好氧/缺氧交替間歇饑餓CANON工藝處理生活污水

李 冬，劉名揚，張 杰,2，任紀元

(1.水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室(北京工業大學)，北京 100124；2.城市水資源與水環境國家重點實驗室(哈爾濱工業大學)，哈爾濱 150090)

發展于20世紀90年代末的全程自養脫氮工藝(completely autotrophic nitrogen removal over nitrite, CANON)被認為是一種經濟、高效的脫氮工藝,具有大幅節約曝氣、無需外加碳源、工藝流程簡短且污泥產量少等諸多優勢[1-3]。但在實際運行過程中,亞硝酸鹽氧化菌(NOB)的生長會導致厭氧氨氧化反應缺乏基質,以及總氮去除率下降等問題,因此,CANON工藝的穩定運行需要抑制NOB的活性。CANON工藝目前主要應用于處理高氨氮污水,包括垃圾滲濾液、污泥硝化液和壓濾液、養殖廢水、發酵廢水等[4]。應用CANON工藝處理低氨氮質量濃度、含有有機物、成分復雜的生活污水存在巨大挑戰。生活污水中攜帶的異養菌和NOB大量增殖會影響CANON工藝的穩定性。

在之前的研究中[5],采用水力篩分間歇饑餓CANON工藝的運行方式,有效地抑制了NOB的活性,實現了CANON工藝處理低氨氮污水的穩定運行。水力篩分間歇饑餓是指首先通過不同粒徑沉降速率的差異,將部分絮狀污泥排出主流反應器外,之后對其進行饑餓操作,抑制其中NOB菌的活性,最后將這部分絮狀污泥再回流至主流反應器,周期性操作以實現CANON工藝的穩定運行。但在上述研究中,反應器進水采用了人工配水,而實際生活污水成分復雜,水質情況波動大,這是人工配水無法準確模擬的,因此,要實現CANON工藝在實際生活污水處理工程中的應用仍需進一步研究。

李波茵等[6]研究了饑餓對兩級SBR反應器內活性污泥的影響,指出異養菌在DO較高的環境中,新陳代謝較強,隨著營養基質的消耗降低,異養菌很快進入內源呼吸期。同時,AOB的衰減速率對DO質量濃度也具有依賴性,較高的DO質量濃度導致AOB的快速衰減。

綜上,在CANON工藝中運用間歇饑餓策略,最佳的饑餓條件是厭氧饑餓,此時AOB的衰減速率最低,NOB無法生長。不過絲狀菌和異養菌對于好氧饑餓有更強的敏感性,同時會產生DO質量濃度的大幅度提高,帶來ANAMMOX活性降低、NOB和絲狀菌繁殖等問題。基于此,針對實際生活污水,提出水力篩分好氧/缺氧強化間歇饑餓的方式運行反應器,首先探究好氧間歇饑餓期間硝化細菌活性衰減情況。之后根據批次實驗的結果,設定合理的運行參數。R1和R2反應器所排出的絮狀污泥在間歇饑餓階段分別采用1∶1和2∶1兩種曝停比,探究好氧/缺氧交替強化間歇饑餓CANON工藝處理實際生活污水的穩定性,以期為CANON工藝的工程化應用提供參考。

1 實 驗

1.1 接種污泥和實驗用水

反應器接種污泥取自實驗室穩定運行的CANON反應器,平均體積粒徑為573 μm,初始污泥質量濃度為2 143 mg/L。實驗采用實際生活污水,取自北京某住宅小區,具體水質情況如表1所示。

表1 生活污水水質

1.2 實驗裝置

本研究在連續動態實驗中采用SBR反應器,反應器由有機玻璃制成,有效容積為2.0 L,反應器壁的垂直方向每隔5 cm設置一個取樣口,采用機械攪拌,反應器底部安裝曝氣盤進行微孔曝氣,通過氣體流量計控制曝氣量。反應器的運行通過時控開關進行控制,容積交換率為70%。

在間歇饑餓階段,反應器排出的污泥儲存在好氧瓶中進行饑餓操作,好氧瓶由玻璃制成,有效容積500 mL,內置曝氣盤可進行微孔曝氣。

1.3 運行參數

本實驗分為兩個階段,反應器運行溫度為28～31 ℃。SBR反應器采用間歇梯度的曝氣方式,曝氣速率為30 mL/min。

實驗開始時,將反應器進水從人工配水變更為實際生活污水,S1階段為適應期,反應器不進行周期性間歇饑餓。同時,在這一階段進行批次實驗,探究好氧饑餓對于AOB和NOB活性的影響。

在S2階段,開始進行周期性間歇饑餓操作,每一個饑餓周期首先進行水力篩分,反應器停止攪拌和曝氣,靜置沉淀并計時,之后從SBR反應器的出水口排出絮狀污泥,洗滌后放置于好氧瓶中,R1和R2所排出的絮狀污泥在間歇饑餓階段分別采用1∶1和2∶1兩種曝停時間比,置于室溫下進行間歇饑餓。此時SBR反應器仍保持運行狀態。在饑餓期結束后,將排出的這部分污泥回流至SBR反應器,進行活性恢復。各階段具體天數及運行情況如表2所示。

表2 各階段運行情況

1.4 常規指標分析

1.5 功能菌活性分析

在批次試驗中,比氨氧化速率(specific ammonia nitrogen oxidation rate,RSAO)和比亞硝酸鹽氧化速率(specific nitrite oxidation rate,RSNO)的測定方法參照文獻[7],配水組分見表3,每個樣品設置3個平行樣。

表3 活性測定配水組分

硝化細菌活性采用指數函數進行擬合,式(1)為衰減速率擬合方程[8],式(2)為活性恢復擬合方程[9]。

(1)

(2)

式中：b為活性衰減速率,d-1;r為活性恢復速率,d-1;R0和Rt分別為饑餓前后的底物消耗速率,mg/(g·min);F0和Ft則分別為恢復前后的底物消耗速率,mg/(g·min);td為饑餓和活性恢復的時間,d。

1.6 脫氮路徑分析

在CANON工藝處理實際生活污水的過程中,對系統的脫氮路徑進行探究。參考Li等[10]提出的分析方法,式(3)～(5)為根據氮守恒得到的計算公式,式(6)和(7)分別為CANON途徑和異養反硝化(HDB)途徑對于總氮去除的貢獻率。

(3)

(4)

(5)

(6)

(7)

2 結果與分析

2.1 好氧間歇饑餓對功能菌活性的影響

在前期的研究中[12],曾探究了水力篩分之后的絮狀污泥經歷缺氧間歇饑餓時AOB和NOB活性衰減的差異。在本研究中,反應器中進水從人工配水變更為實際生活污水,Duan等[13]指出,生活污水中含有的NOB隨著進水持續進入反應器中,破壞了NOB的抑制作用,因此,面對實際生活污水的處理,需要強化間歇饑餓對于NOB的抑制作用,S1階段進行批次實驗,探究了硝化細菌在好氧間歇饑餓下的活性衰減速率。

在實驗第1天時,對于CANON反應器進行水力篩分,將1.5 min沉降時間后的排泥放置于好氧瓶中進行好氧饑餓,控制曝氣量為30 mL/min,持續曝氣,每日測定AOB和NOB的底物降解速率隨饑餓時長的變化,并進行函數擬合,同時計算衰減速率。圖1為好氧饑餓過程中硝化細菌活性的衰減變化。在饑餓之前,絮狀污泥中AOB和NOB的底物降解速率分別為0.126和0.406 g/(g·d),相比人工配水階段,絮狀污泥中的AOB活性較為相似,但NOB活性遠高于采用人工配水培養階段,生活污水的引入導致系統中的NOB增多。

圖1 不同饑餓時間AOB和NOB的活性變化

饑餓1 d后,NOB的底物降解速率就下降到了0.207 g/(g·d),為饑餓前的50.94%,僅通過1 d的時間就使NOB活性衰減至原先的一半,此時的衰減速率達(0.674±0.009) d-1,遠大于之前研究中測定的厭氧饑餓時的活性衰減速率(0.185±0.012) d-1。而AOB在饑餓1 d時仍保留著相比饑餓前82.78%的活性,表現出良好的抵抗外界環境變化的能力。饑餓4 d時,AOB的活性基本衰減至饑餓前的50%,而NOB僅為25.33%。饑餓第5天時,AOB和NOB的底物降解速率分別達0.047和0.081 g/(g·d),NOB活性僅為饑餓前的19.97%。

表4為好氧間歇饑餓階段AOB和NOB的活性衰減速率,可以看出,就整個饑餓階段而言,NOB的衰減速率呈現明顯的先快后慢趨勢,在第1天時,NOB的活性衰減速率最大,隨后逐漸減小,第3天后趨于穩定,第3～5天的平均衰減速率為0.335 d-1,而AOB基本保持穩定,在整個饑餓階段的平均衰減速率為0.180 d-1。郝曉地等[14]指出,在好氧饑餓狀態下NOB衰減速率遠大于AOB衰減速率,特別是在衰減開始的初期,本研究觀察到的現象與之類似。

表4 活性衰減速率

2.2 脫氮性能分析

反應器接種的污泥來自實驗室采用人工配水穩定運行的CANON反應器,實驗開始時,將反應器進水直接改變為生活污水,相比氨氮質量濃度為80 mg/L的人工配水,實際生活污水的氨氮質量濃度更低,含有有機碳源,成分復雜且濃度呈現波動狀態。

圖2為反應器運行過程中進出水氮素質量濃度,圖3為兩個反應器的脫氮性能,可以看出,兩個反應器在S1階段均出現脫氮性能下降的情況,R1和R2反應器在S1階段的平均氨氮去除率分別為56.94%和57.31%,平均總氮去除率分別為30.11%和28.98%。

圖2 反應器進、出水氮質量濃度

圖3 反應器脫氮性能

S1階段批次實驗的結果表明,在好氧間歇饑餓期間,AOB和NOB的活性衰減率都較大,Munz等[15]也指出,隨著氧氣濃度的增加,AOB的衰減也會增加,這對于CANON系統是不利的。有研究探究了在不同DO條件下AOB的活性衰減率[16],發現在完全有氧的條件下AOB衰減率最高,完全缺氧的條件下AOB衰減率最低,而好氧/缺氧條件下AOB的衰減率介于兩者之間。另有研究指出[17],AOB的飽食饑餓特性使其能夠經受溶解氧周期性的變化,逐漸成為優勢菌群。因此,從維持AOB活性以及節約曝氣成本的角度,在S2階段采用水力篩分和好氧/缺氧交替強化間歇饑餓的方式運行反應器,設置饑餓3 d和恢復3 d為一個周期,R1和R2反應器所排出的絮狀污泥在間歇饑餓階段曝氣流量均為30 mL/min,分別設置曝停比為1∶1和2∶1。

S2階段,開始周期性水力篩分好氧/缺氧交替間歇饑餓的運行,兩個反應器脫氮性能均有所好轉,出水硝氮和氨氮質量濃度呈現波動下降,在經歷了4次間歇饑餓之后(第32天),R1和R2反應器的出水氨氮質量濃度分別為11.29和8.82 mg/L,相比S1階段,有了顯著的降低。隨著反應的進行,兩個反應器的脫氮性能均呈現上升趨勢,最終,R1和R2反應器的氨氮去除率分別穩定在87.78%和94.14%,總氮去除率則分別為75.59%和82.07%,R2反應器的脫氮效果更好一些,可見,在間歇饑餓期間采用較長的好氧時間更有利于抑制NOB的活性,有助于反應器整體性能的提升。

2.3 脫氮路徑分析

表5 總氮去除路徑分析

第10天時,R1和R2通過自養脫氮途徑去除的氮占總氮去除率的比例分別為54.83%和58.12%,另外分別有11.49%和12.25%的氮通過反硝化途徑被去除,可以看出,此時自養脫氮貢獻率較低,而反硝化途徑的貢獻率較高。何永平[19]指出,生活污水的加入引入了大量的好氧異養菌,抑制了AOB的活性,使脫氮效率下降,影響自養系統脫氮性能的穩定性。所以,在采用CANON工藝處理生活污水時,不僅需要抑制NOB的活性,還需要抑制異養菌和反硝化菌的生長繁殖,才能維持CANON工藝的穩定運行。隨著水力篩好氧/缺氧交替間歇饑餓的運行,第26天時,R1和R2反應器的自養脫氮貢獻率分別達到了65.63%和79.92%,而反硝化貢獻率下降到了4.21%和3.60%,反應器中NOB和反硝化菌的活性得到了抑制,R2反應器的自養脫氮貢獻率高于R1,而反硝化途徑貢獻率小于R1,說明在間歇饑餓階段較長的好氧饑餓時間,也有利于反硝化菌等異養菌活性的抑制。實驗進行到第50天時,兩個反應器的自養脫氮貢獻率均超過80%,而反硝化途徑的貢獻率小于1%,說明此時反應器中脫氮路徑主體為CANON反應。

2.4 污泥粒徑及形態分析

在CANON工藝處理生活污水運行期間,對污泥的粒徑進行了測定,圖4為R1和R2反應器中CANON污泥的體積平均粒徑變化。實驗初期,R1和R2反應器接種來自同一個反應器穩定運行的CANON污泥,此時R1和R2的體積平均粒徑分別為570和576 μm,兩者基本相同。隨著反應的進行,污泥粒徑呈現上升趨勢,此時,由于實際生活污水比人工配水營養物質更豐富,相比人工配水培養的污泥,該階段CANON污泥的粒徑有一定程度的增長。有研究[20]指出,由于生活污水中含有有機物,異養菌包括反硝化菌會大量增殖,另外,生活污水中大量的懸浮物也會吸附于顆粒表面,使粒徑變大。第40天時,污泥粒徑最大,隨后基本保持穩定。

圖4 反應器污泥粒徑變化

就整個實驗階段來看,R1反應器中的污泥粒徑增長略大于R2反應器,原因為水力篩分好氧/缺氧交替間歇饑餓僅對于排出反應器的絮狀污泥進行饑餓,粒徑較大的顆粒污泥仍留存在反應器中。R1和R2反應器在正常運行時的參數設置一致,因此,兩個反應器中的顆粒污泥生長情況類似,沒有明顯的差別。但R2反應器在好氧/缺氧交替間歇饑餓階段有著更長的曝氣時間,好氧瓶中的上升氣流對絮狀污泥產生了水力剪切力,使絮狀污泥破碎,粒徑降低,當這部分絮狀污泥回流至R2反應器時,相比R1反應器,整體的體積平均粒徑就有所降低。

在處理實際生活污水階段,通過顯微鏡觀察反應器中污泥的形態,圖5為兩個反應器中CANON污泥的顯微鏡照片,其中,圖5(a)為取自R1反應器的顆粒污泥,圖5(b)為取自R2反應器的顆粒污泥。在實驗期間,CANON反應器為絮狀污泥和顆粒污泥的混合系統,有研究指出[21],綜合應用具有不同結構形式的污泥有利于不同功能細菌之間的協調,同時可以提高系統的氮去除率。Hubaux等[22]也稱絮狀污泥和顆粒污泥的混合系統相比顆粒污泥系統更常見,而且即使是占比較少的絮狀污泥也會對反應器整體性能產生較大影響。由圖5可知,R1和R2反應器中的顆粒污泥并未觀察到明顯的差異。相比人工配水培養的CANON污泥,此階段的CANON污泥顏色偏深,原因是一方面實際生活污水的引入帶來了部分絮狀污泥和無機雜質,導致顆粒污泥表面的溝壑中附著了灰黑色的絮狀污泥及無機雜質,另一方面,有研究[23]指出,人工配水培養的ANAMMOX菌的細胞色素中多為Fe2+,而采用生活污水培養的則多為Fe3+,細胞色素c中的Fe呈三價態時顯深紅色[24],因此,處理實際生活污水的CANON顆粒污泥顏色深于采用人工配水的處理階段。

圖5 污泥形態

2.5 污泥EPS分析

在CANON工藝處理實際生活污水期間,定期對污泥的EPS進行測定,如圖6所示,由于反應器接種的污泥是實驗室采用人工配水穩定運行的CANON污泥,在S1階段初期,污泥的EPS質量分數就已達到較高水平。在這一階段,隨著反應器的運行,污泥的EPS質量分數總體呈現上升趨勢,原因是進水從人工配水改變為實際生活污水,基質中含有的有機碳源有利于細菌分泌更多的EPS。Li等[25]也指出,在一定范圍內,隨著COD的增加,PN和PS的產量和分布都有所增加。同時觀察到雖然EPS質量分數呈現上升趨勢,但總體變化較小,增長幅度不大。另有研究指出[26],總氮質量濃度會影響污泥EPS的質量分數,在一定范圍內,EPS及各組分質量分數會隨著基質濃度的升高而升高,而在這一階段,反應器進水氨氮質量濃度僅有50 mg/L左右,較低的總氮質量濃度也影響了污泥EPS的產生。

圖6 反應器EPS質量分數變化

比較R1和R2反應器的EPS質量分數可以看出,兩個反應器的變化趨勢基本相似,但R2的EPS質量分數稍大于R1。在前文對于粒徑的分析中曾提到R1反應器的粒徑略大于R2反應器,而EPS的質量分數相反,這說明在這一階段,R1和R2反應器粒徑大小存在差異的原因并不是EPS,而是前文所分析的,R2反應器在間歇饑餓期曝氣時間長造成的絮狀污泥粒徑減小。水力篩分好氧/缺氧交替饑餓的操作僅針對部分絮狀污泥進行饑餓,顆粒污泥留存在反應器中未受到饑餓的影響,因此,R1和R2反應器表現在EPS總量上的差異也較小。

在EPS中,PN質量分數最高,其次為腐殖酸,PS的質量分數較低。Hou等[27]也指出,PN是影響厭氧氨氧化污泥聚集能力的主要因素。可以看出,水力篩分好氧/缺氧交替間歇饑餓的運行策略對于CANON污泥的EPS質量分數沒有產生明顯的不利影響,較高的PN質量分數也有助于維持CANON顆粒污泥結構的穩定性,以避免處理實際生活污水時,外界不利環境條件對于相關功能菌活性的影響。

3 結 論

1)好氧饑餓中,NOB的活性衰減率遠大于缺氧饑餓, 饑餓1 d時,NOB的底物降解速率就下降到0.207 g/(g·d),饑餓5 d時, NOB活性僅為饑餓前的19.97%。而AOB在饑餓1 d時仍保留著相比饑餓前82.78%的活性,表現出了良好的抵抗外界環境變化的能力。

2)以3 d饑餓和3 d恢復為一個周期采用水力篩分好氧/缺氧交替間歇饑餓方式運行反應器,在間歇饑餓期間,R1和R2分別采用1∶1和2∶1的曝停比,最終氨氮去除率分別穩定在87.78%和94.14%,總氮去除率分別達到了75.59%和82.07%,實現了CANON工藝處理低氨氮生活污水的穩定運行。

3)采用水力篩分好氧/缺氧強化間歇饑餓的方式,有效地抑制了系統中的反硝化菌,穩定運行后期,兩個反應器中反硝化脫氮貢獻率均小于1%,反應器脫氮路徑主體為CANON反應,同時,饑餓階段較長的好氧時間更有利于NOB和反硝化菌的抑制。

4)生活污水培養的CANON污泥顏色較深,粒徑有一定的增長,R1和R2反應器的平均粒徑分別達673和659 μm。EPS質量分數受總氮質量濃度和有機碳源等多個因素影響,保持緩慢增長的趨勢。