目前城市生活污水脫氮除磷主要依靠生物法, 而生物法所面臨的兩個主要問題：一為原水碳源不足, 無法滿足脫氮除磷的需求; 二是剩余污泥產量大, 大量的剩余污泥需要得到妥善的處理處置.污泥發(fā)酵是污泥減量化和穩(wěn)定化的有效技術之一, 通過控制污泥齡使得污泥發(fā)酵維持在水解酸化階段可以積累短鏈脂肪酸(SCFAs), SCFAs為生物脫氮除磷的優(yōu)勢碳源, 而之前的研究證明了堿性污泥發(fā)酵可以強化SCFAs的生成量.

　　傳統(tǒng)的生物脫氮過程中生活污水中的NH4+-N由AOB轉化為NO2--N, 再由NOB轉化為NO3--N, 之后由反硝化菌以NO2--N或者NO3--N為電子受體, 利用碳源轉化為N2完成生物脫氮過程.通常所說的短程硝化是將硝化過程控制在亞硝化階段, 能夠節(jié)省約40%的碳源和25%的氧氣消耗并提高反硝化效率, 也可以為自養(yǎng)生物脫氮方式厭氧氨氧化提供底物.短程硝化的實現(xiàn)關鍵是如何在硝化過程中抑制系統(tǒng)中NOB的活性, 目前已有的控制條件有溫度、pH、溶解氧、游離氨(FA)、游離亞硝酸(FNA)、低污泥齡和過程控制等.

　　本實驗室之前的研究, 將污泥發(fā)酵混合物作為碳源, 不需要采用離心的方式獲取發(fā)酵液, 也不需要去除發(fā)酵液中的氮和磷, 且能夠滿足系統(tǒng)內脫氮除磷的需要.已有的研究在使用堿性污泥發(fā)酵產物(污泥發(fā)酵液和污泥發(fā)酵混合物)作為碳源時, 反應器內都出現(xiàn)了亞硝積累的現(xiàn)象.本文建立投加污泥發(fā)酵混合物作為碳源的BNR系統(tǒng), 在運行過程中系統(tǒng)內逐步出現(xiàn)亞硝積累現(xiàn)象并在23 d后維持穩(wěn)定, 為進一步探究剩余污泥堿性發(fā)酵產物對硝化細菌的影響, 采用批次實驗, 將剩余污泥堿性發(fā)酵物分離為發(fā)酵混合物、發(fā)酵液和發(fā)酵底泥, 分別研究其對AOB和NOB的影響, 探究系統(tǒng)內短程硝化出現(xiàn)的原因.

　　1 材料與方法

　　1.1 投加污泥發(fā)酵混合物作為碳源的BNR系統(tǒng)

　　投加污泥發(fā)酵混合物作為碳源的BNR系統(tǒng)(F-SBR)如圖 1所示, 剩余污泥堿性發(fā)酵罐和F-SBR為兩個有效體積為10 L的SBR.剩余污泥堿性發(fā)酵罐為半連續(xù)式反應器, 體積為10 L, 污泥停留時間SRT為6~8 d, pH控制在10±0.2, 溫度為30℃, 通過控制污泥發(fā)酵在水解酸化階段積累SCFAs, 根據SRT每周期排放剩余污泥發(fā)酵混合物至儲泥罐并加入等體積新鮮的剩余污泥.F-SBR利用污泥發(fā)酵混合物作為碳源, 每周期12 h, 采用厭氧-好氧-缺氧的運行方式, 缺氧段投加污泥發(fā)酵混合物作為碳源進行反硝化, 排水比為50%.反應器內裝有pH探頭和DO探頭, 好氧段維持溶解氧在1.5~2mg·L-1, 反應器MLSS維持在(4 930±124) mg·L-1.

圖 1 投加污泥發(fā)酵物作為碳源的BNR系統(tǒng)示意

　　1.2 實驗用水及污泥來源

　　發(fā)酵所用的剩余污泥為北京高碑店污水處理廠的回流污泥, 發(fā)酵前進行濃縮, MLSS為(10 512±1 219)mg·L-1, MLVSS為(5 604±5 000)mg·L-1.實驗所使用的種泥取自高碑店污水處理廠硝化活性良好的活性污泥, 具有良好的全程硝化效果, 污泥濃度為(4 930±396)mg·L-1, MLVSS為(3 300±124)mg·L-1.實驗用水為實際生活污水, 來自北京工業(yè)大學家屬區(qū)化糞池, 實驗所使用的污泥發(fā)酵混合物取自運行穩(wěn)定的堿性剩余污泥發(fā)酵罐, 具體參數(shù)如表 1所示.

表 1 生活污水與污泥發(fā)酵物基本特性

　　1.3 批次實驗方法

　　批次實驗所采用的裝置為有效體積為1.5 L的錐形瓶, 瓶內裝有連接流量計的曝氣頭, 使用氣泵向錐形瓶內提供充足的曝氣量, 保證整個實驗過程中處于氧飽和狀態(tài)(DO>7mg·L-1).批次實驗的種泥均采用來自高碑店污水處理廠的硝化效果良好的全程硝化污泥, 用蒸餾水離心(4 000 r·min-1, 5 min), 清洗3遍, 溫度維持在25℃.對剩余污泥堿性發(fā)酵物進行初步的分離, 使用低速離心機對污泥發(fā)酵混合物在4 000 r·min-1的轉速下進行分離, 得到發(fā)酵液與發(fā)酵底泥, 取出發(fā)酵液的發(fā)酵底泥離心洗泥3次, 用蒸餾水稀釋至原本體積, 并渦旋混合均勻得到與污泥發(fā)酵混合物等污泥濃度的發(fā)酵底泥.實驗共設置4組反應器, 1組為空白對照組, 2組加入體積比為3%的污泥發(fā)酵混合物, 3組加入體積比為3%的污泥發(fā)酵液, 4組加入體積比為3%的稀釋后的發(fā)酵底泥.首先模擬反應器內運行進行厭氧攪拌3 h, 加入配置的NH4Cl溶液(30mg·L-1)和NaNO2溶液(20mg·L-1), 用Na2CO3溶液調節(jié)堿度, 在飽和溶解氧(DO>7mg·L-1)下分別對AOB和NOB進行活性的檢測.

　　1.4 分析方法

　　NH4+-N, NO2--N和NO3--N均采用國家規(guī)定的標準方法測定; pH值、DO和溫度采用Multi340i-WTW測定; MLSS、MLVSS采用重量法測定; SCFAS采用Agilent 6890N氣相色譜儀測定, 采用Agilent DB-WAXetr (30 m×0.53 mm×0.001 mm)色譜柱, 氮氣做載氣, 流速為20 mL·min-1, 檢測器為氫火焰檢測器(FID); 活性污泥系統(tǒng)中的AOB、NOB(nitrospira和nitrobactor)采用qPCR技術(SYBR Green法)進行檢測, 采用土壤DNA快速試劑盒(MP Biomedaicals, OH, USA)對泥樣中的DNA進行提取, 使用MX3000P實時定量PCR儀(Stratagene, La Jolla, CA)進行測量, 利用不同特異性引物和擴增程序進行PCR測試, 具體各菌所用的特異性引物和退火溫度如表 2所示.

表 2 qPCR中所采用的的引物和退火溫度

　　1.5 計算方法

　　(1) 氨氮氧化率(AOR)的計算方法

　　式中, [NH4+-N]始為硝化開始時反應器內的NH4+-N濃度(mg·L-1); [NH4+-N]末為硝化結束時反應器內的NH4+-N濃度(mg·L-1).

　　(2) 硝態(tài)氮積累率(NAR)的計算方法

　　式中, [NO3--N]末為硝化結束后反應器內的NO3--N濃度(mg·L-1); [NH4+-N]始為硝化開始時反應器內的NH4+-N濃度(mg·L-1); [NO2--N]始為硝化開始時反應器內的NO2--N濃度(mg·L-1).

　　(3) 比氨氧化速率(SAOR)的計算方法

　　式中, [NH4+-N]始為硝化開始時反應器內的NH4+-N濃度(mg·L-1); [NH4+-N]末為硝化結束時反應器內的NH4+-N濃度(mg·L-1); MLVSS為反應器內的污泥質量濃度(mg·L-1); tN為硝化反應時間(min).

　　(4) 比硝態(tài)氮積累速率(SNaPR)的計算方法

　　式中, [NO3--N]末為硝化結束后反應器內的NO3--N濃度(mg·L-1); [NO3--N]始為硝化開始時反應器內的NO3--N濃度(mg·L-1); MLVSS為反應器內的污泥質量濃度(mg·L-1); tN為硝化反應時間(min).

　　(5) FA計算方法

　　2 結果與討論

　　2.1 投加污泥發(fā)酵混合物作為碳源的BNR系統(tǒng)硝化過程中的短程硝化現(xiàn)象

　　為解決城市生活污水處理廠普遍存在的碳源不足而外加碳源和剩余污泥處理處置的問題, 本課題組建立了污泥厭氧發(fā)酵物強化低碳氮比生活污水脫氮除磷的BNR系統(tǒng), 堿性污泥發(fā)酵產物不經過離心分離過程直接作為碳源進行反硝化.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.bnynw.com更多相關技術文檔。

　　圖 2所示為硝化過程中添加剩余污泥堿性發(fā)酵混合物作為碳源的SBR反應器(F-SBR)在長期運行過程中好氧末氮轉化途徑, 系統(tǒng)在投加污泥發(fā)酵混合物作為碳源后, 硝化性能下降, 好氧末有NH4+-N剩余.在15 d后系統(tǒng)開始逐漸適應污泥發(fā)酵混合物的投加, 硝化活性開始逐漸恢復, 并且反應器內開始出現(xiàn)亞硝積累現(xiàn)象并維持穩(wěn)定, 穩(wěn)定后反應器內好氧末的平均亞硝積累率維持在87.4%.圖 3為反應器初始階段(Day1)、恢復階段(Day15)與短程硝化穩(wěn)定維持階段(Day43)的AOB和NOB活性進行對比, 可以發(fā)現(xiàn)AOB的活性已經得到了一定的恢復, NOB的活性則受到了明顯的抑制, 硝化過程中硝態(tài)氮積累率(NAR)由初始的73.03%降低至8.89%, 比硝態(tài)氮積累速率(SNaPR)由初始的0.179 1 g·(g·d)-1下降至0.007 8 g·(g·d)-1.圖 4為反應器內長期AOB和NOB種群豐度情況(以干污泥計), 反應器內投加污泥發(fā)酵物后AOB和NOB的豐度均呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢, 反應器在適應污泥發(fā)酵物的投加后, AOB由6.08×107 copies·g-1增長至9.15×108 copies·g-1, 種群豐度上升; Nitrospria由1×109copies·g-1下降至4.79×108 copies·g-1, Nitrobacter由1.3×109 copies·g-1下降至3.94×108copies·g-1, NOB的基因拷貝數(shù)均下降一個數(shù)量級, 種群豐度下降.這也與反應器內的反應情況吻合, 系統(tǒng)在適應污泥發(fā)酵物的投加后AOB活性恢復且快速富集, 而NOB的活性則長期受到抑制, 種群豐度明顯下降.

圖 2 F-SBR中的亞硝積累情況

  圖 3 F-SBR中Day1、Day15及Day43的AOB和NOB活性對比

 圖 4 F-SBR中AOB和NOB種群豐度

　　在之前的研究中, Yuan等利用污泥厭氧發(fā)酵物強化低碳氮比生活污水脫氮除磷, 運行過程中在好氧段出現(xiàn)了40%的亞硝積累現(xiàn)象; Liu等投加污泥發(fā)酵混合物為碳源在以A-O-A運行的SBR反應器中達到90%以上的亞硝積累率并維持穩(wěn)定.在利用剩余污泥堿性發(fā)酵產物作為碳源的長期實驗過程中均產生了亞硝態(tài)氮積累的現(xiàn)象, 因此有必要探究不同類型的污泥發(fā)酵產物的投加對AOB和NOB活性的具體影響.

　　2.2 不同污泥發(fā)酵產物對硝化細菌硝化活性的影響

　　通過對剩余污泥發(fā)酵產物進行分離, 探究了不同類型產物對活性污泥硝化細菌硝化活性的影響. 4組批次實驗在硝化過程中NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度隨時間的變化情況如圖 5所示.可以看出, 投加污泥發(fā)酵混合物和污泥發(fā)酵液后, 由于發(fā)酵物和發(fā)酵液中的氨氮沒有進行預處理去除, 1組和2組在投加發(fā)酵產物后氨氮的濃度和pH值均有所上升.由于硝化反應需要堿度, 硝化細菌適宜生長在pH 7.2~8.0的弱堿性環(huán)境當中, AOB和NOB對堿度環(huán)境的要求不同, 其最適范圍分別為7.9~8.2和7.2~7.6, 在pH值升高到8.0以上時會出現(xiàn)亞硝酸鹽積累現(xiàn)象, 同時pH值會對系統(tǒng)內的FA和FNA的濃度產生顯著影響.本研究中1~4實驗組的pH值分別為7.33、7.60、7.59和7.35, pH值范圍相差不大.有報道指出FA能對系統(tǒng)內的AOB和NOB造成選擇性抑制, 實現(xiàn)短程硝化, 但經過計算, 1組和2組內的FA濃度僅為0.02 mg·L-1, 并沒有達到FA抑制的濃度.硝化活性良好的活性污泥在硝化結束后并未直接產生亞硝態(tài)氮積累現(xiàn)象, 但1組(空白)與4組(投加發(fā)酵底泥)的氨氮降解率要高于2組(投加污泥發(fā)酵混合物)和3組(投加污泥發(fā)酵液), 而1組(空白)的硝氮生成量要高于剩余3組投加污泥發(fā)酵產物的實驗組.

圖 5 投加不同污泥發(fā)酵產物下污泥NH4+-N、NO2--N和NO3--N的變化

　　進一步考察不同污泥發(fā)酵產物對活性污泥系統(tǒng)硝化性能的影響, 分別考察系統(tǒng)內的氨氮氧化率、硝態(tài)氮積累率、比氨氧化速率、比硝態(tài)氮生成速率的變化情況(圖 6). 1組在未投加污泥發(fā)酵產物的情況下, 原始的AOR和SAOR(以N/VSS計)分別為97.29%和0.135 7 g·(g·d)-1, NAR和SNaPR分別為73.03%和0.179 3 g·(g·d)-1, AOB和NOB活性良好. 2~4實驗組污泥的AOR分別為67.34%、77.14%和97.26%, SAOR分別為0.123 6、0.151 0和0.131 0 g·(g·d)-1, 可以看出2組(投加發(fā)酵混合物)AOB的活性有所下降; 3組(投加發(fā)酵液)AOB的活性反而有所上升; 4組(投加發(fā)酵底泥)AOB的活性相較于原始污泥則沒有太大變化.污泥的NAR分別為49.47%、49.43%和71.34%, SNaPR分別為0.151 0、0.161 7和0.186 4 g·(g·d)-1, 可以看出2組(投加發(fā)酵混合物)和3組(投加發(fā)酵液)的實驗組中, 硝態(tài)氮積累率和比硝態(tài)氮積累速率都有了明顯的下降, NOB的活性受到了抑制, 而4組(投加發(fā)酵底泥)比硝態(tài)氮積累速率反而有所上升, 證明NOB的活性相比于其他實驗組有所提高.

圖 6 投加不同污泥發(fā)酵產物下污泥反應速率的變化

　　硝化效果良好的全程污泥在投加不同剩余污泥堿性發(fā)酵產物后, 投加污泥發(fā)酵混合物的實驗組中AOB和NOB的活性均有所下降, 投加污泥發(fā)酵液的實驗組中AOB的活性提高而NOB的活性下降, 投加污泥發(fā)酵底泥的實驗組AOB活性略有下降, NOB的活性反而有所提高.

　　2.3 投加污泥發(fā)酵混合物作為碳源的BNR系統(tǒng)的短程硝化現(xiàn)象分析

　　Ji等的研究指出, 其預處理去除氮和磷的污泥發(fā)酵液中乙酸、丙酸、蛋白質和碳水化合物是主要的有機成分, 發(fā)酵液中同時含有Zn2+、Cu2+和Mn7+等金屬離子并分別進行了測定, 發(fā)現(xiàn)其對硝化細菌都幾乎無影響, 不是實驗中產生亞硝態(tài)氮積累的主要原因, 而其在批次實驗中發(fā)現(xiàn)投加腐殖酸能夠得到更高的亞硝積累率, 所以提出腐殖酸是實驗中短程硝化的主要原因.但劉瑾瑾等進行了用腐殖酸對活性污泥進行短期預處理, 實驗發(fā)現(xiàn)腐殖酸預處理在短程期內對AOB的活性基本沒有影響, 在NOB活性較高時不會影響NOB的活性.

　　Yuan等的研究指出, 污泥發(fā)酵混合物的投加促進了厭氧釋磷的過程, 導致在好氧段聚磷菌過量利用溶解氧進行吸磷與NOB競爭溶解氧, 使得NOB一直處于抑制狀態(tài).但在本實驗中, 污泥發(fā)酵混合物作為碳源僅在好氧段結束后投加, 并未促進厭氧釋磷的過程, 因此這并不是反應器內產生短程硝化現(xiàn)象的原因.

　　在本實驗中, 并未對氮和磷進行預處理去除也未對發(fā)酵混合物進行離心分離, pH值范圍始終維持在7.32~7.6, 亦不是導致系統(tǒng)內AOB和NOB活性差異的主要因素, 通過計算得出FA的濃度遠沒有達到NOB的抑制濃度.發(fā)酵底泥中所含有的主要菌種為水解酸化菌, 投加至反應器內會引起反應器中出現(xiàn)污泥發(fā)酵現(xiàn)象, 3組的實驗結果證明, 發(fā)酵底泥的投加并未抑制NOB的活性, 反而其活性還有所升高.污泥發(fā)酵混合物和污泥發(fā)酵液的投加則確實抑制了NOB的活性, 區(qū)別是污泥發(fā)酵混合物的初期投加會對AOB也造成抑制, 而發(fā)酵液由于去除了污泥發(fā)酵混合物中的底泥, AOB的活性反而有所上升而抑制了NOB的活性.因此在本實驗投加污泥發(fā)酵混合物作為碳源的BNR系統(tǒng)中污泥發(fā)酵混合物的初期投加使得系統(tǒng)的硝化活性惡化, 而系統(tǒng)逐漸馴化適應后AOB能夠更快地恢復并得到富集, 而NOB在系統(tǒng)內一直受到抑制, 因此系統(tǒng)中能夠實現(xiàn)穩(wěn)定的短程硝化.

　　3 結論

　　(1) 用污泥發(fā)酵混合物和發(fā)酵液作為碳源在其硝化過程中, SNaPR由初始的0.179 1 g·(g·d)-1下降至0.007 8 g·(g·d)-1, 系統(tǒng)內NOB的活性受到抑制, 能夠實現(xiàn)短程硝化過程(NAR=87.4%), 有利于加速硝化速率及節(jié)省該類型碳源的投加.

　　(2) 以剩余污泥堿性發(fā)酵物為碳源的BNR系統(tǒng)在投加污泥發(fā)酵混合物初期會導致硝化活性惡化, 在系統(tǒng)逐步適應后(16 d) AOB活性恢復而NOB的活性受到抑制從而實現(xiàn)系統(tǒng)內穩(wěn)定的短程硝化效果.

　　(3) 投加污泥發(fā)酵混合物和發(fā)酵液后在硝化過程中NOB活性下降, SNaPR由初始的0.179 3 g·(g·d)-1分別下降至0.151 0 g·(g·d)-1和0.161 7 g·(g·d)-1, 而投加污泥發(fā)酵混合物同時會降低AOB的活性, SAOR由初始的0.135 7 g·(g·d)-1下降至0.123 6 g·(g·d)-1, 發(fā)酵液則對AOB活性沒有顯著影響.

　　(4) 投加發(fā)酵底泥后在硝化過程中對AOB活性沒有顯著影響, 但系統(tǒng)內的SNaPR由初始的0.179 3 g·(g·d)-1上升至0.186 4 g·(g·d)-1, NOB的活性反而有所提高.

　　(5) 系統(tǒng)內短程硝化產生的原因主要為剩余污泥堿性發(fā)酵過程中產生物質對AOB和NOB造成的選擇性抑制.(來源：北京工業(yè)大學城鎮(zhèn)污水深度處理與資源化利用技術國家工程實驗室 作者：邱圣杰)