低温低氨氮SBR短程硝化稳定性试验研究

张功良,李 冬*,张肖静,曾辉平,苏东霞,周元正,张 杰,

(1.北京工业大学水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室,北京 100124；2.哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,黑龙江 哈尔滨150090)

低温低氨氮SBR短程硝化稳定性试验研究

张功良1,李 冬1*,张肖静2,曾辉平1,苏东霞1,周元正1,张 杰1,2

(1.北京工业大学水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室,北京 100124；2.哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,黑龙江 哈尔滨150090)

在11～15℃条件下,采用序批式反应器(SBR)研究(50±5)mg/L氨氮浓度下短程硝化的稳定性.结果表明,2种溶解氧浓度(初始 DO浓度分别为 0.9～1.5,4.5～5.0mg/L)下反应器均能达到良好的稳定性和去除效果,150个周期内亚硝化率一直维持在 95%以上,氨氧化率85%以上,平均SVI为35.22mL/g,2种DO水平下的平均氨氮污泥负荷分别为0.15,0.23kgN/(kgMLSS·d).当初始DO浓度为4.5～5.0mg/L时,21～23℃条件下无法实现短程硝化的稳定运行,经过42个周期亚硝化率降至70%,而31～33℃条件可以实现短程硝化的恢复并维持其稳定.经过不同温度条件下的对比分析及FISH试验研究,表明11～15℃与31～33℃均可抑制NOB的活性,从而有利于实现生活污水短程硝化的稳定运行.

低温；稳定性；短程硝化；SBR

以短程硝化为基础的自养脱氮工艺较传统工艺具有诸多优点,但其目前多用于处理污泥消化液、高氨氮工业废水等,且大部分需在 30～40℃高温下进行[1-3].高温(>30℃)条件可维持短程硝化的稳定已得到了中外学者的一致认可,而低温低氨氮条件下短程硝化能否维持稳定尚存在争议.HyungseokYoo等[4]认为实现短程硝化至少不低于15℃;傅金祥等[5]认为当温度低于15℃时,短程硝化被破坏.而袁林江等[6]认为 12～14℃时NOB受到严重的抑制,出现亚硝酸盐的积累.郑雅楠等[7]、杨庆等[8-9]、王建华等[10]通过逐渐降低温度实现了低温下短程硝化的稳定运行.因此11～15℃条件下能否维持短程硝化的稳定运行需要进一步探索研究.

本试验采用序批式反应器(SBR),试图研究11～15℃条件对短程硝化稳定性的影响.

1 材料与方法

1.1 试验装置

图1 反应器装置示意Fig.1 Schematic diagram of the experimental equipment

本实验采用 SBR运行,反应器为圆柱形,高55cm,直径45cm,总体积85L,有效容积为70L,有机玻璃制成.壁上垂直方向设置一排间距 10cm的取样口.采用机械搅拌混匀,底部安装曝气圆盘直径 20cm,采用鼓风曝气,曝气量由转子流量计控制.反应器采用定时器控制,能完成自动进水、搅拌、曝气、排水.装置如图1所示.

1.2 接种污泥与试验水质

本试验接种 70L某污水处理厂污泥浓度为5900mg/L的硝化污泥,其SV30为30%.进水水质为人工模拟废水,投加(NH4)2SO4提供所需 NH4+-N浓度,投加 NaHCO3提供碱度,碱度与氨氮浓度质量比10∶1,pH值为7.0～8.2.进水NH4+-N浓度为(50±5)mg/L,NO2--N、NO3--N、COD浓度均小于1mg/L.每 1L模拟废水中含有 0.136gKH2PO4, 0.426gNa2SO4,0.136gCaCl2,0.3gMgSO4⋅7H2O 以及 1mL微量元素营养液,其 1L中包括15gNa2EDTA,5gFeSO4⋅7H2O,0.43gZnSO4⋅7H2O, 0.24gCoCl2⋅6H2O,0.99gMnCl2⋅4H2O,0.25gCuSO4⋅5H2O,0.22gNaMoO4⋅H2O,0.19gNiCl2⋅6H2O,0.21g Na2SeO3,0.014gH3BO3.

1.3 试验方案

SBR反应器通过时间控制器实现反应过程的自动控制,启动阶段每d运行1个周期,稳定运行阶段每天运行2个周期.每周期进水10min,好氧曝气1.5～18h,沉淀50min,排水5min,每个周期进水55L,排水55L,容积交换率78.5%.整个过程不排泥.试验分为8个阶段运行,具体运行情况详见表1.

表1 反应器运行工况Table 1 Operational conditions of the reacter

1.4 分析方法

每个周期测定反应器内混合液的 SV30、MLSS、SVI、NH4+-N、NO2--N、NO3--N等参数,DO、T、pH值均采用 WTW在线测定仪测定;MLSS采用 MODEL711手提式测定仪测定.水样分析中 NH4+-N测定采用纳氏试剂光度法,NO2--N 采用 N-(1-萘基)乙二胺光度法,NO3--N采用紫外分光光度法,其余水质指标的分析方法均采用国标方法.

本试验中亚硝化率、氨氧化率按下式计算∶

1.5 分子荧光原位杂交技术(FISH)

按照R I Amann的操作方法进行FISH分析

[11].采用 NSO190(β-Proteobacteria AOB)和NIT3(Nitrobacteria)2 种探针对样品进行杂交,并采用 OLYMPUSBX52荧光显微镜和 Image plus-pro6.0软件对种群数量进行定量分析.

2 结果与讨论

2.1 短程硝化的启动与稳定运行

2.1.1 短程硝化的实现与效果分析 Abeling等

[12]认为,当游离氨(FA)浓度为 1.0～10mg/L时,亚硝酸盐氧化细菌(NOB)的活性受到抑制,而氨氮氧化细菌(AOB)受抑制较弱,而较高的溶解氧(DO)浓度可以提高AOB在低温不利条件下的活性,因此采用高FA(平均FA为10mg/L,进水氨氮浓度240±10mg/L)及高DO浓度(初始DO浓度4.5～5.5mg/L)作为此温度条件下短程硝化的启动策略.由图2可知,仅仅历经13个周期(1～13d),亚硝化率即达到了 95.40%,19个周期后氨氧化率超过了50%以上,标志着短程硝化启动成功.

短程硝化启动成功后,在进水氨氮浓度为(145±15)mg/L条件下运行了33个周期(20～52d),意在实现短程硝化效果的强化和氨氮浓度的过渡.其作用主要体现在∶通过延长曝气时间的方式实现全部短程硝化,达到更好的短程硝化处理效果;使 AOB逐渐适应进水氨氮浓度的降低;强化对NOB的抑制作用,使NOB逐渐被淘洗出系统.由图2知,此阶段亚硝化率一直维持在95%以上,氨氧化率以及氨氮污泥负荷持续升高,分别达到90%以及0.08kgN/(kgMLSS·d).

试验在 52个周期后将进水氨氮浓度降至(50±5)mg/L,降低曝气时间至6h,调节曝气量使反应初始DO浓度为0.9～1.5mg/L,以探讨11～15℃条件下SBR短程硝化的稳定性和去除效果.由图2知,经过88个周期(53～96d),氨氧化率在85%以上,平均值为93.99%,最高达99.42%,亚硝化率一直维持在95%以上,短程硝化无破坏迹象.氨氮污泥负荷稳中有升,此阶段平均污泥负荷为0.15kgN/(kgMLSS·d),最高达到了 0.20kgN/ (kgMLSS·d),污泥的去除效果得到明显的提高.

图2 1、2、3、4阶段亚硝化率、氨氧化率以及氨氮污泥去除负荷变化Fig.2 Variations ofnitrosation rate, ammonia oxidation rate and sludge load during 1,2,3,4stages

试验在 140个周期后,提高曝气量使反应初始DO浓度达到4.0～5.0mg/L,曝气时间降至5h.经过 60个周期(97～126d)的运行,亚硝化率仍维持在95%以上,氨氧化率在85%以上,平均氨氧化率为 92.00%,最高达 99.79%,无破坏趋势,11～ 15℃、低氨氮、高DO浓度等苛刻条件并没有造成短程硝化的破坏.氨氮污泥负荷升高后基本维持平稳,平均污泥负荷达到0.23kgN/(kgMLSS·d),最高达到0.25kgN/(kgMLSS·d),由此可见,此温度条件下,适当提高曝气仍可提高短程硝化污泥的去除负荷,但使短程硝化系统既高效又稳定运行的准佳DO浓度还有待于进一步研究.3、4阶段污泥的氨氮去除负荷持续增高主要原因是系统内菌群对该温度环境的适应性,能够适应环境的菌体有相对较好的活性从而有更快的倍增速度导致系统的去除负荷逐渐提高.

综上,短程硝化系统可在 11～15℃条件下成功启动并能够维持稳定运行,维持短程硝化稳定的关键因素将在下文中具体分析阐述.

2.1.2 污泥性状分析 污泥沉降性能的好坏影响着短程硝化系统的稳定性,污泥容积指数( SVI )是评价活性污泥沉降性能的重要参数之一.图3为各阶段亚硝化率、MLSS以及SVI变化情况.

图3 各阶段MLSS以及SVI变化Fig.3 Variations of nitrosation rate, MLSS and SVI during different stages

如图3所示,初始污泥SVI为50.93mL/g,污泥浓度为 5.9g/L.随着短程硝化的启动,污泥浓度快速下降,当短程硝化启动成功后,污泥浓度下降到3.03g/L,SVI略有下降,但是亚硝化率不断提高.分析认为污泥浓度下降主要是异养菌以及NOB逐渐被淘洗出系统而引起的.当污泥转入低氨氮运行后,污泥浓度下降放缓,最终稳定在 1.00g/L左右,SVI也趋于稳定,平均值为 35.22mL/g,说明短程硝化污泥在11～15℃下具有很好的沉降性能.

2.2 短程硝化稳定关键因素

如上文所述,11～15℃条件下可以实现短程硝化的启动以及稳定运行,但维持其稳定的关键因素尚需具体分析.维持短程硝化稳定运行的关键因素主要包括游离氨(FA)、游离亚硝酸(FNA)、DO、温度、pH等.

图4 3、4阶段典型周期DO以及3氮过程变化Fig.4 Variations of DO and nitrogen in a typical cycle of 3,4stage

图4、5为两种曝气量下典型周期内DO、3氮、FA、FNA变化情况.由图 4知,曝气量为2L/min左右时,初始DO浓度为1.5mg/L,随反应进行不断升高,反应末期接近于8mg/L.曝气量为4L/min时,初始DO浓度更是达到了5mg/L左右,反 应 末 期 为 8mg/L.传 统 观 点 认 为 低DO(DO<1mg/L)是维持短程硝化稳定的关键因素之一.王志盈等[13]认为DO为0.5～1.0mg/L时,系统中亚硝酸盐氮出现大量积累.李冬等[14]认为DO平均浓度为0.72mg/L时,亚硝化率可以维持在93%左右.与过往研究相比,本试验在高DO浓度下,亚硝化率一直维持在 95%以上,NOB未得到增殖,说明系统中存在其他非DO的抑制因素.

图5是不同曝气量下典型周期内FA与FNA的变化情况,可知,两个阶段典型周期过程中 FA一直低于1.00mg/L,曝气量为4L/min时甚至低于0.60mg/L以下,随着反应的进行,FA对NOB的抑制作用更是微乎其微.有研究[15-17]表明,游离亚硝酸(FNA)完全抑制NOB和AOB生长的浓度分别为0.02,0.4mg/L.反应进行200min后FNA高于0.02mg/L,可见,在反应的前200min,NOB不受FA和 FNA的抑制,反应结束后,最高 FNA分别为0.031,0.024mg/L,略高于 NOB的抑制浓度.根据FNA的计算公式,如果将温度提高 10℃,两个典型周期内 FNA最高值分别为 0.019,0.188mg/L,均低于NOB的抑制浓度.因此反应后期FNA略高于NOB抑制浓度是由该温度条件间接造成的,也可以说明此温度引起系统FNA的升高是其维持亚硝化的原因之一.

式中,FNA为游离亚硝酸浓度(mg/L);T为反应器中的水体温度;为亚硝态氮浓度(mg/L).

图5 3、4阶段典型周期内FA以及FNA变化Fig.5 Variations of FA and FNA in a typical cycle of 3,4stages

既然 FA、DO均不是维持短程硝化稳定的关键因子,低氨氮稳定时期的另一个参数 pH值得探讨.一般认为,NOB生长最佳 pH值为 7.2～ 7.6[18].本阶段进出水pH值在6.8～7.6之间,但硝酸盐氮并没有得到大量增殖,所以 pH也不是短程硝化稳定运行的关键因素.

经以上分析认为,11～15℃应是维持短程硝化稳定的关键因素.较低的温度条件(11～15℃)本身使NOB受抑制程度高于AOB,在AOB已成为优势菌群的情况下 NOB很难大量增殖,这是该温度能够维持短程硝化稳定的最主要原因.关于不同温度下的NOB活性比较以及NOB菌群数量比较将在下一节中做重点阐述.

2.3 不同温度下短程硝化对比研究

2.3.1 短程硝化稳定性对比 为了进一步证明低氨氮SBR短程硝化稳定运行的关键因素为温度环境(11～15)℃,试验自第200个周期起将进水温度提高至(22±1)℃,调节曝气将初始 DO浓度控制在0.9～1.5mg/L.图6为5、6、7、8阶段亚硝化率、氨氧化率以及平均初始 DO浓度变化,此阶段共运行42个周期(126～147d),亚硝化率维持在90%以上,氨氧化率维持85%以上,没有明显破坏趋势,说明在此温度下通过控制较低 DO浓度能够实现短时间内短程硝化的稳定.自第 242个周期起,维持温度不变,将初始DO浓度升高至4.0～5.0mg/L,与第4阶段除温度外其它条件均相同.由图6可知,亚硝化率呈明显下降趋势,运行至第300个周期时,亚硝化率下降至70%,短程硝化系统遭到破坏,说明此温度范围(22±1)℃在无其它抑制因素的前提下,有利于 NOB的生长,导致系统内NOB不断增殖使得短程硝化系统逐渐失去稳定.而阶段4只有温度条件与本阶段不同,却能抑制 NOB的增殖,维持短程硝化系统的稳定运行,因此可以说明11～15℃对NOB具有抑制作用,有利于实现短程硝化系统的稳定运行.

进一步升高温度至(32±1)℃,将初始DO浓度控制在 0.9～1.5mg/L,以探讨此温度对短程硝化效果的影响.由图6可知,经过33个周期的运行,亚硝化率重新达到了90%,试验在第343个周期时将初始 DO浓度提高到 4.0～5.0mg/L,经过 60个周期的运行,亚硝化率一直稳定在90%以上,没有破坏趋势,这与学者公认的观点一致,即(32±1)℃能够抑制NOB的增殖,有利于短程硝化的维持,本试验也表明(32±1)℃可作为短程硝化破坏后的恢复策略.

图6 5、6、7、8阶段亚硝化率、氨氧化率以及平均初始DO浓度Fig.6 Variations of nitrosation rate, ammonia oxidation rate and DO during 5, 6, 7, 8stages

2.3.2 硝酸盐氮生成速率对比 硝酸盐氮生成速率可以间接反应系统中 NOB的活性,比较高DO浓度下3个温度阶段硝酸盐氮的生成速率可以间接比较出温度对NOB的抑制情况.图7反映了 4、6、8阶段硝酸盐氮生成速率变化情况.如图 7所示,11～15℃阶段硝酸盐氮生成速率低于0.5mgNO3--N/(gMLSS·h),而(22±1)℃阶段硝酸盐氮生成速率逐渐升高,最高至 5.9mgNO3--N/ (gMLSS·h),(32±1)℃阶段,硝酸盐氮生成速率下降至 1.0mgNO3--N/(gMLSS⋅h)以下,说明(11～15)℃与(32±1)℃同样具有抑制NOB的作用,这一结论在荧光原位杂交技术(FISH技术)结果中得到进一步证实.

图7 4、6、8阶段硝酸盐氮生成速率变化Fig.7 Variations of the production rate of NO3--Nduring4, 6, 8stages

2.3.3 FISH结果对比 采用荧光原位杂交技术(FISH技术)对 4、6、8阶段典型污泥硝化菌群中AOB和NOB的相对比例进行检测.典型结果如图 8所示.以可见光污泥总面积表征总微生物个数,用 AOB占可见光污泥总面积的比例表征AOB相对数量,NOB占可见光污泥样品总面积的比例表征NOB相对数量,其中黄色表示AOB,蓝色表示NOB.

结果表明,11～15℃阶段AOB约占总菌群数的82.9%,NOB占2.9%;(22±1)℃阶段AOB约占总菌群数的68.8%,NOB占16.7%;(32±1)℃阶段AOB约占总菌群数的 78.5%,NOB占 4.9%.可见,(11～15)℃阶段中AOB的相对数量大于(22± 1)℃、(32±1)℃阶段,而NOB的相对数量小于(22 ±1)℃、(32±1)℃阶段.

综上所述,11～15℃对 NOB有抑制作用,是维持低氨氮高DO浓度下短程硝化稳定的关键因素.

3 结论

3.1 在(11～15)℃条件下,利用高FA(平均FA为10mg/L)以及高DO(初始DO浓度为4.5～5.5mg/L)浓度的启动策略,仅 19个周期,亚硝化率达到95%以上,氨氧化率50%以上,实现快速启动.在两种 DO(0.9～1.5mg/L,4.5～5.0mg/L)浓度水平下系统均能实现短程硝化的稳定,亚硝化率维持在95%以上,氨氧化率维持在85%以上,平均SVI为35.22mL/g,沉降性能良好,平均氨氮污泥负荷分别为 0.15,0.23kgN/(kgMLSS·d),有良好的氨氮去除效果.

3.2 试验中 11～15℃的温度环境是短程硝化在高 DO浓度下维持稳定的关键因素.短程硝化在(22±1)℃高DO浓度下易失去稳定,而(32±1)℃有恢复其稳定的作用.

3.3 NOB的活性测定及 FISH 试验均显示,11～15℃同(32±1)℃具有相似的抑制NOB维持短程硝化稳定的作用.

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Stability for shortcut nitrification in SBR under low ammonia atlow temperature.

ZHANG Gong-liang1, LI Dong1*, ZHANG Xiao-jing2, ZENG Hui-ping1, SU Dong-xia1, ZHOU Yuan-zheng1, ZHANG Jie1,2
(1.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China). China Environmental Science, 2014,34(3)：610～616

At 11～15℃, in SBR the stability of shortcut nitrification was researched under low ammonia nitrogen (55±5mg/L). Results show that system could achieve good stability and removing effect under two kinds of the DO level (initial DO 0.9～1.5, 4.5～5.0mg/L).In 150cycles the nitrosation rate had been maintained above 95%, ammonia oxidation rate was more than 85%, and the average SVI was 35.22mL/g. At two DO average levels ammonia nitrogen removal Sludge load was 0.15, 0.23kgN/(kgMLSS·d) respectively. When the initial DO was 4.5～5.0mg/L, at 21～23℃ stable operation of the shortcut nitrification cannot be realized.Nitrosation rate fell to 70% after 42cycle.Butthe shortcut nitrificationcan be restored at 31～33℃. In this analysis and FISH test research, the activity of the NOB can be inhibited at 11～15℃ and 31～33℃ so that shortcut nitrification has a stable operation.

lowtemperature；stability；shortcut nitrification；SBR

X703.1

：A

：1000-6923(2014)03-0610-07

张功良(1988-),男,河北沧州人,北京工业大学硕士研究生,主要研究方向为水质科学与水环境恢复技术.

2013-06-28

新世纪优秀人才支持计划(NCET-10-0008);国家水体污染控制与治理科技重大专项(2012ZX07202-005)

* 责任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn