厭氧氨氧化(ANAMMOX)作為一種新型生物脫氮技術(shù), 與傳統(tǒng)生物脫氮技術(shù)相比, 因其具有無需外加碳源、污泥產(chǎn)量低、耗氧量低等諸多優(yōu)勢(shì)[1], 正在逐步運(yùn)用于不同行業(yè)的高氨氮低碳廢水的處理中[2].亞硝化工藝可利用氨氧化菌(ammonia-oxidizing bacteria, AOB)將進(jìn)水中的NH4+-N氧化成NO2--N, 因此在處理高NH4+-N廢水時(shí)常將亞硝化工藝作為ANAMMOX工藝的前置工藝.近年來如何實(shí)現(xiàn)前置亞硝化工藝的穩(wěn)定運(yùn)行一直是研究的難點(diǎn)和熱點(diǎn), 國(guó)內(nèi)外眾多研究者通過控制溫度[3, 4]、溶解氧(DO)[5~7]、pH[8, 9]、游離氨(FA)[10, 11]、游離亞硝酸(FNA)[12~14]、污泥齡、缺氧/好氧[10, 15, 16]等因素實(shí)現(xiàn)了AOB的富集和NOB的淘汰.然而目前的研究大都針對(duì)的是實(shí)驗(yàn)室規(guī)模的亞硝化的研究, 很少有涉及到中試亞硝化的啟動(dòng)及其能力提升的過程, 且在實(shí)驗(yàn)室規(guī)模的研究中大都采用SBR運(yùn)行模式啟動(dòng)亞硝化[17~20], 而SBR運(yùn)行模式在與ANAMMOX工藝聯(lián)合的過程中也有一定的弊端, 比如間歇式的運(yùn)行模式增加了反應(yīng)器的運(yùn)行成本, 且在SBR模式運(yùn)行的后期隨著反應(yīng)器中的NH4+-N濃度的降低, FA濃度也隨之降低, 也會(huì)使其對(duì)NOB的抑制作用減弱, 在SBR運(yùn)行模式的補(bǔ)水及排水期間, ANAMMOX工藝很難得到較好的進(jìn)水配比, 這些弊端也都限制了在聯(lián)合ANAMMOX工藝時(shí)采用SBR的運(yùn)行模式作為ANAMMOX工藝的前置工藝.然而目前有關(guān)在連續(xù)流中快速啟動(dòng)亞硝化的研究報(bào)道較少, 中試規(guī)模下連續(xù)流亞硝化的快速啟動(dòng)的報(bào)道更是鮮見.

　　本研究在中試規(guī)模下研究了連續(xù)流亞硝化反應(yīng)器的啟動(dòng)過程以及在啟動(dòng)階段的調(diào)控策略, 以期為中試規(guī)模下連續(xù)流亞硝化的快速啟動(dòng)提供理論方法及技術(shù)支撐, 并為聯(lián)合ANAMMOX工藝實(shí)現(xiàn)高效脫氮提供參考依據(jù).

　　1 材料與方法1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行條件

　　實(shí)驗(yàn)裝置由聚乙烯板制成(如圖 1), 總有效體積5 400 L, 主要包括部分好氧區(qū)4 000 L和沉淀區(qū)1 400 L, 在工藝運(yùn)行過程中利用亞硝化過程的尾氣將沉淀區(qū)出水回流至好氧區(qū).在啟動(dòng)亞硝化的過程中, 進(jìn)水運(yùn)行方式為連續(xù)流, 流量由蠕動(dòng)泵控制.曝氣系統(tǒng)采用回轉(zhuǎn)式鼓風(fēng)機(jī), 氣體流量由氣體流量計(jì)控制.好氧區(qū)加入填料, 采用掛膜啟動(dòng)亞硝化.中試亞硝化啟動(dòng)過程中溫度保持在19~25℃之間.好氧區(qū)T、pH、DO、ORP由WTW在線監(jiān)測(cè)儀監(jiān)控.

圖 1 實(shí)驗(yàn)裝置示意

　　1.2 接種污泥

　　反應(yīng)器在亞硝化啟動(dòng)的過程中接種污水處理廠壓濾后的污泥, 并過100目的篩網(wǎng)去除雜質(zhì), 加入污泥后好氧區(qū)污泥濃度約為11 000 mg·L-1.好氧區(qū)選用填料為聚乙烯懸浮填料, 此填料具有較大的比表面積以提高生物量; 適當(dāng)?shù)乃畾馔ǖ肋m合生物膜生長(zhǎng), 掛膜周期短; 掛膜后比重接近于水易于流化; 使用壽命長(zhǎng)等特點(diǎn).填充率為20%~25%, 填充率過高會(huì)使載體在反應(yīng)器內(nèi)部流動(dòng)遲緩, 不利于微生物的附著, 過低會(huì)使反應(yīng)啟動(dòng)周期延長(zhǎng), 且隨著反應(yīng)器能力的提升也容易處于限制步驟.

　　1.3 實(shí)驗(yàn)用水

　　本實(shí)驗(yàn)所用進(jìn)水均由人工配置, 配水中含有NH4+-N、CaCl2、MgSO4·7H2O、KH2PO4及微量元素. NH4+-N由NH4CO3提供, 濃度按需配置.堿度通過投加NaHCO3進(jìn)行調(diào)控.

　　1.4 分析項(xiàng)目與方法

　　各種指標(biāo)測(cè)定方法均按照文獻(xiàn)[21]: NH4+-N：鈉氏試劑分光光度法; (哈希2800, 美國(guó)); NO2--N和NO3--N采用離子色譜法(戴安IS-9001, 美國(guó)); pH、ORP、DO和T采用WTW在線監(jiān)測(cè)儀(德國(guó)).水中FA/FNA濃度按照公式計(jì)算[22, 23].

　　1.5 實(shí)驗(yàn)方法

　　首先通過較高的供氣量使反應(yīng)器內(nèi)部發(fā)生全程硝化反應(yīng), 同時(shí)也可去除反應(yīng)器內(nèi)部加入的污泥中含有的部分有機(jī)物, 其后通過減少供氣量以及提升進(jìn)水NH4+-N負(fù)荷的方式使硝化反應(yīng)停留在亞硝化階段即使反應(yīng)器內(nèi)部出現(xiàn)NO2--N積累.最后通過縮短水力停留時(shí)間(HRT)和增加進(jìn)水NH4+-N濃度兩種方式提高進(jìn)水NH4+-N負(fù)荷, 實(shí)現(xiàn)反應(yīng)器內(nèi)部NO2--N濃度的積累以及高NO2--N產(chǎn)率的獲得.

　　采用定量PCR技術(shù)對(duì)反應(yīng)的不同階段所取得的微生物進(jìn)行定量分析, 主要功能菌包括總菌、AOB、NOB.

　　2 結(jié)果與討論2.1 連續(xù)流亞硝化啟動(dòng)過程中氮素轉(zhuǎn)化特性

　　中試連續(xù)運(yùn)行過程中氮素的轉(zhuǎn)化情況如圖 2所示, 運(yùn)行參數(shù)如圖 3(a)所示, 氮素負(fù)荷變化如圖 3(b)所示.啟動(dòng)階段(階段Ⅰ)反應(yīng)器進(jìn)水NH4+-N濃度為150 mg·L-1, 進(jìn)水氮負(fù)荷為(0.04±0.005) kg·(m3·d)-1, 出水NH4+-N濃度為20 mg·L-1, NO2--N濃度僅有不到10 mg·L-1, NO3--N濃度很高, 超過了100 mg·L-1, 反應(yīng)器初始階段基本沒有NO2--N積累(NAR)的現(xiàn)象, NH4+-N去除率達(dá)到92.2%.隨即(階段Ⅱ)將進(jìn)水NH4+-N濃度調(diào)整至(400±10) mg·L-1, 此時(shí)的進(jìn)水氮負(fù)荷達(dá)到0.120 kg·(m3·d)-1, 出水NH4+-N和NO2--N濃度有所提升, NO3--N濃度雖較階段Ⅰ稍有下降, 但濃度依然很高, 開始出現(xiàn)NO2--N的累積, NAR為62%, NH4+-N去除率達(dá)到51%.反應(yīng)運(yùn)行至階段Ⅲ時(shí), 增加進(jìn)水流量的方式提高進(jìn)水負(fù)荷, 此時(shí)進(jìn)水氮負(fù)荷為0.160 kg·(m3·d)-1, NO2--N產(chǎn)生速率(NPR)從0.05 kg·(m3·d)-1增加至0.12 kg·(m3·d)-1, NAR也增加至80%, NH4+-N去除率達(dá)到90.8%.為了獲得更高的NAR和NPR, 將進(jìn)水NH4+-N濃度提高至(990±10) mg·L-1(階段Ⅳ), 此時(shí)的進(jìn)水氮負(fù)荷達(dá)到0.39 kg·(m3·d)-1, 隨著反應(yīng)的運(yùn)行, 反應(yīng)器中的NO2--N濃度逐漸增加, NH4+-N和NO3--N濃度逐漸降低, 運(yùn)行至73 d時(shí), 反應(yīng)器中的NAR達(dá)到97%, NH4+-N去除率達(dá)到96.4%, 此時(shí)的NPR為0.36 kg·(m3·d)-1.在階段Ⅴ的運(yùn)行中, 通過增加進(jìn)水流量的方式將HRT由2.53 d縮短為0.93 d, 此時(shí)的進(jìn)水氮負(fù)荷為1.06 kg·(m3·d)-1.在這一階段的運(yùn)行中, NPR有了進(jìn)一步的提升, 從0.36 kg·(m3·d)-1提升至1.014 kg·(m3·d)-1, 而NAR也是達(dá)到了99%, NH4+-N去除率達(dá)到98%.反應(yīng)運(yùn)行至88 d(階段Ⅵ)時(shí), 將進(jìn)水濃度降低至520 mg·L-1, 將HRT縮短為0.48 d, 此時(shí)的進(jìn)水氮負(fù)荷為1.1 kg·(m3·d)-1, 較階段Ⅴ變化不大, NPR有所下降, 在兩周的運(yùn)行過程中, 反應(yīng)器內(nèi)部的NPR也從0.486 kg·(m3·d)-1恢復(fù)至0.998 kg·(m3·d)-1, NAR也穩(wěn)定在97%, NH4+-N去除率也恢復(fù)到94.1%.當(dāng)反應(yīng)運(yùn)行至101 d時(shí)(階段Ⅶ), 進(jìn)一步提升進(jìn)水流量, 此時(shí)反應(yīng)器內(nèi)部的進(jìn)水氮負(fù)荷為1.43 kg·(m3·d)-1, 經(jīng)過11 d的運(yùn)行, NPR提升至1.27 kg·(m3·d)-1, NAR也穩(wěn)定在98%, NH4+-N去除率也穩(wěn)定在90%以上.

圖 2 氮素濃度隨運(yùn)行時(shí)間的變化

圖 3 運(yùn)行參數(shù)以及氮素負(fù)荷

　　亞硝化的成功啟動(dòng)總共經(jīng)歷了111 d的時(shí)間, NPR達(dá)到了1.27 kg·(m3·d)-1, NAR也穩(wěn)定在98%, 出水NO3--N濃度小于10 mg·L-1.

　　2.2 溫度對(duì)連續(xù)流中試亞硝化反應(yīng)器的影響

　　氨氧化細(xì)菌(ammonia oxidizing bacteria, AOB)和亞硝酸鹽氧化細(xì)菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)是影響硝化反應(yīng)過程的重要微生物, 不同的生長(zhǎng)溫度也會(huì)對(duì)亞硝化顆粒污泥的結(jié)構(gòu)和亞硝化性能有著重要的影響[24]. Balmelle等[25]的研究表明當(dāng)溫度在10~20℃之間硝化菌屬活性最大, 在此條件下, 基本無NO2--N積累; 20~25℃時(shí)硝酸菌活性緩慢降低, 而亞硝酸菌活性逐漸升高, 25℃時(shí)亞硝酸菌活性達(dá)到最大.雖然不同的學(xué)者得出結(jié)論不盡相同, 但是普遍認(rèn)為高溫條件30~35℃有利于實(shí)現(xiàn)和維持亞硝化[26], 原因是由于AOB的比增長(zhǎng)速率(μAOB)高于NOB的比增長(zhǎng)速率(μN(yùn)OB).本實(shí)驗(yàn)在啟動(dòng)亞硝化的過程中, 反應(yīng)器內(nèi)部的溫度在19~27℃之間, 不是AOB的最適溫度, 而在此溫度下NOB的增長(zhǎng)速率要高于AOB的增長(zhǎng)速率, 這意味著AOB很難在中溫條件19~27℃下競(jìng)爭(zhēng)過NOB.但隨著運(yùn)行時(shí)間的增加, 本研究仍然能夠在中溫條件下實(shí)現(xiàn)亞硝化的成功啟動(dòng), 并獲得了較高的NPR以及NAR, 筆者認(rèn)為與pH、DO、FA、FNA等因素有著密切的關(guān)系.

　　2.3 DO對(duì)連續(xù)流中試亞硝化反應(yīng)器的影響

　　傳統(tǒng)觀點(diǎn)認(rèn)為低DO是維持短程硝化穩(wěn)定的關(guān)鍵因素之一[27]. Ruiz等[28]報(bào)道控制DO在1.0mg·L-1左右, 能夠?qū)崿F(xiàn)穩(wěn)定的亞硝化.李冬等[29]將DO平均濃度控制在0.72 mg·L-1時(shí), 亞硝化率可以維持在93%左右. Blackburne等[30]研究進(jìn)一步表明低DO下亞硝酸大量積累是由于亞硝酸菌對(duì)DO的親和力較硝酸菌強(qiáng).亞硝酸菌氧飽和常數(shù)一般為0.2~0.4mg·L-1, 硝酸菌的為1.2~1.5mg·L-1.低溶氧下, 亞硝酸菌和硝酸菌增殖速率均下降.當(dāng)DO為0.5 mg·L-1時(shí), 亞硝酸菌增殖速率為正常時(shí)的60%, 而硝酸菌則不超過正常值的30%.而本實(shí)驗(yàn)在啟動(dòng)亞硝化的過程中采取了前期高DO刺激硝化反應(yīng), 后隨著硝化能力的提升逐漸降低DO實(shí)現(xiàn)了亞硝化.在亞硝化啟動(dòng)的前9d(階段Ⅰ), 為了將加入反應(yīng)器中的有機(jī)物去除掉, 控制DO濃度在(6.0±1.0) mg·L-1, 此時(shí)系統(tǒng)中的出水NH4+-N濃度在20 mg·L-1左右, NO2--N含量很低, 出水以NO3--N為主, 基本無NO2--N積累.系統(tǒng)中有30 mg·L-1左右的總氮損失, 推測(cè)是與加入的污泥中含有的部分有機(jī)物反應(yīng)去除的.隨著進(jìn)水NH4+-N濃度的提升(階段Ⅱ), 進(jìn)水氮負(fù)荷達(dá)到0.116 kg·(m3·d)-1, 此時(shí)將DO濃度提升(增大鼓風(fēng)機(jī)氣量)至(11.0±1.0) mg·L-1以提供更多的溶解氧進(jìn)行硝化反應(yīng), 在如此高DO的情況下, 出水中仍有200 mg·L-1的NH4+-N剩余, 但出水中NO2--N濃度開始逐漸增高且NO3--N濃度沒有繼續(xù)增長(zhǎng)的情況下, 繼續(xù)增大氣量以刺激硝化反應(yīng), 本階段結(jié)束時(shí), 出水中開始出現(xiàn)一定的NO2--N積累, NAR達(dá)到65%.接下來的運(yùn)行過程中隨著進(jìn)水氮負(fù)荷的提升, 亞硝化能力逐漸提升, 但鼓風(fēng)機(jī)的供氣量并沒有隨著提高, 反映在DO上表現(xiàn)為DO濃度的逐漸下降.亞硝化成功啟動(dòng)并提升能力后, DO濃度最終降低至(0.6±0.1) mg·L-1, NPR達(dá)到1.2 kg·(m3·d)-1, NAR一直維持在95%以上, 系統(tǒng)達(dá)到了很穩(wěn)定的亞硝化效果.

　　2.4 pH/FA/FNA對(duì)連續(xù)流中試亞硝化反應(yīng)器的影響

　　FA和FNA濃度受系統(tǒng)pH、溫度、NH4+-N和NO2--N濃度影響. pH對(duì)亞硝化過程中FA及FNA濃度影響較大, 一般通過改變pH值抑制AOB和NOB. pH在7.5~8.5將有利于NO2--N積累. Anthonisen等[31]報(bào)道FA對(duì)AOB的抑制閾值差異較大, FA濃度10~150 mg·L-1抑制AOB活性, 0.1~1 mg·L-1抑制NOB活性. FNA完全抑制AOB和NOB生長(zhǎng)的濃度分別為0.4 mg·L-1和0.02 mg·L-1, 因此可以利用FA或FNA的選擇抑制作用使系統(tǒng)中的NOB受到抑制而AOB不受抑制, 從而將硝化控制在亞硝化階段.

　　亞硝化反應(yīng)器啟動(dòng)過程中FA、FNA以及氮素濃度如圖 4所示, 本實(shí)驗(yàn)在啟動(dòng)亞硝化的過程中, 起初沒有實(shí)現(xiàn)對(duì)pH的及時(shí)調(diào)控, 出水pH在6.5~7.0之間, 而NOB對(duì)較低的pH有更好的適應(yīng)性, 且階段Ⅰ的過程中由于進(jìn)水氮負(fù)荷不足, 加上較高的DO使得反應(yīng)器中的NO3--N濃度很高, 基本無NO2--N積累.隨即加大進(jìn)水NH4+-N濃度至400 mg·L-1(階段Ⅱ), 此時(shí)的進(jìn)水氮負(fù)荷達(dá)到0.116 kg·(m3·d)-1, 由于階段Ⅰ過程中pH較低且硝化反應(yīng)是一個(gè)pH降低的反應(yīng), 所以將進(jìn)水pH從8.25提升至8.45, 此階段由于較高的進(jìn)水NH4+-N濃度以及較高的pH, 盡管在階段Ⅱ增大了DO的情況下, NO3--N濃度并沒有持續(xù)增長(zhǎng), 反而在反應(yīng)器中開始出現(xiàn)了NO2--N的積累.對(duì)比階段Ⅰ和階段Ⅱ可以得出, 在溫度基本不變的情況下, 階段Ⅱ的過程中的FA濃度較階段Ⅰ中要大許多, 達(dá)到了(18±1) mg·L-1, 根據(jù)前人研究得出當(dāng)FA濃度處于10~150 mg·L-1會(huì)抑制AOB活性, 處于0.1~1 mg·L-1會(huì)抑制NOB活性, 而在階段Ⅱ的過程中FA濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于1.0 mg·L-1, 超過了NOB的耐受限度, 因此反應(yīng)器中的NO3--N濃度不再繼續(xù)升高反而開始下降, NO3--N濃度從85 mg·L-1下降至55 mg·L-1, NAR穩(wěn)定在75%.運(yùn)行至階段Ⅱ后期時(shí), 反應(yīng)器中NH4+-N濃度較低的情況下, FA濃度也有所下降, 從18 mg·L-1降低至(2.0±1) mg·L-1, 對(duì)NOB的抑制作用相對(duì)減弱, 此時(shí)反應(yīng)器中出現(xiàn)了NO3--N濃度的小幅度增加, NO3--N濃度從55 mg·L-1增大至67 mg·L-1, NOB的活性開始逐漸恢復(fù).反應(yīng)器運(yùn)行至階段Ⅲ時(shí), 將進(jìn)水NH4+-N濃度提升至990 mg·L-1時(shí), 由于反應(yīng)器中NH4+-N濃度的及時(shí)補(bǔ)充, NO3--N濃度并沒有繼續(xù)增加, 開始逐漸下降, 從階段Ⅱ的67 mg·L-1下降至27 mg·L-1.比較階段Ⅱ和階段Ⅲ, 反應(yīng)器中的FA濃度相差不大, 除了反應(yīng)后期NH4+-N濃度很低的時(shí)候FA較低的情況外, 其余FA濃度基本都在5~20 mg·L-1之間, 而反應(yīng)器在階段Ⅱ和階段Ⅲ反應(yīng)期間出水NO3--N濃度差異很大, 即有另外的影響因素導(dǎo)致了階段Ⅱ和階段Ⅲ之間出水NO3--N濃度的差異.對(duì)比階段Ⅱ和階段Ⅲ發(fā)現(xiàn)兩個(gè)階段之間的FNA濃度也有所差異, 階段Ⅱ的過程中進(jìn)水NH4+-N濃度在400 mg·L-1左右, 因而反應(yīng)器中的NO2--N濃度最大只能達(dá)到400 mg·L-1, 而在NO2--N濃度為400 mg·L-1, pH在7.75以及溫度為22.4℃時(shí), 理論FNA最大濃度只能達(dá)到0.017 1 mg·L-1, 小于可對(duì)NOB造成抑制的0.02 mg·L-1, 因而在階段Ⅱ并不能抑制NOB的活性.而在階段Ⅲ的過程中由于提升了進(jìn)水NH4+-N濃度至990 mg·L-1, 也使得反應(yīng)器中的NO2--N濃度有所提升, 加之稍降低進(jìn)水的pH, 因而反應(yīng)器內(nèi)部的pH也稍有下降, 盡管溫度稍有升高的情況下, 反應(yīng)器內(nèi)部的FNA濃度仍因NO2--N濃度的升高逐漸升高, 達(dá)到0.033 mg·L-1, 超過了NOB的耐受范圍, 抑制了NOB的活性.至階段Ⅲ結(jié)束時(shí), NAR穩(wěn)定在97%.階段Ⅳ通過提升進(jìn)水流量的方式獲得了較大的NPR的同時(shí)NAR也有所提高, 從階段Ⅲ至階段Ⅳ的過程中, 系統(tǒng)中的FNA濃度依然穩(wěn)定在0.033 mg·L-1, 繼續(xù)對(duì)NOB產(chǎn)生抑制, 至階段Ⅳ運(yùn)行結(jié)束時(shí), 反應(yīng)器中出水NO3--N濃度僅為8.0 mg·L-1, NAR也達(dá)到了99%.反應(yīng)器運(yùn)行至階段Ⅴ時(shí), 通過降低進(jìn)水NH4+-N濃度以及提升進(jìn)水流量的方式維持反應(yīng)器中的進(jìn)水氮負(fù)荷不變, 在這一階段的運(yùn)行過程中, 將進(jìn)水中的pH從8.35提高到8.45, FA濃度得以維持在5~10 mg·L-1.由于進(jìn)水NH4+-N濃度的下降導(dǎo)致反應(yīng)器中生成的NO2--N濃度隨之下降, FNA濃度最高達(dá)到0.017 mg·L-1, 不足以達(dá)到抑制NOB活性的濃度, 反應(yīng)器中僅有FA可對(duì)NOB產(chǎn)生抑制, 這一階段產(chǎn)生的NO3--N濃度稍有提高, 但濃度變化不大, NAR依然維持在97%以上.階段Ⅵ和階段Ⅶ的運(yùn)行過程中僅通過提高進(jìn)水流量的方式提升亞硝化能力, 進(jìn)水的NH4+-N濃度變化不大的情況下, 反應(yīng)器中的FA以及FNA濃度變化不大, FA濃度雖有所降低, 但仍處在可對(duì)NOB產(chǎn)生抑制的濃度范圍之內(nèi), 出水NO3--N濃度穩(wěn)定在8 mg·L-1, NAR穩(wěn)定在98%以上.

圖 4 FA、FNA、NAR以及氮素濃度隨運(yùn)行時(shí)間的變化

　　2.5 連續(xù)流中試亞硝化反應(yīng)器啟動(dòng)過程中功能微生物的鑒定

　　在亞硝化啟動(dòng)的過程中根據(jù)不同階段的亞硝化效果取了一定量的污泥對(duì)其進(jìn)行微生物種類的鑒定, 主要分為啟動(dòng)初期以及成功啟動(dòng)亞硝化反應(yīng)后, 測(cè)定的微生物主要包括總菌、AOB、NOB、DB的鑒定.

　　由圖 5可見, 啟動(dòng)初期反應(yīng)器內(nèi)部NOB、DB兩個(gè)菌種占據(jù)主導(dǎo)地位, 拷貝數(shù)均處于1010數(shù)量級(jí), 而AOB的拷貝數(shù)則相對(duì)較低, 在成功啟動(dòng)亞硝化后反應(yīng)器內(nèi)部的AOB數(shù)量及占比明顯增多, 從啟動(dòng)初期的5.3×109 copies·mL-1到成功啟動(dòng)后AOB的拷貝數(shù)達(dá)到了1.6×1011 copies·mL-1, NOB的拷貝數(shù)反而從1.1×1010 copies·mL-1下降到1.2×109 copies·mL-1, AOB拷貝數(shù)比NOB的要高2個(gè)數(shù)量級(jí), AOB的占比逐漸提高, 這也是反應(yīng)器內(nèi)部NO3--N濃度較低以及取得高NAR的原因所在.

圖 5 功能微生物定量結(jié)果

　　2.6 連續(xù)流中試亞硝化反應(yīng)器啟動(dòng)過程中的控制策略

　　在影響亞硝化成功啟動(dòng)的眾多因素中溶解氧、T、FA和FNA為主要的控制因素而備受關(guān)注, 也是啟動(dòng)和維持短程硝化工藝的重要手段.在對(duì)這些影響因素的調(diào)控過程中一般都是通過抑制NOB的生長(zhǎng), 使AOB的生長(zhǎng)受到的抑制作用較小甚至不受影響以達(dá)到NO2--N濃度的累積.但是NOB對(duì)外界環(huán)境有一定的適應(yīng)性, 一旦抑制條件改變或者變?nèi)醣銜?huì)逐漸恢復(fù)活性影響亞硝化的效果, 因此在實(shí)現(xiàn)亞硝化的過程中如何控制好參數(shù)條件實(shí)現(xiàn)AOB的富集以及對(duì)NOB的抑制并淘洗出反應(yīng)器顯得格外重要.國(guó)內(nèi)外眾多研究者在啟動(dòng)亞硝化的過程中大都通過對(duì)2個(gè)或者更多的參數(shù)的調(diào)控實(shí)現(xiàn)亞硝化, 單純依靠調(diào)控一種因素實(shí)現(xiàn)長(zhǎng)期穩(wěn)定的亞硝化能力的研究較少.前人在啟動(dòng)亞硝化的過程中大都采取控制較低的DO實(shí)現(xiàn)亞硝化, 究其本質(zhì)主要是AOB和NOB對(duì)DO具有不同的親和力, DO<1.0 mg·L-1時(shí), AOB與NOB的增殖速率都會(huì)隨著DO降低而減小, Hanaki等[32]和Laanbroek等[33]的研究認(rèn)為, 當(dāng)DO濃度過低而成為硝化過程的限制因素時(shí), AOB將會(huì)提高增殖速率彌補(bǔ)AOB代謝活性下降的問題, 使氨氧化過程不會(huì)受到明顯的不利影響, 相比之下NOB增殖速率并不會(huì)提高, 使得AOB逐步成為硝化細(xì)菌的主體, NO2--N積累得以實(shí)現(xiàn).然而本實(shí)驗(yàn)在啟動(dòng)的過程中并未對(duì)DO進(jìn)行調(diào)控, 反而是通過提高進(jìn)水NH4+-N負(fù)荷的方式以匹配較高的DO, 且隨著亞硝化能力提升的過程中逐漸增加的進(jìn)水NH4+-N負(fù)荷, 也使得反應(yīng)器中的DO逐漸下降, 最終降低至0.5 mg·L-1.而在前期較高的DO并未對(duì)亞硝化的啟動(dòng)產(chǎn)生影響, 究其原因主要是反應(yīng)器在啟動(dòng)亞硝化的過程中較高pH高FA、稍低pH高FNA兩種運(yùn)行方式對(duì)NOB產(chǎn)生了抑制, 并且反應(yīng)器運(yùn)行方式為連續(xù)流, 被抑制的NOB隨著出水排出反應(yīng)器使得反應(yīng)器在運(yùn)行的過程中并沒有較高濃度的NO3--N產(chǎn)生.

　　本實(shí)驗(yàn)在啟動(dòng)亞硝化的過程中, 結(jié)合進(jìn)水NH4+-N負(fù)荷合理地調(diào)控了各個(gè)階段的參數(shù)使得反應(yīng)器中AOB得以富集, 并淘洗出了NOB以實(shí)現(xiàn)了較高的NO2--N積累.在反應(yīng)初期, 由于反應(yīng)器中含有部分有機(jī)物以及為了刺激硝化反應(yīng)并未對(duì)DO進(jìn)行限制, 反應(yīng)器中基本無NO2--N積累, 出水NO3--N濃度很高, 因而提高了進(jìn)水的NH4+-N濃度, 使得反應(yīng)器中可以提供較高的NH4+-N負(fù)荷以滿足較高DO的需求, 同時(shí)也提高了進(jìn)水堿度, 以維持硝化反應(yīng)適宜的pH環(huán)境同時(shí)也可提高反應(yīng)器中的FA濃度, 相對(duì)于AOB, NOB對(duì)FA的抑制作用更敏感[34], 這也使得反應(yīng)器在接下來的運(yùn)行過程中通過較高的FA實(shí)現(xiàn)了對(duì)NOB的抑制.在階段Ⅱ運(yùn)行后期反應(yīng)器中NH4+-N濃度降低, 使得反應(yīng)器中的FA濃度降低, 雖一直高于可對(duì)NOB產(chǎn)生抑制的最低濃度, 但是NOB對(duì)稍高的FA濃度有一定的適應(yīng)性[35, 36], FA對(duì)NOB的抑制作用變?nèi)跻彩沟肗OB的活性有了一定程度的恢復(fù).實(shí)驗(yàn)運(yùn)行至階段Ⅲ時(shí)提高了進(jìn)水NH4+-N濃度以提高反應(yīng)器中的FA濃度，實(shí)現(xiàn)對(duì)NOB的抑制作用.此階段隨著亞硝化能力的提升反應(yīng)器中的NH4+-N濃度逐漸降低, NO2--N濃度逐漸升高, 而較高的NO2--N濃度和較低的pH環(huán)境可使FNA濃度有所提升, 因此稍降低進(jìn)水pH以提高反應(yīng)器內(nèi)部的FNA濃度實(shí)現(xiàn)其對(duì)NOB的抑制.反應(yīng)至階段Ⅲ后期出水NO3--N濃度很低, NAR也達(dá)到了97%.在接下來的運(yùn)行過程中反應(yīng)器中的FA濃度基本上都處于5 mg·L-1以上, FNA濃度雖不足以對(duì)NOB產(chǎn)生抑制, 但是由于前期的高FA、FNA對(duì)NOB產(chǎn)生了抑制也使得NOB活性很低.

　　本研究在中溫下實(shí)現(xiàn)了連續(xù)流亞硝化中試反應(yīng)器的啟動(dòng)和能力提升, 與高溫啟動(dòng)過程相比需要控制更加適宜AOB生長(zhǎng)的其他反應(yīng)條件, 比如pH、FA、FNA、DO等反應(yīng)參數(shù), 在各個(gè)反應(yīng)階段能通過控制適宜的反應(yīng)參數(shù)使NOB得到充分地抑制, 可有效地緩解中溫下AOB的活性低對(duì)亞硝化產(chǎn)生的影響, 并及時(shí)將NOB從反應(yīng)系統(tǒng)中淘洗出去, 使中溫下AOB仍是反應(yīng)器內(nèi)部的優(yōu)勢(shì)菌種, 筆者認(rèn)為這也是實(shí)現(xiàn)連續(xù)流亞硝化反應(yīng)器成功啟動(dòng)的關(guān)鍵因素.具體參見污水寶商城資料或http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　3 結(jié)論

　　(1) 中試連續(xù)流亞硝化反應(yīng)器在中溫(19~27℃)的條件下, 通過對(duì)不同運(yùn)行階段的溶解氧進(jìn)行調(diào)控[前期DO=(6.0±1.0) mg·L-1、后期DO=(0.6±0.1) mg·L-1], 以及根據(jù)NO2--N的產(chǎn)生速率提升合適的進(jìn)水NH4+-N負(fù)荷和對(duì)曝氣量的合理調(diào)控是中試連續(xù)流亞硝化反應(yīng)器快速啟動(dòng)的關(guān)鍵.經(jīng)過110 d的運(yùn)行, 反應(yīng)器的NPR達(dá)到了1.2 kg·(m3·d)-1.

　　(2) 亞硝化啟動(dòng)過程中高FA(5.0~20 mg·L-1)、FNA(0.025~0.033 mg·L-1)及低DO(0.6±0.1 mg·L-1)的聯(lián)合抑制是實(shí)現(xiàn)AOB的富集、NOB的淘汰、中試連續(xù)流亞硝化反應(yīng)器啟動(dòng)的關(guān)鍵, 亞硝化成功啟動(dòng)后出水NO3--N濃度穩(wěn)定在8 mg·L-1, NAR穩(wěn)定在98%以上.

　　(3) 通過110 d的運(yùn)行, 中試連續(xù)流亞硝化反應(yīng)器中功能微生物AOB的占比逐漸提高, 從啟動(dòng)初期的5.3×109 copies·mL-1到成功啟動(dòng)后AOB的拷貝數(shù)達(dá)到了1.6×1011 copies·mL-1, NOB的拷貝數(shù)反而從1.1×1010 copies·mL-1下降到1.2×109 copies·mL-1, AOB拷貝數(shù)比NOB的要高2個(gè)數(shù)量級(jí), 這也是反應(yīng)器內(nèi)部NO3--N濃度較低以及高NAR的原因所在.