2017, Vol. 38
2. 哈尔滨工业大学市政环境工程学院, 哈尔滨 150090;
3. 北京城市排水集团有限责任公司科技研发中心, 北京 100022;
4. 北京市污水资源化工程技术研究中心, 北京 100124
2. College of Resources and Environmental Engineering, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China;
3. Research and Development Center of Beijing Drainage Group Technology, Beijing 100022, China;
4. Beijing Engineering Research Center for Wastewater Reuse, Beijing 100124, China
全程自养脱氮(completely antotrophic nitrogen removal over nitrite, CANON)工艺是以厌氧氨氧化反应为基础发展起来的, 该工艺是指在单一反应器内实现短程硝化和厌氧氨氧化, 从而达到脱氮的目的[1].相比于传统硝化反硝化, CANON工艺节约了60%以上的曝气量, 无需外加碳源, 减少75%的污泥产量[2], 有机物回收量高[3], 被认为是最经济高效的脱氮工艺[4] CANON工艺的主要功能微生物为氨氧化菌(ammonium oxidation bacteria, AOB)和厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX)菌, 两种功能菌均属自养菌, 其中ANAMMOX菌生长较慢, 世代周期长达11 d[5], 对外界环境因子的变化较为敏感, 这些因素均限制了CANON工艺在实际工程中的应用.
CANON工艺的实际运行中, 经常发生由于运行条件pH[6]、温度[7]、溶解氧(dissolved oxygen, DO)[8]等的变化造成短程硝化转变为全程硝化的现象.目前针对亚硝酸盐氧化菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)的控制策略主要有游离亚硝酸(free nitrous acid, FAN)[9]和游离氨(free ammonia, FA)[10]等条件进行的抑制, 短期内会达到满意效果, 由于NOB的生物量并未减少且污泥具有适应性, 长期运行之后抑制作用会消失.为维持CANON工艺的稳定运行, 不得不面临通过排絮体将NOB从系统内淘汰的现象.絮体+颗粒系统的CANON工艺形式是指AOB和NOB主要生长在絮体污泥中( < 200 μm), ANAMMOX菌主要生长在颗粒污泥中(>200 μm)[11], 可实现淘洗NOB的同时有效截留ANAMMOX菌的目的.
目前国内外研究者通过多种手段均实现了CANON工艺的启动, 启动时间均在2个月以上[12, 13], 但工程最低接种量与启动时间的对应关系并不明确, 而CANON工艺过程中絮体淘洗量对系统稳定性的影响还没有清晰认识.因此, 本文重点研究了接种不同比例ANAMMOX颗粒污泥对CANON工艺快速启动的规律和絮体污泥龄(sludge retention time, SRT)对工艺运行稳定性的影响, 并运用定量PCR技术对比分析不同絮体SRT期间微生物群落, 以期为实现CANON工艺的工程应用提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 试验装置试验装置为两个相同规格的SBR反应器, 如图 1所示, 分别标记为1号反应器和2号反应器.SBR反应器由有机玻璃制成, 内径300 mm, 高1 400 mm, 总容积为100 L, 有效容积为90 L.曝气器采用穿孔管, 激光开孔孔径为0.1 mm, 孔间隔为10 mm, 曝气量通过转子流量计控制, DO控制在0~0.4mg·L-1.试验采用间歇运行的方式, 每个周期包括：瞬间进水、曝气、沉淀、排水.每个周期运行结束后直接进入下一周期.试验温度通过恒温加热棒控制在30℃±1℃.
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图 1 SBR反应器试验装置示意 Fig. 1 Experimental apparatus of SBR reactor |
试验用水采用人工配水的方式.即通过向北京市高碑店污水处理厂初沉池出水中投加NH4HCO3和NaHCO3模拟高氨氮废水, 进水水质如表 1所示.
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表 1 反应器进水水质/mg·L-1 Table 1 Water quality of influent for reactor/mg·L-1 |
1.3 污泥接种与运行参数
反应器同时接种北京市高碑店污水厂的回流污泥和ANAMMOX颗粒污泥, 共计60 L.反应器内具有絮体污泥和颗粒污泥两种污泥形式, ANAMMOX颗粒污泥取自高碑店污水处理厂内某高氨氮废水一体式厌氧氨氧化SBR中试反应器[14], 接种时该反应器已运行两年, 总氮去除负荷稳定维持在0.32kg·(m3·d)-1.本试验成功启动的标准定义为SBR反应器总氮去除负荷达到接种的ANAMMOX颗粒污泥系统内的水平.试验过程中各阶段反应器的污泥组成与运行参数如表 2所示.各阶段反应器中的温度控制在30℃±1℃, pH为7~8.
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表 2 试验各阶段反应器内ANAMMOX颗粒污泥比例与运行参数 Table 2 Proportion of ANAMMOX granular sludge and operational of the reactor in each phase |
1.4 分析方法
水质指标检测方法按照文献[15]规定的方法测量, 总氮采用过硫酸钾氧化, 紫外分光光度法, 氨氮采用纳氏试剂光度法, 硝酸盐氮、亚硝酸盐氮和总磷采用离子色谱法, 化学需氧量采用重铬酸钾法；污泥浓度采用称重法；粒径分析采用湿式筛分法；DO、pH和T采用WTW测定；定量PCR扩增程序见文献[16, 17].
2 结果与讨论 2.1 反应器的启动 2.1.1 FA浓度对启动的影响阶段Ⅰ运行期间两反应器进水氨氮、出水氨氮、出水硝酸盐氮、出水亚硝酸盐氮和总氮去除负荷的变化如图 2所示.阶段Ⅰ, 1号反应器内回流污泥和ANAMMOX颗粒污泥分别为95%和5%, 进水氨氮初始浓度为703 mg·L-1, 初始FA浓度为44 mg·L-1；2号反应器内回流污泥和ANAMMOX颗粒污泥分别为90%和10%, 进水氨氮初始浓度为745 mg·L-1, 初始FA浓度为46 mg·L-1.启动初期调整曝气量至系统内DO低于0.1 mg·L-1, 以减弱NOB对亚硝酸盐氮的竞争, 为ANAMMOX菌争取更多基质并提供低氧环境.
系统在阶段Ⅰ运行的第14 d, 出水氨氮分别为494 mg·L-1和361 mg·L-1, 亚硝酸盐氮分别为25 mg·L-1和22 mg·L-1, 硝酸盐氮均为0 mg·L-1, 总氮去除负荷分别为0.02 kg·(m3·d)-1和0.03 kg·(m3·d)-1.说明初始FA浓度大于44 mg·L-1, 有利于实现回流污泥短程硝化的稳定运行.系统中AOB和ANAMMOX菌也受到不同程度的抑制, 因此在阶段Ⅰ运行14 d后, 调整两个反应器内的初始氨氮浓度至274 mg·L-1和231 mg·L-1, 其他运行条件不变, 对应的FA浓度分别是17 mg·L-1和14 mg·L-1.系统在阶段Ⅰ运行20d后, 仍观察到出水亚硝盐氮较高, 分别为56 mg·L-1和44 mg·L-1, 硝酸盐氮为0 mg·L-1的现象, 说明FA浓度降低至14 mg·L-1仍能实现短程硝化的稳定, ANAMMOX菌的活性却不能得到有效提高, 分析原因可能是较低比例的ANAMMOX颗粒污泥接种量造成了启动的失败.因此, 两反应器内各加入6 L的ANAMMOX颗粒污泥, 将ANAMMOX颗粒污泥的比例分别提高至15%和20%, 进入阶段Ⅱ的启动过程.
有研究表明, 对AOB、NOB和ANAMMOX菌产生抑制的不是氨氮, 而是FA[18, 19].FA浓度超过6 mg·L-1时, NOB的活性受到完全的抑制[20]；10~150 mg·L-1时, AOB的活性会受到抑制[21]；13~90 mg·L-1时, ANAMMOX的活性会受到抑制[22].阶段Ⅰ的试验结果说明：①在温度维持在31℃±1℃, pH为7~8, DO低于0.1 mg·L-1，初始FA浓度超过14 mg·L-1的条件下, 有利于实现回流污泥短程硝化的稳定运行；②小于等于10%ANAMMOX颗粒污泥的接种量不利于CANON工艺的快速启动.
2.1.2 反应器的成功启动阶段Ⅱ运行期间, 通过实时监测氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的变化状态, 在无硝酸盐氮和亚硝酸盐氮累积的前提下, 缓慢提高曝气量和进水氨氮的浓度, 进水氨氮、出水氨氮、出水亚硝酸盐氮、出水硝酸盐氮和总氮去除负荷的变化如图 2所示.阶段Ⅱ, 1号反应器内回流污泥和ANAMMOX颗粒污泥分别为85%和15%, 进水氨氮初始浓度为178 mg·L-1, 初始FA浓度为11 mg·L-1；2号反应器内回流污泥和ANAMMOX颗粒污泥分别为80%和20%, 进水氨氮初始浓度为175 mg·L-1, 初始FA浓度为11 mg·L-1.两反应器在启动初期FA浓度均小于文献报道抑制区间的最低值13 mg·L-1, 排除启动初期FA对ANAMMOX菌的影响.
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图 2 启动过程中氮素变化 Fig. 2 Variations of nitrogen concentrations during start-up |
1号反应器在阶段Ⅱ加泥后的第一个周期, 曝气量由21L·h-1调高至36 L·h-1, 系统内DO浓度由0.08 mg·L-1升高至0.16mg·L-1, 造成出水氨氮为1.49mg·L-1, 亚硝酸盐氮为3 mg·L-1, 硝酸盐氮的生成比例为0.17的现象, 说明阶段Ⅰ运行期间, 系统内NOB的活性只是暂时受到抑制, 并未完全失活, 系统内DO浓度突然升高, NOB的活性可立即恢复, 系统内短程硝化遭到破坏, 变为全程硝化.1号反应器在阶段Ⅱ运行46 d后, 初始氨氮浓度由178 mg·L-1增加至344mg·L-1, 曝气量由30 L·h-1升高至160 L·h-1, 总氮去除负荷达到0.32 kg·(m3·d)-1并能稳定维持, 认定1号反应器CANON工艺启动成功；2号反应器在阶段Ⅱ运行35 d后, 初始氨氮浓度由175 mg·L-1增加至350 mg·L-1, 曝气量由20 L·h-1升高至180 L·h-1, 总氮去除负荷能稳定维持在0.32 kg·(m3·d)-1, 认定2号反应器CANON工艺启动成功.
在诸多厌氧氨氧化工艺应用研究的报道中, 启动时间多为0.5~3.5 a[23, 24], 较长的启动时间限制了CANON工艺的推广应用.本试验利用两个相同规模的SBR反应器分别接种15%和20%的ANAMMOX颗粒污泥, 在46 d和35 d成功启动了CANON工艺.以上分析结果说明, 通过接种一定比例的ANAMMOX颗粒污泥可缩短CANON工艺的启动时间.
2.2 CANON工艺的稳定运行及效果CANON工艺启动成功后进入稳定运行阶段, 1号反应器进水氨氮控制在400~500mg·L-1, 气量180L·h-1；2号反应器进水氨氮控制在500~600mg·L-1, 气量250L·h-1, TN去除负荷、去除率和DO关系如图 3所示.
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图 3 反应器TN负荷、去除率及DO Fig. 3 Variations of TN removal rate, removal efficiency and DO concentrations |
1号反应器在稳定运行阶段, 出水亚硝酸盐氮和硝酸盐氮平均值分别是35mg·L-1和75mg·L-1, 硝酸盐氮产生比例为0.03, TN和氨氮平均去除率分别为81%和96%, TN平均去除负荷为0.32kg·(m3·d)-1, 颗粒浓度由491mg·L-1增长至665mg·L-1, 增长率为5.1 mg·(L·d)-1. 2号反应器在稳定运行阶段, 出水亚硝酸盐氮和硝酸盐氮平均值分别是19mg·L-1和84mg·L-1, 硝酸盐氮产生比例为0.07, TN和氨氮平均去除率分别为85%和95%, TN平均去除负荷为0.35kg·(m3·d)-1, 颗粒浓度由470mg·L-1增长至686mg·L-1, 增长率为7.0 mg·(L·d)-1.由上述分析结果可知, 两反应器均对氨氮表现出良好的去除效果, 本系统具有良好的稳定性.
2.3 絮体SRT对CANON工艺运行的效果为维持CANON工艺的稳定运行, 有时不得不面临通过排絮体将NOB从系统内淘汰的现象.本文以2号反应器为研究对象, 进行了絮体SRT对CANON工艺稳定性的试验.阶段1, 絮体SRT为30 d；阶段2, 絮体SRT为90 d；阶段3, 不主动排絮体, 具体试验结果如图 4~6所示.各阶段运行期间维持系统内温度31℃±1℃, pH 7~8, 平均气量维持在250 L·h-1, 初始氨氮浓度300~500 mg·L-1.
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图 4 反应器TN负荷、去除率及DO Fig. 4 Variations of TN removal rate, removal efficiency and DO concentrations |
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图 5 污泥浓度变化及硝酸盐产生比例 Fig. 5 Variations of mixed liquor suspended sludge concentration and the ratio of nitrate |
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图 6 粒径分布 Fig. 6 Variations of particle size |
阶段1, 絮体SRT为30 d, 共运行70 d.运行期间具体操作方法为：每天取3 L混合污泥, 用0.2 mm的筛网进行水力筛分, 淘洗絮体后将颗粒再截留至反应器.如图 5所示, 混合污泥浓度先呈下降趋势, 后趋于稳定, 颗粒浓度呈上升趋势, 由之前的508mg·L-1增长至941 mg·L-1, 颗粒所占比例由9%增加至40%, 颗粒增长率为6.1 mg·(L·d)-1.系统内的平均粒径由156 μm增长至218 μm.因大量NOB被淘洗, 硝酸盐氮并未明显增加, 系统内好氧菌数量相对较少, DO浓度不断上升, 总氮去除负荷也呈上升趋势, 平均去除负荷为0.35 kg·(m3·d)-1, 最高达到0.50kg·(m3·d)-1, 总氮平均去除率为86%.说明絮体SRT为30 d时, CANON工艺仍能稳定运行, 原系统内絮体处于过剩状态.
阶段2, 絮体SRT为90 d, 共运行130 d.运行期间具体操作方法为：每天取1 L混合污泥, 用0.2 mm的筛网进行水力筛分, 淘洗絮体后将颗粒截留至反应器.阶段2相比阶段1, NOB淘洗量有所降低, 平均DO浓度由0.15mg·L-1提高至0.24 mg·L-1, 硝酸盐氮的产生比例仍在合理范围内, 总氮平均去除率维持在80%, 原因在于, 阶段2, 颗粒浓度呈上升趋势, 由941 mg·L-1增加至2 077 mg·L-1, 颗粒在系统内所占比例由40%增长至73%, 颗粒增长率为8.6 mg·(L·d)-1, 系统内平均粒径由218 μm增长至358 μm，ANAMMOX菌较NOB对亚硝酸盐氮更具亲和力, 逐渐成为系统的优势菌.在运行阶段2的第172 d至第177 d, 系统内混合装置出现问题, 传质效率受阻, 出现反应速率降低, 出水氨氮较高, 总氮负荷下降的现象.由上述分析结果可知, 絮体SRT为90 d时, CANON工艺仍能稳定运行.
阶段3采取不主动排泥的方式运行了118 d.系统内平均DO维持在0.35mg·L-1, 总氮平均去除负荷0.35 kg·(m3·d)-1, 最高达0.56 kg·(m3·d)-1, 总氮平均去除率维持在88%.系统内的平均粒径由359 μm增长至377 μm, 絮体浓度平均维持在1 100 mg·L-1, 颗粒浓度由2 077 mg·L-1增加至3 151 mg·L-1, 颗粒增长率为9.7 mg·(L·d)-1.说明控制合适的条件, 即使不进行NOB的淘洗, 也可以维持系统的稳定.
本试验中还通过定量PCR研究了各阶段反应器内AOB、ANAMMOX和NOB的丰度, 如表 3所示.结果表明, 随絮体SRT的延长, 反应器内AOB的丰度维持稳定, 而ANAMMOX菌的丰度增长了1.5倍, 表明在各SRT下, 主要脱氮功能菌AOB和ANAMMOX菌都可以得到良好的持留, 系统可维持稳定的总氮去除负荷(图 4).根据报道[25], CANON反应器中NOB的过量增殖会改变系统的脱氮途径, 使总氮去除率降低, 是一体化厌氧氨氧化工艺崩溃的主要原因之一.在本试验中, NOB的丰度一直维持很低的水平(8.06×106~3.76×108copies·g-1，以SS计), 由此短程硝化-厌氧氨氧化途径是总氮去除的主要途径, 系统稳定性良好.但值得注意的是, 当阶段3不淘洗絮体污泥时, 系统NOB的丰度显著增加, 与絮体SRT为30d时相比增加了47倍.因此有必要在后续的长期运行中持续关注NOB的丰度及系统稳定性.综上所述, 通过控制合理的絮体污泥龄可以实现功能菌(AOB和ANAMMOX菌)的有效持留和NOB的淘洗, 有利于系统的稳定运行.
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表 3 试验各阶段反应器内菌群丰度(平均值)/copies·g-1 Table 3 Abundance of microbial community in each phase (average)/copies·g-1 |
3 结论
(1)接种5% ANAMMOX颗粒污泥和95%回流污泥, 10%ANAMMOX颗粒污泥和90%回流污泥, 两反应器在初始FA浓度大于44mg·L-1的条件下, 不利于CANON工艺的启动.
(2)通过接种15%ANAMMOX颗粒污泥和85%回流污泥, 20%ANAMMOX颗粒污泥和80%回流污泥, 两反应器在采取不断提高曝气量和进水氨氮浓度的策略下, 分别在46d和35d实现CANON工艺的启动, 并能稳定运行.
(3)温度维持在31℃±1℃, pH 7~8, DO低于0.1mg·L-1, 初始FA浓度超过14 mg·L-1的条件下, 有利于实现回流污泥短程硝化的稳定.
(4)通过定量PCR技术分析得出絮体SRT时间越长, ANAMMOX菌的丰度越高；通过控制合理的絮体污泥龄可实现功能菌(AOB和ANAMMOX菌)的有效持留和NOB的淘洗, 有利于系统的稳定运行.
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