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短程硝化耦合厭氧氨氧化系統脫氮性能研究

發布時間:2020-5-16 8:52:17  中國污水處理工程網

  氮類污染物超標是導致水體富營養化的主要根源之一, 水體污染使原本并不豐富的水資源日漸短缺, 水資源問題已經嚴重影響人類的日常生活、甚至威脅部分地區人類的生存.因此, 如何高效穩定地去除污水中氮類污染物就顯得尤為重要.污水處理工藝中傳統的脫氮方式是通過硝化反硝化作用將污水中的氨氮轉化為氮氣來實現脫氮的目的, 但這種方式的脫氮效率存在一定的局限性, 在進水碳源不足的情況下愈發明顯.隨著國家對水環境治理力度的加強, 城鎮污水排放標準日益嚴格, 難以滿足污水排放標準的污水處理廠提標改造勢在必行.與此同時, 我國多數地區的城鎮污水處理廠還普遍面臨著進水碳源不足的問題[4], 從而進一步抑制其脫氮效率.基于以上的雙重阻力, 尋找一種新型有效的脫氮途徑或調控策略已成為當務之急.

  短程硝化反硝化和厭氧氨氧化作為新興的兩種理論工藝, 不僅能節省曝氣量、降低能耗, 且能在一定程度上降低碳源需求, 因此成為近些年的研究熱點.比如, Cui等通過向原水中投加5.30mg·L-1的亞硝酸鹽, 在16.6℃下, 30 d內成功誘導短程硝化, 且與傳統的脫氮方式相比節省了40%的碳源;錢允致等在30℃、溶解氧(DO)2.0~2.5 mg·L-1條件下, 18 d內成功啟動短程硝化, 并同樣節省了大量的碳源需求.黃利等在SBR反應器中, 通過調控溫度、pH和水力停留時間(SRT)成功啟動厭氧氨氧化, 在提高脫氮效率的同時大大降低了曝氣量和碳源需求;Tang等在UASB反應器中通過縮短SRT, 成功啟動了厭氧氨氧化, 實現高效脫氮.以上研究表明短程硝化反硝化和厭氧氨氧化兩種脫氮途徑均可通過一定調控策略實現, 并且可在提高脫氮效率的同時減少碳源需求, 然而目前大多數研究都集中在間歇式反應器中, 而關于國內最為主流的A2/O工藝的相關研究卻鮮見報道.

  針對污水處理的主流A2/O工藝, 課題組在短程硝化方面已做了相關研究, 比如吳春雷等通過調控分區比例和DO濃度構建的短程硝化系統, 當該系統好氧區DO濃度為0.5~0.8mg·L-1, V缺:V好為1:1時, 系統中AOB得到富集、NOB被淘洗, 好氧區末端的NO2--N濃度為4.8mg·L-1, NAR可達62%以上, 出水TN可降至9.0 mg·L-1, 能實現深度脫氮的目標.基于上述研究基礎, 本文擬通過調控A2/O系統的曝氣分區比例、DO濃度和SRT進一步構建短程硝化耦合厭氧氨氧化系統, 并對系統的脫氮性能、脫氮途徑以及微生物種群結構進行長期監測和研究, 以期為A2/O城鎮污水處理廠的提標改造和運行調控提供新思路.

  1 材料與方法 1.1 試驗裝置及運行方式

  反應器的平面示意圖如圖 1所示.A2/O反應器由厚約8 mm的無色有機玻璃制成, 反應區的整體尺寸為長0.8 m, 寬0.25 m, 高0.65 m, 有效容積為91.8 L;反應區內部設置了7塊隔板, 將反應區均勻分割為8個首尾相連的隔室;通過對隔板上下開孔的方式, 保證了裝置內部的污水流態;通過設置獨立的曝氣調節系統, 可隨時改變系統的曝氣分區比例, 能滿足不同分區研究的需求;反應器進水量、混合液回流比和污泥回流比等均由蠕動泵控制, DO濃度由氣體轉子流量計控制;厭、缺氧區域均設置了攪拌系統以保證活性污泥的完全混合狀態.

1.進水閥; 2.進水箱; 3.攪拌器; 4.曝氣孔; 5.蠕動泵; 6.二沉池; 7.曝氣泵

圖 1 反應器平面示意

整個試驗過程中, 進水流量為6 L·h-1, 實驗室溫度在22℃左右, 內回流比為2, 外回流比為1, 每個試驗階段的具體工況參數如表 1所示.

表 1 反應器工況控制參數

  1.2 試驗用水及接種污泥

  反應器的進水為模擬污水, 其配方:CH3COONa為0.32 g·L-1、NH4Cl為0.191 g·L-1、K2HPO4為0.026 g·L-1、CaCl2為0.027 g·L-1、MgSO4·H2O為0.225 g·L-1, 微量元素為混合溶液[15], 濃度為1 mL·L-1, 進水水質情況如表 2所示.反應器的活性污泥取自西安市某污水處理廠好氧池的活性污泥, 污泥維持了較高的活性, 經過連續20 d的培養, 活性污泥絮體性狀良好, 系統進入穩定運行階段.

表 2 進水水質情況/mg·L-1

  1.3 試驗指標及測定方法 1.3.1 常規指標測定

  檢測COD、TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N等常規指標, 采用國標方法檢測;溫度和DO采用便攜式哈希WWT測定儀現場測定.

  1.3.2 SAOR和SNOR的測定

  SAOR測定:采用3個2 L的燒杯A、B和C, 從反應器好氧區中取6 L的污泥完全混合均勻, 均分后放入3個燒杯中, 將污泥液靜置30 min后倒去1 L的上清液, 然后加入等量的超純水進行攪拌淘洗, 再靜置30 min倒去上清液;重復此操作3次, 在3個燒杯中分別加入1 L等濃度的NH4+-N溶液, 將DO控制在4~6 mg·L-1, 每反應15 min取一次樣測定NH4+-N濃度, 根據公式(2-1)計算SAOR.

  SNOR測定:采用3個2L的燒杯A、B和C, 從反應器缺氧區中取6 L的污泥完全混合均勻, 均分后放入3個燒杯中, 將污泥液靜置30 min后倒去1 L的上清液, 然后加入等量的超純水進行攪拌淘洗, 再靜置30 min倒去上清液;重復此操作3次, 在3個燒杯中分別加入1 L等濃度的NO2--N溶液, 將DO控制在4~6 mg·L-1, 每反應15 min取一次樣測定NO2--N濃度, 根據公式(2-2)計算SNOR.

  1.3.3 厭氧氨氧化速率測定

  采用3個2 L的燒杯A、B和C, 從反應器厭氧區中取6 L的污泥完全混合均勻, 均分后放入3個燒杯中, 將污泥液靜置30 min后倒去1 L的上清液, 然后加入等量的超純水進行攪拌淘洗, 再靜置30 min倒去上清液;重復此操作3次, 在3個燒杯中分別加入1 L c(NH4+-N): c(NO2--N) =1的溶液, 然后通入氮氣直至處于厭氧條件(DO < 0.2 mg·L-1), 最后將反應器用黑色塑料袋密閉嚴實, 每反應15 min取一次樣測定NH4+-N、NO3--N和NO2--N濃度, 在保證NO2--N濃度降低且NO3--N濃度基本未變的前提下, 根據公式(3)計算厭氧氨氧化速率.

  1.4 指標計算方法 1.4.1 亞硝氮積累率(NAR)

  亞硝酸積累率的計算公式為:

 

  式中, NO2--N和NO3--N分別表示好氧區末端NO2--N和NO3--N的濃度, mg·L-1.

  1.4.2 比氨氧化速率(SAOR)、比亞硝酸鹽氧化速率(SNOR)

  比氨氧化速率和比亞硝酸鹽氧化速率的計算公式為:

 

  式中, NH4, s+和NO2, s-分別表示硝化開始時NH4+-N和NO2--N的濃度, mg·L-1;NH4, e+和NO2, e-分別為硝化結束時NH4+-N和NO2--N的濃度, mg·L-1;MLVSS為污泥濃度, mg·L-1;t為硝化反應時間, h.

  1.4.3 厭氧氨氧化速率(AMXR)

  厭氧氨氧化速率的計算公式為:

 

  式中, NH4, s+表示厭氧氨氧化開始時NH4+-N的濃度, mg·L-1;NH4, e+表示厭氧氨氧化結束時NH4+-N的濃度, mg·L-1;MLVSS為污泥濃度, mg·L-1;t為厭氧氨氧化反應時間, h.

  1.4.4 污染物質量平衡計算

  系統中氮污染物質平衡如圖 2所示, 根據公式(4)可計算出厭氧、缺氧和好氧區的氮污染物質平衡, 式中c1N、c2N和c3N分別為厭氧區末端、缺氧區末端和好氧區末端污染物濃度.

圖 2 反應區內氮污染物平衡 

  2 結果與討論

2.1 氮污染物的去除性能研究

  系統運行過程中NH4+-N和TN的去除情況如圖 3所示.由圖 3(a)可以看出, 各階段NH4+-N的平均出水濃度分別為1.75、2.20、3.97和1.20mg·L-1, 平均去除率為96.64%、95.77%、92.36%和97.69%, 各階段出水NH4+-N的平均濃度均能滿足一級A標準水質限值.系統較好的硝化作用與階段Ⅰ和Ⅱ好氧區中充足的DO濃度(2~3mg·L-1)以及階段Ⅳ好氧區中充足的HRT(7.5 h)直接相關, 這與榮懿等研究結果相符, 其研究表明A2/O系統好氧區DO濃度為2~3mg·L-1、HRT為5.25 h時, 好氧區硝化作用可達最佳狀態, NH4+-N去除率高達95.30%~97.32%, 出水NH4+-N濃度為1.15~1.85 mg·L-1.階段Ⅲ系統硝化效果不佳的主要原因是好氧區DO濃度低(0.3~0.7mg·L-1), 且好氧區HRT不足(5.6 h).由圖 3(b)可以看出, 系統運行過程中TN的去除效率呈遞增趨勢, 各階段平均出水TN濃度分別為14.55、11.86、10.11和7.03mg·L-1, 平均去除率為73.22%、78.37%、81.34%和87.83%.

圖 3 各階段下反應器對污染物的去除效果

  系統運行過程中氮類污染物的沿程變化如圖 4所示.經物料衡算分析可以得出, 除了系統的稀釋作用外, 各階段NH4+-N主要是在生物池Ⅳ~Ⅷ(好氧區)中通過硝化作用去除, 好氧區對NH4+-N的去除率分別為86.98%、60.31%、47.86%和86.17%, 除了階段Ⅲ以外, 各階段好氧區均具有較高的NH4+-N去除效率.與階段Ⅰ和Ⅱ相比, 階段Ⅳ在降低好氧區DO濃度并提高好氧區分區比例的工況下, 仍能保證好氧區對NH4+-N的高效去除.然而階段Ⅰ~Ⅳ厭氧和缺氧區對NH4+-N的去除情況卻有著明顯的差異, 經物料衡算分析可以得出, 各階段厭缺區域NH4+-N的去除率分別3.3%、11.78%、18.56%和28.06%, 可以看出系統運行過程中, 厭氧和缺氧區對NH4+-N的去除效率呈現出明顯的增長趨勢.與階段Ⅰ~Ⅲ相比, 階段Ⅳ缺氧區對NH4+-N的去除率已高達28.06%, 推測此時缺氧區已發生一定程度的厭氧氨氧化現象, 這是階段Ⅳ高效脫氮的主要原因.由圖 4(b)可以看出, NO3--N主要是在缺氧區中通過反硝化作用去除, 經物料衡算分析可以得出, 缺氧區在階段Ⅰ~Ⅳ對NO3--N的去除效率分別為62.51%、58.37%、62.77%和66.69%, 各階段下缺氧區對NO3--N的去除情況無明顯差異, 然而好氧區在階段Ⅰ~Ⅳ對NO3--N的生成情況卻有著明顯的降低趨勢(334.19%、137.97%、129.45%和103.01%), 階段Ⅳ好氧區NO3--N的轉化率僅為103.01%, 這與階段Ⅳ好氧區高效的NH4+-N去除率相矛盾, 因此推測此時系統好氧區已發生一定程度的短程硝化現象.由圖 4(c)可以看出, 階段Ⅰ和Ⅱ系統沿程NO2--N濃度幾乎無明顯變化, 然而在階段Ⅲ和Ⅳ系統好氧區內已發生了明顯的NO2--N積累, 各階段好氧末端NO2--N的濃度分別為0.21、0.50、3.30和3.31 mg·L-1.

圖 4 各階段NH4+-N、NO3--N和NO2--N延程變化趨勢

 

  2.2 系統脫氮途徑變化研究

  系統運行過程中氮類污染物在宏觀層面發生一定程度的變化, 為了進一步驗證系統脫氮途徑的轉變, 還應在微觀層面進行分析.系統運行過程中NAR、SAOR、SNOR和AMXR的變化規律如圖 5所示.由圖 5(a)可以看出, 4個階段好氧末區NAR平均分別為1.74%、5.72%、40.47%和42.41%, 階段Ⅲ開始系統的NAR開始大幅增加.由圖 5(b)可以看出, 4個階段SAOR(以N/VSS計)平均分別為0.248 3、0.237 0、0.158 8和0.138 5 g·(g·h)-1, SNOR(以N/VSS計)平均分別為0.293 5、0.278 7、0.165 6和0.092 1 g·(g·h)-1, 階段Ⅱ增大缺氧區域使NOB活性降低幅度大于AOB, 這與Irvin等的研究結果不謀而合, 其研究表明厭氧/缺氧期的延長使微生物長期處于饑餓狀態, 由于NOB比AOB更容易腐爛, NOB活性可能大幅度降低, 從而實現AOB富集.階段Ⅲ開始通過降低好氧區DO濃度與系統SRT可在一定程度上抑制AOB與NOB的活性, 然而由于AOB具有更強的低氧親和力和倍增速率, 因此通過一定時間的適應, AOB的活性開始恢復, NOB的活性進一步降低, 最終實現AOB的富集和NOB的淘洗, 這與吳春雷等[14]的研究成果相符, 其運行的A2/O反應器在DO濃度為0.5~0.8mg·L-1的工況下實現了AOB的富集、NOB的淘洗, NAR可達62%.從階段Ⅲ開始, 系統好氧區中的優勢硝化菌群逐漸由AOB和NOB轉變為AOB, 因此系統好氧區中的脫氮途徑也隨之發生了轉變, 即由傳統的全程硝化轉變為短程硝化, 從而實現了NO2--N的積累.系統通過內回流將好氧末端積累的NO2--N回流至生物池Ⅰ(厭氧區), 從而為AnAOB提供電子受體, 這為厭氧氨氧化作用的發生創造了必要條件.從圖 5(c)中可以看出, 系統缺氧區AMXR呈現出明顯的升高趨勢, 各階段AMXR(以N/VSS計)平均分別為0.012、0.017、0.053和0.79 g·(g·h)-1.由于一些客觀因素, 如無法實現理想的厭氧環境、無法同時滿足AOB和AnAOB的最佳污泥齡、較低的NO2--N積累量以及光合作用細菌對AnAOB的競爭性抑制等, 致使系統的厭氧氨氧化速率無法進一步得到提升, 即便如此與階段Ⅰ相比, 系統在階段Ⅳ對TN的去除率提高了14.61%, 出水平均TN濃度由14.55mg·L-1降至7.03mg·L-1, 最終實現了深度脫氮的目的.

 圖 5 各階段NAR、SAOR、SNOR和AMXR變化情況

  2.3 系統微生物種群結構

  為了進一步在微生物層面上探究系統高效脫氮性能的原因, 對系統內各階段末的活性污泥(分別為A1、A2、A3和A4)進行微生物群落檢測, 由表 3可以看出每個樣品的覆蓋度均大于99%, 說明測序量能夠涵蓋樣品中微生物群落結構信息, 多樣性指數分析結果具有較高的可靠性和真實性.表中Ace代表豐富度估計值;Shannon指數是常用的多樣性指數;Heip指數表示群落均勻度;系統細菌群落的豐富度、多樣性和均勻度數值均是先降低后增加的趨勢.細菌屬水平上的Venn圖如圖 6所示, 4個樣本在屬水平上共有的OTU數是620, 占總OTU數的12.75%, 這些菌群是各階段活性污泥共有的菌群, 說明4個樣本的生物相似性不高, 各階段獨有的OUT數分別為758、689、502和627, 獨有的OUT數占總OTU數分別為15.59%、14.17%、10.32%和12.89%, 這表明系統中細菌多樣性先減少后增加, 這與從豐富度、多樣性和均勻度方面得到的結論一致, 主要歸因于異養菌和好氧菌由于無法適應階段Ⅱ增加缺氧區和階段Ⅲ降低溶解氧而裂解死亡, 隨著階段Ⅳ好氧區的增加, 細菌活性又有所恢復.

表 3 樣本測序數據

 圖 6 屬水平上的Venn圖

  屬水平上7種功能細菌群落結構如圖 7所示.可以看出, AOB以Nitrosospira(其4個階段的對比豐度分別為27.0%、29.4%、29.8%和36.6%, 實測豐度分別為3.4%、3.2%、2.7%和3.1%)和Nitrosomonas(27.4%、29.4%、30.9%和33.4%, 3.4%、3.3%、2.8%和2.9%)為主, NOB以Nitrospira(14.5%、12.9%、12.2%和7.7%, 1.8%、1.4%、1.1%和0.7%)、Nitrococcus(17.8%、15.6%、15.4%和10.6%, 2.2%、1.7%、1.4%和0.9%)和Nitrobacter(12.9%、11.9%、9.9%和7.7%, 1.6%、1.3%、0.9%和0.7%)為主, 這與吳春雷等的研究結果一致.通過增大好氧分區、降低DO濃度和SRT可提高系統中Nitrosospira和Nitrosomonas這兩類AOB在屬水平上的相對豐度, 但降低了Nitrospira、Nitrococcus和Nitrobacter這3類NOB在屬水平上的相對豐度, 這就是系統NAR宏觀表現的原因.AnAOB以Candidatus Kuenenia(0.1%、0.3%、0.7%和1.4%, 0.01%、0.03%、0.06%和0.1%)和Candidatus Jettenia(0.3%、0.5%、1.1%和2.4%, 0.04%、0.06%、0.1%和0.2%)為主, 這與Ma等[24]的研究結果相符.階段Ⅰ和Ⅱ系統中AnAOB含量極少, 從階段Ⅲ開始AnAOB在屬水平上的相對豐度有所增加, 階段Ⅳ大幅上升, 說明在階段Ⅲ出現短程硝化反硝化的基礎上, 調整系統內的工況為階段Ⅳ時, 有利于AnAOB的生長, 然而較低的SRT阻礙了AnAOB的進一步富集, 并且異養菌在COD高于200 mg·L-1的厭氧區內對AnAOB具有競爭抑制性作用, 但Molinuevo等的研究表明當COD濃度高于292 mg·L-1時才會對AnAOB產生絕對性的抑制作用, 本系統COD濃度并沒有達到對AnAOB造成絕對抑制作用的濃度, 當然較高濃度的COD是本系統內AnAOB活性和相對豐度持續上升的主要限制因素, 這也是AnAOB在屬水平上的相對豐度最終只能穩定在2%的主要原因, 即便如此, 系統中厭氧區仍發生了較明顯的厭氧氨氧化現象.如何在A2/O系統內消除較高COD濃度和較短SRT對AnAOB的抑制作用, 從而進一步提升AnAOB的活性與相對豐度也是本課題組后續研究的重點.

菌屬從柱狀圖低端往上依次為Nitrosospira、Nitrosomonas、Nitrospira、Nitrococcus、Nitrobacter、Candidatus Jettenia和Candidatus Kuenenia

圖 7 屬水平上7種功能細菌群落結構

  2.4 系統脫氮機制初探

  結合系統脫氮性能、脫氮途徑和微生物種群結構(圖 1~7)的研究, 推測系統脫氮機制如圖 8所示, 系統脫氮的關鍵環節為AOB和NOB共培養階段(階段Ⅰ)、AOB篩分階段(階段Ⅱ~Ⅲ)與AnAOB富集階段(階段Ⅳ), 因此可將系統氮類污染物轉化途徑分為好氧區的(短程)硝化反應(階段Ⅱ~Ⅲ), 厭缺區域的(短程)反硝化反應和厭氧氨氧化反應(階段Ⅳ).好氧區NH4+-N在AOB的作用下被氧化為NO2--N, 有一部分NO2--N在NOB的作用下被氧化為NO3--N;回流系統將好氧區和出水中的NO3--N和NO2--N回流至缺氧區, 使NH4+-N和NO2--N在AnAOB的作用下生成N2, NO3--N在反硝化菌和碳源的作用下也生成N2, 最終達到深度脫氮的目的.

紅色向上和向下箭頭代表細菌豐度的增加和減少, 藍色代表 4個階段均發生的反應,灰色代表Ⅱ、Ⅲ和Ⅳ階段均發生的反應

圖 8 系統機制初探示意

  3 結論

  (1) A2/O短程硝化耦合厭氧氨氧化系統具有優良的脫氮性能, 其最佳工況為階段Ⅳ, 即V厭缺:V好=4:4、DO為0.3~0.7 mg·L-1和SRT=15 d, 此時系統出水NH4+-N和TN的平均濃度分別為1.20 mg·L-1和7.03mg·L-1, 去除率分別為97.69%和87.83%.

  (2) 增大曝氣分區比例、降低好氧區DO濃度和SRT等參數可實現A2/O系統中NOB的淘洗, AOB和AnAOB的富集, 在階段Ⅳ實現了部分短程硝化耦合厭氧氨氧化系統脫氮構建, 此時NH4+-N在缺氧區的去除率為28.06%, 好氧區末端NAR為42.41%, 系統SAOR、SNOR和AMXR(以N/VSS計)分別為0.138 5、0.092 1和0.79 g·(g·h)-1.

  (3) Illumina MiSeq測序結果表明, A2/O短程硝化耦合厭氧氨氧化系統中AOB以Nitrosospira和Nitrosomonas為主, NOB以Nitrospira、Nitrococcus和Nitrobacter為主, AnAOB以Candidatus Kuenenia和Candidatus Jettenia為主, AOB、NOB和AnAOB在屬水平上的實測豐度在階段Ⅳ時分別為5.95%、2.2%和0.32%.(來源:環境科學 作者: 劉小釵)

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