人工快渗系统处理工艺设计Word文件下载.docx

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本试验所采用的CRI反响器如图1所示。

装置采用PVC材料制作,柱高120cm,径16cm。

填料高100cm,自上而下每隔20cm设置一处取水口,置滤布防止填料随水流出,另一侧每20cm填料段层间设置一处采土口。

采用环形布水管均匀布水,可调流速泵和转子流量计调节进水量,继电器控制进水时间,试验期间控制温度（28±

2）℃。

图1试验装置示意图

2.2试验进水与挂膜启动

CRI系统采用接种挂膜启动,采用粒径分别为0.25~0.35mm、1.0~2.0mm、1.0~1.3mm的天然河砂、石砂、沸石砂及取自于*污水处理厂（A2/O工艺）二沉池的回流污泥按照质量比6:

1:

2均匀混入柱。

由于CRI系统采用干湿交替自然复氧并依靠重力推进水流动,本试验仅接种适量活性污泥的目的在于引入活性微生物的同时不会造成系统堵塞。

试验进水采自*大学化粪池的生活污水,通过自来水稀释或添加CH3COONa、NH4Cl、KH2PO4、KNO3等配制而成,主要水质指标COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N浓度围分别为120~160、45~50、0.01~0.05、0.35~0.5mg·

L-1,pH7.2~7.5。

通过逐步提升水力负荷的方式启动CRI系统,每周期运行6h,湿干比1:

4,每隔1d监测1次出水水质。

经过45d后,CRI系统水力负荷到达1.0m·

d-1,COD和NH4+-N去除率均稳定在75%以上、镜检生物相良好,系统趋于稳定,完成挂膜。

2.3试验方案

采用4组同等条件下启动的CRI系统,编号C1~C4,根据相关文献（Kindaichietal,2004;

*uetal,2021）及前期预实验的结果,4个反响器每周期进水分别添加0.3~1.0mmol·

L-1羟胺,每天运行完毕时取水检测,当氨氮去除率和亚硝氮积累率趋于稳定后,停顿投加羟胺继续运行假设干周期观察氮素的变化,同时采集各阶段运行完毕时不同深度围的填料,根据AOB和NOB的空间分布情况及活性,分析羟胺对两类功能菌的影响差异及原因,确定能有效抑制亚硝氮氧化的羟胺添加浓度围。

在最正确羟胺添加模式下,根据AOB对pH的适应围,调整进水pH值分别至7.2~9.0,分析系统中氮素的变化情况,以此确定最有利于实现CRI系统短程硝化稳定运行的pH围。

2.4分析工程及测试方法

NH4+-N、NO2--N、NO3--N检测分别采用纳氏试剂分光光度法、N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法、酚二磺酸光度法;

pH采用雷磁PHS-3C+酸度计;

AOB和NOB计数采用MPN多管发酵法;

微生物活性采用比耗氧速率（SOUR）表征,为减少有机物耗氧速率的干扰,本试验中仅采用NH4Cl与自来水配制成NH4+-N浓度为50mg·

L-1的溶液作为根底营养液。

3、结果与分析

3.1羟胺对氮素污染物转化的影响

第Ⅰ阶段是未添加羟胺时CRI系统氮素污染物的转化情况。

由图2可知,该阶段的硝化类型以全程硝化为主,亚硝氮积累率仅为3%~5%,出水中含有大量的NO3--N和少量未转化的NH4+-N。

由于100cm处的COD去除率均维持在90%以上,如果出水直接进入反硝化脱氮将因碳源缺乏而出现NH4+-N去除率较高、TN去除率偏低的问题。

图2氨氮去除和亚硝氮积累随羟胺添加的变化

第Ⅱ阶段在各系统进水中添加不同浓度羟胺后,初期氨氮去除率和亚硝氮积累率均出现不同程度的提升。

经过前4个周期连续添加羟胺后C1~C4反响器的亚硝氮积累率分别较未添加时提高了14.5%、47%、60.1%、49.8%,此时C1反响器仍以全程硝化为主,其余反响器则在受到较高浓度羟胺（0.5~1.0mmol·

L-1）冲击后迅速呈现出向短程硝化转变的趋势。

此后,C1和C2反响器的亚硝氮积累率逐步提高,分别在连续添加羟胺22d、13d后趋于稳定,最终亚硝氮积累率各为51.3%、77.9%。

C3反响器亚硝氮积累率在前11d均超过60%,但从第12d开场缓慢下降,第19d时稳定在45%左右,这说明羟胺添加量为0.7mmol·

L-1时在反响初期主要对亚硝氮氧化过程具有较强的抑制效应,但随着运行时间的延长同时开场抑制氨氧化过程,因此该羟胺浓度可作为NH4+-N向NO2--N转化的抑制点。

而C4反响器在添加羟胺8d后亚硝氮积累率出现大幅下降,可能是高浓度羟胺持续添加导致系统微生物中毒,进而使得亚硝化、硝化过程均受到严重抑制。

此外,各反响器的氨氮去除率与亚硝氮积累率呈现出根本一致的变化规律,除C4反响器外,其余羟胺添加量下的氨氮去除率均有所提高,其中C2从第7d起一直高于90%直至阶段Ⅲ完毕。

第Ⅱ阶段除C3、C4反响器出水中检测出明显的羟胺残留外,其余反响器出水中仅含有微量羟胺,为进一步减少羟胺用量,同时防止由于羟胺长期添加导致的潜在毒性和累积二次污染,在阶段Ⅱ运行稳定后进入第Ⅲ阶段：

进水中不再添加羟胺。

此时,C1、C2、C3反响器的亚硝氮积累率分别维持30%、70%、40%以上的天数为3d、12d、7d,之后均表现出下降趋势,但C2反响器的下降幅度相对最小,经16d不添加羟胺运行后氨氮去除率和亚硝氮积累率依然到达87.2%、68.1%,可见0.5mmol·

L-1羟胺连续添加13d后对CRI系统的硝化抑制具有较强的稳定性,即使不再添加羟胺时这种抑制作用依然保持着较高的不可恢复性,削弱了NO2--N向NO3--N的转化能力。

C4反响器的波动较大,虽然亚硝氮积累率有上升趋势,但是NO2--N和NO3--N的含量均较低,出水中含有大量未能转化的NH4+-N。

由此可见,高浓度羟胺持续添加后对CRI系统的亚硝化和硝化过程的抑制均表现出较强的不可逆性,因而经20d的恢复期后C4反响器的氨氮去除率依然较低。

3.2羟胺对硝化菌的影响

空间分布

为解析羟胺添加对CRI系统氮素污染物迁移转化的影响机制,试验对阶段I~Ⅲ运行完毕时各反响器在不同填料深度围的AOB、NOB进展了定量分析（单位：

个·

g-1干填料）。

从图3a可知,羟胺添加前各CRI系统AOB和NOB的数量和空间分布根本保持在同一水平且都随着填料深度的增加而依次减少,0~80cm填料段聚集了超过90%的AOB和NOB,故NH4+-N的主要转化过程也是发生在该段,而80~100cm段由于营养物质缺乏致使各类微生物生长代缓慢、数量较少,对CRI系统氮素转化的奉献也相对较小。

图3AOB和NOB数量及空间分布变化

不同浓度羟胺持续添加至稳定运行后,CRI系统AOB、NOB及AOB/NOB均发生了显著变化。

由图3b、c可知,羟胺对微生物量的影响主要也集中在0~80cm段,这与末段微生物量本身较少及随着吸附作用和化学反响的发生导致羟胺的浓度逐级递减有关。

从全段平均数量来看,第Ⅱ、Ⅲ阶段后C1和C2反响器的AOB量与第Ⅰ阶段根本持平,但是第Ⅱ阶段后的NOB量分别减少了26.3%、77.1%,AOB/NOB则分别由2.118、2.098上升至2.824、9.231,AOB的数量优势为实现CRI系统的短程硝化提供了根底,同时说明了0.3~0.5mmol·

L-1羟胺持续添加一段时间后仅对NOB的生长代产生了抑制而对AOB的影响可以忽略,在该围羟胺浓度越高对NOB的抑制效应越明显。

停顿加药一段时间后,C1的NOB量上升至4.9×

106个·

g-1,而C2的NOB量仅为1.6×

g-1、AOB/NOB为6.813,AOB依然占据较大优势,分析认为,使用羟胺为抑制剂时,其对NOB的抑制作用具有一定的不可逆性,这可能与羟胺作为一种复原剂,在特定浓度下能对硝化细菌进展选择性杀灭有关（宋学起和永臻,2005）,因而不再添加羟胺时硝化反响恢复较困难而亚硝化反响仍然继续,徐光景、宋学起、丽萍等在研究氯或氯化物对短程硝化影响的过程中也发现了类似的现象（*uetal,2021a;

宋学起和永臻,2005;

丽萍等,2021）。

因此,0.5mmol·

L-1羟胺可作为能促进CRI系统向短程硝化转化的有效NOB抑制浓度,当羟胺浓度低于该值时,对NOB的抑制作用将在经历一定时间的适应后减弱或消失。

阶段Ⅱ完毕时,C3、C4反响器的AOB和NOB均受到不同程度的抑制,尤其是C4反响器中,这两种菌的平均数量仅各为1.96×

106、0.44×

g-1,而AOB/NOB>

4反映出该浓度下羟胺对NOB的抑制作用强于AOB,因而NOB的消减速率更快,由于两种功能菌数量均大幅下降,氨氮去除率和亚硝氮积累率并没有随着AOB占比的增大而提高。

经过阶段Ⅲ后C3、C4反响器的AOB量分别上升了3.8×

106、1.5×

g-1,这说明羟胺浓度越高,受抑制后AOB活性的恢复速率也越慢。

比耗氧速率

氨氮的硝化过程属于好氧反响,通过比耗氧速率（SOUR）的变化可以表征AOB和NOB的（亚）硝化活性强弱。

试验将各CRI系统中不同层位的填料分别混合均匀后测试SOUR,采用抑制系数Yi反映羟胺添加（阶段Ⅱ）对微生物活性的抑制程度,计算式：

Yi=（SOURI-SOURⅡ）/SOURI;

采用解抑系数Yr反映羟胺停顿添加（阶段Ⅲ）后微生物活性的恢复程度,计算式：

Yr=（SOURⅢ-SOURⅡ）/SOURⅢ。

从表1可以看到,抑制系数Yi与羟胺添加浓度之间具有较好的正相关性,羟胺浓度为1.0mmol·

L-1时系统的受抑制程度最高,而解抑系数Yr与羟胺添加浓度之间并没有表现出对应的负相关性,解抑系数C1>

C3>

C4>

C2,C2反响器停顿添加羟胺后依然保持良好的亚硝化效果,因此可以推测0.5mmol·

L-1羟胺抑制的主要是NOB的耗氧速率,此时解抑系数仅为0.033,说明受抑制的NOB活性难以恢复。

类似地,其他反响器的SOUR变化情况与2.1节中氮素转化的规律及节中AOB与NOB的数量关系也表现出较强的一致性。

表1不同阶段微生物的比耗氧速率及抑制/解抑系数

3.3pH协同调控强化短程硝化

羟胺抑制虽然实现了CRI系统由全程硝化向短程硝化的快速启动,但是亚硝氮积累率相对较低或存在波动,为改善这一问题,选择短程硝化效果最好的C2反响器在第Ⅲ阶段完毕时,调整进水pH值分别至7.2、7.5、7.8、8.1、8.4、8.7、9.0,运行稳定后分析系统氮素污染物的变化情况。

由图4可知,进水pH在7.2~7.5时氨氮去除率和亚硝氮积累率增长较缓慢,当进水pH升至8.1时出现“跃点〞,亚硝氮积累率增幅达13%,该点过后CRI系统的亚硝氮积累率一直保持在85%以上。

当pH继续升高至8.4后,氨氮去除率和亚硝氮积累率均超过90%,CRI系统短程硝化效果显著。

此时继续提高进水pH,氨氮去除率呈现下降趋势,进水pH增至9.0时亚硝氮积累率出现“落点〞,较进水pH为8.7时降低了3.3%,之后的亚硝氮积累率虽然仍保持在90%左右,但是氨氮去除率仅为82%左右,CRI系统短程硝化效能开场逐渐下降。

综合来看,进水pH为8.1~8.4时最有利于CRI系统短程硝化效果的稳定与提高。

图4不同进水pH下氨氮去除和亚硝氮积累的变化

4讨论

4.1羟胺抑制机理分析

目前,关于羟胺对（亚）硝化过程影响的报道相对较少,对其抑制机理的研究也欠深入。

KindaichiT等在自养型硝化生物膜中参加羟胺后发现其能刺激局部亚硝化的发生,而低浓度的盐酸羟胺（250μmol·

L-1）参加即可完全抑制NOB的生长（Kindaichietal,2004）;

*uGJ等研究了在pH为8.0左右时,投加10mg·

L-1羟胺后SBR反响器中快速出现亚硝氮积累现象,平均积累率高达99.8%,并通过FISH检测证明了AOB远远高于NOB（*uetal,2021）;

HuSS发现当羟胺浓度到达91mg·

L-1时,NOB的活性受抑制程度到达92%（Hu,1990）。

本研究认为0.5mmol·

L-1羟胺能有效抑制NOB活性而对AOB影响较小,该添加量下CRI系统的亚硝氮积累现象最为显著且稳定性较好,虽然关于羟胺抑制浓度的结论不尽一样,可能与反响器和反响条件的不同有关,但一样的是都证明了羟胺对NOB具有选择性抑制作用。

从生物化学的角度看,硝化过程并不仅仅是简单的从NH4+-N氧化成NO2--N再进一步氧化成NO3--N的过程,它涉及多种酶和中间产物,并伴随着复杂的电子（能量）传递,其过程涉及的主要反响式如下（Geetal,2021）：

氨转化成羟胺：

（1）

羟胺转化成亚硝酸：

（2）

亚硝酸转化成硝酸：

（3）

由反响式

（1）和

（2）可知,在亚硝化反响过程中,AOB利用氨单加氧酶（AMO）将氨氧化生成NH2OH和H2O,NH2OH经羟胺氧化酶（HAO）的催化再被氧化生成NO2--N,进入反响式（3）由NOB在亚硝酸氧化酶（NOR）的作用下转化成NO3--N。

因此,羟胺作为硝化反响的关键中间产物,对整个硝化过程的平衡起着“承上启下〞的作用（Harperetal,2021）。

本研究中,外源羟胺的引入极有可能破坏了这种平衡关系,当少量羟胺（0.3~0.5mmol·

L-1）添加时将刺激AMO和HAO酶活性,有利于维系AOB的生长代进而促进氨氧化生成NO2--N,而羟胺过量（0.7~1.0mmol·

L-1）时将同时对AMO、HAO和NOR产生毒性抑制,由于NOR抵御羟胺毒性较AMO和HAO弱,这种抑制作用随着羟胺浓度的增高而不断加强,NOR酶活性的降低使NO2--N氧化效率变低,NOB的种类和数量因营养供给缺乏而减少、整体活性下降,导致NO2--N不断积累,促成CRI系统发生短程硝化,这与Sinha和Annachhatre（2007）、Ge等（2021）的研究结论根本一致。

4.2pH调控机理分析

AOB和NOB对环境酸碱度较为敏感,进水pH是影响短程硝化效能的一个重要决定因素。

这种影响主要表达在两个方面：

①微生物需要在适宜的pH环境下进展新代,pH过高或过低都会影响细胞膜的通透性及外表带电性进而影响生长繁殖,已报道的不同硝化菌在不同反响体系的适宜pH围有所差异（PengandZhu,2006;

Parketal,2007;

Jimé

nezetal,2021）,但根本上可以认为混合体系中AOB和NOB的最适pH分别在8和7附近,该特性为控制这两类菌的优势增长提供了根底;

②pH值还会影响溶液中游离氨（FreeAmmonia,FA）的浓度,计算公式（Geetal,2021）如下：

（4）

适宜浓度的FA可作为AOB的氨氧化基质加速亚硝氮积累,而FA浓度偏高时又会抑制AOB和NOB的活性。

目前,关于FA抑制浓度的研究结论存在差异,Anthonisen等的早期研究发现FA对AOB和NOB的抑制浓度分别为10~150、0.1~1.0mg·

L-1（Anthonisenetal,1976）;

Kim等发现NOB在FA为0.7mg·

L-1时活性降低50%（Kimetal,2006）;

Christian等则认为AOB的FA抑制浓度>

5mg·

L-1,产生严重抑制的FA浓度约为40mg·

L-1,而FA对NOB的完全抑制浓度仅为0.6mg·

L-1（Fu*etal,2002）。

虽然这些研究得出的FA抑制浓度不同,但均反映出NOB对FA更敏感。

本研究中pH为7.2、7.5、7.8、8.1、8.4、8.7、9.0时对应的FA浓度均值分别为0.7、1.5、2.9、5.6、10.2、16.9、26.5mg·

L-1。

当pH≤7.5时,FA处于较低值（≤1.5mg·

L-1）,不能满足AOB对氧化基质的需求,不利于AOB生长,因而亚硝氮积累率增长缓慢;

FA浓度随着pH的提高而逐步提升,亚硝化效果也随之提高,第11d时FA浓度升至5.6mg·

L-1,此时出现的“跃点〞可认为是NOB活性在继羟胺抑制后进一步受到严重抑制的开场,FA浓度升至10.2mg·

L-1时亚硝化效果依然较好,可见AOB在该FA浓度围表现出比NOB更强的适应性（Wuetal,2021;

Sunetal,2021）;

但这并不意味着FA浓度越高CRI系统的亚硝化效果越好,第26d时亚硝氮积累率出现“落点〞,说明pH≥9.0时过高的FA浓度（≥26.5mg·

L-1）对AOB和NOB同时产生了显著抑制效应,从而导致系统的短程硝化效果呈现下降趋势。

5、结论

1）中低浓度（0.3~0.5mmol·

L-1）羟胺有利于氨氮去除和亚硝氮积累,连续添加0.5mmol·

L-1羟胺13d后可实现CRI系统短程硝化的快速启动,高浓度（0.7~1.0mmol·

L-1）羟胺对硝化过程的抑制效应可逆性较弱,0.7mmol·

L-1羟胺开场抑制氨氧化,1.0mmol·

L-1羟胺对氨氧化和亚硝氮氧化均产生严重抑制。

2）羟胺对AOB和NOB具有选择性抑制,同浓度下对NOB的抑制作用强于AOB,0.5mmol·

L-1羟胺能有效抑制NOB生长而对AOB影响较小,微生物比耗氧速率随羟胺浓度的升高而降低,抑制系数和解抑系数与各系统的氮素转化及硝化菌的变化具有一致性,推测这种变化与酶活性密切相关。

3）进水pH为8.1~8.4时有利于提高CRI系统短程硝化的运行效能及稳定性,pH≤7.5不利于AOB生长,pH=9.0时（FA浓度26.5mg·

L-1）对AOB产生明显抑制,pH=8.1时（FA浓度5.6mg·

L-1）对NOB产生明显抑制,AOB对FA的适应围更宽、适应性更强。