氨氮负荷的变化对部分硝化的影响及部分亚硝化的快速启动

苑宏英, 赵鑫, 王宏斌, 钱允致, 马华继, 王靖霖, 赖姜伶. 氨氮负荷的变化对部分硝化的影响及部分亚硝化的快速启动[J]. 环境工程学报, 2021, 15(8): 2748-2758. doi: 10.12030/j.cjee.202010113
引用本文: 苑宏英, 赵鑫, 王宏斌, 钱允致, 马华继, 王靖霖, 赖姜伶. 氨氮负荷的变化对部分硝化的影响及部分亚硝化的快速启动[J]. 环境工程学报, 2021, 15(8): 2748-2758. doi: 10.12030/j.cjee.202010113
YUAN Hongying, ZHAO Xin, WANG Hongbin, QIAN Yunzhi, MA Huaji, WANG Jinglin, LAI Jiangling. Effect of change in ammonia nitrogen loading rate on partial nitrification and rapid construction of partial nitrification[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(8): 2748-2758. doi: 10.12030/j.cjee.202010113
Citation: YUAN Hongying, ZHAO Xin, WANG Hongbin, QIAN Yunzhi, MA Huaji, WANG Jinglin, LAI Jiangling. Effect of change in ammonia nitrogen loading rate on partial nitrification and rapid construction of partial nitrification[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(8): 2748-2758. doi: 10.12030/j.cjee.202010113

氨氮负荷的变化对部分硝化的影响及部分亚硝化的快速启动

    作者简介: 苑宏英(1974—),女,博士,教授。研究方向:污水、污泥处理及资源化。E-mail:yuanhy_00@163.com
    通讯作者: 苑宏英, E-mail: yuanhy_00@163.com
  • 基金项目:
    政府间国际科技创新合作重点专项(2019YFE0122400);国家自然科学基金资助项目(51308374);天津城建大学科技成果转化奖励专项资金项目(KJZHZ-CA-1754)
  • 中图分类号: X703.1

Effect of change in ammonia nitrogen loading rate on partial nitrification and rapid construction of partial nitrification

    Corresponding author: YUAN Hongying, yuanhy_00@163.com
  • 摘要: 部分硝化的稳定运行在一体式部分硝化-厌氧氨氧化工艺(PN/A)中至关重要。探索了在内循环接触氧化型膜生物反应器(ICCOMBR)中改变进水氨氮负荷(ALR)后,反应器中部分硝化过程受到的影响及恢复过程。结果表明:在HRT为24 h,DO为2.0~2.5 mg·L−1时,系统进水ALR降为0.10 kg·(m3·d)−1(氨氮为100 mg·L−1),部分硝化过程迅速破坏;当系统进水ALR升至0.40 kg∙(m3·d)−1(氨氮为400 mg·L−1),部分硝化过程在3 d内迅速恢复;部分硝化恢复稳定后,再提高ALR至0.60 kg·(m3·d)−1(氨氮为400 mg·L−1),并通过调整HRT和DO,最终在HRT为16 h、DO为0.5~1.0 mg·L−1时成功实现部分硝化;通过改变曝气量(AR),在AR为0.9 L·min−1时,控制DO为(0.76±0.11) mg·L−1,系统pH为9.7~8.2,可成功启动部分亚硝化。
  • 在我国南方地区污水厂碳源总量偏低的情况下,采用全流程生物系统改造传统二级处理的方式对总氮和总磷削减的空间有限[1],难以达到日益严格的排放标准。在原处理工艺后增设合适的处理单元,进一步去除污水厂二级处理出水中的氮、磷和悬浮物,是目前污水深度处理面临的重要问题。采用常规的“混凝+沉淀+过滤”的物化处理工艺对磷和悬浮物(SS)有较好的去除效果,但对进水SS质量浓度要求严格,对硝酸盐氮(NO3-N)的去除效果不佳,出水总氮(TN)难以达标[2];生物滤池对TN和SS的去除效果较好,但没有兼顾到磷的去除[3],导致深度处理的出水难以全面达到一级A标准。

    本研究将二级处理出水的脱氮、除磷和去除SS融于一体,通过降低滤层厚度和选用生物附着性能良好的轻质滤料,研发设计了一种新型生物膜滤池设备。该生物膜滤池通过滤料表面所附着的生物膜进行反硝化作用来达到脱氮的目的[4]。微絮凝过滤的特点是在滤池中投加多价金属离子盐,从而将絮凝作用与沉淀过程集为一体[5],进行高效化学除磷。以生物膜脱氮技术融合微絮凝除磷工艺,可同步去除二级处理出水中残留的TN、总磷(TP)和SS。本研究以福州某城镇污水处理厂二级处理的出水为对象,在厂内搭设新型生物膜-微絮凝滤池,开展了生产性实验研究,对比研究了新型生物膜-微絮凝滤池与污水厂现有深度处理采用的组合工艺在污染物去除效果、反冲洗参数、处理成本和外排水对受纳水体的环境影响等,以期为新型生物膜-微絮凝滤池的工程化应用提供参考。

    所研究的污水处理厂现有处理工艺流程见图1。高密度沉淀池通过在混合区投加混凝剂和絮凝剂,使药剂与原水充分混合,沉淀去除水中的正磷酸盐(PO34-P)[6]。纤维转盘滤池是近来年发展起来的一种表层过滤技术[7],由水平安装的转盘和中央给水管组成,滤池中采用的有机纤维毛滤布孔隙在10 μm以下,污水在重力压差的作用下截留悬浮固体物质,从外向内流经滤布,通过中空管收集过滤后的出水。

    图 1  污水处理厂现有处理工艺流程
    Figure 1.  Existing treatment process flow of sewage treatment plant

    实验装置示意图见图2,装置主体为反硝化生物膜滤池,附属设施包括碳源投加系统、除磷投药系统、反冲洗系统和自动控制系统。新型生物膜-微絮凝滤池为下向流,滤池长2.2 m,宽1.1 m,总高5.0 m,自上而下分别为自由水层、工作层、承托层和配水层,高度分别为1.0~1.5、1.0~1.5、0.3和0.2 m。日处理设计规模120 m3·d−1,水力停留时间(HRT) 1.0~1.2 h。滤料层由工作层和承托层组成,工作层滤料采用圆形陶粒,粒径为5~10 mm;承托层滤料为卵石,粒径为30~50 mm。滤池的进水、出水、反冲洗及压缩空气通过可编程序逻辑控制器(programmable logic controller,PLC)实现自动化控制,可调节加药量、反冲洗强度、曝气量等运行参数。二沉池出水经提升泵由滤池顶部的配水堰进入滤池,经过浅层陶粒滤床的生物脱氮和微絮凝作用去除水中的TN、TP和SS。

    图 2  实验装置示意图
    Figure 2.  Schematic diagram of test device

    福州某城镇污水处理厂二沉池出水的主要水质指标为:化学需氧量(COD) 12~23 mg·L−1,TN质量浓度7.8~15.5 mg·L−1NO3-N质量浓度6.6~12.5 mg·L−1,氨氮(NH+4-N)质量浓度0.5~2.1 mg·L−1,TP质量浓度0.19~0.44 mg·L−1PO34-P质量浓度0.14~0.38 mg·L−1,SS质量浓度14~23 mg·L−1,pH为6.5~7.3,水温19.5~32.4 ℃。

    实验中COD值采用快速消解分光光度法测定,TN质量浓度采用碱性过硫酸钾分光光度法测定,NO3-N质量浓度采用酚二磺酸分光光度法测定,NH+4-N质量浓度采用纳氏试剂分光光度法测定,TP质量浓度采用钼酸铵分光光度法测定,采集的水样经0.45 μm微孔滤膜过滤后,其滤液中的PO34-P质量浓度采用钼酸铵分光光度法测定,SS质量浓度采用重量法测定,pH值和水温采用便携式pH计测定。

    新型生物膜滤池的启动采用好氧池的活性污泥进行接种培养,取100 L活性污泥,将原水与污泥充分混合后注入滤池,淹没最高处滤料水深达到0.5 m后,打开底部曝气装置,以曝气6 h静置6 h为1个周期,持续2 d,后放空滤池,进行第2次挂膜,重复上述操作。第5天开始逐渐增加负荷进行连续流培养,碳源投加量由30 mg·L−1增加至50 mg·L−1。从运行第5天开始对进、出水中COD、TN、TP和NO3-N等指标进行监测,经过15 d左右的连续培养后,滤池成功启动。

    新型生物膜-微絮凝滤池与组合工艺2套系统在相同的进水情况下进行对比实验。新型生物膜-微絮凝滤池系统采用连续进出水模式运行,HRT为1.0~1.2 h,聚合氯化铝(PAC)投加量为3~6 mg·L−1,乙酸钠(CH3COONa)投加量为25~40 mg·L−1,反应器内混合液的pH维持在6.7~7.5。组合工艺系统的PAC投加量为8 mg·L−1,聚丙烯酰胺(PAM)投加量为0.4 mg·L−1

    在取样口处每24 h采集1次样品,分别测定新型生物膜-微絮凝滤池与组合工艺2套系统进出水中TP、PO34-P、TN、NO3-N和SS质量浓度,对2套处理工艺的污染物去除效果、反冲洗参数、处理成本和综合污染指数进行对比分析;在保证TP和SS去除效果的基础上,调整新型生物膜-微絮凝滤池的碳源投加量,根据滤池出水中的TN和NO3-N质量浓度及相应指标的去除率,确定生物膜滤池反硝化脱氮的最佳C/N;通过捞网从新型生物膜-微絮凝滤池上部打捞滤池内的滤料样品以及在浓缩池中获取组合工艺排出的污泥,利用宏基因组微生物分类测序技术探究2组工艺内微生物群落结构的差异。

    样品的预处理:对于组合工艺中的污泥,取新鲜的污泥放入灭菌过的50 mL离心管中,在3 000 r·min−1条件下离心15 min,舍弃上清液,留下底部污泥,分装至灭菌过的1.5 mL离心管中,每份0.5~2 g,放入-20 ℃保温箱中冷冻保存。对于新型生物膜-微絮凝滤池中的滤料样品,取5~10 g滤料置于装有磷酸缓冲盐溶液(PBS缓冲液)的锥形瓶中,放入恒温振荡器中,调节温度为10~15 ℃,在200 r·min−1条件下振荡30~60 min,使生物膜完全脱落,将振荡后的液体经2层无菌纱布过滤掉大颗粒杂质,吸取过滤后的液体用0.22 μm的硝酸纤维素滤膜进行抽滤,过滤后的滤膜放入事先灭菌过的50 mL离心管中保存,液氮速冻15 min后,转移至-20 ℃保温箱中保存。样品预处理后统一寄至第3方检测机构代为测试。

    测序中采用试剂盒(E.Z.N.ATM Mag-Bind Soil DNA Kit)提取所有样品的DNA,在聚合酶链式反应(PCR)时采用试剂盒(Qubit3.0)确定反应时DNA的应加量,对16S rDNA基因的V3~V4区域进行PCR扩增,引物的序列采用341F (CCCTACACGACGCTCTTCCGATCTG(barcode)CCTACGGGNGGCWGCAG)和805R (GACTGGAGTTCCTTGGCACCCGAGAATTCCAGACTACHVGGGTATCTAATCC)。经2轮PCR扩增后将产物回收纯化,在Illumina MiSeq测序平台进行高通量测序。

    综合污染指数评价模型是我国环保部门普遍采用的水质评价模型[8],利用该模型计算得出的数值代表水体的综合污染程度,综合污染指数的数值越大,说明对受纳水体的污染程度越严重。水质单项污染指数根据式(1)计算,综合污染指数的数值是在单项污染指数的基础上计算得到的,其计算方法选择内梅罗污染指数(式(2))[9]

    Pi=CiSi (1)

    式中:Pi为水样第i项的单项污染指数;Ci为水样第i项指标的实测质量浓度,mg·L−1Si为水样第i项指标的标准质量浓度,mg·L−1

    P=(Pimax)2+(1nni=1Pi)22 (2)

    式中:P为综合污染指数;Pimax为水样中单项污染指数的最大值;n为参与评价的污染物指标因子数。

    1)总磷、正磷酸盐和悬浮物去除效果对比。新型生物膜-微絮凝滤池工艺与组合工艺对TP、PO34-P的去除效果分别见图3图4。由图3(a)图4(a)可知,在新型生物膜-微絮凝滤池中,随着PAC投加量的增加,TP和PO34-P去除率均是先升高后趋于平稳;当PAC投加量为5 mg·L−1时,PO34-P去除率可达到76.1%~86.7%,质量浓度为0.042~0.078 mg·L−1;TP去除率可达到73.0%~76.0%,质量浓度为0.084~0.094 mg·L−1,低于0.1 mg·L−1PO34-P去除率增长趋势与TP保持一致,说明TP的去除率主要受PO34-P去除率的影响。组合工艺的PAC投加量恒定为8 mg·L−1。由图3(b)图4(b)可知,组合工艺处理后出水中PO34-P质量浓度为0.046~0.098 mg·L−1,去除率约为65.1%~76.5%;TP质量浓度为0.072~0.164 mg·L−1,去除率约为53.5%~68.3%。

    图 3  生物膜滤池及组合工艺对TP的去除效果
    Figure 3.  Effect of biofilm filter and combined process on TP removal
    图 4  生物膜滤池及组合工艺对PO34-P的去除效果
    Figure 4.  Effect of biofilm filter and combined process on PO34-P removal

    二级处理后的尾水中PO34-P质量浓度占TP的80%左右,单靠生物膜滤池内存在的生物同化除磷[10],去除率仅为19%~21%。通过外加少量的除磷药剂构成生物/化学协同除磷,将大幅度提高处理效果。当PAC投加量为5 mg·L−1时,新型生物膜-微絮凝滤池中生物/化学协同除磷效果最为显著,TP去除率达到76.0%,出水质量浓度<0.1 mg·L−1PO34-P去除率达到86.7%,出水质量浓度<0.05 mg·L−1;对比单靠化学除磷的组合工艺,TP的去除率为53.5%~65.9%,PO34-P去除率为69.8%~72.6%,可见生物/化学协同除磷对TP和PO34-P的去除效果明显高于组合工艺单纯的化学除磷作用,在保证TP和PO34-P去除效果的基础上,生物/化学协同除磷的PAC加药量少于组合工艺的化学除磷加药量。

    对比新型生物膜-微絮凝滤池工艺与组合工艺对SS的去除情况,结果见图5。由图5可知,进水SS质量浓度为14~23 mg·L−1,新型生物膜-微絮凝滤池的出水SS质量浓度为5~8 mg·L−1,组合工艺的出水SS质量浓度为4~7 mg·L−1。经新型生物膜-微絮凝滤池处理后的出水澄清透明,对SS处理效果良好,与现有污水处理厂深度处理后出水中的SS质量浓度相近,稳定达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)[11]的一级A(10 mg·L−1)的限值要求。

    图 5  生物膜滤池及组合工艺对SS的去除效果
    Figure 5.  Effect of biofilm filter and combined process on SS removal

    纤维转盘滤池虽然对SS有着较好的去除能力,但要求进水中的SS质量浓度不宜过高[12],否则将引起纤维转盘滤池内水头损失的上升,造成频繁的反冲洗。而新型生物膜-微絮凝滤池依靠陶粒过滤介质对悬浮物质进行截留,由于陶粒滤料孔隙率高达50%~55%,截污能力强,大幅延长了滤池反冲洗周期,对进水悬浮物的冲击负荷适应能力较强。

    2)总氮、硝态氮去除效果对比。新型生物膜-微絮凝滤池工艺与组合工艺对TN、NO3-N的去除效果见图6。由图6(a)可知,NO3-N质量浓度约占TN质量浓度的66%~78%。随着C/N的提高,生物膜-微絮凝滤池出水中TN和NO3-N的质量浓度逐渐降低,当C/N达到5.34时,出水TN质量浓度<2 mg·L−1NO3-N质量浓度<0.5 mg·L−1;当碳源供应充足时,对于TN去除效果可达到80%,NO3-N去除率可达90%。在此基础上继续提高C/N,过量的碳源并未能继续提高TN的去除率,TN平均去除率维持在83%左右。控制新型生物膜-微絮凝滤池中C/N为5.3~5.4∶1,可使出水TN质量浓度降至2 mg·L−1NO3-N质量浓度降至0.5 mg·L−1。在保证TP和SS去除效果的基础上,通过外加碳源即可实现TN的高效去除。而在组合工艺中缺乏生物脱氮的条件,进水中的氮元素为可溶性的。由图6(b)可知,组合工艺对TN、NO3-N基本没有去除效果。

    图 6  生物膜滤池及组合工艺对TN、NO3-N的去除效果
    Figure 6.  Effect of biofilm filter and combined process on TN and NO3-N removal

    采集进水C/N=5.3~5.4∶1及PAC投加量为5 mg·L−1条件下生物膜-微絮凝滤池稳定运行期间的滤料样品以及浓缩池中组合工艺排出的污泥进行宏基因组微生物分类测序,分析结果见图7图8。由图7(a)可知,滤料表面微生物在门水平主要包括:变形菌门(Proteobacteria)75.07%、拟杆菌门(Bacteroidetes)5.38%、酸杆菌门(Acidobacteria)3.60%、厚壁菌门(Firmicutes)2.93%、放线菌门(Actinobacteria)2.76%、硝化螺旋菌门(Nitrospirae)2.71%、绿弯菌门(Chloroflexi)2.66%。由图7(b)可知,组合工艺外排污泥中微生物在门水平主要包括变形菌门(Proteobacteria)42.06%、厚壁菌门(Firmicutes)22.07%、拟杆菌门(Bacteroidetes)20.27%、放线菌门(Actinobacteria)4.54%、酸杆菌门(Acidobacteria)3.04%、绿弯菌门(Chloroflexi)2.20%。

    图 7  微生物群落门水平饼状图
    Figure 7.  Microbial community analysis at phylum level
    图 8  微生物群落属水平饼状图
    Figure 8.  Microbial community analysis at genus level

    图8(a)可知,滤料表面微生物在属水平主要包括噬氢菌属(Hydrogenophaga)25.36%、脱氯单胞菌属(Dechloromonas)11.66%、陶厄氏菌属(Thauera)4.74%、生丝微菌属(Hyphomicrobium)4.54%、固氮螺菌属(Azospirillum)2.46%、丁球菌属(Butyriccoccus)2.46%。由图8(b)可知,组合工艺外排污泥中微生物在属水平主要包括罗姆布茨菌属(Romboutsia)8.67%、地发菌属(Geothrix)5.98%、固氮螺菌属(Azospirillum)3.90%、粪杆菌属(Faecalibacterium)2.90%、拟杆菌属(Bacteroides)2.85%。

    从门水平分析,新型生物膜-微絮凝滤池中丰度最高的为变形菌门(Proteobacteria),其次为拟杆菌门(Bacteroidetes)和酸杆菌门(Acidobacteria)。根据文献报道[13],大多数硝化菌与反硝化菌归属于变形菌门,说明生物膜-微絮凝滤池内的缺氧环境适合变形菌的生长。从属水平分析,滤料表面微生物中的反硝化菌属主要包括2个优势菌属(噬氢菌属(Hydrogenophaga)[14]、脱氯单胞菌属(Dechloromonas)[15])和3个非优势菌属(陶厄氏菌属(Thauera)[16]、固氮螺菌属(Azospirillum)[17]、生丝微菌属(Hyphomicrobium)[18]),这几类菌属均已被证实与反硝化作用密切相关。而在组合工艺外排的污泥中,所能检测到的硝化菌属与反硝化菌属丰度较低,因此,组合工艺中不具备生物脱氮的条件。

    1)反冲洗对比。图9为新型生物膜-微絮凝滤池反冲洗后出水污染物质量浓度随时间的变化。0 min代表反冲洗刚结束的出水情况,此时出水水质最差;反冲洗后0~20 min内,污染物质量浓度逐渐下降,且在40 min时滤池恢复至稳定运行期的高效处理水平。其原因是:滤池为下向流,反冲洗作用是自下而上将滤池中的颗粒物质及老化脱落的生物膜排出滤池,对于滤池中上部的微生物群落影响较小,利于反冲洗后迅速恢复滤池的高效处理能力。反冲洗结束后40 min内,即可恢复至出水TN质量浓度<2.5 mg·L−1NO3-N质量浓度<0.7 mg·L−1和TP质量浓度<0.1 mg·L−1的高效处理水平。

    图 9  生物膜滤池反冲洗后污染物质量浓度随时间变化
    Figure 9.  Change of pollutant mass concentration with time after backwashing of biofilm filter

    2组工艺的反冲洗参数对比情况见表1。新型生物膜-微絮凝滤池的反冲洗方式采用气冲-气水联合冲洗-水冲,冲洗时间分别为2~4、4~6、5~8 min,反冲洗总时长约为15 min。纤维转盘滤池在过滤过程中由于滤布上悬浮物质的积聚,过滤阻力增加,滤池内水位逐渐上升。反冲洗作用可使滤布恢复纳污容量,降低了滤布内外的压差。纤维转盘滤池反冲洗频率高,反冲洗后即可恢复处理能力。新型生物膜-微絮凝滤池与纤维转盘滤池相比,反冲洗周期长,反冲洗能耗低,单次反冲洗废水率低。

    表 1  2组工艺反冲洗参数对比
    Table 1.  Comparison of backwash parameters of two sets of processes
    工艺名称气冲洗强度/(L·(s·m2)−1)水冲洗强度/(L·(s·m2)−1)反冲洗时间/min反冲洗周期/h单次反冲洗废水率/%
    新型生物膜-微絮凝滤池10~155~10151680.69~0.91
    纤维转盘滤池30~401~21~21.23~1.64
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    2)处理成本对比。新型生物膜-微絮凝滤池协同脱氮除磷时PAC最适宜投加量为5 mg·L−1,组合工艺中PAC和PAM的最适宜加药量分别为8 mg·L−1及0.4 mg·L−1。新型生物膜-微絮凝滤池中PAC药剂费为0.009元·m−3,外加乙酸钠作为碳源进行反硝化作用,乙酸钠费用为0.11元·m−3,则总药剂费为0.119元·m−3,电耗估计约为0.088元·m−3,水处理费用约为0.207元·m−3。组合工艺中PAC药剂费为0.014元·m−3,PAM药剂费为0.001 08元·m−3,总药剂费为0.016元·m−3,电耗估计约0.230元·m−3,水处理费用约为0.246元·m−3

    新型生物膜-微絮凝滤池在PAC投加量上要少于组合工艺,但生物膜滤池需要外加碳源来保障TN的去除,从而增加碳源投加的成本;在电耗方面,生物膜-微絮凝滤池仅需较低的电耗就能维持正常的运转;在处理费用上,新型生物膜-微絮凝滤池较组合工艺低0.039元·m−3

    新型生物膜-微絮凝滤池与组合工艺的出水水质见表2。单看表2的出水指标,虽然2组工艺处理后的出水均能达到一级A排放标准,但是污染程度存在差异,无法判断2组工艺出水对受纳水体的环境影响。为此,引入综合污染指数评价模型进一步深入分析,用于衡量2组工艺出水水质的污染程度,分析其对受纳水体的环境影响。

    表 2  2组工艺处理后的出水水质
    Table 2.  Effluent water quality after two sets of processes treatment mg·L−1
    工艺名称CODTNTPNH+4-NSS
    新型生物膜-微絮凝滤池17~221.6~2.20.05~0.10.5~0.85~8
    组合工艺14~187.2~8.50.1~0.21.2~1.84~7
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    研究选取5项指标作为评价因子(COD、SS、TN、TP和NH+4-N)。对于式(1)中Si的选取,参考《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)[19]中V类水体标准;COD、TN、TP和NH+4-N标准值分别为40、2.0、0.4和2.0 mg·L−1;对于SS,《地表水环境质量标准》中没有明确要求,因此,SS的标准值取自《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A标准中的10 mg·L−1。根据式(1)计算出不同水样的单项污染指数,得到新型生物膜-微絮凝滤池与组合工艺的Pimax分别为0.9和3.7;将单项污染指数代入式(2),计算得到新型生物膜-微絮凝滤池与组合工艺的综合污染指数P分别为0.731和2.734;将计算得到的2组工艺的综合污染指数与综合污染指标评价分级[20]进行比较,确定外排水的污染分级(表3)。

    表 3  综合污染指标评价分级
    Table 3.  Comprehensive pollution index evaluation classification
    P级别水质现状阐述
    P<0.8合格各项指标基本符合标准
    0.8≤P≤1.0基本合格少数指标超过标准
    1.0<P≤2.0污染多项指标超过标准
    P>2.0重度污染部分项目指标超过标准限值数倍
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    依据表3进行综合污染指标评价分级,新型生物膜-微絮凝滤池工艺处理后的出水属于合格级别,各项水质指标能达到相应的功能标准。虽然组合工艺出水的各项指标均在一级A的标准范围内,但组合工艺出水中TN质量浓度高于《地表水环境质量标准》中V类水体TN标准值的数倍,导致最终计算得到的综合污染指数>2.0,其外排水对受纳水体存在严重污染。

    1)新型生物膜-微絮凝过滤的出水TP质量质量浓度≤0.1 mg·L−1PO34-P质量质量浓度≤0.05 mg·L−1,TP去除率达到76.0%,PO34-P去除率达到86.7%,处理效果优于组合工艺,PAC投加量少于组合工艺。在保障TP和SS去除效果的基础上,通过外加碳源实现对TN的高效去除,TN去除率可达80%,滤料表面微生物中反硝化菌属相对丰度可达到48.76%。

    2)新型生物膜-微絮凝滤池采用浅层陶粒滤床,陶粒滤料孔隙率高达50%~55%,截污能力强,大幅延长了滤池反冲洗周期,对进水悬浮物的冲击负荷适应能力强。新型生物膜-微絮凝滤池工艺的处理成本仅为0.207元·m−3,较组合工艺低0.039元·m−3

    3)新型生物膜-微絮凝过滤的出水水质对受纳水体的环境影响小,综合污染指数仅为0.731,远小于组合工艺的2.734。

  • 图 1  反应器的结构示意图

    Figure 1.  Structure diagram of the reactor

    图 2  部分硝化阶段参数变化

    Figure 2.  Variation of partial nitrification parameters

    图 3  亚硝化阶段参数变化

    Figure 3.  Variation of parameters in nitrosation stage

    图 4  NO2-N/NH+4-N变化

    Figure 4.  NO2-N/NH+4-N variation diagram

    图 5  AR、DO的变化

    Figure 5.  Variation chart of AR and DO

    图 6  碱度的变化

    Figure 6.  alkalinity variation diagram

    图 7  碱度消耗量与亚硝化效率的线性拟合

    Figure 7.  Linear fitting of alkalinity consumption and nitrosation efficiency

    图 8  碱度消耗量/亚硝化量与碱度消耗量/硝化量变化

    Figure 8.  Variation of alkalinity consumption/nitrosation and alkalinity consumption/nitrification

    表 1  模拟废水中元素

    Table 1.  Simulate elements in waste water

    微量元素质量浓度/(mg·L−1)微量元素质量浓度/(mg·L−1)微量元素质量浓度/(mg·L−1)
    CuSO4·5H2O0.03FeSO4·7H2O50CoCl2·6H2O0.15
    MgSO410ZnSO4·7H2O0.12MnCl2·4H2O5.06
    NiCl2·6H2O0.112Na2MoO4·2H2O1.18H3BO4 0.15
    CaCl2·2H2O26KI0.03
      注:所有试剂均为AR级试剂。
    微量元素质量浓度/(mg·L−1)微量元素质量浓度/(mg·L−1)微量元素质量浓度/(mg·L−1)
    CuSO4·5H2O0.03FeSO4·7H2O50CoCl2·6H2O0.15
    MgSO410ZnSO4·7H2O0.12MnCl2·4H2O5.06
    NiCl2·6H2O0.112Na2MoO4·2H2O1.18H3BO4 0.15
    CaCl2·2H2O26KI0.03
      注:所有试剂均为AR级试剂。
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    表 2  反应器各阶段运行参数

    Table 2.  Operation parameters of the reactor in each stage

    运行阶段运行时间/d进水氨氮/(mg·L−1)HRT/hALR/(kg·(m3·d)−1)DO/(mg·L−1)反应器内水温/℃进水pH
    11~10100240.101.0~1.5307.9~8.2
    211~19400240.402.0~2.5307.9~8.2
    320~27400160.602.0~2.5307.9~8.2
    428~54400160.600.5~1.0307.9~8.2
    运行阶段运行时间/d进水氨氮/(mg·L−1)HRT/hALR/(kg·(m3·d)−1)DO/(mg·L−1)反应器内水温/℃进水pH
    11~10100240.101.0~1.5307.9~8.2
    211~19400240.402.0~2.5307.9~8.2
    320~27400160.602.0~2.5307.9~8.2
    428~54400160.600.5~1.0307.9~8.2
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出版历程
  • 收稿日期:  2020-10-22
  • 录用日期:  2021-04-26
  • 刊出日期:  2021-08-10
苑宏英, 赵鑫, 王宏斌, 钱允致, 马华继, 王靖霖, 赖姜伶. 氨氮负荷的变化对部分硝化的影响及部分亚硝化的快速启动[J]. 环境工程学报, 2021, 15(8): 2748-2758. doi: 10.12030/j.cjee.202010113
引用本文: 苑宏英, 赵鑫, 王宏斌, 钱允致, 马华继, 王靖霖, 赖姜伶. 氨氮负荷的变化对部分硝化的影响及部分亚硝化的快速启动[J]. 环境工程学报, 2021, 15(8): 2748-2758. doi: 10.12030/j.cjee.202010113
YUAN Hongying, ZHAO Xin, WANG Hongbin, QIAN Yunzhi, MA Huaji, WANG Jinglin, LAI Jiangling. Effect of change in ammonia nitrogen loading rate on partial nitrification and rapid construction of partial nitrification[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(8): 2748-2758. doi: 10.12030/j.cjee.202010113
Citation: YUAN Hongying, ZHAO Xin, WANG Hongbin, QIAN Yunzhi, MA Huaji, WANG Jinglin, LAI Jiangling. Effect of change in ammonia nitrogen loading rate on partial nitrification and rapid construction of partial nitrification[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(8): 2748-2758. doi: 10.12030/j.cjee.202010113

氨氮负荷的变化对部分硝化的影响及部分亚硝化的快速启动

    通讯作者: 苑宏英, E-mail: yuanhy_00@163.com
    作者简介: 苑宏英(1974—),女,博士,教授。研究方向:污水、污泥处理及资源化。E-mail:yuanhy_00@163.com
  • 1. 天津城建大学环境与市政工程学院,天津 300384
  • 2. 天津市水质科学与技术重点实验室,天津 300384
  • 3. 基础设施防护和环境绿色生物科技国际联合研究中心,天津 300384
  • 4. 日本东北大学环境科学学院先端环境创城系,日本 仙台 980-8579
基金项目:
政府间国际科技创新合作重点专项(2019YFE0122400);国家自然科学基金资助项目(51308374);天津城建大学科技成果转化奖励专项资金项目(KJZHZ-CA-1754)

摘要: 部分硝化的稳定运行在一体式部分硝化-厌氧氨氧化工艺(PN/A)中至关重要。探索了在内循环接触氧化型膜生物反应器(ICCOMBR)中改变进水氨氮负荷(ALR)后,反应器中部分硝化过程受到的影响及恢复过程。结果表明:在HRT为24 h,DO为2.0~2.5 mg·L−1时,系统进水ALR降为0.10 kg·(m3·d)−1(氨氮为100 mg·L−1),部分硝化过程迅速破坏;当系统进水ALR升至0.40 kg∙(m3·d)−1(氨氮为400 mg·L−1),部分硝化过程在3 d内迅速恢复;部分硝化恢复稳定后,再提高ALR至0.60 kg·(m3·d)−1(氨氮为400 mg·L−1),并通过调整HRT和DO,最终在HRT为16 h、DO为0.5~1.0 mg·L−1时成功实现部分硝化;通过改变曝气量(AR),在AR为0.9 L·min−1时,控制DO为(0.76±0.11) mg·L−1,系统pH为9.7~8.2,可成功启动部分亚硝化。

English Abstract

  • 高氨氮废水的C/N低,故利用传统脱氮工艺对其处理时存在碳源不足、需外加有机碳源、运行成本高等问题。传统硝化反硝化脱氮工艺要求实际进水C/N大于4,以满足硝化细菌及反硝化细菌的生长需求[1]。当水中有机物浓度降低时,异养反硝化菌活性则降低,厌氧氨氧化菌逐渐取得竞争优势[2]。一体式部分硝化-厌氧氨氧化(partial nitrification process-anammox process,PN/A)工艺与传统脱氮工艺相比,可用于处理C/N低于0.5的废水[3],以实现污水的全程自养脱氮,并具有占地面积小、需氧量低、污泥产量少、无需加入有机碳源等优势[4]

    稳定的部分硝化是一体式PN/A工艺稳定运行的前提,其核心在于实现氨氧化菌(ammonia oxidizing bacteria,AOB)的富集和亚硝酸盐氧化菌(nitrite oxidizing bacteria,NOB)的有效抑制,最终实现亚硝态氮积累。吴岩等[5]的研究表明,高氨氮进水浓度下,亚硝态氮的积累速率为3.0~5.0 mg·(L·h)−1,硝态氮的积累速率在0~1.0 mg·(L·h)−1;而低进水氨氮下,亚硝态氮与硝态氮积累速率相近,低氨氮浓度不利于实现亚硝态氮积累。程军等[3]的研究表明,反应器在低氨氮进水负荷下运行时的NO3-N产生比例高于高氨氮进水负荷下的运行状态,因而无法实现亚硝态氮积累。因此,氨氮负荷亦为影响部分硝化稳定的关键因素。而在实际工程中,进水氨氮负荷波动是常见问题,当氨氮负荷变化导致部分硝化受到破坏时,出水C/N相应发生变化[3]。部分亚硝化过程本身属于部分硝化的范畴,部分亚硝化成功启动的关键在于出水中NO2-N与NH+4-N的比值达到厌氧氨氧化工艺所需的进水要求。因此,在进水氨氮负荷改变后,如何迅速恢复反应器稳定运行及满足后续厌氧氨氧化工艺要求尤为重要。

    彭靓[6]的研究表明,一体式PN/A工艺长期运行后,出现性能恶化时,仅通过提高氨氮很难恢复其性能。当反应器内进水氨氮降低后,程军等[3]采用保持负荷不变、恢复正常进水浓度的方法,未能恢复系统的脱氮性能。因此,仅改变氨氮无法恢复反应器的脱氮效率。而CAPODICI等[7]利用氨氮负荷和C/N联合作用的方法,在氨氮负荷为0.30~0.50 kg·(m3·d)−1、C/N为2~4的条件下实现了部分硝化的稳定运行,而该方法在处理低C/N的废水时,需投加碳源。此外,利用增大曝气时间[8],控制溶解氧(DO)[9]的方法也能增强部分硝化的在高氨氮进水下的耐冲击性,实现部分硝化过程的启动。

    本研究基于AOB及Anammox菌的倍增时间长这一生长特性[10-11],构建内循环接触氧化型膜生物反应器(internal circulation contact oxidation membrane bioreactor,ICCOMBR),采用氨氮负荷(ammonia nitrogen loading rate,ALR)和DO联合作用的方法,针对ALR波动下部分硝化过程的破坏和恢复,以及部分硝化过程恢复后改变曝气量(aeration rate,AR)、DO等因素对实现部分亚硝化的快速启动进行探究,最终为ALR波动对部分硝化过程的破坏及恢复提供数据支持,也为部分亚硝化的启动提供参考。

  • 本研究所用污泥取自实验室已成功启动部分硝化的ICCOMBR,悬浮污泥质量浓度为4.49 g·L−1,填料附着的污泥质量浓度为2.60 g·L−1。反应器材质为有机玻璃,有效容积8.5 L,直径100 mm、高1 200 mm(见图1)。内部设内置循环筒,直径32 mm、高1 050 mm。内置循环筒和反应器内壁之间设高密度聚乙烯(HDPE)改性材料制得的固定填料[12],内循环筒上方设置出水膜组件,材质为PVDF中空纤维U形微滤膜,孔径0.22 μm。

  • 试验采用人工模拟废水。氮源、碳源和磷源分别由NH4Cl、NaHCO3和KH2PO4、Na2HPO4提供。其中,[NH4Cl]为382~955 mg·L−1,[NaHCO3]为1 200~3 000 mg·L−1,[KH2PO4]为8.78 mg·L−1,[Na2HPO4]为9.16 mg·L−1,[HCO3]:[NH+4]为2.0。模拟进水中的其他微量元素含量见表1

  • 研究沿用本课题组前期已成功启动部分硝化的反应器ICCOMBR[13],采用连续进水、连续曝气的运行模式。控制进水流量为387.50 mL·h−1;回流比始终保持在150%;出水蠕动泵开8 min,停2 min;进水pH控制在7.9~8.2,反应器温度恒定为30 ℃。试验分为2个部分,4个阶段:第1部分(第1至第3阶段)为进水ALR改变对部分硝化的影响探究;第2部分(第4阶段)为部分亚硝化启动。

    第1阶段:将进水ALR从前期正常运行时的0.25 kg·(m3·d)−1(氨氮为250 mg·L−1,HRT 24 h)降低为0.10 kg·(m3·d)−1(氨氮为100 mg·L−1,HRT为24 h),观察部分硝化过程的出水水样变化。第2阶段:提高进水ALR至0.40 kg·(m3·d)−1(氨氮为400 mg·L−1,HRT为24 h),调节DO,观察反应器出水各项指标变化,恢复反应器内部分硝化作用。第3阶段:在部分硝化过程稳定后,提高ALR至0.60 kg·(m3·d)−1(氨氮为400 mg·L−1,HRT为16 h),观察高氨氮负荷下部分硝化运行参数。第4阶段:调控AR和DO,控制反应器出水达到厌氧氨氧化工艺的进水要求,构建亚硝化过程。表2为反应器各阶段的运行参数。

  • 监测每天的出水水样。分析项目包括出水NH+4-N、出水NO2-N、出水NO3-N、游离氨(free ammonia,FA)[14]、游离亚硝酸(free nitrous acid,FNA)[15]、碱度等[16]NH+4-N利用纳氏试剂分光光度法;NO3-N根据紫外分光光度法;NO2-N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;DO、pH利用哈希HQ40-d数字化分析仪测定;碱度采用酸碱滴定法测定。

    本研究中所涉及参数的计算分别如式(1)至式(9)所示。

    式中:ALR为氨氮负荷,kg·(m3·d)−1;ARE为氨氮去除效率,%;NAR为亚硝态氮积累率,%;FA为游离氨,mg·L−1;FNA为游离亚硝酸,mg·L−1V1为容积亚硝化速率,g·(L·d)−1V2为容积硝化速率,g·(L·d)−1η1为亚硝化效率,%;η2为硝化效率,%;[NH+4-N]进水和[NH+4-N]出水分别为氨氮进水和出水浓度;[NO2-N]进水和[NO2-N]出水分别为亚硝态氮进水和出水浓度;[NO3-N]进水和[NO3-N]出水分别为硝态氮进水和出水浓度;t为反应器内水温,℃;p为出水pH值;Q为进水流量,L·d−1;HRT为水力停留时间,d;V为反应器有效容积,L。

  • 改变进水ALR,反应器运行情况如图2所示。第1阶段(第1~50天)旨在研究降低氨氮进水负荷对部分硝化的影响。在此阶段,ALR从前期正常运行时的0.25 kg·(m3·d)−1(进水氨氮为250 mg·L−1)降至0.10 kg·(m3·d)−1(进水氨氮为100 mg·L−1),DO从2.0~2.5 mg·L−1降为1.0~1.5 mg·L−1,保持HRT为24 h不变。图2(a)中出水[NO3-N]始终高于[NO2-N]。图2(b)中,亚硝态氮积累率(nitrite nitrogen accumlation rate,NAR)逐渐降低至5.61%,氨氮去除率(ammonia removal efficiency,ARE)始终保持在95%以上。上述结果说明进水负荷降低后,反应器中AOB保持良好活性,但NOB的活性高于AOB活性。这可能是由于此时反应器内FA、FNA未对NOB造成抑制。RONGSAYAMANONT等[17]发现,FA为0.6~60 mg·L−1时会对NOB造成抑制;当FA>6 mg·L−1时,NOB被完全抑制[18];而当FA为10~100 mg·L−1时适合AOB生长。此时,反应器中FA为(0.45±0.4) mg·L−1,并未在抑制范围内,说明NOB活性未得到有效控制。图2(d)中容积硝化速率上升至0.056 g·(L·d)−1,容积亚硝化速率减小至0.006 g·(L·d)−1,这进一步证明系统内NOB活性大于AOB活性。由此说明,系统无法对NOB的活性实现有效抑制,导致部分硝化被快速破坏了。

    吴岩[19]发现,提高NH+4-N会导致NO2-N的氧化速率下降,在高氨氮条件下,反应器更容易实现NO2-N累积,且在高氨氮条件下,通过控制DO、pH等因素可实现对NOB的控制[20]。因此,在第2阶段(第51~59天),为有效抑制NOB,实现亚硝态氮积累,将实验中进水氨氮提升为400 mg·L−1,此时系统的ALR为0.40 kg·(m3·d)−1,HRT为24 h,同时调节DO为2.0~2.5 mg·L−1。在该阶段初期,由于进水氨氮过量积累,导致出水氨氮从6.80 mg·L−1迅速增加至136.30 mg·L−1。出水亚硝态氮始终呈上升趋势,容积亚硝化速率升高至0.307 g·(L·d)−1,容积硝化速率仅0.041 g·(L·d)−1。此阶段结束时,亚硝态氮达到300 mg·L−1,而硝态氮始终低于50 mg·L−1。这表明系统已成功实现亚硝态氮的积累。由图2(c)可知,FA大于0.61 mg·L−1,可使出水pH基本保持在7.5以上。孙振世等[21]的研究结果表明,pH在6.0~7.5时有利于NOB的生长,在7.0~8.5时利于AOB生长。系统出水FA及pH均处于对NOB的抑制范围内。亚硝态氮和FA浓度的升高说明NOB活性在此阶段受到抑制。NAR仅用3 d就达到83.77%,6 d后ARE达到80%以上,NRA和ARE大于80%[22],部分硝化过程在3 d内实现快速恢复。该阶段运行结果说明在进水氨氮负荷降低导致部分硝化过程被破坏后,若短时间内迅速提高进水氨氮负荷,则能够实现部分硝化作用的迅速恢复。该结果与余轶鹏等[23]的研究结果相似。

    在第3阶段(第60~67天)继续提高氨氮负荷,以观察在氨氮负荷升高后反应器的运行情况。保持进水氨氮为400 mg·L−1、DO为2.0~2.5 mg·L−1,调整HRT为16 h,提高ALR至0.60 kg·(m3·d)−1。经过一周的运行,该阶段NAR始终保持在85%以上,ARE保持在90%以上。而出水硝态氮未发生与第2阶段类似的下降情况,说明此时系统中的AOB活性有明显提高。该阶段末期,容积亚硝化速率稳定在0.45 g·(L·d)−1,容积硝化速率减小至0.045 g·(L·d)−1,部分硝化阶段达到稳定。张宇坤等[24]的研究表明,当FNA<0.003 mg·L−1时系统环境对NOB活性有促进作用,此时FA和FNA分别稳定在0.88和0.05 mg·L−1,FA和FNA处于对NOB的抑制范围内。FA、FNA联合抑制使得NOB的活性完全受到控制。此阶段运行结果说明,AOB在进水氨氮负荷波动后抗冲击能力增强,其活性逐步提高;与低进水氨氮负荷相比,高氨氮负荷下NOB更容易受到抑制。

  • 第4阶段(第68~94天)即研究的第2部分,为部分亚硝化的启动阶段。部分亚硝化过程决定了厌氧氨氧化菌能否得到稳定的进水基质,该阶段应控制进水ALR在0.60 kg·(m3·d)−1(见图3)。

    PN/A工艺要求亚硝态氮保持在适宜水平,亚硝态氮的过量积累会对厌氧氨氧化菌造成抑制[25]。陈小珍等[26]发现,部分亚硝化出水的[NO2-N]/[NH+4-N]理论值在1.0~1.3时,可满足后续厌氧氨氧化过程的进水要求。因此,部分亚硝化的构建关键是对出水[NO2-N]/[NH+4-N]的控制。在本实验中,污泥的实际[NO2-N]/[NH+4-N]约为1.2。但由图4可知,第3阶段部分硝化稳定之后[NO2-N]/[NH+4-N]为8~18,远大于理论值。此阶段[NO2-N]/[NH+4-N]过大可能是由于水中DO过高。AOB的氧饱和常数为0.30 mg·L−1[27],DO维持在较高水平可提高AOB的活性。此时,DO为2.00~2.50 mg·L−1,AOB活性增强,NH+4-N好氧氧化速率加快,NO2-N发生过量积累,故[NO2-N]/[NH+4-N]大于理论值。高远等[28]发现,在反应器受到高NO2-N抑制时,可通过调节DO来恢复;同样,刘禹晟[29]利用微孔曝气和机械搅拌相结合的方式,在低DO下实现了部分亚硝化过程。因此,为控制[NO2-N]/[NH+4-N],满足厌氧氨氧化的进水要求,在第4阶段可采取调节曝气量(AR)、控制DO的方法以降低[NO2-N]/[NH+4-N]。AR和DO的变化如图5所示。

    在第4阶段的第68~71天,首先将AR从2 L·min−1降至0.2 L·min−1,并将DO从2.0 mg·L−1降为0.7 mg·L−1。但王嗣禹等[30]的研究表明,仅调节DO为0.6 mg·L−1,未控制pH,结果导致pH逐渐降低,最终在pH为6.60时,亚硝化反应被完全抑制。因此,在实验过程中需要对pH进行控制。本实验出水pH控制在7.30~8.05,未对亚硝化反应造成抑制。由图3(a)可知,出水氨氮从上一阶段的22 mg·L−1迅速增至305.2 mg·L−1,而出水亚硝态氮则从30 mg· L−1降至1.1 mg·L−1。此外,容积亚硝化速率也从0.45 g·(L·d)−1减小到0.069 g·(L·d)−1,这说明DO迅速降低会导致AOB的氨氧化速率减小。由图4可知,第68~73天平均[NO2-N]/[NH+4-N]保持在0.28,远小于适宜范围。此阶段,FA一直高于10 mg·L−1,AOB活性受到抑制,且因此时DO过低,导致AOB对NH+4-N利用能力减小。祖波等[31]的研究表明,DO在1.0 mg·L−1时,氨氮转化为亚硝态氮的速率更快。为提高AOB对氨氮的利用能力,减小FA对AOB的抑制情况,从第34天起,将AR提高至0.9 L·min−1,控制反应器内的DO为1.0 mg·L−1,并保持进水氨氮、ALR、HRT和pH不变。从图3(c)可知,在第4阶段第74~94天,容积硝化速率为(0.038±0.009) g·(L·d)−1,与第3阶段容积硝化速率为(0.062±0.010) g·(L·d)−1相比有明显降低。这可能是由于随着DO从(2.0±0.14) mg·L−1降至(0.76±0.11) mg·L−1,在低DO下AOB对氧的亲和能力更强,NOB活性进一步降低。DO的降低实现了AOB的富集和NOB的抑制。经过21 d运行,出水氨氮基本稳定在156.3 mg·L−1,出水亚硝态氮最终稳定在200 mg·L−1左右。此时,[NO2-N]/[NH+4-N]维持在1.22±0.08,符合部分硝化-厌氧氨氧化的出水[NO2-N]/[NH+4-N](1.0~1.3),说明出水达到厌氧氨氧化进水要求,亚硝化成功构建。

  • 碱度可控制水中pH及无机碳源,从而控制NH+4-N的转化[32]图6图7分别为本实验运行期间碱度变化及碱度消耗与亚硝化效率的线性拟合。在部分硝化过程中,氧化1 mol NH+4需要2 mol HCO3[33]。由图6中出水碱度可知,进水碱度可满足部分硝化系统的需要。

    在第1阶段,ALR降低会导致部分硝化过程被破坏(见图7),碱度消耗量与亚硝化效率的可决系数R2仅0.30。在第2~4阶段,反应器内NOB活性被逐渐抑制,出水亚硝酸盐达到稳定,反应器内AOB具有良好活性;此时R2均保持在0.92以上,反应器中碱度消耗量与亚硝化效率拟合度高。

    改变ALR后,第1阶段碱度消耗量/硝化量基本稳定(见图8),而碱度消耗量/亚硝化量迅速增加,说明此时反应器内亚硝化过程受到影响,部分硝化受到破坏。第2至第3阶段,随着部分硝化过程逐渐恢复,碱度消耗量/硝化量逐渐升高并最终稳定在69.86。根据图67,此阶段碱度消耗量逐渐上升,亚硝化效率逐渐增大,硝化效率逐渐减小。这也从侧面证明反应器内NOB得到有效抑制。在部分亚硝化构建阶段,前6 d仅调节AR,使DO降至0.7 mg·L−1后,碱度消耗量/亚硝化量、碱度消耗量/硝化量分别迅速上升至15.09和643.34。这说明DO对反应器内部分亚硝化的构建尤为重要。拟合结果及碱度消耗量/亚硝化量表明,在稳定运行的部分硝化反应器中,可根据亚硝化效率对进水碱度进行预测,以减少碱度的过量投加、节省成本。

  • 1)由于受氨氮负荷波动影响,在部分硝化过程的恢复以及部分亚硝化过程的启动中,DO为影响系统运行的主要因素。通过控制DO,能有效控制NOB活性,从而实现部分硝化的稳定和部分亚硝化的启动。

    2)在部分硝化达到稳定后,系统内碱度与亚硝化效率呈现良好的线性关系,碱度消耗量/亚硝化量能够为实际应用提供预测,以减少成本。

参考文献 (33)

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