全程自养脱氮(CANON)颗粒污泥, 其结构致密、沉降性能优良, 可将具有不同生长动力学属性的亚硝化及厌氧氨氧化(ANAMMOX)功能微生物有效持留于单级反应器中, 相较于絮状污泥, 可达到更高的脱氮负荷, 成为CANON工艺发展的主流形式^[1~3].

目前, 连续流CANON颗粒污泥的培养多以亚硝化或ANAMMOX颗粒污泥为种泥, 于全程好氧模式下实现自养脱氮功能的演替^[2~4], 鲜有文献报道以絮状污泥启动连续流CANON颗粒污泥工艺.有研究表明, 微生物于特定环境条件下分泌、合成的结构性物质—胞外聚合物(extracellular polymeric substance, EPS)在絮体污泥颗粒化进程中发挥着重要作用^[5~7]; 缺氧/好氧运行模式可优化全程自养脱氮过程的启动, 促进EPS的分泌, 加速污泥颗粒化, 并抑制NOB的增殖, 提高运行稳定性^[7~10].基于此, 为于单级连续流CANON反应器中实现空间上缺氧/好氧的不同分区, 提出AUSB中置曝气.

本试验接种ANAMMOX絮状污泥, 通过中置曝气AUSB(R1)与底部曝气AUSB(R2)的对比, 明确了连续流缺氧/好氧与全程好氧两种运行模式, 对以絮状ANAMMOX污泥启动CANON颗粒污泥的影响, 并在后续阶段分析了不同模式下该工艺的长期运行稳定性, 以期为连续流CANON颗粒污泥工艺的优化提供技术支撑, 对污水处理厂由传统硝化-反硝化转为自养脱氮的升级改造具有工程指导意义^[11].

采用两组相同规格的AUSB反应器, 如图 1所示, 由有机玻璃制成, 高1.55 m, 内径100 mm, 有效容积12.0 L, 总容积20.0 L.反应器顶部设倒置漏斗状三相分离器, 用以分离液体、污泥和试验过程中产生的气体; 外部设有恒温水浴层, 保持反应区温度(25±1)℃; 底部放置砾石层, 以使回流布水均匀.

图 1

Fig. 1

1.进水箱; 2.进水泵; 3.回流泵; 4.气泵; 5.气体流量计; 6.三相分离器; 7.溶解氧(DO) & pH测定仪; 8.出水箱 图 1 中置曝气AUSB示意 Fig. 1 Schematic of intermediate-setting aerated AUSB reactor

曝气装置使用曝气盘, 其中, R1曝气盘置于距反应器底部0.3 m处; R2曝气盘置于反应器底部, 由气泵与气体流量计控制曝气强度.

接种污泥取自实验室运行稳定的ANAMMOX絮状污泥, 初始污泥MLSS=4.56 g ·L^-1、MLVSS=3.24 g ·L^-1, 污泥平均粒径为87.72 μm, 试验期间不进行主动排泥.进水采用人工配水, 以(NH₄)₂SO₄和NaHCO₃提供NH₄⁺-N和碱度, 并以NaHCO₃调节进水pH=8.0±0.2.营养液Ⅰ、Ⅱ提供微量元素^[4], 均以1 mL ·L^-1为单位投加.本试验共进行145 d, 根据进水水质及运行参数的不同, 划分为4个阶段, 其中, S1~S3为污泥颗粒化阶段, S4为稳定运行阶段, 见表 1.

表 1 (Table 1)

表 1 试验期间主要水质指标及运行参数 Table 1 Major wastewater quality and operational parameters during the experiment 运行阶段 时间/d NH4+-N/mg·L-1 HRT/h NLR/kg·(m3·d)-1 DO分布/mg·L-1 R1 R2 R1缺氧区1) R1好氧区1) R2 S1 1~43 1~57 150 18 0.20 0.06±0.02 0.16±0.04 0.15±0.05 S2 44~55 58~70 90 11 0.20 0.05±0.01 0.19±0.02 0.18±0.02 56~73 71~93 90 8 0.28 0.07±0.01 0.24±0.04 0.22±0.03 S3 74~88 94~110 90 6 0.37 0.08±0.02 0.28±0.03 0.26±0.04 89~98 111~118 90 4 0.56 0.13±0.03 0.35±0.02 0.33±0.03 S4 99~145 119~145 90 6 0.37 0.07±0.02 0.28±0.04 0.26±0.03 1)R1缺氧、好氧区分别为曝气盘下方、上方区域

表 1 试验期间主要水质指标及运行参数 Table 1 Major wastewater quality and operational parameters during the experiment

DO、pH、温度均采用pH/Oxi-340i型WTW便携式测定仪测定; MLSS、MLVSS采用标准重量法测定; 颗粒粒径的测定使用Mastersize-2000型激光粒度分析仪.水样分析中NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N指标的测定分别采用纳氏试剂光度法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法、紫外分光光度法^[12].

EPS中蛋白质(PN)、多糖(PS)含量分别采用考马斯亮蓝法、苯酚-硫酸比色法测定.EPS的提取方法为:首先取泥水混合样品于10 mL离心管中, 室温下用离心机以8 000 r ·min^-1离心15 min, 倒掉上清液, 加入适量磷酸盐缓冲溶液, 将污泥稀释至原体积, 之后将污泥摇散后超声处理3.5 min, 继而80℃水浴30 min(水浴期间每隔10 min将污泥摇匀一次), 最后用离心机以8 000 r ·min^-1离心15 min, 取上清液测定PN、PS含量(mg ·g^-1, 以VSS计), 剩余污泥测定MLVSS.

游离氨(FA)的计算如下:

式中, ρ(NH₄⁺-N)为氨氮浓度, mg ·L^-1; T为水温, ℃.

全程自养脱氮功能菌种增殖缓慢^[13], 连续流CANON反应器须具备优异的污泥持留能力^[1].基于污泥形态变化, 以平均粒径200 μm界定颗粒污泥的形成^[2], 比较中置、底部曝气AUSB的污泥持留性能, 并系统分析连续流态下污泥颗粒化进程.

S1阶段, 第1~15 d, 为防止曝气的引入对ANAMMOX接种污泥产生较大冲击、厌氧氨氧化菌(AnAOB)活性受到显著抑制^[10], 初始曝气强度设定为0.06 L ·min^-1, DO被控制在0.15 mg ·L^-1以下, 如图 2.两组AUSB污泥浓度略有上升, R1、R2污泥MLSS由4.56 g ·L^-1分别增至4.81 g ·L^-1、4.93 g ·L^-1, 但因氨氮氧化受限于DO, 不足以为AnAOB提供充足的亚硝酸盐基质^[13], 微生物量增加并不明显, MLVSS仅由3.24 g ·L^-1分别升至3.46 g ·L^-1、3.58 g ·L^-1.适当提高曝气强度可增强反应器脱氮性能^[14], 于是, 第16 d将曝气强度提升为0.10 L ·min^-1, 但由于DO浓度升高、气体上升流速增大, 两组反应器发生了污泥流失.R1污泥历时9 d适应期, 至第27 d, MLSS降至2.53 g ·L^-1, MLVSS/MLSS=0.62, 污泥浓度及微生物量均大幅降低, 但在污泥流失的选择作用下, 沉降性能良好的污泥得以保留^{[7, 15]}, 平均粒径长至128.78 μm, 如图 3所示.相较于R1, R2污泥适应期较长(20 d), 至第38 d其MLSS降至1.88 g ·L^-1, 污泥平均粒径增大到138.38 μm.S1阶段后期, 底部曝气AUSB中MLSS及MLVSS/MLSS提高, 第56 d其MLSS为3.37 g ·L^-1、MLVSS/MLSS=0.66, 污泥平均粒径增至205.27 μm, 特征值(ΔNO₃^--N/ΔTN)稳定在0.129, 接近理论比值0.127^[16], 连续流CANON颗粒污泥启动成功.中置曝气AUSB弱化了曝气对接种污泥的冲击, 避免了污泥的大量流失, 缩短了连续流CANON颗粒污泥工艺的启动时长, 仅历时43 d, 污泥浓度即提升至3.37 g ·L^-1, 颗粒平均粒径达214.79 μm, ΔNO₃^--N/ΔTN=0.128, 启动全程自养脱氮过程的同时实现了污泥颗粒化.

图 2

Fig. 2

图 2 污泥浓度变化 Fig. 2 Variation of the sludge concentration

图 3

Fig. 3

图 3 污泥平均粒径及SVI变化 Fig. 3 Variation of sludge mean diameter and SVI

S2阶段, 保持NLR不变, 将进水NH₄⁺-N由150 mg ·L^-1降至90 mg ·L^-1, HRT缩至11 h, 在水力剪切力、气流剪切力和污泥间相互碰撞的持续共同作用下, 微生物间的自凝聚现象得以强化^{[7, 15]}, R1、R2污泥平均粒径分别于第56 d、第70 d增长至323.68 μm、311.08 μm.S3阶段, NLR由0.28 kg ·(m³ ·d)^-1提升至0.37 kg ·(m³ ·d)^-1的过程中, 单位时间进入反应器的氨氮基质增多, 促进了污泥中微生物量的提高^[2], 两组AUSB污泥浓度及颗粒平均粒径逐步增大.中置曝气AUSB, 底部缺氧区为AnAOB的增殖营造了适宜的缺氧环境^[13], 好氧区为好氧氨氧化菌(AOB)提供DO基质, 并利用其“饱食-饥饿”生理特性快速富集历经缺氧饥饿后的AOB^[17], 因而R1污泥微生物量增长更快, 于第88 d其MLVSS/MLSS即提高至0.80, 污泥浓度达到了5.87 g ·L^-1, 粒径增至507.46 μm.底部曝气AUSB污泥历时108 d, 其平均粒径长至467.72 μm, MLSS=5.44 g ·L^-1、MLVSS/MLSS=0.77, 污泥粒径及微生物量增长速度均低于R1.然而, NLR进一步提升至0.56 kg ·(m³ ·d)^-1后, 因HRT过短(4 h), 两组AUSB污泥浓度及颗粒平均粒径出现了不同程度的衰减, R1、R2污泥分别于第98 d、第117 d颗粒粒径降至434.17 μm、412.11 μm, 但CANON颗粒污泥并未解体.R1、R2污泥在颗粒形成后, 沉降性能较接种时大为改观, R1污泥容积指数(SVI)于第43 d降至52.37 mL ·g^-1, 并在后续运行中稳定在(54.96±7.58)mL ·g^-1; R2污泥SVI虽在污泥流失期间略有波动, 但于第56 d降至58.78 mL ·g^-1后保持在(59.23±7.92)mL ·g^-1, 两组反应器运行期间均未发生污泥膨胀.

颗粒尺寸影响功能菌种微生物量及其分布、基质传递效率^{[2, 18, 19]}, 因此系统整体脱氮性能与CANON颗粒粒径有关.表 2选取不同NLR下出水水质稳定的一天, 分析了污泥平均粒径与系统脱氮性能间的联系.两组AUSB中CANON颗粒污泥在NLR由0.20 kg ·(m³ ·d)^-1增至0.37 kg ·(m³ ·d)^-1的过程中, 污泥浓度及平均粒径增大, 反应器自养脱氮性能提高.好氧颗粒污泥微生物量增多, 可提高污染物去除能力^[7].中置曝气AUSB缺氧/好氧分区在保证AnAOB所需缺氧环境的同时^[13], 利用AOB“饱食-饥饿”的生理属性^[17], 促进了CANON颗粒污泥自身所聚集微生物的增殖, 实现了微生物量的高速增长, 第88 d, MLVSS即达到了4.67 g ·L^-1, 脱氮负荷(NRR)达0.277 kg ·(m³ ·d)^-1; 而底部曝气AUSB历时108 d培养, MLVSS方提高至4.21 g ·L^-1, 微生物量增速较低, NRR为0.243 kg ·(m³ ·d)^-1, 仅达同期中置曝气AUSB的87.73%.对比以往研究, 中置曝气AUSB氮去除性能亦优于Zhang等在底部曝气AUSB中添加微量NO₂强化自养脱氮后所达到的0.234 kg ·(m³ ·d)^-1的脱氮负荷^[20].但当NLR进一步提升至0.56 kg ·(m³ ·d)^-1后, 因CANON颗粒污泥与污水的有效接触时间过短^[2], 微生物对基质摄入不足发生内源代谢^[7], 两组AUSB脱氮性能恶化, 颗粒污泥平均粒径及MLVSS降低.

表 2 (Table 2)

表 2 不同NLR下CANON颗粒污泥粒径与系统脱氮性能 Table 2 CANON granular sludge diameter and systematic nitrogen removal performance under distinct NLR NLR/kg·(m3·d)-1 中置曝气AUSB 底部曝气AUSB 时间/d 粒径/μm MLVSS/g·L-1 NRR/kg·(m3·d)-1 时间/d 粒径/μm MLVSS/g·L-1 NRR/kg·(m3·d)-1 0.20 56 323.68 3.28 0.149 70 311.08 2.91 0.135 0.28 72 431.92 3.91 0.214 92 404.91 3.79 0.205 0.37 88 507.46 4.67 0.277 108 467.72 4.21 0.243 0.56 98 434.17 4.00 0.143 117 412.11 3.72 0.101

表 2 不同NLR下CANON颗粒污泥粒径与系统脱氮性能 Table 2 CANON granular sludge diameter and systematic nitrogen removal performance under distinct NLR

S4阶段, R1、R2分别于第106 d、125 d后实现了自养脱氮的稳定运行, 如图 4, NRR分别为(0.262±0.019) kg ·(m³ ·d)^-1、(0.231±0.015) kg ·(m³ ·d)^-1, 横向对比本试验, 纵向比较以往研究^{[4, 8, 20]}, 如表 3, 中置曝气AUSB脱氮性能更优.CANON工艺基于对NOB活性的有效抑制, 由AOB与AnAOB共同完成全程自养脱氮过程^[3], 因此, 抑制NOB活性是实现该工艺高效稳定运行的关键^[1].根据CANON工艺反应式^[3], 通过特征值与理论值0.127的比较, 衡量自养脱氮运行稳定性, 小于0.127, 或是因内源反硝化所致; 大于0.127则说明NOB活性较强, 且差值越大, 其活性越高^[16].稳定运行期间, R1特征值为0.127±0.003, 与理论值相持平, NOB得到了有效控制; 而R2特征值为0.136±0.004, 高于理论值0.127, 污泥中NOB增殖, 与AnAOB竞争亚硝酸盐基质^[13], 致使其脱氮负荷较低.

图 4

Fig. 4

图 4 稳定运行阶段NRR及特征值 Fig. 4 NRR and eigenvalue during the steady running period

表 3 (Table 3)

表 3 不同单级反应器中CANON颗粒污泥工艺脱氮性能对比 Table 3 Comparison of nitrogen removal performance of the CANON granular sludge process with a distinct single-stage reactor 反应器 运行模式 污泥形式 温度/℃ 进水氨氮/mg·L-1 NLR/kg·(m3·d)-1 NRR/kg·(m3·d)-1 文献 UMABR1) 连续 颗粒污泥 25 70 0.105 0.085 [4] SBR 间歇 颗粒污泥 20~25 80 0.256 0.216 [8] AUSB 连续 颗粒污泥 30 100~120 0.371 0.234 [20] AUSB(R1) 连续 颗粒污泥 25±1 90 0.37 0.262±0.019 本研究 AUSB(R2) 连续 颗粒污泥 25±1 90 0.37 0.231±0.015 本研究 1)UMABR:upflow membrane-aerated biofilm reactor

表 3 不同单级反应器中CANON颗粒污泥工艺脱氮性能对比 Table 3 Comparison of nitrogen removal performance of the CANON granular sludge process with a distinct single-stage reactor

为实现全程自养脱氮的高效稳定运行, 可控制温度、出水剩余游离氨(FA)、低溶解氧等方式保证亚硝酸盐基质的长效供给^[13].但本试验考虑到工程实际应用性, 于常温(25±1)℃下进行, 无法达到保持AOB优势地位的最适温度(35~45℃)^[21].如表 4, 稳定运行阶段R1、R2出水剩余FA均低于NOB受抑制的最小浓度阈值(0.1~4.0 mg ·L^-1)^{[22, 23]}, 不足以构成对NOB的有效抑制.溶解氧作为AOB与NOB的反应基质, 以往研究认为AOB对溶解氧更具亲和性, 更易适应低DO环境^[13].但有研究发现, 长污泥龄的全程好氧CANON颗粒污泥系统长期运行, 充当K-对策(比生长速率较低, 但底物亲和性较高)的Nitrospira-like NOB得以增殖, NOB丰度显著提高^{[24, 25]}.而本试验为避免微生物量不足, 未进行主动排泥, 底部曝气AUSB或因Nitrospira-like NOB活性增强^[25], 致使特征值增至0.136±0.004, 且NRR由(0.249±0.006) kg ·(m³ ·d)^-1降至(0.231±0.015) kg ·(m³ ·d)^-1, 自养脱氮性能及稳定性均变差.底部曝气AUSB中, 全程好氧模式下长期运行的连续流CANON颗粒污泥系统存在微生物量的保有与自养脱氮的稳定运行之间的矛盾.

表 4 (Table 4)

表 4 稳定运行阶段出水剩余游离氨(FA)浓度 Table 4 Concentration of effluent residual FA during the steady operation period 中置曝气 AUSB 底部曝气 AUSB 时间/d 出水氨氮/mg·L-1 pH FA/mg·L-1 时间/d 出水氨氮/mg·L-1 pH FA/mg·L-1 112 17.49 7.26 0.18 124 20.88 7.21 0.19 118 10.72 7.02 0.06 129 21.72 7.17 0.18 125 12.70 7.13 0.10 135 12.70 7.02 0.08 131 12.70 7.15 0.10 137 15.52 7.06 0.10 140 10.44 7.13 0.08 143 15.52 7.03 0.09 145 10.44 7.07 0.07 145 21.16 7.07 0.14

表 4 稳定运行阶段出水剩余游离氨(FA)浓度 Table 4 Concentration of effluent residual FA during the steady operation period

中置曝气AUSB于空间上在单级连续流CANON反应器中创造的缺氧/好氧不同分区, 分别为AOB、AnAOB增殖及脱氮功能的发挥创造了适宜微环境; 底部缺氧区增强了AnAOB在同NOB对亚硝酸盐基质持续竞争中的优势^[26]; 交替缺氧/好氧强化了系统内DO的波动, 从而有效抑制了NOB活性^{[27, 28]}, 在保有微生物量的同时, 实现了连续流CANON颗粒污泥系统长期高效稳定地自养脱氮.

EPS对颗粒污泥的形成、结构的维持及功能的演变具有重要作用, 其组分变化可用作揭示颗粒污泥形成的内在原因, 其中以PN/PS表征的污泥表面疏水性是促使颗粒污泥形成的原始动力^[5~7].如图 5所示, 第1~15 d, R1污泥PN增加, PS相对维持稳定, 第15 d时PN增至68.36 mg ·g^-1, PS为36.18 mg ·g^-1, PN/PS由1.42升至1.89;第16 d后, 污泥流失致使R1污泥PN、PS大幅降低; 第27~43 d, 因污泥流失问题的改观, PN、PS分别由43.13 mg ·g^-1、21.25 mg ·g^-1提高到63.12 mg ·g^-1、33.40 mg ·g^-1.中置曝气AUSB中CANON污泥颗粒形成初期, PN占主导地位, PN/PS保持在1.73±0.30, 污泥表面疏水性增强, 微生物细胞间静电斥力减弱^{[5, 7]}, 相互聚集形成粒径达214.79 μm的微小污泥颗粒.历经S1阶段的培养, CANON颗粒污泥形成后, 在S2~S3阶段, 因中置曝气AUSB于反应器内部空间上缺氧/好氧的不同分区, 强化了系统中污泥“厌氧饱食-好氧饥饿”的交替状态, 刺激微生物分泌EPS^{[7, 9]}, PN及PS快速增长, 但PS增速高于PN, PN/PS下降, 至第88 d, PN/PS降至1.58, PN、PS分别增至90.74 mg ·g^-1、57.43 mg ·g^-1, PS分泌的增多加强了颗粒表层以架桥作用对微生物的吸附效果^{[5~7, 9]}, 相较于R2, 中置曝气AUSB率先完成了对微生物高效地富集, 宏观表现为CANON颗粒污泥粒径的持续快速增长.在PN、PS两种机制的交替作用下, 中置曝气AUSB内最终形成粒径为507.46 μm的成熟稳定的CANON颗粒污泥.底部曝气AUSB全程好氧运行模式下EPS增速较缓, 经108 d培养, PN及PS增长至80.76 mg ·g^-1、48.67 mg ·g^-1, R2污泥粒径的增长滞后于R1.

图 5

Fig. 5

图 5 EPS组分变化 Fig. 5 Variation of the EPS component

(1) 中置、底部曝气AUSB分别于第43 d、56 d成功启动CANON颗粒污泥工艺, 颗粒平均粒径达214.79 μm、205.27 μm, 中置曝气AUSB其特定的连续流缺氧/好氧运行模式可更快地完成由絮状ANAMMOX接种污泥至CANON颗粒污泥形态及功能的演变.

(2) 中置曝气AUSB可强化污泥“厌氧饱食-好氧饥饿”状态的交替, 刺激微生物EPS的分泌, 促进CANON颗粒污泥的持续增长, 第88 d污泥平均粒径增至507.46 μm, MLVSS提高至4.67 g ·L^-1, 在高效富集功能菌的基础上实现了0.277 kg ·(m³ ·d)^-1的脱氮负荷, 而底部曝气AUSB中EPS及污泥粒径增长缓慢, 微生物量不及中置曝气AUSB, 经108 d培养NRR仅达0.243 kg ·(m³ ·d)^-1.

(3) 中置曝气AUSB缺氧/好氧的不同分区, 构成了对NOB的长效抑制, 第106 d后特征值保持在0.127±0.003, 实现了长期稳定的自养脱氮, NRR达(0.262±0.019) kg ·(m³ ·d)^-1, 高于底部曝气AUSB所取得的(0.231±0.015) kg ·(m³ ·d)^-1的脱氮负荷, 全程好氧模式下CANON颗粒污泥自养脱氮稳定性较差, 底部曝气AUSB中NOB增殖, 第125 d后特征值升至0.136±0.004.