硝化污泥中AOB/NOB對硝化特性的影響

卞 偉,李 軍,趙白航,闞睿哲,張彥灼,張舒燕,王文嘯

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硝化污泥中AOB/NOB對硝化特性的影響

卞 偉,李 軍*,趙白航,闞睿哲,張彥灼,張舒燕,王文嘯

(北京工業大學,水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室,北京 100124)

為了深入研究硝化污泥中AOB/NOB(A/N)對其硝化特性的影響,在兩個SBR反應器中,通過控制單一基質,并結合影響因素控制和定期排泥,各自經過80個周期的運行,成功實現了AOB、NOB活性污泥的優化培養.依據Monod方程理論確定出AOB、NOB活性污泥中的豐度比約為1:1.不同A/N硝化特性的研究表明:亞硝化率、氨氧化速率、亞硝酸鹽氧化速率以及好氧速率均受硝化污泥中A/N的影響,想要實現短程硝化的穩定運行必須使得A/N接近于1:0;氨氧化速率與硝化污泥中AOB的數量并不存在顯著的正比關系;常規的生活污水硝化工藝中,A/N應不低于1:2;結合好氧速率的在線監測,當好氧速率趨于穩定時,指示短程硝化的啟動已經接近完成.

硝化污泥；A/N；豐度比；亞硝化率；氨氧化速率；亞硝酸鹽氧化速率；好氧速率

污水處理過程中,硝化細菌是最重要的功能菌群之一,其通過硝化過程參與含氮污染物從污水中的去除[1].硝化過程主要分兩步進行,氨氧化過程和亞硝酸鹽氧化過程[2],對應地,硝化細菌可分為氨氧化細菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化細菌(NOB).目前,針對硝化污泥中AOB/NOB (A/N)變化的研究,多集中在運用分子生物學、熒光原位雜交等技術檢測出由于工況(溫度、溶解氧、水力停留時間、pH值等)變化導致的AOB/ NOB比例的變化[3-5],而AOB/NOB的變化對硝化過程的硝化特性的影響并沒有得到太多深入的研究.

本研究首先在兩個SBR反應器中通過分別控制單一進水,結合影響因素控制和定期排泥實現AOB、NOB活性污泥的優化培養.待AOB、NOB活性污泥的培養滿足條件后,將兩者按不同比例混合,分別同時在廣口瓶中進行硝化實驗,考察A/N對硝化特性的影響.從微生物角度來看,短程硝化的啟動過程實際上就是硝化污泥中AOB的比例逐漸增加,NOB的比例逐漸減少的過程[6-7],因此,本試驗的研究能夠對短程硝化的啟動過程進行相應的模擬,為實現短程硝化的高效啟動提供一定的參考.

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

圖1所示為用于AOB、NOB活性污泥分別優化培養的SBR反應器,均由有機玻璃制成,為圓柱體,有效體積為6L.反應器側壁上有1個口,用于排水、排泥;以曝氣砂盤作為微孔曝氣器,采用鼓風曝氣的方式,并以轉子流量計調節進氣量;溶解氧探頭連接WTW主機用于監控溶解氧數值;采用溫度可調節型加熱棒來控制反應器內的溫度在所需范圍.

確定AOB、NOB活性污泥的豐度比試驗以及不同A/N下的硝化特性試驗均在如圖2所示的裝置中進行.1、2、3、4為四個規格相同的玻璃廣口瓶,通過曝氣頭向其曝氣,廣口瓶體積為500mL,均被放置在水浴槽中,水浴槽中的溫度通過加熱棒進行控制.

1.2 接種污泥與試驗水質

本試驗中用于AOB、NOB優化培養的接種污泥取自北京某污水處理廠曝氣池,其硝化性能良好,值在0.7左右,SVI值在90 mL/g左右,起始的MLSS約為6000 mg/L.用于不同A/N硝化特性研究的混合污泥分別源自AOB、NOB活性污泥優化培養的兩個SBR反應器.

培養AOB活性污泥的SBR反應器的進水以NH4Cl和NaHCO3為主,相應的NH4+-N濃度和堿度(以CaCO3計)分別為70和500mg/L;培養NOB活性污泥的SBR反應器的進水以NaNO2和NaHCO3為主,相應的NO2--N濃度和堿度(以CaCO3計)分別為70和250mg/L. 確定AOB、NOB活性污泥豐度比的試驗的進水水質與各自優化培養的水質相同.硝化特性研究試驗的進水主要基質為NH4Cl和NaHCO3,相應的NH4+-N濃度和堿度(以CaCO3計)分別為70和500mg/L.

1.3 試驗方案

試驗主要包含3部分,首先是AOB、NOB活性污泥的優化培養;接著是已優化AOB、NOB活性污泥的豐度比的確定;最后是硝化污泥在不同A/N下的硝化特性研究.

AOB、NOB活性污泥的優化培養試驗分別在如圖1所示的兩個相同的SBR反應器中進行.優化培養均是通過溫度和溶解氧控制結合大量排泥實現的,兩個反應器的運行周期數均為80,分別在第20、40、60周期將兩個反應器的MLSS降到4000、2000、2000mg/L,具體做法為:指定周期曝氣結束時測定其泥水混合液的MLSS,按預定的要求計算需要排除的混合液的體積.后續周期的好氧曝氣時間相應調整.每周期瞬時進水,沉淀1h,排水5min,每個周期進水5.5L,排水5.5L,容積交換率72%~85.5%.試驗分4個階段運行,具體的運行情況詳見表1.

表1 AOB、NOB活性污泥優化培養的條件 Table 1 Conditions for AOB and NOB sludge cultivation

豐度比確定試驗在1、2號廣口瓶中進行,1號為AOB活性污泥,2號為NOB活性污泥,曝氣時間分別為150、90min.硝化特性研究試驗中1、2、3、4號廣口瓶中的A/N分別為1:0、2:1、1:1、1:2,曝氣時間依次為150、150、180、180min.豐度比確定試驗在與硝化特性研究試驗除進水水質外,其他工況基本相同,均是通過水浴將溫度控制在25℃左右,溶解氧濃度均在2~3mg/L, MLSS均為2500mg/L,兩個試驗均做了2次,每次運行1個周期.上述兩個試驗均從0min開始每隔30min取樣1次,并測定其NH4+-N、NO2--N、NO3--N 濃度.

1.4 分析方法

水樣分析中NH4+-N采用納氏試劑分光光度法;NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NO3--N采用麝香草酚分光光度法;DO、pH值、溫度采用在線探頭監測(WTW,德國).MLSS、MLVSS采用重量法測定[8];SV%采用30min沉降法(100ml量筒)測定.

本試驗中亞硝化率、氨氧化率、氨氧化速率、亞硝酸鹽氧化速率按下式計算:

好氧速率由氨氧化速率與亞硝酸鹽氧化速率計算得出,好氧速率=16/7(1.5′氨氧化速率+ 0.5′亞硝酸鹽氧化速率),單位為mgO2/L.

2 結果與討論

2.1 AOB、NOB活性污泥的優化培養

AOB活性污泥優化培養的關鍵是從反應器中淘洗出NOB,NOB活性污泥優化培養的關鍵是從反應器中淘洗出AOB.本試驗中分別采用亞硝化率、氨氧化率來衡量AOB、NOB活性污泥優化培養的效果.AOB活性污泥優化培養的反應器中亞硝化率的測定直接在第0、10、20、30、40、50、60、70、80個周期的出水中取樣;而NOB活性污泥優化培養的反應器中氨氧化率的測定是在第0、10、20、30、40、50、60、70、80個周期外增加1個測定周期,該周期將進水由NO2--N 改為NH4+-N,在其出水中取樣.

圖3為AOB、NOB活性污泥優化培養的效果.由圖3a可知,經過50個周期的優化培養,出水的亞硝化率達到95%以上,實現了短程硝化;為了進一步優化AOB活性污泥,又進行了30個周期的穩定運行并定期排泥,亞硝化率一直維持在98%以上,至第80個周期結束認為AOB活性污泥的優化培養完成.由圖3b可知,經過50個周期的優化培養,NOB活性污泥的氨氧化率從85.4%降到7.6%,其AOB的數量及活性得到大幅降低;同樣,為了進一步優化NOB活性污泥,又進行了30個周期的穩定運行并定期排泥,從第60個周期開始,其氨氧化率一直維持在2%以下,至第80個周期結束認為NOB活性污泥的優化培養完成.

根據方興[9]提出的AOB、NOB最大比增殖速率的溫度轉化公式并參考Hellinga等[10]報道的參數值,可以計算出本試驗中AOB、NOB的最大比增殖速率分別為1.4810、0.4495d-1.計算公式以及參數選取如下:

由于進水水質單一且其他影響因素均處于有利狀態,故可認為最大比增殖速率即為比增殖速率.世代時間與比增殖速率之間為倒數關系,因此,本試驗中的AOB、NOB世代時間即為0.6752、2.2246d.由表1可以計算出AOB、NOB活性污泥優化培養的兩個反應器的總曝氣(總倍增)時間分別為170、340h,分別為各自世代時間的10.49、6.42倍,AOB、NOB在各自的反應器中將會得到大量倍增,另外培養過程中定期大量的排泥實際上更有利于優化培養.由于本試驗的排泥量明顯多于產泥量,因此試驗過程中控制的污泥停留時間(SRT)要明顯小于正常情況,通過測定計算出兩個反應器的實際有效SRT分別控制在35~39和62~67h.綜上可以看出,在第80個周期結束時認為AOB、NOB活性污泥優化培養已經完成具有較強的理論依據.

2.2 AOB、NOB活性污泥的豐度比

AOB、NOB對底物的降解速率受微生物本質特征參數、該底物濃度和另外一種底物濃度的影響,符合雙因素限制的Monod方程式[11],氨氮、亞硝酸鹽氮的比降解速率方程式可以表示為:

根據Wiesmann[12]報道的參數值,本試驗中的A,NH、A,O、N,NO、N,O分別可以取1.1、0.3、0.51、1.1;O取2、3的平均值,即2.5;出水的NH、NO均大于8,因此在試驗過程中、均可認為約等于1.、的計算結果分別為0.89、0.69.至此,氨氮、亞硝酸鹽氮的比降解速率之比可以表示成:

方興[9]以及Hellinga等[10]的研究工況與本研究相似,根據他們的研究,A,max、N,max可以分別取6.8、13.86d-1,這樣,

AOB、NOB活性污泥豐度比的確定試驗中,氨氮(1號廣口瓶)、亞硝酸鹽氮(2號廣口瓶)的降解曲線如圖4所示.由圖4可以看出,AOB活性污泥對氨氮以及NOB活性污泥對亞硝酸鹽氮的降解過程均是線性的,屬于零級反應.兩者的降解速率之比為12.514:20.1≈0.62,本試驗中,AOB、NOB活性污泥的MLSS控制相等,因此兩種活性污泥的比降解速率之比即為0.62.之前的理論分析指出,AOB與NOB在本試驗的工況下的比降解速率之比應為0.63,由此可以認為,AOB活性污泥與NOB活性污泥的豐度比約為1:1.

2.3 硝化污泥在不同A/N下的硝化特性

硝化特性研究的試驗結果表明,亞硝化率、氨氧化速率、亞硝酸鹽氧化速率和好氧速率均受A/N的影響,下面就這四方面進行詳細闡述.

2.3.1 亞硝化率的特性 圖5所示為試驗周期內,4個廣口瓶中亞硝化率的變化.4個廣口瓶中AOB活性污泥與NOB活性污泥的質量比分別為1:0、2:1、1:1、1:2.前述試驗已經得出AOB活性污泥與NOB活性污泥的豐度比約為1:1,那么本試驗的4個廣口瓶中AOB與NOB的數量比即為1:0、2:1、1:1、1:2.由圖5可以看出,當A/N為1:0時,整個周期內亞硝化率一直維持在95%以上;當A/N為2:1時,亞硝化率大幅降低,介于45%~35%之間;當A/N為1:1時,第30min的亞硝化率降至20%左右,隨著氨氮的降解結束,亞硝化率接近于0;當A/N為1:2時,整個周期內的亞硝化率均低于5%.

試驗結果表明,想要實現穩定的短程硝化必須使A/N接近于1:0.陳曉軒等[6]通過控制低DO濃度和逐步提高氨氮進水負荷成功實現了短程硝化的啟動和穩定運行,平均亞硝化率達到83.4%,AOB、NOB的相對豐度分別為7.25%、2.14%,兩者之比約為3.4:1;孫紅芳等[13]通過MPN法測定短程SBR反應器中AOB 與NOB 的數量之比為103:1;鄭亞楠等[14]通過FISH檢測出短程SBR反應器中AOB的相對豐度為8%~9%,NOB 的相對豐度為低于0.5%.

微生物角度來看,短程硝化啟動的過程實質就是A/N不斷提高的過程,由于水質等外界條件的不同使得A/N提高的下限不同,但是理想上限均為1:0.根據本試驗中不同A/N下亞硝化率的變化趨勢可以看出,在啟動短程硝化之前對A/N進行測定顯得尤為重要,因為可以根據啟動前的A/N選擇相對不同的啟動方法.以本試驗為例,A/N為1:2時,首先應采取較為苛刻的方法實現亞硝酸鹽氮的初期積累,比如將提前停曝氣與DO、溫度控制綜合起來實現亞硝酸鹽氮的初期積累,然后可以取消溫度控制;A/N為1:1時,將提前停曝氣與DO控制綜合起來即可;而A/N為2:1時,可以采取及時停曝氣與DO控制的方法實現短程硝化的啟動.郭建華等[15]在初始A/N為3.5:3.1的情況下利用好氧曝氣時間實時控制結合DO控制成功實現了短程硝化的啟動;曾薇等[16]通過控制曝氣量使系統DO處于較低水平,同時結合好氧硝化時間的優化控制,即在pH值“氨谷”點前停止曝氣,強化AOB的競爭優勢.待AOB的競爭優勢初步形成后,每周期曝氣時間隨著亞硝化率的提高逐漸延長,從而提高NH4+-N的去除率,進一步增強AOB在系統中的競爭優勢,短程硝化成功啟動.

2.3.2 氨氧化速率、亞硝酸鹽氧化速率的特性 圖6展示了4個廣口瓶中氨氧化、亞硝酸鹽氧化的速率及其各自的好氧速率.由圖6可以看出,隨著A/N的降低,氨氧化速率逐漸降低,其中A/N為1:0時的氨氧化速率明顯高于后三者;A/N為1:1時,亞硝酸鹽氧化速率最高,2:1與1:2的差距不大,1:0時接近為0;好氧速率1:0與2:1相當,隨著A/N的繼續降低,好氧速率顯著降低.

氨氧化速率的變化趨勢表明,氨氧化速率與體系中AOB的數量并不存在顯著的正比關系.彭永臻等[17]指出AOB的基質是NH3,而不是NH4+,因為細胞膜對于NH3是容易滲透的,而對NH4+是不易滲透的.這樣,NH4+即為AOB的間接基質,氨氧化過程受可逆平衡: NH4NH3+ H+的影響.當AOB的數量增加時,單位時間內對NH3的總需求增加,但由于NH3會反向生成NH4+,所以氨氧化速率的提高并不會那么顯著;反之亦然.陳曉軒等[6]采用SBR反應器成功實現了短程硝化的啟動和穩定運行,并對該過程中的相關功能菌群變化進行檢測分析,其中AOB菌群密度從4.5×104CFU/mL增加至1.5×107CFU/mL,相對豐度從0.18%增加至7.25%,而氨氮的平均去除容積負荷僅從0.016 kg/(m3·d)提高到0.043 kg/(m3·d),兩者提高的幅度懸殊較大,與本試驗的結論相似.

圖6還可以看出,亞硝酸鹽的氧化速率不僅與NOB的數量有關,與AOB的數量還存在很大的關系,因為硝化作用是一個序列反應,先由AOB把氨氧化為亞硝酸鹽,再由NOB把亞硝酸鹽氧化成硝酸鹽.迄今為止,僅有Van Kessel等[18]在水生環境中、Daim等[19]在地下深處的管道中、Santoro[20]在自來水廠的生物活性濾池中發現了完全氨氧化菌的存在,均屬于緩慢生長的生物膜系統.還沒有在污水處理的活性污泥系統中發現一種硝化細菌能夠單獨把氨直接氧化為硝酸鹽[21].亞硝酸鹽氧化基質為亞硝酸鹽以及氧氣.當A/N較低時,由于AOB氧化氨生成的亞硝酸鹽的速率較低,那么NOB的基質就會受限,NOB的數量就呈現了“過?！钡默F象.亞硝鹽氧化速率在A/N為1:1時處于最高值,至1:2時即降低,說明常規的生活污水硝化工藝中,A/N應不低于1:2,因為生活污水中的氮素一般以氨氮為主,那么NOB的基質來源取決于AOB對氨的氧化,細菌的生長很大程度取決于基質,這樣NOB相對于AOB就不應該“過?！?多數的研究報告均指出了全程硝化工藝中A/N高于1:2[14-15,22].

好氧速率能夠表征硝化污泥的活性,由圖6中的好氧速率可以看出,硝化污泥中AOB的比例對硝化污泥整體的活性有很大影響,AOB比例升高有利于整體活性的提高,當A/N達到2:1時,好氧速率趨于穩定.短程硝化啟動過程,A/N逐漸提高,好氧速率也逐漸提高,此時如果想要控制DO在合理范圍內,應相應地提高曝氣量.另外,結合好氧速率的在線監測,當好氧速率趨于穩定時,指示短程硝化的啟動已經接近完成.王盟等[23]提出了采用比好氧速率在線監測的方法來實現短程硝化的啟動,此與本試驗有異曲同工之處.

3 結論

3.1 在兩個SBR反應器中,各自經過80個周期的運行,分別實現了AOB、NOB活性污泥的優化培養.優化所得的AOB與NOB活性污泥的豐度比約為1:1.

3.2 實現活性污泥法短程硝化的穩定運行必須使得其A/N接近于1:0;氨氧化速率與硝化污泥中AOB的數量并不存在顯著的正比關系;亞硝酸鹽的氧化速率不僅與NOB的數量有關,與AOB的數量還存在很大的關系;硝化污泥中AOB的比例對其硝化活性有較大的積極影響.

3.3 在啟動短程硝化之前可以對其系統中的A/N進行測定,根據A/N選擇相對不同的控制策略;常規的生活污水硝化工藝中,A/N應不低于1:2;結合好氧速率的在線監測,當好氧速率趨于穩定時,指示短程硝化的啟動已經接近完成.

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* 責任作者, 教授, jglijun@bjut.edu.cn

The effect of AOB/NOB in nitrifying sludge on nitrification characteristics

BIAN Wei, LI Jun*, ZHAO Bai-hang, KAN Rui-zhe, ZHANG Yan-zhuo, ZHANG Shu-yan, WANG Wen-xiao

(Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China). China Environmental Science, 2016,36(8)：2395~2401

The effect of AOB/NOB in nitrifying sludge on nitrification characteristics was deeply investigated in this study. Firstly, activated sludge only with AOB and NOB was successfully cultivated in two same SBRs through 80 cycles, respectively. The main substrate in their inflow was single, during cultivation influencing factors were controlled and sludge was discharged at regular intervals. Secondly, the ratio of abundance between AOB sludge and NOB sludge was determined through experiment which was about 1:1. Finally, experiment results about nitrification characteristics showed that nitrosation rate, ammonia oxidation rate, nitrite oxidation rate and oxygen uptake rate were influenced by A/N in nitrifying sludge. A/N should be close to 1:0 for steady operation of partial nitrification; there was no obvious positive relationship between ammonia oxidation rate and proportion of AOB in nitrifying bacteria; A/N in conventional nitrification sludge for municipal sewage treatment should not less than 1:2; combined with online monitoring for oxygen uptake rate, when it became stable, the startup of partial nitrification could be considered as nearly achieved.

nitrifying sludge；A/N；abundance ratio；nitrosation rate；ammonia oxidation rate；nitrite oxidation rate；oxygen uptake rate

X703.1

A

1000-6923(2016)08-2395-07

卞 偉(1989-),男,江蘇高郵人,北京工業大學博士研究生,主要從事污水生物處理等方面的研究.

2016-01-05

國家水體污染控制與治理科技重大專項(2014ZX07201- 011);國家自然科學基金青年基金(51308010)