赵伟华,李健伟,王梅香,黄 宇, 冯 岩,李夕耀,彭永臻*
前置A2NSBR系统硝化和反硝化除磷的特性
赵伟华1,2,李健伟1,王梅香1,黄 宇1, 冯 岩1,李夕耀1,彭永臻1*
(1.北京工业大学,国家工程实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京 100124;2.哈尔滨工业大学,海洋科学与技术学院,山东 威海 264209)
以处理实际低C/N生活污水的前置A2NSBR系统为研究对象,考察系统内生物膜的硝化特性和活性污泥的反硝化除磷特性.试验研究了有机物和NO2--N浓度对生物膜硝化性能的影响,以及不同电子受体浓度对反硝化吸磷速率的影响.结果测得硝化速率为11.3mgNH4+-N/(L·h),在填充率40%的条件下容积负荷为0.27kgNH4+-N/(m³·d),有机物的存在会对硝化有抑制,但是系统表现出了良好的抗有机负荷冲击能力,硝化速率为9.72mg NH4+-N/(L·h). NO2--N处理对AOB活性几乎无影响,对NOB活性抑制作用明显,当NO2--N浓度为400mg/L时,NOB活性仅为1.63%,几乎接近完全被抑制.根据本次不同电子受体条件下除磷批次试验的结果,好氧吸磷速率为17.62mg P/(g VSS·h),以NO3--N为电子受体的缺氧吸磷速率是12.94mg P/(g VSS·h),从而可知缺氧聚磷菌占总聚磷菌的比例大约是73.4%,其中在NO2--N浓度为30mg/L出现吸磷抑制,当NO2--N和NO3--N共存时,NO2--N在初始浓度为15mg/L便出现吸磷抑制.
低碳氮比;前置A2NSBR工艺;硝化;反硝化除磷;NO2--N抑制
污水厂的脱氮除磷功能已经成为阻止水体富营养化的有效措施,但是实际生活污水碳源缺乏,C/N比较低,脱氮和除磷存在碳源的竞争[1-2].反硝化除磷能够“一碳两用”充分利用原水碳源,节省曝气能耗和降低污泥产量,据此本文提出了双污泥反硝化除磷前置A2NSBR工艺[3-4],硝化和反硝化除磷反应分别发生在N-SBR和A2SBR反应器中,相应的硝化菌在N-SBR系统中得到富集,反硝化除磷菌在A2SBR富集,与常规的单污泥系统不同,双污泥系统功能菌种富集程度更高[5],因而其污泥活性和生物膜更值得研究.
在前置A2NSBR工艺中,COD主要在A2SBR反应器中被消耗,进入N-SBR几乎没有可利用的有机物,有机物对硝化性能的影响很小,这使得N-SBR反应器更有利于硝化和富集硝化菌.关于有机物对硝化性能影响研究发现C/N比与生物膜填料上的硝化菌比例成负相关关系, AOB和NOB的比例随着C/N的增加而逐步下降[6]; 通过DGGE技术研究同样证实C/N比与硝化菌富集程度呈负相关,随C/N比从低到高,优势菌种从硝化细菌变为反硝化菌,且发生反应从硝化到同步硝化反硝化[7].
电子受体NO3--N和NO2--N浓度对反硝化除磷有重要影响,研究发现反硝化吸磷速率与缺氧段硝态氮浓度呈正比,并且当硝态氮耗尽后,系统由缺氧吸磷转变为厌氧内碳源放磷[8], NO2--N浓度大于20mg/L时吸磷出现抑制,这可能与反硝化吸磷相关的酶活性被抑制有关,或者反硝化中间产物抑制缺氧吸磷性能[9].
生物膜的短程硝化至今是国内外的难题,由于生物膜的附着生长特性,很难像絮体污泥那样通过排泥结合实时控制快速实现短程硝化,本研究拟采用NO2-抑菌效应[10],并探索结合过程控制和环境条件实现AOB的富集和NOB的淘洗,通过种群优化来实现生物膜系统的短程硝化.通过研究NO2--N浓度对AOB和NOB活性抑制,以及NO2--N浓度对反硝化除磷影响的作用,以期最终实现短程反硝化除磷,进一步节省能耗和碳源.
试验母反应器为前置A2NSBR系统[4],由一个活性污泥除磷SBR单元和一个填料生物膜硝化SBR单元构成,批次试验根据具体方案从母反应器取活性污泥或者填料.
1.2.1 硝化速率试验 取2L SBR反应器按照容积填充率40%加入800mL填料(Ø 25mm´10mm,取自母反应器),试验采用配水,投加氯化铵使得初始NH4+-N浓度约30mg/L,20℃,间隔30min取样.
1.2.2 有机物存在对生物膜硝化性能影响试验 在2L SBR反应器(填料类型Ø 25mm´10mm,取自母反应器,填充率40%)投加乙酸钠和氯化铵,使得初始COD和NH4+-N浓度分别为100和35mg/L,保持温度为20℃,溶解氧(DO) 浓度为(4±0.5) mg/L,间隔30min取样测COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N浓度.
1.2.3 NO2--N浓度抑制对生物膜上硝化菌(AOB和NOB)活性的影响试验 取4个500mL SBR反应器,装入200mL填料(填充率40%,Ø 10mm´8mm,取自硝化母反应器),依次投加亚硝酸钠,使得初始NO2--N浓度分别为0mg/L(1#),100mg/L(2#),200mg/ L(3#),400mg/L(4#) 浸泡处理8h,温度为25℃,pH值为7.0. 8h浸泡结束后用蒸馏水洗3遍,在每个SBR反应器中投加氯化铵和亚硝酸钠,使得初始NH4+-N和NO2--N浓度为20和10mg/L,控制DO为4mg/L左右,进行硝化反应,间隔15min取样记录NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度并作图.
1.3.1 好氧吸磷速率和反硝化吸磷速率试验 参考Wachtmeister[11]提出的方法,污泥取自A2SBR反应器的好氧段,共1L悬浮污泥,先离心然后用去离子水清洗2遍,定容到1L的锥形瓶中,通过投加无水乙酸钠使COD初始浓度为100mg/L,厌氧搅拌2h;反应结束后,离心分离,再用去离子水将反应活性污泥清洗2遍,去除剩余COD和磷酸盐等物质,添加磷酸氢二钾使得初始磷浓度为40mg/L,然后定容至1L后均分为2份,1份好氧曝气,使DO浓度维持在2mg/L左右,另一份加入NaNO3,使初始NO3--N浓度均为30mg/L,缺氧搅拌,反应时间2h,试验测得的缺氧最大吸磷速率/好氧最大吸磷速率比值即DPAOs占PAOs的比例.
1.3.2 不同NO2--N浓度对反硝化吸磷速率影响试验 研究不同NO2--N浓度(10, 20, 25, 30mg/L)对反硝化吸磷的影响,从A2SBR反应器内取好氧末阶段的活性污泥,用去离子水洗后加入乙酸钠使得初始COD浓度约为100mg/L,厌氧搅拌2h,2h后用去离子水清洗,然后加入磷酸氢二钾使得初始磷酸盐浓度为30mg/L左右,然后投加亚硝酸钠使得NO2--N初始浓度分别为10, 20, 25, 30mg/L,控制温度为20℃, pH值为7.0,间隔取样观测吸磷情况.
1.3.3 NO3--N/NO2--N共存对反硝化吸磷速率影响试验 为研究NO3--N/NO2--N共存对吸磷的影响,取NO2--N浓度为10和15mg/L, NO3--N浓度为10mg/L,研究NO3--N/NO2--N共存时的吸磷性能,其他试验步骤参考上文步骤1.3.2.
COD采用5B-1快速测定法(Lanzhou Environmental Technology Co. Ltd.), PO43--P, NH4+- N,NO2--N,NO3--N由Lachat Quikchem8500型流动注射仪测定(Lachat Instrument, Milwaukee, wiscosin); TN通过TN/TOC分析仪(MultiN/C3100, Analytik Jena,AG)测定;采用WTW,Multi 340i pH/ DO仪测定pH值和DO.
根据图1,测得硝化速率为11.3mgNH4+-N/(L·h),在填充率40%的条件下容积负荷为0.27kgNH4+-N/ (m³·d).较高的硝化速率和硝化负荷表明N-SBR生物膜富集了大量硝化菌,为前置A2NSBR工艺反硝化除磷提供了充足的电子受体.
图1 硝化速率测定试验
如图2所示,当有机物存在时,有机物优先利用DO被消耗掉,但在开始的0.5h内,存在微弱的硝化,NH4+-N浓度降低了1.09mg/L,0.5~1h之间NH4+-N浓度降低了4.01mg/L,这说明好氧去除有机物和硝化是同时发生的,但明显好氧异养菌竞争DO的能力远远超过硝化菌.1h之后,可降解COD基本降解完毕,此时硝化开始快速发生,计算可得出平均硝化速率为9.72mg NH4+-N/(L·h).
这说明在硝化生物膜系统中,有机物和硝化相比,仍然具有竞争DO方面的优势,有机物的存在存在会对硝化有抑制[12-13],但是系统表现出了良好的抗有机负荷冲击能力,1h之后仍然保持较高的硝化速率,同时可以看到,在这个过程中TN去除率为29.5%,TN损失10.89mg/L,这是因为有机物的存在,系统发生了好氧同步硝化反硝化现象,按照去除1gN需要2.86g C计算,被用于反硝化的COD占总COD去除的35.5%,这说明在有机物存在的情况下,可能由于生物膜表面氧浓度梯度的差异提供了微观缺氧环境,生物膜系统会表现出良好的同步硝化反硝化脱氮能力.
图2 有机物对硝化速率的影响
图3(a)中,NO2--N投加浓度为0mg/L(1#,FNA为0mgHNO2-N/L),作为空白对照,用NH4+-N的降解速率(对应曲线斜率)代表AOB的活性,用NO3--N的生成速率(对应曲线斜率)代表NOB的活性,并将本空白对照试验AOB和NOB的活性作为1(即100%).在90min内,NH4+-N浓度从22.52mg/L降解到9.74mg/L,NO2--N浓度从12.64mg/L降解到2.7mg/L, NO3--N浓度从1.38mg/L上升到23.62mg/L.
如图3(b)所示,经过100mg/L浓度的NO2--N处理后(FNA为0.022mgHNO2-N/L),2#反应器生物膜中AOB活性几乎未受到影响,而NOB活性受到抑制.90min内,NH4+-N浓度从22.36mg/L降解到7.88mg/L,NO2--N浓度从14.32mg/L上升到到23.9mg/L,NO3--N浓度从0.0mg/L上升到2.06mg/ L.2#NOB活性为10.61%.
经过200mg/L浓度的NO2--N处理后(FNA为0.045mgHNO2-N/L),3#反应器生物膜中硝化菌活性如图3(c) 所示,90min内,NH4+-N浓度从22.8mg/L降到10.68mg/L,NO2--N浓度从13.6mg/L上升到23.58mg/L,NO3--N浓度从0.0上升到0.78mg/L.与1#相比,3#AOB几乎未受到影响,而NOB受到抑制,NOB活性仅为4.08%.
如图3(d)所示,经过400mg/L浓度的NO2--N处理后(FNA为0.090mgHNO2-N/L),4#反应器生物膜中硝化菌活性AOB几乎未受到影响,而NOB受到抑制,90min内,NH4+-N浓度从23.24mg/L降到9.78mg/L,NO2--N浓度从15.12mg/L上升到25.52mg/L,NO3--N浓度从0.0上升到0.6mg/L.与1#相比,4#NOB活性基本被完全抑制,活性仅为1.63%.
图3 亚硝酸盐处理对硝化菌活性的影响
由此可见NO2--N处理对AOB活性几乎无影响,但是对NOB活性具有明显抑制作用,因此可尝试用NO2--N处理生物膜,需同时配合其他措施,如实时过程控制[14]及温度[15]等环境条件实现并维持生物膜的短程硝化,为短程硝化提供新的方法途径.
根据本次除磷批次试验结果,好氧吸磷速率为17.62mg P/(g VSS·h),以NO3--N为电子受体的缺氧吸磷速率为12.94mg P/(g VSS·h),按照反硝化聚磷菌比例计算方法[3],缺氧聚磷菌占总聚磷菌的比例大约为73.4%,这说明经过长期厌氧/缺氧条件的驯化,反硝化聚磷菌得到了高度富集,成为优势聚磷菌.
短程反硝化除磷能够进一步节省碳源和能耗.但NO2--N作为反硝化除磷的电子受体一直存在其抑制浓度方面的研究分歧[16-18],NO2--N对吸磷的抑制浓度会因环境条件和污泥本身种群结构等而不同.本次试验中,由图4可以看出,在NO2--N初始浓度分别为10, 20, 25mg/L时,吸磷速率较快,前30min的吸磷速率分别是25.06, 31.48, 35.91mg/(L·h),在NO2--N浓度为30mg/L出现吸磷抑制,不仅无吸磷发生反而出现内源释磷,因此在本试验条件下, NO2--N浓度不高于25mg/L可以保证吸磷.
在NO2--N浓度为30mg/L时,虽然吸磷受到抑制,但同时观测到NO2--N浓度有轻微的降低,这可能是因为缺氧环境下,存在聚糖菌引起的内源反硝化导致[19].
图4 NO2--N浓度对反硝化吸磷性能的影响
短程反硝化除磷能够进一步节省碳源和能耗.但NO2--N作为反硝化除磷的电子受体一直存在其抑制浓度方面的研究分歧[16-18],NO2--N对吸磷的抑制浓度会因环境条件和污泥本身种群结构等而不同.本次试验中,由图4可以看出,在NO2--N初始浓度分别为10, 20, 25mg/L时,吸磷速率较快,前30min的吸磷速率分别是25.06, 31.48, 35.91mg/(L·h),在NO2--N浓度为30mg/L出现吸磷抑制,不仅无吸磷发生反而出现内源释磷,因此在本试验条件下, NO2--N浓度不高于25mg/ L可以保证吸磷.
图5 NO3--N/NO2--N共存对反硝化吸磷性能的影响
在NO2--N浓度为30mg/L时,虽然吸磷受到抑制,但同时观测到NO2--N浓度有轻微的降低,这可能是因为缺氧环境下,存在聚糖菌引起的内源反硝化导致[19].
反硝化除磷通常出现NO2--N和NO3--N共存的情况,因此研究NO2--N和NO3--N共存对反硝化除磷的影响非常重要[20].由图5(a)可以看出,当有NO2--N和NO3--N共存时,NO2--N在初始浓度为15mg/L便出现吸磷抑制(实测浓度为16.36mg/L),并且伴随着内源释磷.由图5(b)可以看到, NO2--N在10mg/L时吸磷正常发生(实测浓度为12.12mg/L),在0~30min内伴随着NO3--N反硝化产生的NO2--N积累发生.
3.1 初始NH4+-N浓度为30mg/L,填料填充率为40%, 20℃条件下,测得N-SBR填料生物膜硝化速率为11.3mgNH4+-N/(L·h),容积负荷为0.27kg NH4+-N/(m³·d).
3.2 NO2--N处理对生物膜上的AOB活性几乎无影响,而NOB活性受到抑制,因此可以尝试采用NO2--N处理生物膜,同时采用实时过程控制、温度控制等环境条件实现并维持生物膜的短程硝化.
3.3 根据除磷批次试验的结果,好氧吸磷速率是17.62mg P/(g VSS·h),以NO3--N为电子受体的缺氧吸磷速率是12.94mg P/(g VSS·h),缺氧聚磷菌占总聚磷菌的比例约为73.4%,反硝化聚磷菌富集程度较高.
3.4 NO2--N对吸磷的抑制浓度会因环境条件和污泥本身种群结构等而不同,在本试验条件下,NO2--N浓度为30mg/L时,吸磷受到抑制.当有NO2--N和NO3--N共存时,NO2--N在初始浓度为15mg/L便出现吸磷抑制.
[1] Ma Y, Peng Y Z, Wang X L. Improving nutrient removal of the AAO process by an influent bypass flow by denitrifying phosphorus removal [J]. Desalination, 2009,246:534-544.
[2] Ahn J, Daidou T, Tsuneda S, et al. Characterization of denitrifying phosphate-accumulating organisms cultivated under different electron acceptor conditions using polymerase chain reaction-denaturing gradient gel electrophoresis assay [J]. Water Research., 2002,36(2):403-412.
[3] Zhao W H, Zhang Y, Lv D M, et al. Advanced nitrogen and phosphorus removal in the pre-denitrification anaerobic/anoxic/ aerobic nitrification sequence batch reactor (pre-A2NSBR) treating low carbon/nitrogen (C/N) wastewater [J]. Chemical Engineering Journal, 2016,302:296-304.
[4] 赵伟华,王梅香,吕冬梅,等.前置A_2NSBR工艺系统的启动特性研究 [J]. 中国环境科学, 2016,36(9):2689-2695. Zhao W H, Wang M X, Lv D M, et al. Start-up characteristics of the pre-A2NSBR Process [J]. China Environmental Science, 2016,36(9): 2689-2695.
[5] Zhao WH, Wang MX, Li JW, et al. Optimization of denitrifying phosphorus removal in a pre-denitrification anaerobic/anoxic/post- aeration + nitrification sequence batch reactor (pre-A2NSBR) system: Nitrate recycling, carbon/nitrogen ratio and carbon source type [J]. Frontiers of environmental science & engineering, 2018,12(5).
[6] 王荣昌,文湘华,钱 易.悬浮载体生物膜内硝化菌群空间分布规律 [J]. 环境科学, 2006,27(11):2358-2362. Wang R C, Wen X H, Qian Y, et al. Spatial Distribution of nitrifying bacteria communities in suspended carrier biofilm [J]. Environmental science, 2006,27(11):2358-2362.
[7] 刘 强,李大平,胡 杰,等.不同有机碳与无机氨氮比(C/N)下自养硝化生物膜上微生物菌群的变化 [J]. 四川大学学报(自然科学版), 2008,45(3):663-668. Liu Q, Li DP , Hu J, et al. he community structure changes of autotrophic nitrifying biofilms analyzed different C/N [J]. Journal of Sichuan University (Natural Science Edition), 2008,45(3):663-668.
[8] 王亚宜,彭永臻,王淑莹,等.碳源和硝态氮浓度对反硝化聚磷的影响及ORP的变化规律 [J]. 环境科学, 2004,25(4):54-58. Wang Y Y, Peng Y Z, Wang S Y, et al. Effect of carbon source and nitrate concentration on denitrifying dephosphorus removal and variation of ORP [J]. Environmental science, 2004,25(4):54-58.
[9] 裴 宁,赵俊山,王成彦,等.亚硝酸盐对反硝化除磷菌抑制机理研究 [J]. 哈尔滨商业大学学报(自然科学版), 2009,25(4):415-418.Pei N, Zhao J S, Wang C Y, et al. Inhibition mechanisms of nitrite on denitrifying phosphorus accmulating organisms [J]. Journal of Harbin University of Commerce (Natural Sciences Edition), 2009,25(4):415-418.
[10] 马 斌,委 燕,王淑莹,等.基于FNA处理污泥实现城市污水部分短程硝化 [J]. 化工学报, 2015,66(12):5054-5059. Ma B, Wei Y, Wang S Y, et al. Achieving partial nitritation in sewage treatment system based on treating activated sludge by FNA [J]. CIESC Journal, 2015,66(12):5054-5059.
[11] Wathtmeister A, Kuba T, Loosdrecht M C M V, et al. A sludge characterization assay for aerobic and denitrifying phosphorus removing sludge [J]. Water Res., 1997,31(3):471–478.
[12] Ryu H D, Kim J S, Kang M K, et al. Enhanced nitrification at short hydraulic retention time using a 3-stage biological aerated filter system incorporating an organic polishing reactor [J]. Separation & Purification Technology, 2014,136(136):199-206.
[13] Zhang H M, Xiao J N, Cheng Y J, et al. Comparison between a sequencing batch membrane bioreactor and a conventional membrane bioreactor [J]. Process Biochemistry, 2006,41(1):87-95.
[14] Yang Q, Peng Y Z, Liu X H, et al. Nitrogen removal via nitrite from municipal wastewater at low temperatures using real-time control to optimize nitrifying communities [J]. Environmental Science & Technology, 2007,41(23):8159-8164.
[15] 尚会来,彭永臻,张静蓉,等.温度对短程硝化反硝化的影响 [J]. 环境科学学报, 2009,29(3):516-520. Shang H L, Peng Y Z, Zhang J R, et al. The effect of temperature on short-cut nitrification and denitrification [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2009,29(3):516-520.
[16] Liu K, Chuang R, Ling. X M, et al. Study on the mechanism of the denitrifying phosphorus removal system with nitrite as electron acceptor [J]. Journal of Chongqing University of Technology, 2013, 27(10):48-53.
[17] Zhou Y, Pi J, Yuan Z. Free nitrous acid inhibition on anoxic phosphorus uptake and denitrification by poly-phosphate accumulating organisms [J]. Biotechnology & Bioengineering, 2007,98(4):903-912.
[18] Coma M, Verawaty M, Pijuan M, et al. Enhancing aerobic granulation for biological nutrient removal from domestic wastewater [J]. Bioresour Technol, 2012,103(1):101-108.
[19] Zhao W H, Huang Y, Wang M X, et al. Post-endogenous denitrification and phosphorus removal in an alternating anaerobic/ oxic/anoxic (AOA) system treating low carbon/nitrogen (C/N) domestic wastewater [J]. Chemical Engineering Journal, 2018,339:450-458.
[20] 张建华,彭永臻,张 淼,等.不同电子受体配比对反硝化除磷特性及内碳源转化利用的影响 [J]. 化工学报, 2015,66(12):5045-5053. Zhang J H, Peng Y Z, Zhagn M, et al. Effect of different electron acceptor ratios on removal of nitrogen and phosphorus and conversion and utilization of internal carbon source [J]. CIESC Journal, 2015, 66(12):5045-5053.
Nitrification and denitrifying phosphorus removal performance in the pre-A2NSBR system.
ZHAO Wei-hua1,2, LI Jian-wei1, WANG Mei-xiang1, HUANG Yu1, FENG Yan1, LI Xi-yao1, 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.School of Marine Science and Technology, Harbin Institute of Technology, Weihai 264209, China)., 2019,39(11):4660~4665
Biofilm nitrification and activated sludge denitrifying phosphorus removal performance were investigated in the pre-A2NSBR system, which treated real low carbon to nitrogen (C/N) ratio domestic sewage. The effect of organic substance and NO2--N concentration on the biofilm nitrification performance, and different electronic acceptors on the denitrifying phosphorus uptake rate were studied. Results indicated that nitrification rate was 11.3 mgNH4+-N/(L·h), the ammonia volume loading was 0.27 kgNH4+-N/(m³·d) under the filling rate of 40%, the nitrification performance was inhibited by organic substance, but the system showed a good nitrification rate of 9.72 mg NH4+-N/(L·h) when organics presented. NO2--N treatment exhibited little effect on the AOB activity but obvious effect on the NOB activity, the NOB activity was almost completely inhibited (only 1.63%) when NO2--N concentration was 400mg/L. According to the phosphorus uptake rate experiment under different electronic acceptors, the phosphorus uptake rate under oxygen and NO3--N was 17.62mg P/(g VSS·h) and 12.94mg P/(g VSS·h), respectively, anoxic phosphate accumulating organisms (PAOs) occupied 73.4% of the total PAOs, phosphorus uptake performance was inhibited when the NO2--N concentration was 30mg/L, and phosphorus uptake performance was inhibited when the NO2--N concentration was 15mg/L under the condition of NO2--N and NO3--N coexisted.
low C/N ratio;pre-A2NSBR process;nitrification;denitrifying phosphorus removal;NO2--N inhibition
X703.5
A
1000-6923(2019)11-4660-06
赵伟华(1988-),男,山东潍坊人,助理研究员,博士,主要从事污水处理及资源化技术研究.发表论文14篇.
2019-04-24
国家自然科学基金资助项目(51578014);北京市教委资助项目
* 责任作者, 教授, pyz@bjut.edu.cn