低溫低氨氮SBR短程硝化穩定性試驗研究

張功良,李 冬*,張肖靜,曾輝平,蘇東霞,周元正,張 杰,

(1.北京工業大學水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室,北京 100124；2.哈爾濱工業大學城市水資源與水環境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱150090)

低溫低氨氮SBR短程硝化穩定性試驗研究

張功良1,李 冬1*,張肖靜2,曾輝平1,蘇東霞1,周元正1,張 杰1,2

(1.北京工業大學水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室,北京 100124；2.哈爾濱工業大學城市水資源與水環境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱150090)

在11～15℃條件下,采用序批式反應器(SBR)研究(50±5)mg/L氨氮濃度下短程硝化的穩定性.結果表明,2種溶解氧濃度(初始 DO濃度分別為 0.9～1.5,4.5～5.0mg/L)下反應器均能達到良好的穩定性和去除效果,150個周期內亞硝化率一直維持在 95%以上,氨氧化率85%以上,平均SVI為35.22mL/g,2種DO水平下的平均氨氮污泥負荷分別為0.15,0.23kgN/(kgMLSS·d).當初始DO濃度為4.5～5.0mg/L時,21～23℃條件下無法實現短程硝化的穩定運行,經過42個周期亞硝化率降至70%,而31～33℃條件可以實現短程硝化的恢復并維持其穩定.經過不同溫度條件下的對比分析及FISH試驗研究,表明11～15℃與31～33℃均可抑制NOB的活性,從而有利于實現生活污水短程硝化的穩定運行.

低溫；穩定性；短程硝化；SBR

以短程硝化為基礎的自養脫氮工藝較傳統工藝具有諸多優點,但其目前多用于處理污泥消化液、高氨氮工業廢水等,且大部分需在 30～40℃高溫下進行[1-3].高溫(>30℃)條件可維持短程硝化的穩定已得到了中外學者的一致認可,而低溫低氨氮條件下短程硝化能否維持穩定尚存在爭議.HyungseokYoo等[4]認為實現短程硝化至少不低于15℃;傅金祥等[5]認為當溫度低于15℃時,短程硝化被破壞.而袁林江等[6]認為 12～14℃時NOB受到嚴重的抑制,出現亞硝酸鹽的積累.鄭雅楠等[7]、楊慶等[8-9]、王建華等[10]通過逐漸降低溫度實現了低溫下短程硝化的穩定運行.因此11～15℃條件下能否維持短程硝化的穩定運行需要進一步探索研究.

本試驗采用序批式反應器(SBR),試圖研究11～15℃條件對短程硝化穩定性的影響.

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

圖1 反應器裝置示意Fig.1 Schematic diagram of the experimental equipment

本實驗采用 SBR運行,反應器為圓柱形,高55cm,直徑45cm,總體積85L,有效容積為70L,有機玻璃制成.壁上垂直方向設置一排間距 10cm的取樣口.采用機械攪拌混勻,底部安裝曝氣圓盤直徑 20cm,采用鼓風曝氣,曝氣量由轉子流量計控制.反應器采用定時器控制,能完成自動進水、攪拌、曝氣、排水.裝置如圖1所示.

1.2 接種污泥與試驗水質

本試驗接種 70L某污水處理廠污泥濃度為5900mg/L的硝化污泥,其SV30為30%.進水水質為人工模擬廢水,投加(NH4)2SO4提供所需 NH4+-N濃度,投加 NaHCO3提供堿度,堿度與氨氮濃度質量比10∶1,pH值為7.0～8.2.進水NH4+-N濃度為(50±5)mg/L,NO2--N、NO3--N、COD濃度均小于1mg/L.每 1L模擬廢水中含有 0.136gKH2PO4, 0.426gNa2SO4,0.136gCaCl2,0.3gMgSO4?7H2O 以及 1mL微量元素營養液,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 試驗方案

SBR反應器通過時間控制器實現反應過程的自動控制,啟動階段每d運行1個周期,穩定運行階段每天運行2個周期.每周期進水10min,好氧曝氣1.5～18h,沉淀50min,排水5min,每個周期進水55L,排水55L,容積交換率78.5%.整個過程不排泥.試驗分為8個階段運行,具體運行情況詳見表1.

表1 反應器運行工況Table 1 Operational conditions of the reacter

1.4 分析方法

每個周期測定反應器內混合液的 SV30、MLSS、SVI、NH4+-N、NO2--N、NO3--N等參數,DO、T、pH值均采用 WTW在線測定儀測定;MLSS采用 MODEL711手提式測定儀測定.水樣分析中 NH4+-N測定采用納氏試劑光度法,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,其余水質指標的分析方法均采用國標方法.

本試驗中亞硝化率、氨氧化率按下式計算∶

1.5 分子熒光原位雜交技術(FISH)

按照R I Amann的操作方法進行FISH分析

[11].采用 NSO190(β-Proteobacteria AOB)和NIT3(Nitrobacteria)2 種探針對樣品進行雜交,并采用 OLYMPUSBX52熒光顯微鏡和 Image plus-pro6.0軟件對種群數量進行定量分析.

2 結果與討論

2.1 短程硝化的啟動與穩定運行

2.1.1 短程硝化的實現與效果分析 Abeling等

[12]認為,當游離氨(FA)濃度為 1.0～10mg/L時,亞硝酸鹽氧化細菌(NOB)的活性受到抑制,而氨氮氧化細菌(AOB)受抑制較弱,而較高的溶解氧(DO)濃度可以提高AOB在低溫不利條件下的活性,因此采用高FA(平均FA為10mg/L,進水氨氮濃度240±10mg/L)及高DO濃度(初始DO濃度4.5～5.5mg/L)作為此溫度條件下短程硝化的啟動策略.由圖2可知,僅僅歷經13個周期(1～13d),亞硝化率即達到了 95.40%,19個周期后氨氧化率超過了50%以上,標志著短程硝化啟動成功.

短程硝化啟動成功后,在進水氨氮濃度為(145±15)mg/L條件下運行了33個周期(20～52d),意在實現短程硝化效果的強化和氨氮濃度的過渡.其作用主要體現在∶通過延長曝氣時間的方式實現全部短程硝化,達到更好的短程硝化處理效果;使 AOB逐漸適應進水氨氮濃度的降低;強化對NOB的抑制作用,使NOB逐漸被淘洗出系統.由圖2知,此階段亞硝化率一直維持在95%以上,氨氧化率以及氨氮污泥負荷持續升高,分別達到90%以及0.08kgN/(kgMLSS·d).

試驗在 52個周期后將進水氨氮濃度降至(50±5)mg/L,降低曝氣時間至6h,調節曝氣量使反應初始DO濃度為0.9～1.5mg/L,以探討11～15℃條件下SBR短程硝化的穩定性和去除效果.由圖2知,經過88個周期(53～96d),氨氧化率在85%以上,平均值為93.99%,最高達99.42%,亞硝化率一直維持在95%以上,短程硝化無破壞跡象.氨氮污泥負荷穩中有升,此階段平均污泥負荷為0.15kgN/(kgMLSS·d),最高達到了 0.20kgN/ (kgMLSS·d),污泥的去除效果得到明顯的提高.

圖2 1、2、3、4階段亞硝化率、氨氧化率以及氨氮污泥去除負荷變化Fig.2 Variations ofnitrosation rate, ammonia oxidation rate and sludge load during 1,2,3,4stages

試驗在 140個周期后,提高曝氣量使反應初始DO濃度達到4.0～5.0mg/L,曝氣時間降至5h.經過 60個周期(97～126d)的運行,亞硝化率仍維持在95%以上,氨氧化率在85%以上,平均氨氧化率為 92.00%,最高達 99.79%,無破壞趨勢,11～ 15℃、低氨氮、高DO濃度等苛刻條件并沒有造成短程硝化的破壞.氨氮污泥負荷升高后基本維持平穩,平均污泥負荷達到0.23kgN/(kgMLSS·d),最高達到0.25kgN/(kgMLSS·d),由此可見,此溫度條件下,適當提高曝氣仍可提高短程硝化污泥的去除負荷,但使短程硝化系統既高效又穩定運行的準佳DO濃度還有待于進一步研究.3、4階段污泥的氨氮去除負荷持續增高主要原因是系統內菌群對該溫度環境的適應性,能夠適應環境的菌體有相對較好的活性從而有更快的倍增速度導致系統的去除負荷逐漸提高.

綜上,短程硝化系統可在 11～15℃條件下成功啟動并能夠維持穩定運行,維持短程硝化穩定的關鍵因素將在下文中具體分析闡述.

2.1.2 污泥性狀分析 污泥沉降性能的好壞影響著短程硝化系統的穩定性,污泥容積指數( SVI )是評價活性污泥沉降性能的重要參數之一.圖3為各階段亞硝化率、MLSS以及SVI變化情況.

圖3 各階段MLSS以及SVI變化Fig.3 Variations of nitrosation rate, MLSS and SVI during different stages

如圖3所示,初始污泥SVI為50.93mL/g,污泥濃度為 5.9g/L.隨著短程硝化的啟動,污泥濃度快速下降,當短程硝化啟動成功后,污泥濃度下降到3.03g/L,SVI略有下降,但是亞硝化率不斷提高.分析認為污泥濃度下降主要是異養菌以及NOB逐漸被淘洗出系統而引起的.當污泥轉入低氨氮運行后,污泥濃度下降放緩,最終穩定在 1.00g/L左右,SVI也趨于穩定,平均值為 35.22mL/g,說明短程硝化污泥在11～15℃下具有很好的沉降性能.

2.2 短程硝化穩定關鍵因素

如上文所述,11～15℃條件下可以實現短程硝化的啟動以及穩定運行,但維持其穩定的關鍵因素尚需具體分析.維持短程硝化穩定運行的關鍵因素主要包括游離氨(FA)、游離亞硝酸(FNA)、DO、溫度、pH等.

圖4 3、4階段典型周期DO以及3氮過程變化Fig.4 Variations of DO and nitrogen in a typical cycle of 3,4stage

圖4、5為兩種曝氣量下典型周期內DO、3氮、FA、FNA變化情況.由圖 4知,曝氣量為2L/min左右時,初始DO濃度為1.5mg/L,隨反應進行不斷升高,反應末期接近于8mg/L.曝氣量為4L/min時,初始DO濃度更是達到了5mg/L左右,反 應 末 期 為 8mg/L.傳 統 觀 點 認 為 低DO(DO<1mg/L)是維持短程硝化穩定的關鍵因素之一.王志盈等[13]認為DO為0.5～1.0mg/L時,系統中亞硝酸鹽氮出現大量積累.李冬等[14]認為DO平均濃度為0.72mg/L時,亞硝化率可以維持在93%左右.與過往研究相比,本試驗在高DO濃度下,亞硝化率一直維持在 95%以上,NOB未得到增殖,說明系統中存在其他非DO的抑制因素.

圖5是不同曝氣量下典型周期內FA與FNA的變化情況,可知,兩個階段典型周期過程中 FA一直低于1.00mg/L,曝氣量為4L/min時甚至低于0.60mg/L以下,隨著反應的進行,FA對NOB的抑制作用更是微乎其微.有研究[15-17]表明,游離亞硝酸(FNA)完全抑制NOB和AOB生長的濃度分別為0.02,0.4mg/L.反應進行200min后FNA高于0.02mg/L,可見,在反應的前200min,NOB不受FA和 FNA的抑制,反應結束后,最高 FNA分別為0.031,0.024mg/L,略高于 NOB的抑制濃度.根據FNA的計算公式,如果將溫度提高 10℃,兩個典型周期內 FNA最高值分別為 0.019,0.188mg/L,均低于NOB的抑制濃度.因此反應后期FNA略高于NOB抑制濃度是由該溫度條件間接造成的,也可以說明此溫度引起系統FNA的升高是其維持亞硝化的原因之一.

式中,FNA為游離亞硝酸濃度(mg/L);T為反應器中的水體溫度;為亞硝態氮濃度(mg/L).

圖5 3、4階段典型周期內FA以及FNA變化Fig.5 Variations of FA and FNA in a typical cycle of 3,4stages

既然 FA、DO均不是維持短程硝化穩定的關鍵因子,低氨氮穩定時期的另一個參數 pH值得探討.一般認為,NOB生長最佳 pH值為 7.2～ 7.6[18].本階段進出水pH值在6.8～7.6之間,但硝酸鹽氮并沒有得到大量增殖,所以 pH也不是短程硝化穩定運行的關鍵因素.

經以上分析認為,11～15℃應是維持短程硝化穩定的關鍵因素.較低的溫度條件(11～15℃)本身使NOB受抑制程度高于AOB,在AOB已成為優勢菌群的情況下 NOB很難大量增殖,這是該溫度能夠維持短程硝化穩定的最主要原因.關于不同溫度下的NOB活性比較以及NOB菌群數量比較將在下一節中做重點闡述.

2.3 不同溫度下短程硝化對比研究

2.3.1 短程硝化穩定性對比 為了進一步證明低氨氮SBR短程硝化穩定運行的關鍵因素為溫度環境(11～15)℃,試驗自第200個周期起將進水溫度提高至(22±1)℃,調節曝氣將初始 DO濃度控制在0.9～1.5mg/L.圖6為5、6、7、8階段亞硝化率、氨氧化率以及平均初始 DO濃度變化,此階段共運行42個周期(126～147d),亞硝化率維持在90%以上,氨氧化率維持85%以上,沒有明顯破壞趨勢,說明在此溫度下通過控制較低 DO濃度能夠實現短時間內短程硝化的穩定.自第 242個周期起,維持溫度不變,將初始DO濃度升高至4.0～5.0mg/L,與第4階段除溫度外其它條件均相同.由圖6可知,亞硝化率呈明顯下降趨勢,運行至第300個周期時,亞硝化率下降至70%,短程硝化系統遭到破壞,說明此溫度范圍(22±1)℃在無其它抑制因素的前提下,有利于 NOB的生長,導致系統內NOB不斷增殖使得短程硝化系統逐漸失去穩定.而階段4只有溫度條件與本階段不同,卻能抑制 NOB的增殖,維持短程硝化系統的穩定運行,因此可以說明11～15℃對NOB具有抑制作用,有利于實現短程硝化系統的穩定運行.

進一步升高溫度至(32±1)℃,將初始DO濃度控制在 0.9～1.5mg/L,以探討此溫度對短程硝化效果的影響.由圖6可知,經過33個周期的運行,亞硝化率重新達到了90%,試驗在第343個周期時將初始 DO濃度提高到 4.0～5.0mg/L,經過 60個周期的運行,亞硝化率一直穩定在90%以上,沒有破壞趨勢,這與學者公認的觀點一致,即(32±1)℃能夠抑制NOB的增殖,有利于短程硝化的維持,本試驗也表明(32±1)℃可作為短程硝化破壞后的恢復策略.

圖6 5、6、7、8階段亞硝化率、氨氧化率以及平均初始DO濃度Fig.6 Variations of nitrosation rate, ammonia oxidation rate and DO during 5, 6, 7, 8stages

2.3.2 硝酸鹽氮生成速率對比 硝酸鹽氮生成速率可以間接反應系統中 NOB的活性,比較高DO濃度下3個溫度階段硝酸鹽氮的生成速率可以間接比較出溫度對NOB的抑制情況.圖7反映了 4、6、8階段硝酸鹽氮生成速率變化情況.如圖 7所示,11～15℃階段硝酸鹽氮生成速率低于0.5mgNO3--N/(gMLSS·h),而(22±1)℃階段硝酸鹽氮生成速率逐漸升高,最高至 5.9mgNO3--N/ (gMLSS·h),(32±1)℃階段,硝酸鹽氮生成速率下降至 1.0mgNO3--N/(gMLSS?h)以下,說明(11～15)℃與(32±1)℃同樣具有抑制NOB的作用,這一結論在熒光原位雜交技術(FISH技術)結果中得到進一步證實.

圖7 4、6、8階段硝酸鹽氮生成速率變化Fig.7 Variations of the production rate of NO3--Nduring4, 6, 8stages

2.3.3 FISH結果對比 采用熒光原位雜交技術(FISH技術)對 4、6、8階段典型污泥硝化菌群中AOB和NOB的相對比例進行檢測.典型結果如圖 8所示.以可見光污泥總面積表征總微生物個數,用 AOB占可見光污泥總面積的比例表征AOB相對數量,NOB占可見光污泥樣品總面積的比例表征NOB相對數量,其中黃色表示AOB,藍色表示NOB.

結果表明,11～15℃階段AOB約占總菌群數的82.9%,NOB占2.9%;(22±1)℃階段AOB約占總菌群數的68.8%,NOB占16.7%;(32±1)℃階段AOB約占總菌群數的 78.5%,NOB占 4.9%.可見,(11～15)℃階段中AOB的相對數量大于(22± 1)℃、(32±1)℃階段,而NOB的相對數量小于(22 ±1)℃、(32±1)℃階段.

綜上所述,11～15℃對 NOB有抑制作用,是維持低氨氮高DO濃度下短程硝化穩定的關鍵因素.

3 結論

3.1 在(11～15)℃條件下,利用高FA(平均FA為10mg/L)以及高DO(初始DO濃度為4.5～5.5mg/L)濃度的啟動策略,僅 19個周期,亞硝化率達到95%以上,氨氧化率50%以上,實現快速啟動.在兩種 DO(0.9～1.5mg/L,4.5～5.0mg/L)濃度水平下系統均能實現短程硝化的穩定,亞硝化率維持在95%以上,氨氧化率維持在85%以上,平均SVI為35.22mL/g,沉降性能良好,平均氨氮污泥負荷分別為 0.15,0.23kgN/(kgMLSS·d),有良好的氨氮去除效果.

3.2 試驗中 11～15℃的溫度環境是短程硝化在高 DO濃度下維持穩定的關鍵因素.短程硝化在(22±1)℃高DO濃度下易失去穩定,而(32±1)℃有恢復其穩定的作用.

3.3 NOB的活性測定及 FISH 試驗均顯示,11～15℃同(32±1)℃具有相似的抑制NOB維持短程硝化穩定的作用.

[1] Hellinga C, Schellen A A J C, Mulder J W, et al. The Sharonprocess： An innovative method for nitrogen removal from ammonium-rich waste water [J]. Water Science and Technology, 1998,37(9)：135-142.

[2] 孫洪偉,楊 慶,董國日,等.游離氨抑制協同過程控制實現滲濾液短程硝化 [J]. 中國科學：化學, 2010,40(8)：1156-1162.

[3] 劉 棟,于德爽,彭永臻.中溫短程硝化反硝化的影響因素研究[J]. 中國給水排水, 2003,19(1)：40-42.

[4] Yoo Hyungseok, Ann Kyu-Hong, Lee Hyung-Jib, et al. Nitrogen removal fromsynthetic wastewater by simultaneousnitrification anddenitrification (SND) via nitrite inanintermittently-aerated reactor [J]. Water Research, 1999,33(1)：145-154.

[5] 傅金祥,王 穎,孫鐵珩,等.低溫條件下SBR系統中短程硝化研究 [J]. 水處理技術, 2008,(07)：29-32..

[6] 袁林江,彭黨聰,王志盈,等.短程硝化-反硝化生物脫氮 [J]. 中國給水排水, 2000,16(2)：29-31.

[7] 鄭雅楠,滝川哲夫,郭建華,等.SBR法常、低溫下生活污水短程硝化的實現及特性 [J]. 中國環境科學, 2009,29(09)：935-940.

[8] 楊 慶,彭永臻,王淑瑩,等.SBR法低溫短程硝化實現與穩定的中試研究 [J]. 化工學報, 2007,(11)：2901-2905.

[9] 楊 慶,彭永臻.中試規模的城市污水常、低溫短程硝化反硝化[J]. 中國給水排水, 2007,(15)：0001-0003.

[10] 王建華,陳永志,彭永臻.低碳氮比實際生活污水A2O-BAF工藝低溫脫氮除磷 [J]. 中國環境科學, 2010,30(9)：1195-1200.

[11] Amann R I, Krumholz L, Stahl D A. Fluorescent-oligonucleotide probing of whole cells for determinative, phylogeneticand environmental studies in microbiology [J].Journal of Bacteriology, 1990,172(02)：762-770.

[12] Abeling V, Alleman J E. Anaerobic-aerobic treatment of high-strength ammonium wastewater nitrogen removal via nitrite [J]. Wat. Sci. Tech, 1992,26(5/6)：1007-1015.

[13] 王志盈,劉超翔,彭黨聰,等.高氨濃度下生物流化床內亞硝化過程的選擇特性研究 [J]. 西安建筑科技大學學報, 2000,32(1)：1-7.

[14] 李 冬,陶曉曉,李 占,等.常溫SBR亞硝化快速啟動及優化試驗研究 [J]. 環境科學, 2011,31(6)：1653-1659.

[15] Vadivelu V M, Yuan Z, Fux C, et al . The inhibitory effects of free nitrous acid on the energy generation and growth processes of an enriched Nitrobacter culture [J]. Environ. Sci. Technol., 2006, 40(14)：4442-4448.

[16] Vadivelu V M, Yuan Z, Fux C, et al. Stoichiometric and kinetic characterisation of Nitrobacter in mixed culture by decoupling the growth and energy generat ion processes [J]. Biotechnol. Bioeng., 2006,94(6)：1176-1188.

[17] Vadivelu V M, Keller J, Yuan Z G. Effect of free ammonia and free nitrous acid concentrat ion on the anabolic and catabolic processes ofan enriched Nitrosomonasculture [J]. Biotechnol. Bioeng., 2006,95(5)：830-839.

[18] 蘇高強,彭永臻.短程硝化實現方法的研究進展 [J]. 工業用水與廢水, 2010,(03)：9-13.

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

張功良(1988-),男,河北滄州人,北京工業大學碩士研究生,主要研究方向為水質科學與水環境恢復技術.

2013-06-28

新世紀優秀人才支持計劃(NCET-10-0008);國家水體污染控制與治理科技重大專項(2012ZX07202-005)

* 責任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn