环境科学  2019, Vol. 40 Issue (5): 2317-2325   PDF    
引用本文
马艳红, 赵智超, 安芳娇, 黄利, 师晓娟, 慕浩, 陈永志. 不同COD浓度下低基质厌氧氨氧化的启动特征[J]. 环境科学, 2019, 40(5): 2317-2325.
MA Yan-hong, ZHAO Zhi-chao, AN Fang-jiao, HUANG Li, SHI Xiao-juan, MU Hao, CHEN Yong-zhi. Start-up Performance of Low-substrate Anaerobic Ammonium Oxidation Under Different COD Concentrations[J]. Environmental Science, 2019, 40(5): 2317-2325.
不同COD浓度下低基质厌氧氨氧化的启动特征
马艳红1, 赵智超1, 安芳娇1, 黄利2, 师晓娟1, 慕浩1, 陈永志1     
1. 兰州交通大学环境与市政工程学院, 兰州 730070;
2. 兰州铁道设计院有限公司, 兰州 730000
收稿日期: 2018-08-06; 修订日期: 2018-12-03
基金项目: 国家自然科学基金项目（51668033）；甘肃省高等学校特色专业-环境工程项目（101004）；兰州交通大学大学生创新实验项目（2018110）；甘肃省自然科学基金项目（18JR3RA126）；兰州交通大学青年科学研究基金项目（2015014）
作者简介: 马艳红(1982~), 女, 博士研究生, 讲师, 主要研究方向为水污染控制理论与技术, E-mail:1606944231@qq.com
通信作者: 陈永志, E-mail:476411589@qq.com
摘要: 采用厌氧序批式反应器（ASBR）处理NH4+-N和NO2--N浓度分别为（25.00±0.40）mg·L-1和（33.00±0.60）mg·L-1的模拟废水，在温度为30℃时，投加乙酸钠控制COD浓度分别为5.00、15.00、30.00和50.00mg·L-1，研究对厌氧氨氧化启动的影响.结果表明：①4种COD浓度下分别经过74、94、106和129 d均能成功启动厌氧氨氧化.COD浓度为15.00 mg·L-1和30.00mg·L-1时，反应器脱氮性能较好，稳定运行后，平均出水NH4+-N浓度分别为1.98 mg·L-1和1.89mg·L-1，平均出水NO2--N浓度低于0.62mg·L-1，平均出水TN浓度分别为2.37、2.28mg·L-1；②启动过程中反硝化对脱氮的平均贡献率逐渐降低至4.78%、9.59%、10.21%和36.50%，厌氧氨氧化对脱氮的平均贡献率逐渐上升至95.22%、90.41%、89.79%和63.50%；③厌氧氨氧化活性分别在第44、76、86和114 d时超过反硝化活性，最后分别达到0.700、0.690、0.670和0.510 mg·（g·h）-1，反硝化活性分别为0.110、0.130、0.240和0.410 mg·（g·h）-1.该研究结果可为厌氧氨氧化技术在实际工程中的应用提供参考.
关键词: 厌氧序批式反应器(ASBR)      化学需氧量(COD)      厌氧氨氧化(ANAMMOX)      启动      脱氮性能      贡献率     
Start-up Performance of Low-substrate Anaerobic Ammonium Oxidation Under Different COD Concentrations
MA Yan-hong1 , ZHAO Zhi-chao1 , AN Fang-jiao1 , HUANG Li2 , SHI Xiao-juan1 , MU Hao1 , CHEN Yong-zhi1     
1. School of Environmental and Municipal Engineering, Lanzhou Jiaotong University, Lanzhou 730070, China;
2. Lanzhou Railway Design Institute Company Limited, Lanzhou 730000, China
Abstract: An anaerobic sequencing batch reactor(ASBR)was used to treat low-substrate simulated wastewater with NH4+-N and NO2--N concentrations of (25.00±0.40) mg·L-1 and (33.00±0.60) mg·L-1, respectively. The COD concentrations were controlled at 5.00, 15.00, 30.00, and 50.00 mg·L-1 by adding sodium acetate, and its effects on start-up of anaerobic ammonia oxidation (ANAMMOX) were investigated under the temperature of 30℃. The results showed that ① The start-up of ANAMMOX could be achieved successfully after 74, 94, 106, and 129 days. The nitrogen removal efficiency was optimum when the COD concentration was between 15.00 and 30.00 mg·L-1. In the steady phase, the average effluent concentrations of NH4+-N were 1.98 and 1.89 mg·L-1, the average effluent concentrations of NO2--N were below 0.62 mg·L-1, and the average effluent concentrations of TN were 2.37 and 2.28 mg·L-1. ② The average contribution of heterotrophic denitrification to nitrogen removal decreased to 4.78%, 9.59%, 10.21%, and 36.50%, respectively, during start-up process. The average contribution of ANAMMOX to nitrogen removal gradually increased to 95.22%, 90.41%, 89.79%, and 63.50%, respectively. ③ The activities of ANAMMOX exceeded denitrification activities at 44, 76, 86, and 114 days, respectively, which finally reached 0.700, 0.690, 0.670, and 0.510 mg·(g·h)-1, and the denitrification activities were 0.110, 0.130, 0.240 and 0.410 mg·(g·h)-1, respectively. Thus, the research results have provided references for the application of ANAMMOX to engineering.
Key words: Anaerobic sequencing batch reactor(ASBR)      chemical oxygen demand(COD)      anaerobic ammonia oxidation (ANAMMOX)      start-up      nitrogen removal efficiency      contribution rate     

厌氧氨氧化(ANAMMOX)工艺是指以NO2--N为电子受体, 以NH4+-N为电子供体直接反应生成氮气[1].该工艺具有能耗低、产泥量少、无需外加碳源等优点[2].然而ANAMMOX菌生长缓慢, 倍增时间长(10~12 d)[3], 且对外界环境因素变化极为敏感, 导致厌氧氨氧化反应器启动缓慢.因此, 研究厌氧氨氧化反应器的启动对该工艺实际应用具有重要意义.

和传统硝化/反硝化工艺相比, 采用厌氧氨氧化工艺处理生活污水具有很大优势, 是最有前景的污水脱氮工艺[4].由于生活污水中NO2--N浓度很低, 因此需要先通过半亚硝化工艺为厌氧氨氧化工艺提供合适的进水.张艳辉等[5]通过调节缺氧/好氧比在连续流反应器中实现了稳定的半亚硝化; 周元正等[6]通过改良SBR使出水NH4+-N和NO2--N的比值约为1 :1; Jiang等[7]通过实时控制在生物滤池中也实现了半亚硝化.然而, 生活污水经半亚硝化工艺后出水基质浓度较低, 而且存在有机物[8], 低基质下厌氧氨氧化菌难以富集[9], 有机物对厌氧氨氧化菌有抑制[10, 11], 在含有有机物的低基质条件下启动厌氧氨氧化反应器鲜见报道.

因此, 本实验采用ASBR反应器, 采用人工配水模拟生活污水半亚硝化出水, 以COD表征有机物, 研究了4种不同COD浓度下低基质厌氧氨氧化的启动过程, 以期为厌氧氨氧化工艺处理实际生活污水提供参考.

1 材料与方法 1.1 实验装置

本实验采用4个ASBR反应器, 编号分别为R5、R15、R30和R50(表示投加的COD浓度分别为5.00、15.00、30.00和50.00mg·L-1, COD为乙酸钠).反应器采用圆柱形有机玻璃制成, 直径14 cm, 高45 cm, 有效容积5 L, 在反应器壁的垂直方向设置取样口, 底部设有排泥口, 上部设有通气口, 反应产生的气体经水封瓶后排出, 反应器外侧用黑色塑料布覆盖, 以防止光对厌氧氨氧化菌活性的影响, 实验装置如图 1.

1.ASBR反应器; 2.排水口; 3.搅拌器; 4.水封瓶; 5.排泥口; 6.缓冲液; 7.pH探测仪; 8.温控仪 图 1 ASBR反应装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of ASBR reactor

1.2 实验用水与接种污泥

本实验采用模拟废水, 其组成如下：NH4Cl和NaNO2分别为(25±0.40)mg·L-1和(33±0.60)mg·L-1, 微量元素参照文献[12], KH2PO4为2.00mg·L-1, KHCO3为110.00mg·L-1, MgSO4·7H2O为20.00mg·L-1, CaCl2·2H2O为20.00mg·L-1; 微量元素Ⅰ和微量元素Ⅱ各1.50mg·L-1.微量元素浓缩液Ⅰ组成(mg·L-1)：EDTA 5.00, FeSO4 5 000.00;微量元素浓缩液Ⅱ组分(mg·L-1)：EDTA 5 000.00, CoCl2·6HO 240.00, ZnSO4·7H2O 430.00, MnCl2·4H2O 990.00, CuSO4·5H2O 250.00, NiCl2·6H2O 190.00, NaMoO4·2H2O 220.00, H3BO4 14.00, NaSeO4·10H2O 210.00.

接种污泥取自兰州市某污水厂厌氧消化污泥, 污泥具有良好的活性, 其MLSS为8.50g·L-1, VSS为6.63g·L-1.

1.3 检测方法

水样经过0.45 μm滤纸过滤后测定, 采用国家标准方法[13]. 表 1为化学分析项目、方法及仪器.

表 1 化学分析项目、方法及仪器 Table 1 Chemical analysis substances, methods, and instruments

1.4 实验方案

温度恒定为30℃, 进水通过NaHCO3控制pH为7.20±0.20. ASBR反应器采用间歇运行, 进水5 min, 沉淀30 min, 排水5 min, 排水比为80%.反应器的运行分为5个阶段(表 2).

表 2 ASBR反应器的运行工况 Table 2 Operating conditions of ASBR reactors

1.5 计算方法 1.5.1 脱氮贡献率、总氮容积负荷(TNLR)及总氮去除负荷(TNRR)

厌氧氨氧化对脱氮的贡献率A及反硝化对脱氮的贡献率D的计算, 参考文献[14]的公式; TNLR及TNRR的计算参考文献[15]的公式：

式中, (NH4+-N)rem、(NO2--N)rem分别为NH4+-N、NO2--N去除量(mg·L-1), ΔNO3--N为NO3--N变化量(mg·L-1), cinf表示进水TN浓度(mg·L-1), ceff表示出水TN浓度(mg·L-1), HRT表示水力停留时间(h).

1.5.2 厌氧氨氧化活性和反硝化活性

(1) 用NH4+-N去除速率R氨氮表示厌氧氨氧化活性：

(2) 反硝化活性用反硝化速率R反硝化表示：

式中, MLSS为反应器内污泥浓度(g·L-1), Δ(NO2--N)反和Δ(NO3--N)反分别为反硝化去除的NO2--N和NO3--N(mg·L-1); ceff(NO3--N)为出水NO3--N浓度(mg·L-1), 其它参数见1.5.1节.

2 结果与讨论 2.1 不同COD浓度下厌氧氨氧化启动过程中氮素变化特性

图 2分别表示R5、R15、R30和R50中NH4+-N、NO2--N以及TN的变化规律.第Ⅰ阶段为菌体自溶期, 由于菌体死亡、自溶[16], 导致出水NH4+-N浓度不降反升.出水NO2--N浓度均接近0.00mg·L-1, 这是因为反应器内存在较强的异养反硝化作用[17], 该阶段末期的出水TN浓度均大于23.00mg·L-1.第Ⅱ阶段为活性停滞期, 4个反应器存在着少量NH4+-N去除, R5出水NO2--N浓度有所增加, 导致TN去除率降低, 而R15、R30、R50出水NO2--N浓度仍接近0.00mg·L-1, TN去除率略微增加.第Ⅲ阶段为活性提高期, R5、R15、R30和R50出水NH4+-N浓度分别在第57、80、90和113d时降低为1.10、3.21、1.94和6.79mg·L-1, 去除率提高至96.03%、87.24%、92.21%和73.02%, 表明厌氧氨氧化作用不断增强[18]; R5出水NO2--N浓度不断下降至0.77mg·L-1, 去除率升高至97.76%; R15、R30和R50对NO2--N的去除保持稳定.该阶段4个反应器出水TN浓度分别持续降低至6.05、3.97、2.46和7.33mg·L-1, TN去除率分别为89.73%、93.22%、95.82%和87.43%.第Ⅳ阶段为稳定运行期, 反应器对氮素的去除趋于稳定[19]. R5、R15、R30和R50平均出水NH4+-N浓度分别为0.92、1.98、1.89和6.43mg·L-1, 去除率分别达到96.15%、92.08%、92.48%和74.59%;平均出水NO2--N浓度均低于0.62mg·L-1, 去除率均大于95.00%;平均出水TN浓度分别为5.14、2.37、2.28和7.10mg·L-1, 去除率分别达到91.20%、95.91%、96.09%和87.85%.第Ⅴ阶段, HRT减少至4h, R5、R15和R30出水氮素浓度先升高后降低, 稳定后平均出水TN浓度分别为6.17、4.75和3.48mg·L-1, R50对氮素的去除效果明显变差, 平均出水TN浓度为14.70mg·L-1, 表明4h不是R50的最佳的HRT.

图 2 不同COD浓度下厌氧氨氧化启动过程中NH4+-N、NO2--N和TN的变化 Fig. 2 Variations of NH4+-N, NO2--N, and TN during ANAMMOX start-up process under different COD concentrations

4个反应器均成功启动了厌氧氨氧化, 耗时分别为74、94、106和129 d.与COD浓度为5.00mg·L-1相比, COD浓度为15.00mg·L-1时, 虽然启动时间延长, 但稳定运行后TN去除率较高, 这可能是因为反应器内发生了反硝化与厌氧氨氧化的协同脱氮作用; 当COD浓度为30.00mg·L-1时, 反应器稳定运行后脱氮性能无明显增加; 当COD浓度为50.00mg·L-1时不但启动时间较长, 而且稳定运行后NH4+-N去除率较低.有研究表明当采用不含COD的配水启动厌氧氨氧化时[20], 在活性停滞期NO2--N的去除率显著下降, 与COD浓度为5.00mg·L-1时一致. COD为15.00、30.00和50.00mg·L-1时, 出水NO2--N浓度未出现显著降低, 这是由于较高的碳源浓度使NO2--N可通过反硝化作用去除.

启动过程中污泥形状变化反映了优势菌群的变化, 可作为厌氧氨氧化启动的参考.初始阶段污泥为厌氧消化污泥, 呈棕黑色.在菌体自溶阶段, 污泥颜色变为黄色.在活性停滞阶段, 污泥由淡黄色变为红棕色, 随着厌氧氨氧化活性不断提高, 污泥又变为浅红褐色.在稳定运行阶段, 反应器内的污泥呈现明显的红褐色, 这是厌氧氨氧化菌所含大量细胞色素C所致[21].

2.2 不同COD浓度下厌氧氨氧化启动过程中TNLR、TNRR及pH的变化特征

图 3分别为R5、R15、R30和R50启动过程中TNLR、TNRR及pH的变化特征.当HRT从24 h→12 h→8 h→4 h时, 4个反应器的TNLR相应从58.30 mg·(L·d)-1→116.70 mg·(L·d)-1→176.80 mg·(L·d)-1→353.20 mg·(L·d)-1.随着厌氧氨氧化活性不断增强, TNRR均呈升高趋势, 在稳定运行期, 4个反应器的平均TNRR分别为164.22、170.40、172.30和154.40 mg·(L·d)-1.苗蕾等[22]的研究发现当ASBR进水COD小于50.00mg·L-1时, 不仅不会抑制厌氧氨氧化菌, 还能提高TNRR; 当进水COD浓度进一步提高至150.00mg·L-1后, TNRR从1 100.00 mg·(L·d)-1迅速降至190.00 mg·(L·d)-1; 王凡等[23]以乙酸钠作为碳源, 当TOC小于40.00mg·L-1, TNRR达到最大值340.00 mg·(L·d)-1, 厌氧氨氧化反应得到强化, TOC大于160.00mg·L-1时, 反应器内pH大幅升高, 厌氧氨氧化反应被抑制.上述研究均针对稳定运行的厌氧氨氧化反应, 本实验在厌氧氨氧化启动过程中添加COD, 当COD浓度从5.00mg·L-1升高至30.00mg·L-1, TNRR的增加速度降低, 但稳定运行后TNRR较高, 这是因为反硝化协同还原厌氧氨氧化反应的副产物硝酸盐氮.当COD浓度继续升高至50.00mg·L-1时, TNRR不仅增加缓慢, 而且较低.当TNLR为353.20 mg·(L·d)-1时, R5、R15、R30和R50的TNRR均出现较大波动, 这是由于负荷提升后厌氧氨氧化菌出现短暂不适应, 最后R5、R15、R30的TNRR比较接近TNLR, 而R50的TNRR与TNLR相差较大.

图 3 不同COD浓度下厌氧氨氧化启动过程中TNLR、TNRR及pH的变化 Fig. 3 Variations of TNLR, TNRR, and pH during ANAMMOX start-up process under different COD concentrations

4个反应器出水pH值均高于进水pH值, 且逐渐增大, 在稳定运行期时为8.22~8.44.理论上, 发生厌氧氨氧化反应时, 每氧化1.00 mol NH4+-N需要消耗0.13 mol H+, 当厌氧氨氧化反应成为主导反应的过程中, 出水pH值将升高[24].反应器出水pH在第Ⅴ阶段均出现明显下降, 这是因为厌氧氨氧化出现短期恶化.

2.3 不同COD浓度下厌氧氨氧化启动过程中化学计量比变化特征

图 4分别为R5、R15、R30和R50启动过程中化学计量比ΔNO2--N/ΔNH4+-N的变化特征.在第Ⅰ阶段的菌体自溶期和第Ⅱ阶段的活性停滞期, 由于厌氧氨氧化菌活性较低, ΔNO2--N/ΔNH4+-N变化无规律.进入第Ⅲ阶段的活性提高期后, 4个反应器的ΔNO2--N/ΔNH4+-N均呈现降低趋势, 分别在第56、78、87和112 d时降至1.33、1.49、1.42和2.26;进入第Ⅳ阶段后, R5、R15、R30和R50的ΔNO2--N/ΔNH4+-N分别为1.31~1.36、1.41~1.46、1.37~1.48和1.69~1.88.厌氧氨氧化反应的显著特征就是NH4+-N和NO2--N以一定比例进行反应, ΔNO2--N/ΔNH4+-N逐渐偏向理论值反映出厌氧氨氧化活性的逐渐增强. COD浓度为50.00mg·L-1时, 厌氧氨氧化稳定运行后ΔNO2--N/ΔNH4+-N和理论值偏差较大, 这是由于一部分NO2--N通过异养反硝化作用去除[25].

图 4 不同COD浓度下厌氧氨氧化启动过程中化学计量比的变化 Fig. 4 Variations of stoichiometric ratio during ANAMMOX start-up process under different COD concentrations

2.4 不同COD浓度下厌氧氨氧化启动过程中COD以及脱氮贡献率变化特征

图 5分别表示R5、R15、R30和R50启动过程中COD以及厌氧氨氧化和反硝化脱氮贡献率变化特征. 4个反应器进水COD浓度分别为5.00、15.00、30.00和50.00mg·L-1. R5的出水COD浓度比较稳定, 平均值为0.28mg·L-1, 平均去除率为94.40%; R15、R30和R50平均出水COD浓度分别在1~77、1~80和1~74 d接近0.00mg·L-1, 然后逐渐增加至5.10、16.06和20.56mg·L-1, 平均去除率变为66.67%、46.47%和58.88%;反应器运行初期, 异养菌占优势, 消耗COD较多; 当厌氧氨氧化菌逐渐成为优势菌种后, 对COD的需求降低, 导致出水COD浓度增大.

图 5 不同COD浓度下厌氧氨氧化启动过程中COD和贡献率变化 Fig. 5 Variations of COD and contribution rate during the ANAMMOX start-up process under different COD concentrations

启动过程中反硝化对脱氮的贡献率呈现下降趋势, 厌氧氨氧化对脱氮的贡献率呈现上升趋势. R5、R15、R30和R50中反硝化对脱氮的平均贡献率最后降低至4.78%、9.59%、10.21%和36.50%, 厌氧氨氧化对脱氮的平均贡献率最后分别达到95.22%、90.41%、89.79%和63.50%.启动初期, 反硝化菌迅速适应环境, 利用有机物消耗NO2--N, 因此反硝化作用对脱氮的贡献率较高; 随着厌氧氨氧化活性的增强, NO2--N主要通过厌氧氨氧化作用去除, 导致反硝化对脱氮的贡献率降低, 厌氧氨氧化对脱氮的贡献率上升[26].反应器稳定运行后, COD浓度越高, 反硝化对脱氮的贡献率越高, 但厌氧氨氧化作用仍占据主导.

2.5 不同COD浓度下厌氧氨氧化启动过程中厌氧氨氧化活性和反硝化活性变化特征

图 6分别表示R5、R15、R30和R50启动过程中厌氧氨氧化活性和反硝化活性变化特征.启动过程中反硝化活性有较大波动, 4种COD浓度下系统内平均反硝化活性分别为0.066、0.165、0.174和0.210 mg·(g·h)-1; 厌氧氨氧化活性分别在第44、76、86和114 d时高于反硝化活性, 表明厌氧氨氧化菌占据优势地位. COD浓度越高, 越有利于反硝化菌保持较高的活性, 厌氧氨氧化活性的增长越缓慢, 导致启动时间的延迟.这是因为厌氧氨氧化菌和反硝化菌均以NO2--N作为基质, 并且都适合在缺氧条件下生长, 两者同时利用底物进行代谢生长, 但是反硝化菌为异养型细菌, 其细胞产率高于厌氧氨氧化菌[27], 存在COD使得反硝化菌与厌氧氨氧化菌争夺NO2--N, 影响厌氧氨氧化启动, 并且COD浓度越高, 影响越大.不同COD浓度下, 厌氧氨氧化活性最后分别达到0.700、0.690、0.670和0.510 mg·(g·h)-1, 反硝化活性分别为0.110、0.130、0.240和0.410 mg·(g·h)-1.在COD存在时厌氧氨氧化活性仍能不断增加, 并超过反硝化活性, 分析认为：①接种污泥中反硝化菌可能较少; ②本实验中采用的COD浓度不能造成对厌氧氨氧化菌的完全抑制, 厌氧氨氧化菌能逐渐适应有机物的存在, 并利用基质进行厌氧氨氧化反应.

图 6 不同COD浓度下厌氧氨氧化启动过程中厌氧氨氧化活性和反硝化活性变化 Fig. 6 Variations of ANAMMOX activities and denitrification activities during the ANAMMOX start-up process under different COD concentrations

3 结论

(1) 采用ASBR反应器处理低基质模拟废水, 在温度为30℃时, 控制COD浓度分别为5.00、15.00、30.00和50.00mg·L-1, 经过74、94、106和129 d后均能启动厌氧氨氧化.和COD为5.00mg·L-1相比, COD浓度为15.00mg·L-1时, 启动时间虽然延长, 但稳定运行后脱氮性能提高, 平均出水NH4+-N、TN浓度分别为1.98、2.37mg·L-1, 平均出水NO2--N浓度低于0.62mg·L-1; COD浓度为30.00mg·L-1时, 反应器稳定运行后脱氮性能无明显增加, COD浓度为50.00mg·L-1时, 反应器稳定运行后脱氮性能较低.因此, 厌氧氨氧化启动过程中较佳COD浓度为5.00 mg·L-1和15.00mg·L-1.

(2) 4种COD浓度下, 厌氧氨氧化启动过程中反硝化对脱氮的平均贡献率逐渐降低至4.78%、9.59%、10.21%和36.50%, 厌氧氨氧化对脱氮的平均贡献率逐步上升至95.22%、90.41%、89.79%和63.50%;反应器稳定运行后, COD浓度越高, 反硝化对脱氮的贡献率越高, 但厌氧氨氧化作用仍占据主导.

(3) 4种COD浓度下, 厌氧氨氧化启动过程中系统内平均反硝化活性分别为0.066、0.165、0.174和0.210 mg·(g·h)-1, 厌氧氨氧化活性分别在第44、76、86和114 d时超过反硝化活性, 最后分别达到0.700、0.690、0.670和0.510 mg·(g·h)-1. COD浓度越高, 越利于反硝化菌保持较高活性, 厌氧氨氧化活性的增长越缓慢, 导致启动时间延迟.

参考文献
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