短程硝化由于節(jié)省硝化過程25%氧氣和減少反硝化過程40%碳源消耗的優(yōu)點(diǎn)被廣泛應(yīng)用, 在污水處理過程中, 維持穩(wěn)定的短程硝化成為短程脫氮工藝的關(guān)鍵.以往的研究主要集中在連續(xù)曝氣的前提下, 通過單一因素(溫度、低DO、污泥齡、水力停留時間)來實(shí)現(xiàn)亞硝的穩(wěn)定積累, 而間歇曝氣可以實(shí)現(xiàn)好/厭氧條件的快速交替, 更有利于氨氧化菌(AOB)的富集和活性表達(dá), 而抑制了亞硝酸鹽氧化菌(NOB)的生長, 通過間歇曝氣模式可以使AOB成為優(yōu)勢菌種, 對于穩(wěn)定短程硝化具有重要作用.短程硝化能夠?qū)崿F(xiàn)及長期穩(wěn)定運(yùn)行的實(shí)質(zhì)在于AOB和NOB生理特性的差異, 有學(xué)者研究發(fā)現(xiàn)在高溫、低溶解氧、pH值等實(shí)時控制策略下可以實(shí)現(xiàn)短程硝化, 張功良等采用SBR反應(yīng)器在連續(xù)曝氣的條件下, 控制溫度為21~23℃時無法實(shí)現(xiàn)短程硝化的穩(wěn)定運(yùn)行, 在31~33℃時可以實(shí)現(xiàn)短程硝化的恢復(fù)并維持其穩(wěn)定.而控制溫度在間歇曝氣條件下實(shí)現(xiàn)短程硝化的研究較鮮見, 本研究采用SBR反應(yīng)器在不同溫度時, 通過交替好氧/缺氧模式處理實(shí)際生活污水實(shí)現(xiàn)短程硝化, 并探究AOB和NOB活性的變化規(guī)律, 以期為短程硝化在實(shí)際工程中的應(yīng)用提供理論參考.
1 材料與方法 1.1 試驗(yàn)裝置
SBR反應(yīng)器采用有機(jī)玻璃柱制成(圖 1), 直徑15 cm, 高40 cm, 有效容積5 L.其側(cè)壁設(shè)有取樣口, 采用攪拌器攪拌, 利用時間控制器實(shí)現(xiàn)間歇曝氣, 采用溫度控制器調(diào)節(jié)溫度.
圖 1
1.曝氣泵; 2.氣體流量計(jì); 3.攪拌器; 4.曝氣頭; 5.排泥口; 6.取樣口 圖 1 SBR試驗(yàn)裝置示意
1.2 接種污泥
接種污泥取自蘭州市七里河安寧區(qū)污水處理廠, 濃度為3 000 mg·L-1左右, 污泥MLVSS/MLSS(f值)為0.37, SV30為18, 污泥具有良好的沉降性能.
1.3 試驗(yàn)用水水質(zhì)及檢測方法
試驗(yàn)用水取自蘭州交通大學(xué)家屬區(qū)實(shí)際生活污水, 其水質(zhì)指標(biāo)見表 1.
表 1
表 1 試驗(yàn)用水水質(zhì)
取100 mL混合污泥置于量筒中, 靜置30 min, 測定SV30.從反應(yīng)器中取100 mL水樣, 用定量濾紙過濾, 濾紙殘余物在105℃的烘箱內(nèi)烘至恒重, 冷卻后測量MLSS.然后在600℃的馬弗爐內(nèi)烘至恒重, 冷卻后測量MLVSS.水樣經(jīng)濾紙過濾后根據(jù)國家標(biāo)準(zhǔn)方法[12]測定COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N.
1.4 運(yùn)行模式
溫度分別為30℃和18℃, 以下分別用T30℃和T18℃表示.采用單周期4次(T30℃)和7次(T18℃)交替好氧:缺氧=30 min:30 min模式, 最后一次交替好氧后不再進(jìn)行缺氧反應(yīng), 之后沉淀30 min后排水; 每周期分別運(yùn)行時間為240 min和420 min, 每天運(yùn)行2個周期, 瞬時進(jìn)出水; 曝氣量為80 L·h-1, 排水比為75 %.
1.5 計(jì)算方法
氨氮去除率、亞硝酸鹽氮積累率、硝酸鹽氮積累率、比氨氮氧化速率(SAOR)、比亞硝酸鹽氮產(chǎn)生速率(SNiPR)和比硝酸鹽氮產(chǎn)生速率(SNaPR)的計(jì)算參考孫洪偉等[13]的公式進(jìn)行, 氨氧化速率和亞硝酸鹽氧化速率參考卞偉等[14]的公式.
1.5.1 AOB和NOB的活性計(jì)算
AOB活性的計(jì)算[15]：
式中, ηAOB活性為AOB活性, %; SAORn為第n周期曝氣結(jié)束時SAOR(以N/VSS計(jì)), g·(g·d)-1; SAORm為整個試驗(yàn)階段SAOR的平均值(以N/VSS計(jì)), g·(g·d)-1.
NOB活性的計(jì)算[15]：
式中, ηNOB活性為NOB活性, %; SNaPRn為第n周期曝氣結(jié)束時SNaPR(以N/VSS計(jì)), g·(g·d)-1; SNaPRm為整個試驗(yàn)階段SNaPR的平均值(以N/VSS計(jì)), g·(g·d)-1.
1.5.2 同步硝化反硝化計(jì)算
根據(jù)張建華等[16]提出的同步硝化反硝化(SND)率計(jì)算方法, 在此公式中忽略了反應(yīng)過程微生物的同化作用和細(xì)胞死亡的影響, 計(jì)算公式如下：
式中, CSND率為同步硝化反硝化率, %; NOx--N進(jìn)-出表示系統(tǒng)曝氣前后NOx--N(NO2--N+NO3--N)的增加量, mg·L-1; NH4+-N進(jìn)-出為系統(tǒng)曝氣前后NH4+-N的減少量, mg·L-1.
2 結(jié)果與討論 2.1 不同溫度間歇曝氣模式下氨氮變化特征
對于好氧/缺氧脫氮工藝, 從好氧池出來的混合液所攜帶的溶解氧必然會進(jìn)入到缺氧池, 導(dǎo)致缺氧池不能形成真正的缺氧狀態(tài), 使反硝化不徹底, 從而使得交替好氧/缺氧脫氮工藝在實(shí)際工程運(yùn)用受到限制.因此, 對于SBR工藝, 運(yùn)用間歇曝氣交替好氧/缺氧脫氮模式, 可以較好實(shí)現(xiàn)好氧/缺氧的條件, 使硝化和反硝化均能夠徹底進(jìn)行, 達(dá)到脫氮的目的. 圖 2為30℃和18℃時氨氮變化特征, 在整個運(yùn)行過程中進(jìn)水氨氮平均濃度為61.44 mg·L-1, 30℃條件下, 第1~10周期氨氮的出水濃度從40.31 mg·L-1降低到2.76 mg·L-1, 去除率從36.39%升高到95.05%;第11~61周期氨氮去除率基本穩(wěn)定在90%以上, 第61周期時氨氮去除率升高到98.94%, 出水氨氮濃度降低至0.68 mg·L-1, 滿足一級A排放標(biāo)準(zhǔn). Zhang等[17]控制溫度為30℃條件下, 采用交替好氧/缺氧模式氨氮去除率穩(wěn)定在90.00%以上.在18℃條件下, 第1~10周期氨氮的出水濃度從50.07 mg·L-1減少到16.51 mg·L-1, 去除率從18.33%增加到71.88%;第11~90周期, 氨氮的去除率增長幅度相對較緩慢, 最終去除率達(dá)到97.86%, 出水濃度遞減到1.28 mg·L-1.結(jié)果表明, 在交替好氧/缺氧模式下, 30℃比18℃條件下在獲得氨氮較高去除率的情況下, 運(yùn)行周期更短, 這是由于溫度較高時硝化菌的生化活性較高, 反應(yīng)速率較快, 所需的反應(yīng)時間更少.蔣軼鋒等[7]在室溫時采用間歇曝氣模式取得了比連續(xù)曝氣更好的氨氮去除效果, 去除率分別達(dá)到90%和75%以上.
圖 2
圖 2 30℃和18℃時氨氮變化特征
2.2 溫度對短程硝化的影響
根據(jù)Arrhenius-type方程[18, 19]溫度與硝化菌最大生長速率之間的關(guān)系為30、25、20和10℃時速率常數(shù)θ為(7.30±0.60)、(3.90±0.30)、(2.10±0.20) 和(1.13±0.03) d-1. 圖 3、4為30℃和18℃時氮的硝化、比亞硝態(tài)氮/硝態(tài)氮產(chǎn)生速率及SND率的變化.整個試驗(yàn)過程中, 亞硝氮和硝氮進(jìn)水濃度均維持在2.00 mg·L-1以下, 30℃條件下, 第1~21周期出水亞硝氮和硝氮的濃度都呈現(xiàn)增長的趨勢, 亞硝氮從2.80 mg·L-1增加到9.55 mg·L-1, 硝氮濃度從2.44 mg·L-1升高到22.05 mg·L-1, 此時硝氮出水濃度達(dá)到最大值, 亞硝氮積累率維持在30.21%;第22~61周期, 亞硝氮濃度增加到20.57 mg·L-1, 而硝氮濃度減少到0.87 mg·L-1, 此時亞硝氮積累率高達(dá)95.92%, 成功實(shí)現(xiàn)了穩(wěn)定的短程硝化. 18℃條件下, 第1~31周期, 亞硝氮和硝氮濃度也呈現(xiàn)增長的趨勢, 第31周期時, 亞硝氮和硝氮出水濃度分別為9.63 mg·L-1和14.30 mg·L-1, 此時硝氮出水濃度達(dá)到最大, 亞硝氮積累率達(dá)到40.24%. 31~90周期時, 亞硝氮濃度繼續(xù)上升, 而硝氮濃度逐漸下降, 90周期時亞硝氮和硝氮出水濃度分別達(dá)到20.18 mg·L-1和0.09 mg·L-1, 亞硝氮積累率高達(dá)99.58%, 亞硝氮得到穩(wěn)定積累.根據(jù)FA公式[13]計(jì)算兩種溫度下FA濃度都維持在2.00~6.00 mg·L-1, Anthonisen等認(rèn)為[20], 當(dāng)游離氨(FA)濃度為1.00~10.00 mg·L-1時, NOB活性受到抑制, 而AOB受抑制較弱, 因此在此過程中FA對AOB和NOB都產(chǎn)生抑制作用.綜上所述, 在不同溫度下, 間歇曝氣協(xié)調(diào)FA等條件可以實(shí)現(xiàn)亞硝氮的穩(wěn)定積累, 18℃下硝化菌的增殖速率較慢, 硝化反應(yīng)速率較低, 但同樣也可以實(shí)現(xiàn)亞硝的穩(wěn)定積累, 實(shí)現(xiàn)短程硝化.兩種溫度下, 比亞硝態(tài)氮產(chǎn)生速率都呈現(xiàn)上升的趨勢, 分別在第61和90周期時產(chǎn)生速率維持在0.08 g·(g·d)-1和0.06 g·(g·d)-1左右, 30℃條件下增長較快.比硝態(tài)氮產(chǎn)生速率都呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢, 分別在21周期和31周期時出現(xiàn)拐點(diǎn), 此拐點(diǎn)與硝氮濃度轉(zhuǎn)折點(diǎn)一致, 最后比硝態(tài)氮產(chǎn)生速率降低至0 g·(g·d)-1, 硝氮的產(chǎn)生受到完全抑制.
圖 3
圖 3 30℃時氮的變化特征
圖 4
圖 4 18℃時氮的變化特征
在實(shí)現(xiàn)短程硝化的過程中, 進(jìn)水總氮濃度(氨氮、亞硝氮和硝氮)遠(yuǎn)大于出水總氮濃度, 經(jīng)計(jì)算SND率發(fā)現(xiàn), 在兩種溫度下, SND率均達(dá)到50.00%以上, 亞硝氮的濃度維持在20.00 mg·L-1左右, 這是由于發(fā)生了同步硝化反硝化, 從而導(dǎo)致在短程硝化過程中發(fā)生了氮的損失.
2.3 氨氧化速率、比氨氧化速率、亞硝酸鹽氧化速率的特性
圖 5、6為30℃和18℃條件下氨氧化速率、亞硝酸鹽氧化速率、好氧速率、比氨氧化速率的變化, 可以看出, 30℃條件下, 第1~10周期氨氧化速率從19.22 mg·(L·min)-1增加到44.11 mg·(L·min)-1; 隨著反應(yīng)的進(jìn)行逐漸穩(wěn)定在50.00 mg·(L·min)-1左右. 18℃條件下, 第1~25周期氨氧化速率從5.35 mg·(L·min)-1增加到25.21 mg·(L·min)-1, 而后逐漸穩(wěn)定在28.00 mg·(L·min)-1, 兩種溫度下均呈現(xiàn)先增加后趨于穩(wěn)定.比氨氧化速率和氨氧化速率變化趨勢一致.由于AOB的基質(zhì)是NH3而不是NH4+[21], 當(dāng)AOB數(shù)量增加時, 單位時間內(nèi)對NH3的需求量將增大, 由于NH3與NH4+存在可逆平衡, 使得氨氧化速率的變化在反應(yīng)后期逐漸趨于穩(wěn)定, 從而表明氨氧化速率的變化與體系中AOB數(shù)量的增加不呈正比關(guān)系.有研究發(fā)現(xiàn)[22~24]在溫度為10~30℃條件下采用間歇曝氣的方式, 氨氧化速率(AOR)維持在0.02~0.34 g·(L·d)-1, 這可能是由于采用交替好氧/缺氧模式、水質(zhì)條件、生物量和活性不同等原因造成的; 陳曉軒等[25]對短程硝化過程中相關(guān)功能菌群變化進(jìn)行分析, AOB數(shù)量的增長與氨氮去除負(fù)荷并不同步, 與本研究結(jié)果一致.兩種溫度下亞硝酸鹽氧化速率均呈現(xiàn)先增加后減少的趨勢, 這是由于交替好氧/缺氧模式導(dǎo)致NOB受到抑制, 亞硝酸鹽得到積累(圖 3、4).由好氧速率=16/7(1.50×氨氧化速率+0.50×亞硝酸鹽氧化速率)[14]可知, 氨氧化速率對好氧速率的貢獻(xiàn)比亞硝酸鹽氧化速率的貢獻(xiàn)大, 因此好氧速率與氨氧化速率的變化趨勢基本一致, 在反應(yīng)后期好氧速率也逐漸趨于穩(wěn)定, 這表明已實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定的短程硝化[14].王盟等[26]采用在線監(jiān)測好氧速率的方法, 當(dāng)好氧速率達(dá)到穩(wěn)定時, 同樣實(shí)現(xiàn)了短程硝化.
圖 5
圖 5 30℃條件下氨氧化/亞硝酸鹽氧化速率、好氧速率、比氨氧化速率的變化
圖 6
圖 6 18℃條件下氨氧化/亞硝酸鹽氧化速率、好氧速率、比氨氧化速率的變化
2.4 AOB和NOB活性對比
圖 7為AOB和NOB在整個試驗(yàn)過程中活性的變化.在兩種溫度下, AOB的活性都呈現(xiàn)先增加后逐漸趨向于穩(wěn)定, 最終都穩(wěn)定在100.00%左右, AOB能夠在不同溫度下進(jìn)行培養(yǎng), 而且它可以調(diào)節(jié)生物量的代謝, 從而來提高這種條件下的硝化能力[24]; 彭永臻等[21]指出AOB的基質(zhì)是NH3, 而不是NH4+, AOB得到增殖后, 基質(zhì)底物的需求量將增大, 但在穩(wěn)定運(yùn)行的短程硝化中并不能滿足, 從而使得AOB活性逐漸趨于穩(wěn)定. 30℃條件下第1~21周期時, NOB的活性從29.01%增加到282.35%; 18℃條件下第1~31周期時, NOB的活性從41.08%增加到176.16%, 此時活性均達(dá)到最大.隨著反應(yīng)的進(jìn)行NOB活性逐漸降低, 第32和74周期時, AOB活性超過NOB活性, AOB成為優(yōu)勢菌種, NOB活性逐漸被抑制.這是由于在兩種溫度下通過交替好氧/缺氧模式, 實(shí)現(xiàn)了DO在時間和空間上的變化, 可以很好地抑制NOB, 由于AOB能夠經(jīng)受住“飽食饑餓”特性, 保持穩(wěn)定的活性.有研究也表明[3, 27], 間歇曝氣模式可以抑制NOB生長, 但是對AOB的生長沒有影響.本研究采用間歇曝氣模式實(shí)現(xiàn)了穩(wěn)定的短程硝化, 這與高春娣等[3]和Chen等[28]的研究結(jié)果一致.
圖 7
圖 7 30℃和18℃時AOB和NOB活性的變化
2.5 污泥特性變化
在整個反應(yīng)系統(tǒng)中, MLSS都維持在2 500~3 000 mg·L-1.污泥活性和沉降性能的好壞影響著短程硝化的實(shí)現(xiàn)及穩(wěn)定性, 其中f值和污泥容積指數(shù)(SVI)是影響反應(yīng)穩(wěn)定運(yùn)行的重要參數(shù). 圖 8為不同溫度下污泥性能參數(shù)的變化, 隨著反應(yīng)的進(jìn)行f值都呈現(xiàn)先增長后趨向于穩(wěn)定的趨勢, 在反應(yīng)運(yùn)行結(jié)束時f值都穩(wěn)定在0.80左右, 污泥具有較好的活性. 30℃條件下f值增長的幅度明顯高于18℃, 說明較高溫度下污泥活性更容易提高. 30℃條件下SVI呈現(xiàn)上升的趨勢, 最終穩(wěn)定在100.00 mL·g-1, 在整個試驗(yàn)過程中污泥沉降性能良好. 18℃條件下SVI呈現(xiàn)先增加后下降的趨勢, 分析原因可能是由于常溫下NO2--N的積累速率較慢, 濃度較低, 絲狀菌得到增長[29], 使得SVI接近于120.00 mL·g-1, 出現(xiàn)了略微的膨脹; 之后由于NO2--N的積累較多(圖 4)抑制了絲狀菌的生長, 使得污泥沉降性能變好, 最終SVI穩(wěn)定在100.00 mL·g-1左右.說明在短程硝化穩(wěn)定運(yùn)行的過程中, 兩種溫度下污泥都具有較高的活性和良好的沉降性能.
圖 8
圖 8 污泥f值和SVI的變化
3 結(jié)論
(1) 30℃和18℃條件下, 采用SBR反應(yīng)器處理實(shí)際生活污水, 通過間歇曝氣交替好氧/缺氧模式于第61和90周期時, 氨氮出水濃度分別為0.68 mg·L-1和1.28 mg·L-1, 氨氮去除率分別高到98.94%和97.86%;亞硝氮積累濃度達(dá)到20.57 mg·L-1和20.18 mg·L-1, 亞硝氮積累率分別達(dá)到95.92%和99.58%, 成功實(shí)現(xiàn)了穩(wěn)定的短程硝化. 具體參見污水寶商城資料或http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
(2) 采用間歇曝氣模式可以實(shí)現(xiàn)DO在時間和空間上的變化, AOB具有“飽食饑餓”的特性, 活性保持穩(wěn)定, 而NOB的活性逐漸被抑制, 第32和74周期時, AOB活性超過NOB活性, AOB成為優(yōu)勢菌種.
(3) 兩種溫度下, MLVSS/MLSS(f值)最終都穩(wěn)定在0.80左右, 污泥具有良好的活性; SVI都維持在100.00 mL·g-1左右, 污泥具有較好的沉降性能.
