2018, Vol. 39
2. 武汉凯迪电力环保有限公司, 武汉 430023
, YU De-shuang1 , WANG Xiao-xia1
, TANG Jia-jia1 , ZHAO Hong2 , HAN Chang-min2 , YING Ling-qiao2
2. Wuhan Kaidi Electric Power Environmental Co., Ltd., Wuhan 430023, China
目前, 社会经济的不断发展, 人们对电力的需求逐渐增加.以煤炭为燃料的火电厂在进行发电的同时, 同时会产生大量的脱硫废水尾液.现有相关实验和工程实例结果表明, 火电厂烟气脱硫脱硝废水采用物理化学处理工艺+生物处理技术可满足工业废水达标排放要求[1], 而该组合工艺中最重要的部分就是厌氧氨氧化技术的应用, 其可以最大程度地在无外加有机碳源的条件下实现废水中氨氮的有效去除, 使得低能耗、可持续的火电厂脱硫脱硝废水的处理成为可能.
厌氧氨氧化(ANAMMOX)是指在厌氧条件下, 厌氧氨氧化菌(AnAOB)以亚硝酸盐氮(NO2--N)为电子受体, 直接将氨氮(NH4+-N)氧化为氮气的过程.由于该脱氮过程无需外加有机碳源, 且具有运行费用低、脱氮负荷高等优点, 被公认为是最经济有效的生物脱氮工艺之一[2, 3].但目前厌氧氨氧化工艺主要用于污泥消化液、垃圾渗滤液、养殖废水等高温高氨氮废水的处理[4~6], 有关火电厂脱硫脱硝尾液厌氧氨氧化研究还未见报道.
火电厂脱硫脱硝尾液具有高氨氮、低碳氮比(C/N, COD/TN≤2)和高盐度(Cl-浓度高达3 000~10 000 mg·L-1)的特点, 其适用于厌氧氨氧化的处理过程.国内研究者[7]根据香港某大型火电厂脱硫脱硝尾液处理的工程实践, 通过理论分析及初步小试实验验证了采用厌氧氨氧化技术处理火电厂脱硫脱硝尾液的可行性.但相关实际工程案例目前尚未见报道.因此, 厌氧氨氧化及其耦合工艺处理实际火电厂脱硫脱硝废水的脱氮特性较具研究价值.此外, 多数研究者在研究环境因素(如高盐、高硫化物或苯酚浓度等)对ANAMMOX活性的影响时[8~10], 通常采取去除抑制因素或者降低抑制因素的强度来实现其活性的恢复.有关实际火电厂脱硫脱硝废水条件下, AnAOB活性受到冲击后的恢复特性及调控策略还未见报道.
本研究根据武汉某火电厂脱硫脱硝尾液的水质特点, 采用中试规模的厌氧序批式反应器(ASBR), 通过接种氧化沟工艺兼氧段活性污泥, 首先采用人工废水实现了厌氧氨氧化的启动和高效脱氮; 然后考察了厌氧氨氧化处理实际火电厂脱硫脱硝尾液的性能与活性恢复特性; 最后采用动力学模型考察了ANAMMOX-ASBR系统内容积氮去除负荷(NRR)的变化规律, 以期为今后厌氧氨氧化工艺在火电厂的脱硫脱硝尾液处理中的实际工程应用提供理论与技术支持.
1 材料与方法 1.1 实验装置与运行工序本实验用ASBR反应器采用有机玻璃制作而成, 其结构如图 1所示.反应器总体积为700.0 L, 有效体积530.0 L.反应器采用厌氧间歇式的运行方式, 每天运行一个周期, 每周期进水330 L.运行工序为：进水30 min, 反应20 h, 沉淀3 h, 排水30 min.反应器内置电动搅拌器, 表面用黑布包裹, 防止光线对厌氧氨氧化活性污泥造成负面影响.此外, 进水箱安装加热装置使进水温度维持在35℃±1℃, 以减小反应器内外水温温度差.反应器进水pH维持在7.5±0.2.
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1.进水口; 2.溢流口; 3.取样口; 4.取样口; 5.排水口; 6.排泥口; 7.温度计; 8. pH计; 9.搅拌器; 10.恒温加热器 图 1 ASBR厌氧氨氧化反应器装置示意 Fig. 1 Experimental device of the ANAMMOX-ASBR |
本实验厌氧氨氧化启动过程, 采用人工配制模拟废水, 配水具体组成成分为KH2PO4 20 mg·L-1, CaCl2·2H2O 107 mg·L-1, MgSO4·7H2O 45 mg·L-1, KHCO3 1.25 g·L-1, 微量元素[11]浓缩液Ⅰ(1mL·L-1)：EDTA 5 g·L-1, FeSO4·7H2O 5 g·L-1, 微量元素Ⅱ(1 mL·L-1)：EDTA 15 g·L-1, H3BO3 0.014 g·L-1, MnCl2·4H2O 0.99 g·L-1, CuSO4·5H2O 0.25 g·L-1, ZnSO4·7H2O 0.43 g·L-1, NiCl2·6H2O 0.19 g·L-1, Na2MoO4·2H2O 0.22 g·L-1, CoCl2·6H2O 0.24 g·L-1, NaSeO4·10H2O 0.21 g·L-1. NH4+-N、NO2--N由NH4Cl、NaNO2按需提供.为了提供厌氧环境, 人工配制的模拟废水使用高纯氮气吹脱, 使溶解氧(DO)浓度降至0.4 mg·L-1以下.实验用火电厂脱硫脱硝尾液取自武汉某火电厂, 其经过三联箱初步处理后, 废水中重金属物质含量较低, 其水质特征具体见表 1.此外, 实际火电厂脱硫脱硝尾液实验过程中根据水质变化情况, NO2--N由NaNO2按需提供.
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表 1 武汉某火电厂脱硫脱硝尾液主要水质特性/mg·L-1 Table 1 Water quality of desulfurization and denitrification tailings/mg·L-1 |
本实验用接种污泥取自武汉市某污水处理厂氧化沟工艺的兼氧段污泥, 接种后反应器内污泥浓度(MLSS)为7.0 g·L-1, 污泥沉降比(SV30)为28%.
1.3 检测项目和分析方法水样经φ=11 cm定性滤纸过滤后按照标准方法[12]测定以下参数, 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:麝香草酚分光光度法; COD采用连华5B-3ACOD多元快速测定仪测定; pH采用雷磁PHB-3CpH计测定; DO采用雷磁JPB-607溶解氧测定仪测定; MLSS采用重量法测定.
1.4 恢复动力学模型修正的Boltzmann模型、修正的Gompertz模型以及修正的Logistic模型被Jin等[9]用于模拟ANAMMOX菌受到苯酚及硫化物抑制后的恢复过程.修正的Boltzmann模型还可被用来指示ANAMMOX反应过程的潜力[10].修正的Gompertz模型被广泛应用于批次实验中发酵产氢过程中基质降解、菌体生长和产物生成等过程[13].修正的Logistic模型曾被Wang等[13]用来描述批次实验中以葡萄糖为基质的产氢过程.
修正的Logistic模型：
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修正的Boltzmann模型：
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修正的Gompertz模型：
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式中, NRR为容积氮去除负荷, kg·(m3·d)-1; NRRmin为最小容积氮去除负荷, kg·(m3·d)-1; NRRmax为最大容积氮去除负荷, kg·(m3·d)-1; Rmax为运行周期的NRR最大恢复速率, kg·(m3·d)-1; λ为恢复延迟时间, d; t为运行时间, d; tc为恢复时间中间值, 即NRRmin+(NRRmax-NRRmin)/2, d; td为恢复时间常数, d.
2 结果与讨论 2.1 中试ANAMMOX-ASBR的启动及其脱氮特性中试ASBR在武汉某火电厂污水处理站共运行了220 d以实现ANAMMOX的成功启动.整个启动过程中, 反应器进水(通过调控初始NH4+-N和NO2--N浓度比例稳定维持在1: 1.32, 减少剩余基质抑制, 以促进ANAMMOX的快速启动)、出水NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度及去除负荷和总氮去除率变化情况见图 2.根据系统脱氮性能的变化情况可将整个运行过程分为5个阶段, 即:菌体自溶阶段a、活性迟滞阶段b、活性提高阶段c、负荷提高阶段d及稳定运行阶段e[14].此外, 考虑到ANAMMOX启动初期, 氨氮和亚硝态氮去除率低, 容易造成水中的游离氨浓度过高, 影响菌种活性[15].所以, 反应器启动初期, 采用低基质浓度进水的方式(反应初始NH4+-N和NO2--N浓度分别维持在约60 mg·L-1和80 mg·L-1)以实现厌氧氨氧化的快速启动.
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图 2 中试ASBR厌氧氨氧化启动过程基质浓度、NLR、NRR、TN去除率和基质转换比例变化 Fig. 2 Variations of substrate concentration, NLR, NRR, TN removal efficiency, and substrate conversion ratio during the start-up process of ANAMMOX in the pilot-scale ASBR |
菌体自溶阶段a(1~10 d), 系统内NH4+-N和NO2--N的去除情况较不稳定, NO2--N去除率最高仅为38.5%, 尤其是在反应器运行的前4 d, 出水NH4+-N浓度高于初始浓度, 这是因为活性污泥中的部分微生物不适应新环境发生菌体自溶现象, 释放出有机氮.在系统运行的5~10 d, 系统NO2--N去除量逐渐降低; NH4+-N去除量稍有增加, 且出现出水浓度大于初始浓度的情况, NO3--N生成量逐渐增加.
活性迟滞阶段b(11~160 d), 反应器出水NH4+-N浓度低于初始浓度.在该阶段NH4+-N和NO2--N去除率不断升高; NH4+-N去除率平均约为16.5%, 最高达57.6%, NO2--N去除率平均约为12.01%, 最高可达49.3%;同时, NO3--N有少量生成, 生成量在2 mg·L-1左右.说明反应器中已经出现了微弱的厌氧氨氧化反应, 且实现了部分的TN去除[TN去除负荷最高达0.03 kg·(m3·d)-1].在第60~85 d, 为缩短ANAMMOX启动时间, 将初始NH4+-N和NO2--N浓度分别提高约30 mg·L-1和40 mg·L-1, 系统TN去除率依然维持在较低水平, 说明提高进水基质浓度并不会引起AnAOB活性的提高.
活性提升阶段c(161~180 d), NH4+-N去除率由21.8%升高到了95.7%, 出水NO3--N浓度呈稳步增长的趋势, 由第161 d的4.1 mg·L-1增长到180 d的10.6 mg·L-1; 同时, NO2--N的去除率由21.17%升高至95.09%.说明了该反应器中AnAOB开始逐渐占据主导地位.此外, 在该阶段TN去除率和NRR分别由19.8%和0.04 kg·(m3·d)-1逐渐升高至84.5%和0.2 kg·(m3·d)-1.
负荷提升阶段d(181~186 d), 将初始NH4+-N和NO2--N浓度逐步提高至约120 mg·L-1和150 mg·L-1, 出水NH4+-N和NO2--N浓度分别由3.5 mg·L-1和10.6 mg·L-1逐渐降低至0 mg·L-1左右, 出水NO3--N浓度由17.7 mg·L-1逐渐升高至21.4 mg·L-1.在该阶段TN去除率和NRR依然维持在较高水平, 分别平均达89.2%和0.229 kg·(m-3·d)-1.
活性稳定阶段e(187~220 d), 初始NH4+-N和NO2--N浓度分别为120 mg·L-1和150 mg·L-1, 系统脱氮性能得到稳定维持. NH4+-N和NO2--N去除率稳定维持在99.5%和98.9%, 系统TN去除率为91.1%.说明反应器中厌氧氨氧化已成功启动, 且其可用于高氨氮废水的高效脱氮.此外, 该阶段反应器(NH4+-N消耗量): (NO2--N消耗量): (NO3--N生成量)逐渐稳定在1.0: 1.32: 0.08.
2.2 中试ANAMMOX-ASBR处理实际脱硫脱硝尾液的抑制及恢复特性中试ANAMMOX-ASBR处理实际脱硫脱硝尾液运行过程中, 根据系统脱氮性能的变化情况可将整个运行过程分为5个阶段：即活性抑制阶段a、活性抑制阶段b、活性恢复阶段c、活性稳定阶段d、负荷提升阶段e(图 3).
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图 3 中试ANAMMOX-ASBR处理脱硫脱硝尾液抑制及恢复过程中基质浓度、NLR、NRR与基质去除率变化 Fig. 3 Variations of substrate concentration, NLR, NRR and substrate removal efficiency during the suppression and recovery process in the pilot-scaleANAMMOX-ASBR treating desulfurization and denitrification tailings |
活性抑制阶段a(1~26 d)：反应器进水NH4+-N和NO2--N浓度分别约为120 mg·L-1和150 mg·L-1.第1~19 d, NH4+-N、NO2--N出水浓度分别由0 mg·L-1和0.8 mg·L-1逐渐升高到101.4 mg·L-1和136.2 mg·L-1, NO3--N出水浓度由22.1 mg·L-1下降到16.0 mg·L-1; ΔNO3--N/ΔNH4+-N为0.069, 稍小于反应器启动成功的值0.08, 说明此阶段ANAMMOX-ASBR内同时存在反硝化脱氮过程, 但其在TN去除中的贡献比例较小; NH4+-N和NO2--N去除率分别由100%和99.5%逐渐下降到7.7%和9.9%; NRR由0.323 kg·(m3·d)-1下降到0.027 kg·(m3·d)-1.第20~26 d, NH4+-N、NO2--N进水浓度继续保持在120 mg·L-1和150 mg·L-1左右, NH4+-N和NO2--N去除率在3%上下波动, NRR接近0.此结果表明, AnAOB的活性已受到严重的抑制.受到抑制的原因是脱硫脱硝尾液中含有氯离子(3 000 mg·L-1左右), 影响了AnAOB的渗透压, 导致AnAOB的活性下降.
活性抑制阶段b(27~39 d)：为快速恢复反应器脱氮效能, 停止向ANAMMOX-ASBR内添加脱硫脱硝尾液, 并恢复人工配水(反应器进水NH4+-N、NO2--N浓度保持在120 mg·L-1和150 mg·L-1).此阶段, NH4+-N、NO2-N出水浓度分别在110~127.8 mg·L-1和145~163.3 mg·L-1范围内波动. NH4+-N和NO2--N去除率以及NRR保持在极低的水平.此结果表明, AnAOB的活性继续受到抑制.但需要注意的是：33~37 d, 出现NH4+-N、NO2--N出水浓度高于进水浓度的现象.分析NH4+-N出水浓度大于进水的原因可能在于菌种活性受到抑制, 部分菌种失活、分解.另外, 在菌种自溶过程中, 会产生少量的COD[9], 进而出现微弱的短程反硝化作用(此反应器是在厌氧条件下运行, 而自养硝化需要氧气, 故排除自养硝化), 从而使得出水的亚硝态氮高于进水.
活性恢复阶段c(40~73 d)：为了恢复ANAMMOX-ASBR的脱氮性能, 在该阶段将反应器的进水NH4+-N、NO2--N浓度分别由120 mg·L-1和150 mg·L-1降到50 mg·L-1和65 mg·L-1(一般认为浓度不超过1 g·L-1的氨不会抑制ANAMMOX工艺[16]), 并维持人工配水.在该阶段, NH4+-N、NO2--N出水浓度分别由41.5 mg·L-1和57.8 mg·L-1逐渐降低到接近0 mg·L-1, NO3-N出水浓度由3.2 mg·L-1逐渐升高到12.3 mg·L-1. NH4+-N、NO2--N去除率以及NRR由20.0%、15.8%和0.022 kg·(m3·d)-1升高到接近100%和0.134 kg·(m-3·d)-1.此结果表明, AnAOB的活性得以恢复.氨氮在反应器内以游离氨的形式存在, Dapena-Mora等[17]的实验结果表明游离氨对ANAMMOX活性恢复产生抑制; 长久运行在超过35~40 mg·L-1的条件下, ANAMMOX活性极不稳定, 脱氮功能会完全丧失[18, 19].将进水氨氮浓度降低到50 mg·L-1后, AnAOB的活性逐渐恢复, 与Dapena-Mora等的结果相同, 说明了活性抑制阶段c, 高进水基质氮浓度是造成反应器内AnAOB活性并未得以恢复的主要原因.
活性稳定阶段d(74~79 d)：为了进一步稳定AnAOB的活性, 继续保持反应器的进水NH4+-N、NO2--N浓度为50 mg·L-1和65 mg·L-1. NH4+-N、NO2-N出水浓度保持在接近0 mg·L-1, NO3-N出水浓度在12~15 mg·L-1之间波动. NH4+-N、NO2--N去除率以及NRR保持在100%、100%以及0.12~0.14 kg·(m3·d)-1左右.此结果表明, AnAOB的活性得到进一步的稳定维持.
负荷提升阶段e(80~93 d)：为了进一步提升AnAOB的脱氮性能, 将反应器的进水NH4+-N、NO2--N浓度由50 mg·L-1和65 mg·L-1逐梯度地提高到120 mg·L-1和150 mg·L-1.在该阶段, NH4+-N、NO2--N出水浓度在浓度提升初期(80~88 d)受到一定影响, 但随着反应器的运行, 其最终保持在0 mg·L-1左右.此外, NH4+-N、NO2--N去除率也逐渐接近并稳定在100%; NRR维持在0.28~0.31 kg·(m3·d)-1.此结果表明, AnAOB的脱氮性能得以进一步提高.
2.3 中试ANAMMOX-ASBR受抑制以及恢复过程中pH与污泥沉降性能厌氧氨氧化反应是致碱反应, 反应过程中pH值会升高.因此, 在AnAOB活性抑制以及活性恢复过程中, pH值的变化也可用于判断其活性的变化情况(见图 4).从图 4可以看出：活性抑制阶段a, 反应器进水pH和出水pH分别由7.65和8.03下降到7.31和7.58, ΔpH平均值由4.2下降到2.3.分析其原因可能在于, 该阶段ANAMMOX-ASBR反应器内NH4+-N与NO2--N不能被完全去除, 其增加了系统内游离氨和游离亚硝酸的浓度(ANAMMOX菌更易受到游离亚硝酸的抑制[18]), 使得AnAOB活性受到抑制.活性抑制阶段b, 当反应器进水pH提高至7.5左右(杨洋等[20]的研究得出最佳pH为7.5~8.3之间), 出水pH也随之逐渐升高, 但ΔpH持续降低至0.1, 其与该阶段系统所具有的较差脱氮性能相吻合.活性恢复阶段c, 菌种活性逐渐恢复, NH4+-N、NO2--N浓度不断降低, ΔpH也逐渐提高到0.5左右.该实验结果进一步证明了处理实际脱硫脱硝尾液的ANAMMOX-ASBR系统脱氮性能变差的主要原因在于AnAOB活性的降低.
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图 4 中试ANAMMOX-ASBR处理脱硫脱硝尾液抑制及恢复过程中进、出水pH及ΔpH变化 Fig. 4 Variations in inlet and outlet pH and ΔpH during pilot-scale ANAMMOX-ASBR treatment of desulfurization and denitrification tailings during inhibition and recovery |
为防止污泥颗粒在排水口流失, 在排水口采用300目的滤网进行污泥截留.当菌种活性受脱硫废水尾液抑制后(第30 d), 滤网截留的污泥变多[见图 5(A)], 此现象表明了反应器内污泥沉降性能降低.分析其原因可能在于脱硫脱硝尾液处理过程中, AnAOB的活性受到影响, 导致反应器氮负荷率(NLRs)过高[0.324 g·(L·d)-1], 从而出现污泥上浮的现象.此现象与Dapena-Mora等[21]的研究得出污泥上浮的原因为NLRs过高[0.75 g·(L·d)-1]的实验结果相吻合.此外, 从污泥颜色[图 5(B)]变化情况可以看出, AnAOB活性受到抑制后, 颗粒化现象减弱, 污泥颜色由暗红色变浅.
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图 5 中试ANAMMOX-ASBR处理脱硫脱硝尾液抑制及恢复过程中污泥浓度、SV30和污泥照片变化 Fig. 5 Variations in sludge concentration, SV30, and sludge photographs during pilot-scale ANAMMOX-ASBR treatment of desulfurization and denitrification tailings during inhibition and recovery |
从系统MLSS和SV30的变化来看[图 5(C)], 活性抑制阶段a和b, MLSS和SV30分别由2.8 g·L-1和10%逐渐下降到1.5 g·L-1和4.7%, 这与该阶段反应器出水NH4+-N、NO2--N浓度高于进水所表现出的部分菌种颗粒自溶现象相吻合.活性恢复阶段c, 当系统恢复人工配水并降低进水基质浓度后, MLSS和SV30分别由1.6 g·L-1和5.2%逐渐升高至2.5 g·L-1和9%, 证明了AnAOB活性的逐渐恢复.负荷提升阶段e, MLSS和SV30分别进一步提升到2.9 g·L-1和10%, 其进一步证明了AnAOB活性的恢复.
2.4 不同脱硫脱硝尾液投加比例对中试ASBR内ANAMMOX与反硝化耦合脱氮的影响为进一步研究脱硫脱硝尾液的投加对中试ANAMMOX-ASBR系统脱氮性能的影响, 考察了不同脱硫脱硝尾液的投加比例(30%、70%、100%)对系统氮去除特性影响.实验过程中反应器进水NH4+-N、NO2--N浓度分别维持在120 mg·L-1和150 mg·L-1.
从图 6可以看出, 当脱硫脱硝尾液投加比例为30%(Cl-浓度约为1 000 mg·L-1)时, NH4+-N、NO2--N出水浓度接近0 mg·L-1, 反应器的脱氮性能较好.当脱硫脱硝尾液投加比例提高至70%(Cl-浓度约为2 000 mg·L-1), NH4+-N、NO2--N出水浓度依然保持在0 mg·L-1左右, 说明中试ANAMMOX-ASBR的脱氮性能保持在较高的水平.此后, 当进一步提高脱硫脱硝尾液投加比例至100%(Cl-浓度约为3 000 mg·L-1), NH4+-N、NO2--N出水浓度继续保持接近0 mg·L-1.上述实验结果表明, 采用逐步提高脱硫脱硝尾液投加比例方式, 可以降低脱硫脱硝尾液对AnAOB活性的影响, 有利于系统脱氮性能的稳定维持, 且2.2节中脱硫脱硝尾液中的Cl-浓度过高是导致反应器中AnAOB活性下降的主要因素.刘成良等[22]通过盐度对厌氧氨氧化(ANAMMOX)生物脱氮效率的影响研究指出, 在盐度驯化的初期, 进水Cl-浓度过高(5 000 mg·L-1), 会使AnAOB的活性受到较大的影响, 当减小进水Cl-浓度(2 500 mg·L-1)后, 菌种的活性则逐渐恢复并保持较高的脱氮性能.
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图 6 不同脱硫脱硝尾液投加比例中试ANAMMOX-ASBR系统NH4+-N、NO2--N、NO3--N、COD和脱氮贡献比变化情况 Fig. 6 Variations of NH4+-N, NO2--N, NO3--N, COD, and denitrification contribution ratio in the pilot-scale ANAMMOX-ASBR at different desulfurization and denitrification tailings addition ratios |
此外, 不同脱硫脱硝尾液投加比例实验过程中, NO3--N出水浓度稳定在20~22 mg·L-1之间, ΔNO3--N/ΔNH4+-N为0.075, 略小于厌氧氨氧化菌启动时活性稳定阶段0.08.由图 6(b)可知, 不同脱硫脱硝尾液投加比例条件下, 中试ANAMMOX-ASBR进水COD浓度由27.03 mg·L-1逐渐提高至90.17 mg·L-1时, COD去除率稳定维持在2%, COD去除量仅为1~3 mg·L-1.说明系统内厌氧氨氧化反应均为主导反应, 但始终存在微弱的异养细菌的同化作用, 其在总氮去除中的贡献比例较小(3.9%~4.4%).
2.5 恢复动力学分别运用修正的Boltzmann模型、修正的Gompertz模型以及修正的Logistic模型对受到脱硫脱硝尾液投加抑制后ANAMMOX反应器NRR恢复过程进行拟合, 结果如图 7所示.从中可知, 3个模型都具有较高的相关系数R2, 但修正的Boltzmann模型的图不具有实际意义, 所以修正的Gompertz模型以及修正的Logistic模型更适合拟合NRR的恢复过程.
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图 7 中试ANAMMOX-ASBR抑制动力学拟合曲线 Fig. 7 Fitting curves of the recovery process of the pilot-scale ANAMMOX-ASBR |
修正的Gompertz模型以及修正的Logistic模型得到的NRRmax分别为0.156 kg·(m3·d)-1和0.141 kg·(m3·d)-1, 稳定期实验得到的真实值均小于这两个值.修正的Gompertz模型得到的相对误差大于修正的Logistic模型得到的相对误差.因此, 修正的Logistic模型更适合对本实验的中试ANAMMOX-ASBR反应器受到脱硫脱硝尾液冲击后的恢复过程进行模拟, 且修正的Logistic模型可以得到整个恢复过程的延迟时间, 这对于了解整个恢复过程更具有意义.
修正的Logistic模型得到NRR恢复延迟时间λ为17.777个周期, 与图 3中AnAOB活性受抑制的持续时间(17个周期)较为接近.将修正的Logistic模型得到的NRR恢复延迟时间换算成ANAMMOX反应时间约为14.814 d, 这一值略高于文献[23, 24]报道的ANAMMOX菌倍增周期(10~12 d).因此, 在今后的实验中, 当遇见AnAOB活性长时间不能恢复的情况, 要及时排查反应条件, 尽快地去除影响因素.
修正的Logistic模型得到脱硫脱硝尾液抑制后每个运行周期NRR的最大恢复速率为0.05kg·(m3·d)-1, 这可能与AnAOB在抑制条件下活性降低有关.有研究认为, AnAOB的倍增周期可达3~14.4 d[25~29], 远长于多数的自养细菌, 而盐度对AnAOB细胞产率也具有显著的影响[30].因此在实际的脱硫脱硝尾液的驯化前期, 如果受到冲击, 恢复到淡水配水更易使菌种活性得到快速恢复.
3 结论(1) 处理模拟火电厂脱硫脱硝尾液的中试ASBR反应器, 通过接种氧化沟工艺的兼氧段污泥, 可实现ANAMMOX的成功启动(180 d).反应器稳定运行阶段, TN去除率和NRR平均高达90%和0.3 kg·(m3·d)-1.
(2) 成功启动的中试ANAMMOX-ASBR处理实际火电厂脱硫脱硝尾液时, AnAOB活性受到抑制后, 可采取恢复人工配水并降低进水基质浓度的方式, 以实现其活性的快速恢复.
(3) 采用逐步提高脱硫脱硝尾液投加比例(30%、70%、100%)的方式, 可实现中试ANAMMOX-ASBR的高效脱氮, 且系统内ANAMMOX均为主导反应, 但始终存在微弱的异养细菌的同化作用.出水COD、NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度稳定在88.5、0、0和20 mg·L-1左右.
(4) 修正的Logistic模型和修正的Gompertz模型, 均有较高的模拟系数R2, 根据与真实值的相对误差, 推荐使用修正的Logistic模型对受到脱硫脱硝尾液冲击后的ANAMMOX反应器NRR的恢复过程进行模拟.获得的NRR恢复延迟时间λ为17.777个周期, R2为0.929 48.
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