FNA處理絮體污泥恢復(fù)城市污水PN/A工藝短程硝化

王增花,王 博,宮小斐,喬 昕,彭永臻

FNA處理絮體污泥恢復(fù)城市污水PN/A工藝短程硝化

王增花,王 博,宮小斐,喬 昕,彭永臻*

(北京工業(yè)大學(xué),城鎮(zhèn)污水深度處理與資源化利用國家工程實(shí)驗(yàn)室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心,北京 100124)

為了探究游離亞硝酸(FNA)旁側(cè)處理絮體污泥來恢復(fù)城市污水短程硝化/厭氧氨氧化一體化(PN/A)工藝的可行性,考察了不同濃度FNA對(duì)氨氧化菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化菌(NOB)活性的影響,探究了SBR反應(yīng)器兩次采用FNA處理絮體污泥的運(yùn)行效果.結(jié)果表明:采用0.45mgHNO2-N/L的FNA處理能夠抑制NOB活性,亞硝積累率(NAR)達(dá)88.8%,但投加后第8d開始NOB活性逐漸恢復(fù).采用1.35mgHNO2-N/L的FNA處理能夠顯著抑制NOB活性,NAR達(dá)89.1%,與此同時(shí)AOB活性也受到抑制,氨氮轉(zhuǎn)化率降低為6.8%.采用增大好/缺氧時(shí)間比即好/缺(由0.4~2.7)以及提高DO(由0.3~1.5mg/L)的方法能夠恢復(fù)AOB活性,氨氮轉(zhuǎn)化率達(dá)77.8%,在150d內(nèi)NOB活性未恢復(fù),NAR達(dá)98.1%.隨著短程硝化的穩(wěn)定實(shí)現(xiàn),系統(tǒng)脫氮性能逐漸恢復(fù),平均出水總無機(jī)氮(TIN)為8.2mg/L,平均TIN去除率為84.1%.因此,通過先用較高FNA處理絮體污泥同時(shí)抑制AOB與NOB,再采用增大好/缺并提高DO來恢復(fù)AOB活性的策略,能夠?qū)崿F(xiàn)PN/A工藝短程硝化的恢復(fù).

游離亞硝酸；短程硝化/厭氧氨氧化；亞硝酸鹽氧化菌；恢復(fù)；城市污水

一體化短程硝化-厭氧氨氧化(PN/A)工藝是一種經(jīng)濟(jì)節(jié)能的新型脫氮工藝[1-3].與傳統(tǒng)硝化反硝化相比,PN/A工藝可節(jié)省60%的曝氣量,無需外碳源,在污水生物脫氮過程中具有廣泛的應(yīng)用前景[4-5].限制城市污水PN/A工藝廣泛應(yīng)用的瓶頸是難以有效抑制亞硝酸鹽氧化菌(NOB)[6].相關(guān)文獻(xiàn)報(bào)道,在處理生活污水的一體化PN/A工藝中,NOB種群豐度及活性的增加使出水NO3--N迅速積累,從而導(dǎo)致總氮去除率降低[7-9].因此,有效抑制NOB活性是城市污水一體化PN/A工藝穩(wěn)定運(yùn)行的關(guān)鍵[10].為了解決一體化PN/A工藝中普遍存在的NOB富集、出水NO3--N積累的問題,有研究提出,重新接種不含NOB的Anammox種泥或添加化學(xué)藥品(羥胺等)來選擇性抑制NOB[11-12].但是長期培養(yǎng)Anammox菌以及添加化學(xué)藥品會(huì)導(dǎo)致運(yùn)行成本增加,使應(yīng)用受限.因此,研究一種經(jīng)濟(jì)有效的方法以抑制城市污水一體化PN/A工藝中NOB活性并恢復(fù)系統(tǒng)脫氮性能十分必要.

近期研究發(fā)現(xiàn),游離亞硝酸(FNA)是一種強(qiáng)有力的殺菌劑,并且對(duì)NOB的滅活作用要高于AOB,有利于選擇性抑制NOB[13-14].此外,FNA可由厭氧污泥消化液短程硝化原位產(chǎn)生,容易獲得并經(jīng)濟(jì)可行[15-16].Wang等[17-18]建立了一種FNA旁側(cè)污泥處理的策略,并成功實(shí)現(xiàn)了生活污水中短程硝化的啟動(dòng).然而,由于FNA對(duì)Anammox也存在很強(qiáng)的抑制作用[13],則FNA旁側(cè)處理不適于直接應(yīng)用于一體化PN/A工藝.在接種Anammox顆粒污泥的一體化PN/A工藝中,Anammox主要存在于顆粒污泥中,而AOB與NOB主要存在于絮體污泥中[19].如果將絮體污泥與顆粒污泥分離,單獨(dú)對(duì)絮體污泥進(jìn)行FNA旁側(cè)處理可以有效避免FNA對(duì)Anammox的抑制作用.然而有關(guān)利用FNA旁側(cè)處理來恢復(fù)城市污水一體化PN/A工藝短程硝化的研究并不多.

本文提出了一種基于FNA旁側(cè)處理絮體污泥來恢復(fù)城市污水一體化PN/A工藝短程硝化的方法.首先探究不同濃度FNA對(duì)AOB、NOB活性的影響來選擇較佳的FNA處理濃度,再利用FNA單獨(dú)處理絮體污泥恢復(fù)系統(tǒng)脫氮性能,最后考察了一體化PN/A工藝的運(yùn)行效果并進(jìn)行微生物水平分析.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)用水與接種污泥

表1 人工配水成分與水質(zhì)

試驗(yàn)用水采用北京工業(yè)大學(xué)教工住宅區(qū)化糞池的生活污水,具體水質(zhì):COD為102.9~254.4mg/L, NH4+-N為40.1~57.9mg/L, NO2--N與NO3--N均小于1.0mg/L,pH值為7.3~7.6,C/N比為1.6~3.6.不同濃度FNA對(duì)硝化菌活性影響的試驗(yàn)采用人工配水,組分見表1.

接種污泥為短程硝化污泥和厭氧氨氧化顆粒污泥.短程硝化污泥取自以實(shí)際生活污水為處理對(duì)象的中試短程硝化反硝化SBR.而Anammox顆粒污泥取自穩(wěn)定運(yùn)行的高氨氮污水一體化Anammox反應(yīng)器[20],污泥過200目篩網(wǎng)去除絮體污泥.

表2 不同階段的運(yùn)行模式

1.2 試驗(yàn)裝置與運(yùn)行條件

本試驗(yàn)采用SBR反應(yīng)器.反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成,呈圓柱形,直徑為18.5cm,高為45cm,工作容積為10L,并配有進(jìn)水泵、攪拌器、曝氣泵、DO/pH值在線監(jiān)測儀等電器設(shè)備.通過溫控裝置控制反應(yīng)器內(nèi)混合液溫度為30℃,排水比為50%.運(yùn)行過程包括:進(jìn)水、厭氧攪拌、曝氣、缺氧攪拌、沉淀、排水與閑置,其中進(jìn)水14min、沉淀60min、排水5min.本試驗(yàn)共進(jìn)行418d,分為4個(gè)階段,如表2所示.

階段Ⅰ:首先接種短程硝化污泥,通過實(shí)時(shí)控制策略實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定的部分短程硝化(PN),為后續(xù)Anammox菌的投加提供合適的水質(zhì).22d后接種Anammox顆粒污泥,SBR采用厭氧、好氧、缺氧(AOA)的運(yùn)行模式,溶解氧(DO)控制在0.5~0.8mg/L.一體化PN/A工藝成功啟動(dòng)后,出水NO3--N逐漸增加,系統(tǒng)脫氮性能遭到破壞.

階段Ⅱ:降低DO階段.為了減少NOB底物NO2--N的產(chǎn)生,在第51d,將好氧段DO降至0.3mg/L以下,其他運(yùn)行條件與上階段相同.

階段Ⅲ:該階段依次采取以下3種恢復(fù)方法.方法1:在第124d,將反應(yīng)器全部污泥過200目篩網(wǎng)進(jìn)行分離,顆粒污泥(>200目)單獨(dú)存放不處理,絮體污泥(<200目)采用0.45mgHNO2-N/L的FNA進(jìn)行旁側(cè)處理,缺氧處理24h后,用去離子水離心洗泥3遍放回SBR反應(yīng)器內(nèi),然后將顆粒污泥倒回混合;方法2:在第181d,為了進(jìn)一步抑制NOB活性,采用1.35mgHNO2-N/L的FNA再次處理全部絮體污泥;在124~252d內(nèi)2次采取FNA處理絮體污泥的方法來抑制NOB活性,同時(shí)控制污泥齡為25d來進(jìn)一步淘洗NOB.為了減少NOB底物NO2--N的產(chǎn)生,將好氧段由4h縮短為2.5h.方法3:在第253d,為了恢復(fù)AOB的活性,將好氧段延長為4h,缺氧段縮短為1.5h,并提高DO濃度至1.5mg/L.

階段Ⅳ:該階段仍采用AOA(0.27h/4h/1.5h)運(yùn)行模式,為避免較高DO濃度對(duì)Anammox菌生長的不利影響,將DO控制在0.6~1.0mg/L.

1.3 FNA對(duì)硝化菌活性影響的批次試驗(yàn)

為探究能否利用FNA處理來恢復(fù)系統(tǒng)短程硝化,采用人工配水進(jìn)行了不同濃度FNA預(yù)處理活性污泥的試驗(yàn)(表3).在第123d,對(duì)過濾的絮體污泥進(jìn)行8組批次試驗(yàn),首先用去離子水離心洗泥3遍(4000r/min),保證去除溶解態(tài)的有機(jī)物、NH4+-N、NO2--N和NO3--N.然后再將污泥平均分裝到8個(gè)容積為500mL的抽濾瓶,并用人工配水定容,使得反應(yīng)器內(nèi)混合液懸浮固體濃度(MLSS)約為2000mg/L.最后依次加入不同體積亞硝酸鈉儲(chǔ)備液(50g/L NaNO2),使得NO2--N濃度依次遞增.試驗(yàn)在恒溫培養(yǎng)箱中進(jìn)行,控制溫度為25℃,并通過添加0.1mol/L的HCl和NaOH控制反應(yīng)器內(nèi)pH值為6.0.最終使每個(gè)反應(yīng)器內(nèi)FNA濃度依次為0,0.11,0.22, 0.45, 0.67,1.35,1.8和2.25mg HNO2-N/L.其中FNA濃度根據(jù)公式(1)、(2)計(jì)算[21].

表3 批次試驗(yàn)條件

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

活性污泥經(jīng)FNA缺氧處理24h后,分別離心洗泥3遍以去除剩余FNA,之后進(jìn)行AOB和NOB活性的測定.將洗過的污泥重新置于500mL反應(yīng)器內(nèi),同時(shí)投加NH4+-N和NO2--N,使初始濃度分別為20mg/L,曝氣160min(DO>7.0mg/L),每間隔20min取樣測定NH4+-N和NO3--N的濃度.AOB和NOB的活性分別采用比氨氧化速率(SAOR)和比硝氮生成速率(SNPR)來表征.以FNA濃度為0mg HNO2-N/L的組為對(duì)照組,其余各組以對(duì)照組的活性百分比來表示.

1.4 分析項(xiàng)目與方法

所取水樣均采用0.45μm中速濾紙過濾,COD采用連華5B-1型COD快速測定儀測定;NH4+-N、NO2--N和NO3--N采用美國LACHAT公司QuikChem8500Series2流動(dòng)注射分析儀測定;TIN為總無機(jī)氮,是NH4+-N、NO2--N和NO3--N之和.DO、pH值和溫度采用WTW Multi3420 DO/pH值儀在線監(jiān)測.MLSS采用濾紙稱重法測定;MLVSS采用馬弗爐灼燒重量法測定;采用DNA快速提取試劑盒(Bio 101,Vista,CA,USA)提取泥樣DNA.

采用特異性引物對(duì)AOB amoA功能基因、屬于NOB菌群的和以及全菌(TB)的16S rRNA進(jìn)行實(shí)時(shí)定量PCR(real-time qPCR)擴(kuò)增,采用MX3000P Real-Time PCR系統(tǒng)進(jìn)行檢測.所用引物及其核苷酸序列參考相關(guān)文獻(xiàn)[22].對(duì)不同時(shí)期的功能菌進(jìn)行豐度分析,并對(duì)相對(duì)豐度變化進(jìn)行比較.

2 結(jié)果與討論

2.1 一體化PN/A工藝的啟動(dòng)與失穩(wěn)

階段Ⅰ,首先接種短程硝化污泥,通過控制曝氣量和曝氣時(shí)間使SBR好氧段DO處于較低水平(<0.8mg/L),且在氨谷點(diǎn)之前停止曝氣,實(shí)現(xiàn)了穩(wěn)定的部分短程硝化(PN),從第11~21d好氧末NO2--N/NH4+-N在1.1~1.4左右,符合后續(xù)缺氧段Anammox的進(jìn)水要求(圖1).在第22d接種Anammox顆粒污泥,根據(jù)圖3,5d內(nèi)TIN去除率達(dá)到95.3%,表明一體化PN/A工藝啟動(dòng)成功.

圖1 3個(gè)階段好氧段氮的轉(zhuǎn)化情況和亞硝積累率變化

(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,同時(shí)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底物無法發(fā)揮作用,從而引起出水TIN濃度急劇增加,TIN去除率降至56.1%,系統(tǒng)脫氮性能遭到破壞.相關(guān)文獻(xiàn)曾報(bào)道,在低DO濃度下(0.2~0.5mg/L), AOB的表觀生長速率高于NOB,低DO更有利于抑制NOB[23-24].為了恢復(fù)系統(tǒng)的短程硝化性能,從階段Ⅱ開始將DO濃度降至0.3mg/L.由圖1所示,好氧末NO3--N出現(xiàn)短暫下降,由第49d的14.3mg/L降至第57d的4.9mg/L,在第90d再次逐漸增加到19.1mg/L.

由此可得,NO3--N積累導(dǎo)致一體化PN/A工藝脫氮性能惡化,而僅依靠降低DO的策略難以有效抑制NOB.階段Ⅱ末(第123d)的實(shí)時(shí)定量PCR結(jié)果顯示,為3.39′109copies/gVSS,為3.59′108copies/gVSS,可見此時(shí)NOB的優(yōu)勢菌屬為.而更適宜長污泥齡和低DO的條件[25],因此只通過降低DO策略反而會(huì)促進(jìn)NOB的優(yōu)勢菌屬的生長,難以恢復(fù)系統(tǒng)短程硝化.

2.2 不同濃度FNA處理對(duì)硝化菌活性的影響

圖2 不同濃度FNA處理污泥對(duì)硝化菌活性的影響

在第123d,采用不同濃度FNA處理絮體污泥24h后測定AOB與NOB活性.如圖2所示,采用不同濃度FNA處理后,絮體污泥中AOB剩余活性分別為95.2%、94.3%、93.9%、79.1%、86.7%、62.4%和59.5%,NOB剩余活性分別為48.2%、4.8%、1.3%、1.0%、3.7%、1.5%和3.6%.表明缺氧條件下不同濃度FNA處理污泥對(duì)NOB活性的抑制要明顯大于對(duì)AOB活性的抑制,因此采用FNA處理污泥有望選擇性抑制NOB活性,恢復(fù)一體化PN/A工藝短程硝化.根據(jù)圖2,當(dāng)FNA<0.22mgHNO2-N/L時(shí),NOB剩余活性還可達(dá)到48.2%,此FNA濃度不利于抑制NOB活性.當(dāng)FNA>1.35mgHNO2-N/L時(shí),AOB剩余活性小于62.4%,此FNA濃度對(duì)AOB抑制過強(qiáng).

因此,FNA濃度范圍在0.22~1.35mgHNO2-N/L之間,NOB活性幾乎完全被抑制(剩余活性小于4.8%),而AOB剩余活性均大于80%.值得注意的是,當(dāng)FNA濃度為0.45mgHNO2-N/L時(shí), AOB與NOB活性受抑制作用程度差異最大為92.7%.因此,在主反應(yīng)器采用FNA處理來抑制NOB活性時(shí),首先選擇0.45mgHNO2-N/L作為抑制濃度.

2.3 一體化PN/A工藝短程硝化的恢復(fù)

2.3.1 較低濃度FNA(0.45mgHNO2-N/L)處理 根據(jù)批次試驗(yàn)結(jié)果,在第124d,將反應(yīng)器全部絮體污泥采用濃度為0.45mgHNO2-N/L的FNA缺氧處理24h后,考察系統(tǒng)的硝化性能.由圖1所示,FNA處理后4d內(nèi)好氧末NO3--N迅速由17.6mg/L降至2.6mg/L,與此同時(shí)NAR達(dá)到88.8%.然而處理后第8d開始,NOB活性逐漸恢復(fù),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%.馬斌等[26]采用0.5mg/L的FNA處理反應(yīng)器中的活性污泥,每次處理完后NAR都立即提高,而后又逐漸降低.本試驗(yàn)中,采用濃度為0.45mgHNO2-N/L的FNA處理污泥雖然能夠快速實(shí)現(xiàn)NO2-積累,但隨后也出現(xiàn)了降低.這可能是由于該濃度FNA處理污泥對(duì)NOB活性的抑制作用不夠強(qiáng),NOB能夠迅速恢復(fù).

圖3 階段2~4的TIN濃度和去除率變化

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

2.3.2 較高濃度FNA(1.35mgHNO2-N/L)處理 為了進(jìn)一步抑制NOB活性,需采用較高濃度FNA進(jìn)行處理,由批次試驗(yàn)結(jié)果,當(dāng)FNA濃度大于0.45mgHNO2-N/L時(shí),AOB與NOB活性受抑制程度差異最大的FNA濃度為1.35mgHNO2-N/L,其活性差為83.0%.因此在第181d,將反應(yīng)器全部絮體污泥采用1.35mgHNO2-N/L的FNA缺氧處理24h.由圖1,FNA處理后3d內(nèi)好氧末NO3--N由9.7mg/L降至0.5mg/L,NAR達(dá)到89.1%.然而FNA濃度為1.35mgHNO2-N/L處理污泥在抑制NOB活性的同時(shí)也抑制了AOB的活性,導(dǎo)致好氧末NH4+-N濃度不斷增加[26]. 在接下來的70d內(nèi),NH4+-N轉(zhuǎn)化率平均僅為6.8%.且在196d時(shí),好氧段NH4+-N幾乎不再降解.馬琳娜等[27]研究表明,FNA預(yù)處理后氨氧化菌的減少是系統(tǒng)氨氧化過程受限的主要原因,而是污水處理廠主要的AOB.在本試驗(yàn)中,采用濃度為1.35mgHNO2-N/L的FNA處理絮體污泥,好氧段NH4+-N轉(zhuǎn)化率的降低也可能是由于此FNA濃度足夠高以至于導(dǎo)致AOB失活,從而導(dǎo)致系統(tǒng)的硝化性能破壞.

2.3.3 AOB活性的恢復(fù) 為了恢復(fù)AOB活性,將好氧段由2.5h延長為4h,缺氧段由6h縮短為1.5h,即好/缺氧時(shí)間比(好/缺)由0.4增大為2.7.另外,將DO由0.3mg/L提高為1.5mg/L.增大好/缺以及提高DO更適宜AOB的生長,AOB活性在5d內(nèi)恢復(fù),NOB活性未恢復(fù).由圖1所示,在第261d,好氧末NH4+-N為23.9mg/L, NH4+-N轉(zhuǎn)化率為77.8%.在接下來的30d內(nèi)NOB活性都未恢復(fù),好氧末平均NO2--N濃度為9.6mg/L,平均NO3--N濃度僅為0.2mg/L,平均NAR達(dá)到98.1%,系統(tǒng)短程硝化性能恢復(fù).

為了恢復(fù)一體化PN/A工藝短程硝化,本文采用濃度為1.35mgHNO2-N/L的FNA處理絮體污泥能夠使AOB與NOB活性均受抑制,但NOB活性受抑制程度遠(yuǎn)高于AOB,兩者之間恢復(fù)性的差異是實(shí)現(xiàn)短程硝化的重要原因.因此,本文提出一種新型的FNA旁側(cè)污泥處理的策略,首先采用較高濃度FNA(1.35mgHNO2-N/L)處理絮體污泥同時(shí)抑制AOB與NOB,然后通過增大好/缺以及提高DO來恢復(fù)AOB的活性,從而恢復(fù)系統(tǒng)短程硝化.此策略與以往報(bào)道的FNA旁側(cè)處理策略[16,18,27]不同,無需每周期或每天持續(xù)利用FNA旁側(cè)處理污泥,采用先抑制硝化菌活性后恢復(fù)AOB活性的方式來實(shí)現(xiàn)短程硝化,既節(jié)省了旁側(cè)構(gòu)筑物基建費(fèi)用,又便于操作、經(jīng)濟(jì)有效.

2.4 微生物菌群結(jié)構(gòu)分析

為了探究系統(tǒng)短程硝化恢復(fù)的原因,對(duì)反應(yīng)器內(nèi)各功能菌AOB、NOB (與之和)及總菌(TB)的豐度進(jìn)行了測定,結(jié)果見圖4,而AOB與NOB相對(duì)豐度的變化如表4所示.采用濃度為0.45mgHNO2-N/L以及1.35mgHNO2-N/L的FNA處理絮體污泥前后,AOB與NOB的菌群豐度未出現(xiàn)太大變化,其基因拷貝數(shù)基本處于同一數(shù)量級(jí).那么在本試驗(yàn)中兩次FNA處理活性污泥短期內(nèi)不會(huì)改變AOB、NOB的菌群豐度,但是會(huì)抑制AOB與NOB的活性.

圖4 反應(yīng)器中AOB、NOB與總菌豐度變化

表4 AOB與NOB相對(duì)豐度的變化

采用濃度為1.35mgHNO2-N/L的FNA處理絮體污泥后, AOB與NOB活性均受到顯著抑制,在接下來的70d,由于系統(tǒng)長期處于較低的DO(0.3mg/L)以及較短的好氧時(shí)間(2.5h),氨氧化過程受限制,不利于硝化菌的生長.由圖4,從183d至254d,AOB與NOB豐度均出現(xiàn)了大幅度下降,AOB與NOB占總菌比例分別由0.6%和0.9%降低至0.2%和0.1%.在第253d,,調(diào)整運(yùn)行模式,增大好/缺由0.4~2.7,并提高DO濃度至1.5mg/L,系統(tǒng)AOB活性恢復(fù),NOB活性未恢復(fù).在第291d時(shí),AOB、NOB分別為每克干污泥8.89′109、4.82′108,分別占總菌的3.0%、0.2%,可以看出,此時(shí)AOB菌群數(shù)量更占優(yōu)勢,一體化PN/A工藝短程硝化性能得以恢復(fù).

2.5 一體化PN/A工藝脫氮性能的恢復(fù)

階段Ⅳ,一體化PN/A工藝穩(wěn)定運(yùn)行了143d,好氧末NO3--N始終低于1mg/L,平均為0.4mg/L,且平均NAR高達(dá)96.6%,系統(tǒng)短程硝化維持穩(wěn)定.好氧末NO2--N/NH4+-N約為1:1(圖1),可以為后續(xù)缺氧段Anammox反應(yīng)提供合適的底物.該系統(tǒng)中好氧階段幾乎不存在TIN損失,那么Anammox在好氧段幾乎不發(fā)揮作用,主要在缺氧階段進(jìn)行自養(yǎng)脫氮.根據(jù)圖3(b),隨著短程硝化性能的穩(wěn)定實(shí)現(xiàn),Anammox底物充足,開始逐漸發(fā)揮作用,在275~360d,出水TIN由38.3mg/L降為12.3mg/L,達(dá)到一級(jí)A出水標(biāo)準(zhǔn),相應(yīng)的TIN去除率由28.2%增加至74.7%.一體化PN/A工藝脫氮性能恢復(fù),在接下來的57d內(nèi)實(shí)現(xiàn)了深度脫氮,平均出水TIN為8.2mg/L,平均TIN去除率達(dá)到84.1%.

3 結(jié)論

3.1 批次試驗(yàn)結(jié)果表明,缺氧FNA預(yù)處理對(duì)NOB的抑制作用大于AOB,且FNA范圍在0.22~ 1.35mg/L時(shí),NOB活性小于4.8%,AOB活性大于80%.

3.2 通過先用較高FNA(1.35mg/L)處理絮體污泥同時(shí)抑制AOB與NOB,再采用增大好/缺并提高DO來恢復(fù)AOB活性的策略,能夠?qū)崿F(xiàn)一體化PN/A工藝短程硝化的恢復(fù),平均NAR達(dá)到98.1%.

3.3 實(shí)時(shí)定量PCR結(jié)果表明,采用較高FNA (1.35mg/L)處理結(jié)合增大好/缺并提高DO的策略, 能夠選擇性抑制NOB活性恢復(fù)短程硝化,AOB、Nitrospira、Nitrobacter占總菌比分別為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,山東日照人,北京工業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要從事污水生物脫氮除磷理論與應(yīng)用研究.發(fā)表論文1篇.

2019-02-18

北京市科技計(jì)劃資助項(xiàng)目(D171100001017001);北京市教委資助項(xiàng)目;北京市自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(8184065)

* 責(zé)任作者, 教授, pyz@bjut.edu.cn