Winkler等成功将厌氧氨氧化与好氧颗粒污泥工艺结合,室温下运行的好氧颗粒污泥SBR反应器在进水COD/N为 0.5 g/g、DO浓度为1.5 mg/L条件下,同时实现了短程硝化-厌氧氨氧化和COD的去除,氮(N2-N)和COD容积去除率分别达到900 g m-3 d-1和600 g m -3 d-1,研究结果表明,厌氧氨氧化细菌“Candidatus Brocadia fulgida”能够利用乙酸钠作为第二电子供体(氨氮为首要电子供体)来还原硝酸盐和亚硝酸盐[37].
Jenni等在逐渐增加COD/N至1.4 g/g的PN/A工艺中[颗粒平均粒径(300 ± 6)μm],同样发现体系内AMX菌群结构从初始的混合型菌群演变为“Candidatus Brocadia fulgida”为优势菌的群落,表明适当提升进水COD/N不会对AMX活性及丰度产生明显抑制[38].
为证明低温下短程硝化-厌氧氨氧化颗粒污泥完全自养脱氮的可行性,Lotti等在渐减的温度(20、15和10 ℃)下运行气升式序批反应器(Sequencing batch airlift reactor,SBAR)500多天,20 ℃和15 ℃时通 过控制溶解氧浓度(0.5-2.5 mg/L)有效抑制了NOB活性,实现了0.4 g L-1 d-1的TN去除负荷,TN去除率达到85%-95%,然而10 ℃下长期运行导致 AMX活性及其转化性能缓慢下降 [39].
Gilbert等同样在低温条件下(从 20 ℃逐渐降至10 ℃)比较了不同生物质形态对PN/A性能的影响,发现悬浮生物中厌氧氨氧化活性在15 ℃时明显下降,而颗粒污泥中其活性在低于13 ℃时仍能维持较高水平,表明颗粒污泥中AMX受温度影响较小且能够适应低温条件外,Li等在处理低氨氮浓度废水(70 mg/L)中,通过逐渐降低上升流好氧膜生物反应器进水NO2--N/NH4+-N值至0及采用内膜压力控制DO浓度的方式实现了短程硝化-厌氧氨氧化颗粒污泥脱氮(颗粒粒径2.0-5.0 mm),在水力停留时间从32 h逐步缩短至16 h、氮容积负荷率从52.4 g m-3 d-1逐渐提升至104.8 g m-3 d-1过程中,TN去除率平均达81%,FISH和高通量测序结果显示AMX和AOB共存于颗粒样品中(棕黄色颗粒中AMX和AOB占比分别为33.7%和18.2%)[41]. 以上研究表明短程硝化 -厌氧氨氧化颗粒污泥工艺不仅能够用于处理含高浓度氮、低有机质的废水,而且在处理城市废水方面也将成为可能.
图 3 短程硝化- 厌氧氨氧化颗粒污泥脱氮机理
1.5 异养硝化-好氧反硝化颗粒污泥工艺
异养硝化菌、好氧反硝化菌以及兼具异养硝化-好养反硝化作用的细菌的发现,使得氨基化合物能够在单一曝气阶段转化为气态产物,为废水生物脱氮提供了更多的可能性.与自养硝化细菌相比,异养硝化微生物具有更快的生长速率,能够在脱氮同时去除有机物,而且可以耐受低温和酸性环境[42]. 好养反硝化菌除具有仅在缺氧条件下表达的膜结合硝酸还原酶外,同时还具有耐氧的周质硝酸还原酶,使其在相当高的溶解氧环境下仍然能够发挥反硝化作用[43].
兼具异养硝化-好养反硝化作用的细菌能够在好养条件下将NH4+氧化为NH2OH、NO2-和 NO3-,随后立刻在反硝化酶系的作用下转化为N2O或N2 [44],同时弥补了硝化阶段消耗的碱度,实现了低耗高效脱氮除碳,为同步硝化反硝化提供了微生物学角度的解释.
随着研究的深入,兼具异养硝化-好养反硝化作用的微生物被陆续报道(表1). 好氧颗粒污泥作为微生物聚集体在废水生物处理方面具有不可多得的优势,若能在好氧颗粒污泥内富集充足的异养硝化-好氧反硝化菌(培养异养硝化-好氧反硝化颗粒污泥),则不仅可以实现稳定高效的生物脱氮,更能够缩减工艺的占地面积、基建投资及运行费用.
Zhao等利用ASM3数据修正模型分析了好氧颗粒污泥处理含高浓度有机碳和氨氮养猪废水的过程,发现在氮的去除过程中,硝化作用主要由异养硝化细菌完成,反硝化则由营养期的缺氧反硝化和饥饿期的好氧反硝化共同完成[59].
Zhao 等研究了有机质和氨氮负荷率分别为4.80-12.60 kg m-3 d-1和 0.22-0.50 kg m-3 d-1下,好氧颗粒污泥氮的去除性能和微生物群体结构变化,结果表明随着COD浓度的增加,异养菌逐渐增加自养菌逐渐减少,但COD和 NH4+-N的去除率仍然高达94.1%-97.2%和98.2%-99.9%,分离的14株异养微生物中有11株呈现出较高的COD和 NH4+-N去除性能而且并未出现 NO2-和NO3-的积累,认为氮的去除过程主要由异养硝化-好养反硝化实现[60]. 以上研究结果表明,富集异养硝化及好氧反硝化菌的颗粒污泥在处理高浓度有机废水方面具有明显的应用优势.
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