A2O工艺处理生活污水短程硝化反硝化的研究

曾 薇,李 磊,杨莹莹,张 悦,王淑莹(北京工业大学环境与能源工程学院,北京 100124)

A2O工艺处理生活污水短程硝化反硝化的研究

曾 薇,李 磊,杨莹莹,张 悦,王淑莹*(北京工业大学环境与能源工程学院,北京 100124)

在常温条件下,采用A2O工艺处理低C/N比实际生活污水,通过控制好氧区DO为0.3～0.5mg/L以及增大系统内回流比以降低好氧实际水力停留时间(AHRT),成功启动并维持了短程硝化反硝化;系统亚硝态氮积累率稳定维持在90%左右.在C/N比仅为2.34的情况下,短程硝化系统对总氮(TN)的去除率高达75.4%.通过对不同碳源类型、不同硝化类型以及不同DO水平下A2O系统脱氮效率的比较研究发现,低氧短程硝化反硝化阶段与外加碳源的全程硝化反硝化阶段的TN去除率相当.同时研究表明,低DO运行并不会导致A2O工艺发生污泥膨胀.当接种污泥为膨胀污泥时,控制DO在0.3～0.5mg/L反而有助于改善污泥沉降性能和出水水质.

A2O工艺；短程硝化反硝化；生活污水

Abstract：At normal temperature, a lab-scale A2O process was operated for the treatment of domestic wastewater with low C/N ratios. Short-cut nitrification and denitrification was achieved by controlling low DO concentration of 0.3～0.5mg/L and higher internal recycle ratios to decrease the actual aerobic hydraulic retention time (HRT). The average nitrite accumulation rate reached about 90%. When the C/N ratio was 2.34, about 75.4% of TN could be removed in the short-cut nitrification A2O process. The effects of different carbon sources, nitrification types and DO levels on nitrogen removal efficiencies in the A2O process were also investigated. The experimental results showed that the short-cut nitrification at low DO concentrations had the same TN removal efficiency as the complete nitrification with the extra carbon sources. Moreover, the activated sludge settling characteristics did not deteriorate. Even when the seed sludge was bulking sludge, sludge settling and treatment performance was improved under low DO conditions (0.3～0.5mg/L).

Key words：A2O process；short-cut nitrification and denitrification；domestic wastewater

传统的生物脱氮包括硝化和反硝化2个反应过程.其中硝化部分首先是由氨氧化菌 (AOB)将NH4+-N氧化为NO2--N的氨氧化过程;然后是由亚硝酸盐氧化菌(NOB)将NO2--N氧化为NO3--N的亚硝态氮氧化过程.最后通过反硝化作用将产生的NO3--N转化为N2.其中NO2--N是硝化和反硝化2个过程的中间产物.如果将NH4+-N氧化控制在亚硝化阶段,然后通过反硝化作用将NO2--N还原为N2,经NH4+-N→NO2--N→N2这样的途径完成脱氮,即短程硝化反硝化途径.短程硝化反硝化与全程硝化反硝化相比,缩短了反应时间,并可节约25%左右的供氧量,节约40%左右的反硝化所需碳源,减少污泥生成量[1],直接降低污水处理费用.

实现短程硝化反硝化的关键在于抑制NOB的活性或生长速率,造成AOB的数量或者活性在硝化系统中占优势,使活性污泥系统内的氨氧化速率大于系统内的NO2--N氧化速率,从而导致亚硝酸盐的积累[2].研究发现游离氨(FA)、游离亚硝酸(FNA)[3-4]、pH值、温度、DO[5]以及抑制剂(如氯化钠)[6-7]等都能够影响AOB和NOB的代谢活性和生长速率.

目前大多数的短程硝化都是在SBR系统中实现的[8].对于实际应用较多的连续流系统中的短程硝化反硝化的研究较少;有限的研究报道主要集中在高氨氮垃圾渗滤液等特殊污水的处理[9]和AO工艺中[10-12].而未见对处理实际生活污水的A2O工艺实现短程硝化反硝化的研究.本文以当前城市污水处理厂广泛应用的A2O工艺为研究对象,详细研究了如何在处理实际生活污水的A2O工艺中实现短程硝化反硝化,分析了系统在不同碳源类型、不同硝化类型和不同DO水平下的处理效果以及低DO对污泥沉降性能的影响.

1 材料与方法

1.1试验装置

A2O试验装置如图1所示.该装置由有机玻璃制成,由合建式的预缺氧-厌氧-缺氧-好氧反应器和二沉池组成.其中合建式反应器有效容积80L,可以通过活动隔板的设置灵活调整内部各个格室的容积和分布.试验期间将合建式反应器分为6个格室,其中第1格室为预缺氧区、第2格室为厌氧区,第3、第4格室为缺氧区,剩下的2个格室为好氧区;预缺氧区、厌氧区、缺氧区和好氧区的容积比为1:2:3:6.在预缺氧区、厌氧区、缺氧区和好氧区均安装搅拌器以提供充分的泥水混合,好氧区通过固定在反应器底端的曝气头供氧.为避免返混现象对试验结果的影响,各格室间均以连通管相连;预缺氧区和厌氧区出水采用溢流形式.二沉池采用竖流式沉淀池,有效容积为24L.

试验进水全部进入厌氧区;回流污泥进入预缺氧区;内循环混合液由好氧区最后一个格室回流到缺氧区第一格室.试验进水、回流污泥和内循环混合液流量均采用蠕动泵控制.

图1 A2O工艺试验装置Fig.1 Schematic diagram of A2O process

1.2试验用水及污泥

采用取自某生活小区化粪池的实际生活污水作为试验用水,原水水质指标如表1所示.水质指标的范围是指试验期间水质的变化范围,即每天取1个水样进行测定并计算其平均值.该生活污水属于典型的低C/N比生活污水,平均C/N仅为2.53.在试验第2阶段向该生活污水中投加一定量的乙酸钠和丙酸钠混合物作为外碳源,COD投加当量为150mg/L,从而提高进水C/N比,以改善系统脱氮性能;该阶段进水COD为352.7～422.4mg/L,平均值为387.2mg/L; C/N为4.79～6.89,平均值为5.94.接种污泥取自北京某城市污水处理厂二沉池回流污泥,属全程硝化污泥.

表1 原水水质Table 1 Characteristics of the raw wastewater

1.3分析测试方法

分析方法采用国家规定的标准方法[13];包括COD、NH4+-N、NO3--N、NO2--N等,水样经滤纸过滤后进行分析测定.TN采用Multi NC 3000总有机碳/总氮测定仪进行测定.DO和pH值的检测采用德国WTW-Multi-340i便携式在线测定仪进行测定.为方便数据分析,定义好氧实际水力停留时间(AHRT)和缺氧AHRT如下:

式中: V好为好氧区有效容积;V缺为缺氧区有效容积;Q为进水流量; r为内回流比; R为污泥回流比; ρ(NOx--N)为好氧区第2格室出水NO3--N与NO2--N浓度之和; ρ(NO2--N)为好氧区第2格室出水NO2--N浓度.

1.4试验方案

试验分为8个阶段,反应器在每个阶段的运行参数如表2所示.每个试验阶段均在系统调整后稳定运行1～2周后进行采样分析.冬季反应器内水温通过温控装置控制在(22±1)℃,夏季反应器内水温为自然水温23～28℃.通过从二沉池底部排泥,控制系统SRT在15～20d,反应器内MLSS为(2500±500)mg/L.

表2 A2O工艺处理实际生活污水实现短程硝化的试验方案Table 2 Scheme of the experiments for short-cut nitrification in A2O process treating domestic wastewater

2 结果与讨论

2.1A2O工艺短程硝化的实现与维持

图2给出了在试验期间,好氧2出水中NO2--N、NO3--N含量以及NO2--N积累率的变化情况.本试验第Ⅰ和第Ⅱ阶段,采取高DO的运行方式,系统硝化类型为全程硝化;考察A2O系统在有无外碳源的情况下对TN的去除效果.由于本试验接种污泥为全程污泥,在连续流反应器中不易产生NO2--N的积累.试验第Ⅲ阶段采取低DO的运行方式,通过低氧条件下AOB和NOB生长速度上的差异[5],对NOB的不断淘洗和AOB的逐渐富集来实现短程硝化.但如图2所示,该阶段并没有发生NO2--N的积累.该阶段的HRT为13.96h,好氧HRT为7.45h,好氧AHRT为1.24h;但系统对氨氮去除率仅为30%左右.可见该阶段过低的DO(0.1～0.3mg/L)抑制了AOB将NH4+-N氧化为NO2--N的速率,而较长的好氧AHRT也为NOB将NO2--N氧化为NO3--N提供了充足的时间,从而无法形成NO2--N的积累.该阶段的低DO对AOB和NOB的生长速率都产生了抑制,通过排泥不能实现对NOB的淘洗和AOB的富集,亦无法改变硝化菌群的结构,从而在该阶段并没有成功的启动短程硝化.

图2 亚硝态氮积累率变化情况Fig.2 Variations of nitrite accumulation rates

试验第Ⅳ阶段将系统的DO控制在0.3～0.5mg/L.为防止发生过曝气现象,提高了系统的进水流量,但该阶段也没有NO2--N积累的迹象.随后在第Ⅴ阶段,通过增大内回流流量来降低好氧AHRT.随着系统的运行,好氧2出水中的NO2--N积累率逐渐上升,最后稳定在80%以上;但由于系统的HRT较短,低DO下系统并不能对氨氮完全去除,应适当延长系统HRT以改善系统对氨氮的去除效果.第Ⅵ阶段,在保持进水流量不变的情况下,将内回流流量降低,好氧AHRT恢复到第Ⅳ阶段水平;该阶段NO2--N积累率仍保持在90%左右,说明通过第Ⅴ阶段的驯化培养,系统中的NOB已经被有效的抑制或者淘洗掉,AOB的活性得到增强、种群数量得到富集.第Ⅶ、第Ⅷ阶段则通过逐渐降低进水流量,延长系统HRT来提高系统对氨氮的去除效果;在降低进水流量的同时,适当调高内回流流量,保持这两个阶段好氧AHRT与第Ⅵ阶段相同.通过各个阶段的调节,第Ⅷ阶段NO2--N积累率稳定在90%左右,氨氮的去除率也达到95%以上.

2.2A2O系统中亚硝态氮积累的影响因素

影响全程硝化系统转变为稳定的短程硝化系统的原因较多[1],但其中一些因素对本系统短程硝化的实现并没有起到直接的促进作用(如pH、温度及FA等).在第Ⅴ阶段(短程成功启动阶段),系统内温度稳定在(22±1)℃,pH值稳定在7.2～7.6之间.在该温度和pH值条件下AOB和NOB均具有良好的生物活性,其生长速率差别不大.经计算,该阶段好氧区FA均在1.0mg/L以下,而大部分文献报道当FA小于1.0mg/L时, FA不会对NOB产生抑制[1,3-4].可见pH值、温度及FA并不是本系统成功启动短程硝化的促进因素.

在处理实际生活污水的A2O工艺中成功启动短程硝化并稳定维持的原因有以下几点:

低DO控制.以往研究得出AOB的氧饱和常数为0.3～0.5mg/L,NOB的氧饱和常数为0.7～1.8mg/L[14].这说明AOB相对于NOB对DO具有更强的亲和力,低DO浓度下AOB的生长速率大于NOB的生长速率[5].本试验中长时间维持好氧区低DO水平,导致NOB的生长和代谢活性受到抑制,并通过排泥逐渐被淘洗掉;而AOB却得到富集,最终导致系统内AOB的活性或数量远远大于NOB,AOB成为优势菌种.此时系统的氨氧化速率大于硝化速率,从而造成NO2--N的积累.

好氧HRT.有研究表明,即使是稳定的短程硝化系统,过量曝气也会造成短程硝化效果的逐步破坏[10].这表明严格控制曝气时间是实现短程硝化极为重要的因素.有的研究者在SBR系统短程硝化的启动阶段,通过控制在氨谷前结束曝气,能够有效富集AOB、淘洗NOB,实现短程硝化[15].在A2O系统短程硝化启动阶段降低好氧HRT可以防止系统过曝气,有效限制NOB的增长、促进系统对NOB的淘洗和AOB的富集.在试验第Ⅳ阶段增大了进水流量,虽然系统的氨氮去除率较低,却提高了系统的氨氮负荷,有利于AOB的优势生长.在第Ⅴ阶段,亚硝态氮积累稳定在80%后,逐渐降低系统负荷延长好氧HRT,不仅提高了系统对氨氮的去除率,也可以使硝化菌群逐渐适应延长的好氧HRT,避免NOB的增长.

好氧AHRT.在试验第Ⅴ阶段,通过好氧AHRT的缩短,成功实现了短程硝化.这是因为随着内回流比的增大,好氧AHRT的缩短,加快了泥水混合物在好氧和缺氧区的交替.在好氧区生成的NO2--N在缺氧区通过反硝化作用被及时去除,防止较长的好氧AHRT情况下,NO2--N在好氧区进一步被NOB氧化成NO3--N.由于NOB不能有效地得到底物进行生长繁殖,同时在低DO下,代谢活性逐渐受到抑制,生长速率大幅降低,最终被淘洗出A2O系统.

此外,NOB的好氧呼吸酶合成滞后性也是造成A2O系统在较短好氧AHRT下产生NO2--N积累的另一个主要原因.研究表明,当NOB从缺氧或者厌氧状态进入好氧状态后,氧对NOB细胞将会有毒害作用,会抑制NOB细胞的生长.这可能与NOB体内过氧化氢酶、过氧化物酶和超氧化物歧化酶的合成滞后有关.在呼吸过程中,氧被转化成过氧化物、超氧化物和羟基自由基等短暂的中间产物.NOB具有合成过氧化氢酶、过氧化物酶和超氧化物歧化酶的能力,能够使得上述毒性物质分解,但从缺氧或者厌氧状态进入好氧状态后,NOB需要一定时间来重新合成这些解毒酶[16].通过缩短好氧AHRT,加快了NOB在缺氧区和好氧区的循环,阻碍NOB对上述3种酶的合成,有毒的氧化产物对NOB的生长和活性进行了有效的抑制.

世代时间(SRT).当温度在14℃以上时,AOB的SRT比NOB的短,AOB的最小SRT小于NOB的最小SRT[1].在悬浮处理系统中若污泥龄介于AOB和NOB的最小污泥停留时间时,系统中NOB会逐渐被淘洗掉,使AOB成为系统中的优势种群.可见通过排泥,控制系统SRT是实现短程硝化的关键.本研究中控制系统SRT为15～20d,虽然系统SRT远大于AOB和NOB的最小SRT,但是由于低氧的作用和系统温度稳定在23℃左右,系统内的AOB增长速率要大于NOB的增长速率.通过排泥控制系统SRT可以进一步提高AOB在硝化菌群中的比例,在有效提高系统的氨氧化速率的同时降低亚硝态氮氧化速率,从而造成NO2--N的积累.

2.3A2O全程硝化和短程硝化对系统TN去除率的影响

图3 A2O系统对氮的去除Fig.3 Nitrogen removal in A2O process

如图3所示,试验第Ⅰ阶段好氧区DO稳定维持在1.5～2.5mg/L之间,系统硝化性能良好,系统对氨氮的去除率在95%以上.但由于该阶段进水C/N比平均值仅为2.91,导致系统对TN的平均去除率仅为59.3%,出水NO3--N达25mg/L左右.在试验第Ⅱ阶段,当向原水中投加外碳源,提高进水平均C/N比到5.94后,系统对TN去除率平均达到74.4%,出水NO3--N平均值降为18mg/L左右.而在试验第Ⅲ至第Ⅶ阶段,由于好氧区的DO较低、系统的HRT相对较短,导致系统硝化性能较差;系统对氨氮的平均去除率仅为50.9%,TN的去除率为41.8%.在试验第Ⅷ阶段,通过延长系统HRT,系统对氨氮的去除率达到了95%以上;而且由于此时系统成功启动短程硝化,出水中NO2

图4 A2O不同工况下典型沿程水质参数Fig.4 Variations of nutrient along the reactor in A2O process at the different experimental stages

--N积累率平均高达93.6%;此阶段C/N比平均值仅为2.34,系统对TN平均去除率高达75.4%.在C/N比较低的情况下,实现短程硝化的第Ⅷ阶段比全程硝化的第Ⅰ阶段的TN去除率平均高16.1%;与外加碳源的第Ⅱ阶段TN去除率基本相同.

考察了不同碳源类型、不同硝化类型以及不同DO水平对A2O系统脱氮效率的影响.图4是系统在不同条件下,稳定运行后具有代表性的各项水质参数的沿程变化情况.

图4(A)是试验第Ⅰ阶段反应器各格室不同氮化合物浓度和pH值的典型变化规律.该阶段系统硝化能力较强,pH值从缺氧区第2格室的7.51降低到好氧区第2格室的7.21.由于进水C/N仅为3.19,系统TN去除率较低,仅为53.2%.图4(B)反映出第Ⅱ阶段外加碳源后缺氧区反硝化脱氮性能提高,与第Ⅰ阶段相比,缺氧区的pH值上升幅度更大.图4(C)是试验第Ⅳ阶段(低DO浓度全程硝化反硝化),由于低氧下系统的硝化能力受限,硝化过程中pH值下降幅度较小,仅从缺氧区第2格室的7.46降低到好氧区第2格室的7.37.系统对氨氮去除率仅为56.9%.图4(D)是试验第Ⅷ阶段(低DO浓度短程硝化反硝化)好氧区出水氨氮为0mg/L,硝态氮浓度为0.9mg/L,亚硝态氮浓度为14.5mg/L,亚硝态氮积累率达94.2%.在原水C/N比仅为2.27时,TN去除率高达81.2%.在C/N比偏低的情况下,低DO短程硝化反硝化[图4(D)]仍比高DO全程硝化反硝化[图4(A)]的TN去除率高28%.

2.4低氧对SVI的影响

在连续流活性污泥系统中,长时间低DO运行往往会引起污泥膨胀[17],进而影响污泥在二沉池中的沉降性能.如不加以控制,污泥膨胀进一步恶化会导致污泥流失,影响出水水质,甚至污染受纳水体.但在本研究中,在A2O工艺中通过控制低DO实现短程硝化的过程中并没有发生污泥膨胀(图5).

图5 DO和SVI的关系Fig.5 The relationship of DO and SVI

在试验第Ⅰ阶段,当DO稳定维持在1.5～2.5mg/L时,污泥沉降性能良好,SVI稳定维持在100mL/g左右.通过革兰氏染色发现尽管该阶段的污泥絮体中也存在一定量的丝状菌(图6),但这些丝状菌构成了菌胶团的骨架,并未向絮体外进行枝状生长,影响污泥的沉降性能.当第Ⅱ阶段向原水中投加外碳源后,污泥发生膨胀.该阶段的污泥絮体中有大量的丝状菌存在,并在污泥絮体外进行枝状生长;污泥絮体结构松散,SVI迅速上升至200mL/g以上,严重影响该阶段污泥的沉降性能.易降解碳源的投加是引起该阶段发生丝状菌膨胀的主要原因.试验第Ⅲ阶段,当控制DO为0.1～0.3mg/L时,污泥絮体中的丝状菌仍较多,系统的污泥沉降性能并没有得到改善,SVI维持在210～260mL/g.但从第Ⅳ阶段起,当DO稳定在0.3～0.5mg/L后,污泥絮体内丝状菌含量大幅减少,污泥结构密实,系统的污泥沉降性能逐渐改善,SVI随着系统的运行逐渐降低.尤其在第Ⅷ阶段,当氨氮去除率大幅增高,系统出水亚硝态氮含量增大时,SVI稳定维持在100mL/g以下.可见A2O工艺在低DO(0.3～0.5mg/L)水平下运行,并不会导致污泥发生丝状菌膨胀.当接种污泥为膨胀污泥时,低DO(0.3～0.5mg/L)运行反而有利于改善污泥沉降性能,减少菌体结构中的丝状菌枝状生长.

图6 不同试验阶段的污泥絮体结构Fig.6 Sludge flocs at the different experimental stages

3 结论

3.1在常温条件下,通过控制系统SRT为15～20d,单纯维持好氧区低DO水平,在处理实际生活污水的A2O系统中并不能实现短程硝化反硝化.当提高内回流比,从而降低系统好氧AHRT时,系统内的亚硝态氮积累量逐渐上升.当系统出水中的亚硝态氮积累量稳定达到80%以上,逐渐降低进水流量,可使系统对氨氮的去除率达到95%以上,亚硝态氮积累率稳定在90%左右,A2O系统内实现了短程硝化反硝化.

3.2投加易降解有机碳源,容易导致污泥发生丝状菌膨胀,SVI达200mL/g以上.当停止投加外碳源,控制DO在0.1～0.3mg/L时,污泥沉降性能并没有改善.将DO提高到0.3～0.5mg/L后,随着系统的运行,SVI逐渐降低,最后稳定维持在100mL/g左右,二沉池出水清澈.可见低DO运行的A2O工艺不易发生污泥膨胀.当接种污泥为膨胀污泥时,低DO(0.3～0.5mg/L)运行反而有利于改善污泥沉降性能,减少菌体结构中的丝状菌枝状生长.

3.3通过对不同碳源类型、不同硝化类型以及不同DO水平下A2O系统脱氮效率的比较研究发现,低DO短程硝化反硝化的脱氮效率与高DO全程硝化反硝化相比,TN去除率平均提高16.1%.低C/N比下的低氧短程硝化反硝化与外加碳源的全程硝化模式下的TN去除率相当,甚至更高.在出水水质相同的情况下,低氧短程A2O工艺可有效减少外碳源的投放量,节约能源,降低污水处理厂的运行成本.

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Short-cut nitrification and denitrification in A2O process treating domestic wastewater.

ZENG Wei, LI Lei, YANG Ying-ying, ZHANG Yue, WANG Shu-ying*(College of Environmental and Energy Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China). China Environmental Science, 2010,30(5)：625～632

X703.1

A

1000-6923(2010)05-0625-08

曾 薇(1974-),女,黑龙江省哈尔滨人,副教授,博士,主要从事污水生物处理研究.发表论文50余篇.

2009-10-21

国家自然科学基金资助项目(50878005);北京市自然科学基金资助项目(8102005);北京市优秀人才培养资助计划(20081D0-501500178)

* 责任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn