况2和工况3中rAOB均呈先下降后上升的趋势, 而相对应的这两个工况的rNOB在持续降低, 说明3 mg ·L-1 NH2 OH在1次/2周期和1次/1周期的投加频率下对AOB抑制经过5 d后呈现出恢复趋势, 而在同样条件下NOB没有表现出活性恢复的趋势.
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图 5 工况1~6 AOB和NOB最大活性变化 Fig. 5 Variations of the maximum activity of AOB and NOB in conditions 1-6 |
工况4~6 AOB和NOB的最大活性如图 5(b)所示.可见工况4~6中rAOB随着时间变化均不大, 甚至有缓慢上升趋势.而相对应各工况的rNOB都是持续降低, 相较于NH2 OH处理前, rNOB活性在处理后分别降低了67.1%、75.9%和46.9%.可以看出在投加5 mg ·L-1 NH2 OH时, 工况4~6均对NOB活性产生了显著抑制.这个结果证明了：在不超过5mg ·L-1 NH2 OH范围内, 随着投加量和投加频率的增大, 对NOB最大活性的抑制也逐渐明显, 而对AOB的最大活性影响始终不大[28, 29].
2.3 典型周期内氮污染物变化如图 6所示, 分析工况5第6 d典型周期内氮污染物浓度、COD、pH值和DO变化. 0~60 min为反硝化过程.此时异养菌以原水COD为电子供体将上一周期内剩余的硝态氮和亚硝态氮还原为氮气, pH从7.8上升至8.0, 这是由于反硝化过程中会产生碱度使得溶液pH上升[30]. 60~240 min为短程硝化过程, 在好氧阶段结束时, 氨氮浓度由26.05 mg ·L-1降至8.06 mg ·L-1, 同时生成9.02 mg ·L-1亚硝态氮, 由于NOB并没有被完全抑制, 此时仍然有6.70 mg ·L-1硝态氮生成; DO在曝气末为1.60mg ·L-1, pH呈下降趋势, 由于氨氮并没有完全反应完, 因此没有出现氨谷.此典型周期说明：在每2个周期投加1次5 mg ·L-1浓度的NH2 OH启动短程硝化时, 第6 d就呈现出较好的运行状态, NAR达到57.4%, 且生成的亚硝态氮与剩余氨氮浓度之比为1.12, 可以进一步为厌氧氨氧化提供底物[31], 具有实现短程硝化/厌氧氨氧化的潜在能力.
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图 6 工况5第6 d典型周期内氮污染物浓度、COD、pH值和DO Fig. 6 Variations of the nitrogen concentrations, COD, pH, and DO in a typical cycle on day 6 of condition 5 |
为了更好地了解系统的运行状态, 对系统内主要功能菌AOB和NOB(Nitrospira和Nitrobacter之和)丰度进行qPCR分析.工况1~6第9 d AOB和NOB丰度对比如图 7所示：原始接种污泥AOB丰度(以VSS计)为1.48×108 copies ·g-1, NOB丰度为5.79×109 copies ·g-1.工况1~6中AOB丰度分别为处理前丰度的137.07%、104.53%、105.69%、47.75%、30.24%和28.02%; NOB丰度分别为处理前丰度的146.31%、80.69%、85.36%、94.47%、19.09%和2.86%.采用3 mg ·L-1 NH2 OH处理的工况1~3中AOB与NOB的种群丰度与原始接种污泥相比未出现太大变化, 基因拷贝数仍处于同一个数量级.采用5 mg ·L-1 NH2 OH处理的工况4~6中, AOB与NOB丰度较原始污泥中均有下降.
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图 7 工况1~6第9 d AOB和NOB丰度变化 Fig. 7 Variations of the AOB and NOB abundance on the day 9 of condition 1-6 |
结合硝化菌最大活性来分析, 在工况2~4中NH2 OH的投加并没有改变AOB与NOB的种群丰度, 仅仅是对AOB和NOB活性的选择性抑制, 使得系统表现出亚硝态氮积累.而在工况5和6中AOB活性保持不变, 但丰度有了小幅度下降, 相应的NOB丰度与活性都有显著地降低, 因此这种情况下NH2 OH同时抑制了NOB的活性和丰度, 使系统表现出亚硝态氮积累.在Harper等[32]的研究中也发现：在10mg ·L-1 NH2 OH处理14 d后, nxrA丰度相较处理前下降了一个数量级.种群结构分析的结果表明, NH2 OH对AOB和NOB丰度的选择性抑制是系统维持短程硝化的根本原因[33].
3 结论(1) 投加3 mg ·L-1和5 mg ·L-1浓度的NH2 OH在单次好氧处理的情况下可以实现一定量的亚硝态氮积累, 同时不会将过多氮污染物引入系统造成二次污染.
(2) 每2个周期投加1次5 mg ·L-1 NH2 OH时, NAR在第6 d超过50%, 并以(62.0±4.6)%稳定维持, 且NRR不受影响.
(3) NOB丰度的降低是短程硝化实现的根本原因, 当每2个周期投加1次5 mg ·L-1 NH2 OH时, NOB和AOB丰度在第9 d分别降低为处理前丰度的19.1%和30.2%.
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