全程自养脱氮工艺(completely autotrophic nitrogen removal over nitrite, CANON), 以其耗氧量低、无需外加有机碳源、污泥产量低及运行费用低等优点^{[1, 2]}成为污水生物脱氮的研究热点.在进水中无有机碳源的条件下, CANON工艺理论上可达到89%的总氮去除率, 产生11%左右的NO₃^--N.然而, 当前的城镇污水多是氨氮和有机物同时存在, 因此研究有机碳源的存在对CANON工艺启动及稳定性的影响有着重要的意义^[3].有研究发现低浓度有机物存在时AnAOB和反硝化菌能够共存并互相促进^[4~6], 而高浓度有机物存在时会使AnAOB活性大大降低, 使得系统中ANAMMOX的竞争优势逐渐被反硝化取代直至系统崩溃.而且低浓度有机物可以提高氨氮转化率而有机物浓度过高时氨氮转化率则会受到抑制^[7].颗粒污泥^[8]自身结构紧凑, 单位体积生物量高, 沉降性能好, 抗冲击能力强, 能够承受较高的有机负荷.所以如果在CANON系统中采用颗粒污泥法, 既可以防止自养菌的流失, 保持系统中自养脱氮的优势地位, 又可以提高系统对有机负荷的承受能力, 加强CANON系统的稳定性能.但是, 已有的研究中^{[3, 8~10]}, 多为高氨氮下, 有机碳源对CANON工艺的影响, 在低氨氮浓度下有机碳源对CANON颗粒污泥工艺的启动、运行及恢复研究还很少, 而城镇污水多为低氨氮污水, 故对此研究很有必要.

本实验在(25±1)℃条件下, 采用2个SBR反应器R1和R2, 以厌氧氨氧化颗粒污泥为接种污泥, 以投加有机碳源和不投加有机碳源做对比, 研究有机碳源对CANON颗粒污泥工艺的启动及运行的影响, 并提供了高浓度有机碳源条件下CANON颗粒工艺崩溃后的恢复策略.

1 材料与方法 1.1 实验装置

本实验采用两个相同的SBR反应器R1、R2, 有效容积均为4 L, 高35 cm, 内径13 cm.在反应器壁垂直方向设置一排间距为5 cm的取样口, 用以排水和取样(图 1).反应器底部安装曝气环进行微孔曝气, 由气泵与气体流量计控制曝气强度, 内置搅拌机使泥、水、气混合均匀.进水、曝气和排水均采用自动控制.反应器内部装有pH、DO及温度在线监测探头.

1.2 接种污泥与实验水质

R1和R2均接种实验室稳定运行的厌氧氨氧化颗粒污泥, 其平均粒径为600 μm左右, 初始污泥浓度为1 500 mg ·L^-1.实验采用人工配水作为进水, 其中R1添加葡萄糖作为有机碳源, 分别以(NH₄)₂SO₄和NaHCO₃作为NH₄⁺-N和碱度的来源, 营养液Ⅰ、Ⅱ作为营养物质^[11].实验水质见表 1.

1.3 实验方法

本实验共分为2个阶段, 分别为CANON启动阶段、有机碳源对CANON工艺运行的影响及恢复阶段.反应器运行包括进水阶段(15 min)、反应阶段(反应时间根据周期实验结果确定)、沉淀时间(5 min)、排水(3 min).温度控制在(25±1)℃, pH为7.6左右, 换水比2/3.反应器曝气方式均采用间歇曝气(曝气/停曝时间为30 min/30 min), R1内部DO随反应阶段不同, R2内部DO为0.38 mg ·L^-1左右.R1添加有机碳源, 初始有机物浓度为50 mg ·L^-1, CANON工艺启动成功后, COD浓度变化为100 mg ·L^-1→150 mg ·L^-1→200 mg ·L^-1→250 mg ·L^-1.

1.4 分析项目与方法

DO、T(温度)、pH值均采用WTW在线测定仪测定, MLSS采用标准方法测定, 粒径采用Mastersize2000型激光粒度仪测定, 水样分析中NH₄⁺-N测定采用纳氏试剂光度法, NO₂^--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法, NO₃^--N采用紫外分光光度法, 其余水质指标的分析方法均采用国标方法^[12].

反应速率的测定:在实验稳定运行阶段, 从R1和R2中各取出1 L泥水混合液, 放入2个相同的烧杯内, 底部放置曝气环, 设机械搅拌.分别测定CANON反应速率、厌氧氨氧化(ANAMMOX)反应速率及反硝化反应速率, 用来表征好氧氨氧化菌(AOB)和厌氧氨氧化菌(AnAOB)的协同性、AnAOB的活性以及反硝化菌的活性.测定3种速率时, 烧杯内温度均为25℃, pH为7.6左右.测定CANON反应速率时, 进水只配氨氮(80 mg ·L^-1), 曝气量0.25 L ·min^-1, 每隔1 h取出水测定氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮, 待出水中三氮浓度不再发生变化时停止反应.测定ANAMMOX速率时, 进水配亚硝酸盐氮(45.5 mg ·L^-1)与氨氮(34.5 mg ·L^-1), 不曝气, 每隔1 h取出水测定氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮, 待出水中三氮浓度不再发生变化时停止反应.测定反硝化反应速率时, 进水只配硝酸盐氮(80 mg ·L^-1)和COD(随反应阶段不同), 每隔1 h取出水测定硝酸盐氮、亚硝酸盐氮, 待出水中氮素浓度不再发生变化时停止反应.CANON和ANAMMOX反应速率按式(1)计算, 反硝化反应速率按式(2)计算:

(1)

(2)

式中, TN为总氮:mg ·L^-1; NO₃^--N为硝酸盐氮:mg ·L^-1; NO₂^--N为亚硝酸盐氮:mg ·L^-1; t:h; MLSS为混合液悬浮固体浓度:mg ·L^-1; V_ANAMMOX以MLSS计:mg ·(h ·g)^-1; V_反硝化以MLSS计:mg ·(h ·g)^-1.

2 结果与讨论 2.1 有机碳源对CANON工艺启动的影响

根据CANON工艺反应式:

说明总氮(ΔTN)的去除量和硝酸盐氮的产生量(ΔNO₃^--N)理论比值为8, 反映了NOB有活性, ΔTN/ΔNO₃^--N越小, 说明NOB活性越高^[13].

如图 2所示, R1和R2在经过3 d的适应期后, AOB活性开始提升, 反应器有14.3%的总氮去除.前5 d, 由于生物菌群尚处于适应期, 且有机碳源尚未对AOB、AnAOB造成影响, 所以R1和R2的反应器性能相似, 特征比均在3.9左右.在6~25 d, R1的ΔTN/ΔNO₃^--N上升较快, 相比之下R2上升较平缓.在第23 d之后, R1的ΔTN/ΔNO₃^--N平均在8左右, CANON工艺启动成功^[13].而R2在32 d的ΔTN/ΔNO₃^--N达到8, 也成功启动CANON.值得注意的是, 反应器运行到第4 d后, R1和R2的氨氮、总氮去除率及污泥负荷均呈上升趋势, 且没有出现亚硝酸盐氮积累, 说明此时反应器脱氮性能主要取决于亚硝化率.在第15 d时, R1的氨氮去除率和总氮去除率为56.2%、45.9%, R2的分别为52.2%、43.1%, R1都略微高于R2, 到第23 d时, R1的氨氮去除率和总氮去除率分别为91.7%、85.1%, R2为80.7%、71.2%, R1明显高于R2.分析认为, R1中加入了50 mg ·L^-1的COD, 少量的有机物可以促进AOB及AnAOB的活性^{[7, 14, 15]}, 使得氨氮去除率提升, 无亚硝酸盐氮积累, 并可以通过反硝化作用去除CANON过程产生的硝酸盐氮, 使得总氮去除率提升.由于反硝化的存在, 也提升了ΔTN/ΔNO₃^--N的比值^[13], R1的特征比最终为9.1.有研究表明^[16~19], 可以通过反应前后的ΔNO₃^--N/ΔTN是否接近0.127来同时判定短程硝化是否良好.由于本实验是培养ANAMMOX污泥逐渐到CANON污泥, 故过程中需要表征短程硝化的稳定性.由图 2知, R1在第23 d时, ΔNO₃^--N/ΔTN为0.125, 极接近0.127, 说明此时CANON反应器的脱氮效果良好, 短程硝化稳定.而R2在32 d时, ΔNO₃^--N/ΔTN为0.13, 说明此时R2内的短程硝化效果也比较稳定.R1较R2更快地达到稳定状态.

基于以上分析, 在实际运行中, 可以通过添加少量有机物来实现CANON工艺的快速启动.

2.2 有机碳源对CANON工艺运行的影响及恢复

有机碳源对CANON工艺运行的影响如图 3所示.R2稳定运行时间为75 d, 在整个运行期间, 氨氮去除率及总氮去除率都处于较稳定状态, 氨氮及总氮去除率分别保持在89%及80%左右, 几乎没有亚硝酸盐氮积累.

对于R1, 运行分为4个阶段.

阶段一(31~50 d), COD浓度为100 mg ·L^-1, 由于添加有机物会消耗更多的溶解氧, DO浓度调整为0.8 mg ·L^-1.如图 3所示, R1由于第31 d提升了COD浓度, 氨氮去除率、总氮去除率分别由90.5%、84.7%下降到第38 d的85%、79%, 此时出水氨氮为7.6 mg ·L^-1, 由于存在反硝化作用, 出水硝酸盐氮浓度很低为2.7 mg ·L^-1, 反应器里积累了少量亚硝酸盐氮为4.1 mg ·L^-1, 是由于提高有机物浓度, 对AnAOB菌群产生微弱的抑制作用.经过几天的运行, 微生物菌群逐渐适应环境, 氨氮及总氮去除率升高, 出水氨氮浓度降低, 积累的亚硝酸盐氮被逐渐消耗, 这可能是由于AnAOB活性的恢复^[20].并最终在本阶段末, 氨氮及总氮去除率分别达到92%及88%, 出水氨氮、亚硝酸盐氮及硝酸盐氮为6.4、2、2.8 mg ·L^-1.这表明100 mg ·L^-1的有机物对CANON系统脱氮有促进作用.

阶段二(51~70 d), COD浓度为150 mg ·L^-1, DO浓度为1.1 mg ·L^-1.亚硝酸盐氮再次积累, 并在57 d时达到7.3 mg ·L^-1; 并且出水氨氮浓度也升高.研究表明^[14], COD浓度超过100 mg ·L^-1时会抑制AnAOB的活性, 而可生物降解的有机碳源可以促进异养菌的生长, 与AOB竞争溶解氧^[21], 从而抑制了AOB的活性.另一方面, 本阶段的DO浓度比较高, 也会抑制AnAOB的活性.随着异养菌的增殖, COD的去除增加, 可利用的DO由于异养菌的存在而逐渐降低.因此, DO对AnAOB的抑制就会解除.并且也由于AnAOB及AOB菌群逐渐适应了环境.运行10 d后, 亚硝酸盐氮积累减少, 出水氨氮减少, TN去除上升.氨氮, 总氮去除率分别达到82%、78%.出水氨氮、亚硝酸盐氮及硝酸盐氮分别为10.4、0.9、1.3 mg ·L^-1.这表明150 mg ·L^-1的有机物对CANON系统AOB及AnAOB有轻微的抑制作用, 但是总氮去除率仍保持较高的水平.

阶段三(71~90 d), COD浓度为200 mg ·L^-1, DO浓度为1.3 mg ·L^-1, 氨氮、总氮去除率整体呈下降趋势, 并且出水氨氮, 亚硝酸盐氮积累严重.运行10 d后, 氨氮及总氮去除性能开始逐渐恢复.本阶段末期, 尽管反应器内没有亚硝酸盐氮积累, 但系统的氨氮、总氮去除率没有恢复到阶段二的脱氮效果, 最终氨氮, 总氮去除率分别达到69%、67%.这些结果说明, COD浓度200 mg ·L^-1时, 对AOB和AnAOB有明显的抑制, 并且生物菌群的活性不容易恢复.此时200 mg ·L^-1的有机物已经对系统造成了明显的抑制.

阶段四(91~110 d), COD浓度为200 mg ·L^-1时系统脱氮效果虽然显著下降, 但也有67%的总氮去除, 故又将COD浓度提升到250 mg ·L^-1, 研究其脱氮性能变化.此时, DO浓度为1.5 mg ·L^-1.发生亚硝酸盐氮积累并在整个阶段持续.而且, 出水氨氮比之前3个阶段都高, 总氮去除污泥负荷也在逐步降低.这些结果表明, 此时COD浓度对AOB和AnAOB都有强烈的抑制.然而硝酸盐氮产生量为0, 表明通过CANON产生的硝酸盐氮已经完全被反硝化去除.氨氮及总氮去除率最终分别为60%和59%.总氮去除污泥负荷为0.06 kg ·(kg ·d)^-1.系统性能急剧恶化.

上述结果表明, 当低氨氮污水中有少量有机物存在时, 可以实现CANON与反硝化的耦合机制实现高效脱氮, 但是当进水有机物浓度高于150 mg ·L^-1时, 脱氮性能会下降.

R1在运行110 d后, 系统性能急剧恶化, 氨氮及总氮去除率分别为60%, 59%.总氮污泥去除负荷为0.06 kg ·(kg ·d)^-1.故在111 d, 对系统进行恢复.R1由于加入过多COD, 异养菌和反硝化菌生长很快, 较多的异养菌的生长会导致污泥增加^[21].恢复策略为直接降低COD浓度到50 mg ·L^-1, DO浓度降为0.5 mg ·L^-1, 同时排出絮状污泥, 洗脱出NOB和异养菌, 系统内保留AOB和AnAOB^[22].为了尽快恢复R1的系统性能, 本实验同时采取加入部分R2颗粒污泥的方法^[10].

R1排出部分污泥后加入1.5 L R2中泥水混合液, 其污泥浓度为2 000 mg ·L^-1.其系统性能如图 4所示.氨氮, 总氮去除率持续稳定上升, 出水氨氮及亚硝酸盐氮持续降低, 由于R1前期运行中几乎没有硝酸盐氮积累, 在恢复过程中, 由于依然存在反硝化, 出水硝酸盐氮始终保持较低的浓度.R1经过30 d的恢复, 总氮污泥去除负荷达到0.110 kg ·(kg ·d)^-1, 氨氮及总氮去除率分别达到89.7%和83.6%.与第30 d同样进水条件下氨氮及总氮去除率91.7%和85.1%略低, 特征值为8.8, 出水氨氮、亚硝酸盐氮及硝酸盐氮分别为8.2、1.3及0.7 mg ·L^-1.系统性能得到较好地恢复.

2.3 有机碳源下脱氮路径及功能菌活性分析

本实验一共有6个COD浓度, 分别为0、50、100、150、200、250 mg ·L^-1, C/N比分别为0、0.63、1.25、1.88、2.5、3.1.其稳定后的各自总氮去除率分别为80%、86.7%、88%、78%、67%、59%.当COD浓度为100 mg ·L^-1时, 去除效果最佳.R1中总氮去除率是由全程自养脱氮和反硝化共同作用的结果.通过系统脱氮计算模型, 分析了在6个COD浓度下, CANON及反硝化脱氮途径各自对反应器内总氮去除率的贡献量.模型假设^[23]为:①亚硝化反应计量比为NH₄⁺-N :NO₂^--N=1 :1;②厌氧氨氧化反应计量比为NH₄⁺-N :NO₂^--N=1 :1.32, 同时1 mg ·L^-1NH₄⁺-N生成0.26 mg ·L^-1 NO₃^--N; ③反硝化反应消耗1 mg ·L^-1 NO₃^--N需要消耗2.86 mg ·L^-1的COD.计算结果如表 2所示, 其中进出水基质浓度为该阶段平均浓度.

如表 2所示, 随着COD浓度由0增加到250 mg ·L^-1, 反硝化的贡献率越来越大.自养脱氮的贡献在逐渐减小, 二者在COD浓度为100 mg ·L^-1时, 总氮去除率达到最大, 实现了反硝化和自养脱氮的较好的耦合.这是由于ANAMMOX过程需要消耗无机碳, 而少量有机物的存在会刺激反硝化菌的生长, 并通过反硝化作用产生无机碳, 从而促进ANAMMOX反应的进行^[24], 并且少量有机物的存在也会促进亚硝化反应的进行^[22], 故在本实验中100 mg ·L^-1有机物的存在提升了总氮去除率, 并且全程自养脱氮处于优势地位.

然而有机物浓度超过150 mg ·L^-1时却使得系统的脱氮性能下降, 并降低了自养脱氮对总氮去除的贡献率.分析认为, 在过量的有机物的刺激下, 反硝化菌会抑制自养的AnAOB生长^[14], 并且由于异养菌的繁殖, 消耗了DO, 使得AOB生长受到抑制, 故总氮去除率下降, 系统脱氮性能恶化.

但是, 当有C/N比不超过1.88时, 可以建立一个稳定高效的CANON和反硝化共存的系统从而加强生物脱氮.

为了研究有机碳源对功能菌活性的影响, 分析了R1在不同COD浓度下及R2系统中的CANON反应速率、ANAMMOX反应速率及反硝化反应速率.研究指出^[25], 即使没有添加有机物, 系统中依然存在着反硝化菌等异养菌, 故对R2也测定了反硝化反应速率.对R1系统中采用每一阶段运行稳定的时期.

由图 5知, 当COD浓度逐步提升时, ANAMMOX反应速率变化为逐渐增大, 当COD浓度为100 mg ·L^-1时, 其反应速率(以MLSS计, 下同)最大为10.35 mg ·(h ·g)^-1.这表明AnAOB的活性逐渐提升, 在COD浓度为100 mg ·L^-1时, 其活性最高.随着有机物浓度的继续提升, ANAMMOX反应速率逐渐降低, 并当COD浓度为250 mg ·L^-1时, 其反应速率最小为4.93 mg ·(h ·g)^-1.刘金苓等^[14]的研究发现, 高浓度的有机物使得AnAOB的活性受到抑制.

CANON的反应速率的变化趋势与ANAMMOX的相同, 当COD浓度为100 mg ·L^-1时, 反应速率达到最大为7.8 mg ·(h ·g)^-1.然而当COD浓度为250 mg ·L^-1时, 反应速率最小为3.95 mg ·(h ·g)^-1.有研究表明^{[7, 21]}, 少量的有机物会促进AOB活性的上升, 但是有机物浓度过高, AOB的活性会降低.本实验亚硝化与厌氧氨氧化的协同作用下, C/N比为1.25时使得CANON的反应速率达到最大.

反硝化的反应速率随着COD浓度的增加而逐渐增强, 反硝化的反应速率当不添加有机碳时为1.44 mg ·(h ·g)^-1, 当COD浓度为250 mg ·L^-1时, 其反应速率为6.55 mg ·(h ·g)^-1.这是由于有机物的存在促进了反硝化菌的生长并表现出逐渐增强的反硝化活性从而反硝化反应速率逐渐增强.

基于以上分析, C/N比为1.25时可以增强AOB和AnAOB的活性, 并使得AOB、AnAOB和反硝化菌产生协同作用, 而C/N比超过1.88时却会抑制AOB及AnAOB活性, 极大地增强反硝化菌的活性, 使得反硝化反应成为主导反应, 不利于系统稳定.

3 结论

(1) 添加适量有机碳源会加速CANON工艺的启动.添加有机碳源的反应器23 d成功启动CANON工艺, 而不添加有机碳源的反应器32 d方成功启动.

(2) 系统脱氮性能受有机碳源的影响较大.当C/N不超过1.25时, 氨氮及总氮去除率分别可达到92%、88%.不添加有机碳源的反应器, 氨氮及总氮去除率稳定在89%、80%.当C/N比超过1.88时, 系统脱氮性能逐渐降低; 当C/N比为3.1时, 氨氮及总氮去除率分别为60%、59%.

(3) 适量有机碳源可以实现AOB、AnAOB和反硝化菌的耦合, 提升AOB及AnAOB的活性.当有机碳源浓度为100 mg ·L^-1时, 三者的耦合达到最佳, 且CANON及ANAMMOX的反应速率达到最大.但是随着有机碳源浓度的提高, 反硝化菌的活性大大增强, 而AOB和AnAOB的活性会受到抑制, CANON及ANAMMOX的反应速率下降, 反硝化的反应速率上升.