宋姬晨,王淑瑩,楊 雄,彭永臻 (北京工業(yè)大學(xué),北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京市污水脫氮除磷處理與過(guò)程控制工程技術(shù)研究中心,北京 100124)

亞硝酸鹽對(duì)A2O系統(tǒng)脫氮除磷的影響

宋姬晨,王淑瑩*,楊 雄,彭永臻 (北京工業(yè)大學(xué),北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京市污水脫氮除磷處理與過(guò)程控制工程技術(shù)研究中心,北京 100124)

在A2O系統(tǒng)中,通過(guò)分別向缺氧區(qū)和好氧區(qū)投加亞硝酸鹽的方式,考察和分析了亞硝酸鹽的存在對(duì)系統(tǒng)脫氮除磷性能的影響.結(jié)果表明,系統(tǒng)的硝化、反硝化及除磷性能均對(duì)亞硝酸鹽的存在比較敏感.亞硝酸鹽存在于好氧段時(shí)對(duì)硝化性能的影響較大,當(dāng)好氧段亞硝酸鹽濃度達(dá)到 25mg/L時(shí),系統(tǒng)硝化速率僅有 5.26mg/(L·h).亞硝酸鹽存在于缺氧段時(shí)對(duì)反硝化性能的抑制作用較大,且當(dāng)亞硝酸鹽長(zhǎng)期存在于缺氧段時(shí),系統(tǒng)的反硝化速率降低至11.83mg/(L·h),與正常情況相比下降了60%;亞硝酸鹽存在于好氧段時(shí)會(huì)嚴(yán)重抑制聚磷菌的吸磷能力,系統(tǒng)磷去除率僅有22%.當(dāng)亞硝酸鹽存在于缺氧段時(shí),會(huì)引發(fā)系統(tǒng)的污泥膨脹問(wèn)題,導(dǎo)致聚磷菌流失,聚磷菌數(shù)量減少到2.02%左右,繼而引發(fā)系統(tǒng)除磷效果嚴(yán)重惡化.

亞硝酸鹽；脫氮除磷；缺氧條件；好氧條件；微生物種群結(jié)構(gòu)

隨著水體富營(yíng)養(yǎng)化問(wèn)題的日益嚴(yán)峻,如何穩(wěn)定高效地脫氮除磷成為了當(dāng)今污水處理領(lǐng)域的研究熱點(diǎn).活性污泥法因其處理成本低廉、效果穩(wěn)定、運(yùn)行管理簡(jiǎn)單而被絕大多數(shù)的污水處理廠所采用.活性污泥是由眾多微生物組成的微生物群落,這些微生物群落以絲狀菌為骨架,各種硝化菌、反硝化菌、除磷菌及異養(yǎng)菌等通過(guò)自身分泌的胞外聚合物(EPS)粘附其上,構(gòu)成大量獨(dú)立的菌膠團(tuán)體[1-2].菌膠團(tuán)體在交替經(jīng)歷厭氧、缺氧和好氧的條件下,其微生物分別以污水中的氮、磷等污染物質(zhì)為基質(zhì)進(jìn)行生長(zhǎng)代謝,從而實(shí)現(xiàn)污水的脫氮除磷.微生物的活性直接決定了系統(tǒng)的污水處理效果.因此,要維持系統(tǒng)穩(wěn)定的脫氮除磷性能,需要給微生物提供良好的生長(zhǎng)環(huán)境,以維持好的微生物活性.然而,影響活性污泥微生物活性的因素眾多,如系統(tǒng)污泥齡過(guò)長(zhǎng)或過(guò)短[3],好氧池溶解氧(DO)濃度過(guò)低[4],進(jìn)水負(fù)荷[5]、溫度[6]、pH值[7]等參數(shù)過(guò)高或者過(guò)低都會(huì)影響到微生物正常的新陳代謝活性,致使微生物種群結(jié)構(gòu)發(fā)生改變,宏觀上表現(xiàn)為脫氮除磷性能的降低.近年來(lái),已有大量針對(duì)這些影響因素的研究報(bào)道,為污水處理廠的穩(wěn)定運(yùn)行提供了重要的理論指導(dǎo).但是隨著研究的進(jìn)行以及新的活性污泥工藝的開(kāi)發(fā),又產(chǎn)生了一些新的可能影響到活性污泥脫氮除磷性能的因素,亞硝酸鹽就是其中之一.

亞硝酸鹽是硝化反應(yīng)的中間產(chǎn)物,以城市生活污水為進(jìn)水的短程硝化系統(tǒng),其在好氧階段的累積量可達(dá)到20mg/L以上[8];短程硝化系統(tǒng)的缺氧階段也會(huì)存在較多的亞硝酸鹽[9];甚至在全程脫氮系統(tǒng)的缺氧段亞硝酸鹽累積的現(xiàn)象也容易發(fā)生[10].由此可見(jiàn),亞硝酸鹽可能存在于污水處理的各個(gè)階段.研究表明[11],當(dāng)亞硝酸鹽積累到一定程度時(shí),能夠影響微生物種群的呼吸作用和細(xì)胞增殖.研究證明,硝化菌(氨氧化細(xì)菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化菌(NOB))和反硝化菌的活性均容易受到亞硝酸鹽的抑制[12-14],致使硝化反應(yīng)和反硝化反應(yīng)遭到破壞[15-16].尤其是在低pH值與亞硝酸鹽聯(lián)合作用時(shí),抑制程度更加明顯.此外,亞硝酸鹽也會(huì)影響生物除磷系統(tǒng)(EBPR)內(nèi)的除磷過(guò)程[17].在Meinhold等[18]和Yoshida等[19]的研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)亞硝酸鹽達(dá)到一定濃度后,會(huì)抑制聚磷菌的好氧吸磷和反硝化吸磷.在亞硝酸鹽積累量較多的SBR短程系統(tǒng)中,也會(huì)出現(xiàn)釋磷量減少的現(xiàn)象[20].然而,已有研究大多采用SBR運(yùn)行方式,考察單一運(yùn)行條件下亞硝酸鹽對(duì)單一性能或單一菌種的抑制情況,而以實(shí)際生活污水為研究對(duì)象,在活性污泥法系統(tǒng)中同時(shí)考察亞硝酸鹽對(duì)系統(tǒng)脫氮性能和除磷性能的綜合影響的研究鮮有報(bào)道.此外,以往的報(bào)道也未能證明亞硝酸鹽的抑制作用和抑制程度是否與亞硝酸鹽的存在條件有關(guān).

基于以上背景,本研究以實(shí)際生活污水為試驗(yàn)用水,通過(guò)分別向好氧區(qū)和缺氧區(qū)投加亞硝酸鹽的方式,考察了好氧和缺氧 2種條件下亞硝酸鹽的存在對(duì)A2O系統(tǒng)中污染物質(zhì)去除性能的綜合影響.一方面考察亞硝酸鹽存在時(shí)A2O系統(tǒng)性能和種群結(jié)構(gòu)的變化;另一方面對(duì)比亞硝酸鹽存在于缺氧條件和好氧條件時(shí)對(duì)系統(tǒng)性能的影響差異,以期補(bǔ)充和完善亞硝酸鹽抑制機(jī)理的理論體系,并對(duì)實(shí)際污水處理廠短程硝化系統(tǒng)的穩(wěn)定運(yùn)行提供借鑒.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置與運(yùn)行方式

A2O裝置如圖1所示.整套裝置由有機(jī)玻璃制成,生化池有效容積為 66L,二沉池有效容積為22.5L,進(jìn)水箱為198L.生化池分為8個(gè)格室,第1格室為厭氧區(qū),第2、3格室為缺氧區(qū),4～8格為好氧區(qū);厭氧區(qū)、缺氧區(qū)和好氧區(qū)的容積比為1:2:5.在厭氧區(qū)和缺氧區(qū)均安裝有機(jī)械攪拌器,使泥水充分的混合;好氧區(qū)通過(guò)安裝空氣流量計(jì)來(lái)控制曝氣量大小,維持好氧區(qū)的平均溶解氧濃度大于2.0mg/L;通過(guò)加熱棒使生化池內(nèi)的水溫保持在(25±1) ;℃進(jìn)水流量設(shè)定為8.25L/h,以維持水力停留時(shí)間(HRT)為 8h;每天從好氧區(qū)最后一格排出4.4L的泥水混合物,維持生化池污泥齡(SRT)在15d左右;根據(jù)進(jìn)水流量調(diào)節(jié)硝化液回流泵及污泥回流泵的轉(zhuǎn)速,以控制硝化液回流比為 150%,污泥回流比為100%.

試驗(yàn)分為 4個(gè)階段,階段Ⅰ(1～60d)和階段Ⅲ(121～210d)為污泥馴化期和污泥性能恢復(fù)期,目的是使污泥性狀穩(wěn)定且具有正常的脫氮除磷能力,為下一階段的試驗(yàn)做準(zhǔn)備;階段Ⅱ(61～120d)和階段Ⅳ(211～270d)中分別向好氧區(qū)第一格室和缺氧區(qū)第一格室中投加濃度為5g/L的亞硝酸鹽溶液,使得投加格室的平均亞硝酸鹽濃度為25mg/L左右,對(duì)比2種條件下亞硝酸鹽的存在對(duì)系統(tǒng)脫氮除磷性能的影響差異.

為了確定污泥的硝化速率和反硝化速率,在各階段污泥達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài)后,將好氧格剩余污泥取出(分別在第56,115,202和264d取樣),對(duì)其分別進(jìn)行硝化和反硝化小試.單次速率測(cè)定均同時(shí)開(kāi)展3個(gè)平行試驗(yàn),最終結(jié)果取平均值.試驗(yàn)在1L的廣口瓶中進(jìn)行,污泥濃度保持在(2000±200) mg/L,溫度恒定為25 .℃其中,硝化小試進(jìn)行前,需投加生活污水和30mg/L氨氮,通過(guò)曝氣使DO濃度保持在 2.0mg/L以上;反硝化小試進(jìn)行前先給污泥曝氮?dú)庖源得揇O,加入生活污水和45mg/L硝態(tài)氮,并經(jīng)計(jì)算后投加少量乙酸鈉,以保證充足的碳源,然后用封口膜封口,使反硝化小試過(guò)程中DO濃度維持在 0.2mg/L以下.小試期間每隔30min取一次樣,通過(guò)對(duì)氨氮、硝酸鹽和亞硝酸鹽濃度的測(cè)定,計(jì)算出硝化速率和反硝化速率.

圖1 A2O反應(yīng)器裝置示意Fig.1 Set-up diagram of SBR reactor

1.2 試驗(yàn)水質(zhì)與污泥

本試驗(yàn)采用實(shí)際生活污水,從實(shí)驗(yàn)室附近生活小區(qū)化糞池中抽取生活污水到貯水箱,進(jìn)水水質(zhì)如表 1所示.試驗(yàn)期間每天在同一時(shí)間從化糞池取水,貯存在水箱里備用.每天加水時(shí)測(cè)定進(jìn)水COD和氨氮濃度,并通過(guò)計(jì)算向存儲(chǔ)原水的水箱中投加少量乙酸鈉,以維持進(jìn)水的 C/N比在 5:1左右.污泥取自北京高碑店污水處理廠A2O系統(tǒng)的二沉池剩余污泥,該污泥具有良好的脫氮除磷能力和沉降性能,SVI值在100mL/g左右.

表1 進(jìn)水水質(zhì)Table 1 Characteristic of influent

1.3 分析項(xiàng)目與方法

表2 FISH分析中采用的寡核苷酸探針Table 2 16SRNA-targeted Oligonucleotide probes used

氨氮濃度采用納氏試劑光度法測(cè)定;亞硝酸鹽濃度采用 N-(1-萘基)-乙二胺光度法測(cè)定;硝酸鹽采用麝香草酚分光光度法測(cè)定;磷酸鹽采用鉬銻抗分光光度法測(cè)定[21].系統(tǒng)中溫度、DO、pH值采用WTW Multi340i測(cè)定儀及相應(yīng)探頭測(cè)定.

通過(guò)分子熒光原位雜交技術(shù)(FISH)[22]對(duì)氨氧化菌(AOB)、亞硝酸鹽氧化菌(NOB)、聚磷菌(PAOs)及聚糖菌(GAOs)進(jìn)行定量.FISH進(jìn)行種群定量鑒定前,采用多聚甲醛溶液對(duì)污泥進(jìn)行固定預(yù)處理;對(duì)固定后的樣品進(jìn)行超聲分散,將樣品均勻涂抹在明膠包被過(guò)的載玻片上;樣品干燥后先后用50%、80%、99%的乙醇浸泡脫水各3min;脫水完成并干燥后,將寡核苷酸探針和雜交緩沖溶液混合液(體積比8:1)滴加到樣品上,46℃條件雜交 2h,最后采用清洗緩沖液[23]在 48℃下清洗15min,干燥、拍照.本文所用的寡核苷酸探針如表2所示.采用Olympus BX_61型顯微鏡對(duì)每個(gè)污泥樣品隨機(jī)拍攝50～70張照片用于定量計(jì)數(shù),并將計(jì)數(shù)結(jié)果作統(tǒng)計(jì)分析.

2 結(jié)果與分析

2.1 亞硝酸鹽存在對(duì)反硝化性能的影響

通過(guò)對(duì) A2O中典型周期內(nèi)水樣的測(cè)定發(fā)現(xiàn)(圖2),在階段Ⅰ和階段 ,Ⅲ進(jìn)入反硝化區(qū)的亞硝酸鹽和硝酸鹽均能完全被反硝化去除.反硝化速率測(cè)定結(jié)果顯示(表 3),階段Ⅰ和階段Ⅲ的反硝化速率達(dá)到 29.4mg/(L·h)和 27.6mg/(L·h).說(shuō)明在沒(méi)有亞硝酸鹽積累的條件下,系統(tǒng)的反硝化性能良好.

階段Ⅱ向好氧格內(nèi)投加亞硝酸鹽,考察好氧條件下亞硝酸鹽的存在對(duì)脫氮除磷效果的影響,系統(tǒng)沿程的氮化合物變化情況如圖 2b所示.在A1格內(nèi),亞硝酸鹽和硝酸鹽的含量分別積累到5mg/L和25mg/L以上,而到A2格內(nèi),兩者含量變化較小,由此可見(jiàn)系統(tǒng)的反硝化效果并不理想.通過(guò)反硝化速率測(cè)定小試可知,反硝化進(jìn)行較緩慢,階段Ⅱ反硝化速率降低至 18.69mg/(L·h).比較階段Ⅰ和階段Ⅲ的反硝化速率可知,好氧條件下亞硝酸鹽的長(zhǎng)期作用對(duì)反硝化菌的活性造成了一定程度的抑制,反硝化能力與無(wú)亞硝酸鹽積累時(shí)相比有較大程度的降低.

階段Ⅳ是向缺氧格內(nèi)投加亞硝酸鹽,沿程的氮化合物變化情況如圖2d所示.A1格中亞硝酸鹽和硝酸鹽的濃度均在25mg/L以上,且從A1格到 A2格兩種氮氧化物的濃度值變化很小.經(jīng)測(cè)定該階段的反硝化速率僅為 11.83mg/(L·h),較階段Ⅰ減小了 60%.雖然反硝化速率測(cè)定小試過(guò)程中碳源充足,但是反硝化時(shí)間依然長(zhǎng)達(dá) 210min,與階段Ⅰ的反硝化時(shí)間(90min)相比延長(zhǎng)了120min.

圖2 系統(tǒng)內(nèi)含N污染物沿程變化情況Fig.2 Containing N pollutants change in system

由上述結(jié)果可知,好氧條件和缺氧條件下亞硝酸鹽的存在均對(duì)系統(tǒng)的反硝化性能產(chǎn)生了影響,且缺氧條件下亞硝酸鹽的存在對(duì)系統(tǒng)的反硝化性能的影響更大.在反硝化過(guò)程中,硝酸鹽通過(guò)硝酸鹽還原酶生成亞硝酸鹽,亞硝酸鹽再通過(guò)亞硝酸鹽還原酶生成氮?dú)?據(jù)文獻(xiàn)[16]報(bào)道,當(dāng)反硝化區(qū)存在較高濃度的亞硝酸鹽時(shí),亞硝酸鹽會(huì)抑制反硝化細(xì)菌的活性,反硝化過(guò)程會(huì)受到較大程度的抑制.同時(shí),當(dāng)硝酸鹽和亞硝酸鹽同時(shí)存在于缺氧區(qū)時(shí),兩種氮氧化物會(huì)為爭(zhēng)奪共同的電子供體(碳源)而相互競(jìng)爭(zhēng).其中,硝酸鹽還原酶的生長(zhǎng)速率是亞硝酸鹽還原酶的3倍[24],這使得種群間失去平衡,硝酸鹽反硝化菌的生長(zhǎng)更具優(yōu)勢(shì),造成亞硝酸鹽被還原成氮?dú)獾牟襟E受到限制,進(jìn)而導(dǎo)致反硝化速率降低.由圖2可知,階段Ⅱ和階段Ⅳ的反硝化區(qū)均存在一定濃度的亞硝酸鹽,因此這兩個(gè)階段的反硝化性能均被削弱,又由于階段Ⅳ反硝化區(qū)的亞硝酸鹽濃度高于階段Ⅱ近20mg/L,從而使得階段Ⅳ時(shí)表現(xiàn)出了更嚴(yán)重的反硝化性能抑制.此外,有研究稱[25],在亞硝酸鹽系統(tǒng)中,反硝化菌的直接抑制劑為 FNA,當(dāng) FNA達(dá)到0.01mg NO2-N/L時(shí)便會(huì)對(duì)反硝化菌產(chǎn)生抑制作用.經(jīng)計(jì)算可得[26],在本系統(tǒng)的缺氧格內(nèi),階段Ⅱ和階段Ⅳ內(nèi) FNA的平均濃度分別為 0.003mg NO2-N/L 和 0.012mg NO2-N/L,階段Ⅳ中 FNA值大于抑制閾值,因此在階段Ⅳ內(nèi),FNA也是反硝化反應(yīng)受到抑制的因素之一.此外,在本研究中,亞硝酸鹽的投入使得進(jìn)水C/N比減小,系統(tǒng)內(nèi)可供反硝化菌利用的碳源不足,在長(zhǎng)期的運(yùn)行過(guò)程中,反硝化菌的活性必然遭受一定程度的影響,這也可能是導(dǎo)致階段Ⅱ和階段Ⅳ反硝化能力低下的原因.但是,由于反硝化菌并沒(méi)有完全失活,致使系統(tǒng)中仍殘留有部分反硝化能力.

表3 各階段反硝化和硝化速率Table 3 Denitrification and nitrification rate in each phase

2.2 亞硝酸鹽存在對(duì)硝化性能的影響

硝化反應(yīng)是系統(tǒng)中脫氮的關(guān)鍵,它分為氨氧化反應(yīng)和亞硝酸鹽氧化反應(yīng).圖3為出水中氨氮、亞硝酸鹽和硝酸鹽濃度及氨氮去除率的變化情況.由圖 3可知,在污泥馴化期(階段 )Ⅰ和污泥性能恢復(fù)期(階段 ),Ⅲ 出水中氨氮濃度較低,平均去除率均在85%以上,硝化反應(yīng)良好;而在階段Ⅱ和階段 ,Ⅳ氨氮去除率曲線出現(xiàn)了小范圍的波動(dòng),尤其是在階段 ,Ⅱ氨氮去除率出現(xiàn)了低于 60%的情況,出水氨氮濃度不穩(wěn)定.這是好氧區(qū)內(nèi)亞硝酸鹽作用的結(jié)果.當(dāng)好氧區(qū)內(nèi)積累大量亞硝酸鹽時(shí),會(huì)對(duì)硝化反應(yīng)產(chǎn)生影響[12].通過(guò)小試試驗(yàn),對(duì)系統(tǒng)內(nèi)各階段的污泥硝化速率進(jìn)行了計(jì)算評(píng)估,如表3所示.階段Ⅱ、Ⅳ的硝化速率均低于階段Ⅰ、 ,Ⅲ進(jìn)一步證實(shí)了在亞硝酸鹽存在的系統(tǒng)中硝化反應(yīng)會(huì)受到抑制,致使硝化速率降低.而相對(duì)于階段Ⅳ的 8.97mg/(L·h),階段Ⅱ的硝化速率更低,僅為5.26mg/(L·h).以上結(jié)果說(shuō)明,與缺氧投加亞硝酸鹽相比,亞硝酸鹽存在于好氧條件時(shí)對(duì)硝化反應(yīng)的抑制程度更大.

觀察圖 3中硝酸鹽和亞硝酸鹽出水濃度的變化情況可知,在階段Ⅱ和階段Ⅳ的初期(前15d),系統(tǒng)內(nèi)有一部分亞硝酸鹽剩余,這可能是由于NOB的活性和生長(zhǎng)代謝受到抑制造成的.文獻(xiàn)[9]指出,較高濃度的亞硝酸鹽對(duì)亞硝酸鹽氧化反應(yīng)會(huì)有一定的抑制作用,但是其主要抑制劑為FNA[27].NOB對(duì)于FNA的存在很敏感,當(dāng)FNA濃度達(dá)到0.011mg NO2--N/L時(shí)[28],便會(huì)對(duì)NOB的活性產(chǎn)生抑制作用.因此,在本系統(tǒng)中,FNA抑制NOB的活性是導(dǎo)致出水中亞硝酸鹽有剩余的直接原因.但是,隨著反應(yīng)的進(jìn)行,出水中亞硝酸鹽含量逐漸減少,亞硝酸鹽氧化反應(yīng)恢復(fù)正常.原因可能有以下兩點(diǎn):其一,FNA完全抑制NOB的濃度為0.026mg NO2--N/L[29],由于NOB的活性并沒(méi)有完全受到抑制,系統(tǒng)中仍會(huì)有部分亞硝酸鹽氧化為硝酸鹽.其二,由于微生物對(duì)于長(zhǎng)期存在的環(huán)境具有適應(yīng)性,因此在長(zhǎng)時(shí)間運(yùn)行過(guò)程中,NOB適應(yīng)了少量FNA的環(huán)境,致使FNA的抑制作用減弱,NOB的活性得到恢復(fù).

2.3 亞硝酸鹽存在對(duì)除磷性能的影響

系統(tǒng)中PO43--P去除情況如圖4所示,各階段磷去除效果存在明顯不同.在階段 ,Ⅰ磷去除率達(dá)到 90%以上,缺氧區(qū)釋磷達(dá)到 14mg/L,好氧區(qū) P出水濃度低于 1mg/L,系統(tǒng)中存在明顯釋磷和吸磷現(xiàn)象.在好氧格投加亞硝酸鹽后,磷去除效果明顯惡化,無(wú)釋磷發(fā)生,平均去除率只有 22%.階段Ⅲ停止投加亞硝酸鹽后,系統(tǒng)除磷性能逐漸得到恢復(fù),最終磷去除率達(dá)到 95%,但恢復(fù)速度緩慢,恢復(fù)周期長(zhǎng)達(dá) 60d.階段Ⅳ向缺氧格投加亞硝酸鹽,除磷效果再次惡化,系統(tǒng)幾乎完全喪失除磷能力,平均磷去除率僅為 6%.這說(shuō)明亞硝酸鹽的存在會(huì)嚴(yán)重影響系統(tǒng)的除磷能力.

目前,關(guān)于亞硝酸鹽抑制除磷的機(jī)理研究證實(shí):亞硝酸鹽會(huì)抑制微生物體內(nèi)能量的產(chǎn)生.在缺氧過(guò)程中,亞硝酸鹽能夠通過(guò)PAOs體內(nèi)NO3--N還原酶、NO還原酶和N2O還原酶的作用,依次還原為NO、N2O和N2.NO與氧化還原酶發(fā)生反應(yīng),其產(chǎn)物抑制了PAOs好氧呼吸,進(jìn)而對(duì)ATP的產(chǎn)生造成抑制.一旦ATP產(chǎn)量降低,一方面會(huì)降低聚磷酸鹽的生成量,致使聚磷酸根的吸收量減少

[30];另一方面會(huì)導(dǎo)致PAOs體內(nèi)的各種生理活動(dòng)(如糖原的再生、細(xì)胞的生長(zhǎng)等)受到影響,從而抑制聚磷菌對(duì)磷的吸收.

圖4 系統(tǒng)內(nèi)PO43--P去除情況Fig.4 Phosphorus removal in the system

對(duì)比階段Ⅱ和階段Ⅳ發(fā)現(xiàn),亞硝酸鹽存在于缺氧條件時(shí)對(duì)除磷性能的影響程度大于其在好氧條件時(shí)的影響程度.分析認(rèn)為,造成上述現(xiàn)象的原因有以下兩點(diǎn):其一,當(dāng)厭氧格內(nèi)存在亞硝酸鹽或者硝酸鹽時(shí),反硝化菌會(huì)與 PAOs爭(zhēng)奪原水中的有機(jī)碳源,由于反硝化反應(yīng)優(yōu)先發(fā)生,致使PAOs不能充分釋磷,從而影響到后續(xù)缺氧吸磷和好氧吸磷[17].在階段Ⅱ和階段Ⅳ中,由于反硝化效果惡化,二沉池中亞硝酸鹽和硝酸鹽濃度均較階段Ⅰ和階段Ⅲ高,回流污泥中攜帶較多的氧化態(tài)氮(包括硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮)進(jìn)入到厭氧格內(nèi),階段Ⅳ厭氧格中的氧化態(tài)氮濃度甚至達(dá)到40mg/L,嚴(yán)格厭氧條件遭到破壞,PAOs的釋磷效果遭到了嚴(yán)重的影響,致使 PAOs在好氧格內(nèi)的吸磷能力減弱,從而導(dǎo)致除磷效果惡化.此外,反應(yīng)器不同格室之間存在返混現(xiàn)象,階段Ⅱ和階段Ⅳ亞硝酸鹽的投加致使 A1格氧化態(tài)氮濃度很高,A1格的部分氧化態(tài)氮進(jìn)入?yún)捬鯀^(qū)也會(huì)使得厭氧環(huán)境遭到破壞;其二,在階段Ⅳ中,亞硝酸鹽存在于缺氧條件時(shí)發(fā)生了嚴(yán)重的絲狀菌膨脹,SVI達(dá)到 400mL/g以上,由于菌膠團(tuán)大量解體、菌膠團(tuán)數(shù)量減少,致使PAOs流失嚴(yán)重,除磷性能遭到破壞.

2.4 亞硝酸鹽存在對(duì)種群結(jié)構(gòu)的影響通過(guò)FISH對(duì)微生物種群數(shù)量分布情況進(jìn)行定量分析,結(jié)果如圖 5所示,系統(tǒng)中污泥種群結(jié)構(gòu)發(fā)生了很大變化.在階段Ⅰ和階段Ⅲ中,NOB分別為總菌群數(shù)的 1.53%±0.64%和 1.33%±0.34%,在亞硝酸鹽存在的階段Ⅱ和階段Ⅳ中,NOB的含量均略微降低,分別占總菌群數(shù)的 0.46%±0.21%和0.47%±0.19%,NOB的生長(zhǎng)代謝略微受到抑制.各個(gè)階段 AOB數(shù)量占總菌數(shù)量的百分比分別為2.7%、2.22%、2.14%和 2.15%,可見(jiàn)亞硝酸鹽的進(jìn)入對(duì) AOB的種群數(shù)量影響較小,系統(tǒng)內(nèi)仍存在一定數(shù)量的 AOB來(lái)進(jìn)行硝化反應(yīng),這也是硝化效果惡化程度不是十分嚴(yán)重的原因.

圖5 各階段污泥種群的變化情況Fig.5 Sludge structure changes in each phase

整個(gè)過(guò)程中PAOs含量隨著亞硝酸鹽的存在發(fā)生了較大變化.在好氧投加亞硝酸鹽的階段Ⅱ中,PAOs占總菌群數(shù)的 9.92%±1.27%,比階段Ⅰ中 PAOs含量減少了 1.4%.進(jìn)行到階段 Ⅲ,PAOs含量(10.27%±2.82%)稍許升高,其生長(zhǎng)代謝情況良好.階段 Ⅳ, PAOs 含量減少到 2.02%±0.89%,較階段Ⅰ降低了近 10%.由此可見(jiàn),階段Ⅱ中 PAOs活性受到了抑制,但是其數(shù)量并沒(méi)有大量減少.然而階段Ⅳ中 PAOs數(shù)量銳減,這種差異可能是由于多種原因造成的:其一,與階段Ⅱ相比,階段Ⅳ中污泥沉降性能遭到破壞,系統(tǒng)內(nèi)發(fā)生了比較嚴(yán)重的污泥膨脹,絲狀菌滋生,菌膠團(tuán)菌大量解體,使得 PAOs失去了附著的載體,從而隨出水大量流失.其二,亞硝酸鹽的存在抑制了PAOs的活性,階段Ⅳ是從缺氧格投加亞硝酸鹽,其作用時(shí)間較階段Ⅱ長(zhǎng),故使得PAOs活性喪失遭到淘汰.此外,在階段Ⅰ和階段Ⅲ中,PAOs與GAOs的比值分別為15.27和17.71;而階段Ⅱ和階段Ⅳ中,其比值降低為 6.89和 4.12.結(jié)果表明,亞硝酸鹽存在使得

PAOs與GAOs的比值降低,兩者間數(shù)量的差異減小.有報(bào)道證實(shí):在除磷系統(tǒng)中,會(huì)存在一定數(shù)量的GAOs,與PAOs爭(zhēng)奪碳源,會(huì)造成除磷效果的

不穩(wěn)定[31].本試驗(yàn)說(shuō)明亞硝酸鹽存在時(shí),使 PAOs競(jìng)爭(zhēng)碳源的能力減弱,與 GAOs相比,亞硝酸對(duì)

PAOs生長(zhǎng)代謝的抑制程度更強(qiáng),致使PAOs的生長(zhǎng)優(yōu)勢(shì)減弱.

3 結(jié)論

3.1 亞硝酸鹽存在于好氧段時(shí)對(duì)硝化性能的影響較大;當(dāng)好氧段亞硝酸鹽濃度達(dá)到 25mg/L時(shí),系統(tǒng)硝化速率從 15.3mg/(L·h)降低至 5.26mg/ (L·h).

3.2 亞硝酸鹽的存在對(duì)系統(tǒng)的反硝化性能有抑制作用,且當(dāng)亞硝酸鹽存在于缺氧段時(shí)對(duì)反硝化性的抑制程度更大;亞硝酸鹽長(zhǎng)期存在于缺氧段時(shí),系統(tǒng)的反硝化速率降低至11.83mg/(L·h),與正常情況相比下降了60%.

3.3 亞硝酸鹽的存在嚴(yán)重影響系統(tǒng)的除磷性能;亞硝酸鹽存在于好氧條件時(shí)會(huì)抑制PAOs的吸磷能力,系統(tǒng)磷去除率僅有22%;當(dāng)亞硝酸鹽存在于缺氧條件時(shí),會(huì)引發(fā)系統(tǒng)的污泥膨脹問(wèn)題,導(dǎo)致

PAOs流失,PAOs占全菌的數(shù)量減少到 2.02%± 0.89%,系統(tǒng)除磷效果嚴(yán)重惡化.

[1]Nakata K, Kurane R. Production of an extracellular polysaccharide bioflocculant by Klebsiella pneumoniae [J]. Bioscience Biotechnology and Biochemistry, 1999,63(12):2064-2068.

[2]李季倫.微生物生理學(xué) [M]. 北京,北京農(nóng)業(yè)大學(xué)出版社, 1993.

[3]Kargi F, Uygur A. Nutrient removal performance of a sequencing batch reactor as a function of the sludge age [J]. Enzyme and Microbial Technology, 2002,31(6):842-847.

[4]Garrido J M, Vanbenthum W, Vanloosdrecht M, et al. Influenceof dissolved oxygen concentration on nitrite accumulation in a biofilm airlift suspension reactor [J]. Biotechnology and Bioengineering, 1997,53(2):168-178.

[5]Gilmore K R, Husovitz K J, Holst T, et al. Influence of organic and ammonia loading on nitrifier activity and nitrification performance for a two-stage biological aerated filter system [J]. Water Science and Technology, 1999,39(7):227-234.

[6]尚會(huì)來(lái),彭永臻,張靜蓉,等.溫度對(duì)短程硝化反硝化的影響 [J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2009,29(3):516-520.

[7]Deboer W, Gunnewiek P, Veenhuis M, et al. Nitrification at Low pH by Aggregated Chemolithotrophic Bacteria [J]. Applied and Environmental Microbiology, 1991,57(12):3600-3604.

[8]Surmacz-Gorska J, Cichon A, Miksch K. Nitrogen removal from wastewater with high ammonia nitrogen concentration via shorter nitrification and denitrification [J]. Water Science and Technology, 1997,36(10):73-78.

[9]Ruiz G, Jeison D, Chamy R. Nitrification with high nitrite accumulation for the treatment of wastewater with high ammonia concentration [J]. Water Research, 2003,37(6):1371-1377.

[10]Glass C, Silverstein J. Denitrification kinetics of high nitrate concentration water: pH effect on inhibition and nitrite accumulation [J]. Water Research, 1998,32(3):831-839.

[11]Van Hulle S, Volcke E, Teruel J L, et al. Influence of temperature and pH on the kinetics of the Sharon nitritation process [J]. Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 2007,82(5): 471-480.

[12]Jenicek P, Svehla P, Zabranska J, et al. Factors affecting nitrogen removal by nitritation/denitritation [J]. Water Science and Technology, 2004,49(5/6):73-79.

[13]Blackburne R, Vadivelu V M, Yuan Z G, et al. Kinetic characterisation of an enriched Nitrospira culture with comparison to Nitrobacter [J]. Water Research, 2007,41(14): 3033-3042.

[14]Almeida J S, Julio S M, Reis M, et al. Nitrite Inhibition of Denitrification by Pseudomonas-Fluorescens [J]. Biotechnology and Bioengineering, 1995,46(3):194-201.

[15]Soto O, Aspe E, Roeckel M. Kinetics of cross-inhibited denitrification of a high load wastewater [J]. Enzyme and Microbial Technology, 2007,40(6):1627-1634.

[16]Glass C, Silverstein J, Oh J. Inhibition of denitrification in activated sludge by nitrite [J]. Water Environment Research, 1997,69(6):1086-1093.

[17]Lee S H, Ko J H, Kim J R, et al. Identification of the adverse effect of nitrate on the phosphate release rate and improvement of EBPR process models [J]. Water Science and Technology, 2006, 53(4/5):115-123.

[18]Meinhold J, Arnold E, Isaacs S. Effect of nitrite on anoxic phosphate uptake in biological phosphorus removal activated sludge [J]. Water Research, 1999,33(8):1871-1883.

[19]Yoshida Y, Kim Y, Saito T, et al. Development of the modified activated sludge model describing nitrite inhibition of aerobic phosphate uptake [J]. Water Science And Technology, 2009,59(4): 621-630.

[20]曾 薇,楊瑩瑩,李 磊,等.SBR短程脫氮系統(tǒng)中亞硝酸鹽積累對(duì)生物除磷的影響 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2011,31(2):236-244.

[21]國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》編委會(huì).水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法 [M]. 4版.北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 2002: 252-266.

[22]Amann R I, Krumholz L, Stahl D A. Fluorescent-oligonucleotide probing of whole cells for determinative, phylogenetic, and environmental-studies in microbiology [J]. Journal of Bacteriology, 1990,172(2):762-770.

[23]曾 薇,楊 慶,張樹軍,等.采用FISH、DGGE和Cloning對(duì)短程脫氮系統(tǒng)中硝化菌群的比較分析 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2006, 26(5):734-739.

[24]Turk O, Mavinic D S. Benefits of using Selective-Inhibition to Remove Nitrogen from Highly Nitrogenous Wastes [J]. Environmental Technology Letters, 1987,8(9):419-426.

[25]Ma J, Yang Q, Wang S Y, et al. Effect of free nitrous acid as inhibitors on nitrate reduction by a biological nutrient removal sludge [J]. Journal of Hazardous Materials, 2010,175(1-3):518-523.

[26]Anthonisen A C, Loehr R C, Prakasam T, et al. Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous-acid [J]. Journal Water Pollution Control Federation, 1976,48(5):835-852.

[27]Zhou Y, Oehmen A, Lim M, et al. The role of nitrite and free nitrous acid (FNA) in wastewater treatment plants [J]. Water Research, 2011,45(15):4672-4682.

[28]Zhou Y, Oehmen A, Lim M, et al. The role of nitrite and free nitrous acid (FNA) in wastewater treatment plants [J]. Water Research, 2011,45(15):4672-4682.

[29]Vadivelu V M, Yuan Z G, Fux C, et al. The inhibitory effects of free nitrous acid on the energy generation and growth processes of an enriched Nitrobacter culture [J]. Environmental Science and Technology, 2006,40(14):4442-4448.

[30]Weon S Y, Lee C W, Lee S I, et al. Nitrite inhibition of aerobic growth of Acinetobacter sp. [J]. Water Research, 2002,36(18): 4471-4476.

[31]Lopez-Vazquez C M, Oehmen A, Hooijmans C M, et al. Modeling the PAO-GAO competition: Effects of carbon source, pH and temperature [J]. Water Research, 2009,43(2):450-462.

Effect of nitrite on nutrient removal in A2O system.

SONG Ji-chen, WANG Shu-ying*, YANG Xiong, PENG

Yong-zhen (Engineering Research Center of Beijing, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China). China Environmental Science, 2014,34(9)：2231～2238

Experiment operated through dosing nitrite to aerobic and anoxic conditions respectively in A2O system. Effect of nitrite on nitrogen and phosphorus removal was analyzed. Results showed that nitrification, denitrification and phosphorus removal performance of the system were more sensitive to the presence of nitrite.Nitrite existed in aerobic period had more influence on the performance of nitrification, when nitrite concentration in aerobic period reached to 25mg/L, nitrification rate of the system was only 5.26mg/(L·h). Nitrite existed in anoxic period had more inhibition on denitrification performance, when nitrite existed in anoxic period for long time, denitrification rate of the system down to 11.83mg/(L·h) that fall by 60% compared with normal condition. Nitrite existed in aerobic period could inhibit the phosphorus absorption ability of phosphorus-accumulating bacteria seriously with phosphorus removal rate of the system was only 22%; When nitrite existed in anoxic period, it could cause sludge bulking problem in the system, lead to the loss of phosphorus-accumulating bacteria, the number of phosphorus-accumulating bacteria decreased to about 2.02%, which in turn trigger phosphorus removal performance deteriorated seriously.

nitrite；nutrient removal；anoxic condition；aerobic condition；microbial community structure

X703

A

1000-6923(2014)09-2231-08

宋姬晨(1987-),女,吉林長(zhǎng)春人,北京工業(yè)大學(xué)碩士研究生,從事污水生物處理理論與應(yīng)用研究.

2013-12-03

國(guó)家“863”項(xiàng)目(2012AA063406);北京市教委科技創(chuàng)新平臺(tái)項(xiàng)目

* 責(zé)任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn