间歇曝气对部分硝化-厌氧氨氧化处理氨氮废水的影响

周梦雨,彭党聪,韩 芸,吕 恺

间歇曝气对部分硝化-厌氧氨氧化处理氨氮废水的影响

周梦雨,彭党聪*,韩 芸,吕 恺

(西安建筑科技大学环境与市政工程学院,西北水资源与环境生态教育部重点实验室,陕西 西安 710055)

采用间歇曝气在MBBR反应器中成功实现一段式部分硝化耦合厌氧氨氧化(PN/A)过程.结果表明,在实验温度为35℃,进水氨氮浓度为150.00mg/L,进水氮负荷为0.24kg/(m3·d),DO浓度为(1.41±0.24)mg/L条件下,反应器总氮去除效率达到83.74%.生物膜中厌氧氨氧化菌(AnAOB)和氨氧化菌(AOB)最大活性分别为3792.00,5166.00mg/(m2·d),而亚硝酸盐氧化菌(NOB)活性未检出.高通量结果显示,生物膜中AnAOB主要为,相对丰度为1.33%;AOB主要为,相对丰度为0.17%;NOB主要为,相对丰度为0.003%.在中等氨氮浓度条件下MBBR反应器中可以实现高效PN/A过程,采用在间歇曝气模式下提高DO浓度的方式是提升系统脱氮性能的有效途径.

一段式；部分硝化；厌氧氨氧化；MBBR；间歇曝气

部分硝化耦合厌氧氨氧化(PN/A)技术借助硝化菌中的氨氧化菌(AOB)将一部分氨氮转化为亚硝酸盐,而后厌氧氨氧化菌(AnAOB)利用剩余的氨为电子供体将亚硝酸盐还原为氮气,从而实现全程自养脱氮[1-3].与传统脱氮工艺相比,自养脱氮过程无需有机碳源,因此可充分利用污水中有机碳源产能,并能减少60%的曝气量和将近80%的剩余污泥,有望实现污水处理厂能量平衡[4-5].

一段式PN/A移动床生物膜反应器(MBBR)将硝化菌和厌氧氨氧化菌耦合在同一填料上,形成以AOB和AnAOB为主要功能菌群的生物膜.该工艺利用具有长平均污泥龄的生物膜实现了AnAOB的有效保留,克服了厌氧氨氧化技术应用所面临的AnAOB生长缓慢的难题[6].目前PN/A技术在工程上主要应用于处理高温(>30℃),高氨氮(>500mg/L),低C/N废水[7],当应用于中低浓度氨氮废水时仍面临诸多挑战,加之对污水处理厂节能降耗的需求,当前研究主要集中于城市生活污水的主流处理.已有研究[8]采用基于颗粒污泥的PN/A技术处理低浓度氨氮废水,脱氮效率达到(71.8±9.9)%,实现了相对较高的脱氮效率,但因亚硝酸盐氧化菌(NOB)将部分亚硝酸盐转化为硝酸盐,致使无法维持高效脱氮.实际上,目前应用PN/A技术主要面临有效限制NOB生长以及稳定实现部分硝化的困难[9].而应用一段式PN/A技术处理焦化废水,食品废水等中等浓度氨氮废水的研究也尚有欠缺,实际应用案例仍不多见.有研究采用一段式PN/A颗粒污泥系统处理中等浓度氨氮废水,脱氮效率达到75.84%,但后续为提高脱氮效率而提高DO浓度造成NOB大量繁殖且无法有效控制,导致脱氮性能恶化[10].一段式PN/A技术应用于处理中等浓度氨氮废水仍面临有效限制NOB生长的难点.

研究表明,DO浓度、FA(游离氨)和FNA(游离亚硝酸)抑制、剩余氨浓度、微生物分离、间歇曝气等为控制NOB生长的可选手段[4].其中间歇曝气主要利用NOB对缺氧处理的响应慢于AOB的特点,从而创造不利于NOB生长的环境条件.间歇曝气运行效果与缺氧时间,DO浓度等密切相关.而中等氨氮浓度条件下,间歇曝气对MBBR系统脱氮性能和生物膜微生物群落存在何种影响尚需明确.

本研究在中温(35℃)中等氨氮浓度(150.00mg/L)条件下启动MBBR反应器,探讨通过间歇曝气有效限制NOB生长的可行性,以及间歇曝气对脱氮性能和微生物群落结构的影响,以期为中等浓度氨氮废水脱氮技术提供参考.

1 材料与方法

1.1 实验装置及进水水质

实验采用工作体积为5L的SBR反应器(图1),填充K3型填料,填料体积为0.9L,填充率为18%.接种填料,比表面积为500m2/m3,取自西安市某城市污水处理厂A2/O工艺好氧池.反应器利用推进器进行水力搅拌,进水和出水采用两台由PLC控制的蠕动泵(兰格BT100-2J),曝气采用鼓风曝气机(松宝SB- 748),并利用控温系统实现反应器温度自动控制.

反应器进水为人工配制,组成为NH4Cl和NaHCO3,0.18g/L CaCl2·2H2O,0.10g/L MgSO4·7H2O, 0.05g/L KH2PO4,不添加有机碳源,并按照1ml/L标准添加微量元素溶液.微量元素溶液组成为(g/L):溶液Ⅰ:5.00 EDTA,9.14 FeSO4;溶液Ⅱ:0.43 ZnSO4·7H2O,0.24 CoCl·6H2O,0.99 MnCl2·4H2O, 0.25 CuSO4·5H2O,0.22 NaMoO4·2H2O,0.19 NiCl2·6H2O, 0.21 NaSeO4·10H2O,0.014 H3BO3[11].

图1 反应装置示意

1.2 运行策略

反应器启动初期主要富集AnAOB菌,温度维持在35℃.为实现亚硝化过程,将进水氨氮浓度维持在150.00mg/L至反应器运行结束.根据曝气方式,将整个实验分为3个阶段,具体参数见表1.

表1 反应器运行参数

注:a进水氨氮浓度由50mg/L升至150mg/L;bDO浓度由7.34mg/L逐步降至2.06mg/L;c间歇曝气时最大DO浓度.

反应器运行周期为6h,其中进水10min,反应340min,排水10min.阶段I采用连续曝气;阶段II采用间歇曝气,单次曝气15min,间隔45min,曝/停(O/A)比为0.33;阶段III,间歇曝气,单次曝气20min,间隔40min, O/A比为0.50.

1.3 活性测定

AOB和NOB活性测定采用基质消耗速率法,步骤为:取一定数量填料分别放入两只1L玻璃烧杯中,分别加入30.00mg/L NH4Cl和20.00mg/L NaNO2,加入自来水定容至800mL,环境条件稳定(DO> 5.00mg/L,pH=7.50～8.40)后,间隔一定时间取样,测定氨氮和亚硝氮浓度,以氨氮和亚硝氮消耗速率分别表征AOB和NOB活性.

AnAOB活性测定采用基质消耗速率法,步骤为:在运行周期结束时关闭出水泵,同时鼓入高纯氮气,清除混合液中溶解氧,同时调节pH值(7.50～8.00),待环境条件稳定后,加入30.00mg/L NH4Cl和30.00mg/ L NaNO2,间隔一定时间取样,测定氨氮,亚硝氮和硝氮浓度,以氨氮消耗速率表征AnAOB活性.

活性测定中按照0.50g/L标准添加NaHCO3,其他组分与进水水质相同.测定活性时环境温度均与反应器运行温度保持一致.比较活性变化时均将测得活性通过温度校正系数校正至35℃[12].

1.4 分析方法

氨氮测定采用纳氏试剂光度法;亚硝氮测定采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;硝氮测定采用紫外分光光度法;pH值测定采用玻璃电极法(PHS-3C,雷磁);溶解氧测定采用便携式溶氧仪法(SevenGo pro SG6,梅特勒)[13].

厌氧氨氧化过程的化学计量关系参照式(1)[14], 总无机氮表面去除负荷(NRL)及脱氮效率等计算见式(2)～式(8).

总无机氮表面去除负荷:

AnAOB表观活性(氨氮表面去除负荷, AnAOBactivity):

AOB表观活性(氨氮表面去除负荷,AOBactivity):

NOB表观活性(硝氮表面生成负荷,NOBactivity):

硝酸盐生成率(NPR):

总无机氮去除率(NRR):

FA和FNA浓度根据文献[15]的公式计算.

1.5 高通量测序

随机选取启动前和第160d填料各20个,随机将所选取填料一个孔中的生物膜用无菌棉签剥离,并用无菌水将孔壁冲洗干净,离心淘洗后按照DNA提取试剂盒E.Z.N.A.®soil DNA Kit(Omega Bio-tek, Norcross GA, U.S.)提供的方法提取DNA,测定DNA浓度和纯度后,采用引物338F:5'-ACTCCTACG- GGAGGCAGCAG-3'和806R:5'-GGACTACHVG- GGTWTATAAT-3'对16sRNA的V3～V4可变区进行PCR扩增,在Miseq PE300/NovaSeq PE250平台进行Illumina Miseq测序,测序及数据处理由上海美吉生物有限公司进行.

2 结果与讨论

2.1 运行结果

反应器运行160d,脱氮性能见图2.第I阶段中,第1～10d,通过提高进水氨氮浓度(50.00mg/L增加至150.00mg/L)并同步降低DO浓度(7.34mg/L逐步降至2.06mg/L),由于缓冲能力欠缺,pH值下降至7.50以下,亚硝酸盐最大积累率达到77.41%,实现亚硝酸盐积累.第6～10d,出水FNA浓度均高于0.023mg/L,均值为0.026mg/L,根据Anthonisen等[15]研究,FNA浓度大于0.023mg/L会严重抑制NOB活性,因而FNA为抑制NOB活性的主要因素.但因生物膜上的AnAOB数量少,并且系统内DO浓度水平较高,致使系统脱氮效率小于20.00%.

第11～49d,前期AnAOB处于快速生长期,生物膜中AnAOB不足以完全消耗AOB生成的亚硝酸盐,出水亚硝酸盐浓度大于15.00mg/L.第37d起,出水亚硝酸盐浓度逐步下降,表明随着AnAOB在生物膜中富集,系统脱氮性能限制因素开始由厌氧氨氧化过程转向亚硝化过程.与此同时,虽然低DO浓度条件下生物膜中AnAOB受DO影响较小,但却限制了亚硝化过程,进而造成脱氮效果不佳.

第50～67d,提高DO浓度至0.76mg/L, ARR升至74.54%,NRR可达60.22%,NPR则为25.29%.DO浓度增加后AOB活性得到更大程度发挥,AnAOB可获得更多的亚硝酸盐进行代谢,因而脱氮效率得到提升.由于NOB可利用的DO增加,NOB表观活性出现小幅度增加.可见如果在连续曝气模式下提高DO浓度,将不利于对NOB种群的限制.

第II阶段(第68～113d),将曝气模式由连续曝气改为间歇曝气(O/A为0.33).曝气时最高DO浓度为(1.13±0.08)mg/L,停曝期最低DO浓度为(0.44± 0.11)mg/L.AOB活性和AnAOB活性均得到更大程度发挥,NRR平均为75.59%,ARR平均为89.24%,脱氮性能得到大幅度提升.相比于连续曝气,此阶段NPR为13.77%,一段式PN/A过程理论NPR为8.00%,说明生物膜中的NOB活性处于较低水平.因此,间歇曝气实现了在较高DO浓度水平下,提高脱氮性能并有效限制NOB种群增长的目的.

此阶段系统平均出水亚硝酸盐浓度为1.89mg/ L,DO浓度升高时AnAOB表观活性增加,系统脱氮效率提高,因此,判断系统脱氮性能的限制性因素仍为亚硝化过程,若提高AOB表观活性将有利于AnAOB获得更多的亚硝酸盐,可进一步提高脱氮效率.自114d起,维持曝气时最大DO浓度,将O/A由0.33改为0.50,以达到提高AOB表观活性的目的.

第Ⅲ阶段(第114～160d),ARR可达到97%,平均脱氮效率达到83.74%,出水氨氮浓度小于2.00mg/L,出水亚硝酸盐浓度均值为1.48mg/L,未出现亚硝酸盐大量积累的现象,出水硝酸盐浓度基本维持在原有水平,NPR平均仅有12.84%.温度为35℃,进水氮负荷为0.24kg/(m3·d)条件下,TIN去除负荷达到0.20kg/(m3·d),成功实现了高效一段式PN/A过程.

2.2 功能菌活性变化

2.2.1 最大活性变化 由图3可见,接种填料的AOB活性为1328.34mg/(m2·d),NOB活性为1631.29mg/(m2·d),AnAOB活性很低(用活性检测方法无法检出).在反应器启动后,第9d测得AOB和NOB活性分别为3508.38,2148.84mg/(m2·d),快速实现良好的部分硝化.其后,由于DO浓度降低,NOB受到限制,第28d时NOB的最大活性仅有554.15mg/ (m2·d),到第47d NOB活性不能检出,AOB活性大幅度减少,原因是FA对其也产生了抑制作用,加之整个周期内DO浓度为0.30mg/L左右,限制了AOB生长.

图3 AOB和AnAOB表观活性和最大活性历时变化

第69d进入阶段Ⅲ,由于曝气时DO浓度可达到(1.41±0.24)mg/L,这为AOB生长提供了更多的DO, AOB最大活性逐渐提高,到113d时达到4905.33mg/ (m2·d),其后,虽然曝气量进一步提高,但AOB最大活性基本维持不变.

AnAOB活性在整个运行期间逐渐增加.改用间歇曝气方式后,AnAOB生长所需基质供应量增加,第63d以后活性有大幅度增加,最终达到3792.00mg/(m2·d),实现了AnAOB的富集和有效保留.

2.2.2 表观活性变化 由图3可知,最初随着DO浓度降低,AOB表观活性大幅度下降,采用间歇曝气并提高DO浓度后,AOB和AnAOB表观活性均明显增加,AnAOB与AOB表观活性变化存在明显的相关关系,表明对系统脱氮性能受限于亚硝化过程的判断准确.扣除NOB表观活性后AOB表观活性与AnAOB表观活性比值在1.18左右,稍高于理论计量值1.15,AOB生成的亚硝酸盐未被AnAOB完全利用,混合液中约积累1.00～2.00mg/L亚硝酸盐,产生此现象的原因可能与基质在生物膜内的扩散阻力和微生物在生物膜中的空间分布有关.

对于系统脱氮性能最优阶段(第142～160d),根据化学计量关系估算得出AOB,NOB和AnAOB表观活性分别为:1844.24,191.07,1406.27mg/(m2·d),此时氨氮平均去除率为97.52%,脱氮效率达到83.74%,系统脱氮效率已经接近厌氧氨氧化脱氮效率理论值,若寻求提升脱氮效果,则需进一步抑制NOB活性,这将十分困难.与此同时AOB和AnAOB仅发挥出其最大活性的36.00%和42.30%,表明系统仍具有较强的脱氮潜力.

2.3 典型周期内物质变化规律

由图4可见,连续曝气(第46d)时DO浓度维持在0.20～0.30mg/L,亚硝化速率缓慢.整个反应周期内亚硝酸盐浓度维持在3.00～4.00mg/L,硝氮浓度仅有小幅度上升,系统脱氮效率不佳.

在间歇曝气阶段(第147d),周期内消耗氨氮46.71mg/L,生成硝氮5.07mg/L,NPR约为11%,NOB活性得到有效限制.间歇曝气阶段典型周期内曝气时DO浓度可升至1.00mg/L,曝气时平均氮损失速率达到0.14mg/(L·min),而缺氧时平均氮损失速率仅有0.12mg/(L·min),说明曝气未影响到厌氧氨氧化过程反而更有利于提升脱氮效率,也即是亚硝氮供应量增加对厌氧氨氧化过程产生的促进作用抵消了曝气对AnAOB产生的负面效应.这与赵良杰等[10]研究结论一致.DO在生物膜外层即被AOB消耗殆尽,混合液中DO浓度的增加未造成DO穿透生物膜,生物膜内层仍处于缺氧环境.停止曝气后混合液DO浓度并未降为0,这与常规间歇曝气模式有所区别[16].由于限制系统脱氮性能发挥的因素为亚硝化过程,停曝期维持一定DO浓度将有助于提升系统脱氮效率.

图4 典型周期内氮素、FA和DO浓度及pH值变化

如图4(b)、(d)所示,周期内FA浓度最小值为出水FA浓度.连续曝气时,出水FA浓度远大于NOB抑制阈值上限值,其抑制阈值为0.10～1.00mg/ L[15],说明NOB活性受到FA抑制.而在间歇曝气时,由于氨氮去除效率(ARR)的提高,出水FA浓度逐渐低于1.00mg/L,但脱氮效率仍保持稳定,NOB活性并未出现明显增加.结合图4(d)中典型周期内FA浓度变化可知,FA浓度低于抑制阈值上限值的时间占总反应时间的17.65%,相比于连续曝气,FA对NOB的抑制程度在间歇曝气时有明显减弱,但减弱程度仍小于抑制程度,进而使得NOB仍能得到有效限制.

在整个反应周期内pH值稳定在7.50～8.00之间,间歇曝气时pH值有小幅度升高,这主要因为鼓入的空气将水中CO2吹脱,造成pH值升高,但随后硝化过程产生H+使其再次下降,最终维持在7.50左右,该范围有利于硝化菌和AnAOB生长.

2.4 生物膜群落结构变化

由图5可见,反应器运行期间生物膜内微生物主要来自于Chloroflexi门,Proteobacteria门, Acidobacteriota门以及Bacteroidota门.在反应器运行160d后,Bacteroidota门占比由5.65%大幅增加至27.01%,该门与Chloroflexi门在微生物网状结构构建方面起着重要作用[17],此门占比大幅度增加反映出生物膜结构更为密实.目前研究发现的AnAOB均来自Planctomycetota门[18],此门相对丰度由2.71%降至1.81%,但脱氮性能维持稳定,在Yang等[19]研究中也观察到类似现象,原因可能为Planctomycetota门中营化能异养型的微生物由于环境条件不适宜而被淘汰,而参与厌氧氨氧化过程的微生物则逐渐富集.从属水平分析,生物膜微生物群落中存在的两类AnAOB属分别为和,其相对丰度均由0.62%和0.01%分别增至1.33%和0.11%,进而保证了系统脱氮性能维持稳定.

微生物群落中AOB主要为,相对丰度由0.02%增加至0.17%.而NOB相对丰度则显著减少,从门水平分析,NOB来自于Nitrospirota门,相对丰度由0.594%降至0.003%;从属水平分析,系统内NOB属于属,其占比由最初的0.410%大幅度降至0.003%.从微观层面印证了NOB在该系统中得到了有效限制,通过短时间的活性实验无法观察到NOB活性.

图5 生物膜中微生物群落相对丰度

表2 不同PN/A反应器中微生物群落的比较

注:*文中未给出具体数值.

由表2可见,本研究中AnAOB主要为(1.33%)和(0.11%),该两类AnAOB在反应器运行期间占比均在逐步提高,说明AnAOB在生物膜中逐渐富集,并且比具有更大相对生长优势.多数研究中主导AnAOB为,这是由于对基质亲和能力较强.而本研究中亚硝酸盐基质受限却未发现,存在此种差异的原因可能在于接种微生物的区别.本研究在接种填料的初始阶段微生物组成中并未发现此类菌,进而即使通过160d运行仍难以富集.生物膜中AOB和NOB的主要菌属为和,这与其他研究结果相一致.值得注意的是,生物膜中相对丰度仅为0.003%,明显低于其他研究,显示出本研究运行策略在抑制NOB生长方面具有优势.

2.5 讨论

一段式PN/A系统在实现AnAOB有效富集后,亚硝化速率成为限制反应器脱氮性能的关键因素,而加快亚硝化速率的必然选择是提高DO浓度.已有研究表明NOB()比AOB拥有更强的氧亲和力[22],因此在中低进水氨氮浓度条件下,提高DO浓度可能造成NOB大量繁殖,导致脱氮性能恶化.本研究采用间歇曝气模式提高DO浓度(>1.00mg/L)实现高效PN/A过程,并有效限制了NOB生长.Liu等[23]研究发现,相比于连续曝气,间歇曝气模式更有利于提升PN/A系统脱氮性能.

间歇曝气模式下反应器内DO浓度呈现周期性变化.鉴于AOB和NOB对DO浓度变化的响应时间存在差异,间歇曝气有助于限制NOB生长[24].Ma等[25]采用间歇曝气,利用PN/A技术处理城市生活污水,脱氮效率达到89.00%,有效限制了NOB生长.Qiu等[26]利用间歇曝气在SBR反应器中成功实现PN/A过程,结果显示脱氮效率达到81.50%,而NOB ()丰度小于1.60%.本研究采用间歇曝气模式,进水氨氮浓度为150.00mg/L,进水负荷为0.24kg/ (m3·d),脱氮效率达到83.74%,NOB丰度仅为0.003%.

高DO浓度可能为本研究中NOB相对丰度下降的原因之一.基于AOB和NOB氧亲和力的差异,高DO浓度时AOB中的获得比NOB中的更大的相对生长优势.Bao等[27]研究发现当把稳定运行在低DO浓度((0.30±0.14)mg/L)的完全硝化反应器转至高DO浓度((1.80±0.32)mg/L)条件下时可实现部分硝化,丰度呈下降趋势.但NOB丰度下降是多因素综合作用的结果,明晰各因素相互作用机制对有效限制NOB生长具有重要意义,值得后续深入研究.

值得注意的是,本研究水温控制在(34±1)℃,在此温度下AOB拥有比NOB更大的相对生长优势[28];而常温或低温条件下,由于NOB拥有更强的适应能力[29],有效限制NOB生长的难度将会增加,故后续有必要研究温度对PN/A系统脱氮性能的影响.

3 结论

3.1 在温度为35℃,采用间歇曝气(O/A=0.50),曝气阶段DO浓度为(1.41±0.24)mg/L,进水氮负荷为0.24kg/(m3·d)条件下,在MBBR中可成功实现高效一段式PN/A过程,TIN去除负荷达到0.20kg/(m3·d),脱氮效率达到83.74%,氨去除率大于97.00%,硝酸盐积累率仅为12.84%.

3.2 活性实验测得AOB最大活性为5166.00mg/ (m2·d),AnAOB最大活性为3792.00mg/(m2·d),NOB活性未检出.生物膜微生物群落中AnAOB主要为,相对丰度为1.33%;AOB主要为,相对丰度为0.17%;NOB主要为,相对丰度为0.003%.研究实现了AnAOB的有效保留和NOB的有效限制.

3.3 当PN/A系统受限于亚硝化过程时,采用在间歇曝气模式下提高DO浓度的方式是提升脱氮性能的有效途径.

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Partial nitrification-anaerobic ammonia oxidation for the treatment of moderately concentrated ammonia-nitrogen wastewater: Effect of intermittent aeration on nitrogen removal performance.

ZHOU Meng-yu, PENG Dang-cong*, HAN Yun, LÜ Kai

(Key Laboratory of Northwest Water Resource, Environment and Ecology, Ministry of Education, School of Municipal and Environmental Engineering, Xi’an University of Architecture and Technology, Xi’an 710055, China)., 2022,42(3)：1120～1127

A one-stage PN/A (partial nitrification coupled with anaerobic ammonia oxidation) process was successfully implemented using a lab-scale MBBR reactor with the intermittent aeration. The total nitrogen removal efficiency reached 83.74% under the condition of 35℃, 150.00mg/L influent ammonia nitrogen, 0.24kg/(m3·d) influent nitrogen loading rate and (1.41±0.24)mg/L DO concentration. The maximum activity of anaerobic ammonia oxidizing bacteria (AnAOB) and ammonia oxidizing bacteria (AOB) in biofilms were 3792.00 and 5166.00mg/(m2·d), respectively, while nitrite oxidizing bacteria (NOB) activity was not detected. The results of high throughput analysis showed that the AnAOB was mainlywith a relative abundance of 1.33%, and the dominated AOB and NOB wereat 0.17% relative abundance andat 0.003% relative abundance, respectively. The efficient PN/A process could be achieved in MBBR reactors at moderate ammonia-nitrogen concentration, and the augmentation of DO concentrations by the intermittent aeration could effectively improve the nitrogen removal performance.

one-stage；partial nitrification；ANAMMOX；MBBR；intermittent aeration

X703.1

A

1000-6923(2022)03-1120-08

周梦雨(1996-),男,安徽亳州人,西安建筑科技大学博士研究生,主要研究方向为污水生物处理理论与技术.

2021-07-05

陕西省重点研发计划项目(2019ZDLSF06-05,2020SF-357);国家自然科学基金资助面上项目(52070153)

*责任作者, 教授, dcpeng@xauat.edu.cn