2017, Vol. 38
2. 江苏省水处理技术与材料协同创新中心, 苏州 215009;
3. 江苏省环境科学与工程重点实验室, 苏州 215009
, LI Tian1 , XU Le-zhong1,2,3
, SHEN Yao-liang1,2,3 , WU Peng1,2,3 , ZHANG Ting1 , Samwine Thomas1
2. Jiangsu Collaborative Innovation Center of Technology and Material of Water Treatment, Suzhou 215009, China;
3. Jiangsu Key Laboratory of Environmental Science and Engineering, Suzhou 215009, China
相较于传统脱氮工艺, 厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX)工艺具有无需投加有机碳源、脱氮负荷高、产泥量少、节能等优势[1], 成为国内外废水脱氮领域的热点.基于厌氧氨氧化的代表性生物脱氮工艺如亚硝化-厌氧氨氧化工艺(SHARON-ANAMMOX)[2]和完全自养脱氮工艺(CANON)[3]已经在各种类型实际废水处理中得到成功应用, 并取得了较好的运行效果和经济效益.但厌氧氨氧化菌生长缓慢, 倍增时间长, 生长条件苛刻[4], 导致厌氧氨氧化反应器启动周期较长, 尤其是不同现场应用规模ANAMMOX反应器的快速启动方面, 直接限制了厌氧氨氧化工艺的大规模应用[5].众多学者针对此问题进行了大量的研究, 研究的热点主要集中在反应器类型、接种污泥源及启动方式等[6], 其中选取具有高效持留能力的反应器和具有土著厌氧氨氧化菌种的污泥源被认为是缩短厌氧氨氧化反应器启动周期的有效手段.
有研究表明, 厌氧氨氧化菌在自然环境[7]和人工生态系统[1]中广泛存在, 因而可以作为厌氧氨氧化反应器的潜在菌源较多, 但不同菌源的启动效能却差异较大[8].反硝化污泥与厌氧氨氧化菌的代谢基质相近, 厌氧颗粒污泥中具有厌氧氨氧化功能的浮霉状菌丰度较高[9], 上述两种污泥来源广泛, 与厌氧氨氧化菌的生长条件相似, 均可用作厌氧氨氧化快速启动的接种物, 颗粒化的厌氧氨氧化污泥具有抗水力冲击能力强, 脱氮负荷高, 保证反应器高效稳定运行, 是厌氧氨氧化工艺中菌种流加技术[10]的核心因素, 培养出厌氧氨氧化颗粒污泥可进一步加快厌氧氨氧化工艺在实际工程中的应用与推广, 但厌氧氨氧化颗粒污泥培养时间缓慢, 对反应器的构造和运行方式要求较高.膜生物反应器(MBR)能实现完全的生物截留[11], 从根本上防止了厌氧氨氧化菌的流失; 厌氧折流板反应器(ABR)是一种厌氧生物反应器, 具有结构简单、生物截留能力强、易形成颗粒污泥等特点[12].本课题组基于前期的研究成果, 将ABR和MBR优化组合, 构成新型厌氧氨氧化反应器, 将其应用于厌氧氨氧化的快速启动上, 分别接种厌氧颗粒污泥和絮状反硝化污泥, 考察不同接种污泥的厌氧氨氧化启动过程的差异和颗粒化程度, 以期为快速启动厌氧氨氧化反应器的污泥源选择提供依据, 推动厌氧氨氧化工艺的工程化应用进程.
1 材料与方法 1.1 实验装置基于本实验室前期的研究成果, 采用ABR反应器的第一隔室作为主体反应区, 利用折流板的导向作用促进厌氧氨氧化颗粒污泥的形成与生长, 利用膜组件截留微生物, 防止厌氧氨氧化菌的流失, 进一步富集厌氧氨氧化菌, 二者结合即为本实验所采用的CAMBR(图 1)反应器, 该反应器由有机玻璃制成, 反应器长20 cm, 宽15 cm, 有效高度25cm, 有效容积7.5 L.反应区内升降流区宽度比为4:1, 折流板导向角为45°, MBR采用帘式中空纤维微滤膜组件, 膜孔径0.1 μm, 膜面积为0.2 m2, 反应器通过蠕动泵连续进水, 由蠕动泵经中空纤维微滤膜间歇抽吸出水, 抽吸周期为10 min(8 min抽吸和2 min反冲洗).
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图 1 CAMBR反应器装置示意 Fig. 1 Schematic of CAMBR |
本研究采用两种污泥, 反应器1(R1)：取自安徽某淀粉厂厌氧池中厌氧颗粒污泥, 初期接种污泥指标如下, MLSS：23.6 g·L-1, MLVSS：13.2 g·L-1, MLVSS/MLSS：56%;反应器2(R2)：取自苏州市某污水厂A2/O工艺的缺氧反硝化污泥, 初期接种污泥指标如下, MLSS：7.1g·L-1, MLVSS：4.9 g·L-1, MLVSS/MLSS：69%.
1.3 反应器运行条件两个反应器平行运行, 整体密封保证厌氧, 采用遮阳塑料膜遮住避光, 置于恒温水浴缸中, 控制水浴温度33℃±2℃, HRT设置为24 h, 控制进水pH为7.5±0.5, 采用人工配水, 控制进水pH为7.5±0.5.其成分主要包括: (NH4)2SO4(按需配制), NaNO2(按需配制), KHCO3 500 mg·L-1, KH2PO4 27.2 mg·L-1, MgSO4·7H2O 300 mg·L-1, CaCl2·2H2O 180 mg·L-1, 微量元素Ⅰ和微量元素Ⅱ按照1 mL·L-1添加.微量元素Ⅰ组分(g·L-1)：EDTA 5, FeSO4 5;微量元素Ⅱ组分(g·L-1)：EDTA 15, ZnSO4·7H2O 0.43, CoCl2·6H2O 0.24, MnCl2·4H2O 0.99, CuSO4·5H2O 0.25, NaMoO4·2H2O 0.22, NiCl2·6H2O 0.19, NaSeO4·10H2O 0.21, H3BO4 0.014.根据反应器的运行情况, 适时提高进水NH4+-N和NO2--N浓度, 以提高反应器容积负荷, 提高反应器厌氧氨氧化功能.
1.4 测定项目与方法启动过程中每隔2 d分别采集两个反应器进出水水样.测定项目主要包括NH4+-N、NO2--N、NO3--N、MLSS、MLVSS、污泥粒径. NH4+-N：纳氏试剂分光光度法; NO2--N：N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; NO3--N：紫外分光光度法; MLSS、MLVSS采用重量法[13]; 污泥粒径：从反应器中取一定量污泥, 用水冲洗后依次通过1.6、1.25、0.8、0.5、0.2 mm的分样筛, 然后将各个分样筛中截留的颗粒污泥收集, 在105℃烘干、称重, 计算不同粒径范围的污泥所占质量比.
2 结果与讨论 2.1 厌氧氨氧化反应器的启动 2.1.1 R1反应器启动特征启动初期, 采用低负荷运行方式, 控制进水NH4+-N和NO2--N负荷在0.05 kg·(m3·d)-1左右, 耗时45d成功启动厌氧氨氧化, 相较于其他学者的研究成果[8], 尤其是直接以普通污泥源(不添加厌氧氨氧化污泥)为接种污泥启动厌氧氨氧化, 该启动周期明显缩短.启动期间进出水水质如图 2所示, 根据NH4+-N的去除规律可将该启动过程分为3个阶段[14], 分别为活性停滞期(1~14 d)、活性提高期(15~45 d)和稳定运行期(46~105 d).
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图 2 R1启动过程中NH4+-N、NO2--N和NO3--N变化 Fig. 2 Variations in NH4+-N, NO2--N, and NO3--N concentrations during start-up in R1 |
在活性停滞期(1~14 d)内, 运行第1 d, 出水NH4+-N浓度明显大于进水浓度.第2~8 d内, 出水NH4+-N浓度小于进水浓度, 且NH4+-N最大去除率达到了26%.第9~14 d, 出水NH4+-N浓度又大于进水浓度.这与众多学者的研究成果[6]出现了偏差, 一般认为, 出水NH4+-N浓度大于进水是氧氨氧化启动活性停滞阶段的一个显著特征[6], 这是由于微生物所在环境的改变, 不能适应新的环境而发生细胞自溶[15], 从而释放出一定量的NH4+-N, 导致出水NH4+-N浓度升高.推测本次启动所接种厌氧颗粒污泥菌群种类较为复杂, 其中不乏具有厌氧氨氧化功能的菌群, 生长环境的改变促使多种菌群相互作用, 既存在溶菌作用, 又存在厌氧氨氧化功能, 使得系统呈现一定的紊乱性, 出水氨氮浓度时高时低.厌氧氨氧化的启动过程实质上就是细菌之间优胜劣汰的过程, 采用适宜厌氧氨氧化菌富集的培养环境, 厌氧氨氧化菌便能淘汰劣势菌种从而成为反应器中的优势菌种.因此, 本阶段实验结果属于正常现象.出水NO2--N浓度持续低于进水浓度, 且去除率高达97%左右, 初期溶菌作用所产生的有机物为反硝化菌提供了电子供体和碳源, NO2--N的高去除率表明反硝化为现阶段的主反应[15].
在活性提高期(15~45 d)内, 出水NH4+-N浓度不断降低, 出水NO2--N浓度几乎为0.随着阶段Ⅰ中的细菌自溶产生的有机物被逐渐消耗, 反硝化菌因失去充足电子供体而活性开始减弱, 与此同时, 厌氧氨氧化菌的活性逐渐增强[16], 表现为NH4+-N的去除率逐渐升高.此阶段中NO2--N可以同时作为反硝化和厌氧氨氧化的电子受体而被消耗, 因而NO2--N一直维持在高去除率, 未出现波动.然而不少学者的研究结果表明此阶段NO2--N去除率呈现先降后升的趋势[16], 这与接种污泥中厌氧氨氧化菌的活性有关, 本研究中厌氧氨氧化启动初期就出现NH4+-N的去除现象, 反应器表现出了一定的厌氧氨氧化功能, 在反硝化菌逐渐失去竞争优势时, 系统内厌氧氨氧化菌能够快速繁殖消耗NO2--N, 并在反应器中成为优势菌, 这也一定程度上解释了本次启动高效的原因.在该阶段后期, NH4+-N和NO2--N去除率高达99%左右, 并维持一定的比例, 标志着反应器内已实现厌氧氨氧化功能[17].值得说明的是, 厌氧氨氧化的启动到达某一个点时, NH4+-N的出水浓度会出现大幅度下降, 由图 2可以看出从第15~45d, 出水NH4+-N浓度几乎呈直线下降, 其下降速率为1.5 g·(m3·d)-1左右, 反应器达到高效脱氮期.有研究表明, 厌氧氨氧化活性存在密度依赖性[18], 只有当厌氧氨氧化细胞浓度达到1010~1011 cell·mL时, 厌氧氨氧化菌的活性才能表现出来, 推测厌氧氨氧化菌之间存在着群体感应系统[19].唐崇俭等[10]在中试厌氧氨氧化反应器中启动厌氧氨氧化, 运行200多天后, 仍未出现厌氧氨氧化现象后, 通过向反应器中一次性投加实验室小试培养的厌氧氨氧化污泥, 可立即引发反应器中的厌氧氨氧化功能, 上述现象的产生说明了只要当厌氧氨氧化菌富集达到一定浓度时, 就会引发群体感应现象, 释放一定质量的信号分子如AHLs[19], 提高周围菌群的活性和生长速率, 促进厌氧氨氧化菌的生长和繁殖.因此, 厌氧氨氧化工艺前期的启动一定要注意污泥的流失情况, 反应器的截留能力至关重要, 这也是本研究采用具有完全截留能力的CAMBR工艺实现厌氧氨氧化快速启动的核心.关于厌氧氨氧化菌群体感应信号分子的研究近年来也引发了一部分学者的关注, 有研究者尝试添加外源信号分子[20]来促进厌氧氨氧化菌的生长, 这为厌氧氨氧化工艺的启动与调控提供了新的思路.
在活性稳定期(46~105 d)内, 控制HRT不变, 以50 mg·L-1的浓度梯度逐渐提高进水NH4+-N和NO2--N浓度, 并控制进水NO2--N/NH4+-N为1, 以提高反应器容积负荷, 强化反应器厌氧氨氧化功能.在工况转换初期, 出水NH4+-N和NO2--N稍有波动, 但随即趋于平稳; 在不同的浓度工况下, NH4+-N和NO2--N的平均去除率基本维持在95%以上, 表明反应器内厌氧氨氧化菌活性较高, 该反应器具有良好的抗氮负荷冲击能力.
2.1.2 R2反应器启动特征控制进水NH4+-N和NO2--N负荷在0.05 kg·(m3·d)-1左右, R2反应器连续运行60 d成功启动厌氧氨氧化, Wang等[21]在MBR中接种两种好氧活性污泥的混合物连续培养60 d成功启动厌氧氨氧化, 与本次启动周期相似.相较于R1反应器, R2反应器启动特征略有差异(图 3), 但就其启动过程和底物消耗规律而言, 也经历了上述3个阶段.
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图 3 R2启动过程中NH4+-N、NO2--N和NO3--N变化 Fig. 3 Variations in NH4+-N, NO2--N, and NO3--N concentrations during start-up in R2 |
R2反应器活性停滞期较R1缩短了9 d, 且在该阶段内出水NH4+-N浓度一直大于进水浓度, NO2--N的平均去除率也高达75%, 这与其他学者的研究结果基本一致[8, 22].至于该阶段持续时间的长短, 则与所接种污泥的性质和培养环境有关, 唐崇俭等[8]采用上流式生物膜滤器(UBF)研究了以厌氧颗粒污泥和反硝化污泥作为接种物启动厌氧氨氧化反应器的性能, 发现该阶段的持续周期分别为49 d和3 d, 差异相当明显. R2反应器提前进入活性提高期, 但在该阶段的持续时间比R1多25 d左右, 在该阶段内, 出水NH4+-N浓度整体呈下降趋势, 出水NO2--N浓度则先升后降, 这与上述众多学者的启动规律较为相似[16, 22].由图 3可知, 第42~60 d, 出水NH4+-N和NO2--N浓度曲线陡变, 几乎呈直线, 其下降速率为1.3 g·(m3·d)-1左右, 反应器达到了高效脱氮期, 这与R1反应器在该阶段的底物消耗规律相似, 只是R1反应器较R2反应器提前进入了高效脱氮期, 从而更快地实现了厌氧氨氧化的启动. R2反应器在第60 d运行进入活性稳定期, 同样采用提高基质浓度的方法来提高反应器的容积负荷, 促进厌氧氨氧化菌的生长.在进水NO2--N/NH4+-N为1的工况下, NH4+-N和NO2--N平均去除率分别达到72%和99%左右, 为提高NH4+-N的去除率, 将进水NO2--N/NH4+-N调整为1.32左右, 出水NH4+-N浓度由27.05 mg·L-1降至15 mg·L-1左右, 在此调控条件下, 各个工况下NH4+-N和NO2--N平均去除率达到95%以上, 且NH4+-N和NO2--N的去除量维持一定的比例关系, 表明反应器内厌氧氨氧化功能正常.
R1与R2反应器分别耗时45 d和60 d均成功快速启动厌氧氨氧化, 大多数学者的研究成果表明厌氧氨氧化的启动周期都在120 d或更长时间[22, 23], 而本研究中无论是接种厌氧颗粒污泥还是反硝化污泥, 其启动周期相较于其他学者的研究成果都明显缩短.厌氧氨氧化的启动本质上就是厌氧氨氧化菌的富集, 该反应器具有良好的水力流态是关键, 对微生物的完全截留能力是核心, 使得反应器内能够快速增殖足量的厌氧氨氧化菌[21], 引发群体感应现象, 提高反应器厌氧氨氧化功能, 加快了厌氧氨氧化的启动.从R1和R2反应器底物消耗特征来看, 两个反应器的启动都表现出了一定的阶段性, 但各个阶段氮素去除规律略有差异, 这与所接种污泥的性质有关.根据初期氮素的去除情况来看, R1所接种厌氧颗粒污泥中有少量厌氧氨氧化菌的积累, 相对于R2所接种反硝化污泥而言, R1反应器启动周期更短, 优势更加明显.因此, 在选取厌氧氨氧化的污泥源时, 可通过分子生物技术对种泥内厌氧氨氧化菌的分布情况进行初步检测, 选取厌氧氨氧化菌较多的污泥作为接种物可加快厌氧氨氧化的启动.
2.2 厌氧氨氧化污泥形态分析 2.2.1 污泥颗粒化R1反应器：经过连续100多天的培养, 反应器内已形成一定量红棕色厌氧氨氧化颗粒污泥, 厌氧氨氧化菌含有丰富的细胞色素c而呈现出红色[24], 污泥红色的深浅也是肉眼宏观判断厌氧氨氧化活性的重要依据.取接种污泥和反应器稳定运行期内的污泥进行粒径测量(图 4), 可以看出, 启动前后大粒径(>1.6 mm)和小粒径(＜0.8 mm)颗粒污泥所占比例有所减少, 尤其是大粒径颗粒污泥比例由49%减少到25.5%, 其余各粒径污泥比例均有所增加, 尤其是粒径在1.25~1.6 mm之间的污泥比例增幅达16.9%.有研究表明, 实际培养的厌氧氨氧化颗粒污泥往往是以厌氧氨氧化菌为主, 多种脱氮菌(如氨氧化菌和反硝化菌)混杂的复合体[25], 因此, 污泥粒径对厌氧氨氧化颗粒污泥的活性具有重要影响, 尤其是基质传递方面, 厌氧氨氧化功能主要发挥在颗粒污泥表面1 mm范围内[26], 粒径过大将会使颗粒污泥内部处于基质匮乏状态, 从而影响厌氧氨氧化颗粒污泥的活性. An等[27]对粒径M1(>1.5 mm)、M2 (1.0~1.5 mm) M3(0.5~1.0 mm)的厌氧氨氧化颗粒污泥的活性实验研究表明, M2活性最高, M1和M3相差不大. R1反应器启动后粒径集中在0.8~1.6 mm之间, 基质传递效果好, 有利于底物与厌氧氨氧化功能菌的充分接触, 对于保持反应器内厌氧氨氧化颗粒污泥的高活性具有积极作用.
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图 4 R1反应器启动前后污泥粒径分布变化 Fig. 4 Variations in the diameter distribution of the sludge before and after the start-up in R1 |
R2反应器：相较于R1反应器, R2反应器颗粒化程度较低, 污泥以不规则块状和絮状为主, 但也形成了一部分大小不一的厌氧氨氧化红色颗粒污泥.反应器整体推流、局部完全混合式的流态为污泥创造了良好的水力条件, 上升流速及产气的搅拌作用使得污泥与基质混合充分, 利于污泥的颗粒化作用[28], 但是由于前期一直处在低负荷下启动, 稳定运行期的时间不够长, 使得絮状向颗粒态的转换相对缓慢, 还需要进一步的氮素负荷提高才能形成更多的厌氧氨氧化颗粒污泥.因此, 从缩短培养厌氧氨氧化颗粒污泥的周期角度考虑, 直接采用颗粒状污泥作为培养厌氧氨氧化微生物的种泥, 对于厌氧氨氧化颗粒污泥的快速形成工艺不失为一个好策略.
2.2.2 污泥上浮厌氧氨氧化颗粒污泥上浮现象在高负荷厌氧氨氧化反应器极易发生[29], 但在本研究中, 从活性提高期阶段的后期开始, R1和R2反应器内均可观察到小部分红色颗粒污泥上浮, 随着活性稳定期内氮负荷的提高, 反应器内上浮红色颗粒污泥越来越多.这是由于当氮负荷增加时, 反应器内厌氧氨氧化菌的活性越来越高, 厌氧氨氧化颗粒污泥会产生大量N2无法及时释放, 在颗粒污泥内部形成气囊或附着于污泥表面, 致使颗粒污泥密度降低, 引发上浮[30]. Chen等[31]通过显微镜分别观察了上浮和沉淀性能良好的厌氧氨氧化颗粒污泥, 发现其中均含有微型气囊, 但上浮的颗粒污泥中没有释放气体的通道或者气体通道被堵塞, 而沉淀性能良好的颗粒污泥存在着释放气体的通道, 并指出气体通道的堵塞是由于厌氧氨氧化污泥在反应过程中产生的胞外聚合物(extracellular polymer substances, EPS)有关, EPS对于颗粒污泥的形成和维持颗粒污泥的结构稳定起到重要作用, 但是大量EPS的产生可能会堵塞气体通道, 导致污泥上浮甚至气囊破裂引发颗粒污泥解体.应当注意的是, 厌氧氨氧化颗粒污泥上浮将会导致污泥流失, 反应器厌氧氨氧化功能缓慢或丧失, 尤其是在厌氧氨氧化的启动过程中, 应当选择持留能力良好的反应器来避免污泥上浮引发的厌氧氨氧化菌的流失现象, 造成启动周期的延长.本研究采用膜出水, 可以从根本上防止厌氧氨氧化菌的流失, 对于厌氧氨氧化的快速启动有着极大的优势.
2.3 基质及产物计量比目前, 学术界普遍接受的厌氧氨氧化反应方程式如式(1) 所示[4].从中可知, 厌氧氨氧化反应中NH4+-N与NO2--N消耗量和NO3--N生成量理论比值为1:1.32:0.26.然而实际运行中, 由于反应器运行条件和菌群结构的不同, NH4+-N和NO2--N消耗量与NO3--N生成量并不严格符合理论值, 文献报道的NO2--N和NH4+-N消耗量之比为0.91~2.0, NO3--N生成量与NH4+-N消耗量之比为0.04~0.41, 结果差异较大[32].
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(1) |
本实验中, R1反应器稳定运行期内NH4+-N和NO2--N的消耗量与NO3--N生成量比值为1:1.01:-0.13, 这与理论值出现了明显的偏差.丛岩等[33]发现成熟氧氨氧化颗粒污泥中, 厌氧氨氧化菌占有绝对优势, 且大部分分布在颗粒污泥内部, 而在其表面存在着其他微生物如好氧氨氧化菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB).这些好氧微生物能利用泄露进入反应器的氧而存活下来, 一方面为内部的厌氧氨氧化菌提供厌氧环境, 另一方面也会转化一部分NH4+-N, 因而使得NO2--N和NH4+-N的消耗量比值低于理论值.有趣的是, 理论上厌氧氨氧化产物中含有NO3--N, 因而出水NO3--N的浓度要大于进水, 但在本次R1反应器的启动中, 却发现出水NO3--N的浓度小于进水(图 2).一直以来, 厌氧氨氧化菌被认为是严格自养的, 其电子受体为亚硝酸盐, 但是研究者发现在一些特定有机物存在的条件下, 厌氧氨氧化菌能够以NO3--N为电子受体, 生成水和氮气, 也就是说厌氧氨氧化菌不仅具有厌氧氨氧化代谢特性, 也具有反硝化的特性[34]. Kartal等[35]发现一种名为待定荧光布罗卡地菌(Candidatus “Brocadia fulgida”)的厌氧氨氧化菌, 它能以亚硝酸盐或硝酸盐为电子受体氧化甲酸、丙酸、单甲胺和二甲胺等有机物; 另一种名为待定丙酸厌氧氨氧化球菌(Candidatus “Anammoxoglobus propionics”)的厌氧氨氧化菌可以竞争过其他厌氧氨氧化菌和异养反硝化菌, 能在NO2--N、NH4+-N和NO3--N共存的条件下将丙酸氧化, 从而明确给出了具有反硝化能力的厌氧氨氧化菌的类群.这也为厌氧氨氧化与反硝化耦合工艺提供了微生物解释.李祥等[36]的研究发现在亚硝酸盐缺乏的情况下, 厌氧氨氧化污泥中微生物利用自身细胞有机物将产物硝酸盐转化为亚硝酸盐参与氨氮转化, 并指出厌氧氨氧化污泥对电子的利用顺序是亚硝酸盐、硝酸盐、Fe3+和硫酸盐.上述发现说明厌氧氨氧化菌代谢途径存在着多样性, 打破了人们对厌氧氨氧化代谢机理的传统认识.推测本次启动接种的厌氧颗粒污泥量较大, 有机物含量较高, 在启动过程中因菌溶作用一直释放有机物, 加上进水NO2--N/NH4+-N为1, 导致NO2--N基质不足, 又因进水未进行除氧处理, 使得进水中就有部分NO2--N被氧化成NO3--N, 并且随着进水NO2--N浓度的提高而有所增加, 这些都为硝酸盐型厌氧氨氧化提供了反应条件, 使得反应器中厌氧氨氧化菌出现部分反硝化功能, 消耗一部分NO3--N和NH4+-N, 致使出水NO3--N浓度低于进水, NH4+-N过量转化.
对于R2反应器, 其稳定运行期内NH4+-N和NO2--N的消耗量与NO3--N生成量比值为1:1.30:0.20, 与理论值较为接近, 为典型的亚硝酸盐型厌氧氨氧化.关于实际运行中的厌氧氨氧化反应器, 要达到完全符合厌氧氨氧化菌适宜生长的营养条件和环境条件是不现实的, 其往往是厌氧氨氧化菌与其他细菌协同竞争的局面[37], 因而使得基质及产物计量比与理论值出现偏差, 但反应器的主要功能还是由厌氧氨氧化菌承担, 其他细菌的存在一定程度上可以缓解不利因素对厌氧氨氧化菌活性的抑制作用, 有利于维护整个系统的稳定性.
3 结论(1) R1与R2反应器分别耗时45 d和60 d均成功快速启动厌氧氨氧化, 其启动过程均可分为活性停滞期、活性提高期、活性稳定期3个阶段, 但每个阶段氮素的去除规律略有不同, 稳定运行期内, R1和R2反应器内NH4+-N和NO2--N的平均去除率均高达95%以上.
(2) R1反应器中形成了直径0.8~1.6 mm为主的厌氧氨氧化红色颗粒污泥, R2反应器则以不规则块状和絮状为主, 颗粒化程度较低, 两个反应器内均可观察到红色颗粒污泥上浮现象.
(3) 稳定运行内, R1与R2反应器内NH4+-N和NO2--N的消耗量与NO3--N生成量比值分别为1:1.01:-0.13和1:1.30:0.20, 推测R1反应器内存在硝酸盐型厌氧氨氧化, 致使NH4+-N过量转化, R2反应器内则为典型亚硝酸盐型厌氧氨氧化.
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