低溫下排水速率對CANON型人工快速滲濾系統穩定性的影響

孫 峰,余昕潔,趙子健,王 寧,平臘梅,王 振

低溫下排水速率對CANON型人工快速滲濾系統穩定性的影響

孫 峰,余昕潔,趙子健,王 寧,平臘梅,王 振*

(安徽農業大學資源與環境學院,農田生態保育與污染防控安徽省重點實驗室,安徽 合肥 230036)

在中溫[(35±2)℃]、高氨氮[(459.98±36.98)mg/L]濃度下啟動基于亞硝化的全程自養脫氮(CANON)型人工快速滲濾(CRI)系統,而后使其在低溫[(10±2)℃]下處理生活污水,探究了排水速率(d)對系統氮素轉化性能及微生物特性的影響.結果表明,對d的合理設置可修復并優化CRI系統中的限氧微環境,進而可在一定程度上實現CANON反應體系的復壯并提高系統的脫氮性能.當d為0.50L/min時,亞硝酸鹽氧化菌(NOB)豐度及活性的提高使硝化/反硝化作用取代CANON作用成為系統脫氮的主要途徑,導致其脫氮性能惡化;當d由0.50降至0.20L/min后,CRI系統中的CANON作用得以較大程度的恢復,厭氧氨氧化菌(AnAOB)復又成為系統中的優勢菌群,且其TN和NH4+-N去除率分別達(72.07±5.62)%和(81.51±2.74)%;而當d小于0.20L/min時,填料層中溶解氧含量相對不足,好氧氨氧化菌(AOB)的活性與豐度受到抑制,CANON作用的強化效果有限,系統脫氮性能復又有所下降.

人工快速滲濾系統；基于亞硝化的全程自養脫氮；厭氧氨氧化；低溫;排水速率(d)；氮素轉化

隨著人工快速滲濾(CRI)工藝日益應用于城鎮生活污水處理,不佳的脫氮性能成為了制約其高效運行的“瓶頸”[1-2].為此,有必要采取措施提高該技術對城鎮生活污水的脫氮效果.研究指出,基于亞硝化的全程自養脫氮(CANON)作用的CRI工藝具備高效處理城鎮生活污水的潛力[3-4].然而,鑒于上述污水的水質特點,又考慮到CRI系統隸屬生態處理技術,低NH4+-N濃度、相對偏高的碳氮比(C/N)及環境溫度的波動(10～30℃)均有可能會對此工藝的運行效能及穩定性造成沖擊[5-7].前期試驗發現,將在中溫[(35±2)℃]和高NH4+-N濃度[(459.98±36.98)mg/L]下成功啟動的CANON型CRI裝置用于低溫下[(10±2)℃]城鎮生活污水的處理時,系統的脫氮性能會因其中亞硝酸鹽氧化菌(NOB)的過量增殖而惡化,即短程硝化作用難以維持成為了此時CRI系統中CANON作用失穩的主要原因.為此,亟需探尋有效措施以期保障前述條件下CANON型CRI工藝的高效穩定運行.

短程硝化作用的發生與穩定可通過調控和優化水處理反應裝置的溫度、水力停留時間(HRT)、溶解氧(DO)含量、pH值以及污泥齡(SRT)等工況參數來實現[8-10].然而,針對低NH4+-N濃度、低溫且水質波動較大的城鎮生活污水,DO調控被認為是實現短程硝化工藝順利啟動及穩定運行的較有效途徑[11-13].對于以城鎮生活污水為處理對象的CANON型CRI系統而言,其填料層中適宜DO濃度的設置至關重要.考慮到CRI裝置中排水速率(d)的改變可影響其填料層中DO的含量和分布,進而可對系統中的氧環境進行調節,則當CANON型CRI系統在低溫下連續運行時,可嘗試通過優化其d來維持系統的穩定性.

本研究以在中溫、高氨氮濃度下成功啟動的CANON型CRI系統為試驗裝置,將其置于低溫[(10±2)℃]下處理城鎮生活污水,隨后探究了d對系統運行性能及其中CANON作用穩定性的影響.期間,著重考察了不同d下系統脫氮效果的變化,探究了相應條件下CRI系統中的微觀生物學特征,并對各系統中的氮素轉化途徑進行了解析.期望通過此研究,為低溫下CRI系統中CANON作用的維持提供一種簡單有效的控制模式,進而為該工藝的工程化應用提供參考.

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

CRI裝置主體由有機玻璃管制成,其高度和內徑分別為120和20cm.其中,系統進、出水管均安裝于距裝置底部約10cm處;裝置側壁沿縱向等距設置有4個取樣管,以用于填料樣品的采集.各裝置中填充有100cm厚的填料層(孔隙率≈37%):底層為20cm厚的礫石層,粒徑約3～5cm;中層為70cm厚的沸石-廢磚塊混合層(兩者體積比為1:1),粒徑約5～10mm;上層又為10cm厚的礫石層,粒徑約1～3cm.

1.2 運行方式

CRI系統中的CANON作用在前期試驗中得到強化,其時裝置的d為0.50L/min,溫度通過水浴系統控制在(35±2)℃,進水(人工配水)中NH4+-N的濃度則為(459.98±36.98)mg/L,此條件下該系統對TN和NH4+-N的去除率分別可達87.6%和94.2%.基于此,本研究將CRI系統的運行溫度降為(10±2)℃,并使其處理生活污水.期間,對其d進行調整,根據d的不同將CRI系統劃分為5組,分別標記為C-CK(d=0.50L/ min)、C-A(d=0.40L/min)、C-B(d=0.30L/min)、C-C (d=0.20L/min)和C-D(d=0.10L/min).各系統均以潮汐流方式連續運行,每天運行3個周期,每個周期分別由進水期(=10min)、淹水期(=240min)、出水期和排空閑置期4個階段組成.其中,典型周期內C- CK、C-A、C-B、C-C和C-D的出水期與排空閑置期時長分別為20和210、25和205、34和196、50和180、100和130min.試驗過程中各CRI裝置的水力負荷(HLR)為0.96m3/(m2·d),即其污水處理量均為30L/d.

1.3 進水水質

試驗用水為安徽農業大學園區生活污水,其COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN和TP含量分別為(184.40±37.72),(35.54±3.41),(0.77± 0.15), (0.12±0.03),(43.00±2.62)和(5.64±1.39)mg/L, pH值為(7.74±0.58).

1.4 分析方法

1.4.1 水樣采集與分析 每隔5個周期對CRI系統的進出水水樣進行采集和分析,水樣分別采集于各裝置的進、出水口,樣品設置3個平行.水樣中COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN和TP的測定均參照《水和廢水監測分析方法》(第四版)[14].填料層中的水溫及氧化還原電位(ORP)值均利用便攜式水質分析儀進行原位測定.

1.4.2 填料樣品采集 待各CRI系統運行穩定后,每隔10～20個周期對其進行填料樣品的采集(36).每次采集時,填料樣品取自4個取樣管,混勻后(≈10g)進行后續分析,采集完成后需及時對損失的填料進行補充.

1.4.3 填料樣品氮素轉化性能分析 填料樣品的氮素轉化性能可通過測定其亞硝酸化活性(PPNA)、硝酸化活性(PNA)、反硝化活性(PDA)、短程反硝化活性(PBDA)及厭氧氨氧化比活性(SAA)來評價,具體測定方法可參照文獻[15-16].樣品測定時的試驗周期同其所在CRI系統的運行周期,試驗溫度亦同其所在填料層的水溫.

1.4.4 熒光原位雜交(FISH)分析 利用FISH技術測定生物膜樣品中相關功能微生物的豐度及分布特征.其中,生物膜樣品的預處理方法及后續雜交的具體步驟參照文獻[17];試驗所用寡核苷酸探針(武漢賽維爾生物科技有限公司合成并提供)和雜交條件參照文獻[17-18];雜交后的樣品用激光共聚焦顯微鏡LSM 510META(Zeiss, Germany)觀察,圖形文件可用Image-Pro Plus 6.0(Media Cybernetics, America)軟件進行分析.

1.4.5 功能基因定量分析 使用DNA試劑盒(D5625-01,Omega,USA)對生物膜樣品中的DNA進行提取純化,并對所得產物的核酸濃度和純度進行測定,而后對DNA樣品中參與生物脫氮過程的關鍵功能基因(即、、、、、、和)進行熒光定量PCR測定.分析所用儀器為Applied Biosystems StepOneTM,采用SYBR Green I熒光染料法進行測試,各功能基因的擴增體系、引物種類及反應條件均參照文獻[19].

1.5 數據處理

利用SPSS 22.0對試驗數據進行統計分析.其中,利用one-way ANOVA進行方差分析(<0.05),利用Duncan檢驗評估平均值之間的差異,利用逐步線性回歸模型構建CRI系統氮素轉化速率(因變量)與其中脫氮功能基因(自變量)之間的定量響應關系,并通過通徑系數評價各自變量對因變量的相對重要性;利用Origin 2018作圖,圖中數據為平均值±標準差;文中污染物去除率、轉化速率及累積率的計算方法均參照文獻[20].

2 結果與分析

2.1 運行性能

圖1表明,將系統運行溫度降至(10±2)℃后,各CRI裝置的有機物去除性能并未因溫度的降低而惡化,其平均去除率始終>90%.究其原因,應歸因于系統中存在的一定豐度的異養微生物.研究指出,由于生物膜結構及其內部微環境的復雜性,某些CANON工藝中仍存在相當數量的異養型微生物,其可高效去除污水中的有機物,即使在低溫下亦可取得高效的COD去除效果[21].5組CRI系統在試驗期間同樣具有高效的除磷性能,其出水中TP的平均濃度僅為(0.25±0.10)mg/L,即各系統的TP去除率均>95%,此結果應得益于填料層中廢磚塊的填充[22],且溫度變化并未對系統的除磷性能產生明顯影響.

由圖1還可知,5組系統的脫氮性能在試驗開始后均先呈現惡化趨勢.其中,C-CK、C-A、C-B、C-C和C-D出水中的TN濃度分別驟增至(43.44±3.10), (40.57±2.56),(42.21±1.68),(45.31±8.75)和(44.96± 2.60)mg/L.隨著運行時間的延長,各系統的脫氮性能復又得以提高并趨于穩定,但不同的d會使系統的恢復進程及其穩定后的脫氮性能產生差異.當d分別為0.50和0.40L/min時,C-CK和C-A的脫氮性能均在歷經40個周期后趨于穩定,且其脫氮性能無顯著差異,期間兩者的TN與NH4+-N去除率分別穩定在(43.68±1.47)%和(68.37±1.39)%,典型周期內的DNO3--N/DNH4+-N為0.30.當d￡0.30L/min后,3組CRI系統復穩所需的時間(均>100個周期)大幅延長,但各系統在穩定階段的脫氮性能較C-CK和C-A有所好轉.其中,當d為0.20L/min時,C-C在歷經145個周期后趨于穩定,期間其TN和NH4+-N去除率可達(72.07±5.62)%和(81.51±2.74)%,優于其他4組系統,典型周期內該系統中的DNO3--N/DNH4+-N約為0.12.

CRI系統中的氧環境可通過其填料層中的ORP值來表征[23].Li等[24]指出,當填料層中的ORP值>400mV時,CRI系統處于好氧狀態;當ORP值降至-200mV以下后,系統處于厭氧狀態;而當該值處于-200～400mV時,系統則處于兼氧狀態.待各CRI系統穩定運行后,測定了典型周期內其中的ORP值變化(圖2).在淹水階段,各系統中均以厭氧環境為主導,即在階段伊始,填料層中的ORP值范圍為-198～ -53mV,該值隨填料層深度的增加而降低.隨后不同深度填料層中的ORP值均隨運行時間的延長而下降,階段末各系統中的ORP值范圍為-394～-104mV.而在排空閑置階段,各裝置中的氧環境得到了不同程度的改善:對于C-CK和C-A,階段之初其填料層中的ORP值范圍分別為-24～395mV和-45～364mV,該值仍隨填料層深度的增加而減小.隨著兩系統中反應的進行,ORP值在階段末分別穩定在-96～ 253mV和-140～175mV;相較之下,C-B、C-C和C-D中的還原環境逐漸增強,其填料層中的ORP值范圍在排空閑置階段之初分別為-51～316,-75～285和-87～242mV,階段末3組系統中的ORP值范圍維持在-178～157,-193～112和-211～95mV.

綜述當前諸多研究可知,由于CANON工藝各異的裝置構型、進水水質及外界條件等,其對應提出的復氧措施及工況參數并不具備普適性[25],則特定裝置需結合自身特點采取適宜的手段以便確保其中CANON作用的強度及穩定性.基于潮汐流運行模式特點,進水中的NH4+-N被吸附于CRI系統的填料層中之后,其好氧氧化主要發生在排空閑置階段,氧化程度與產物類型則取決于此時填料層中的氧環境[26].據此推測,由于本研究中的進水水質顯著改變,并考慮到溫度降低會引起污水中O2溶解度及其轉移速率出現波動等因素[27],需對CRI裝置的d進行調整,以便通過恢復系統中的限氧微環境盡可能地保全CANON反應體系.結合上述結果發現,(0.40～ 0.50)L/min的d難以保障(10±2)℃下CANON型CRI系統中的限氧環境,致使其中的短程硝化作用演變為全程硝化作用,進而導致CANON反應體系崩潰,CRI裝置的脫氮性能惡化;而當d￡0.30L/min后,該參數的降低對系統復氧性能的削弱效果逐漸凸顯,其中的限氧環境復又逐漸恢復并得以優化,隨之促進了CANON作用的復穩,并確保了系統較理想的脫氮性能.綜上可知,適當降低系統的d有助于確保低溫、低基質下CANON型CRI系統的穩定.

2.2 功能微生物豐度與活性

由圖3和圖4可知,對于穩定運行的C-CK和C-A,2組系統中(AOB+NOB)(紅色)與反硝化菌(粉色)的豐度均較高,其相對豐度分別為12.33%和15.03%、12.19%和11.14%,而AnAOB (綠色)的數量卻相對偏低,其相對豐度分別僅為4.11%和3.20%.相應地,上述2組系統的PPNA、PNA、PBDA和PDA均處于較高水平,分別為(5.79±1.06)和(5.77±1.86) mg(O2)/(gVSS·h)、(4.77±0.85)和(4.74±1.08)mg(O2)/ (gVSS·h)、(8.32±1.31)和(8.28±2.06)mg(NO2--N)/ (gVSS·h)、(7.30±1.04)和(7.32±1.66)mg(NO3--N)/ (gVSS·h),但其SAA卻僅為(0.49±0.14)和(0.60± 0.19)mg(N)/(gVSS·h).由此可斷定,當2組裝置分別以0.50和0.40L/min的d值連續運行時,系統中氧環境的增強及AnAOB豐度和活性的降低會使NOB獲得相對競爭優勢,從而導致系統中的CANON作用最終被硝化/反硝化作用所取代.

C-B中(AOB+NOB)和反硝化菌的相對豐度仍分別可達11.34%和10.96%,系統的PPNA為(5.49±1.96)mg(O2)/(gVSS·h),但此時其PNA、PBDA和PDA卻較上述兩系統呈現不同程度的下降,分別穩定在(3.42±0.54)mg(O2)/(gVSS·h)、(5.28±1.04)mg (NO2--N)/(gVSS·h)和(4.32±0.85) mg(NO3--N)/ (gVSS·h).另一方面,穩定運行階段C-B中AnAOB的相對豐度增至8.41%,系統的SAA隨之亦增至(1.42±0.32)mg(N)/(gVSS·h).由此判斷,當d降至0.30L/min后,系統復氧能力的下降開始對C-B中NOB的活性產生抑制,弱化了系統對NO2--N的氧化性能,而AnAOB借此復又獲得競爭優勢,使得C-B的SAA在穩定運行期間有所提高,此條件下系統中應存在一定程度的硝化/反硝化作用,也有一定強度的CANON作用發生.

隨著d降至0.20L/min,C-C中(AOB+NOB)的相對豐度有所下降(≈8.84%),系統的PNA隨之降至(0.63±0.13)mg(O2)/(gVSS·h),但其PPNA仍維持在(5.43±1.60)mg(O2)/(gVSS·h).相比于已有研究[28],C- C氧化NO2--N的能力被大幅削弱,但其仍具有較理想的亞硝化性能.與(AOB+NOB)的變化特征類似,C-C中反硝化菌的相對豐度亦驟降至3.65%,系統的PBDA和PDA分別維持在(1.43±0.16)mg (NO2--N)/(gVSS·h)和(0.93±0.10) mg(NO3--N)/ (gVSS·h).值得注意的是,C-C中AnAOB的相對豐度卻大幅增至16.73%,系統的SAA相應為(5.73± 1.26)mg(N)/(gVSS·h),較C-CK、C-A和C-B分別增加了約11.69、9.55和4.04倍.由此證實,0.20L/min的d值可使運行性能已惡化的C-C中重新形成適宜的限氧微環境,促使AnAOB在填料層中復又得以富集,CANON作用隨之在該系統中得以較大程度的恢復.

對于C-D,其中(AOB+NOB)和AnAOB的相對豐度較C-C降至5.34%和11.04%,系統的PPNA、PNA和SAA則分別停留在(3.12±1.79) mg(O2)/ (gVSS·h)、(0.14±0.06)mg(O2)/(gVSS·h)和(3.64± 0.94)mg(N)/(gVSS·h).對于反硝化菌,其相對豐度較C-C有所增加(≈6.75%),系統的PBDA和PDA亦高于C-C,但與同類型研究相比,C-D中反硝化菌的相對豐度及活性仍處于較低水平[29-30].該結果表明,對于低溫下運行性能出現惡化的CANON型CRI系統,d的降低雖能在一定程度上抑制填料層中NOB的增殖及其不斷提高的活性,但過低的d同樣會對系統的亞硝化性能產生抑制,阻礙NH4+-N的氧化,隨之會使CANON作用受阻.另外,C-D的反硝化性能較C-C有所提高,預示著系統中氮素的脫除可能歸因于CANON作用和反硝化作用的協同.

紅色熒光信號代表(AOB+NOB);粉色熒光信號代表反硝化菌;綠色熒光信號代表AnAOB

2.3 氮素轉化途徑解析

通常認為[19],和的豐度可分別在一定程度上反映出CANON系統中AOB和AnAOB的數量;的豐度可反映出系統中NOB的數量;、、、、和分別是參與生物反硝化過程(NO3--N→NO2--N→NO→ N2O→N2)的6種關鍵基因,其豐度則可反映出系統中反硝化菌的數量.其中,和是參與反硝化過程第1步還原反應的2種關鍵基因;和是參與該過程第2步還原反應的2種關鍵基因;和是參與第3步和第4步還原過程的關鍵基因.

圖5表明,C-CK中基因的豐度[≈(7.17× 103±2.43×102)copies/g]遠低于基因[≈(4.41× 105±5.82×104)copies/g],但此時、、、、、和的基因拷貝數卻分別增至(2.60×105±1.63×104),(2.68×105±3.09×104),(1.24× 105±8.48×103),(3.63×105±4.74×104),(4.07×104±7.39×103),(4.34×105±1.90×104)和(3.84×105±1.19×104) copies/g.結合表1和圖6可知,基因豐度[/(+)]和(/)是影響該系統NH4+-N去除速率[(NH4+-N)]的2個變量.前者與(NH4+-N)呈正相關且通徑系數為0.380,表明此時C-CK中NH4+-N的主要去除途徑由CANON作用演變為硝化/反硝化作用.后者與(NH4+-N)呈負相關關系且通徑系數為-0.562,表明NOB的過量增殖不利于系統中NH4+-N的去除,推測是由于過量的NOB會和AOB競爭填料層中有限的DO,不利于NH4+-N的氧化.基因豐度[/(+)]此時與系統的NO3--N累積速率[(NO3--N)]呈顯著正相關關系且通徑系數達0.527,此變量表明C-CK中NO3--N的積累主要源自NOB對NO2--N的氧化,且該菌群的增殖是C-CK中短程硝化作用失穩的主要原因.C-CK的NO2--N累積速率[(NO2--N)]則分別與基因豐度[(+)/(+)]和(/)呈正相關關系,兩變量對(NO2--N)的通徑系數分別為0.206和0.351,由此可見硝化過程和反硝化過程均對該系統中NO2--N的產生有貢獻.該結果進一步證實,當d設置為0.50L/min的C-CK穩定運行時,該系統中前期構建的CANON反應體系會崩潰,其主要的脫氮途徑變為硝化/反硝化作用.然而,由于C-CK中相對匱乏的DO和有機碳源,致使硝化過程與反硝化過程均受到抑制,系統脫氮性能不佳.

C-A中9種脫氮功能基因的豐度特征與C-CK類似(圖5),且影響該系統中(NH4+-N)、(NO2--N)和(NO3--N)的變量組也與C-CK相同.其中, 基因豐度[/(+)]和(/)對(NH4+-N)的通徑系數分別為0.364和-0.505;[/(+)]對(NO3--N)的通徑系數為0.462;而[(+)/(+)]和(/)對(NO2--N)的通徑系數則分別為0.191和0.308.由此證實,在(10± 2)℃下,0.40L/min的d無法保證C-A中CANON作用的穩定性,隨著系統中NOB的增殖,其主要的脫氮途徑仍變為硝化/反硝化作用,NO2--N的還原此時是反硝化過程中的限速步驟.

相較于C-CK和C-A,C-B中基因的豐度仍為(4.27×105±5.97×104)copies/g,且涉及反硝化過程的6種功能基因的豐度亦無顯著改變.然而,基因的豐度卻下降至(1.12×105±1.32×104) copies/g,的基因拷貝數同時則提高至(6.21×104±5.12×103) copies/g.基于此可得,影響C-B中(NO2--N)的2個變量仍與C-CK和C-A相同,即基因豐度[(+)/(+)]和(/)均與(NO2--N)呈正相關關系,這2個變量對(NO2--N)的通徑系數分別為0.171和0.244.另與上述2組系統類似的是,[/(+)]和(/)也是影響C-B中(NH4+-N)的2個變量,前者與(NH4+-N)呈正相關關系,其對(NH4+-N)的通徑系數為0.291,后者則與(NH4+-N)呈負相關關系,其對(NH4+-N)的通徑系數為-0.412.此外,(NH4+-N)還受到[/(+)]的影響,該變量與之呈正相關關系,對(NH4+-N)的通徑系數僅為0.034.[/(+)]與C-B的(NO3--N)呈正相關關系,相應的通徑系數為0.602,而(/bacterial 16S rRNA)也是影響C-B中(NO3--N)的變量,其與(NO3--N)呈正相關關系,通徑系數為0.242.由此斷定,即便將d設置為0.30L/min,C-B中仍有大部分氮素通過硝化/反硝化作用脫除,系統中NO2--N的積累與該作用關系密切.值得注意的是,此d值抑制了C-B中NOB的豐度和活性,導致系統中發生了一定強度的CANON作用.

當C-C穩定運行時,其中的基因拷貝數較前述系統驟增至(4.79×105±2.51×104)copies/g,而其他功能基因的豐度均有不同程度的下降.經分析可知,基因豐度[/(+)]和(/)此時是影響系統(NH4+-N)的2個變量,且其均與(NH4+-N)呈正相關關系,通徑系數分別為1.472和0.513.由此可知,由于AnAOB在C-C填料層中的復壯,該系統中的CANON作用得到了較明顯的恢復.[/(+)]和[/(+)]是影響(NO3--N)的2個變量,前者與(NO3--N)呈正相關關系,通徑系數為0.446,表明CANON作用生成的NO3--N是造成系統中NO3--N積累的主要原因;后者也與(NO3-- N)正相關,通徑系數為0.061,預示著NOB的增殖會加劇C-C中NO3--N的累積.影響C-C中(NO2--N)的變量分別為(/)和[/(+)],前者與(NO2--N)正相關,通徑系數為0.704,表明系統中的亞硝化反應是產生NO2--N的來源之一;而后者則與(NO2--N)負相關,通徑系數為-1.633,表明NO2--N可作為電子受體通過CANON作用得以脫除.由此可見,0.20L/min的d可使C-C中的CANON作用得到較大程度的恢復,使該作用重新成為系統中主要的脫氮途徑.

C-D中和基因的豐度持續降至(2.79×105±3.18×104)和(3.69×103±6.04×102) copies/g.此外,系統中的基因拷貝數[≈(2.17×105± 5.23×104)copies/g]較C-C亦有所降低,而參與反硝化過程的6種功能基因的豐度反而有所增加.由表1和圖6可知,影響C-D中(NH4+-N)的變量分別為[/(+)]和(/bacterial 16S rRNA),兩者均與(NH4+-N)正相關,通徑系數分別為0.832和0.459.[/ (+)]和[(+)/bacterial 16S rRNA]分別與(NO3--N)呈正相關和負相關關系,通徑系數分別為0.367和-0.028.前者表示CANON作用是引起系統中NO3--N產生的主要原因;后者則表明由于系統中有機碳源的存在,一部分NO3--N通過反硝化途徑得以脫除,但該作用的強度較微弱,該結果也表明C-D中可能存在著CANON與反硝化耦合脫氮體系.與(NH4+-N)相同,(NO2-- N)此時亦受到[/(+)]和(/bacterial 16S rRNA)的影響,且兩變量分別與[(NO2--N)]呈負相關和正相關關系,通徑系數為-1.011和0.643,此結果表明CANON作用和短程硝化作用均參與了系統中NO2--N的轉化,且C-D中NO2--N的積累與否很大程度上取決于AOB與AnAOB各自的豐度與活性.與C-C類似,C-D也可在一定程度上實現CANON反應體系的復壯并可使該作用成為系統脫氮的主要途徑,但由于C-D中過低的d值,系統的復氧能力遭到大幅削弱,AOB顯著下降的豐度和活性成為了影響系統中氮素轉化的限速步驟.另外,低溫對AnAOB豐度與活性的抑制也是造成系統脫氮性能不佳的主要原因.

綜上所述,對于在中溫、高氨氮條件下成功啟動的CANON型CRI系統,將其置于低溫[(10±2)℃]下處理生活污水時,d的適當降低可使其填料層中呈現失調的限氧微環境得以修復和優化,進而可實現系統中短程硝化作用的復穩,并可促進AnAOB豐度與活性的提高,最終能夠在一定程度上復壯CANON反應體系并提高系統的脫氮性能.該結果有助于促進CANON型CRI工藝的工程化應用進程,亦為新型生物脫氮技術的研發提供了科學依據和技術支持.在后續研究中,筆者擬嘗試采用其他手段(如施加電解措施、填充高性能填料等)提高低溫下CRI系統中AnAOB的豐度及活性,以期進一步提高此工藝的污水承載容量和凈化能力.

表1 CRI系統中氮素轉化速率與脫氮功能基因的定量響應關系

注:各基因符號表示其基因豐度.

圖中箭頭上數字為通徑系數

3 結論

3.1 當CANON型CRI系統在(10±2)℃下處理生活污水時,對d的合理設置可優化其填料層中的限氧微環境,進而能在一定程度上修復CANON作用的強度及系統的脫氮性能.

3.2 當d為0.50L/min時,硝化/反硝化作用取代CANON作用成為CRI系統脫氮的主要途徑,導致其脫氮性能惡化,而當d<0.20L/min時,填料層中DO含量相對不足,AOB的活性與豐度受到抑制, CANON作用的強化效果有限,系統脫氮性能亦不理想.

3.3 當d為0.20L/min時,CRI系統中的CANON作用得到較大程度的恢復,復又成為脫氮的主要途徑,此時該系統的TN和NH4+-N去除率分別可達(72.07±5.62)%和(81.51±2.74)%.

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Effect of drainage rate on the stability of a constructed rapid infiltration system with CANON process at the low temperature.

SUN Feng, YU Xin-jie, ZHAO Zi-jian, WANG Ning, PING La-mei, WANG Zhen*

(Anhui Province Key Laboratory of Farmland Ecological Conservation and Pollution Prevention, School of Resources and Environment, Anhui Agricultural University, Hefei 230036, China)., 2022,42(1)：183～193

The constructed rapid infiltration (CRI) system with the complete autotrophic nitrogen removal over nitrite (CANON) process, which had been launched at (35±2)℃ and high NH4+-N concentration of (459.98±36.98)mg/L, was used to treat domestic sewage at (10±2)℃. It was conducted to explore the nitrogen transformation mechanisms and the related microbiological characteristics in the CRI system under drainage rate (d) constraints. The results showed that the oxygen-limiting microenvironment could be restored and optimized in the CRI system as a result of appropriated. Subsequently, recovery of the CANON process was achieved in the system, as well as its nitrogen removal performance. At thedof 0.50L/min, the proliferation and the increased activity of nitrite oxidizing bacteria (NOB) made the nitrification/denitrification process instead of the CANON process became the primary total nitrogen (TN) removal route in the CRI system, resulting the deterioration for nitrogen removal of the system. When theddecreased from 0.50 to 0.20L/min, the CANON process could be recovered largely accompanied by the dominance of anaerobic ammonium oxidation bacteria (AnAOB) in the system, and the mean TN and NH4+-N removal rates could reach up to (72.07±5.62)% and (81.51±2.74)%, respectively. However, as thedwas lower than 0.20L/min, the activity and the quantity of aerobic ammonia-oxidizing bacteria (AOB) was inhibited because of the insufficient of dissolved oxygen (DO) in the bed, thus the reduction of nitrogen removal rate in the CRI system was detected resulting from the unsatisfactory enhancement of the CANON process.

constructed rapid infiltration (CRI) system；completely autotrophic nitrogen removal over nitrite (CANON)；anaerobic ammonia oxidation (ANAMMOX)；low temperature；drainage rate (d)；nitrogen transformation

X703

A

1000-6923(2022)01-0183-11

孫 峰(1996-),男,安徽亳州人,安徽農業大學碩士研究生,主要從事污水生物資源化處理與回用技術研究.發表論文2篇.

2021-06-15

國家自然科學基金資助項目(51508002);安徽省重點研究與開發計劃項目(202004h07020024,201834040011);安徽省自然科學基金資助項目(2008085ME162);中國科學院城市污染物轉化重點實驗室開放基金項目(KLUPC-KF-2020-5)

* 責任作者, 副教授, zwang@ahau.edu.cn