短程硝化是將傳統的硝化反應控制在亞硝化階段,與傳統工藝相比,短程硝化反硝化需氧量減少25% ,碳源需求減少40% ,具有節省曝氣能耗、縮短反應時(shí)間、減少污泥生成量、減少反應器有效容積和節約基建費用等優(yōu)點(diǎn) ,因此如何實(shí)現與維持穩定的短程硝化成為目前污水生物脫氮領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)。
硝化菌是一種自養菌,生長(cháng)緩慢,對環(huán)境因子變化十分敏感,采用微生物固定化技術(shù)可解決硝化菌流失問(wèn)題,提高系統中硝化菌濃度,已得到廣泛的研究和應用。但是大部分實(shí)驗還都停留在傳統的以包埋材料為載體的“滴下造粒法”和“成型切斷法”階斷,由于載體材料自身(微球和包埋塊)的限制,活性填料在機械強度、傳質(zhì)、穩定性和處理效率等方面都存在一定的問(wèn)題,更為主要的缺陷是這些填料不具有較好的水力學(xué)特征,無(wú)法充分發(fā)揮填料的硝化活性。因此,開(kāi)發(fā)出穩定性好、處理效率高、傳質(zhì)效果好的固定化生物活性填料對氨氮廢水的處理具有十分重要意義。
本研究從污水處理廠(chǎng)獲取的剩余污泥經(jīng)篩選富集培養得到的硝化菌群(混合菌)為菌源,采用包埋法制備的固定化填料為載體,重點(diǎn)研究了溶解氧(dissolved oxygen,DO) 對活性填料發(fā)生短程硝化的影響,利用高游離氨(free ammonia,FA)對亞硝酸鹽氧化菌(nitrite oxidizing bacteria,NOB)產(chǎn)生抑制作用使氨氧化細菌(ammonia oxidizing bacteria,AOB)成為優(yōu)勢菌群(混合菌),實(shí)現了在高氨氮負荷下序批次反應器(SBR)短程硝化的快速啟動(dòng)及穩定運行,填料中的實(shí)驗還考察該新型活性填料的抗沖擊負荷能力。
1 材料與方法
1. 1實(shí)驗用水
實(shí)驗用水采用人工模擬配水,按氨氮濃度為100 mg·L - 1 時(shí)各基質(zhì)組分質(zhì)量濃度為:NH4 Cl 382. 81mg·L - 1 ,NaHCO3 1 272. 02 mg·L - 1 ,KH2 PO4 112 mg·L - 1 ,CaCl2 ·2H2 O 111 mg·L - 1 ,MgSO4 15 mg·L - 1 ,FeSO4 ·7H2 O 11. 1 mg·L - 1 ,NaCl 500 mg·L - 1 ,進(jìn)水投加的微量元素:H3 BO3 14 mg·L - 1 ,MnCl2 ·4H2 O 990 mg·L - 1 ,CuSO4 ·5H2 O 250 mg·L - 1 ,CoCl2 ·6H2 O 240 mg·L - 1 ,ZnSO4 ·7H2 O 430 mg·L - 1 ,NiCl2 ·6H2 O 190 mg·L - 1 ,NaMoO4 ·2H2 O 220 mg·L - 1 (每1 L 進(jìn)水投加1 mL 微量元素溶液,以滿(mǎn)足微生物生長(cháng)需求),進(jìn)水氨氮濃度發(fā)生變動(dòng)時(shí),其他組分按比例增減。
1. 2 分析項目及測試方法
NH 4+ -N:納氏試劑分光光度法;NO2- -N:N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NO3- -N:紫外分光光度法;pH值:PHS-2C 實(shí)驗室pH 計;DO:德國WTW inoLab Oxi 7310 實(shí)驗室臺式溶氧儀;
1. 3 菌種的來(lái)源及活性填料的制備
本實(shí)驗包埋所用菌源來(lái)自于北京市某污水處理廠(chǎng)二沉池剩余污泥,經(jīng)篩選富集培養后的硝化菌群。具體做法如下:首先將剩余污泥過(guò)度曝氣,利用氣體擾動(dòng)作用和異氧菌的內源呼吸代謝使污泥絮體解體;然后將解體污泥用紗布進(jìn)行過(guò)濾去除無(wú)機顆粒雜質(zhì),保留濾液;最后對濾液進(jìn)行選擇性培養,培養液配方如1. 1 所述,在實(shí)驗室發(fā)酵罐中培養20 d 后,離心濃縮至污泥含水率90% 左右,細菌濃縮液與質(zhì)量分數為2% 活性炭混合均勻(活性炭質(zhì)量/ 包埋液總質(zhì)量),形成混合液A,將一定質(zhì)量的聚乙烯醇加入到去離子水中,添加質(zhì)量分數為2% 的CaCO3 粉末混合(CaCO3 粉末質(zhì)量/ 包埋液總質(zhì)量),在105 ℃ 下加熱溶解30 min,攪拌均勻,冷卻至35 ~ 40 ℃ 形成混合液B,A 與B 混合均勻形成包埋液。采用具有一定水力學(xué)特征的網(wǎng)狀載體,根據聚乙烯醇-硼酸二次交聯(lián)方法 ,放入飽和硼酸溶液中1. 5 h 后,調節硼酸溶液pH 到8 ~ 10,交聯(lián)24 h,將其取出,切割后洗凈表面殘留物質(zhì),得到網(wǎng)狀新型生物活性填料,該填料比重:1. 01 ~ 1. 03,直徑:10 mm,高:10 mm,堆積密度:250 kg·m - 3 ,比表面積:950 m2 ·m - 3 。
1. 4 實(shí)驗裝置
實(shí)驗采用有機玻璃制成的SBR 反應器,內徑:185 mm,有效高度:700 mm,有效體積:18. 8 L。將恒溫棒放在反應器中調節溫度,利用微孔曝氣器進(jìn)行曝氣。
2 結果與討論
2. 1 溫度對啟動(dòng)短程硝化的影響
生物硝化反應可以在4 ~ 45 ℃ 范圍內均可進(jìn)行,AOB 與NOB 生長(cháng)的最適宜溫度并不相同 。HELLINGA 等認為,實(shí)現與維持短程硝化的最佳溫度為30 ~ 35 ℃ 。而YANG 等應用SBR 中試系統通過(guò)對硝化反硝化過(guò)程進(jìn)行實(shí)時(shí)控制,溫度在11 ~ 25 ℃ 范圍內均達到穩定的短程脫氮效果,平均亞硝化率在95% 以上。本實(shí)驗將溫度控制在(31 ±1)℃ 范圍內啟動(dòng)并實(shí)現硝化活性填料的短程硝化反應。
2. 2 DO 對啟動(dòng)短程硝化的影響
WIESMANN 的研究表明,AOB 和NOB 氧飽和常數分別為0. 3、1. 1 mg·L - 1 ,即AOB 對O2 的親和能力比NOB 要強得多, 當DO 濃度為0. 3 ~1. 1 mg·L - 1 時(shí),AOB 的比增長(cháng)速率比NOB 大,增值快。與傳統活性污泥硝化相比,包埋后的活性填料氧傳質(zhì)阻力更大,溶解氧更難穿透進(jìn)填料內部,王應軍等研究包埋顆粒短程硝化采用的DO 為2. 5 mg·L - 1 ,本實(shí)驗采用已經(jīng)恢復活性的填料為研究對象,在不同的DO 值0. 5、1. 0、1. 5、2. 0、2. 5、3. 0、3. 5 和4. 0 條件下,取樣測定并計算出亞硝酸鹽積累率與氨氮去除負荷。實(shí)驗結果如圖3 所示。
在DO 小于1. 0 時(shí),亞硝酸鹽積累率高達96% 以上,但是氨氮的去除負荷僅為0. 2 kg NH4+ -N ·(m3 ·d) - 1 ,在逐步提高DO 時(shí),積累率呈下降趨勢,但是去除速率呈直線(xiàn)上升,表明在低溶解氧條件下會(huì )削弱氨氧化菌的代謝活性,不利于氨氮去除負荷的提高,當DO 為2. 0 mg·L - 1 時(shí),亞硝酸鹽積累率為86% ,氨氮的去除速率高達0. 64 kg NH4+ -N·(m3 ·d) - 1 。DO 為4. 0 mg·L - 1 時(shí)氨氮去除負荷達到最大,達到1. 5 kg NH4+ -N·(m3 ·d) - 1 ,但是亞硝酸鹽積累率僅為60% 。綜合考慮氨氮的去除速率和亞硝酸鹽積累同時(shí)又能在短時(shí)期內啟動(dòng)短程硝化反應器,將溶解氧控制在1. 8 ~ 2. 0 mg·L - 1 左右。
2. 3 有機物對短程硝化的影響
有機物對短程硝化的影響較為復雜,對于活性填料中硝化菌的影響目前沒(méi)有一致的結論,主要表現為硝化菌與異養菌對DO 的爭奪,在溫度、pH 值適宜,底物氨氮充足,DO 保持2. 0 mg·L - 1 ,有機物濃度低于50 mg·L - 1 時(shí),對硝化作用不造成影響,去除率高達80% 以上,當有機物濃度超過(guò)120 mg·L - 1 ,考察系統運行20 d 后,填料變厚,表面會(huì )出現生物膜,大量異養菌附著(zhù)生長(cháng),硝化效果急劇下降,這是由于異養菌比增長(cháng)速率(0. 3 ~ 0. 5 h - 1 )遠大于自養硝化菌增長(cháng)速率,對DO 的爭奪強于硝化菌,有機物濃度的提高,異養菌成為系統中的優(yōu)勢菌群,異養菌的附著(zhù)生長(cháng)也堵塞了填料傳質(zhì)通道,造成硝化系統效果不佳,本實(shí)驗采用人工配水,進(jìn)水有機物濃度低于50 mg·L - 1 。
2. 4 硝化速率下短程硝化的實(shí)現及穩定運行
采用人工配水序批次運行硝化反應器,溫度為(31 ± 1) ℃ ,控制DO 在1. 8 ~ 2. 0 mg·L - 1 ,通過(guò)投加NaHCO3 和Na2 CO3 溶液調節pH 值在7. 8 ~ 8. 2 范圍內并提供堿度,有機物濃度低于50 mg·L - 1 ,實(shí)驗分為四個(gè)階段,自動(dòng)化控制。
第1 階段為啟動(dòng)階段(P1 ),見(jiàn)圖4,歷時(shí)15 d,為填料活性恢復階段,進(jìn)水氨氮濃度控制在45 mg·L - 1以下,亞硝酸鹽先出現一定的積累之后開(kāi)始下降,這是由于A(yíng)OB 活性先恢復,積累的產(chǎn)物成為NOB 的底物,活性后恢復,進(jìn)水氨氮濃度不高,產(chǎn)生的游離氨較小,對NOB 的抑制作用較小,亞硝酸鹽的積累率只能保持在30% ~ 45% ,第15 天,氨氮的去除率達到85% 。
第2 階段為提升負荷(P2 )和穩定運行階段(P3 ),從16 d 到45 d 進(jìn)水氨氮濃度由96 mg·L - 1 提升到200 mg·L - 1 ,此時(shí)出水氨氮濃度基本保持在50 mg·L - 1 左右,而亞硝酸鹽積累率一直提高,到25 d 達到93% ,P3 階段(45 ~ 55 d)進(jìn)水氨氮濃度保持在200 mg·L - 1 左右,出水氨氮濃度不斷下降,最后保持在8 mg·L - 1 以下,氨氮的去除率> 97% ,氨氮去除速率為28. 29 mg NH4+ -N·(L·h) - 1 ,亞硝酸鹽積累NO2- -N/ NOx- -N > 85% ,圖5 氨氮去除負荷曲線(xiàn)變化可以看出細菌處于快速增長(cháng)階段。
第3 階段(P4 )為考察活性填料抗沖擊負荷能力,從56 ~ 75 d,再次提高進(jìn)水氨氮濃度,將反應周期調整為12 h,從圖4 看出,當進(jìn)水保持在350 mg·L - 1 時(shí),亞硝酸鹽積累曲線(xiàn)變化不大,但是氨氮去除速率和氨氮去除率有明顯的下降,說(shuō)明突然提高進(jìn)水氨氮濃度對填料硝化活性有明顯的影響,對AOB、NOB 均有一定的抑制作用,之后亞硝酸鹽濃度不斷提高,說(shuō)明AOB 對高FA 抑制作用有適應性,出水氨氮濃度保持在40 mg·L - 1 左右,說(shuō)明該填料的硝化性能已經(jīng)最大化,氨氮去除速率高達28. 14 mg NH4+ -N·(L·h) - 1 ,亞硝酸鹽的積累率保持在維持在88% 。
從P1 、P2 和P3 3 個(gè)階段的結果可知,隨著(zhù)馴化的持續,活性填料的氨氮降解能力在逐漸提高,抵御進(jìn)水氨氮濃度變化的能力也隨之增強,這不僅僅是填料內部硝化菌濃度提高所導致的,還包括包埋載體也發(fā)揮了緩沖的作用。
閆志明等 的研究表明,微生物包埋固定化后,由于載體的作用,使得反應系統中底物含量與微生物所處區域內部微環(huán)境底物含量有差異,這種差異引起傳質(zhì)效果的影響同時(shí)也對填料內部硝化菌受到的負荷沖擊起到了緩沖作用。因此相對于傳統的活性污泥處理系統,包埋固定化有更加優(yōu)越的耐沖擊負荷能力,能更好的適應外界不良環(huán)境帶來(lái)的影響。
第4 階段(p5 )考察填料短程硝化穩定性,將進(jìn)水氨氮濃度降低到200 mg·L - 1 ,周期調整為之前的7 h,出水氨氮一直保持在10 mg·L - 1 以下,氨氮去除率、亞硝酸鹽積累率分別穩定在96% 、88% ,活性變化趨勢與前面類(lèi)似且反應效果穩定,在高氨氮負荷下實(shí)現了活性填料短程硝化的穩定運行。
2. 5 pH 值、FA 抑制作用實(shí)現了活性填料短程硝化
pH 值對亞硝酸鹽積累主要有兩方面原因,一方面是AOB 生長(cháng)要求有合適的pH 值環(huán)境,另一方面是pH 值對FA 濃度有很大影響,從而影響AOB 的活性。目前,對適合于亞硝酸菌生長(cháng)的最佳pH 值無(wú)定論,普遍認為,硝酸菌適宜的pH 為6. 0 ~ 7. 5,而亞硝酸菌適宜的pH 為7. 0 ~ 8. 5 。FA 按下式計算
式中: FA 為游離氨濃度, mg · L - 1 ; T 為反應溫度,℃ ;[NH4+ -N]為氨氮濃度,mg·L - 1 ;將進(jìn)水氨氮濃度保持在200 mg·L - 1 ,溫度保持在30 ℃ 條件下,pH 值與游離氨對應圖6。
2. 6 單個(gè)周期內活性填料短程硝化運行特征
本實(shí)驗是上述活性填料短程硝化穩定運行中單個(gè)周期實(shí)驗結果,隨機取出一個(gè)周期的數據分析填料的硝化特性,進(jìn)水氨氮濃度為209. 5 mg·L - 1 ,測定此時(shí)氨氮濃度、亞硝酸鹽增量、硝酸鹽增量、pH 值和DO 值變化繪制成圖7 所示。
7. 5 h 之前亞硝酸鹽增量、硝酸鹽增量基本上直線(xiàn)上升,pH 值和氨氮濃度變化趨勢相似,DO 曲線(xiàn)基本保持穩定,之后亞硝酸鹽增量有下降而硝酸鹽增量加速增長(cháng)的趨勢,pH 值出現上升,溶解氧突變,第7. 5 h 這個(gè)點(diǎn)稱(chēng)為“氨谷 ”這是由于硝化反應是一個(gè)不斷產(chǎn)酸的過(guò)程,NH4+ -N、pH 值不斷下降,硝化臨近結束時(shí),底物濃度較低,氨氧化速率減弱,耗氧量降低,而曝氣量不變導致DO 突變,而FA 濃度從硝化開(kāi)始時(shí)的28. 37 降到0. 61 mg·L - 1 ,此時(shí)對NOB的抑制作用較弱,亞硝酸鹽的氧化過(guò)程只消耗氧氣不產(chǎn)生H + ,加之曝氣過(guò)程將CO2 吹脫出來(lái),所以pH有所上升。因此,可以通過(guò)在線(xiàn)監測反應過(guò)程中pH值、DO 特征點(diǎn)控制反應器的進(jìn)程,當出現特征點(diǎn)時(shí)及時(shí)停止反應進(jìn)程,實(shí)現活性填料在較高硝化速率下短程硝化的穩定運行。具體參見(jiàn)污水寶商城資料或http://www.sharpedgetext.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
3 結論
1)本研究采用固定式硝化填料,以人工配置的高氨氮廢水為處理對象,填充率15% ,在溫度、DO、pH和有機物分別為(31 ± 1)℃ 、1. 8 ~ 2. 0 mg·L - 1 、7. 8 ~ 8. 2、0 ~ 50 mg·L - 1 條件下,對SBR 反應器中的填料進(jìn)行短程硝化研究,通過(guò)pH 值、高FA 的抑制作用可以實(shí)現系統中活性填料短程硝化穩定運行,氨氮去除速率高達28. 29 mg NH4+ -N·(L·h) - 1 的同時(shí),氨氮的去除率> 97% ,亞硝酸鹽積累率(NO2- -N/NOx- -N) > 85% 。
2)在短程硝化過(guò)程中,可以通過(guò)在線(xiàn)監測反應過(guò)程中pH、DO 的變化間接了解體系內氨氮的硝化程度以及亞硝酸鹽的積累情況,并可根據pH 值的特征點(diǎn)控制反應進(jìn)程。
