硝化細菌具有生長速率低、生物量小和對環境因子敏感等生理特征, 導致城鎮污水處理廠硝化系統比較脆弱, 受負荷沖擊后硝化系統很難穩定運行甚至崩潰, 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)在維持穩定的短程硝化階段成為優勢菌種, 從而保證短程硝化的穩定和除碳脫氮的能力.在實際運行過程中, 由于設備的閑置, 儀器的調試等等原因, 導致污泥失去活性, 而使得系統解體, 因此對于短程硝化污泥擱置后, 活性能否迅速恢復至關重要, 而國內外關于硝化菌活性恢復主要集中在硝化菌富集培養、固定化技術應用的研究, 這些方法可以使得硝化菌得到高密度的培養, 能夠在短時間內提供大量硝化細菌, 但純菌培養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, 實現氨氮高效去除和亞硝氮穩定積累, 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.
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.其側壁設有取樣口, 采用攪拌器攪拌, 利用時間控制器實現間歇曝氣, 采用溫度控制器調節溫度.
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 試驗用水水質及檢測方法
試驗用水取自蘭州交通大學家屬區實際生活污水, 其水質指標見表 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℃的烘箱內烘至恒重, 冷卻后測量MLSS.然后在600℃的馬弗爐內烘至恒重, 冷卻后測量MLVSS.水樣經濾紙過濾后根據國家標準方法測定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)、比亞硝酸鹽氮產生速率(SNiPR)和比硝酸鹽氮產生速率(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-出表示系統曝氣前后NOx--N(NO2--N+NO3--N)的增加量, mg ·L-1; (NH4+-N)進-出為系統曝氣前后NH4+-N的減少量, mg ·L-1.
2 結果與討論 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鍵步驟, 硝化菌對活性污泥的脫氮性能和穩定性起著決定性的作用.由硝化菌占優勢的活性污泥會比傳統異養菌占優勢的好氧活性污泥有更好的穩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逐漸遞減的趨勢, 分別在12、18、21和21周期以后穩定在5 mg ·L-1以下, 滿足《城鎮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; 郭秀麗等的研究發現, 顆粒污泥儲存25 d經過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先增加后逐漸趨于穩定的狀態, 最終平均值分別穩定在0.31、0.27、0.20和0.15 g ·(g ·d)-1.賀亮利用中試規模的倒置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(側流系統)中, 控制SRT為10 d時, 富集培養硝化菌, 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富集培養可以得到高活性硝化污泥, 而且密度較大, 從而產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, 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(側流系統)都屬于連續曝氣, 而本試驗采用的是間歇曝氣, 從而產生差異.結果表明, 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、比亞硝態氮/硝態氮產生速率及SND恢復的影響
圖 3為短程硝化、比亞硝態氮/硝態氮產生速率恢復變化, 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增加的趨勢, 而后趨于穩定, 由于接種污泥取自成功實現短程硝化擱置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, 比亞硝態氮產生速率都呈現先增加后逐漸穩定為0.11、0.10、0.07和0.05 g ·(g ·d)-1, 而比硝氮產生速率均先增大后逐漸趨于零, 4種曝氣量的長短導致產生速率略有差異.根據劉宏等實現短程硝化過程中, 亞硝氮積累濃度穩定為20 mg ·L-1左右, 亞硝積累率達到95%, 比亞硝態氮產生速率穩定在0.06~0.08 g ·(g ·d)-1, 與本試驗研究結果基本一致, 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
前期試驗成功實現短程硝化的污泥, AOB已成為優勢菌種, 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活性初期呈現波動但活性較高, 最終均穩定在100%左右, 這是由于間歇曝氣實現了DO在時間和空間上的變化, 能夠經受住“飽食饑餓”特性, 從而保持穩定的活性.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完全占據優勢.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成為優勢菌種.間歇曝氣實現了DO在時間和空間上的變化, AOB能夠經受住“飽食饑餓”特性, 從而保持穩定的活性, 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60 d、180個周期的運行可以在全程硝化污泥系統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定性, 其中污泥容積指數(SVI)和f值(MLVSS/MLSS)是影響反應穩定運行的重要參數.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, 運行周期結束時, SVI值均穩定在60~80 mL ·g-1(圖 6), 污泥具有良好的沉降性能. f值均呈現先增加后逐漸趨于穩定的趨勢, 16周期之間基本都呈現線性增長的趨勢, 最后穩定在0.82~0.83(圖 6).張為堂等通過二次啟動發現, 反應器內污泥的SVI值逐漸降低, 試驗末SVI值均穩定在82 mL ·g-1左右, 具有了非常好的沉降性能, 與本研究結果一致.本研究結果表明, 不同曝氣量下都能夠實現污泥的活性恢復, 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, 成功實現亞硝的穩定積累.
(2) 間歇曝氣可以使得溶解氧經歷周期性的好氧/缺氧交替, AOB具備的“飽食饑餓”特性, 為其成為優勢菌群創造條件, 而NOB不具備該特點, 其活性受到抑制.具體聯系污水寶或參見http://www.bnynw.com更多相關技術文檔。
(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.
