2018, Vol. 39
2. 北京城市排水集团有限责任公司科技研发中心, 北京 100044
2. Beijing Drainage Group Technology Research and Development Center, Beijing 100044, China
生物脱氮新技术CANON工艺[1]以短程硝化反应(short-cut nitrification)与厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX)为基础的全程自养脱氮(completely autotrophic nitrogen removal over nitrite, CANON)工艺, 将ANAMMOX与短程硝化结合在一起, 协同脱氮[2], 相比于传统的生物脱氮技术来说, CANON工艺不仅脱氮性能良好, 同时还能大大节省曝气能耗[3]; 剩余污泥量比传统生物脱氮工艺低[4], 因此有利于节能减排和可持续发展; 但是, 研究人员发现, CANON工艺在处理高氨氮废水(如污泥消化液[5]、垃圾渗滤液[6]等)会产生强温室气体N2O, 且高于传统生物脱氮工艺[7, 8].因此, 为防止碳素污染由水环境转向大气[9], 保留CANON工艺脱氮性能优势的同时, 研究控制N2O的释放至关重要.在CANON工艺中, NH4+-N首先被好氧氨氧化菌(ammonium oxidation bacteria, AOB)氧化为羟胺(NH2OH), 参与这一反应相应的酶为氨单加氧酶(ammonia mono-oxygenase, AMO), 之后在羟胺氧化还原酶(hydroxylamine oxidoreductase, HAO)的作用下, 将羟胺氧化为NO2--N[10]; 缺氧条件下, NO3-被反硝化菌(denitrifying bacteria)在硝酸盐还原酶(nitrate reductase, Nar)的作用下还原为NO2-, 随后在亚硝酸盐还原酶(nitrite reductase, Nir)作用下还原为NO, 继而被一氧化氮还原酶(nitric oxide reductase, Nor)还原为N2O[11], 最终N2O在氧化亚氮还原酶(nitrous oxide reductase, Nos)作用下还原为N2[12].
CANON工艺在处理实际污水时, 必须面对污水中有机物带来的挑战. Li等[13]在序批式脱氮系统中发现添加乙酸钠不仅可以提升脱氮效率并且可以减少N2O的排放.反硝化过程是N2O排放的主要过程[13], 且随C/N比的升高, 反硝化对于系统脱氮的贡献逐渐增加[14].当外加碳源不足时, 系统内的反硝化菌利用内碳源为电子供体进行反硝化, 其反硝化终产物将有可能是N2O[15].因此碳源不足时, 反硝化过程会大大增加CANON系统脱氮过程中的N2O释放量.另外, 有学者发现在反硝化过程的4种酶中[16], Nos酶对电子供体竞争能力最弱, 低C/N使Nos合成受到限制, 导致N2O排放.综上所述, 控制合适的C/N是减少反硝化过程N2O释放的关键措施.颗粒污泥是目前应用CANON工艺的主要应用形式之一.本系统中采用颗粒污泥反应器, 研究了进水中不同C/N的水质条件下对颗粒污泥CANON反应器脱氮性能及N2O释放的影响, 以期为探索合适的C/N比并实现N2O释放减量化提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 实验装置采用内径为7 cm, 高度为1 m, 有效容积为3.0 L的有机玻璃反应器, 如图 1所示, 装置内有5 cm高度的砾石作为承托层, 防止污泥堵塞进水口.原水通过反应器底部进入, 由上部出水口排出; 采用SBR方式运行, 通过水循环混合; 使用空气泵向反应器通入空气, 利用在线溶解氧仪监测DO浓度变化.反应器内温度通过水浴调节控制在(30±1)℃.
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1.进水水箱; 2.进水管; 3.进水泵; 4.空气泵; 5.空气流量计; 6.曝气管; 7.颗粒污泥CANON反应器; 8.恒温加热棒; 9.出水口; 10.颗粒污泥; 11.pH仪; 12.DO仪 图 1 SBR反应器的实验装置和工艺流程示意 Fig. 1 Experimental apparatus and process scheme chart of SBR reactor |
反应器接种污泥为前期培养的ANAMMOX颗粒污泥200 mL.实验时, 反应器中进水为人工配制无机氨氮废水(表 1), 内回流提供混合.其工作过程分为“进水(5 min)→反应(7 h)→沉淀(5 min)→排水(1 min)” 5个阶段, 每天运行一个周期.
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表 1 CANON反应器的进水水质 Table 1 Influent water quality of CANON reactor |
稳定后, CANON反应器中TN去除率达到64%, TN去除负荷稳定在0.30 kg·(m3·d)-1, 最高可达0.45 kg·(m3·d)-1.
1.3 实验方法采用前期启动成功的颗粒污泥CANON反应器.进水NH4+-N浓度为100mg·L-1, 有机物为乙酸钠, 进入反应器前, 通过盐酸与氢氧化钠将pH调节为8.0左右, 并预热到实验温度.运行时, 控制曝气量为100mL·min-1.实验期间每隔1h取水样和气体样品, 并检测pH和DO等指标.
1.4 分析及计算方法NH4+-N：纳氏试剂比色法; NO2--N：N-(1-萘基)-乙二胺光度法; NO3--N：紫外分光光度法; pH值:梅特勒-托利多Five Go型pH计; 溶解氧: Multi 3620IDS型溶解氧仪; TN：紫外分光光度法[19].
污水生物脱氮产生的N2O以两种形式存在：溶解性N2O和气态N2O, 由于N2O在水中的溶解性甚微, 故溶解态N2O忽略不计, 因此本实验主要研究释放出来的气态N2O[20].分析及计算方法参照文献[17].
2 结果与讨论 2.1 不同C/N时颗粒污泥CANON反应器的脱氮性能本实验过程中, 为深入了解不同C/N对CANON工艺的脱氮效果的影响, 检测运行周期内的氮元素的变化情况, 控制进水C/N分别为0、0.5、1.0、1.5、2.0的情况下, 研究出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N和TN变化情况.
2.1.1 C/N=0时CANON工艺的脱氮效果本实验过程中, 不添加有机物时, 各氮素的浓度变化如图 2所示.随着反应进行, NH4+-N浓度逐渐降低, 平均降解速率为11.11 mg·(L·h)-1, 7 h内NH4+-N去除率达到74.03%.此时好氧氨氧化速率大于厌氧氨氧化速率, AOB活性较高, 产生的NO2--N积累在反应器中未能及时消耗. NO3--N浓度也随反应进行逐渐增加.随着反应的进行, TN浓度逐渐降低, TN在7 h内去除量为56.50 mg·L-1, 去除率达到49.00%, ΔNO3--N/ΔTN=0.109＜0.127[21], 说明TN的去除不完全是ANAMMOX菌的作用, 还有部分反硝化菌的作用.此时的反硝化菌利用菌体内部碳源进行内源反硝化, 因此比值偏离0.127.
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图 2 C/N=0时CANON反应器中氮素浓度变化 Fig. 2 Variations in nitrogen in CANON reactor at C/N=0 |
本实验过程中, C/N=0.5时, 各氮素的浓度变化如图 3所示.进水中添加有机物后, NH4+-N降解速率降低为10.06 mg·(L·h)-1, 7h内NH4+-N去除率达到68.04%.原因是进水NH4+-N浓度相同的情况下, 有机碳源的存在促进异养菌的快速增值.而在反应过程中, 异养菌与自养菌AOB争夺DO, 此时异养菌快速增值从而对AOB的生长有所限制, 因此NH4+-N降解速率降低. 0~3h, NO2--N生成速率逐渐变缓, 可能是由于起初有机物促进异养菌快速增值, 与自养菌AOB竞争反应基质, 3 h后NO2--N生成速率升高, 表示进水中的有机碳源被消耗后浓度降低, 解除对AOB的抑制作用使得NO2--N迅速升高. NO3--N浓度呈现先降低后增加的趋势, 说明反应初期NO3--N在有机物存在下被还原, 反应后期由于碳源不足, 产生的NO3--N未能及时消耗出现积累的现象.综上所述, 由于AOB生长受限, 同时有机物不足而造成反硝化作用弱, 因此TN降解缓慢, 在7 h内去除量为50.95 mg·L-1, 去除率降低为43.90%.
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图 3 C/N=0.5时CANON反应器中氮素浓度变化 Fig. 3 Variations in nitrogen in CANON reactor at C/N=0.5 |
本实验过程中, C/N=1.0时, 各氮素的浓度变化如图 4所示.随着C/N的增加, NH4+-N降解速率增加为10.27mg·(L·h)-1, 7 h内NH4+-N去除率达到67%. NO2--N随反应进行逐渐增多, 因此可推断NO2--N逐渐增多的原因为进水中碳源增加对ANAMMOX菌产生冲击从而活性降低, 导致NO2--N未能及时消耗而造成NO2--N积累.反应器中的NO3--N浓度与C/N=0.5时规律相同, 均呈现先降低后增加的趋势, 说明反应初期NO3--N在有机物存在下被还原, 反应后期由于碳源不足, 产生的NO3--N未能及时消耗出现积累的现象.
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图 4 C/N=1.0时CANON反应器中氮素浓度变化 Fig. 4 Variations in nitrogen in CANON reactor at C/N=1.0 |
TN在7h内去除量为65.3mg·L-1, 去除率为53.58%, 比C/N=0.5时提高了9.68%.分析TN去除率提高的原因, 可见ΔNO3--N/ΔTN=0.049＜0.127[21], 此时数值严重偏离了0.127, 可见进水中有机物的增加增强了反硝化脱氮的贡献. Jia等[22]采用SBBR反应器研究有机碳源对氮素转化的影响时发现, C/N=1.2时, 短程硝化-厌氧氨氧化过程的脱氮贡献下降到50.78%, 而反硝化过程的脱氮贡献升高到49.22%.此时反应器中CANON工艺对于脱氮的贡献为69.45%, 反硝化对于脱氮的贡献为30.55%.
2.1.4 C/N=1.5时CANON工艺的脱氮效果本实验过程中, C/N=1.5时, 各氮素的浓度变化如图 5所示. NH4+-N降解速率为10.42mg·(L·h)-1, NH4+-N去除率为66.50%.随着C/N比的提高, NH4+-N去除率进一步降低, 可见有机物持续影响着AOB以及ANAMMOX的活性.而NO2--N浓度随反应进行先增加后减少, 因为此时有机物冲击影响ANAMMOX菌活性, 未能及时消耗NO2--N.同时付昆明等[23]的研究发现, 反硝化过程中NO2--N浓度随着NO3--N的还原逐渐增加, 在NO3--N基本消耗完毕时, 亚硝酸盐浓度达到最大值.因此, NO2--N积累有一部分来自NO3--N反硝化过程的生成而造成的积累.因此由于C/N的提高使得反硝化菌拥有充足的碳源, 还原NO2--N而不会出现反硝化不彻底, 因此后期NO2--N浓度逐渐减少. NO3--N浓度随反应进行逐渐降低, 说明有机物能将生成的NO3--N不断还原, 不会造成浓度积累.
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图 5 C/N=1.5时CANON反应器中氮素浓度变化 Fig. 5 Variations in nitrogen in CANON reactor at C/N=1.5 |
TN在7 h内去除量为69.44mg·L-1, TN去除率进一步提升至56.82%, 较C/N=1.0时提升了3.24%, ΔNO3--N/ΔTN=0.065＜0.127[21]说明反硝化作用为TN的去除有很大的贡献.计算可知, 反应器中CANON工艺对于脱氮的贡献为66.21%, 反硝化对于脱氮的贡献为33.79%.
2.1.5 C/N=2.0时CANON工艺的脱氮效果本实验过程中, C/N=2.0时, 各氮素的浓度变化如图 6所示. NH4+-N降解速率最低为9.88 mg·(L·h)-1, NH4+-N去除率为63.32%.可见, 当进水中添加过多有机物后, NH4+-N降解速率和去除率均有所降低.其原因是, 异养菌活性增强限制AOB生长, 使得在进水NH4+-N浓度相同的情况下, NH4+-N降解速率有所降低. NO2--N浓度随反应进行先增加后减少, 说明C/N=2.0时与C/N=1.5时类似, 反硝化菌拥有充足的碳源, 用于还原NO2--N使得反应器内不会出现NO2--N浓度积累. NO3--N在3 h后甚至出现了浓度为0的情况, 表明此时有机碳源充足, 产生的NO3--N完全被反硝化菌还原.
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图 6 C/N=2.0时CANON反应器中氮素浓度变化 Fig. 6 Variations in nitrogen in CANON reactor at C/N=2.0 |
TN在7 h内去除量为71.42 mg·L-1, TN去除率进一步提升至59.52%, 较C/N=1.5时提升了2.70%, ΔNO3--N/ΔTN=0.086＜0.127[21], 数值渐渐偏离0.127, 可见, TN去除率的提升并不是因为厌氧氨氧化过程.有学者研究COD对CANON工艺脱氮性能影响时也发现[24], 随着C/N的提高, 反硝化作用促进系统脱氮性能也会提高.因此, 此时TN去除率的提升是由于反硝化作用的提升.系统的TN去除负荷较现有其他文献中较低, 仅为10.20 mg·(L·h)-1, 主要是由于有机物的冲击抑制了AOB的活性, 使得硝化不足导致.此时反应器中厌氧氨氧化工艺对于脱氮的贡献为51.48%, 反硝化对于脱氮的贡献为48.52%.
本实验过程中, 随着C/N的不断提升, CANON过程中厌氧氨氧化对于脱氮的贡献由69.45%降到51.48%, 而反硝化过程对于脱氮的贡献则由30.55%上升到了48.52%.不同研究者得出的关于影响CANON工艺脱氮性能的C/N值不同, Jia等[22]采用SBBR反应器时发现, C/N=1.20时, 短程硝化-厌氧氨氧化对于脱氮的贡献下降到了50.78%, 而反硝化对于脱氮的贡献上升至49.22%.张肖静[25]利用MBR反应器研究时发现, C/N为1.0~2.0时反硝化对系统脱氮有促进作用, 但C/N＞2.0时, 系统中的AOB以及ANAMMOX菌活性受到抑制.
综上所述, 随着反应的进行, 进水中添加适量有机物, 有利于脱氮性能的提升, 但当COD浓度过高时, 会影响系统自养脱氮性能.本系统中TN去除量与去除率基本呈现上升趋势, 但CANON中厌氧氨氧化作用对于系统脱氮的贡献值逐渐下降, 而反硝化对于系统脱氮的贡献逐渐上升.
2.2 不同C/N下颗粒污泥CANON反应器中N2O的释放生物脱氮过程中N2O主要作为亚硝酸化过程[26]和反硝化过程[27]中的副产物或中间产物.其主要的产生途径包括硝化细菌的硝化阶段、反硝化作用的不彻底以及NH2OH的氧化作用等.对于进水中含有有机物的CANON工艺来说, 脱氮过程不仅有短程硝化-厌氧氨氧化过程, 还存在反硝化过程, 这就使得N2O产生的可能性增大.较低的C/N和低DO条件使得CANON工艺N2O排放风险高; C/N过高时, ANAMMOX菌在与反硝化菌竞争基质NO2--N和生存空间方面处于劣势地位, 长期处于高浓度有机物的环境下还会抑制ANAMMOX菌活性[28], 弱化了CANON工艺自养脱氮的优势.
由图 7所示, 随着C/N增加, TN去除率先降低后升高, 其中在C/N=0.5时TN去除率最低为43.90%. C/N=2.0时TN去除率最高, 为59.52%.系统开始曝气时, 由于系统内部从缺氧状态突然转为好氧状态, NH4+-N迅速被氧化为NH2OH, 相对于NH4+-N的氧化来说NH2OH的氧化不易进行, 导致反应初期NH2OH的积累, 然后在HAO的催化作用下生成N2O[29, 30]; 同时系统运行初期氧气突然增多, Nos相对于其他脱氮酶和氧气来说竞争电子供体能力弱[31], 因此造成N2O积累, 这是反应初期N2O释放速率较高的主要原因. N2O作为反硝化中间产物, 在合适条件下可被Nos还原为N2.但在某些情况下, 会导致N2O的积累, 并从反应器中释放出来：①一些反硝化菌中不存在Nos, 只能将NO3--N还原至N2O[32]. Poth等[33]还通过实验发现, AOB中不存在Nos, 这就导致其反硝化作用的终产物只能为N2O; ②相比其他还原酶, Nos更易受外界环境影响且竞争电子能力最弱[16].
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图 7 不同C/N下N2O释放量、释放比例和TN去除率 Fig. 7 N2O emissions, emissions rates, and TN removal efficiency at different C/N ratios |
进水中不添加有机物的系统中N2O释放量和释放比例最高, 分别为3.60 mg和2.13%.主要原因是进水中不含有机物时, 低DO[34]和较高的NO2--N浓度[32, 36]的条件下, AOB容易发生反硝化过程, 导致N2O的释放.相对于颗粒污泥系统来说, 生物膜系统内部基质传质效果较好, 生物膜外层的AOB将NH4+-N氧化为NO2--N后, 生成的NO2--N迅速被内层ANAMMOX菌消耗, 没有在反应器中积累, 从而促使AOB反硝化释放N2O量少.还有关于生物膜的研究表明, 生物膜系统营造了一个N2O产生和消耗同时发生的环境, 产生的N2O在释放到大气之前就已经被捕获, 因而降低N2O的释放量[32].尹倩婷等[35]在研究污泥聚集状态对N2O释放影响中也发现, 维持粒径较小、致密程度适中的污泥聚集体有利于减少N2O释放.
本系统中, 颗粒污泥粒径较大, 粒径为1~5 mm, 结构很致密, 对于此类系统的研究较少.污泥颗粒粒径增大导致基质传质距离增加, 越致密的污泥聚集体传质阻力就越大, 因此NO2--N在由颗粒污泥外层的好氧层向内部缺氧层传递的过程受阻较大, 造成NO2--N积累, 高浓度的NO2--N积累刺激AOB发生反硝化反应产生大量N2O.
本实验中, C/N在0.5~2.0范围内, N2O释放量和释放比例随C/N的升高而降低, C/N为0.5时, N2O释放量为2.37 mg, C/N=2.0时N2O释放量为1.61 mg.低C/N条件下, N2O释放量较多的原因可能有：①低C/N时, 有机碳源提供的电子供体不足, 各种反硝化酶竞争还原电子, Nos对电子亲和力最弱, 一定程度上抑制Nos的还原; 且亚硝酸盐积累也会对Nos产生抑制作用, 限制N2O的进一步还原, 从而导致N2O排放量增多; ②Zeng等认为[36], 碳源不足时, 反硝化菌还有可能利用自身体内的聚-β-羟丁酸(PHB)为碳源进行反硝化, 此时反硝化的最终产物为N2O, 进而导致N2O释放; ③低C/N下, 反硝化过程难以彻底进行, 一些如NO2--N的中间产物就会在系统中积累, NO2--N的存在刺激AOB发生自养反硝化释放出N2O.随着C/N的提高, NO2--N进一步被还原为N2O和N2, 有机碳源充足的情况下, N2O在Nos的催化作用下还原成N2.因此, CANON系统中, 提高进水C/N有利于减少N2O释放量.
本实验研究的是短时间改变进水C/N对大颗粒且结构致密的颗粒污泥CANON反应器脱氮性能和N2O释放的影响, 长期处于进水含有机碳源的环境中, 可能会影响颗粒污泥CANON内微生物种群结构和颗粒污泥形态结构, 进而影响脱氮性能和N2O释放情况, 进水C/N对颗粒污泥CANON反应器的长期影响需要进一步研究.
3 结论(1) 颗粒污泥CANON反应器中, C/N=0.5~2.0时, 随着C/N比的升高, TN的去除率和去除负荷逐渐升高, C/N=2.0时, TN在7h内去除量最高为71.42mg·L-1, TN去除率最高为59.52%.
(2) 随C/N比的升高CANON对于脱氮的贡献逐渐下降, 反硝化脱氮的贡献逐渐上升, 当C/N=2.0时, CANON对于系统脱氮的贡献仅为51.48%, 反硝化对系统脱氮的贡献为48.52%.
(3) 颗粒污泥CANON反应器中, 随C/N比的升高N2O释放量和释放比例逐渐降低, C/N=0时, N2O释放量和释放比例最高, 分别为3.60 mg和2.13%; C/N=2.0时N2O释放量和释放比例最低, 分别为1.61 mg和0.75%.可见, C/N=2.0可有效降低颗粒污泥CANON反应器中N2O的释放.
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