硝化污泥中AOB/NOB对硝化特性的影响

卞 伟,李 军,赵白航,阚睿哲,张彦灼,张舒燕,王文啸



硝化污泥中AOB/NOB对硝化特性的影响

卞 伟,李 军*,赵白航,阚睿哲,张彦灼,张舒燕,王文啸

(北京工业大学,水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室,北京 100124)

为了深入研究硝化污泥中AOB/NOB(A/N)对其硝化特性的影响,在两个SBR反应器中,通过控制单一基质,并结合影响因素控制和定期排泥,各自经过80个周期的运行,成功实现了AOB、NOB活性污泥的优化培养.依据Monod方程理论确定出AOB、NOB活性污泥中的丰度比约为1:1.不同A/N硝化特性的研究表明:亚硝化率、氨氧化速率、亚硝酸盐氧化速率以及好氧速率均受硝化污泥中A/N的影响,想要实现短程硝化的稳定运行必须使得A/N接近于1:0;氨氧化速率与硝化污泥中AOB的数量并不存在显著的正比关系;常规的生活污水硝化工艺中,A/N应不低于1:2;结合好氧速率的在线监测,当好氧速率趋于稳定时,指示短程硝化的启动已经接近完成.

硝化污泥；A/N；丰度比；亚硝化率；氨氧化速率；亚硝酸盐氧化速率；好氧速率

污水处理过程中,硝化细菌是最重要的功能菌群之一,其通过硝化过程参与含氮污染物从污水中的去除[1].硝化过程主要分两步进行,氨氧化过程和亚硝酸盐氧化过程[2],对应地,硝化细菌可分为氨氧化细菌(AOB)和亚硝酸盐氧化细菌(NOB).目前,针对硝化污泥中AOB/NOB (A/N)变化的研究,多集中在运用分子生物学、荧光原位杂交等技术检测出由于工况(温度、溶解氧、水力停留时间、pH值等)变化导致的AOB/ NOB比例的变化[3-5],而AOB/NOB的变化对硝化过程的硝化特性的影响并没有得到太多深入的研究.

本研究首先在两个SBR反应器中通过分别控制单一进水,结合影响因素控制和定期排泥实现AOB、NOB活性污泥的优化培养.待AOB、NOB活性污泥的培养满足条件后,将两者按不同比例混合,分别同时在广口瓶中进行硝化实验,考察A/N对硝化特性的影响.从微生物角度来看,短程硝化的启动过程实际上就是硝化污泥中AOB的比例逐渐增加,NOB的比例逐渐减少的过程[6-7],因此,本试验的研究能够对短程硝化的启动过程进行相应的模拟,为实现短程硝化的高效启动提供一定的参考.

1 材料与方法

1.1 试验装置

图1所示为用于AOB、NOB活性污泥分别优化培养的SBR反应器,均由有机玻璃制成,为圆柱体,有效体积为6L.反应器侧壁上有1个口,用于排水、排泥;以曝气砂盘作为微孔曝气器,采用鼓风曝气的方式,并以转子流量计调节进气量;溶解氧探头连接WTW主机用于监控溶解氧数值;采用温度可调节型加热棒来控制反应器内的温度在所需范围.

确定AOB、NOB活性污泥的丰度比试验以及不同A/N下的硝化特性试验均在如图2所示的装置中进行.1、2、3、4为四个规格相同的玻璃广口瓶,通过曝气头向其曝气,广口瓶体积为500mL,均被放置在水浴槽中,水浴槽中的温度通过加热棒进行控制.

1.2 接种污泥与试验水质

本试验中用于AOB、NOB优化培养的接种污泥取自北京某污水处理厂曝气池,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约为6000 mg/L.用于不同A/N硝化特性研究的混合污泥分别源自AOB、NOB活性污泥优化培养的两个SBR反应器.

培养AOB活性污泥的SBR反应器的进水以NH4Cl和NaHCO3为主,相应的NH4+-N浓度和碱度(以CaCO3计)分别为70和500mg/L;培养NOB活性污泥的SBR反应器的进水以NaNO2和NaHCO3为主,相应的NO2--N浓度和碱度(以CaCO3计)分别为70和250mg/L. 确定AOB、NOB活性污泥丰度比的试验的进水水质与各自优化培养的水质相同.硝化特性研究试验的进水主要基质为NH4Cl和NaHCO3,相应的NH4+-N浓度和碱度(以CaCO3计)分别为70和500mg/L.

1.3 试验方案

试验主要包含3部分,首先是AOB、NOB活性污泥的优化培养;接着是已优化AOB、NOB活性污泥的丰度比的确定;最后是硝化污泥在不同A/N下的硝化特性研究.

AOB、NOB活性污泥的优化培养试验分别在如图1所示的两个相同的SBR反应器中进行.优化培养均是通过温度和溶解氧控制结合大量排泥实现的,两个反应器的运行周期数均为80,分别在第20、40、60周期将两个反应器的MLSS降到4000、2000、2000mg/L,具体做法为:指定周期曝气结束时测定其泥水混合液的MLSS,按预定的要求计算需要排除的混合液的体积.后续周期的好氧曝气时间相应调整.每周期瞬时进水,沉淀1h,排水5min,每个周期进水5.5L,排水5.5L,容积交换率72%~85.5%.试验分4个阶段运行,具体的运行情况详见表1.

表1 AOB、NOB活性污泥优化培养的条件 Table 1 Conditions for AOB and NOB sludge cultivation

丰度比确定试验在1、2号广口瓶中进行,1号为AOB活性污泥,2号为NOB活性污泥,曝气时间分别为150、90min.硝化特性研究试验中1、2、3、4号广口瓶中的A/N分别为1:0、2:1、1:1、1:2,曝气时间依次为150、150、180、180min.丰度比确定试验在与硝化特性研究试验除进水水质外,其他工况基本相同,均是通过水浴将温度控制在25℃左右,溶解氧浓度均在2~3mg/L, MLSS均为2500mg/L,两个试验均做了2次,每次运行1个周期.上述两个试验均从0min开始每隔30min取样1次,并测定其NH4+-N、NO2--N、NO3--N 浓度.

1.4 分析方法

水样分析中NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法;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、温度采用在线探头监测(WTW,德国).MLSS、MLVSS采用重量法测定[8];SV%采用30min沉降法(100ml量筒)测定.

本试验中亚硝化率、氨氧化率、氨氧化速率、亚硝酸盐氧化速率按下式计算:

好氧速率由氨氧化速率与亚硝酸盐氧化速率计算得出,好氧速率=16/7(1.5´氨氧化速率+ 0.5´亚硝酸盐氧化速率),单位为mgO2/L.

2 结果与讨论

2.1 AOB、NOB活性污泥的优化培养

AOB活性污泥优化培养的关键是从反应器中淘洗出NOB,NOB活性污泥优化培养的关键是从反应器中淘洗出AOB.本试验中分别采用亚硝化率、氨氧化率来衡量AOB、NOB活性污泥优化培养的效果.AOB活性污泥优化培养的反应器中亚硝化率的测定直接在第0、10、20、30、40、50、60、70、80个周期的出水中取样;而NOB活性污泥优化培养的反应器中氨氧化率的测定是在第0、10、20、30、40、50、60、70、80个周期外增加1个测定周期,该周期将进水由NO2--N 改为NH4+-N,在其出水中取样.

图3为AOB、NOB活性污泥优化培养的效果.由图3a可知,经过50个周期的优化培养,出水的亚硝化率达到95%以上,实现了短程硝化;为了进一步优化AOB活性污泥,又进行了30个周期的稳定运行并定期排泥,亚硝化率一直维持在98%以上,至第80个周期结束认为AOB活性污泥的优化培养完成.由图3b可知,经过50个周期的优化培养,NOB活性污泥的氨氧化率从85.4%降到7.6%,其AOB的数量及活性得到大幅降低;同样,为了进一步优化NOB活性污泥,又进行了30个周期的稳定运行并定期排泥,从第60个周期开始,其氨氧化率一直维持在2%以下,至第80个周期结束认为NOB活性污泥的优化培养完成.

根据方兴[9]提出的AOB、NOB最大比增殖速率的温度转化公式并参考Hellinga等[10]报道的参数值,可以计算出本试验中AOB、NOB的最大比增殖速率分别为1.4810、0.4495d-1.计算公式以及参数选取如下:

由于进水水质单一且其他影响因素均处于有利状态,故可认为最大比增殖速率即为比增殖速率.世代时间与比增殖速率之间为倒数关系,因此,本试验中的AOB、NOB世代时间即为0.6752、2.2246d.由表1可以计算出AOB、NOB活性污泥优化培养的两个反应器的总曝气(总倍增)时间分别为170、340h,分别为各自世代时间的10.49、6.42倍,AOB、NOB在各自的反应器中将会得到大量倍增,另外培养过程中定期大量的排泥实际上更有利于优化培养.由于本试验的排泥量明显多于产泥量,因此试验过程中控制的污泥停留时间(SRT)要明显小于正常情况,通过测定计算出两个反应器的实际有效SRT分别控制在35~39和62~67h.综上可以看出,在第80个周期结束时认为AOB、NOB活性污泥优化培养已经完成具有较强的理论依据.

2.2 AOB、NOB活性污泥的丰度比

AOB、NOB对底物的降解速率受微生物本质特征参数、该底物浓度和另外一种底物浓度的影响,符合双因素限制的Monod方程式[11],氨氮、亚硝酸盐氮的比降解速率方程式可以表示为:

根据Wiesmann[12]报道的参数值,本试验中的A,NH、A,O、N,NO、N,O分别可以取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,因此在试验过程中、均可认为约等于1.、的计算结果分别为0.89、0.69.至此,氨氮、亚硝酸盐氮的比降解速率之比可以表示成:

方兴[9]以及Hellinga等[10]的研究工况与本研究相似,根据他们的研究,A,max、N,max可以分别取6.8、13.86d-1,这样,

AOB、NOB活性污泥丰度比的确定试验中,氨氮(1号广口瓶)、亚硝酸盐氮(2号广口瓶)的降解曲线如图4所示.由图4可以看出,AOB活性污泥对氨氮以及NOB活性污泥对亚硝酸盐氮的降解过程均是线性的,属于零级反应.两者的降解速率之比为12.514:20.1≈0.62,本试验中,AOB、NOB活性污泥的MLSS控制相等,因此两种活性污泥的比降解速率之比即为0.62.之前的理论分析指出,AOB与NOB在本试验的工况下的比降解速率之比应为0.63,由此可以认为,AOB活性污泥与NOB活性污泥的丰度比约为1:1.

2.3 硝化污泥在不同A/N下的硝化特性

硝化特性研究的试验结果表明,亚硝化率、氨氧化速率、亚硝酸盐氧化速率和好氧速率均受A/N的影响,下面就这四方面进行详细阐述.

2.3.1 亚硝化率的特性 图5所示为试验周期内,4个广口瓶中亚硝化率的变化.4个广口瓶中AOB活性污泥与NOB活性污泥的质量比分别为1:0、2:1、1:1、1:2.前述试验已经得出AOB活性污泥与NOB活性污泥的丰度比约为1:1,那么本试验的4个广口瓶中AOB与NOB的数量比即为1:0、2:1、1:1、1:2.由图5可以看出,当A/N为1:0时,整个周期内亚硝化率一直维持在95%以上;当A/N为2:1时,亚硝化率大幅降低,介于45%~35%之间;当A/N为1:1时,第30min的亚硝化率降至20%左右,随着氨氮的降解结束,亚硝化率接近于0;当A/N为1:2时,整个周期内的亚硝化率均低于5%.

试验结果表明,想要实现稳定的短程硝化必须使A/N接近于1:0.陈晓轩等[6]通过控制低DO浓度和逐步提高氨氮进水负荷成功实现了短程硝化的启动和稳定运行,平均亚硝化率达到83.4%,AOB、NOB的相对丰度分别为7.25%、2.14%,两者之比约为3.4:1;孙红芳等[13]通过MPN法测定短程SBR反应器中AOB 与NOB 的数量之比为103:1;郑亚楠等[14]通过FISH检测出短程SBR反应器中AOB的相对丰度为8%~9%,NOB 的相对丰度为低于0.5%.

微生物角度来看,短程硝化启动的过程实质就是A/N不断提高的过程,由于水质等外界条件的不同使得A/N提高的下限不同,但是理想上限均为1:0.根据本试验中不同A/N下亚硝化率的变化趋势可以看出,在启动短程硝化之前对A/N进行测定显得尤为重要,因为可以根据启动前的A/N选择相对不同的启动方法.以本试验为例,A/N为1:2时,首先应采取较为苛刻的方法实现亚硝酸盐氮的初期积累,比如将提前停曝气与DO、温度控制综合起来实现亚硝酸盐氮的初期积累,然后可以取消温度控制;A/N为1:1时,将提前停曝气与DO控制综合起来即可;而A/N为2:1时,可以采取及时停曝气与DO控制的方法实现短程硝化的启动.郭建华等[15]在初始A/N为3.5:3.1的情况下利用好氧曝气时间实时控制结合DO控制成功实现了短程硝化的启动;曾薇等[16]通过控制曝气量使系统DO处于较低水平,同时结合好氧硝化时间的优化控制,即在pH值“氨谷”点前停止曝气,强化AOB的竞争优势.待AOB的竞争优势初步形成后,每周期曝气时间随着亚硝化率的提高逐渐延长,从而提高NH4+-N的去除率,进一步增强AOB在系统中的竞争优势,短程硝化成功启动.

2.3.2 氨氧化速率、亚硝酸盐氧化速率的特性 图6展示了4个广口瓶中氨氧化、亚硝酸盐氧化的速率及其各自的好氧速率.由图6可以看出,随着A/N的降低,氨氧化速率逐渐降低,其中A/N为1:0时的氨氧化速率明显高于后三者;A/N为1:1时,亚硝酸盐氧化速率最高,2:1与1:2的差距不大,1:0时接近为0;好氧速率1:0与2:1相当,随着A/N的继续降低,好氧速率显著降低.

氨氧化速率的变化趋势表明,氨氧化速率与体系中AOB的数量并不存在显著的正比关系.彭永臻等[17]指出AOB的基质是NH3,而不是NH4+,因为细胞膜对于NH3是容易渗透的,而对NH4+是不易渗透的.这样,NH4+即为AOB的间接基质,氨氧化过程受可逆平衡: NH4NH3+ H+的影响.当AOB的数量增加时,单位时间内对NH3的总需求增加,但由于NH3会反向生成NH4+,所以氨氧化速率的提高并不会那么显著;反之亦然.陈晓轩等[6]采用SBR反应器成功实现了短程硝化的启动和稳定运行,并对该过程中的相关功能菌群变化进行检测分析,其中AOB菌群密度从4.5×104CFU/mL增加至1.5×107CFU/mL,相对丰度从0.18%增加至7.25%,而氨氮的平均去除容积负荷仅从0.016 kg/(m3·d)提高到0.043 kg/(m3·d),两者提高的幅度悬殊较大,与本试验的结论相似.

图6还可以看出,亚硝酸盐的氧化速率不仅与NOB的数量有关,与AOB的数量还存在很大的关系,因为硝化作用是一个序列反应,先由AOB把氨氧化为亚硝酸盐,再由NOB把亚硝酸盐氧化成硝酸盐.迄今为止,仅有Van Kessel等[18]在水生环境中、Daim等[19]在地下深处的管道中、Santoro[20]在自来水厂的生物活性滤池中发现了完全氨氧化菌的存在,均属于缓慢生长的生物膜系统.还没有在污水处理的活性污泥系统中发现一种硝化细菌能够单独把氨直接氧化为硝酸盐[21].亚硝酸盐氧化基质为亚硝酸盐以及氧气.当A/N较低时,由于AOB氧化氨生成的亚硝酸盐的速率较低,那么NOB的基质就会受限,NOB的数量就呈现了“过剩”的现象.亚硝盐氧化速率在A/N为1:1时处于最高值,至1:2时即降低,说明常规的生活污水硝化工艺中,A/N应不低于1:2,因为生活污水中的氮素一般以氨氮为主,那么NOB的基质来源取决于AOB对氨的氧化,细菌的生长很大程度取决于基质,这样NOB相对于AOB就不应该“过剩”.多数的研究报告均指出了全程硝化工艺中A/N高于1:2[14-15,22].

好氧速率能够表征硝化污泥的活性,由图6中的好氧速率可以看出,硝化污泥中AOB的比例对硝化污泥整体的活性有很大影响,AOB比例升高有利于整体活性的提高,当A/N达到2:1时,好氧速率趋于稳定.短程硝化启动过程,A/N逐渐提高,好氧速率也逐渐提高,此时如果想要控制DO在合理范围内,应相应地提高曝气量.另外,结合好氧速率的在线监测,当好氧速率趋于稳定时,指示短程硝化的启动已经接近完成.王盟等[23]提出了采用比好氧速率在线监测的方法来实现短程硝化的启动,此与本试验有异曲同工之处.

3 结论

3.1 在两个SBR反应器中,各自经过80个周期的运行,分别实现了AOB、NOB活性污泥的优化培养.优化所得的AOB与NOB活性污泥的丰度比约为1:1.

3.2 实现活性污泥法短程硝化的稳定运行必须使得其A/N接近于1:0;氨氧化速率与硝化污泥中AOB的数量并不存在显著的正比关系;亚硝酸盐的氧化速率不仅与NOB的数量有关,与AOB的数量还存在很大的关系;硝化污泥中AOB的比例对其硝化活性有较大的积极影响.

3.3 在启动短程硝化之前可以对其系统中的A/N进行测定,根据A/N选择相对不同的控制策略;常规的生活污水硝化工艺中,A/N应不低于1:2;结合好氧速率的在线监测,当好氧速率趋于稳定时,指示短程硝化的启动已经接近完成.

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* 责任作者, 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 伟(1989-),男,江苏高邮人,北京工业大学博士研究生,主要从事污水生物处理等方面的研究.

2016-01-05

国家水体污染控制与治理科技重大专项(2014ZX07201- 011);国家自然科学基金青年基金(51308010)