SBR中不同曝氣方式下CANON工藝的啟動與運行

李 冬， 李曉瑩， 楊 杰， 呂育鋒， 梁瑜海， 王艷菊， 張 杰,2

(1．水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點實驗室( 北京工業(yè)大學(xué))， 北京 100124；2．城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室( 哈爾濱工業(yè)大學(xué))， 哈爾濱 150090)

SBR中不同曝氣方式下CANON工藝的啟動與運行

李 冬， 李曉瑩1， 楊 杰1， 呂育鋒1， 梁瑜海1， 王艷菊1， 張 杰1,2

(1．水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點實驗室( 北京工業(yè)大學(xué))， 北京 100124；2．城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室( 哈爾濱工業(yè)大學(xué))， 哈爾濱 150090)

全程自養(yǎng)脫氮工藝(CANON)是近年來發(fā)展起來的一種新型脫氮工藝，在CANON的運行過程中，DO的控制不當(dāng)很容易引起系統(tǒng)脫氮率下降，甚至崩潰. 合理控制反應(yīng)器內(nèi)部溶解氧是CANON工藝穩(wěn)定運行的關(guān)鍵. 目前，關(guān)于不同曝氣方式下CANON啟動與運行的研究結(jié)果還存在爭議，為此，本實驗在序批式反應(yīng)器SBR中分別采用間歇曝氣SBR(R1)和連續(xù)曝氣SBR(R2)，研究不同曝氣方式下啟動CANON及其遭到延時曝氣破壞后的恢復(fù). 結(jié)果表明：R1和R2分別在第21天、27 天成功啟動CANON. 進行延時曝氣破壞后，在只改變HRT與增加運行周期的條件下，R1和R2分別經(jīng)過25 d、33 d成功恢復(fù)CANON. 最終R1和R2的總氮去除率分別為84.32%、73.62%. 在SBR中可以通過同時亞硝化/厭氧氨氧化和交替亞硝化/厭氧氨氧化兩種途徑提高總氮去除率，R1中兩者所占比例分別為24.7%、58.54%(第86天). R1內(nèi)亞硝化菌(AOB)和厭氧氨氧化菌(AnAOB)具有較高的活性，硝化細菌(NOB)被抑制或淘洗得較為徹底. 間歇曝氣在節(jié)省運行時間的同時可以穩(wěn)定實現(xiàn)較高的總氮去除率.

全程自養(yǎng)脫氮工藝；間歇曝氣；連續(xù)曝氣；延時曝氣；序批式反應(yīng)器

基于亞硝化的全程自養(yǎng)脫氮工藝(CANON)是近年來發(fā)展起來的一種新型脫氮工藝，與傳統(tǒng)工藝相比，具有工藝流程短、節(jié)省曝氣量、無需外加碳源且污泥產(chǎn)量低等諸多優(yōu)點[1]，成為國內(nèi)外學(xué)者研究重點. 研究表明，亞硝化是CANON工藝中的限制階段[2-3]. 在CANON的運行過程中，DO的控制不當(dāng)很容易引起系統(tǒng)脫氮率下降，甚至崩潰. 因此，合理控制反應(yīng)器內(nèi)部溶解氧是CANON工藝穩(wěn)定運行的關(guān)鍵.

近年來，大量研究表明，與連續(xù)曝氣相比，間歇曝氣更有利于維持CANON的穩(wěn)定運行. Ma等[4]在SBR處理低氨氮污水時采用間歇曝氣成功運行了單級自養(yǎng)脫氮工藝；秦宇等[5]在SBBR中采用間歇曝氣運行自養(yǎng)脫氮工藝時，提出更有益于創(chuàng)造單級自養(yǎng)脫氮所需的反應(yīng)環(huán)境；Yang等[6]采用間歇曝氣在MBBR中運行CANON達到了較好的總氮去除效率；Sobotka等[7]在SBR中運行CANON工藝時發(fā)現(xiàn),間歇曝氣與連續(xù)曝氣相比具有較高的脫氮速率及穩(wěn)定性；而Corbalá-Robles等[8]在SBR中以含有部分絮狀污泥的顆粒污泥運行CANON工藝處理高氨氮污水時，發(fā)現(xiàn)連續(xù)曝氣脫氮效果優(yōu)于間歇曝氣. 目前，關(guān)于不同曝氣方式下CANON啟動與運行的研究結(jié)果還存在爭議，對遭遇延時曝氣破壞后的恢復(fù)研究還很少.

本實驗在常溫條件下，采用2個SBR反應(yīng)器，研究間歇曝氣與連續(xù)曝氣下CANON工藝的啟動與穩(wěn)定運行，并探討延時曝氣對兩種曝氣方式CANON工藝的影響，分析不同曝氣方式下CANON工藝恢復(fù)性能，為常溫低氨氮CANON工藝的快速啟動與穩(wěn)定運行提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)與技術(shù)支持.

1 實 驗

1.1 實驗裝置

實驗裝置如圖1所示. 實驗采用兩個相同的SBR反應(yīng)器R1、R2，反應(yīng)器由有機玻璃制成，高35 cm，內(nèi)徑13 cm，有效容積4 L，換水比66.7%. 在反應(yīng)器壁垂直方向設(shè)置一排間距為5 cm的取樣口，用以排水和取樣. 反應(yīng)器底部安裝曝氣環(huán)進行微孔曝氣，由氣泵與氣體流量計控制曝氣強度，內(nèi)置攪拌機使泥、水、氣混合均勻. 進水、曝氣和排水均采用自動控制.

1—進水箱; 2—蠕動泵; 3—出水;4—氣體流量計;5—鼓風(fēng)機; 6—進水、出水、攪拌、曝氣時序控制器;7—攪拌機;8—在線pH;9—在線DO

圖1實驗裝置示意

Fig.1 Schematic diagram of experimental device

1.2 接種污泥與實驗水質(zhì)

接種污泥采用實驗室穩(wěn)定運行的厭氧氨氧化活性污泥，初始污泥質(zhì)量濃度為1 500 mg/L，接入R1和R2，進水采用人工配水，分別以(NH4)2SO4和NaHCO3作為NH4+-N和堿度的來源，營養(yǎng)液I、II作為營養(yǎng)物質(zhì)[9]，營養(yǎng)液I包括EDTA 5 000 mg/L和FeSO45 000 mg/L. 營養(yǎng)液II包括EDTA 15 000 mg/L、ZnSO4·7H2O 430 mg/L、CoCl2·6H2O 240 mg/L、MnCl2·4H2O 990 mg/L、CuSO4·5H2O 250 mg/L、Na2MoO4·2H2O 220 mg/L、NiCl2·6H2O 190 mg/L、Na2SeO4·10H2O 210 mg/L和H3BO414 mg/L. 實驗用水水質(zhì)見表1.

表1 實驗期間進水水質(zhì)

1.3 實驗方法

采用SBR反應(yīng)器，包括進水階段(15 min)、反應(yīng)階段(反應(yīng)時間根據(jù)周期實驗結(jié)果確定)、沉淀時間(40 min)、排水(3 min). 溫度控制在(20～25) ℃，反應(yīng)器換水比67.7%. 1號反應(yīng)器曝氣方式采用間歇曝氣(曝氣/停曝時間為30 min/30 min，內(nèi)部DO為0.38 mg/L. 2號反應(yīng)器采用連續(xù)曝氣，內(nèi)部DO為0.23 mg/L，兩者曝氣總量相同，其他運行條件均相同. 實驗分為2個階段，即CANON啟動階段、延時曝氣及恢復(fù)階段.

1.4 分析項目與方法

DO、T、pH均采用WTW在線測定儀測定；MLSS采用標(biāo)準測定. 水樣分析中NH4+-N的測定采用納氏試劑光度法，NO2--N采用N-(1-萘基)乙二胺光度法，NO3--N采用紫外分光光度法，其余水質(zhì)指標(biāo)的分析方法均采用國標(biāo)方法[10].

反應(yīng)速率的測定：在實驗的第85～90天，從穩(wěn)定運行的R1和R2中各取出1 L泥水混合液，放入2個相同的燒杯內(nèi)，底部放置曝氣環(huán)，設(shè)機械攪拌. 分別測定CANON反應(yīng)速率、厭氧氨氧化(Anammox)反應(yīng)速率及硝化反應(yīng)速率，用來表征好氧氨氧化菌(AOB)和厭氧氨氧化菌(AnAOB)的協(xié)同性、AnAOB 的活性以及亞硝酸鹽氧化菌(NOB)的活性. 測定3種速率時，燒杯內(nèi)溫度均為25 ℃，pH 為7.6左右. 測定CANON反應(yīng)速率時，進水只配氨氮(80 mg/L)，曝氣量為0.25 L/min，每隔1 h 取出水測定氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮，待出水中三氮質(zhì)量濃度不再發(fā)生變化時停止反應(yīng). 測定Anammox速率時，進水配亞硝酸鹽氮(45.5 mg/L)與氨氮(34.5 mg/L)，不曝氣，每隔1 h 取出水測定氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮，待出水中三氮質(zhì)量濃度不再發(fā)生變化時停止反應(yīng). 測定硝化反應(yīng)速率時，進水只配亞硝酸鹽氮(80 mg/L)，曝氣量為0.25 L/min，每隔1 h 取出水測定亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮，待出水中氮素質(zhì)量濃度不再發(fā)生變化時停止反應(yīng). CANON和Anammox反應(yīng)速率按式(1)計算，硝化反應(yīng)速率按式(2)計算：

(1)

(2)

2 結(jié)果與討論

2.1 CANON工藝的啟動

根據(jù)CANON工藝反應(yīng)式，總氮的去除量(Δρ(TN))和硝態(tài)氮的產(chǎn)生量(Δρ(NO3--N)理論值比值為8[11]，若Δρ(TN)/Δρ(NO3--N)大于8，可能是因為測量誤差和發(fā)生了小部分反硝化等作用；Δρ(TN)/Δρ(NO3--N)小于8，反映了NOB有活性，Δρ(TN)/Δρ(NO3--N)越小，說明NOB活性越高[12].

如圖2所示，R1和R2在經(jīng)過2 d的適應(yīng)期后，AOB活性開始提升，反應(yīng)器有總氮去除. 前7 d，R1和R2的反應(yīng)器性能相似，特征比均在4.2左右，考慮兩者接種種泥初始性能相同，含NOB基數(shù)一定，反應(yīng)器剛啟動階段，效果基本相同. 在8～21 d，R1的Δρ(TN)/Δρ(NO3--N)平穩(wěn)上升，相比之下R2上升較平緩. 在第21天之后，R1的Δρ(TN)/Δρ(NO3--N)平均在7.8，接近理論值8，CANON啟動成功(圖2(a)). 而R2在第27天的Δρ(TN)/Δρ(NO3--N)達7.6，也成功啟動CANON. 第2天以后，總氮去除率及污泥負荷均呈上升趨勢，且沒有出現(xiàn)亞硝酸鹽氮積累，說明此時反應(yīng)器脫氮性能主要決定于亞硝化率. 在第11天時，R1的氨氮去除率和總氮去除率為48.92%、39.9%，R2的分別為46.58%、37.71%，R1均略微高于R2. 到第21天時，R1的氨氮去除率和總氮去除率分別為82.79%、70.75%，R2為74.73%、62.57%. R1明顯高于R2.

(a)R1 (b)R2

2.2 延時曝氣對CANON穩(wěn)定運行的影響及恢復(fù)

目前，國內(nèi)90%的SBR反應(yīng)器均采用固定周期的方式運行[13]，由于進水水質(zhì)的波動性，導(dǎo)致進水基質(zhì)改變，固定的曝氣時間易造成延時曝氣，使得反應(yīng)器內(nèi)部溶解氧迅速升高，造成過多的溶解氧供應(yīng). 過多溶解氧一方面會對AnAOB產(chǎn)生抑制，另一方面會增強NOB的活性. 雖然溶解氧對AnAOB的抑制作用是可逆的，但是長時間的延時曝氣可能不會恢復(fù)到以前的水平，AOB的活性又會因為延時曝氣增大，導(dǎo)致產(chǎn)生更多亞硝酸鹽氮，NOB也會利用AnAOB活性的暫時抑制及足夠的基質(zhì)進行生長. Lackner等[14]指出，CANON系統(tǒng)失穩(wěn)的一個重要原因就是溶解氧的過量供應(yīng). 因此，本實驗研究兩種曝氣方式下通過實時監(jiān)測反應(yīng)器內(nèi)氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮變化情況，在氨氮反應(yīng)完以后延長反應(yīng)周期時間1 h(即連續(xù)曝氣繼續(xù)反應(yīng)1 h，間歇曝氣繼續(xù)反應(yīng)1 h(曝氣30 min，停曝30 min))，CANON對延時曝氣的抵抗力大小，探討更適合高效穩(wěn)定維持CANON工藝及快速恢復(fù)曝氣的策略. 待CANON啟動成功并穩(wěn)定運行10 d后，分別對R1和R2進行延時曝氣10 d. 對比兩者在遭到延時曝氣及恢復(fù)過程中的脫氮性能.

如圖3所示，延時曝氣實驗期間(R1 30～40 d，R2 37～47 d)R1和R2總氮去除率均有略微下降，但都處于較高水平，維持 在80%左右，兩者遭受延時曝氣總氮去除差別不大. 延時曝氣之前AOB和AnAOB的活性較高，經(jīng)過延時曝氣NOB得到一定的增殖，但是此時反應(yīng)器內(nèi)優(yōu)勢菌種仍然為AOB和AnAOB，總氮去除率沒有明顯降低，可以看出兩種方式對延時曝氣都有一定的抵抗力. 但是，兩者Δρ(TN)/Δρ(NO3--N)降幅較大，R1由7.69降到5.23，R2由7.6降到5.2，說明此時反應(yīng)器內(nèi)NOB已經(jīng)得到一定增殖，與AnAOB競爭基質(zhì)產(chǎn)生過多的硝酸鹽氮. 張功良等[15]指出在溫度范圍(22±1)℃無其他抑制因素的前提下，有利于NOB的生長，導(dǎo)致系統(tǒng)內(nèi)NOB不斷增殖. 因此，該種條件長期運行下去必然導(dǎo)致優(yōu)勢菌種的轉(zhuǎn)化，使反應(yīng)器向全程硝化轉(zhuǎn)變.

(a)R1 (b)R2

R1和R2分別在第40天和第47天進行恢復(fù). Abeling等[16]認為，當(dāng)游離氨(FA)質(zhì)量濃度為1.0～10 mg/L時，NOB的活性受到抑制，而AOB不被抑制，較高的進水氨氮負荷(RAL)也對NOB有抑制作用[17]，因此，本實驗采用不改變進水水質(zhì)的情況下縮短HRT為5 h，提高RAL(0.8 kg/(m3·d))，使反應(yīng)器內(nèi)部始終存在FA抑制(NH3為1.14～4.5 mg/L)，作為此溫度及DO條件下CANON的恢復(fù)策略.

如圖3所示，恢復(fù)期0～7 d，兩個反應(yīng)器總氮去除率略有上升，Δρ(TN)/Δρ(NO3--N)沒有繼續(xù)下降而是穩(wěn)定在5.2左右，說明此時已經(jīng)起到抑制NOB的作用，但是之前的延時曝氣使NOB得到增殖，有了一定的基數(shù). 此時，由于周期的縮短導(dǎo)致兩個反應(yīng)器均出現(xiàn)了氨氮及總氮去除率急速下降的趨勢，但是由于進水氨氮負荷的提高，使得反應(yīng)器內(nèi)菌種基質(zhì)充足，微生物活性基本沒有受到影響，因此，總氮去除污泥負荷幾乎沒有影響. 隨著反應(yīng)進行，R1和R2對比逐漸明顯. R1在第65天便恢復(fù)CANON活性，此后一直提高總氮去除負荷. 而R2在第81天才恢復(fù)，之后一直穩(wěn)定運行. R1和R2的恢復(fù)時間分別為25、33 d，R1的恢復(fù)時間較短，原因是NOB承受溶解氧波動的適應(yīng)力低[18]，缺氧環(huán)境下AOB和NOB的活性均受到抑制，而一旦恢復(fù)曝氣，經(jīng)歷長期“饑餓”的AOB可以更多地利用氨產(chǎn)能大量增殖，NOB卻不能很快恢復(fù)活性[19]；間歇曝氣還會使系統(tǒng)中出現(xiàn)短暫的厭氧環(huán)境，這種低溶解氧的條件也有利于AnAOB對基質(zhì)的競爭[20]. Kornaros等[21]也提出利用間歇曝氣對NOB造成的生長停滯是抑制NOB的一個重要方式，相對于投加藥品或改變運行條件(溫度)更經(jīng)濟簡單. 在相同時間內(nèi)，由于R1啟動及恢復(fù)時間均比R2短，R1有時間進行負荷提高，到第90天，R1的總氮污泥去除負荷為0.157 kg/(kg·d)，總氮去除率為84.36%，而R2的總氮污泥去除負荷為0.14 kg/(kg·d)，總氮去除率為73.62%. 因此，間歇曝氣對啟動與運行CANON來說，均優(yōu)于連續(xù)曝氣. 本文通過縮短HRT增大FA及通過增加周期個數(shù)增加進水氨氮負荷恢復(fù)CANON活性，既不改變進水水質(zhì)又沒有加溫，對于實際工程應(yīng)用很有意義.

2.3 脫氮路徑及功能菌活性分析

2.3.1 典型周期脫氮路徑對比

圖4(a)，(b)分別為R1、R2在恢復(fù)CANON活性后穩(wěn)定運行時(第86天)一個典型周期氮素及DO的變化. 由圖4(a)可知，好氧段DO維持在0.38 mg/L左右，TN 及氨氮去除呈階梯狀，亞硝酸鹽氮增加量小于氨氮消耗量，分析認為好氧段AOB利用氨氮進行亞硝化，伴隨發(fā)生部分ANAMMOX反應(yīng)導(dǎo)致部分TN 損失，進入?yún)捬醵危M行厭氧氨氧化，TN得到大量去除. 第一個好氧段，亞硝酸鹽氮積累了8.0 mg/L，隨后進入?yún)捬醵伪籄nAOB利用，其質(zhì)量濃度下降到1.23 mg/L，TN 去除了17.83 mg/L. 其他階段均類似. 最終出水氨氮及TN為1.37、12.92 mg/L. 圖4(b)中，R2的DO維持在0.23 mg/L，R2的氨氮及總氮呈線性去除，前120 min有亞硝酸鹽氮積累，最高為2.53 mg/L， 達到最高點后逐漸降低，120 min后幾乎無亞硝酸鹽氮剩余. 硝酸鹽氮則逐漸上升，最終出水氨氮及總氮為12.56、22.92 mg/L. 由上可知，在相同時間內(nèi)，R1比R2總氮去除率高.

(a) R1 (b) R2

為了研究在不同曝氣策略下氮素轉(zhuǎn)變情況，對兩個反應(yīng)器的脫氮路徑進行分析. 表2列出了好氧段與厭氧段的氮素轉(zhuǎn)化情況. 可以看出，R1的好氧段中積累了30.30 mg/L亞硝酸鹽氮，但是消耗了53.95 mg/L氨氮，產(chǎn)生的亞硝酸鹽氮少于消耗的氨氮，認為好氧段中一部分氨氮與部分由氨氮轉(zhuǎn)化的亞硝酸鹽氮被AnAOB利用，共同完成CANON路徑. R1的好氧段及厭氧段都有硝酸鹽氮產(chǎn)生，NOB和AnAOB在自身代謝過程均產(chǎn)生硝酸鹽氮，反硝化和異養(yǎng)厭氧氨氧化可以去除硝酸鹽氮[22]. 在好氧段，除了進行亞硝化反應(yīng)，還有(53.95～30.30) mg/L氨氮進行CANON反應(yīng)，生成2.72 mg/L硝酸鹽氮，Δρ(NO3--N)/Δρ(NH4+-N)為0.115，接近CANON公式1∶0.11的化學(xué)計量比，說明此時反應(yīng)器內(nèi)部的優(yōu)勢菌種為AOB和AnAOB，已經(jīng)成功抑制NOB. 在厭氧段，由之前亞硝化積累的30.30 mg/L亞硝酸鹽氮和剩余24.25 mg/L氨氮全部進行厭氧氨氧化反應(yīng). 此階段共產(chǎn)生6.02 mg/L硝酸鹽氮，Δρ(NO3--N)/Δρ(NH4+-N)為0.248，較理論值0.26小. 原因是反應(yīng)器內(nèi)由于長期的缺氧環(huán)境存在反硝化細菌利用部分硝酸鹽氮進行反硝化. 由此可以看出R1的脫氮路徑一共有兩個，一個是同時亞硝化/厭氧氨氧化(SNA)，另一個是交替亞硝化/厭氧氨氧化(ANA)，如圖5所示. R2由于是連續(xù)曝氣，不存在厭氧段，脫氮路徑較為簡單，即同時亞硝化/厭氧氨氧化. 共消耗了66.67 mg/L氨氮，反應(yīng)末期幾乎無亞硝酸鹽氮，產(chǎn)生了7.85 mg/L硝酸鹽氮，計算Δρ(NO3--N)/ Δρ(NH4+-N)為0.118，接近理論值0.11.

表2 典型周期內(nèi)好氧段/厭氧段氮素變化

2.3.2 脫氮路徑及反應(yīng)機制比較

圖5為R1和R2第17天和第86天的總氮去除比率. 可以看出，R2的總氮去除只有SNA途徑，而R1的總氮去除分為SNA和ANA兩部分. 第17天時，R1和R2的總氮去除率分別為61.07%、52.92%，第86天時，R1和R2的總氮去除率分別為83.24%、71.37%，R1的去除率更高. 對于R1，第17天，SNA和ANA去除比率分別為15.87%、42.5%，第86天，SNA和ANA分別為24.7%、58.54%，ANA路徑的貢獻更大. 在CANON系統(tǒng)中，連續(xù)曝氣下的SNA路徑達到更高的脫氮率往往是有限的[23]. 因為CANON工藝中，為了保護AnAOB及抑制NOB，限定的低溶解氧條件導(dǎo)致AOB的活性得不到很好的發(fā)揮，不能產(chǎn)生足夠的亞硝酸鹽氮供AnAOB 利用，導(dǎo)致反應(yīng)速率較慢，而加大溶解氧則有NOB增殖的風(fēng)險. 而間歇曝氣可以適當(dāng)增加溶解氧增大AOB活性，并且間歇曝氣方式能更好抑制NOB，通過SNA及ANA路徑聯(lián)合脫氮使得脫氮效率更高.

綜上，間歇曝氣啟動CANON時間較短，且達到的總氮去除率更高. 原因可能是R1的AOB活性高于R2，導(dǎo)致R1中的亞硝化速率高于R2，AnAOB可利用基質(zhì)較多，R1中的厭氧段對AnAOB也起到了一定的保護作用，并且NOB對溶解氧波動的適應(yīng)能力低[18]，限制氧的間歇曝氣更有利于抑制NOB. Carlucci等[24]指出相比連續(xù)曝氣系統(tǒng)，間歇曝氣系統(tǒng)中AOB產(chǎn)率系數(shù)增加，衰減系數(shù)降低. 蔣軼峰等[25]指出在間歇曝氣短程硝化系統(tǒng)中，AOB產(chǎn)率系數(shù)的增加可以提高自身在反應(yīng)器中的絕對生物量，并補償因限制氧引起的比底物利用速率下降. 在間歇曝氣系統(tǒng)中，AOB可以通過提高自身在反應(yīng)器的絕對生物量使氨氮去除負荷增加，并且可以適當(dāng)?shù)靥岣逥O增大AOB活性，使亞硝化率達到更高，進而提高CANON的脫氮率.

圖5 不同曝氣方式下總氮去除途徑分析

Fig.5 Total nitrogen removal pathway under different aeration patterns analysis

然而Corbalá-Robles等[8]利用含有部分絮狀的CANON顆粒污泥發(fā)現(xiàn)連續(xù)曝氣總氮去除率高于間歇曝氣；Sobotka等[7]在運行CANON工藝時發(fā)現(xiàn)間歇曝氣更有利于提高脫氮率及維持較好的穩(wěn)定性；在本實驗中，也發(fā)現(xiàn)間歇曝氣無論在啟動還是在穩(wěn)定運行CANON工藝過程中，都優(yōu)于連續(xù)曝氣. 分析認為，Corbalá-Robles采用含部分絮狀污泥的顆粒污泥，而本實驗及Sobotka采用完全絮狀活性污泥. 顆粒污泥反應(yīng)機理與絮狀污泥不同，CANON顆粒污泥本身具有好氧區(qū)和厭氧區(qū)，AnAOB在顆粒內(nèi)部，有利于保護厭氧氨氧化菌，大大降低了DO對AnAOB的影響，可以通過合理控制DO，使亞硝化得以最大化，AnAOB有足夠基質(zhì)，進而提高脫氮率. 而絮狀污泥不同，在連續(xù)曝氣下，AnAOB直接暴露在DO下，為了保護AnAOB，抑制NOB，使得DO一直處于很低的狀態(tài)，導(dǎo)致亞硝化率很低，嚴重影響了總氮去除. 而間歇曝氣正好補償這一點. 利用AOB的“飽食饑餓”特性，有利于淘洗NOB，厭氧段又有利于保護AnAOB，間歇曝氣還可以適當(dāng)增加溶解氧增大AOB活性，通過亞硝化/厭氧氨氧化和交替亞硝化/厭氧氨氧化路徑聯(lián)合脫氮使得脫氮效率更高.

2.3.3 微生物活性的比較

為了比較兩個反應(yīng)器功能菌活性以及NOB被抑制程度，分別測定了CANON反應(yīng)速率、AnAOB反應(yīng)速率及NOB反應(yīng)速率. 由圖6可知，單位MLSS R1與R2的CANON速率分別7.6、6.82 mg/(h·g)，AnAOB速率分別為9.48、9.25 mg/(h·g). 硝化速率分別為0.32、0.47 mg/(h·g)，說明此時已經(jīng)成功抑制NOB，反應(yīng)器內(nèi)的優(yōu)勢菌種為AOB 和AnAOB. R1無論是CANON還是Anammox速率均高于R2，而硝化速率R1卻小于R2. 原因為間歇曝氣中的厭氧段較好地保護了AnAOB，且間歇曝氣策略更好地利用了AOB 的“飽食饑餓”特性[19]，使得AOB的產(chǎn)率系數(shù)增加，而NOB不能適應(yīng)這種環(huán)境遭到抑制，形成了一種良性循環(huán)，反應(yīng)器內(nèi)功能菌活性越來越高.

圖6 不同曝氣方式下的反應(yīng)速率對比

3 結(jié) 論

1)間歇曝氣與連續(xù)曝氣分別用了21 d和27 d成功啟動CANON，間歇曝氣啟動更快.

2)間歇曝氣與連續(xù)曝氣遭到延時曝氣破壞程度相差不大，但是間歇曝氣恢復(fù)時間更短，最終R1與R2達到的總氮去除率分別為84.32%、73.62%(90 d).

3)SBR中間歇曝氣CANON系統(tǒng)總氮去除有兩種途徑，同時亞硝化/厭氧氨氧化(SNA)和交替亞硝化/厭氧氨氧化(ANA)，因此，達到了更高的總氮去除率. 在R1中這種途徑所占比例分別為24.7%、58.54%(86 d).

4)間歇曝氣較連續(xù)曝氣系統(tǒng)，AOB及AnAOB活性更高，NOB淘洗得更為徹底，穩(wěn)定性更高.

[1] 付昆明. 全程自養(yǎng)脫氮(CANON)反應(yīng)器的啟動及其脫氮性能[D]. 北京:北京工業(yè)大學(xué), 2010.

FU Kunming.Start-up and performance of nitrogen removal of CANON reactor[D].Beijing: Beijing University of Technology,2010.

[2] CEMA G, PLAZA E, TRELA J, et al. Dissolved oxygen as a factor influencing nitrogen removal rates in a one-stage system with partial nitritation and Anammox process[J]. Water Science and Technology, 2011, 64(5): 1009-1015.

[3] ZUBROWSKA-SUDOL M, YANG J, TRELA J, et al. Evaluation of deammonification process performance at different aeration strategies[J]. Water Science and Technology, 2011, 63(6): 1168-1176.

[4] MA B, BAO P, WEI Y, et al. Suppressing nitrite-oxidizing bacteria growth to achieve nitrogen removal from domestic wastewater via anammox using intermittent aeration with low dissolved oxygen[J]. Scientific Reports, 2015, 5:13048.

[5] 秦宇. SBBR單級自養(yǎng)脫氮工藝及其微生態(tài)特性研究[D]. 重慶:重慶大學(xué), 2009.

QIN Yu. Study on single-stage autotrophic denitrification process and micro-ecological characteristics in SBBR[D], Chongqing:Chongqing University,2009.

[6] YANG J, TRELA J, ZUBROWSKA-SUDOl M, et al. Intermittent aeration in one-stage partial nitritation/anammox process [J]. Ecological Engineering, 2015,75: 413-420.

[7] SOBOTKA D, CZERWIONKA K, MAKINIA J. The effects of diffe-rent aeration modes on ammonia removal from sludge digester liquors in the nitritation-anammox process[J]. Water Science & Technology, 2015, 71(7): 986.

[9] DEGRAAF A, DEBRUIJN P, ROBERTSON L A, et al. Autotro-phic growth of anaerobic ammonium-oxidizing micro-organisms in a fluidized bed reactor[J]. Microbiology-UK, 1996, 142(8): 2187-2196.

[10]國家環(huán)境保護總局. 水和廢水監(jiān)測分析方法[M]. 北京: 中國環(huán)境科學(xué)出版社, 2002.

Ministry of Environmental Protection of the People’s Republic of China. Water and wastewater monitoring and analysis methods[M]. Beijing:Vironmental Science Press,2002.

[11]THIRD K A, SLIEKERS A O, KUENEN J G, et al. The CANON system (completely autotrophic nitrogen-removal over nitrite) under ammonium limitation: Interaction and competition between three groups of bacteria[J]. Syst Appl Microbiol, 2001, 24(4): 588-596.

[12]胡石，甘一萍，張樹軍，等. 一體化全程自養(yǎng)脫氮(CANON)工藝的效能及污泥特性[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2014(1): 111-117.

HU Shi, GAN Yiping,ZHANG Shujun, et al. Performance and sludge characteristics of the CANON process[J]. China Environmental Science, 2014(1): 111-117.

[13]彭永臻. SBR法污水生物脫氮除磷及過程控制[M]. 北京: 科學(xué)出版社, 2011: 240-251.

PENG Yongzhen. The process control of nitrogen and phosphorus removal from sewage treatment by SBR process[M].Beijing: Science Press Co., Ltd., 2011: 240-251.

[14]LACKNER S, GILBERT E M, VLAEMINCK S E, et al. Full-scale partial nitritation/anammox experiences: An application survey[J]. Water Research, 2014, 55: 292-303.

[15]張功良，李冬，張肖靜，等. 低溫低氨氮SBR短程硝化穩(wěn)定性實驗研究[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2014(3): 610-616.

ZHANG Gongliang, LI Dong, ZHANG Xiaojing, et al. Stability for shortcut nitrification in SBR under low ammonia atlow temperature[J]. China Environmental Science, 2014(3): 610-616.

[16]ABELING U, SEYFRIED C. Anaerobic-aerobic treatment of high-strength ammonium wastewater nitrogen removal via nitrite[J]. Water science & Technology, 1992, 26(5/6): 1005-1007.

[17]BELINE F, BOURSIER H, DAUMER M L, et al. Modelling of biological processes during aerobic treatment of piggery wastewater aiming at process optimisation[J]. Bioresource Technology, 2007, 98(17): 3298-3308.

[18]DANGCONG P, BERNET N, DELGENES J, et al. Effects of oxygen supply methods on the performance of a sequencing batch reactor for high ammonium nitrification[J]. Water Environment Research, 2000, 72(2): 195-200.

[19]李亞峰，秦亞敏，謝新立，等. 間歇曝氣條件下短程硝化的實現(xiàn)及影響因素研究[J]. 環(huán)境工程學(xué)報, 2011(7): 1518-1521.

LI Yafeng, QIN Yamin, XIE Xinli, et al. Study on achievement and influencing factors of shortcut nitrification in intermittent aeration[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2011(7): 1518-1521.

[20]張輝，白向玉，李敬，等. 間歇曝氣短程硝化控制新途徑的初步實驗研究[J]. 新疆環(huán)境保護, 2005(4): 28-32.

ZHANG Hui, BAI Xiangyu, LI Jing, et al. Study on a new way of shortcut nitrification with intermittent aeration[J]. Environmental Protection of Xinjiang, 2005(4): 28-32.

[21]KORNAROS M, DOKIANAKIS S N, LYBERATOS G. Partial nitrification/denitrification can be attributed to the slow response of nitrite oxidizing bacteria to periodic anoxic disturbances[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(19SI): 7245-7253.

[22]GUVEN D, DAPENA A, KARTAL B, et al. Propionate oxidation by and methanol inhibition of anaerobic ammonium-oxidizing bacteria[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2005, 71(2): 1066-1071.

[23]NI B, JOSS A, YUAN Z. Modeling nitrogen removal with partial nitritation and anammox in one floc-based sequencing batch reactor[J]. Water Research, 2014, 67: 321-329.

[24]CARLUCCI A F, MCNALLY P M. Nitrification by marine bacteria in low concentration of substrate and oxygren1 [J]. Limnology and Oceanography, 1969, 14(5): 736-739.

[25]蔣軼鋒，陳浚，王寶貞，等. 間歇曝氣對硝化菌生長動力學(xué)影響及NO2-積累機制[J]. 環(huán)境科學(xué), 2009(1): 85-90.

JIANG Yifeng, CHEN Jun, WANG Baozhen, et al. Effect of intermittent aeration on growth kinetics of nitrifiers and mechanism for NO2-accumulation[J]. Environmental Science, 2009(1): 85-90.

Start-upandlongtermoperationofCANONinsequencingbatchreactorwithdifferentaerationpatterns

LI Dong1， LI Xiaoying1， YANG Jie1， Lü Yufeng1， LIANG Yuhai1， WANG Yanju1， ZHANG Jie1,2

(1. Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering(Beijing University of Technology), Beijing 100124, China; 2. State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment (Harbin Institute of Technology), Harbin 150090, China)

In the operation of completely autotrophic nitrogen removal over nitrite (CANON) process, a recently developed new type of nitrogen removal, the improper control of DO can easily lead to the decline or even collapse of the nitrogen removal rate. The key to the stable operation of the CANON process is reasonable control of dissolved oxygen inside the reactor. Given controversies of the present findings on the startup and long running of CANON in different aeration modes, the startup and performance of CANON process were tested in SBR with two different aeration strategies—intermittent aeration (R1) and the continuous aeration (R2).Results showed that the CANON was successfully developed in both R1and R2 within 21 d and 27 d. After extended aeration damage, CANON of R1and R2 fully recovered within 25 d and 33 d on conditions of HRT change and run cycle increase. The final TN removal rates of R1 and R2 were 84.32% and 73.62%.The results further showed that both alternating nitritation/anammox and simultaneous nitritation/anammox contributed to N-removal in SBR, and their contributions in R1 accounted for 58.54% and 24.7% (86 d). The bioactivity of ammonia oxidizing bacteria (AOB) and anaerobic ammonia oxidizing bacteria (AnAOB) in R1 was higher than that of R2, while the bioactivity of nitrite oxidizing bacteria (NOB) showed a contrary result. Intermittent aeration is an effective means to obtain stably high TN removal.

CANON; intermittent aeration; continuous aeration; extended aeration; SBR

10.11918/j.issn.0367-6234.201604003

X703.1

A

0367-6234(2017)09-0109-08

2016-04-02

北京市青年拔尖團隊項目(2014000026833TD02)

李 冬(1976—)，女，教授，博士生導(dǎo)師;張 杰(1938—)，男，博士生導(dǎo)師，中國工程院院士

李 冬，lidong2006@bjut.edu.cn

(編輯劉 彤)