EGSB-CANON工藝啟動(dòng)及動(dòng)力學(xué)特性

孫夢(mèng)俠,張 凱,李 軍,梁東博,王 佳 (北京工業(yè)大學(xué)建筑工程學(xué)院,城市污水深度處理與資源化利用技術(shù)國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室,北京 100124)

全程自養(yǎng)脫氮工藝(CANON)是近些年最經(jīng)濟(jì)有效的新型脫氮工藝之一[1-2],該工藝與傳統(tǒng)硝化反硝化脫氮工藝相比節(jié)省了63%的供氧量和100%外加碳源[3-4].在 CANON工藝啟動(dòng)過(guò)程中最主要的兩類細(xì)菌為氨氧化細(xì)菌(AerAOB)和厭氧氨氧化細(xì)菌(AnAOB),這2種微生物的和諧共生是保證CANON工藝穩(wěn)定運(yùn)行的關(guān)鍵.由于AnAOB生長(zhǎng)較為緩慢導(dǎo)致基于厭氧氨氧化的自養(yǎng)脫氮工藝啟動(dòng)周期較長(zhǎng)[2],同時(shí)由于AerAOB和AnAOB的生長(zhǎng)速率以及運(yùn)行參數(shù)的差異導(dǎo)致CANON工藝難以保持高效穩(wěn)定的運(yùn)行[5].在單級(jí)CANON工藝啟動(dòng)過(guò)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(yōu)化調(diào)控都在一定程度上增強(qiáng)了 AerAOB和AnAOB的活性以及2種細(xì)菌間的協(xié)同脫氮的作用.

DO是影響CANON工藝持續(xù)穩(wěn)定運(yùn)行的重要因素之一[6].由于 AerAOB在將 NH4+-N轉(zhuǎn)化成NO2--N過(guò)程中需要氧氣,當(dāng)DO值較低時(shí)AerAOB活性降低,導(dǎo)致 NH4+-N轉(zhuǎn)化率低,進(jìn)一步導(dǎo)致AnAOB必要的底物基質(zhì) NO2--N含量不足[7];但若DO值過(guò)高又會(huì)使NOB活性增強(qiáng)將生成的NO2--N轉(zhuǎn)變成NO3--N,使NO2--N積累量減少.同時(shí)AnAOB對(duì)DO較為敏感,如果DO濃度過(guò)高會(huì)抑制AnAOB的活性導(dǎo)致系統(tǒng)脫氮性能惡化.Figuero等[8]在采用CANON-SBR反應(yīng)器通過(guò)空氣脈沖控制 DO為0.2～0.4mg/L,氮負(fù)荷率為 0.46kgN/(L·d)情況下實(shí)現(xiàn)了75%的總氮去除;其他研究也證明了通過(guò)控制DO可以實(shí)現(xiàn)AerAOB的增值,提高氨氮去除率[9-10].

污泥的顆粒化也是當(dāng)前CANON工藝的研究熱點(diǎn),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(shí)能夠有效的截留微生物,提高反應(yīng)器的運(yùn)行效能[11],李津青等[12]采用 SBR反應(yīng)器啟動(dòng)CANON工藝的過(guò)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(dāng)中 AnAOB活性最高;孫延芳等[13]也研究了CANON系統(tǒng)中隨著顆粒的形成,系統(tǒng)脫氮性能的變化.

本文采用EGSB反應(yīng)器啟動(dòng)CANON工藝,通過(guò)改變曝氣方式、優(yōu)化調(diào)控曝停比實(shí)現(xiàn)CANON工藝的啟動(dòng),并研究了 CANON工藝脫氮性能的變化規(guī)律,以及在啟動(dòng)過(guò)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(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行條件

本文采用EGSB作為富集AerAOB和AnAOB及啟動(dòng) CANON工藝的反應(yīng)器.反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成,在圓柱形反應(yīng)器外側(cè)套有 20mm 水浴套筒,反應(yīng)器內(nèi)徑為85mm,反應(yīng)器高為1010mm,有效容積約為 5.7L.反應(yīng)器頂部設(shè)置有微孔曝氣盤,通過(guò) EGSB反應(yīng)器的外回流對(duì)反應(yīng)器底部充氧.反應(yīng)器由黑色塑料包裹避光,進(jìn)水組成及運(yùn)行條件見(jiàn)表1.

表1 各階段運(yùn)行參數(shù)Table 1 Operating parameters of each stage

1.2 接種污泥與實(shí)驗(yàn)用水

CANON工藝啟動(dòng)過(guò)程接種的污泥來(lái)源2部分,一部分污泥為實(shí)驗(yàn)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(fù)荷(NRR)為0.49kg/(m3·d).階段Ⅰ向反應(yīng)器內(nèi)接種成熟的短程硝化污泥,運(yùn)行兩個(gè)階段后,階段Ⅲ,從穩(wěn)定運(yùn)行了3a的UASB反應(yīng)器中取出成熟的厭氧氨氧化顆粒污泥接種到反應(yīng)器當(dāng)中.實(shí)驗(yàn)用水采用人工合成廢水,主要進(jìn)水物質(zhì)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(zhì)和污泥樣品分析方法 NH4+-N,NO3--N,NO2--N,MLSS、MLVSS等物質(zhì)由標(biāo)準(zhǔn)方法[14]測(cè)量;DO、pH采用德國(guó)Multi3420進(jìn)行測(cè)定.

1.3.2 污泥粒徑的測(cè)定方法 污泥粒徑(PSD)采用篩分法:采用一系列Φ10cm不銹鋼來(lái)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(cè)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(nèi)的氧傳質(zhì)通過(guò)微電機(jī)進(jìn)行測(cè)定.

1.3.3 SEM的測(cè)定 采用SEM對(duì)顆粒污泥進(jìn)行微觀分析,預(yù)處理包括(1)取樣:反應(yīng)器內(nèi)取數(shù)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(jìn)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(cè):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(cè)試 對(duì)不同階段的功能菌進(jìn)行批試實(shí)驗(yàn),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(jīng)離心后測(cè)定上清液中 NH4+-N、NO2--N和NO3--N的含量,實(shí)驗(yàn)一共進(jìn)行7h,進(jìn)而測(cè)出 AerAOB、AnAOB、NOB單位時(shí)間單位生物量對(duì) NH4+-N、TN和 NO2--N 的降解速率,以表征AerAOB、AnAOB和NOB的活性.實(shí)驗(yàn)具體配水組成見(jiàn)表2.

表2 功能菌活性測(cè)定時(shí)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(dòng)力學(xué)序批式實(shí)驗(yàn) 實(shí)驗(yàn)用泥為實(shí)驗(yàn)室穩(wěn)定運(yùn)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(dāng)中,水浴使溫度保持在(30±1)℃,使用碳酸氫鈉調(diào)節(jié)血清瓶中的 pH值,使 pH值控制在7.6～8.0.序批式試驗(yàn)每間隔1h用10mL注射器抽取 5mL混合液經(jīng)離心機(jī)離心后,測(cè)定上清液的 NH4+-N、NO2--N和NO3--N 的濃度,并計(jì)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(cè)得結(jié)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(cè)得結(jié)果,將實(shí)驗(yàn)結(jié)果使用Haldane抑制模型進(jìn)行擬合[15].

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

2 結(jié)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(dòng) EGSB反應(yīng)器一共運(yùn)行了82d,逐步實(shí)現(xiàn)CANON工藝的成功啟動(dòng).如圖1所示,階段Ⅰ(1～27d),在CANON工藝啟動(dòng)初期反應(yīng)器中活性污泥主要以AerAOB菌為主,進(jìn)水NH4+-N濃度約為200mg/L,進(jìn)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(tǒng)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(kāi)始時(shí)的66%上升到93.16%,并且氨氮去除率(ARE)也由階段Ⅰ開(kāi)始時(shí)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(shí)總氮去除負(fù)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(shí)ARE、NAR分別下降到36.3%、58.5%,同時(shí)TNRE 為 11.39%,出水 NO3--N、NO2--N濃度為25.8,36.3mg/L.反應(yīng)器啟動(dòng)時(shí)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(yùn)行10d之后NAR就能達(dá)到90%以上,反應(yīng)器表現(xiàn)出了一定的脫氮效果,而從第 11d后,出水的NO3--N濃度開(kāi)始上升,到了階段Ⅰ末期出水 NO3--N濃度達(dá)到 25.8mg/L,反應(yīng)器內(nèi)短程硝化污泥的性能不斷惡化.這可能是在11～27d的時(shí)期內(nèi),污泥中的NOB活性增強(qiáng),導(dǎo)致NOB比AerAOB對(duì)DO的競(jìng)爭(zhēng)力更強(qiáng),從而抑制了 AerAOB的生長(zhǎng),進(jìn)而導(dǎo)致出水NO3--N濃度上升、脫氮性能惡化,因此導(dǎo)致 TNRE與NRR呈現(xiàn)上升趨勢(shì).

圖1 CANON系統(tǒng)脫氮性能變化趨勢(shì)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(tǒng)由厭氧階段進(jìn)入好氧階段后,NOB活性恢復(fù)的滯后期比AerAOB更長(zhǎng).Bouranros等[16]研究表明,NOB從厭氧階段進(jìn)入好氧階段時(shí),NOB的活性降低,而且厭氧時(shí)間的長(zhǎng)度與NOB的活性降低程度成正相關(guān).除此之外,NOB 承受 DO 波動(dòng)的適應(yīng)力較低,當(dāng)恢復(fù)曝氣,經(jīng)歷長(zhǎng)期“饑餓”的AerAOB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,系統(tǒng)本身的間歇曝氣工況進(jìn)一步抑制 NOB,抵消系統(tǒng)中提高的DO濃度對(duì) NOB的促進(jìn),使得系統(tǒng)的脫氮性能逐漸恢復(fù).

階段Ⅱ(28～53d)改變反應(yīng)器的曝氣方式,由連續(xù)曝氣變?yōu)殚g歇曝氣,調(diào)整曝氣量為 0.8L/min,曝氣/非曝氣為 1:1(60min:60min).曝氣階段反應(yīng)器內(nèi) DO上升到0.8～1.4mg/L,非曝氣階段反應(yīng)器內(nèi)的DO為0.2～0.3mg/L.階段Ⅱ運(yùn)行的26d內(nèi),出水NH4+- N濃度不斷降低,由 120.3mg/L下降到 85.02mg/L,同時(shí)ARE逐漸上升,由40.4%上升到57.23%.TNRE由階段Ⅱ開(kāi)始時(shí)的 9.18mg/L升高到階段Ⅱ結(jié)束時(shí)的17.44mg/L.NAR也呈上升趨勢(shì),出水NO2--N濃度由階段Ⅱ開(kāi)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(duì)穩(wěn)定.在整個(gè)階段Ⅱ期間NRR沒(méi)有顯著的上升,始終在10kgN/(m3·d)以下.Kornaros 等[17]通過(guò)設(shè)置不同的缺/好氧比條件,發(fā)現(xiàn)調(diào)整曝氣/非曝氣對(duì)AerAOB的生長(zhǎng)影響不大而對(duì) NOB起到明顯的抑制作用,Yang等[18]的研究同樣發(fā)現(xiàn),間歇曝氣的條件對(duì) AerAOB的活性沒(méi)有影響,但可以有效抑制NOB的活性.

階段Ⅲ(54～82d),從穩(wěn)定運(yùn)行了3a的UASB反應(yīng)器中取出成熟的厭氧氨氧化顆粒污泥接種到反應(yīng)器當(dāng)中,保持間歇曝氣的方式,將曝氣/非曝氣調(diào)整為 2:1(60min:30min).在這個(gè)階段,曝氣階段系統(tǒng)內(nèi)的DO為0.4～0.6mg/L間,非曝氣階段系統(tǒng)內(nèi)的DO為0.1～0.2mg/L.在階段Ⅲ,出水NH4+-N濃度不斷下降,同時(shí)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(tǒng)接種了AnAOB,并且通過(guò)調(diào)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(fù)荷上升.至反應(yīng)器運(yùn)行的第 72d,出水 NH4+-N濃度下降到35.9mg/L,同時(shí) ARE達(dá)到 82.17%,并且 TNRE達(dá)到70.78%.在階段Ⅲ后期(72～82d),反應(yīng)器運(yùn)行達(dá)到相對(duì)穩(wěn)定的狀態(tài),ARE保持 80%以上,同時(shí)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(duì) CANON工藝?yán)硐霔l件進(jìn)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(tǒng)中,往往存在NOB,NOB會(huì)將系統(tǒng)中生成的 NO2--N氧化生成NO3--N,NOB與AOB競(jìng)爭(zhēng)DO,也會(huì)與AnAOB競(jìng)爭(zhēng)底物NO2--N,最終導(dǎo)致 CANON 系統(tǒng)脫氮性能惡化、無(wú)法穩(wěn)定運(yùn)行,所以在 CANON的啟動(dòng)過(guò)程中,要抑制NOB的活性.

本實(shí)驗(yàn) CANON工藝啟動(dòng)過(guò)程中,階段Ⅲ向反應(yīng)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(yùn)行了28d之后,CANON工藝成功啟動(dòng).如圖 2(b)所示,對(duì)第 82d進(jìn)出水進(jìn)行分析,由氮平衡計(jì)算可知,在各功能菌的協(xié)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(zhuǎn)化為NO2--N,生成的 NO2--N 中有 97.8%(94.02mg/L)被AnAOB所利用,同時(shí)消耗71.2mg/L的NH4+-N進(jìn)行厭氧氨氧化反應(yīng),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(zhuǎn)化為NO3--N.AerAOB和AnAOB對(duì)氨氮去除的貢獻(xiàn)分別約為57.8%和42.2%,NOB對(duì)硝氮生成貢獻(xiàn)8.2%.

圖2 CANON系統(tǒng)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(duì)CANON工藝中功能菌活性的影響

本實(shí)驗(yàn)啟動(dòng)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(yīng)實(shí)現(xiàn)NO2--N 的積累,這就需要 AerAOB 的大量富集,將NH4+-N轉(zhuǎn)化為 NO2--N,其次為了避免將成功積累的NO2--N又被轉(zhuǎn)化為 NO3--N,需要有效的抑制NOB的活性,為后續(xù)的AnAOB提供底物基質(zhì).DO是CANON工藝啟動(dòng)過(guò)程中重要的參數(shù)[19],DO作為微生物生長(zhǎng)代謝以及酶促反應(yīng)的關(guān)鍵作用因子,對(duì)微生物系統(tǒng)活性以及代謝速率有著重要的影響,DO對(duì)自養(yǎng)脫氮過(guò)程的調(diào)控途徑通常是通過(guò)構(gòu)造菌群共生體系代謝所需的好氧-缺氧微環(huán)境,實(shí)現(xiàn)體系對(duì)各類自養(yǎng)功能菌群的兼容,平衡各類菌群之間的矛盾和競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系[20].AerAOB對(duì) DO的半飽和常數(shù)為0.2～0.5mg/L[21],而 Joss等[22]研究發(fā)現(xiàn),在 DO 值為0.2mg/L時(shí)AnAOB被完全抑制,同時(shí)NO2--N出現(xiàn)積累,當(dāng)DO消耗完全后的幾分鐘內(nèi)AnAOB又恢復(fù)了活性.在低DO條件下AOB比NOB對(duì)氧氣的半飽和常數(shù)K0要大[23],因此調(diào)控反應(yīng)器內(nèi)的DO值可以一定程度上抑制NOB的活性.

如圖3所示,每個(gè)階段都分別測(cè)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(wěn)定.階段Ⅰ保持曝氣,曝氣強(qiáng)度 0.5L/min,反應(yīng)器內(nèi) DO為 0.2～0.6mg/L,其中位數(shù)位于 0.4mg/L左右.到了階段Ⅱ?qū)⑵貧夥绞礁臑殚g歇曝氣,曝氣/非曝氣為 1:1(60min:60min)控制曝氣強(qiáng)度為 0.8L/min,在曝氣階段DO為0.8～1.4mg/L,中位數(shù)位于1.0mg/L左右;在非曝氣階段,反應(yīng)器中 DO為0.1～0.3mg/L,中位數(shù)位于 0.2mg/L左右.階段Ⅲ,將曝氣/非曝氣調(diào)整為 2:1(60min: 30min),同時(shí)降低曝氣強(qiáng)度到 0.5L/min,曝氣階段DO為0.2～0.6mg/L,中位數(shù)在0.5mg/L左右,非曝氣階段 DO 為 0～0.2mg/L,中位數(shù)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(dòng)過(guò)程中對(duì)反應(yīng)器內(nèi)不同階段的微生物進(jìn)行批次試驗(yàn),如圖4所示.以TN、NH4+-N和NO2--N在單位時(shí)間內(nèi)濃度的變化表征反應(yīng)器內(nèi)AnAOB、AerAOB和NOB活性的變化規(guī)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(yīng)過(guò)程結(jié)合在一個(gè)反應(yīng)器內(nèi),系統(tǒng)內(nèi)AerAOB和 NOB處于共生狀態(tài),AOB產(chǎn)生的NO2--N會(huì)被NOB迅速地轉(zhuǎn)化為NO3--N,這個(gè)過(guò)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(yīng)產(chǎn)物停留在NO2--N形式,阻止NO2--N被繼續(xù)氧化,使反應(yīng)限制在短程硝化階段成為該工藝的控制難點(diǎn).姜黎安等[24]提出了AnAOB的分解代謝模型,其過(guò)程包括4個(gè)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(lián)氨水解酶將一氧化氮和氨氮縮合成聯(lián)氨(N2H4);然后聯(lián)氨氧化酶將聯(lián)氨氧化成氮?dú)?與此同時(shí)亞硝酸鹽氧化酶將NO2--N氧化成硝態(tài)氮.AerAOB先通過(guò)氨單加氧酶將NH4+-N氧化為羥胺,再通過(guò)羥胺氧化酶催化羥胺轉(zhuǎn)化成 NO3--N,NOB則通過(guò)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(tǒng)中 AerAOB活性最高,NH4+-N的降解速率為8.45mgN/(h·gVSS),反應(yīng)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(tǒng)沒(méi)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(fā)生明顯上升,NO2--N的降解速率上升為3.41mgN/(h·gVSS),而系統(tǒng)中AnAOB的活性依舊很低,TN的降解速率為 0.18mgN/(h·gVSS).在反應(yīng)器運(yùn)行到第 11d時(shí),出水的NAR下降,而出水NO3--N濃度上升,說(shuō)明NOB活性的上升影響到了系統(tǒng)的脫氮性能,階段Ⅱ?qū)⑵貧庹{(diào)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(tǒng)出水NAR呈現(xiàn)出緩慢上升的趨勢(shì),而出水NO3--N的濃度未有明顯下降.說(shuō)明間曝的運(yùn)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(yīng)器中接種厭氧氨氧化污泥后,AnAOB的活性發(fā)生了明顯的上升,TN的降解速率達(dá)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(shuō)明將曝氣/非曝氣調(diào)整為 2:1(60min:30min),即延長(zhǎng)厭氧時(shí)間之后,可以有效的抑制NOB的活性.并且由于系統(tǒng)接種了成熟的厭氧氨氧化污泥,降低曝氣強(qiáng)度更有利于AnAOB的生長(zhǎng),AnAOB占比上升,在較低DO環(huán)境下,AnAOB易形成顆粒,使得厭氧氨氧化過(guò)程加強(qiáng),AnAOB較NOB對(duì)NO2--N更具親和力,逐漸成為系統(tǒng)的優(yōu)勢(shì)菌,進(jìn)一步抑制 NOB的生長(zhǎng).

通過(guò)氮平衡以及化學(xué)計(jì)量學(xué)分析得出在CANON工藝啟動(dòng)過(guò)程中不同階段的功能菌占比情況如圖5所示,系統(tǒng)中占比最大的功能菌是AerAOB.將短程硝化污泥接種到反應(yīng)器當(dāng)中后,AerAOB的占比有所降低,其占比由原來(lái)的86.8%下降到66.8%,隨著NOB的增值,其占比由接種時(shí)的7.9%迅速上升到 25.3%,AnAOB 占比仍較低.階段Ⅰ時(shí),系統(tǒng)運(yùn)行10d后,出水的NAR迅速升高到93%以上,表現(xiàn)出了良好的短程硝化性能,在 11～27d內(nèi),系統(tǒng)出水的NO3--N濃度迅速上升,NAR逐漸下降,這說(shuō)明此時(shí)NOB的活性升高.有報(bào)道表明,長(zhǎng)期低氧條件下,Nitrospira(NOB)生長(zhǎng)取得優(yōu)勢(shì),Bao等[25]發(fā)現(xiàn)長(zhǎng)期低氧條件下,短程效果被破壞,并在系統(tǒng)中檢測(cè)出Nitrospira(NOB)菌.到了階段Ⅱ,AerAOB 的占比逐漸回升到83.1%,同時(shí)NOB的占比減少到7.4%.說(shuō)明在這個(gè)階段,間歇曝氣的方式有利于抑制NOB的活性,從而恢復(fù)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(dǎo)致的.階段Ⅲ系統(tǒng)接種 AnAOB之后,為了適應(yīng)其生長(zhǎng),將系統(tǒng)的厭氧時(shí)間延長(zhǎng)并降低系統(tǒng)的曝氣強(qiáng)度.這個(gè)階段 AnAOB的占比達(dá)到了 20.1%,而在 CANON工藝啟動(dòng)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(dòng)的過(guò)程中活性變化較大,階段Ⅲ系統(tǒng)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(shí)NOB的活性也受到了抑制.階段Ⅲ時(shí),AnAOB與AerAOB成為了反應(yīng)器當(dāng)中的優(yōu)勢(shì)菌群.除了控制反應(yīng)器當(dāng)中的 DO在一個(gè)較低的狀態(tài)可以抑制NOB的生長(zhǎng)之外,由于AnAOB與NOB競(jìng)爭(zhēng)底物NO2--N,所以AnAOB的增殖也是導(dǎo)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(wěn)定在 0.11左右,此時(shí)CANON工藝已經(jīng)成功啟動(dòng).

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(zhì)對(duì)AnAOB的抑制及其抑制動(dòng)力學(xué)

作為給AnAOB提供營(yíng)養(yǎng)和能源的NH4+-N和NO2--N,也可能對(duì) AnAOB產(chǎn)生抑制作用.在厭氧氨氧化反應(yīng)器中,低濃度的NH4+-N和NO2--N可以作為基質(zhì),當(dāng)NH4+-N和NO2--N的濃度提高到一定程度之后,便會(huì)抑制厭氧氨氧化菌的活性,這不僅可以抑制細(xì)菌生長(zhǎng),而且會(huì)干擾細(xì)菌的代謝過(guò)程.NH4+-N和NO2--N對(duì)AnAOB的影響主要是由其未離子化狀態(tài)即FA和FNA引起的[26].

階段Ⅲ向反應(yīng)器中接種穩(wěn)定運(yùn)行 3a的 UASB反應(yīng)器中的成熟的厭氧氨氧化顆粒污泥,本實(shí)驗(yàn)使用接種污泥進(jìn)行底物(NH4+-N、NO2--N)抑制動(dòng)力學(xué)實(shí)驗(yàn),將實(shí)驗(yàn)結(jié)果使用 Haldane抑制模型進(jìn)行擬合.Haldane模型是單基質(zhì)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模型,因此在本實(shí)驗(yàn)中需要控制一種底物的濃度不變,考察另一種底物對(duì)AnAOB的抑制動(dòng)力學(xué).

控制 NH4+-N濃度保持在 80mg/L左右,改變NO2--N濃度進(jìn)行厭氧氨氧化反應(yīng)的抑制動(dòng)力學(xué)試驗(yàn).結(jié)果如圖 6(a)所示,當(dāng) NO2--N濃度達(dá)到151.52mg/L時(shí),AnAOB活性最高,NH4+-N的降解速率為 0.06768mg/(mg·d),在批次試驗(yàn)中,當(dāng) NO2--N濃度達(dá)到 150mg/L時(shí),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(guān)性較好,最大反應(yīng)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(duì)厭氧氨氧化的抑制動(dòng)力學(xué)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(jìn)行厭氧氨氧化反應(yīng)的抑制動(dòng)力學(xué)試驗(yàn).結(jié)果如圖 6(b)所示,當(dāng) NH4+-N 濃度達(dá)到171.71mg/L時(shí),AnAOB活性最高,NO2--N的降解速率為0.06515mg/(mg·d),在批次試驗(yàn)中,當(dāng)NH4+-N濃度達(dá)到 150mg/L時(shí), 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(guān)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(yùn)行期間特征比值的變化規(guī)律

厭氧氨氧化反應(yīng)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?dú)獾倪^(guò)程[27],化學(xué)反應(yīng)方程式如式(2)所示[27];CANON工藝是在實(shí)現(xiàn)短程硝化的基礎(chǔ)上與AnAOB在一個(gè)反應(yīng)器內(nèi)實(shí)現(xiàn)脫氮的工藝,反應(yīng)方程式如式(3)所示.在 CANON工藝啟動(dòng)過(guò)程中,通常總氮的去除量與硝態(tài)氮的增加量(ΔTN/ΔNO3--N)的比值作為 CANON啟動(dòng)成功的標(biāo)志,出水中ΔTN/ΔNO3--N的理論值為8則證明CANON工藝啟動(dòng)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(xù)曝氣過(guò)程中DO值為0.2～0.6mg/L.反應(yīng)器中剛剛接種短程硝化污泥時(shí),系統(tǒng)的亞氮積累率(NAR)很高,大部分的NH4+-N都被AerAOB轉(zhuǎn)化成為NO2--N,反應(yīng)器運(yùn)行到 11d后,NOB活性上升,NOB將系統(tǒng)中的NO2--N轉(zhuǎn)化成NO3--N.在這個(gè)過(guò)程中,ΔNO3--N/ΔNH4+-N呈現(xiàn)上升趨勢(shì),階段Ⅰ開(kāi)始時(shí)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(dǎo)致了出水NO3--N 濃度上升,同時(shí)(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(shì)但總體保持平穩(wěn),說(shuō)明NOB的活性得到有效抑制,系統(tǒng)的短程硝化性能沒(méi)有得到有效的恢復(fù).階段Ⅲ,曝氣過(guò)程中DO值為0.2～0.6mg/L,并延長(zhǎng)曝氣時(shí)間.在隨后運(yùn)行的28d中,ΔTN/ΔNO3--N不斷上升,到階段Ⅲ末期時(shí),ΔTN/ΔNO3--N 在 8上下波動(dòng),符合CANON 過(guò)程中ΔTN/ΔNO3--N特征比值為8的理論值.ΔNO3--N/ΔNH4+-N在這個(gè)階段也緩慢下降,最終穩(wěn)定在 0.11左右,說(shuō)明在這個(gè)階段較低的曝氣強(qiáng)度以及較長(zhǎng)的厭氧時(shí)間使得AnAOB迅速增殖、活性上升,并且成功抑制了 NOB,同時(shí)也保證了AerAOB與AnAOB的成功耦合脫氨,TNRE最終達(dá)到72.5%.階段Ⅲ, CANON系統(tǒng)已經(jīng)成功啟動(dòng).

2.4 粒徑對(duì)CANON工藝運(yùn)行的影響

2.4.1 CANON工藝成功啟動(dòng)后不同粒徑的氧傳質(zhì)效能 在CANON工藝的啟動(dòng)過(guò)程中,微生物大量分泌EPS促進(jìn)了細(xì)胞之間的聚集作用進(jìn)而更加容易形成顆粒污泥[29].對(duì) CANON工藝啟動(dòng)前以及啟動(dòng)成功并穩(wěn)定運(yùn)行期間的污泥粒徑進(jìn)行篩分統(tǒng)計(jì).根據(jù)篩分法獲得的 8組污泥粒徑進(jìn)行重新組合,將粒徑<0.154mm的標(biāo)記為 A組;粒徑為 0.154～0.335mm標(biāo)記為B;粒徑為0.335～1mm的標(biāo)記為C組;粒徑>1mm的標(biāo)記為D組.隨機(jī)選取B、C、D 3組中的 1粒顆粒污泥,通過(guò)顯微鏡測(cè)得其粒徑分別為 0.328,0.897,1.534mm.然后利用微電極技術(shù)測(cè)量污泥內(nèi)部的 DO濃度梯度的變化,首先假設(shè)顆粒污泥呈現(xiàn)規(guī)則的圓形,實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖 8所示.控制液體DO濃度在(1.4±0.2) mg/L條件下時(shí),實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明當(dāng)粒徑為 328μm 時(shí),顆粒污泥最深處的 DO 值為0.2mg/L,而AerAOB的DO飽和常數(shù)在0.2～0.4mg/L之間[30],這為 AerAOB的富集提供了必要的生存環(huán)境,同時(shí)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(yīng)該不小于0.2mg/L;當(dāng)粒徑為897和1534μm時(shí)顆粒污泥的最內(nèi)部DO濃度分別降低到0.02和0mg/L,標(biāo)記為C的顆粒污泥,當(dāng)距離粒徑中心位置的為 100μm 左右時(shí),DO濃度降低至0.06mg/L,并且在200 ～300μm時(shí)DO濃度消耗速率較快,而標(biāo)記為 D的顆粒污泥,在距離顆粒中心位置 300μm 左右時(shí),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(yǎng)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(yùn)用微電極技術(shù)測(cè)定了CANON工藝顆粒污泥內(nèi)部的DO濃度的變化,并通過(guò)熒光原位技術(shù)(FISH)證實(shí)了AerAOB和AnAOB的群落在顆粒污泥內(nèi)部的分布規(guī)律.

圖8 不同粒徑的氧傳質(zhì)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(guò)對(duì)不同顆粒粒徑的污泥進(jìn)行氧傳質(zhì)實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn),當(dāng)粒徑為328mm時(shí),污泥內(nèi)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(duì)的厭氧環(huán)境.本實(shí)驗(yàn)中對(duì)不同粒徑范圍內(nèi)的顆粒污泥進(jìn)行了批式實(shí)驗(yàn),對(duì) TNRE以及脫氮功能菌的占比進(jìn)行了分析,分析結(jié)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(shí)驗(yàn)結(jié)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(guò)氮平衡計(jì)算推斷得出AerAOB所占總功能菌的相對(duì)比值由73.21%減少至22.91%,而AnAOB的占比相對(duì)比值由21.48%增加至72.24%,同時(shí)TNRE也由27.6%增加至81.4%,進(jìn)一步證明了大顆粒污泥能夠?yàn)?AnAOB提供穩(wěn)定的微環(huán)境.Luo等[33]從部分硝化-厭氧氨氧化反應(yīng)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(guò)定量 PCR 和16SrRNA基因技術(shù)研究表明,隨著粒徑的不斷增加AerAOB的占比呈現(xiàn)下降的趨勢(shì),而AnAOB的占比卻隨粒徑的增加而增加,說(shuō)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(nèi)部為 AnAOB提供了適宜的微環(huán)境.當(dāng)系統(tǒng)處于好氧階段時(shí),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(nèi)部的AnAOB提供必要的底物(NH4+-N和NO2--N),同時(shí)顆粒污泥內(nèi)部的厭氧微環(huán)境為 AnAOB的生長(zhǎng)提供了必要條件,進(jìn)而實(shí)現(xiàn)了同步亞硝化/厭氧氨氧化的過(guò)程.Liu等[31]在研究顆粒污泥對(duì)同步亞硝化、厭氧氨氧化耦合反硝化(SNAD)工藝過(guò)程對(duì)脫氮性能的影響過(guò)程中發(fā)現(xiàn),穩(wěn)態(tài)顆粒半徑由100μm增加到 350 μm 時(shí),TN去除率由 21.2%提高到93.9%;而當(dāng)污泥粒徑由 350 μm 增加到 1200 μm時(shí),Anammox的豐度以及TNRE分別降低了56.7%和 66.7%,主要是因?yàn)轭w粒粒徑過(guò)大導(dǎo)致基質(zhì)傳質(zhì)效率降低,致使AnAOB的底物基質(zhì)不足,進(jìn)而導(dǎo)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(yīng)器中接種短程硝化污泥,其中主要的功能菌為 AerAOB,污泥形態(tài)以絲狀菌和桿狀菌為主,這符合AerAOB的典型形態(tài)特征.AnAOB菌主要呈球狀或橢球狀,且密集生長(zhǎng),階段Ⅱ,系統(tǒng)中NOB富集,但由于未向系統(tǒng)中接種厭氧氨氧化顆粒污泥,故污泥形態(tài)仍主要呈桿狀以及絲狀菌,球狀菌及橢球狀菌數(shù)量仍然較少,說(shuō)明反應(yīng)器中仍是AerAOB和NOB占優(yōu)勢(shì)地位.

圖10 不同階段污泥SEM照片F(xiàn)ig.10 SEM photos of sludge at different stages

階段Ⅲ,向系統(tǒng)內(nèi)接種厭氧氨氧化顆粒污泥,經(jīng)過(guò) 28d的運(yùn)行,成功啟動(dòng)了 CANON 工藝,此時(shí)AnAOB成為優(yōu)勢(shì)功能菌,污泥內(nèi)部存在大量緊密排列在一起的球狀菌與橢球狀菌.

3 結(jié)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(dòng),并且NH4+-N和TN的去除率由接種時(shí)的40.34%、34.18%提高至68.95%、55.73%,成功實(shí)現(xiàn)了AerAOB與AnAOB的協(xié)同脫氮.同時(shí)AerAOB與AnAOB的活性分別達(dá) 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(yīng)底物同時(shí)對(duì)厭氧氨氧化反應(yīng)具有抑制作用,雙基質(zhì)抑制動(dòng)力學(xué)結(jié)果表明,NH4+-N濃度為171.71mg/L時(shí),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(dāng) NO2--N濃度達(dá)到151.52mg/L時(shí),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(nèi)部,而好氧的AerAOB則更傾向于存在大顆粒污泥外側(cè)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(nèi),AerAOB的占比最大為73.32%,當(dāng)污泥粒徑大于1mm時(shí)AnAOB的占比最大為72.24%.