氨氮負荷波動對城市污水短程硝化-厭氧氨氧化工藝硝態氮的影響

程 軍,張 亮,張樹軍,楊延棟,谷鵬超,彭永臻*

(1.北京工業大學,國家工程實驗室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術研究中心,北京 100124；2.北京城市排水集團有限責任公司科技研發中心,北京污水資源化工程技術研究中心,北京 100022；3.哈爾濱工業大學,黑龍江 哈爾濱 150090)

氨氮負荷波動對城市污水短程硝化-厭氧氨氧化工藝硝態氮的影響

程 軍1,張 亮1,張樹軍2,楊延棟3,谷鵬超2,彭永臻1*

(1.北京工業大學,國家工程實驗室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術研究中心,北京 100124；2.北京城市排水集團有限責任公司科技研發中心,北京污水資源化工程技術研究中心,北京 100022；3.哈爾濱工業大學,黑龍江 哈爾濱 150090)

亞硝酸鹽氧化菌(NOB)增長是導致城市污水短程硝化-厭氧氨氧化(partial nitrification/anammox,PN/A)工藝脫氮效率降低的主要原因之一.采用SBR反應器研究了周期性的進水氨氮負荷變化對城市污水PN/A工藝出水硝酸鹽的影響.結果表明:恒定曝氣量和曝氣時間,進水氨氮負荷周期性降低時,PN/A工藝出水硝態氮逐漸增長,導致系統脫氮性能下降.在硝態氮增長之后,保持進水氨氮負荷穩定,系統的脫氮性能未恢復.進一步分析表明:低氨氮濃度下,NOB對于溶解氧的競爭是出水硝態氮增長的主要原因.因此,在城市污水PN/A工藝中,為了維持穩定的脫氮性能需要控制溶解氧和出水氨氮濃度.

負荷波動；短程硝化-厭氧氨氧化(PN/A)；DO；NOB

短程硝化-厭氧氨氧化(PN/A)自養脫氮工藝是一種經濟、節能的新型脫氮工藝[1-2].其工藝原理是:在好氧條件下氨氧化菌(AOB)將部分氨氮(NH4+-N)轉化為亞硝態氮(NO2-N),在缺氧條件下,厭氧氨氧化菌(Anammox)以生成的亞硝態氮為電子受體,將剩余氨氮轉化為氮氣的生化反應過程[3].目前,短程硝化-厭氧氨氧化工藝主要應用于高氨氮廢水的處理[4].與傳統硝化反硝化工藝相比,短程硝化-厭氧氨氧化工藝僅需要將一半的NH4+-N轉化為NO2-N,從而減少曝氣量.根據報道,采用厭氧氨氧化脫氮工藝將使城市污水處理廠能耗降低40%～50%[5-6];其次,短程硝化-厭氧氨氧化自養脫氮工藝無需投加外加碳源,脫氮效率不受進水碳氮比的影響[7];最后,通過回收污水中有機碳源用于厭氧消化產甲烷,可能實現污水處理廠的能量平衡甚至產能[8-9].

經過多年的試驗研究,城市污水厭氧氨氧化工藝已經在接種污泥的富集培養[10]、反應器的啟動和運行控制[11-12]、低溫條件下系統的穩定運行[13-14]、系統破壞和恢復策略等方面做了大量研究[15].研究結果顯示,PN/A工藝普遍存在NOB增長引起出水硝酸鹽增加、總氮去除率下降的問題.有效地抑制NOB的增長是城市污水PN/A工藝穩定運行的關鍵[16].

進水波動是實際污水處理廠普遍存在的現象[17],為確保出水水質,傳統硝化-反硝化工藝通過輸入過量能量以保證硝化完全,因此進水波動對傳統工藝影響較小.然而,對于控制要求更高的PN/A工藝,進水負荷波動對于系統穩定性的影響還不明確.研究負荷波動條件下城市污水短程硝化-厭氧氨氧化工藝硝態氮增長方式并分析其作用機制,對于控制硝態氮的增長保證系統穩定運行具有重要意義.本文采用SBR反應器,通過控制進水氨氮濃度模擬城市污水處理廠負荷波動,考察系統出水硝態氮、氨氮等水質參數的變化規律,探索進水氨氮負荷波動對于系統硝態氮的影響,并給出城市污水一體化短程硝化-厭氧氨氧化工藝硝態氮增長的原因和控制策略.

1 材料和方法

1.1 反應裝置和接種污泥

試驗采用2個相同的SBR反應器(圖1).反應器采用有機玻璃制成,內徑20cm,高40cm,有效容積12L.反應器外圍設置水浴加熱;為了保證混合和傳質效果,反應器設置有攪拌裝置;曝氣采用曝氣泵和曝氣砂盤,轉子流量計控制曝氣量.反應器接種污泥來自一個穩定運行的高氨氮廢水一體化厭氧氨氧化反應器[18],污泥形態為絮體和顆粒污泥混合形式,接種污泥反應器總氮去除負荷平均為0.8kgN/(m3·d),污泥平均粒徑269μm,其中絮體污泥(粒徑小于200μm)占到41%.接種污泥用自來水沖洗4次之后投加到反應器中,初始混合液污泥濃度分別為3354,3510mg/L.

圖1 SBR反應器示意Fig.1 Schematic diagramof the SBR reactor

1.2 進水水質和試驗方案

試驗采用配水,每周期進水量相同,通過改變進水氨氮濃度模擬城市污水進水氨氮負荷的波動.配水以自來水為本底,投加NH4HCO3.進水水質(mg/L):COD:8.7～16.0;:18.6～92.5;-N:0.0～2.2;:0.0～6.3. pH: 7.2～8.1.

試驗分為3個階段,表1為進水氨氮濃度和負荷.階段Ⅰ:啟動和穩定期.系統接種污泥后,進水氨氮濃度從80mg/L降低到40mg/L,相應的反應時間從4h縮短至2h,穩定運行62個周期;階段Ⅱ:負荷波動.進水氨氮濃度以40mg/L為基準進行波動,SBR1和SBR2每隔一個周期進水濃度分別降低為30,20mg/L,試驗進行81個周期;階段Ⅲ:進水氨氮濃度穩定維持40mg/L,用于系統恢復,試驗持續42個周期.

兩個反應器除進水氨氮濃度以外,其他指標控制相同.反應器運行方式為:進水10min,連續曝氣120min,沉淀25min,排水10min,每天運行3個周期.試驗過程中控制曝氣量恒定,溶解氧濃度為0.06～0.28mg/L,控制反應器內溫度26±1℃,通過投加NaHCO3以保持反應出水pH值不低于6.8.

可利用對各信任評價集的隸屬度來反映直接信任的大小,節點的某個信任因素在不同信任評價集上的隸屬度可組成這個節點在該單因素上的模糊向量,此向量可以用來表示節點在各因素上的信任值評價大小。本文設置了4個程度的模糊子集Ui(i=1,2,3,4)分別表示節點信任的不同程度{不可信,低可信,中可信,高可信}。

表1 試驗各階段進水氨氮濃度和負荷Table 1 Influent ammoniumconcentration and NLR presented in each phase

1.3 檢測指標和方法

pH值、溫度和DO采用便攜式檢測儀(WTW 340i,Germany)進行檢測,進出水水樣分別檢測氨氮、亞硝態氮、硝態氮等指標.檢測方法如下:采用納氏試劑分光光度法測定;采用N-(1萘基)-乙二胺分光光度法測定;采用麝香草酚分光光度法測定.污泥濃度采用濾紙過濾稱重法;好氧呼吸速率(OUR)采用活性污泥呼吸儀(Strathkelvin Instruments, UK)檢測.

2 結果和討論

2.1 進水負荷對系統硝態氮的影響

2.1.1 反應器啟動和穩定運行 SBR1和SBR2啟動和穩定運行結果分別如圖2和圖3第Ⅰ階段所示.啟動初期進水濃度為80～90mg/L,出水濃度維持在10mg/L左右,出水濃度約為10mg/L,硝態氮產生比例為0.1左右.反應器穩定運行15個周期后進水濃度降低為40mg/L.出水維持在10mg/L左右,濃度持續低于1mg/L,出水濃度進一步降低,硝態氮產生比例低于0.1,總氮去除負荷維持在0.24kgN/(m3·d),反應器穩定運行62個周期.試驗結果表明保持進水氮負荷恒定,可以實現穩定的一體化短程硝化-厭氧氨氧化自養脫氮.

圖2 SBR 1氮素污染物濃度變化Fig.2 The variation of N-compounds concentration in SBR1

圖3 SBR 2氮素污染物濃度變化Fig.3 The variation of N-compounds concentration in SBR2

2.1.2 進水負荷周期性波動 圖2和圖3第Ⅱ階段反映了進水負荷波動時SBR1和SBR2出水氮素濃度變化.結果表明進水負荷發生波動時,出水硝態氮濃度呈現迅速升高,之后緩慢增加的趨勢,其增長速率基本恒定.反應器出水濃度在0～10mg/L之間波動,出水濃度低于1mg/L.由圖4可知,硝態氮產生比例Δ/ Δ隨著波動的延續逐漸升高,最終增長到0.8左右,其中進水低負荷時的硝態氮產生比例顯著高于高進水負荷,且波動比例越大硝態氮產生比例越高.隨著波動的延續,SBR1和SBR2出水總氮逐漸升高,總氮去除負荷從0.24kgN/(m3·d) 分別降低到0.1,0.03kgN/(m3·d),總氮去除率從80%分別降低到42%和21%.

反應第62、138和171周期分別檢測了SBR1和SBR2反應器中AOB、NOB的好氧呼吸速率,表2為其結果.

由表2可知,進水氨氮負荷發生波動時,2個反應器均出現了AOB活性降低,NOB活性顯著升高的現象.從而引起總氮去除負荷和總氮去除率的下降.

反應器出水硝態氮濃度變化以及微生物活性檢測結果均表明:在一體化短程硝化-厭氧氨氧化反應器中,進水負荷波動能夠引起NOB增長.

圖4 硝酸鹽生成量與氨氮轉化的變化Fig.4 Variation of the ratio between nitrate produced and ammoniumcon

表2 活性污泥好氧呼吸速率變化Table 2 Variation of theoxygen uptake rate for activated sludge

圖5 進水波動階段出水氨氮濃度與硝態氮產生比例之間的關系Fig.5 The correlation between effluent ammoniumconcentration and nitrate production ratio

2.2.1 硝態氮產生比例和出水氨氮之間的關系 由圖5可知,出水氨氮濃度越低,硝態氮產生比例越高.在SBR1中,當出水氨氮濃度高于3.86mg/L時能夠控制在0.2左右;而在SBR2中,當出水氨氮濃度高于7.98mg/L時Δ約為0.3.因此,出水氨氮濃度與硝態氮的產生具有一定的相關性.已有研究(表3)指出控制較高的剩余氨氮濃度是抑制NOB增長實現短程硝化,穩定運行的有效策略之一.

表3 通過控制剩余氨氮濃度實現短程硝化Table 3 Achieving shortcut nitrification by controlling residue ammonium

2.2.2 出水氨氮濃度對NOB的影響機制 圖6說明了典型周期內(第118周期)反應器氮素濃度和溶解氧、pH值沿程變化.反應初期氨氮濃度較高,反應器溶解氧迅速降低,NO2-N少量積累之后很快下降到0.7mg/L以下.反應過程中溶解氧濃度維持在0.03～0.38mg/L范圍內,而在反應末段氨氮濃度降低,溶解氧迅速升高,NO3-N增長速率加快.這可能是NOB增長的主要原因.

圖6 反應器全周期氮素濃度及DO、pH值變化Fig.6 N-compounds concentration and DO、pH variation in one cycle

試驗第Ⅰ階段,出水氨氮濃度能夠穩定在10mg/L左右,反應過程中保持低溶解氧和較高的氨氧化速率,NOB難以競爭到溶解氧,出水硝態氮濃度持續較低.試驗第Ⅱ階段,進水氨氮負荷降低,引起反應末段氨氮濃度和氨氧化活性降低,反應器溶解氧升高,從而導致NOB競爭到溶解氧是硝態氮增長的主要原因.Regmi等[12]以短程硝化-反硝化反應器為研究對象,結果表明保持一定的剩余氨氮對于NOB的抑制和淘洗是必要的;Perez等[22]以一體化厭氧氨氧化顆粒污泥反應器為研究對象建立模型指出:控制一定的剩余氨氮濃度能夠有效抑制NOB的增長,一定的溶解氧條件下存在相應抑制NOB增長的最小氨氮濃度.所以當氨氮濃度降低時應該及時降低溶解氧濃度以保持NOB的持續抑制[23].當進水負荷連續較低或發生過曝氣時(反應第92、112、129周期),將會加劇NOB的增長,出水硝態氮迅速增加.因此,保持進水負荷穩定、控制一定的出水氨氮濃度是抑制NOB增長的有效策略[24].

2.3 系統恢復與調控策略

負荷波動是污水處理廠的一個普遍現象,在城市污水短程硝化-厭氧氨氧化系統中,為了維持穩定的脫氮性能,當進水負荷發生波動時根據進水氨氮濃度確定曝氣時間[12],以反應器中氨氮濃度作為曝氣終止的指示性指標[20],可以有效避免氨氮濃度過低和溶解氧升高,從而抑制NOB增長.維持系統的穩定運行.

3 結論

3.1 進水氨氮負荷周期性波動會引起短程硝化-厭氧氨氧化工藝硝態氮增長;

3.2 進水氨氮負荷降低引起反應末段氨氮濃度降低和溶解氧升高,NOB競爭到溶解氧進而表達活性,是PN/A工藝硝態氮增長的主要原因;

3.3 在硝態氮增長之后,保持恒定的進水氨氮負荷,提高出水氨氮濃度系統脫氮性能未恢復;

3.4 在城市污水短程硝化-厭氧氨氧化工藝中,保持一定的剩余氨氮濃度,通過實時監測氨氮濃度變化,及時調節曝氣是抑制NOB增長的有效途徑.

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The effects ofammoniumloading ratefluctuation on nitrateaccumu lation in municipal wastewater partialnitritation/anammox (PN/A) process.

CHENG Jun, ZHANG Liang, ZHANG Shu-jun, YANG Yan-dong, GU Peng-chao2, PENG Yong-zhen1*
(1.National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology,Engineering Research Center of Beijing, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.Research and Development Center of Beijing D rainage Group Corporation, Beijing Wastewater Recycling Engineering Technology Research Center, Beijing 100022, China；3.Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China). China Environmental science, 2017,37(2)：520～525

The over-proliferation ofnitrite-oxidizing bacteria (NOB) is one of the main causes for the decrease of the nitrogen removal efficiency in municipal wastewater partial nitritation/anammox (PN/A) process. Municipal wastewater PN/A was established in a sequencing batch reactors (SBR) and the effect of periodic nitrogen loading rate (NLR) fluctuation on nitrate accumulation in the PN/A process was investigated.During the experimental period, influent ammoniumconcentration varied periodically while aeration rate and duration remained constant, inducing a variation of NLR within the range of 0.24～0.48kgN/(m3·d). Effluent nitrate concentration gradually increased under the variation of NLR, resulting in the decline of both nitrogen removal rate and efficiency. Followed by the variation of NLR, the reactor was operated at a stable NLR, which was failed to restore the nitrogen removal performance. NOB was easier to compete for oxygen at lowbulk ammoniumconcentrations, which was the main reason for the unwanted nitrate accumulation. Therefore, a stricterprocess control of DO andresidual ammoniumconcentration was essential to the stable operation ofPN/A systems.

NLR fluctuation；partial nitritation/anammox (PN/A)；DO；NOB

X703

A

1000-6923(2017)02-0520-06

程 軍(1991-),男,陜西咸陽人,北京工業大學碩士研究生,主要從事污水生物處理理論與應用研究.

2016-06-28

國家自然科學基金(51478013),北京市教委資助項目

* 責任作者, 教授, pyz@bjut.edu.cn