EGSB-CANON工藝啟動及動力學特性

孫夢俠,張 凱,李 軍,梁東博,王 佳 (北京工業大學建筑工程學院,城市污水深度處理與資源化利用技術國家工程實驗室,北京 100124)

全程自養脫氮工藝(CANON)是近些年最經濟有效的新型脫氮工藝之一[1-2],該工藝與傳統硝化反硝化脫氮工藝相比節省了63%的供氧量和100%外加碳源[3-4].在 CANON工藝啟動過程中最主要的兩類細菌為氨氧化細菌(AerAOB)和厭氧氨氧化細菌(AnAOB),這2種微生物的和諧共生是保證CANON工藝穩定運行的關鍵.由于AnAOB生長較為緩慢導致基于厭氧氨氧化的自養脫氮工藝啟動周期較長[2],同時由于AerAOB和AnAOB的生長速率以及運行參數的差異導致CANON工藝難以保持高效穩定的運行[5].在單級CANON工藝啟動過程中一些主要的影響因素例如:pH 值、DO、溫度、曝氣/非曝氣等的優化調控都在一定程度上增強了 AerAOB和AnAOB的活性以及2種細菌間的協同脫氮的作用.

DO是影響CANON工藝持續穩定運行的重要因素之一[6].由于 AerAOB在將 NH4+-N轉化成NO2--N過程中需要氧氣,當DO值較低時AerAOB活性降低,導致 NH4+-N轉化率低,進一步導致AnAOB必要的底物基質 NO2--N含量不足[7];但若DO值過高又會使NOB活性增強將生成的NO2--N轉變成NO3--N,使NO2--N積累量減少.同時AnAOB對DO較為敏感,如果DO濃度過高會抑制AnAOB的活性導致系統脫氮性能惡化.Figuero等[8]在采用CANON-SBR反應器通過空氣脈沖控制 DO為0.2～0.4mg/L,氮負荷率為 0.46kgN/(L·d)情況下實現了75%的總氮去除;其他研究也證明了通過控制DO可以實現AerAOB的增值,提高氨氮去除率[9-10].

污泥的顆粒化也是當前CANON工藝的研究熱點,污泥顆粒化的形成在一定程度上有助于提高污泥的沉降性能,同時能夠有效的截留微生物,提高反應器的運行效能[11],李津青等[12]采用 SBR反應器啟動CANON工藝的過程中研究了R1:0.2～0.5mm; R2:0.5～1mm;R3>1mm 3種粒徑的脫氮性能,研究表明隨著粒徑的增加,AOB活性逐漸降低;其中 R2當中 AnAOB活性最高;孫延芳等[13]也研究了CANON系統中隨著顆粒的形成,系統脫氮性能的變化.

本文采用EGSB反應器啟動CANON工藝,通過改變曝氣方式、優化調控曝停比實現CANON工藝的啟動,并研究了 CANON工藝脫氮性能的變化規律,以及在啟動過程中污泥粒徑的變化,探究了不同粒徑下功能微生物的組成.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置與運行條件

本文采用EGSB作為富集AerAOB和AnAOB及啟動 CANON工藝的反應器.反應器由有機玻璃制成,在圓柱形反應器外側套有 20mm 水浴套筒,反應器內徑為85mm,反應器高為1010mm,有效容積約為 5.7L.反應器頂部設置有微孔曝氣盤,通過 EGSB反應器的外回流對反應器底部充氧.反應器由黑色塑料包裹避光,進水組成及運行條件見表1.

表1 各階段運行參數Table 1 Operating parameters of each stage

1.2 接種污泥與實驗用水

CANON工藝啟動過程接種的污泥來源2部分,一部分污泥為實驗室成熟的短程硝化污泥,污泥濃度為 4290mg/L,MLVSS/MLSS=0.64.另一部分為已富集了 3a的厭氧氨氧化絮狀污泥,污泥濃度為5021mg/L,MLVSS/MLSS=0.78,總氮去除負荷(NRR)為0.49kg/(m3·d).階段Ⅰ向反應器內接種成熟的短程硝化污泥,運行兩個階段后,階段Ⅲ,從穩定運行了3a的UASB反應器中取出成熟的厭氧氨氧化顆粒污泥接種到反應器當中.實驗用水采用人工合成廢水,主要進水物質為NH4Cl、乙酸鈉、NaHCO3、KH2PO4、MgSO4·7H2O、CaCl2·2H2O、FeSO4.微量元素Ⅰ(g/L):1.25KHCO3; 0.025KH2PO4; 0.3CaCl2·2H2O, 0.2MgSO4·7H2O,0.00625FeSO4;微量元素Ⅱ(g/L): 15EDTA;0.43ZnSO4·7H2O; 0.24CoCl2·6H2O; 0.99MnCl2·4H2O;0.25CuSO4·5H2O; 0.22NaMoO4·2H2O; 0.19NiCl2·6H2O;0.21NaSeO4·10H2O;0.014H3BO4;0.05NaWO4·2H2O; 微量元素Ⅰ和Ⅱ的投加量均為1mL/L.

1.3 分析方法

1.3.1 水質和污泥樣品分析方法 NH4+-N,NO3--N,NO2--N,MLSS、MLVSS等物質由標準方法[14]測量;DO、pH采用德國Multi3420進行測定.

1.3.2 污泥粒徑的測定方法 污泥粒徑(PSD)采用篩分法:采用一系列Φ10cm不銹鋼來確定污泥顆粒粒徑范圍,孔徑分別為:2.0,1.0,0.6,0.335,0.2,0.154,0.1,0.061,0.038mm,總懸浮固體(TSS)采用重量法測定,污泥的取泥量為20,30,40mL倒入250mL燒杯中,然后加入緩沖溶液使其稀釋;將稀釋好的泥水混合物倒入疊放好的篩子上,用洗瓶均勻沖洗.顆粒污泥內的氧傳質通過微電機進行測定.

1.3.3 SEM的測定 采用SEM對顆粒污泥進行微觀分析,預處理包括(1)取樣:反應器內取數顆顆粒污泥,放入10mL離心管3000r/min離心,用去離子水清洗3次,棄去上清液;(2)固定:加入2.5%,pH值為6.8戊二醛4℃冰箱中固定1.5h;(3)沖洗:用0.1mol/L ,pH值為 6.8的磷酸緩沖溶液沖洗 3次,每次 10min;(4)脫水:用濃度為50%,70%,80%,90%的乙醇進行脫水,每次 10～ 15min,再用 100%乙醇脫水 3次,每次10～15min;(5)置換:用乙醇:乙酸異戊酯為1:1的溶液,純乙酸異戊酯各置換1次,每次15min;(6)干燥:將置換后的樣品用針頭挑出,放入濾紙疊成的小盒中,置入干燥器中干燥 8h;(7)噴金;(8)觀測:將處理好的待檢泥樣置于掃描電鏡下觀察.

1.3.4 不同功能菌活性測試 對不同階段的功能菌進行批試實驗,在500mL血清瓶中放入15g左右濕污泥,將血清瓶放置在磁力攪拌器上,每間隔1h抽取 5mL混合液經離心后測定上清液中 NH4+-N、NO2--N和NO3--N的含量,實驗一共進行7h,進而測出 AerAOB、AnAOB、NOB單位時間單位生物量對 NH4+-N、TN和 NO2--N 的降解速率,以表征AerAOB、AnAOB和NOB的活性.實驗具體配水組成見表2.

表2 功能菌活性測定時的配水組成(mg/L)Table 2 The synthetic wastewater used for measuring the activity of functional bacterias(mg/L)

1.3.5 AnAOB的抑制動力學序批式實驗 實驗用泥為實驗室穩定運行3a的UASB中的厭氧氨氧化顆粒污泥.使用蒸餾水將污泥清洗3次,取出 15g濕污泥置于250mL血清瓶當中,水浴使溫度保持在(30±1)℃,使用碳酸氫鈉調節血清瓶中的 pH值,使 pH值控制在7.6～8.0.序批式試驗每間隔1h用10mL注射器抽取 5mL混合液經離心機離心后,測定上清液的 NH4+-N、NO2--N和NO3--N 的濃度,并計算NH4+-N和NO2--N的去除率.首先控制NH4+-N濃度80mg/L左右,使NO2--N濃度變化梯度為:60, 70,100,150,200,250,300,400mg/L,測得結果;再將 NO2--N控制在 100mg/L左右,使 NH4+-N濃度變化梯度為:50,70,100,150,200,250,300,400mg/L,測得結果,將實驗結果使用Haldane抑制模型進行擬合[15].

式中:v為底物比反應速率,gN/(gMLSS?d);vmax為底物比反應速率,gN/(gMLSS?d);ks為半飽和常數,當v=0.5vmax時的底物濃度,又稱為半速率常數,mgN/L;s為底物濃度,mgN/L;kh為底物抑制系數,mgN/L.

2 結果與討論

2.1 CANON工藝的脫氮性能分析

2.1.1 CANON工藝的啟動 EGSB反應器一共運行了82d,逐步實現CANON工藝的成功啟動.如圖1所示,階段Ⅰ(1～27d),在CANON工藝啟動初期反應器中活性污泥主要以AerAOB菌為主,進水NH4+-N濃度約為200mg/L,進水NO3--N濃度維持在5mg/L以下.控制恒定曝氣量為0.5L/min.此階段系統的DO值為 0.2～0.6mg/L.1～10d,出水的亞氮積累率(NAR)迅速升高,由階段Ⅰ開始時的66%上升到93.16%,并且氨氮去除率(ARE)也由階段Ⅰ開始時的 40%上升到 93.39%,總氮去除率(TNRE)逐漸降低由 34.18%下降到8.97%,同時總氮去除負荷(NRR)不斷下降.階段Ⅰ(11～27d) ,NAR以及ARE均逐漸下降,到階段Ⅰ末期時ARE、NAR分別下降到36.3%、58.5%,同時TNRE 為 11.39%,出水 NO3--N、NO2--N濃度為25.8,36.3mg/L.反應器啟動時接種的是成熟短程硝化污泥,所以在階段Ⅰ初期出水NO2--N濃度迅速上升,在運行10d之后NAR就能達到90%以上,反應器表現出了一定的脫氮效果,而從第 11d后,出水的NO3--N濃度開始上升,到了階段Ⅰ末期出水 NO3--N濃度達到 25.8mg/L,反應器內短程硝化污泥的性能不斷惡化.這可能是在11～27d的時期內,污泥中的NOB活性增強,導致NOB比AerAOB對DO的競爭力更強,從而抑制了 AerAOB的生長,進而導致出水NO3--N濃度上升、脫氮性能惡化,因此導致 TNRE與NRR呈現上升趨勢.

圖1 CANON系統脫氮性能變化趨勢Fig.1 Trend of nitrogen removal performance of CANON system

間歇曝氣的條件下,在非曝氣階段(即厭氧階段),NOB與AerAOB的活性均受到抑制,在系統由厭氧階段進入好氧階段后,NOB活性恢復的滯后期比AerAOB更長.Bouranros等[16]研究表明,NOB從厭氧階段進入好氧階段時,NOB的活性降低,而且厭氧時間的長度與NOB的活性降低程度成正相關.除此之外,NOB 承受 DO 波動的適應力較低,當恢復曝氣,經歷長期“饑餓”的AerAOB可以更多地利用氨產能大量增殖,NOB卻不能很快恢復活性,系統本身的間歇曝氣工況進一步抑制 NOB,抵消系統中提高的DO濃度對 NOB的促進,使得系統的脫氮性能逐漸恢復.

階段Ⅱ(28～53d)改變反應器的曝氣方式,由連續曝氣變為間歇曝氣,調整曝氣量為 0.8L/min,曝氣/非曝氣為 1:1(60min:60min).曝氣階段反應器內 DO上升到0.8～1.4mg/L,非曝氣階段反應器內的DO為0.2～0.3mg/L.階段Ⅱ運行的26d內,出水NH4+- N濃度不斷降低,由 120.3mg/L下降到 85.02mg/L,同時ARE逐漸上升,由40.4%上升到57.23%.TNRE由階段Ⅱ開始時的 9.18mg/L升高到階段Ⅱ結束時的17.44mg/L.NAR也呈上升趨勢,出水NO2--N濃度由階段Ⅱ開始的 62.56mg/L上升到階段Ⅱ末期的70.52mg/L,出水中的 NO3--N濃度始終保持相對穩定.在整個階段Ⅱ期間NRR沒有顯著的上升,始終在10kgN/(m3·d)以下.Kornaros 等[17]通過設置不同的缺/好氧比條件,發現調整曝氣/非曝氣對AerAOB的生長影響不大而對 NOB起到明顯的抑制作用,Yang等[18]的研究同樣發現,間歇曝氣的條件對 AerAOB的活性沒有影響,但可以有效抑制NOB的活性.

階段Ⅲ(54～82d),從穩定運行了3a的UASB反應器中取出成熟的厭氧氨氧化顆粒污泥接種到反應器當中,保持間歇曝氣的方式,將曝氣/非曝氣調整為 2:1(60min:30min).在這個階段,曝氣階段系統內的DO為0.4～0.6mg/L間,非曝氣階段系統內的DO為0.1～0.2mg/L.在階段Ⅲ,出水NH4+-N濃度不斷下降,同時ARE由58.83%上升至83.11%, NRR不斷上升,由 7.89kgN/(m3·d)上升到 26.09kgN/(m3·d),NRR活性上升是由于階段Ⅲ系統接種了AnAOB,并且通過調整曝氣/非曝氣使得AnAOB與AerAOB成功耦合脫氮,并且抑制了NOB的活性,總氮去除負荷上升.至反應器運行的第 72d,出水 NH4+-N濃度下降到35.9mg/L,同時 ARE達到 82.17%,并且 TNRE達到70.78%.在階段Ⅲ后期(72～82d),反應器運行達到相對穩定的狀態,ARE保持 80%以上,同時出水NO3--N濃度在20mg/L左右.

2.1.2 CANON 工藝氮平衡分析 如圖 2(a)所示,對 CANON工藝理想條件進行氮平衡分析.原水中每1mg/L的NH4+-N中,有0.55mg/L的NH4+-N被AerAOB氧化成為 0.55mg/L的 NO2--N,需要消耗1.89mg/L的 O2.然而,在 CANON 系統中,往往存在NOB,NOB會將系統中生成的 NO2--N氧化生成NO3--N,NOB與AOB競爭DO,也會與AnAOB競爭底物NO2--N,最終導致 CANON 系統脫氮性能惡化、無法穩定運行,所以在 CANON的啟動過程中,要抑制NOB的活性.

本實驗 CANON工藝啟動過程中,階段Ⅲ向反應器中接種厭氧氨氧化顆粒污泥后,將曝氣/非曝氣改為2:1(60min:30min),在運行了28d之后,CANON工藝成功啟動.如圖 2(b)所示,對第 82d進出水進行分析,由氮平衡計算可知,在各功能菌的協同作用下有 166.3mg/L的 NH4+-N被去除,其中 57.8%的NH4+-N(96.1mg/L)在 AerAOB的作用下轉化為NO2--N,生成的 NO2--N 中有 97.8%(94.02mg/L)被AnAOB所利用,同時消耗71.2mg/L的NH4+-N進行厭氧氨氧化反應,將剩余42.2%的NH4+-N去除并生成了16.52mg/L的NO3--N.AerAOB氧化生成的NO2--N中,有 1.48mg/L被 NOB利用并轉化為NO3--N.AerAOB和AnAOB對氨氮去除的貢獻分別約為57.8%和42.2%,NOB對硝氮生成貢獻8.2%.

圖2 CANON系統氮素平衡的理論值分析Fig.2 Theoretical analysis of nitrogen balance in CANON system

2.2 曝氣/非曝氣對CANON工藝中功能菌活性的影響

本實驗啟動CANON工藝的方式是先接種短程硝化污泥后再接種厭氧氨氧化種泥,即首先應實現NO2--N 的積累,這就需要 AerAOB 的大量富集,將NH4+-N轉化為 NO2--N,其次為了避免將成功積累的NO2--N又被轉化為 NO3--N,需要有效的抑制NOB的活性,為后續的AnAOB提供底物基質.DO是CANON工藝啟動過程中重要的參數[19],DO作為微生物生長代謝以及酶促反應的關鍵作用因子,對微生物系統活性以及代謝速率有著重要的影響,DO對自養脫氮過程的調控途徑通常是通過構造菌群共生體系代謝所需的好氧-缺氧微環境,實現體系對各類自養功能菌群的兼容,平衡各類菌群之間的矛盾和競爭關系[20].AerAOB對 DO的半飽和常數為0.2～0.5mg/L[21],而 Joss等[22]研究發現,在 DO 值為0.2mg/L時AnAOB被完全抑制,同時NO2--N出現積累,當DO消耗完全后的幾分鐘內AnAOB又恢復了活性.在低DO條件下AOB比NOB對氧氣的半飽和常數K0要大[23],因此調控反應器內的DO值可以一定程度上抑制NOB的活性.

如圖3所示,每個階段都分別測試2組曝氣階段DO和非曝氣階段的DO以確定在曝氣階段的DO值和非曝氣階段的 DO值維持穩定.階段Ⅰ保持曝氣,曝氣強度 0.5L/min,反應器內 DO為 0.2～0.6mg/L,其中位數位于 0.4mg/L左右.到了階段Ⅱ將曝氣方式改為間歇曝氣,曝氣/非曝氣為 1:1(60min:60min)控制曝氣強度為 0.8L/min,在曝氣階段DO為0.8～1.4mg/L,中位數位于1.0mg/L左右;在非曝氣階段,反應器中 DO為0.1～0.3mg/L,中位數位于 0.2mg/L左右.階段Ⅲ,將曝氣/非曝氣調整為 2:1(60min: 30min),同時降低曝氣強度到 0.5L/min,曝氣階段DO為0.2～0.6mg/L,中位數在0.5mg/L左右,非曝氣階段 DO 為 0～0.2mg/L,中位數在0.1mg/L左右.

圖3 不同階段DO的變化Fig.3 Changes in DO in different stages

CANON工藝啟動過程中對反應器內不同階段的微生物進行批次試驗,如圖4所示.以TN、NH4+-N和NO2--N在單位時間內濃度的變化表征反應器內AnAOB、AerAOB和NOB活性的變化規律.

圖4 功能菌活性的變化Fig.4 Changes of activity of functional bacterias

CANON 工藝將亞硝化和厭氧氨氧化這2種完全不同的反應過程結合在一個反應器內,系統內AerAOB和 NOB處于共生狀態,AOB產生的NO2--N會被NOB迅速地轉化為NO3--N,這個過程中很難形成NO2--N的積累,因此如何提高AerAOB的活性和抑制 NOB的活性,將反應產物停留在NO2--N形式,阻止NO2--N被繼續氧化,使反應限制在短程硝化階段成為該工藝的控制難點.姜黎安等[24]提出了AnAOB的分解代謝模型,其過程包括4個步驟:首先Cytcd1型亞硝酸還原酶將NO2--N還原成一氧化氮;其次聯氨水解酶將一氧化氮和氨氮縮合成聯氨(N2H4);然后聯氨氧化酶將聯氨氧化成氮氣,與此同時亞硝酸鹽氧化酶將NO2--N氧化成硝態氮.AerAOB先通過氨單加氧酶將NH4+-N氧化為羥胺,再通過羥胺氧化酶催化羥胺轉化成 NO3--N,NOB則通過亞硝酸鹽氧化還原酶催化NO2--N氧化成NO3--N.

階段Ⅰ(1～27d),CANON系統中 AerAOB活性最高,NH4+-N的降解速率為8.45mgN/(h·gVSS),反應器中存在少量的NOB,但NOB的活性較低,NO2--N的降解速率僅有 1.25mgN/(h·gVSS),由于系統沒有接種厭氧氨氧化顆粒污泥,所以 AnAOB的活性很低,TN 的降解速率僅為 0.08mgN/(h·gVSS).階段Ⅱ(28～53d),AerAOB的活性下降,NH4+-N的降解速率下降到 7.38mgN/(h·gVSS),NOB的活性發生明顯上升,NO2--N的降解速率上升為3.41mgN/(h·gVSS),而系統中AnAOB的活性依舊很低,TN的降解速率為 0.18mgN/(h·gVSS).在反應器運行到第 11d時,出水的NAR下降,而出水NO3--N濃度上升,說明NOB活性的上升影響到了系統的脫氮性能,階段Ⅱ將曝氣調整為間歇曝氣,曝氣/非曝氣為 1:1(60min:60min),改變曝氣方式之后,系統出水NAR呈現出緩慢上升的趨勢,而出水NO3--N的濃度未有明顯下降.說明間曝的運行方式有利于 AOB的富集、抑制NOB,由圖3可以看出,NOB的占比迅速降低,由此也得知功能菌的活性與占比的變化并不總是同向的.階段Ⅲ(54～82d),向反應器中接種厭氧氨氧化污泥后,AnAOB的活性發生了明顯的上升,TN的降解速率達到了7.84mgN/(h·gVSS),而NOB的活性受到抑制,NO2--N的降解速率下降到0.75mgN/(h·gVSS),說明將曝氣/非曝氣調整為 2:1(60min:30min),即延長厭氧時間之后,可以有效的抑制NOB的活性.并且由于系統接種了成熟的厭氧氨氧化污泥,降低曝氣強度更有利于AnAOB的生長,AnAOB占比上升,在較低DO環境下,AnAOB易形成顆粒,使得厭氧氨氧化過程加強,AnAOB較NOB對NO2--N更具親和力,逐漸成為系統的優勢菌,進一步抑制 NOB的生長.

通過氮平衡以及化學計量學分析得出在CANON工藝啟動過程中不同階段的功能菌占比情況如圖5所示,系統中占比最大的功能菌是AerAOB.將短程硝化污泥接種到反應器當中后,AerAOB的占比有所降低,其占比由原來的86.8%下降到66.8%,隨著NOB的增值,其占比由接種時的7.9%迅速上升到 25.3%,AnAOB 占比仍較低.階段Ⅰ時,系統運行10d后,出水的NAR迅速升高到93%以上,表現出了良好的短程硝化性能,在 11～27d內,系統出水的NO3--N濃度迅速上升,NAR逐漸下降,這說明此時NOB的活性升高.有報道表明,長期低氧條件下,Nitrospira(NOB)生長取得優勢,Bao等[25]發現長期低氧條件下,短程效果被破壞,并在系統中檢測出Nitrospira(NOB)菌.到了階段Ⅱ,AerAOB 的占比逐漸回升到83.1%,同時NOB的占比減少到7.4%.說明在這個階段,間歇曝氣的方式有利于抑制NOB的活性,從而恢復短程硝化.階段Ⅱ改變曝氣方式之后,出水的NO3--N濃度依舊較高,這可能是NOB的活性上升但占比減少,且 AerAOB的占比上升但活性降低導致的.階段Ⅲ系統接種 AnAOB之后,為了適應其生長,將系統的厭氧時間延長并降低系統的曝氣強度.這個階段 AnAOB的占比達到了 20.1%,而在 CANON工藝啟動期間,AerAOB的活性始終較高,NOB的活性上升后被抑制而下降,AnAOB的活性在 CANON啟動的過程中活性變化較大,階段Ⅲ系統接種厭氧氨氧化污泥之后AnAOB的活性迅速上升.NOB的占比下降到了3.3%,同時NOB的活性也受到了抑制.階段Ⅲ時,AnAOB與AerAOB成為了反應器當中的優勢菌群.除了控制反應器當中的 DO在一個較低的狀態可以抑制NOB的生長之外,由于AnAOB與NOB競爭底物NO2--N,所以AnAOB的增殖也是導致NOB活性以及占比下降的重要原因.到了階段末期,ΔNO3--N/ΔNH4+-N 比值穩定在 0.11左右,此時CANON工藝已經成功啟動.

圖5 功能菌占比的變化Fig.5 Changes of variations of functional bacterias ratio

2.3 不同基質對AnAOB的抑制及其抑制動力學

作為給AnAOB提供營養和能源的NH4+-N和NO2--N,也可能對 AnAOB產生抑制作用.在厭氧氨氧化反應器中,低濃度的NH4+-N和NO2--N可以作為基質,當NH4+-N和NO2--N的濃度提高到一定程度之后,便會抑制厭氧氨氧化菌的活性,這不僅可以抑制細菌生長,而且會干擾細菌的代謝過程.NH4+-N和NO2--N對AnAOB的影響主要是由其未離子化狀態即FA和FNA引起的[26].

階段Ⅲ向反應器中接種穩定運行 3a的 UASB反應器中的成熟的厭氧氨氧化顆粒污泥,本實驗使用接種污泥進行底物(NH4+-N、NO2--N)抑制動力學實驗,將實驗結果使用 Haldane抑制模型進行擬合.Haldane模型是單基質反應動力學模型,因此在本實驗中需要控制一種底物的濃度不變,考察另一種底物對AnAOB的抑制動力學.

控制 NH4+-N濃度保持在 80mg/L左右,改變NO2--N濃度進行厭氧氨氧化反應的抑制動力學試驗.結果如圖 6(a)所示,當 NO2--N濃度達到151.52mg/L時,AnAOB活性最高,NH4+-N的降解速率為 0.06768mg/(mg·d),在批次試驗中,當 NO2--N濃度達到 150mg/L時,NH4+-N的降解速率最高為0.0691mg/(mg·d).擬合曲線的 R2為 0.99142,相關性較好,最大反應速率(νmax)為 0.369mg/(mg·d);ks為331.90mg/L;kh為66.61mg/L.

圖6 NO2--N和NH4+-N濃度對厭氧氨氧化的抑制動力學特性Fig.6 The NO2--N、NH4+-N concentration inhibition kinetic characteristics of Anammox

控制 NO2--N濃度保持在 100mg/L左右,改變NH4+-N濃度進行厭氧氨氧化反應的抑制動力學試驗.結果如圖 6(b)所示,當 NH4+-N 濃度達到171.71mg/L時,AnAOB活性最高,NO2--N的降解速率為0.06515mg/(mg·d),在批次試驗中,當NH4+-N濃度達到 150mg/L時, NO2--N的降解速率最高為0.0652mg/(mg·d).擬合曲線的 R2為 0.98133,相關性較好,νmax為 0.1467mg/(mg·d);ks為 106.8mg/L;kh為272.4mg/L.

2.4 CANON工藝運行期間特征比值的變化規律

厭氧氨氧化反應是 AnAOB以 NH4+-N和NO2--N為底物,以NO2--N為最終電子受體,將氨氮直接氧化為氮氣的過程[27],化學反應方程式如式(2)所示[27];CANON工藝是在實現短程硝化的基礎上與AnAOB在一個反應器內實現脫氮的工藝,反應方程式如式(3)所示.在 CANON工藝啟動過程中,通常總氮的去除量與硝態氮的增加量(ΔTN/ΔNO3--N)的比值作為 CANON啟動成功的標志,出水中ΔTN/ΔNO3--N的理論值為8則證明CANON工藝啟動成功[28].不同階段特征比值如圖7所示.

圖 7 ΔNO3--N/ΔNH4+-N、ΔTN/ΔNO3--N比的變化Fig.7 Variations of ΔNO3--N/ΔNH4+-N、ΔTN/ΔNO3--N ratio

階段I,持續曝氣過程中DO值為0.2～0.6mg/L.反應器中剛剛接種短程硝化污泥時,系統的亞氮積累率(NAR)很高,大部分的NH4+-N都被AerAOB轉化成為NO2--N,反應器運行到 11d后,NOB活性上升,NOB將系統中的NO2--N轉化成NO3--N.在這個過程中,ΔNO3--N/ΔNH4+-N呈現上升趨勢,階段Ⅰ開始時的ΔNO3--N/ΔNH4+-N 為 0.02,到階段Ⅰ末期上升到 0.28,可能是由于 NOB的增殖導致了出水NO3--N 濃度上升,同時(ΔTN/ΔNO3--N)下降.

階段 II,將曝氣方式改為間歇曝氣,間歇曝氣可以有效抑制 NOB的活性,曝氣階段的 DO值為0.8～1.4mg/L.階段Ⅱ的ΔNO3--N/ΔNH4+-N 呈下降趨勢但總體保持平穩,說明NOB的活性得到有效抑制,系統的短程硝化性能沒有得到有效的恢復.階段Ⅲ,曝氣過程中DO值為0.2～0.6mg/L,并延長曝氣時間.在隨后運行的28d中,ΔTN/ΔNO3--N不斷上升,到階段Ⅲ末期時,ΔTN/ΔNO3--N 在 8上下波動,符合CANON 過程中ΔTN/ΔNO3--N特征比值為8的理論值.ΔNO3--N/ΔNH4+-N在這個階段也緩慢下降,最終穩定在 0.11左右,說明在這個階段較低的曝氣強度以及較長的厭氧時間使得AnAOB迅速增殖、活性上升,并且成功抑制了 NOB,同時也保證了AerAOB與AnAOB的成功耦合脫氨,TNRE最終達到72.5%.階段Ⅲ, CANON系統已經成功啟動.

2.4 粒徑對CANON工藝運行的影響

2.4.1 CANON工藝成功啟動后不同粒徑的氧傳質效能 在CANON工藝的啟動過程中,微生物大量分泌EPS促進了細胞之間的聚集作用進而更加容易形成顆粒污泥[29].對 CANON工藝啟動前以及啟動成功并穩定運行期間的污泥粒徑進行篩分統計.根據篩分法獲得的 8組污泥粒徑進行重新組合,將粒徑<0.154mm的標記為 A組;粒徑為 0.154～0.335mm標記為B;粒徑為0.335～1mm的標記為C組;粒徑>1mm的標記為D組.隨機選取B、C、D 3組中的 1粒顆粒污泥,通過顯微鏡測得其粒徑分別為 0.328,0.897,1.534mm.然后利用微電極技術測量污泥內部的 DO濃度梯度的變化,首先假設顆粒污泥呈現規則的圓形,實驗結果如圖 8所示.控制液體DO濃度在(1.4±0.2) mg/L條件下時,實驗結果表明當粒徑為 328μm 時,顆粒污泥最深處的 DO 值為0.2mg/L,而AerAOB的DO飽和常數在0.2～0.4mg/L之間[30],這為 AerAOB的富集提供了必要的生存環境,同時可以推斷在粒徑小于328μm的顆粒污泥中,顆粒污泥最深處的DO濃度在理論情況下應該不小于0.2mg/L;當粒徑為897和1534μm時顆粒污泥的最內部DO濃度分別降低到0.02和0mg/L,標記為C的顆粒污泥,當距離粒徑中心位置的為 100μm 左右時,DO濃度降低至0.06mg/L,并且在200 ～300μm時DO濃度消耗速率較快,而標記為 D的顆粒污泥,在距離顆粒中心位置 300μm 左右時,DO濃度降低0.1mg/L.Liu等[31]研究表明在距離顆粒表面 250～300μm之間DO被大量消耗,異養菌和AerAOB主要集中在距離顆粒表面275～300μm之間,AnAOB則主要在 125～275μm 之間大量生存;Váquez-Padín 等[32]運用微電極技術測定了CANON工藝顆粒污泥內部的DO濃度的變化,并通過熒光原位技術(FISH)證實了AerAOB和AnAOB的群落在顆粒污泥內部的分布規律.

圖8 不同粒徑的氧傳質效能Fig.8 Oxygen mass transfer efficiency of different particle sizes

2.4.2 CANON工藝不同粒徑污泥的脫氮效能與脫氮功能菌的占比 通過對不同顆粒粒徑的污泥進行氧傳質實驗發現,當粒徑為328mm時,污泥內部最深處的 DO值降低至 0.2mg/L,因此在粒徑為0.154mm以下的絮狀污泥中很難提供絕對的厭氧環境.本實驗中對不同粒徑范圍內的顆粒污泥進行了批式實驗,對 TNRE以及脫氮功能菌的占比進行了分析,分析結果如圖9所示.

圖9 不同污泥粒徑中不同功能菌的占比Fig.9 Proportion of functional bacteria corresponding to different sludge particle sizes

實驗結果表明,在粒徑 B、C、D 3類范圍中,隨著粒徑的不斷增大,通過氮平衡計算推斷得出AerAOB所占總功能菌的相對比值由73.21%減少至22.91%,而AnAOB的占比相對比值由21.48%增加至72.24%,同時TNRE也由27.6%增加至81.4%,進一步證明了大顆粒污泥能夠為 AnAOB提供穩定的微環境.Luo等[33]從部分硝化-厭氧氨氧化反應器中分離出5種不同粒徑的顆粒污泥(<0.2,0.2～0.5,0.5～0.8,0.8～1.0,>1.0mm),通過定量 PCR 和16SrRNA基因技術研究表明,隨著粒徑的不斷增加AerAOB的占比呈現下降的趨勢,而AnAOB的占比卻隨粒徑的增加而增加,說明較小的絮狀污泥能夠更好的富集 AerAOB,而較大的顆粒污泥內部為 AnAOB提供了適宜的微環境.當系統處于好氧階段時,顆粒污泥表面由 AerAOB的作用,將NH4+-N部分氧化 NO2--N,為顆粒污泥內部的AnAOB提供必要的底物(NH4+-N和NO2--N),同時顆粒污泥內部的厭氧微環境為 AnAOB的生長提供了必要條件,進而實現了同步亞硝化/厭氧氨氧化的過程.Liu等[31]在研究顆粒污泥對同步亞硝化、厭氧氨氧化耦合反硝化(SNAD)工藝過程對脫氮性能的影響過程中發現,穩態顆粒半徑由100μm增加到 350 μm 時,TN去除率由 21.2%提高到93.9%;而當污泥粒徑由 350 μm 增加到 1200 μm時,Anammox的豐度以及TNRE分別降低了56.7%和 66.7%,主要是因為顆粒粒徑過大導致基質傳質效率降低,致使AnAOB的底物基質不足,進而導致TNRE降低.

2.4.3 SEM分析 不同階段污泥的SEM照片如圖10所示.階段Ⅰ向反應器中接種短程硝化污泥,其中主要的功能菌為 AerAOB,污泥形態以絲狀菌和桿狀菌為主,這符合AerAOB的典型形態特征.AnAOB菌主要呈球狀或橢球狀,且密集生長,階段Ⅱ,系統中NOB富集,但由于未向系統中接種厭氧氨氧化顆粒污泥,故污泥形態仍主要呈桿狀以及絲狀菌,球狀菌及橢球狀菌數量仍然較少,說明反應器中仍是AerAOB和NOB占優勢地位.

圖10 不同階段污泥SEM照片Fig.10 SEM photos of sludge at different stages

階段Ⅲ,向系統內接種厭氧氨氧化顆粒污泥,經過 28d的運行,成功啟動了 CANON 工藝,此時AnAOB成為優勢功能菌,污泥內部存在大量緊密排列在一起的球狀菌與橢球狀菌.

3 結論

3.1 在曝氣/非曝氣為2:1(60min:30min)、恒定曝氣量為0.5L/min的條件下,EGSB-CANON成功啟動,并且NH4+-N和TN的去除率由接種時的40.34%、34.18%提高至68.95%、55.73%,成功實現了AerAOB與AnAOB的協同脫氮.同時AerAOB與AnAOB的活性分別達 8.2,7.84mgN/(h·gVSS),而 NOB 的活性受到抑制活性下降到0.75mgN/(h·gVSS).

3.2 NH4+-N和NO2--N作為反應底物同時對厭氧氨氧化反應具有抑制作用,雙基質抑制動力學結果表明,NH4+-N濃度為171.71mg/L時,NO2--N的降解速率最高為 0.06515mg/(mg·d), νmax為 0.1467mg/(mg·d), ks為 106.8mg/L, kh為 272.4mg/L.當 NO2--N濃度達到151.52mg/L時,NH4+-N的降解速率最高為0.06768mg/(mg·d),νmax為0.369mg/(mg·d), ks為331.90mg/L, kh為66.61mg/L.

3.3 CANON污泥顆粒化形成了特定的功能菌分布,由于AnAOB需要厭氧條件所以聚集在顆粒內部,而好氧的AerAOB則更傾向于存在大顆粒污泥外側以及小粒徑污泥中.隨著污泥粒徑的增加,AerAOB的占比不斷減小而AnAOB的占比不斷上升,污泥粒徑在0.154～0.335mm范圍內,AerAOB的占比最大為73.32%,當污泥粒徑大于1mm時AnAOB的占比最大為72.24%.