FNA处理絮体污泥恢复城市污水PN/A工艺短程硝化

王增花,王 博,宫小斐,乔 昕,彭永臻

FNA处理絮体污泥恢复城市污水PN/A工艺短程硝化

王增花,王 博,宫小斐,乔 昕,彭永臻*

(北京工业大学,城镇污水深度处理与资源化利用国家工程实验室,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)

为了探究游离亚硝酸(FNA)旁侧处理絮体污泥来恢复城市污水短程硝化/厌氧氨氧化一体化(PN/A)工艺的可行性,考察了不同浓度FNA对氨氧化菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB)活性的影响,探究了SBR反应器两次采用FNA处理絮体污泥的运行效果.结果表明:采用0.45mgHNO2-N/L的FNA处理能够抑制NOB活性,亚硝积累率(NAR)达88.8%,但投加后第8d开始NOB活性逐渐恢复.采用1.35mgHNO2-N/L的FNA处理能够显著抑制NOB活性,NAR达89.1%,与此同时AOB活性也受到抑制,氨氮转化率降低为6.8%.采用增大好/缺氧时间比即好/缺(由0.4~2.7)以及提高DO(由0.3~1.5mg/L)的方法能够恢复AOB活性,氨氮转化率达77.8%,在150d内NOB活性未恢复,NAR达98.1%.随着短程硝化的稳定实现,系统脱氮性能逐渐恢复,平均出水总无机氮(TIN)为8.2mg/L,平均TIN去除率为84.1%.因此,通过先用较高FNA处理絮体污泥同时抑制AOB与NOB,再采用增大好/缺并提高DO来恢复AOB活性的策略,能够实现PN/A工艺短程硝化的恢复.

游离亚硝酸；短程硝化/厌氧氨氧化；亚硝酸盐氧化菌；恢复；城市污水

一体化短程硝化-厌氧氨氧化(PN/A)工艺是一种经济节能的新型脱氮工艺[1-3].与传统硝化反硝化相比,PN/A工艺可节省60%的曝气量,无需外碳源,在污水生物脱氮过程中具有广泛的应用前景[4-5].限制城市污水PN/A工艺广泛应用的瓶颈是难以有效抑制亚硝酸盐氧化菌(NOB)[6].相关文献报道,在处理生活污水的一体化PN/A工艺中,NOB种群丰度及活性的增加使出水NO3--N迅速积累,从而导致总氮去除率降低[7-9].因此,有效抑制NOB活性是城市污水一体化PN/A工艺稳定运行的关键[10].为了解决一体化PN/A工艺中普遍存在的NOB富集、出水NO3--N积累的问题,有研究提出,重新接种不含NOB的Anammox种泥或添加化学药品(羟胺等)来选择性抑制NOB[11-12].但是长期培养Anammox菌以及添加化学药品会导致运行成本增加,使应用受限.因此,研究一种经济有效的方法以抑制城市污水一体化PN/A工艺中NOB活性并恢复系统脱氮性能十分必要.

近期研究发现,游离亚硝酸(FNA)是一种强有力的杀菌剂,并且对NOB的灭活作用要高于AOB,有利于选择性抑制NOB[13-14].此外,FNA可由厌氧污泥消化液短程硝化原位产生,容易获得并经济可行[15-16].Wang等[17-18]建立了一种FNA旁侧污泥处理的策略,并成功实现了生活污水中短程硝化的启动.然而,由于FNA对Anammox也存在很强的抑制作用[13],则FNA旁侧处理不适于直接应用于一体化PN/A工艺.在接种Anammox颗粒污泥的一体化PN/A工艺中,Anammox主要存在于颗粒污泥中,而AOB与NOB主要存在于絮体污泥中[19].如果将絮体污泥与颗粒污泥分离,单独对絮体污泥进行FNA旁侧处理可以有效避免FNA对Anammox的抑制作用.然而有关利用FNA旁侧处理来恢复城市污水一体化PN/A工艺短程硝化的研究并不多.

本文提出了一种基于FNA旁侧处理絮体污泥来恢复城市污水一体化PN/A工艺短程硝化的方法.首先探究不同浓度FNA对AOB、NOB活性的影响来选择较佳的FNA处理浓度,再利用FNA单独处理絮体污泥恢复系统脱氮性能,最后考察了一体化PN/A工艺的运行效果并进行微生物水平分析.

1 材料与方法

1.1 试验用水与接种污泥

表1 人工配水成分与水质

试验用水采用北京工业大学教工住宅区化粪池的生活污水,具体水质:COD为102.9~254.4mg/L, NH4+-N为40.1~57.9mg/L, NO2--N与NO3--N均小于1.0mg/L,pH值为7.3~7.6,C/N比为1.6~3.6.不同浓度FNA对硝化菌活性影响的试验采用人工配水,组分见表1.

接种污泥为短程硝化污泥和厌氧氨氧化颗粒污泥.短程硝化污泥取自以实际生活污水为处理对象的中试短程硝化反硝化SBR.而Anammox颗粒污泥取自稳定运行的高氨氮污水一体化Anammox反应器[20],污泥过200目筛网去除絮体污泥.

表2 不同阶段的运行模式

1.2 试验装置与运行条件

本试验采用SBR反应器.反应器由有机玻璃制成,呈圆柱形,直径为18.5cm,高为45cm,工作容积为10L,并配有进水泵、搅拌器、曝气泵、DO/pH值在线监测仪等电器设备.通过温控装置控制反应器内混合液温度为30℃,排水比为50%.运行过程包括:进水、厌氧搅拌、曝气、缺氧搅拌、沉淀、排水与闲置,其中进水14min、沉淀60min、排水5min.本试验共进行418d,分为4个阶段,如表2所示.

阶段Ⅰ:首先接种短程硝化污泥,通过实时控制策略实现稳定的部分短程硝化(PN),为后续Anammox菌的投加提供合适的水质.22d后接种Anammox颗粒污泥,SBR采用厌氧、好氧、缺氧(AOA)的运行模式,溶解氧(DO)控制在0.5~0.8mg/L.一体化PN/A工艺成功启动后,出水NO3--N逐渐增加,系统脱氮性能遭到破坏.

阶段Ⅱ:降低DO阶段.为了减少NOB底物NO2--N的产生,在第51d,将好氧段DO降至0.3mg/L以下,其他运行条件与上阶段相同.

阶段Ⅲ:该阶段依次采取以下3种恢复方法.方法1:在第124d,将反应器全部污泥过200目筛网进行分离,颗粒污泥(>200目)单独存放不处理,絮体污泥(<200目)采用0.45mgHNO2-N/L的FNA进行旁侧处理,缺氧处理24h后,用去离子水离心洗泥3遍放回SBR反应器内,然后将颗粒污泥倒回混合;方法2:在第181d,为了进一步抑制NOB活性,采用1.35mgHNO2-N/L的FNA再次处理全部絮体污泥;在124~252d内2次采取FNA处理絮体污泥的方法来抑制NOB活性,同时控制污泥龄为25d来进一步淘洗NOB.为了减少NOB底物NO2--N的产生,将好氧段由4h缩短为2.5h.方法3:在第253d,为了恢复AOB的活性,将好氧段延长为4h,缺氧段缩短为1.5h,并提高DO浓度至1.5mg/L.

阶段Ⅳ:该阶段仍采用AOA(0.27h/4h/1.5h)运行模式,为避免较高DO浓度对Anammox菌生长的不利影响,将DO控制在0.6~1.0mg/L.

1.3 FNA对硝化菌活性影响的批次试验

为探究能否利用FNA处理来恢复系统短程硝化,采用人工配水进行了不同浓度FNA预处理活性污泥的试验(表3).在第123d,对过滤的絮体污泥进行8组批次试验,首先用去离子水离心洗泥3遍(4000r/min),保证去除溶解态的有机物、NH4+-N、NO2--N和NO3--N.然后再将污泥平均分装到8个容积为500mL的抽滤瓶,并用人工配水定容,使得反应器内混合液悬浮固体浓度(MLSS)约为2000mg/L.最后依次加入不同体积亚硝酸钠储备液(50g/L NaNO2),使得NO2--N浓度依次递增.试验在恒温培养箱中进行,控制温度为25℃,并通过添加0.1mol/L的HCl和NaOH控制反应器内pH值为6.0.最终使每个反应器内FNA浓度依次为0,0.11,0.22, 0.45, 0.67,1.35,1.8和2.25mg HNO2-N/L.其中FNA浓度根据公式(1)、(2)计算[21].

表3 批次试验条件

K=e-2300/(273+T)(2)

活性污泥经FNA缺氧处理24h后,分别离心洗泥3遍以去除剩余FNA,之后进行AOB和NOB活性的测定.将洗过的污泥重新置于500mL反应器内,同时投加NH4+-N和NO2--N,使初始浓度分别为20mg/L,曝气160min(DO>7.0mg/L),每间隔20min取样测定NH4+-N和NO3--N的浓度.AOB和NOB的活性分别采用比氨氧化速率(SAOR)和比硝氮生成速率(SNPR)来表征.以FNA浓度为0mg HNO2-N/L的组为对照组,其余各组以对照组的活性百分比来表示.

1.4 分析项目与方法

所取水样均采用0.45μm中速滤纸过滤,COD采用连华5B-1型COD快速测定仪测定;NH4+-N、NO2--N和NO3--N采用美国LACHAT公司QuikChem8500Series2流动注射分析仪测定;TIN为总无机氮,是NH4+-N、NO2--N和NO3--N之和.DO、pH值和温度采用WTW Multi3420 DO/pH值仪在线监测.MLSS采用滤纸称重法测定;MLVSS采用马弗炉灼烧重量法测定;采用DNA快速提取试剂盒(Bio 101,Vista,CA,USA)提取泥样DNA.

采用特异性引物对AOB amoA功能基因、属于NOB菌群的和以及全菌(TB)的16S rRNA进行实时定量PCR(real-time qPCR)扩增,采用MX3000P Real-Time PCR系统进行检测.所用引物及其核苷酸序列参考相关文献[22].对不同时期的功能菌进行丰度分析,并对相对丰度变化进行比较.

2 结果与讨论

2.1 一体化PN/A工艺的启动与失稳

阶段Ⅰ,首先接种短程硝化污泥,通过控制曝气量和曝气时间使SBR好氧段DO处于较低水平(<0.8mg/L),且在氨谷点之前停止曝气,实现了稳定的部分短程硝化(PN),从第11~21d好氧末NO2--N/NH4+-N在1.1~1.4左右,符合后续缺氧段Anammox的进水要求(图1).在第22d接种Anammox颗粒污泥,根据图3,5d内TIN去除率达到95.3%,表明一体化PN/A工艺启动成功.

图1 3个阶段好氧段氮的转化情况和亚硝积累率变化

(a) Profiles of nitrogen conversion; (b) Variation of NAR

然而,在第35~49d,好氧末NO3--N由3.1mg/L增加到14.3mg/L,同时好氧末NO2--N由8.3mg/L降至0.3mg/L.由于后置缺氧段Anammox缺乏NO2--N底物无法发挥作用,从而引起出水TIN浓度急剧增加,TIN去除率降至56.1%,系统脱氮性能遭到破坏.相关文献曾报道,在低DO浓度下(0.2~0.5mg/L), AOB的表观生长速率高于NOB,低DO更有利于抑制NOB[23-24].为了恢复系统的短程硝化性能,从阶段Ⅱ开始将DO浓度降至0.3mg/L.由图1所示,好氧末NO3--N出现短暂下降,由第49d的14.3mg/L降至第57d的4.9mg/L,在第90d再次逐渐增加到19.1mg/L.

由此可得,NO3--N积累导致一体化PN/A工艺脱氮性能恶化,而仅依靠降低DO的策略难以有效抑制NOB.阶段Ⅱ末(第123d)的实时定量PCR结果显示,为3.39´109copies/gVSS,为3.59´108copies/gVSS,可见此时NOB的优势菌属为.而更适宜长污泥龄和低DO的条件[25],因此只通过降低DO策略反而会促进NOB的优势菌属的生长,难以恢复系统短程硝化.

2.2 不同浓度FNA处理对硝化菌活性的影响

图2 不同浓度FNA处理污泥对硝化菌活性的影响

在第123d,采用不同浓度FNA处理絮体污泥24h后测定AOB与NOB活性.如图2所示,采用不同浓度FNA处理后,絮体污泥中AOB剩余活性分别为95.2%、94.3%、93.9%、79.1%、86.7%、62.4%和59.5%,NOB剩余活性分别为48.2%、4.8%、1.3%、1.0%、3.7%、1.5%和3.6%.表明缺氧条件下不同浓度FNA处理污泥对NOB活性的抑制要明显大于对AOB活性的抑制,因此采用FNA处理污泥有望选择性抑制NOB活性,恢复一体化PN/A工艺短程硝化.根据图2,当FNA<0.22mgHNO2-N/L时,NOB剩余活性还可达到48.2%,此FNA浓度不利于抑制NOB活性.当FNA>1.35mgHNO2-N/L时,AOB剩余活性小于62.4%,此FNA浓度对AOB抑制过强.

因此,FNA浓度范围在0.22~1.35mgHNO2-N/L之间,NOB活性几乎完全被抑制(剩余活性小于4.8%),而AOB剩余活性均大于80%.值得注意的是,当FNA浓度为0.45mgHNO2-N/L时, AOB与NOB活性受抑制作用程度差异最大为92.7%.因此,在主反应器采用FNA处理来抑制NOB活性时,首先选择0.45mgHNO2-N/L作为抑制浓度.

2.3 一体化PN/A工艺短程硝化的恢复

2.3.1 较低浓度FNA(0.45mgHNO2-N/L)处理 根据批次试验结果,在第124d,将反应器全部絮体污泥采用浓度为0.45mgHNO2-N/L的FNA缺氧处理24h后,考察系统的硝化性能.由图1所示,FNA处理后4d内好氧末NO3--N迅速由17.6mg/L降至2.6mg/L,与此同时NAR达到88.8%.然而处理后第8d开始,NOB活性逐渐恢复,在131~135d,好氧末NO3--N由1.0mg/L升至10.6mg/L,NAR由92.7%降至25.5%.马斌等[26]采用0.5mg/L的FNA处理反应器中的活性污泥,每次处理完后NAR都立即提高,而后又逐渐降低.本试验中,采用浓度为0.45mgHNO2-N/L的FNA处理污泥虽然能够快速实现NO2-积累,但随后也出现了降低.这可能是由于该浓度FNA处理污泥对NOB活性的抑制作用不够强,NOB能够迅速恢复.

图3 阶段2~4的TIN浓度和去除率变化

(a) Profiles of TIN concentration; (b) Profiles of TIN removal efficiency

2.3.2 较高浓度FNA(1.35mgHNO2-N/L)处理 为了进一步抑制NOB活性,需采用较高浓度FNA进行处理,由批次试验结果,当FNA浓度大于0.45mgHNO2-N/L时,AOB与NOB活性受抑制程度差异最大的FNA浓度为1.35mgHNO2-N/L,其活性差为83.0%.因此在第181d,将反应器全部絮体污泥采用1.35mgHNO2-N/L的FNA缺氧处理24h.由图1,FNA处理后3d内好氧末NO3--N由9.7mg/L降至0.5mg/L,NAR达到89.1%.然而FNA浓度为1.35mgHNO2-N/L处理污泥在抑制NOB活性的同时也抑制了AOB的活性,导致好氧末NH4+-N浓度不断增加[26]. 在接下来的70d内,NH4+-N转化率平均仅为6.8%.且在196d时,好氧段NH4+-N几乎不再降解.马琳娜等[27]研究表明,FNA预处理后氨氧化菌的减少是系统氨氧化过程受限的主要原因,而是污水处理厂主要的AOB.在本试验中,采用浓度为1.35mgHNO2-N/L的FNA处理絮体污泥,好氧段NH4+-N转化率的降低也可能是由于此FNA浓度足够高以至于导致AOB失活,从而导致系统的硝化性能破坏.

2.3.3 AOB活性的恢复 为了恢复AOB活性,将好氧段由2.5h延长为4h,缺氧段由6h缩短为1.5h,即好/缺氧时间比(好/缺)由0.4增大为2.7.另外,将DO由0.3mg/L提高为1.5mg/L.增大好/缺以及提高DO更适宜AOB的生长,AOB活性在5d内恢复,NOB活性未恢复.由图1所示,在第261d,好氧末NH4+-N为23.9mg/L, NH4+-N转化率为77.8%.在接下来的30d内NOB活性都未恢复,好氧末平均NO2--N浓度为9.6mg/L,平均NO3--N浓度仅为0.2mg/L,平均NAR达到98.1%,系统短程硝化性能恢复.

为了恢复一体化PN/A工艺短程硝化,本文采用浓度为1.35mgHNO2-N/L的FNA处理絮体污泥能够使AOB与NOB活性均受抑制,但NOB活性受抑制程度远高于AOB,两者之间恢复性的差异是实现短程硝化的重要原因.因此,本文提出一种新型的FNA旁侧污泥处理的策略,首先采用较高浓度FNA(1.35mgHNO2-N/L)处理絮体污泥同时抑制AOB与NOB,然后通过增大好/缺以及提高DO来恢复AOB的活性,从而恢复系统短程硝化.此策略与以往报道的FNA旁侧处理策略[16,18,27]不同,无需每周期或每天持续利用FNA旁侧处理污泥,采用先抑制硝化菌活性后恢复AOB活性的方式来实现短程硝化,既节省了旁侧构筑物基建费用,又便于操作、经济有效.

2.4 微生物菌群结构分析

为了探究系统短程硝化恢复的原因,对反应器内各功能菌AOB、NOB (与之和)及总菌(TB)的丰度进行了测定,结果见图4,而AOB与NOB相对丰度的变化如表4所示.采用浓度为0.45mgHNO2-N/L以及1.35mgHNO2-N/L的FNA处理絮体污泥前后,AOB与NOB的菌群丰度未出现太大变化,其基因拷贝数基本处于同一数量级.那么在本试验中两次FNA处理活性污泥短期内不会改变AOB、NOB的菌群丰度,但是会抑制AOB与NOB的活性.

图4 反应器中AOB、NOB与总菌丰度变化

表4 AOB与NOB相对丰度的变化

采用浓度为1.35mgHNO2-N/L的FNA处理絮体污泥后, AOB与NOB活性均受到显著抑制,在接下来的70d,由于系统长期处于较低的DO(0.3mg/L)以及较短的好氧时间(2.5h),氨氧化过程受限制,不利于硝化菌的生长.由图4,从183d至254d,AOB与NOB丰度均出现了大幅度下降,AOB与NOB占总菌比例分别由0.6%和0.9%降低至0.2%和0.1%.在第253d,,调整运行模式,增大好/缺由0.4~2.7,并提高DO浓度至1.5mg/L,系统AOB活性恢复,NOB活性未恢复.在第291d时,AOB、NOB分别为每克干污泥8.89´109、4.82´108,分别占总菌的3.0%、0.2%,可以看出,此时AOB菌群数量更占优势,一体化PN/A工艺短程硝化性能得以恢复.

2.5 一体化PN/A工艺脱氮性能的恢复

阶段Ⅳ,一体化PN/A工艺稳定运行了143d,好氧末NO3--N始终低于1mg/L,平均为0.4mg/L,且平均NAR高达96.6%,系统短程硝化维持稳定.好氧末NO2--N/NH4+-N约为1:1(图1),可以为后续缺氧段Anammox反应提供合适的底物.该系统中好氧阶段几乎不存在TIN损失,那么Anammox在好氧段几乎不发挥作用,主要在缺氧阶段进行自养脱氮.根据图3(b),随着短程硝化性能的稳定实现,Anammox底物充足,开始逐渐发挥作用,在275~360d,出水TIN由38.3mg/L降为12.3mg/L,达到一级A出水标准,相应的TIN去除率由28.2%增加至74.7%.一体化PN/A工艺脱氮性能恢复,在接下来的57d内实现了深度脱氮,平均出水TIN为8.2mg/L,平均TIN去除率达到84.1%.

3 结论

3.1 批次试验结果表明,缺氧FNA预处理对NOB的抑制作用大于AOB,且FNA范围在0.22~ 1.35mg/L时,NOB活性小于4.8%,AOB活性大于80%.

3.2 通过先用较高FNA(1.35mg/L)处理絮体污泥同时抑制AOB与NOB,再采用增大好/缺并提高DO来恢复AOB活性的策略,能够实现一体化PN/A工艺短程硝化的恢复,平均NAR达到98.1%.

3.3 实时定量PCR结果表明,采用较高FNA (1.35mg/L)处理结合增大好/缺并提高DO的策略, 能够选择性抑制NOB活性恢复短程硝化,AOB、Nitrospira、Nitrobacter占总菌比分别为3.01%、0.01%、0.15%.

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Restoration of nitritation of the sewage partial nitritation/anammox (PN/A) proccess using free nitrous acid to treat flocculent sludge.

WANG Zeng-hua, WANG Bo, GONG Xiao-fei, QIAO Xin, PENG Yong-zhen*

(National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Engineering Research Center of Beijing, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China),, 2019,39(8)：3308~3315

In order to assess the feasibility of restoring sewage partial nitritation/anammox (PN/A) process using free nitrous acid (FNA) to treat flocculent sludge, the effect of different concentrations of FNA on the activities of ammonium oxidizing bacteria (AOB) and nitrite oxidizing bacteria (NOB) was studied. Besides, the variations of nutrient removal performance in the SBR reactor by twice FNA treatment were investigated. The results showed that NOB activity could be inhibited when the flocculent sludge treated by FNA of 0.45mgHNO2-N/L and the nitrite accumulation rate (NAR) reached 88.8%, but NOB activity recovered from the 8thday. While NOB activity could be significantly inhibited when the flocculent sludge treated by FNA of 1.35mgHNO2-N/L, and the NAR reached 89.1%. Meanwhile the activities of AOB was also inhibited, and NH4+-N conversion rate decreased to 6.8%. By enhancing the ratio of aerobic time to anoxic time (好/缺: from 0.4~2.7) and increasing dissolved oxygen (DO: from 0.2~1.5mg/L), the AOB activity recovered, and NH4+-N conversion rate reached 77.8%. But the activities of NOB was not recovered within 150days, and the NAR achieved 98.1%. With the stable achievement of nitritation, the nitrogen removal performance of the system gradually restored, the average effluent total inorganic nitrogen (TIN) was 8.2mg/L, and the average TIN efficiency was 84.1%. Therefore, the strategy by first treating flocculent sludge with higher FNA to inhibite both AOB and NOB, then increasing好/缺and DO to restore AOB activity, could achieve the restoration of PN/A process.

free nitrous acid；partial nitritation/anammox；nitrite oxidizing bacteria；restoration；sewage

X703

A

1000-6923(2019)08-3308-08

王增花(1994-),女,山东日照人,北京工业大学硕士研究生,主要从事污水生物脱氮除磷理论与应用研究.发表论文1篇.

2019-02-18

北京市科技计划资助项目(D171100001017001);北京市教委资助项目;北京市自然科学基金资助项目(8184065)

* 责任作者, 教授, pyz@bjut.edu.cn