硝化細菌具有生長速率低、生物量小和對環(huán)境因子敏感等生理特征, 導致城鎮(zhèn)污水處理廠硝化系統(tǒng)比較脆弱, 受負荷沖擊后硝化系統(tǒng)很難穩(wěn)定運行甚至崩潰, 導致出水不達標.而硝化菌在短程硝化-厭氧氨氧化組合工藝對于脫氮能力起著決定性作用, 它所包含的AOB(氨氧化菌)在維持穩(wěn)定的短程硝化階段成為優(yōu)勢菌種, 從而保證短程硝化的穩(wěn)定和除碳脫氮的能力.在實際運行過程中, 由于設備的閑置, 儀器的調(diào)試等等原因, 導致污泥失去活性, 而使得系統(tǒng)解體, 因此對于短程硝化污泥擱置后, 活性能否迅速恢復至關(guān)重要, 而國內(nèi)外關(guān)于硝化菌活性恢復主要集中在硝化菌富集培養(yǎng)、固定化技術(shù)應用的研究, 這些方法可以使得硝化菌得到高密度的培養(yǎng), 能夠在短時間內(nèi)提供大量硝化細菌, 但純菌培養(yǎng)難以抵抗負荷的沖擊, 而不能應用于實際, 因此采用簡單快捷的方式恢復硝化菌的活性至關(guān)重要.王新華等將擱置2個月后好氧硝化顆粒污泥, 采用較高的曝氣量和較長的循環(huán)時間, 運行第65 d時, 硝酸菌活性得到完全恢復.而對于擱置較長時間的短程硝化污泥活性恢復的研究較鮮見, 本文在交替好氧/缺氧模式下, 采用不同曝氣量對擱置2個月的短程硝化污泥進行恢復, 實現(xiàn)氨氮高效去除和亞硝氮穩(wěn)定積累, 以期為短程硝化污泥活性恢復在實際工程應用中提供依據(jù).
1 材料與方法 1.1 試驗裝置
SBR反應器采用有機玻璃柱制成(圖 1), 直徑15 cm, 高40 cm, 有效容積5 L.其側(cè)壁設有取樣口, 采用攪拌器攪拌, 利用時間控制器實現(xiàn)間歇曝氣, 采用溫度控制器調(diào)節(jié)溫度.
1.2 接種污泥
接種污泥取自擱置2個月的短程硝化污泥, 濃度為3 000 mg ·L-1左右, 污泥MLVSS/MLSS(f值)為0.46.
1.3 試驗用水水質(zhì)及檢測方法
試驗用水取自蘭州交通大學家屬區(qū)實際生活污水, 其水質(zhì)指標見表 1.
取100 mL混合污泥置于量筒中, 靜置30 min, 測定SV30.從反應器中取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)國家標準方法測定COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N.
1.4 運行模式
溫度控制在25℃, 運行工況如表 2所示, 單周期交替好氧:缺氧=30 min :30 min模式, 最后一次交替好氧后不再進行缺氧反應, 之后沉淀30 min后排水, 排水比為75%.
1.5 計算方法
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)的計算參考孫洪偉等的公式進行.
1.5.1 AOB和NOB的活性計算
AOB活性的計算：
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), g ·(g ·d)-1; SAORm為整個試驗階段SAOR的平均值(以N/VSS計), g ·(g ·d)-1.
NOB活性的計算：
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), g ·(g ·d)-1; SNaPRm為整個試驗階段SNaPR的平均值(以N/VSS計), g ·(g ·d)-1.
1.5.2 同步硝化反硝化計算
根據(jù)張建華等提出的同步硝化反硝化(SND)率計算方法, 在此公式中忽略了反應過程微生物的同化作用和細胞死亡的影響, 計算公式如下：
式中, CSND率為同步硝化反硝化率, %; (NOx--N)進-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-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 曝氣量對氨氮去除及比氨氧化速率恢復變化特性
在城市污水生物脫氮過程中, 硝化反應是生物脫氮的關(guān)鍵步驟, 硝化菌對活性污泥的脫氮性能和穩(wěn)定性起著決定性的作用.由硝化菌占優(yōu)勢的活性污泥會比傳統(tǒng)異養(yǎng)菌占優(yōu)勢的好氧活性污泥有更好的穩(wěn)定性和同時去除氮的能力.圖 2為不同曝氣量下氨氮去除及比氨氧化速率恢復變化特性, 在進水氨氮濃度維持在50~80 mg ·L-1時, 出水氨氮濃度都呈現(xiàn)逐漸遞減的趨勢, 分別在12、18、21和21周期以后穩(wěn)定在5 mg ·L-1以下, 滿足《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》GB 18918-2002一級A排放標準, 而氨氮的去除率都高達95%左右; 郭秀麗等的研究發(fā)現(xiàn), 顆粒污泥儲存25 d經(jīng)過37個周期的活化, 氨氮去除效果才得到恢復; 儲存30 d的污泥經(jīng)過51個周期活化, 氨氮去除效果得到恢復; 儲存35 d的污泥經(jīng)過39個周期的活化運行, 氨氮去除率仍小于40%, 并且觀察到此時顆粒污泥的表面有絲狀菌, 無法實現(xiàn)活性的恢復, 而本試驗中對于擱置2個月的短程硝化污泥進行恢復, 恢復周期均小于45周期, 氨氮去除率高到95%以上.
4種曝氣量下, 比氨氧化速率都呈現(xiàn)先增加后逐漸趨于穩(wěn)定的狀態(tài), 最終平均值分別穩(wěn)定在0.31、0.27、0.20和0.15 g ·(g ·d)-1.賀亮利用中試規(guī)模的倒置A/O工藝, 在溫度為20℃、HRT為24 h、SRT為16 d時, 富集活性污泥的最大比氨氧化速率(以NH4+-N/VSS計)為26.87 mg ·(g ·h)-1; 王正富利用高氨氮濃度的污泥在O/A反應器(側(cè)流系統(tǒng))中, 控制SRT為10 d時, 富集培養(yǎng)硝化菌, 最大比氨氧化速率為26.08 mg ·(g ·h)-1, 與本試驗比氨氧化速率差異較大, 但與劉宏等實現(xiàn)短程硝化時的比氨氧化速率接近.分析原因可能是由于：①富集培養(yǎng)可以得到高活性硝化污泥, 而且密度較大, 從而產(chǎn)生的比氨氧化速率也較高, 而本研究所得到的硝化污泥有較高的硝化活性, 但是硝化菌沒有進行富集培養(yǎng), 使得所占的比重較小, 引起速率的變化相對較低. ②倒置A/O工藝和O/A反應器(側(cè)流系統(tǒng))都屬于連續(xù)曝氣, 而本試驗采用的是間歇曝氣, 從而產(chǎn)生差異.結(jié)果表明, 4種曝氣量恢復污泥活性都可以得到氨氮較高的去除, 曝氣量為120 L ·h-1時, 所用總曝氣時間為120 min, 而曝氣量為60 L ·h-1時, 所用總曝氣時間為210 min, 相對來說曝氣量越大, 所需的曝氣時間越少, 氨氮達到穩(wěn)定出水所需的運行周期較短, 而比氨氧化速率相對較高.
2.2 曝氣量對短程硝化、比亞硝態(tài)氮/硝態(tài)氮產(chǎn)生速率及SND恢復的影響
圖 3為短程硝化、比亞硝態(tài)氮/硝態(tài)氮產(chǎn)生速率恢復變化, 整個試驗過程中, 亞硝氮和硝氮進水濃度均較低(見表 1), 亞硝氮出水濃度隨著運行周期的增加均呈現(xiàn)增加的趨勢, 而后趨于穩(wěn)定, 由于接種污泥取自成功實現(xiàn)短程硝化擱置2個月的活性污泥, 使得在整個運行過程中, 硝氮濃度呈現(xiàn)先增加后逐漸減少的趨勢, 但出水硝氮濃度均維持在5 mg ·L-1以下, 第30、35、38和42周期時, 亞硝氮積累濃度分別達到20.83、22.81、21.50和20.73 mg ·L-1, 硝氮出水濃度分別為0.06、0.06、0.47和0.22 mg ·L-1, 亞硝積累率分別高達99.79%、99.81%、99.77%和99.72%, 表明短程硝化得到成功恢復; 高春娣等采用間歇曝氣比為30 min :30 min, 控制總間歇曝氣時間為240 min, 亞硝酸鹽氮積累率達到90.00%以上.劉洪濤采用間歇曝氣比為30 min :30 min, 總間歇曝氣時間控制在360 min, 亞硝酸鹽氮積累率91.20%, 短程硝化活性恢復比實現(xiàn)短程硝化的亞硝積累率高, 證明活性恢復試驗成功. 4種曝氣量條件下, 比亞硝態(tài)氮產(chǎn)生速率都呈現(xiàn)先增加后逐漸穩(wěn)定為0.11、0.10、0.07和0.05 g ·(g ·d)-1, 而比硝氮產(chǎn)生速率均先增大后逐漸趨于零, 4種曝氣量的長短導致產(chǎn)生速率略有差異.根據(jù)劉宏等實現(xiàn)短程硝化過程中, 亞硝氮積累濃度穩(wěn)定為20 mg ·L-1左右, 亞硝積累率達到95%, 比亞硝態(tài)氮產(chǎn)生速率穩(wěn)定在0.06~0.08 g ·(g ·d)-1, 與本試驗研究結(jié)果基本一致, 短程硝化污泥活性得到完全恢復.
在短程硝化恢復過程中, 進水總氮(以氨氮、亞硝氮和硝氮計)濃度維持在50~80 mg ·L-1, 出水總氮濃度均在20~30 mg ·L-1, 發(fā)生了明顯的氮損失.如圖 4所示, 4種曝氣量下SND率的變化, 這可能是由于發(fā)生同步硝化反硝化(SND)所導致, 同時污泥中的微生物生長繁殖也會同化一部分含氮污染物.
2.3 曝氣量對AOB和NOB活性恢復的影響
前期試驗成功實現(xiàn)短程硝化的污泥, AOB已成為優(yōu)勢菌種, 而NOB逐漸被淘汰.圖 5為擱置兩個月后的該污泥在不同曝氣量下對AOB和NOB活性恢復影響, 可以看出4種曝氣量下AOB活性初期呈現(xiàn)波動但活性較高, 最終均穩(wěn)定在100%左右, 這是由于間歇曝氣實現(xiàn)了DO在時間和空間上的變化, 能夠經(jīng)受住“飽食饑餓”特性, 從而保持穩(wěn)定的活性.曝氣量為120 L ·h-1時, 1~12周期, NOB活性逐漸增大, 增幅明顯高于AOB, 最高達到239.66%, 而后逐漸遞減, 25周期之后NOB活性才低于AOB活性, AOB完全占據(jù)優(yōu)勢.曝氣量為100 L ·h-1時, 15周期前, AOB和NOB活性基本持平, 由于間歇曝氣的作用, 后期NOB活性逐漸被抑制, 17周期之后AOB活性完全占據(jù)主動.曝氣量為80 L ·h-1和60L ·h-1時, NOB活性恢復基本都低于AOB, 運行前期, NOB活性增幅都較小, 5周期之后基本均呈現(xiàn)逐漸遞減的趨勢, 分別在第9和15周期之后AOB活性基本超過NOB活性, AOB成為優(yōu)勢菌種.間歇曝氣實現(xiàn)了DO在時間和空間上的變化, AOB能夠經(jīng)受住“飽食饑餓”特性, 從而保持穩(wěn)定的活性, 而NOB逐漸被淘汰.曾薇等采用SBR工藝處理低C/N實際生活污水, 接種全程硝化污泥, 通過控制曝氣量為40 L ·h-1, 歷經(jīng)60 d、180個周期的運行可以在全程硝化污泥系統(tǒng)中成功啟動短程硝化, 而曝氣量為100~200 L ·h-1時, NOB與AOB依然保持共生關(guān)系, NOB的活性也無法成功抑制, AOB相對于NOB不能形成明顯的競爭優(yōu)勢.有研究也表明, 間歇曝氣模式可以抑制NOB生長, 但是對AOB的生長沒有影響.本試驗表明, 通過間歇曝氣模式在不同曝氣量下都可以實現(xiàn)AOB活性的恢復.
2.4 不同曝氣量對污泥性能的影響
污泥活性和沉降性能的好壞影響著短程硝化的恢復及穩(wěn)定性, 其中污泥容積指數(shù)(SVI)和f值(MLVSS/MLSS)是影響反應穩(wěn)定運行的重要參數(shù).反應過程中控制MLSS為2 000~3 000 mg ·L-1, 曝氣量為120 L ·h-1時, SVI一直呈現(xiàn)下降的趨勢, 而其他3種曝氣量下均先增加后逐漸減少, 運行周期結(jié)束時, SVI值均穩(wěn)定在60~80 mL ·g-1(圖 6), 污泥具有良好的沉降性能. f值均呈現(xiàn)先增加后逐漸趨于穩(wěn)定的趨勢, 16周期之間基本都呈現(xiàn)線性增長的趨勢, 最后穩(wěn)定在0.82~0.83(圖 6).張為堂等通過二次啟動發(fā)現(xiàn), 反應器內(nèi)污泥的SVI值逐漸降低, 試驗末SVI值均穩(wěn)定在82 mL ·g-1左右, 具有了非常好的沉降性能, 與本研究結(jié)果一致.本研究結(jié)果表明, 不同曝氣量下都能夠?qū)崿F(xiàn)污泥的活性恢復, 污泥都具有較高的活性和良好的沉降性能.
(1) 在間歇曝氣模式下, 4種曝氣量下都能使擱置2個月的短程硝化污泥得到恢復, 氨氮得到較高的去除, 去除率維持在95%以上.亞硝積累率高達95%以上, 成功實現(xiàn)亞硝的穩(wěn)定積累.
(2) 間歇曝氣可以使得溶解氧經(jīng)歷周期性的好氧/缺氧交替, AOB具備的“飽食饑餓”特性, 為其成為優(yōu)勢菌群創(chuàng)造條件, 而NOB不具備該特點, 其活性受到抑制.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.yiban123.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
(3) 從恢復時間角度考慮, 采用曝氣量為120 L ·h-1, 污泥活性恢復較快, 且具有良好的沉降性能.
