2020, Vol. 41
2. 城市生活污水资源化利用技术国家地方联合工程实验室, 苏州 215009;
3. 江苏省水处理技术与材料协同创新中心, 苏州 215009;
4. 苏州科技大学水污染治理与资源化研究所, 苏州 215009
, CHENG Cheng1 , SONG Jia-jun1 , GUO Kai-cheng1 , WANG Qian1 , LIU Wen-ru1,2,3,4 , SHEN Yao-liang1,2,3,4
2. National and Local Joint Engineering Laboratory of Municipal Sewage Resource Utilization Technology, Suzhou 215009, China;
3. Jiangsu Collaborative Innovation Center of Water Treatment Technology and Material, Suzhou 215009, China;
4. Institute of Water Pollution Control and Resource Recovery, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China
与传统的脱氮工艺相比, 以亚硝化为基础的短程硝化-反硝化、部分亚硝化-厌氧氨氧化等新型生物脱氮技术具有降低能源消耗、节约碳源用量和减少污泥产量等优点, 被认为是可持续、高效的城市污水脱氮替代工艺[1~3].而上述工艺均依赖于亚硝化的实现, 即有效地选择AOB而抑制NOB.尽管已经建立了一些可行的抑制NOB的策略, 如缺氧抑制[4]、好氧饥饿[5]、污泥龄(SRT)控制[6, 7]、游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)抑制[8, 9]及超声处理[10]等, 然而亚硝化很难快速实现并长期维持稳定, 特别是在低强度污水处理的连续流工艺中.低强度城市污水中氨浓度较低, FA和FNA浓度难以达到抑制NOB的水平；且主流温度下, NOB可能比AOB表现出更高的最大生长速率.此外, 由于上述策略在抑制NOB的同时可能会对AOB产生不利影响, 反应器生物量浓度较低, 从而使工艺获得的氮容积负荷被限制[11].
颗粒污泥由于其具有良好的沉降性能、较强的抗冲击能力和对功能微生物的高效截留而备受关注[12].目前, 基于DO/NH4+-N控制的颗粒污泥亚硝化技术的优势和有效性日益彰显, 该策略是通过保持反应器中DO与剩余氨氮浓度的适当比值来实现亚硝化[13, 14].运用该策略不仅能快速实现亚硝化, 而且即使在低温低氨氮的污水中, 也能保持亚硝化的长期稳定和获得较高的容积负荷[15, 16], 从而为两级自养脱氮过程中实现高效率的脱氮提供可能.然而, 以往的研究主要集中在颗粒污泥亚硝化工艺的长期稳定运行, 对于实现亚硝化过程中的功能菌群空间结构及关键影响因素的短期效应的评价较少.
本研究在实验室规模的完全混合式反应器中接种硝化颗粒污泥处理低强度污水(约50 mg·L-1, 以NH4+-N计), 以进水氨氮负荷(NLR)作为推动力, 获得高效且长期稳定的颗粒污泥亚硝化工艺.期间, 对反应器性能、颗粒污泥理化性质进行了系统分析；并通过批次试验来研究DO、剩余NH4+-N浓度、颗粒污泥中硝化菌群的分层和反应器中存在的极少数量的絮凝体对NOB抑制的影响, 以期为进一步推进颗粒污泥亚硝化技术的工程化应用提供理论指导.
1 材料与方法 1.1 试验装置及运行本试验所用装置为连续流完全混合式反应器(CSTR), 如图 1所示, 由有机玻璃制成, 分为曝气区和沉淀区两部分, 其有效容积分别为4.0 L和0.5 L.曝气区底部设有曝气盘, 为反应器提供溶解氧和循环动力, 曝气量根据运行情况通过气体流量计进行调控.沉淀区设有斜板, 以强化反应器微生物截留能力.本研究保持进水氨氮浓度(约50mg·L-1)不变, 通过不断缩短反应器水力停留时间(HRT)来提升进水氨氮负荷(NLR), 同时淘洗絮状污泥, 启动高性能亚硝化反应器.运行期间, 反应器置于恒温水浴缸中, 控制温度为28~30℃.
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1.模拟污水; 2.进水泵; 3.曝气砂头; 4.气体流量计; 5.空气泵; 6.出水口 图 1 试验装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the experimental equipment |
接种污泥来自于实验室-4℃下长期储存的硝化颗粒污泥, 颜色呈黑色, 平均粒径约1.0 mm, 平均沉降速率32.2m·h-1.储存前, 颗粒污泥在DO浓度为1~2mg·L-1, NLR为0.5~1 kg·(m3·d)-1的连续流完全硝化反应器中运行.接种后污泥浓度MLSS为1.4 g·L-1.
本试验用水为人工配制无机含氮废水, 以氯化铵作为氮源, 投加碳酸氢钠提供碳源和碱度, 调节pH在7.5~8.0, 同时配水中还包括50 mg·L-1 K2HPO4, 20 mg·L-1 CaCl2·2H2 O, 25 mg·L-1 MgSO4·7H2 O及适量微量元素[17].
1.3 批式试验在试验连续运行过程中, 随着反应器性能的提高, 定期从反应器中取出一定量的污泥样品, 用去离子水清洗数次后通过孔径为0.8 mm的分样筛, 获得粒径>0.8 mm的颗粒污泥和 < 0.8 mm的絮体或小粒径污泥, 置于150 mL锥形瓶中于30℃下振荡反应.初始NH4+-N浓度控制在30~50 mg·L-1.期间, 设置3种不同转速140、220和240 r·min-1, 使DO在0.5、2和4 mg·L-1左右, 考察不同DO浓度对硝化生物活性的影响.所有批式试验进行3次重复, pH值保持在7.5~8之间.反应过程中梯度时间检测混合液的氮素含量变化, 根据公式(1)、(2)计算不同条件下的比NH4+-N氧化速率(SAOR)和比NO3--N产生速率(SNAR), 单位mg·(g·h)-1(以SS计)[18].
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(1) |
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(2) |
式中：t为时间, d；[NH4+-N]0和[NO3--N]0为氨氮和硝态氮初始浓度, mg·L-1；[NH4+-N]t和[NO3--N]t为反应t时间后氨氮和硝态氮浓度, mg·L-1；MLSS为污泥浓度, mg·L-1.
1.4 分析方法NH4+-N、NO2--N、NO3--N和TN浓度以及混合液悬浮固体浓度(MLSS)均采用国家标准分析方法测定[19]；温度、pH和DO分别采用雷磁PHSJ-4A型pH计和哈希便携式溶解氧测定仪(HQ30d)测定；颗粒污泥粒径分布和沉降速率分别采用筛分法和清水静沉法测定；污泥形态通过OLYMPUS CX41型显微镜、扫描电镜及数码相机观察.
2 结果与讨论 2.1 反应器运行效能图 2所示为整个研究过程中反应器的运行状况.在第1~11 d期间, HRT从初始的8 h逐渐缩短至4 h, 相应地, NLR从0.15 kg·(m3·d)-1逐渐上升至0.32 kg·(m3·d)-1；在此过程中, 曝气量维持在0.3 L·min-1, 而反应器中DO浓度从1 d时的5 mg·L-1迅速降至第5 d时的3.2mg·L-1左右[图 2(a)].NLR的上升和DO浓度的下降表明硝化颗粒污泥的活性逐渐增强.该阶段进水中氨氮几乎全部被转化为硝态氮, 即该阶段为稳定的全程硝化阶段.
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(a)溶解氧(DO)浓度、水力停留时间(HRT)、进水氨氮负荷(NLR)及氨氧化速率(AOR)；(b)进、出水含氮物质浓度；(c) DO/NH4+-N、曝气量及亚硝积累率(NAR) 图 2 反应器运行状况 Fig. 2 Performance of the reactor |
第12 d时进一步缩短反应器HRT至2 h, 此时NLR为0.65 kg·(m3·d)-1, 同时提高曝气量至0.4 L·min-1.可以发现出水中开始有氨氮剩余且亚硝态氮开始累积, 亚硝积累率逐步上升, 并在第14 d达到30%左右, 而硝态氮浓度迅速降至20 mg·L-1[图 2(b)]以下, 即反应器中硝化反应逐步向短程硝化转变.
在第20~59 d, HRT从1.5 h逐渐降至0.5 h.此过程中, 反应器出水氨氮浓度从5 mg·L-1增加到30 mg·L-1, 亚硝态氮浓度维持在8mg·L-1左右, 而硝态氮浓度逐渐降至10 mg·L-1以下, 并在第46 d时降至2 mg·L-1以下, 出水中NO2--N累积率达到80%以上.此外, 尽管该阶段曝气量从第20 d时的0.5 L·min-1提高至第43 d时的0.95 L·min-1, 而反应器中DO浓度却在2.5mg·L-1左右基本维持不变[图 2(a)], 表明硝化微生物的耗氧速率随着进水氨氮负荷的升高进一步增强, 本研究末期, 反应器氨氧化速率(AOR)达到1.3 kg·(m3·d)-1左右.
控制反应器中DO/NH4+-N在较低水平(即营造强限氧条件)是连续流颗粒污泥或生物膜反应器实现亚硝化的一种有效策略[16, 20, 21].本研究亚硝化的实现正是基于此控制策略.可以发现, 在逐渐缩短HRT和提升NLR的过程中, 仅当出水中有氨氮剩余时(HRT=2 h), 亚硝态氮开始出现累积, 同时硝态氮浓度开始降低, 此时的DO/NH4+-N在0.14~0.5之间；在后续的运行中, 出水氨氮浓度保持在15~33 mg·L-1, DO/NH4+-N保持在0.08~0.15之间, 亚硝累积率逐渐上升至80%以上[图 2(c)].需要指出的是, 整个运行过程中反应器中DO浓度在2~5 mg·L-1, 正是高浓度剩余NH4+-N才是保持低DO/NH4+-N比值的主要原因.富余NH4+-N使AOB的生长速率高于NOB, 同时颗粒污泥中AOB和NOB的成层分布规律导致AOB比NOB具有更高的氧亲和力(即KO, AOB＜KO, NOB), 使得NOB的活性得到有效抑制, 反应器成功地维持了稳定的亚硝化作用.
2.2 颗粒污泥理化特征反应器运行期间颗粒污泥的颜色及形态变化如图 3所示.接种污泥为实验室储存的硝化颗粒污泥, 外观为黑色, 大多数为不规则形态, 边缘较模糊[图 3(a)和3(b)].经过2个月的连续运行, 污泥颜色逐渐转为棕黄色, 表明颗粒最外层存在活跃的AOB细菌[22].颗粒表面的絮状物消失, 结构更加密实, 呈现出光滑、饱满的椭球形或球形[图 3(c)和3(d)].
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(a)~(b)接种污泥；(c)~(d)第55 d 图 3 颗粒污泥形态变化 Fig. 3 Changes in granular sludge morphology |
如图 4所示, 随着NLR的逐渐升高, 反应器的生物量浓度呈递增趋势, 从第1 d的1.4 g·L-1增加到第55 d的6.6g·L-1以上.与此同时, 颗粒的平均沉降速率从32.2 m·h-1提高到71.3 m·h-1左右, 表明颗粒具有优异的沉降性能.颗粒污泥良好的沉降性导致反应器内高浓度生物质的积累, 因此针对进水基质浓度较低的情况, 采用较短的HRT获得了较高的氮容积负荷.
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图 4 颗粒污泥MLSS及平均沉降速率变化 Fig. 4 Variation in MLSS and settling velocity of granular sludge |
图 5所示为反应器运行过程中颗粒污泥平均粒径及粒径分布的变化情况.可以看出, 接种污泥的粒径主要集中在0.8~1.25 mm, 占总污泥质量分数的70%左右.启动初期, 污泥不适应环境变化, 部分大颗粒可能会发生破碎, 生成更小的颗粒或者絮体.通过逐渐缩短HRT, 大量絮体及沉降性能较差的污泥随出水排出, 污泥平均粒径逐渐增大, 由接种时的1.0 mm变为第55 d时的1.3 mm.粒径＞1.25 mm的污泥由接种时的15%增加到第28 d的32%再到第55 d时的69%, 粒径＞1.6 mm的部分由接种时的8%升至第55 d时的16%.此外, 在第55 d时, 超过76%的颗粒的尺寸均分布在0.8~1.6 mm这一相对较窄的范围, 说明反应器内颗粒的粒径分布基本上是均匀的.颗粒的致密性、良好的沉降性和粒径分布的均匀性都与反应器中高气流速度、短HRT等运行条件密不可分.
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图 5 颗粒污泥平均粒径及粒径分布变化 Fig. 5 Changes in the average particle size and distribution of sludge |
关于生物学特性, 图 6显示了颗粒表面的SEM图像.在污水生物脱氮处理中, AOB菌属主要为亚硝化球菌属(Nitrosococcus)和亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas), 对应形态分别为球状和短杆状.由图可知, 颗粒污泥具有紧密的菌群结构, 以球菌为主, 并伴有极少量的杆菌及短杆菌, 属于典型的AOB微观形态.说明控制策略的优越性不仅体现在表观的运行效能上, 也体现在微观上对功能菌群的驯化.随着HRT的逐渐缩短, 颗粒污泥致密的空间结构是反应器获得较高的NLR和AOR的内在原因.
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图 6 第55 d时颗粒污泥的SEM图像 Fig. 6 SEM image of the granule sludge on day 55 |
有研究表明, 颗粒污泥中硝化菌群的成层分布与亚硝化实现或NOB的抑制密切相关[22~25].批式试验可以代替耗时且昂贵的荧光原位杂交(FISH), 很容易诊断出颗粒污泥中硝化菌群的分层情况[25].以第28 d、DO=0.5mg·L-1的颗粒为例, 如图 7(a)所示, 含N化合物的转化过程可以分为两个阶段, 在0~45 min时段内, 随着NH4+-N的氧化, NO2--N和NO3--N的浓度均逐渐上升, 两者的上升速率基本相同, 此时段的SNAR(以SS计, 下同)为0.7 mg·(g·h)-1；当液相中剩余NH4+-N浓度小于5 mg·L-1后, NO2--N的浓度开始逐渐下降, 而NO3--N的浓度持续上升, 且上升速率明显快于上一时段的上升速率, 此时段的SNAR为2.2 mg·(g·h)-1(表 1).这清楚地表明硝化菌群在颗粒中的分层结构.具体来说, AOB主要分布在颗粒污泥表层, 而NOB主要分布在颗粒污泥内部.在氨浓度过剩时段, 占据了表层空间的活性较高的AOB建立了一道完整的耗氧屏障, 致使氧气供给内层的NOB有限.直到氨氮耗尽, AOB耗氧屏障解除, 氧气到达颗粒的NOB内层, 此时可以观察到硝态氮生速率向高产率阶段的转变.
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(a)~(f)第28 d；(g)~(l)第55 d (0.5, 2, and 4 mg·L-1) of particles and flocs on day 28 and day 55 图 7 第28 d及第55 d时颗粒与絮体在不同DO(0.5、2和4mg·L-1)条件下NH4+-N、NO2--N、NO3--N和TN浓度的变化 Fig. 7 Changes in concentrations of NH4+-N, NO2--N, NO3--N, and TN under different DO conditions |
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表 1 批式试验的运行条件及结果 Table 1 Batch test operating conditions and results |
然而絮体中硝酸盐的时间历程浓度是不同的[图 7(d)], 即使在氨富余的条件下, 絮体污泥的硝酸盐产率也相对较高.整个过程中的硝态氮生产速率基本一致, SNAR约为8.0 mg·(g·h)-1.因为在絮体污泥中, 普遍认为AOB和NOB均呈现微小团簇的形态, 与其他微生物一起较为均匀地分布于污泥絮体中, 缺乏空间竞争且氧梯度较低, 所以在微生物空间分布规律上无法和颗粒一样呈现出明显的分层, 这同样也是在连续流絮体污泥工艺中运用DO/NH4+-N控制策略无法实现亚硝化的原因[16, 26].
当反应器运行至第55 d时, 颗粒污泥的活性较前一阶段有了明显的提升[图 7(g)~7(i)], 例如在DO=2mg·L-1的条件下, 颗粒污泥的SAOR由第28 d时的8.4 mg·(g·h)-1上升至第55 d时的16.7 mg·(g·h)-1, 约为前一阶段的2倍(表 1).在此阶段含N化合物的转化过程中, 随着NH4+-N的氧化, NO2--N浓度的上升速率明显快于NO3--N浓度的上升速率, 说明NOB的活性得到了有效抑制, 这与反应器连续运行时的性能是一致的.同时, 在氨浓度过剩时, 颗粒污泥NO3--N浓度的上升速率与上一阶段相比明显减小, 仅在氨氮完全耗尽时硝酸盐产量才大幅升高, 这说明随着DO/NH4+-N控制策略的持续作用, 颗粒污泥中硝化菌群的分层程度更高, 结构更加密实, 更加有效地限制了颗粒中DO的渗透范围.但也说明虽然本研究在第55 d时已经获得了良好的亚硝化效果, 硝酸盐的生产受到了明显的抑制, 但颗粒中仍然存在一定数量的NOB, 一旦遇到适宜的条件(如氨耗尽或供氧过量), NOB就可趁机恢复活性, 产生大量的硝酸盐.NOB的洗脱速度要远远慢于亚硝化作用的实现.
此外, 为了研究不同的DO浓度对NOB抑制的影响, 在两个不同阶段分别进行了DO为0.5、2和4 mg·L-1条件下的批式试验.结果表明, DO浓度会影响氧的穿透深度, 对于含有分层结构的颗粒污泥, DO浓度的升高会导致氨氮耗尽前的硝酸盐产量的升高(即亚硝酸盐产量的降低).而对于AOB和NOB的生长没有完全分离的絮体来说, DO浓度的改变几乎不会对硝酸盐的产量造成影响.虽然絮体污泥中较高的NO2--N浓度累积速率表明絮体中可能存在较多的AOB[图 7(j)~7(l)], 这可能与生长较快的微生物倾向在悬浮态中生长有关[27, 28].但无论是在低DO还是在高DO条件下, 絮体始终能保持较高的SNAR, 所以在运行过程中把絮体从颗粒污泥中淘洗出去是非常必要的.值得注意的是, 降低DO浓度虽然会导致硝酸盐产量的降低, 但也会对AOB的活动造成负面影响, 从而降低整个工艺的性能.通过在不同DO浓度的条件下进行批式试验, 可以确定在促进高SAOR的同时有效抑制NOB的最佳操作条件.总的来说, 在颗粒污泥反应器中, 抑制NOB活性的策略应该结合DO浓度的优化和保证足够多的氨来增强和维持硝化菌群的适当分层, 并定期淘洗絮状或小粒径污泥.
除了以上所述的颗粒和絮体表现出的不同特征之外, 两者在TN浓度的变化上亦呈现出不同的趋势.颗粒污泥中存在明显的TN去除现象, 且第55 d时的TN去除速率较第28 d时明显提高, 说明在具有良好亚硝化功能的颗粒污泥内部, 厌氧氨氧化菌(AMX)或反硝化菌正在逐渐富集.与NOB的抑制机理一样, 在氨浓度较高时, 致密的颗粒中氧扩散受限, 在颗粒内部形成缺氧区, 适宜AMX的生长, TN浓度出现下降趋势, 当氨氮耗尽后, AMX的活性受到抑制, TN的浓度则基本维持不变.而絮体则是直接暴露在体氧条件下, AMX很难发挥作用, TN的去除可忽略不计.
3 结论(1) 在低进水NH4+-N浓度(50 mg·L-1)的连续流颗粒反应器中, 通过缩短反应器HRT(8 h 0.5 h)来提升氨氮负荷[0.15 kg·(m3·d)-1 2.70 kg·(m3·d)-1], 亚硝化成功实现并可长期维持稳定.稳定运行期间, 出水NO3--N浓度在2mg·L-1以下, 亚硝积累率达80%以上.
(2) 所得亚硝化颗粒污泥呈棕黄色, 结构致密, 轮廓光滑清晰, 颗粒表面以球菌为优势菌群；颗粒平均粒径1.3 mm, 平均沉降速率71.3 m·h-1.
(3) 颗粒污泥中存在明显的成层分布结构(表层AOB内部NOB), 且随着负荷的提升分层程度更高, AOB的活性持续增强.絮体或小粒径污泥与颗粒呈现出不同的特征, 不同溶解氧条件下絮体的高SNAR证明了运行期间淘洗絮体的必要性.
(4) 控制较高的出水氨氮浓度(15~33 mg·L-1)或较低的DO/NH4+-N(0.08~0.15)是本研究实现亚硝化的主要原因.
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