城市污水厂部分反硝化滤池启动及运行

水处理网讯:摘要：采用生物滤池探究部分反硝化(NO3--N 还原到 NO2--N)工艺应用于城市污水厂深度脱氮的可行性.以实际二级出水为进水,考察滤速、碳氮比(C/N)等影响因素对滤池快速启动及稳定运行的影响,分析了滤池沿程水质变化和系统微生物群落结构.结果表明,控制高滤速和低C/N,3d可实现部分反硝化滤池的快速启动,滤池 120d 平均亚硝态氮累积率(NTR)为 60.3%,最高可达 82.1%,成功构建了连续流生物膜部分反硝化工艺.高滤速条件有助提高滤池的 NO2--N 积累率,C/N 对 NO2--N 积累率的影响较小,C/N 为 2~4,部分反硝化滤池的 NTR 维持在 62.0%.沿程数据表明底部 40cm 的滤料层是部分反硝化滤池 NO3--N 去除和 NO2--N 累积的主要反应区域.由于采用实际水厂二级出水进行研究,扫描电镜和高通量测序结果表明存在多种具有反硝化功能的微生物,系统的微生物多样性较高。

关键词：部分反硝化；生物滤池；亚硝酸盐积累；深度脱氮；二级出水

随着污水排放标准的不断提高,城市污水处理厂出水氨氮及总氮难以实现稳定的达标排放,一般需要进行深度处理。最常用的深度处理工艺是反硝化生物滤池(DNBF),但存在碳源投加量大、污泥产量大、反冲洗频繁及微生物分泌物质引起严重的膜污染等问题,导致部分工艺不能稳定运行。二级出水中最主要的污染物是 NO3--N 及可能残留的NH4+-N.部分反硝化技术可以将反硝化过程控制在 NO3--N 还原产生 NO2--N 的阶段,然后再与厌氧氨氧化工艺耦合实现 NH4+-N 和 NO3--N 的同步去除,是一种新型的污水脱氮处理技术.基于此提出应用于深度脱氮的部分反硝化耦合厌氧氨氧化二级滤池的工艺路线.该工艺理论上可节省 79%的碳源,氨氮可来源于二级生物处理剩余氨氮或者引入部分初沉池原水,可节省曝气成本;其次,厌氧氨氧化菌为自养菌,污泥产量低,对后续膜处理工艺影响小,该工艺的开发及应用将大幅降低建设投资费用及运行费用.

Ji 等实现了高 NO2--N 积累的部分反硝化工艺,长期运行 NO2--N 积累率大于 80%;王维奇等研究了 SBR 系统中不同驯化方式对 NO2--N 积累的影响;Cao 等[11]和 Li 等甚至实现了NO2--N 积累率大于 90%,证明了部分反硝化工艺的可行性和稳定性;Du 等和 Cao 等也证明了部分反硝化耦合厌氧氨氧化工艺的可行性,用于高效地处理含硝酸盐的污水.但是目前有关部分反硝化的研究多以人工配水和活性污泥系统为主,且多采用序批式运行的 SBR 反应器,更偏重初步的可行性研究和机理探索,采用实际污水进行深度脱氮的部分反硝化工艺的研究较少.

基于此,本文以污水厂实际二级出水为进水,采用连续流的滤池反应器,进行部分反硝化工艺的启动与运行,并探究滤速及 C/N 对该工艺部分反硝化的影响,系统地分析反应器内的水质变化特性和NO2--N积累特性,并对其中的微生物结构进行了观察和分析.

1 材料与方法

1.1 试验装置

部分反硝化所用的滤池装置由有机玻璃制成,滤池总高度 250cm,直径 10cm,有效容积 15.7L.滤池从下至上分别是 20cm 进水混合区、20cm 承托层、120cm 滤料层、60cm 清水区,承托层由鹅卵石构成,滤料层所填充滤料为 3~5mm 的陶瓷颗粒,鹅卵石和陶瓷颗粒均取自污水厂反硝化滤池的余料.

滤池采用底部进水顶部出水的运行模式,配有进水水箱、碳源加药箱、出水水箱及反冲洗水箱,在滤池底部进水和碳源分别通过蠕动泵控制,二者混合后进入滤池底部进水混合区.滤池反冲洗采用气冲-气水冲-水冲的方式,配有反冲洗水泵、空压机及流量计.

1.2 试验用水和接种污泥

部分反硝化滤池采用自然挂膜法,未接种污泥.本试验直接采用北京某再生水厂二级出水作为进水,进水水质如表 1.部分反硝化滤池外加碳源乙酸钠,根据试验需要进行不同浓度的添加.

1.3 试验方法

模拟工艺实际运行工况,进水 DO 和温度不做控制.本试验设置高浓度低流量(C=50mg/L,滤速为1,2m/h)和低浓度高流量(C=15mg/L,滤速为 4,5m/h)2种启动方式,考察部分反硝化工艺的快速启动.

采用控制变量法进行C/N和滤速对部分反硝化滤池的影响试验,控制滤速不变,分别设置不同的C/N(2,2.5,3,3.5),观察 C/N 对部分反硝化的影响;控制 C/N 不变,设置 3 组滤速条件(2,4,5m/h),考察滤速对部分反硝化滤池的影响.NO3--N 到 NO2--N 转化率(NTR)即亚硝态氮累积率,是指系统内去除的 NO3--N 转化为 NO2--N的比例,试验装置为连续流反应器,NTR的计算方法为:

1.4 分析方法

样品水质指标检测按照国家标准方法进行.NO3--N 和 NO2--N 采用离子色谱法测试,SCOD 采用哈希快速测定试剂检测.

生物样品的测试包括扫描电镜和高通量测序.采用 SU8020 日本日立(Hitachi)扫描电镜进行观察,预处理方法参照文献;此外,从滤料层底部处取滤料 50mL 置于 250mL 锥形瓶,加 100mL 超纯水恒温振荡,得到的混合液进行离心,然后经低温干燥冻干机干燥后,用于高通量测序分析.在上海美吉生物医药科技有限公司的I-Sanger云平台进行数据的处理和分析.

2 结果与讨论

2.1 部分反硝化滤池启动与运行

2.1.1 部分反硝化滤池的快速启动

控制进水C/N 为 2.5,考察高浓度低流量启动方式的NO2--N积累情况.如图 1 所示,初期污水厂二级出水携带的微生物在滤料上附着,利用进水中的硝酸盐和外加的乙酸钠进行反硝化,生物膜快速生长,初期出现稳定的 NO2--N 积累,系统积累的最高 NO2--N 为10mg/L 左右.但是经过第二次反洗后 NO2--N 的积累消失.运行 2 个周期后提高滤速观察,仍未有明显的NO2--N 积累出现.出现 NO2--N 积累是反硝化滤池挂膜启动阶段较常出现的现象,然后随着生物膜的成熟和电子供体的充足逐渐消失.后几个周期未出现 NO2--N的稳定积累说明以高浓度低流量的方式未能成功启动部分反硝化工艺.

2.1.2 部分反硝化滤池的稳定运行

长期运行结果如图 2,120d 平均 NO2-N 累积率为 60.3%,最高达82.1%,部分反硝化工艺启动后可保持较好的 NO2--N 积累特性,成功构建了生物膜系统高 NO2--N 积累的部分反硝化工艺.在实际项目中,会遇到检修、设备故障等一些了突发事故等,导致工艺停止运行的情况.在试验进行 100d 左右,停止运行 10d 后重新启动反应器,结果发现 1d 即可恢复至原有部分反硝化效果,说明该工艺相对稳定,有一定的抗冲击能力.

2.2 部分反硝化滤池的影响因素

2.2.1 滤速对部分反硝化滤池的影响

滤速是滤池运行的关键参数,不仅决定污染物与微生物的接触时间,而且其大小形成不同强度的水利剪切作用也会影响滤料生物膜的形成、结构及稳定性等,从而导致不同的运行效果.图 3(a)为滤池在 C/N=2时3种滤速条件下(2,4,5m/h)运行结果.2,4,5m/h滤速下平均 NO2--N 累积率分别为 60.3%,59.6%和 68.1%,5m/h 条件下滤池 NO2--N 积累效果最好,可能与高滤速较强的剪切力有关.滤速越高,剪切力越大,有助于加快生物膜的更新,从而能维持较高的部分反硝化特性。

为了进一步分析滤速对部分反硝化的影响,提高 C/N 为 3,再次进行不同滤速的对比试验.结果发现提高 C/N 之后,2,4 和 5m/h 滤速下平均 NO2--N 累积率分别为64.6%,61.9%和65.3%,依旧是在5m/h的运行条件下,获得较高的 NO2--N 积累率,但是由于C/N 提高,高滤速使生物膜的剪切力变弱.C/N 较高时滤速对NO2--N 积累的影响变弱。

2.2.2 C/N 对部分反硝化滤池的影响

文献表明,C/N 对部分反硝化过程 NO2--N 的积累有重要影响.C/N 过低,部分反硝化微生物得不到足够的能量和电子供体来维持活性并进行硝酸盐还原;C/N 过多,部分反硝化不易维持.也有研究表明,部分反硝化工艺一旦启动,一定范围内 C/N 波动对NTR 的影响不大.如图 4,在部分反硝化滤池中,滤速为 2m/h,C/N 为 3 时平均 NO2--N 累积率为 64.6%,略高于 C/N 为 2 的 61.2%,但是区别并不明显.当滤速为 4m/h,C/N 为 2、2.5 和 3 时平均NO2--N 积累率分别为 61.6% 、 58.6% 和 62.9%; 滤速为5m/hNO2--N 积累率分别为 64.0%、64.5%、59.7%和 62.9%.可见,在本文的试验条件下,滤速不变,C/N在 2~4 范围内波动部分反硝化滤池的 NO2--N 积累特性基本维持不变.与 Du[23]研究结果一致.

在连续流滤池工艺中,C/N 范围为 2~4,部分反硝化滤池的 NO2--N 累积率维持在 62%,具备稳定可靠的突出优点.其部分反硝化功能维持稳定的原因可能是启动初期高滤速形成的生物膜能进行NO2--N 积累,随后通过不断的反洗优化生物膜结构和功能,因此在不利于 NO2--N 积累的滤速条件下(2m/h)也能稳定的维持 60%的NO2--N 累积率.

2.3 部分反硝化滤池沿程水质变化

在运行的第 155d,滤速为 4m/h,C/N=3 的条件下取沿程水样分析,结果如图 5(a).在底部滤料层下部,NO3--N 的降解较快,同时也出现较多的 NO2--N的积累.其中沿程 pH 值逐渐升高,但是由于进行的是部分反硝化,pH 值升高并不明显,由底部进水的7.28 提高到出水的 7.43.由于未进行消氧处理,进水DO 较高为 4.6mg/L,随着反应的进行,DO 逐渐降低,底部 40cm DO<1mg/L,过高的 DO 对部分反硝化不利,的 DO 对部分反硝化不利,进水的 SCOD 部分被用来消除这部分 DO 以营造部分反硝化所需要的缺氧环境,剩余的 SCOD 用于进行硝酸盐的还原.不同高度滤料层对 NO3--N 降解的占比和对NO2--N 积累的占比分布,结果如图 5(b)所示.硝酸盐的去除主要集中在承托层和底部 40cm,其中底部20cm 滤料层去除了 43%的 NO3--N 并积累了 48%的NO2--N,是部分反硝化滤池的主要反应区域.其原因主要是滤池反应器为推流式反应器,底部基质充足,生物膜活性较高.沿滤料层向上,水中剩余基质变少导致滤料上层生物生长速率低,反应活性也较低.对底部 40cm 处的出水进行长期监测,结果如图 6 所示.其 NTR 与总出水保持一致,说明部分反硝化滤池的有效高度为 40cm,当底部微生物出现堵塞或者脱氮效果变差时,需要及时进行反冲洗和采取应急措施,同时可以为部分反硝化滤池滤料层高度的合理设计提供参考.

2.4 生物膜形貌观察和群落结构

2.4.1 生物膜表面形貌结构

取反应器装填的空白滤料和运行 110d 后的滤料进行扫描电镜观察,如图 7 所示.滤料为陶瓷颗粒,表面粗糙且为多孔结构,有利于微生物附着形成生物膜.稳定运行一段时间后,陶瓷颗粒表面完全被覆盖,由于微生物的不断繁殖及胞外聚合物的分泌,微生物与胞外聚合物一起混合缠绕包裹在滤料表面,有一定厚度.由于进水为实际二级出水,表面的微生物多样,有杆菌、球菌等多种形态的微生物.

2.4.2 生物群落结构

取稳定运行阶段底部的滤料表面生物膜进行高通量测序分析.门水平主要以变形菌门为优势菌门,而大多数的反硝化菌都属于变形菌门.此外还包括拟杆菌门、绿弯菌门、酸杆菌门等.图 8 给出了样品在属水平上的物种相对丰度.

由于进水采用实际二级出水,挟带多种微生物,反应器内微生物多样性较高.系统中存在多种反硝化微生物 , 其中索氏菌属 Thauera(3.03%) 是Rhodocyclaceae科,Proteobacteria 菌门中的一类革兰氏阴性细菌,大部分为杆状且已知的该属菌株都是反硝化菌,研究发现其与部分反硝化的 NO2--N 积累有关,也在多个具有高NO2--N积累的系统中被发现,可能与系统中 NO2--N 积累相关.此外,Dechloromonas(6.49%)是隶属于 Proteobacteria菌门的可降解芳香族化合物的反硝化菌,已知其内含有反硝化除磷菌群,可能是随二沉池进入反应器并进行富集.Comamonadaceae(4.88%)是一类与PHA 降解有关的脱氮菌,同时也会产生一些胞外聚合物.Saprospiraceae(4.08%)与蛋白质降解相关.

Zoogloea(2.26%)是污水处理厂常见的反硝化微生物,与菌胶团的形成有密切关系,在生物膜形成阶段,对生物膜的形成有促进作用.还有 Flavobacterium、Denitratisoma 等多种具有好氧反硝化功能的微生物,以适应进水中较高的 DO.多种反硝化微生物共同完成了部分反硝化滤池的反硝化过程和部分反硝化过程.

3 结论

3.1 以实际二级出水为进水,通过控制高滤速低C/N,3d 可实现部分反硝化滤池的启动,平均 NTR 达60%;部分反硝化滤池可维持长期稳定,平均 NTR 为60.3%,最高 NTR 达 82.1%.

3.2 高滤速有利于 NO2--N,的累积,但随着 C/N 的提高,高滤速促进作用减弱;滤速一定,C/N 范围为2~4,部分反硝化滤池的 NTR 维持在 62%.

3.3 底部 40cm 滤料层是部分反硝化滤池 NO3--N去除和 NO2--N 累积的主要反应区域.

3.4 部分反硝化滤池的微生物多样性较高,存在Dechloromonas 、 Thauera 、 Flavobacterium 、Denitratisoma 等多种具有反硝化功能的微生物,通过控制进水条件和反洗频率等实现调控各微生物之间相互作用来维持系统稳定的高NO2--N积累特性.