2019, Vol. 40
2. 哈尔滨工业大学环境学院, 城市水资源与水环境国家重点实验室, 哈尔滨 150090
2. State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, School of Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China
同步短程硝化、厌氧氨氧化耦合反硝化(simultaneous partial nitrification, ANAMMOX, and denitrification, SNAD)工艺是将亚硝化、厌氧氨氧化和反硝化结合起来的新型脱氮工艺, 既解决了传统脱氮工艺能耗高、污泥产量高等问题, 也解决了全程自养脱氮工艺出水硝酸盐氮含量高的弊端[1], 是近年来生物脱氮研究的重点.但该工艺面临的主要问题之一是亚硝酸盐氧化菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)易增殖、亚硝化不稳定.
SNAD工艺常采用间歇曝气运行, 其原因是AOB能很好地承受溶解氧波动, 而NOB对溶解氧波动的适应力较差, 间歇曝气中每当从厌氧段变为好氧段时, AOB比NOB能更快恢复活性, 从而实现对NOB的抑制[2].另外, 低DO也是抑制NOB的一个基本因素, 研究表明, DO在0.3~0.5 mg ·L-1时, 亚硝化效果较好[3~5], 因此在间歇曝气中要设定合适的曝气量使DO在合适范围内变化.目前采用的间歇曝气策略均为间歇恒定曝气, 即每个曝气阶段的曝气量相同, 这种方式运行下, 周期DO呈现有规律的波动, 但DO波动范围逐渐升高甚至在后期超出NOB的抑制范围. Blum等[6]、Qiu等[7]和李冬等[8]的研究均出现该现象, 分析原因在于SBR系统中周期前期AOB底物充足, 活性较好, 随着反应进行, 可利用的基质不断减少, AOB活性下降, 耗氧量随之减少, 但由于曝气量(即供氧量)恒定, 所以系统内溶解氧积累, 含量上升.然而这种周期DO变化趋势不利于NOB的稳定抑制, 且会造成后期DO利用率低下.因此对间歇曝气中的曝气量进行调控、使其更贴合耗氧量变化是十分重要的, 但目前这方面的研究仍无报道.
本研究针对SBR周期中耗氧量逐渐减少这一特性, 提出了间歇梯度曝气策略, 即调整间歇曝气中的曝气速率, 使其随反应进行梯度下降.本实验采用两组序批式反应器(SBR), 对比在间歇恒定曝气和间歇梯度曝气下SNAD工艺的启动情况, 探讨更合理的曝气方式.
1 材料与方法 1.1 接种污泥R1和R2反应器各接种0.8 L厌氧氨氧化污泥.厌氧氨氧化污泥来自实验室内稳定运行的SBR反应器, 污泥浓度为5 000~6 000 mg ·L-1, 总氮去除率在80%左右.
1.2 实验用水本实验启动阶段采用人工配水, 在进水中添加(NH4)2SO4和丙酸钠提供氨氮和COD, 投加NaHCO3提供无机碳源及调整碱度, 保持pH在7.0~8.0. MgSO4 ·7H2 O 40 mg ·L-1, K2HPO4 40 mg ·L-1, CaCl2 ·2H2 O 30 mg ·L-1, 微量元素浓缩液Ⅰ、Ⅱ 1.0 mL ·L-1.微量元素浓缩液Ⅰ的组成(g ·L-1)：EDTA 5, FeSO4 5；微量元素浓缩液Ⅱ的组成(g ·L-1)：EDTA 15, H3BO4 0.014, MnCl2 ·4H2 O 0.99, CuSO4 ·5H2 O 0.25, ZnSO4 ·7H2 O 0.43, NaSeO4 ·10H2 O 0.21, NaMoO4 ·2H2 O 0.22, CoC12 ·6H2 O 0.24, NiCl2 ·6H2 O 0.19.
1.3 实验装置本实验采用2个相同规格的SBR反应器R1和R2, 反应器由有机玻璃制成, 有效容积为2L.采用机械搅拌, 反应器底部安装曝气盘进行微孔曝气, 通过气体流量计控制曝气量.反应器的运行通过时控开关进行控制, 容积交换率为75%.
1.4 运行策略本实验设有两个SBR反应器R1和R2, 每个周期均包括进水(3 min)、反应(根据处理效率调节)、沉淀(10 min)、排水(3 min), 温度为室温. R1和R2反应器分别采用间歇恒定曝气和间歇梯度曝气方式, 其启动均包括4个阶段, 各阶段的进水水质及运行参数如表 1所示.
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表 1 各阶段进水水质及运行参数 Table 1 Influent substrate and operating parameters of each stage |
阶段S1为CANON启动初期, 对厌氧氨氧化污泥进行曝气、富集亚硝化菌, 实验初期曝气速率较低.如图 1所示分别为R1和R2的周期运行情况, 两者均采用30 min曝气-30 min停曝的间歇曝气方式, 但在各个曝气阶段R1采用的是20 mL ·min-1的恒定曝气速率, R2采用的是三级梯度曝气速率, 即在0~180 min内的曝气段采用30 mL ·min-1的曝气速率, 在180~360 min内的曝气段采用20 mL ·min-1的曝气速率, 在360~540 min内的曝气段采用10 mL ·min-1的曝气速率.阶段S2为CANON启动后期, 随着系统处理性能提升, 对R1和R2的曝气速率均进行了提升, R1在曝气段的恒定曝气速率由20 mL ·min-1提升至30 mL ·min-1, R2在曝气段的曝气速率梯度由(30→20→10) mL ·min-1转变为(40→30→20) mL ·min-1.阶段S3为SNAD启动阶段, 在进水中添加了100 mg ·L-1的COD引入反硝化, 去除厌氧氨氧化过程产生的硝氮, 进一步提高总氮去除率.阶段S4为SNAD处理效率提升阶段, 在该阶段将水力停留时间从540 min缩短至360 min, 提高了总氮去除负荷, SNAD处理能力得到提高.
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图 1 S1阶段周期运行示意 Fig. 1 Schematic diagram of operational process of each cycle during period S1 |
DO、温度、pH值均采用WTW在线测定仪测定；水样分析中NH4+-N的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, COD采用有机物快速测定仪测定；粒径采用Mastersize2000型激光粒度仪测定；胞外聚合物(EPS)中蛋白质(PN)采用考马斯亮蓝法测定, 多糖(PS)采用苯酚-硫酸比色法测定；混合液悬浮固体浓度(MLSS)、挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)采用标准重量法测定；其余水质指标的分析方法均采用国标方法[9].
2 结果与讨论 2.1 SNAD工艺脱氮性能R1和R2反应器接种了等量厌氧氨氧化污泥, 分别在间歇恒定曝气与间歇梯度曝气策略下启动SNAD工艺.启动过程中R1和R2反应器进出水氮浓度及总氮去除率变化分别如图 2和3所示.在S1~S2阶段, 主要通过曝气逐步富集AOB, 启动CANON工艺.而在S1阶段, R1和R2均采用了较低的曝气速率, 原因在于实验初期AOB含量较少, 消耗氧气的能力较弱, 防止溶解氧积累对ANAMMOX菌产生较大冲击, 使其活性下降.在该阶段R1和R2的出水氨氮含量整体呈逐步下降的趋势, 几乎没有亚氮积累, 说明该阶段AOB含量逐渐增多, 且产生的亚氮能被厌氧氨氧化过程全部利用, 因此该阶段的主要限速步骤为亚硝化过程.在S1阶段末, 出水氨氮含量的下降速率减慢, 运行至第7 d时R1和R2的出水氨氮含量基本达到稳定, 分析原因在于经过前期增殖, 系统内积累了一定的AOB含量, 耗氧能力提升, 但低曝气速率限制了亚硝化活性的进一步增长.
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图 2 R1反应器进出水氮素及总氮去除率 Fig. 2 Nitrogen variations and total nitrogen removal rate of the R1 |
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图 3 R2反应器进出水氮素及总氮去除率 Fig. 3 Nitrogen variations and total nitrogen removal rate of the R2 |
在S2阶段, R1和R2反应器的曝气速率提高, 如图 2和3所示, 在S2初期两反应器均产生了亚氮积累, 可能是由于虽然曝气速率提高, 但AOB菌群增殖需要一定世代时间, 系统耗氧速率的提升有一定滞后性, 从而使反应器内DO含量上升, 抑制了ANAMMOX菌活性, 系统利用亚氮的能力减弱, 出现亚氮积累的现象. R1和R2中亚氮积累的现象分别出现在11~25 d及11~17 d, R2的持续时间更短, 这表明间歇梯度曝气运行下ANAMMOX菌受到的氧冲击更小, 活性恢复更快.随着系统运行, AOB增殖缓解了氧毒, 厌氧氨氧化活性恢复, 亚氮积累现象消失, 亚硝化和厌氧氨氧化逐渐实现良好的耦合, 在第40 d时R1和R2的总氮去除率分别增长至75.56%和82.66%.另外, 在S2阶段, R2的出水硝氮含量普遍低于R1, 第40 d时R1和R2的出水硝氮含量分别为14.92 mg ·L-1和10.08 mg ·L-1, 这表明R2系统中的NOB含量更少, 间歇梯度曝气方式更有利于亚硝化稳定.
在S3阶段, 向配水中添加了100 mg ·L-1的COD, 富集反硝化菌, 去除厌氧氨氧化过程产生的硝氮, 启动SNAD工艺.如图 4所示, 加入有机碳源后反硝化活性迅速恢复, 在第45 d时R1和R2的出水COD浓度小于10 mg ·L-1, COD去除率达90%左右.另外, 由于反硝化作用, 出水硝氮含量迅速下降, 在第43 d, R1的出水硝氮浓度由上阶段末的14.92 mg ·L-1降至8.93 mg ·L-1, R2的出水硝氮浓度由上阶段末的10.08 mg ·L-1降至7.03 mg ·L-1.但在S3阶段初期, 两反应器的出水氨氮含量大幅提高, 使R1和R2的总氮去除率反而显著下降, 在第41 d由上阶段末的75.56%和82.66%降至29.80%和43.66%, 分析其原因是COD的存在影响了自养菌的活性, 这与Wang等[10]的研究一致, 迅速生长的异养菌与AOB竞争溶解氧[11], 抑制AOB活性, 而反硝化菌也会与ANAMMOX菌竞争亚硝酸盐(电子受体)和生存空间, 显著抑制ANAMMOX菌的生长和活性[12].但由于ANAMMOX菌比反硝化菌具有更强的亚氮亲和力[13], 经过一段适应期后, ANAMMOX菌活性逐渐恢复, R1和R2的出水氨氮含量分别在第53 d和第49 d重新下降至1 mg ·L-1以下, 且由于反硝化作用的引入使S3阶段出水硝氮含量明显下降, 因此R1和R2的总氮去除率分别在第53 d和第49 d重新上升至86.12%和88.65%, 明显高于S2阶段末的总氮去除率, 因此在S3阶段通过引入反硝化作用进一步提高了系统的总氮去除率, 启动了SNAD工艺.随后两反应器继续运行, 在处理效果达到稳定后, 进入下一阶段.
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图 4 R1和R2反应器COD去除率 Fig. 4 COD removal rate of the two reactors |
在S4阶段, 将每个周期的反应时间由9 h降低至6 h, 阶段初期由于处理时间缩短, 出水性能下降, 出水氨氮含量增加, 但随着系统运行, 功能菌的处理效率逐渐提高, 总氮去除负荷相应提高, 出水氨氮含量重新降至1mg ·L-1以下.在第85 d时R1和R2出水总氮含量分别达到8.89 mg ·L-1和5.91 mg ·L-1, 满足污水排放1级A标准, R1和R2的总氮去除率分别达到85.11%和90.10%, R1和R2的总氮去除负荷相应达到0.203 kg ·(m3 ·d)-1和0.217kg ·(m3 ·d)-1, R2的处理效果优于R1.为了利于比较, 两反应器控制了同样的启动天数, 但对比图 2和图 3可知, R2的实际启动速度比R1更快, 主要表现在进入新阶段时, R2重新达到稳定所需要的时间更短, 这表明间歇梯度曝气下ANAMMOX菌抵抗DO冲击和碳负荷冲击的能力更强, SNAD启动速度更快.另外, 比较出水硝氮可知, R1的出水硝氮含量普遍高于R2, 表明R2中NOB抑制效果更好, 下面通过特征比来进行更直观地表现.
根据CANON工艺反应式, 总氮去除量[Δρ(TN)]和硝态氮产生量[Δρ(NO3--N)]的理论比值为8[14], Δρ(TN)/Δρ(NO3--N)小于8, 反映了NOB有活性, Δρ(TN)/Δρ(NO3--N)越小, 说明NOB活性越高；若Δρ(TN)/Δρ(NO3--N)大于8, 表明出水硝氮减少, 反应器内发生反硝化反应[15].如图 5所示, S1阶段, 随着AOB增殖, AOB与ANAMMOX菌耦合性能逐渐提高, R1和R2的特征值也迅速提高, 在第10 d时R1和R2的特征值分别达到4.51和6.37.在S2阶段初期, 曝气速率提高, AOB活性提高的同时, NOB迅速增殖, 出水硝氮含量增加, 又由于厌氧氨氧化活性受到抑制, 总氮去除率降低, 因此特征值出现较大幅度的下降.随着反应器运行, 硝化菌增殖解除了氧毒, ANAMMOX菌活性逐渐恢复, 特征值重新上升, 在第40 d时R1和R2的特征值分别达到了3.10和4.77.综上可知, S1~S2阶段, 总氮去除率整体是上升的, 但由于曝气速率增大, 出水硝氮含量增长较快, 特征值反而略有下降.
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图 5 R1和R2反应器特征值变化 Fig. 5 Characteristic ratio of the two reactors |
在S3阶段初期, 由于添加了有机物对系统内自养菌产生了抑制, 总氮去除率下降, 但反硝化菌迅速生长, 去除部分硝氮, 使得特征值只出现小幅下降, 且随着系统运行, 自养菌活性恢复, 特征值逐渐回升, 在第60 d时R1和R2的特征值分别达到了6.52和8.91.在S4阶段初期, 缩短了反应时间, 导致处理不彻底, 总氮去除率下降, 特征值随之下降, 但随着功能菌活性和处理效率的提高, 出水水质重新满足标准, 特征值随之上升, 在S4阶段末期, R1和R2的特征值分别达到6.46和10.34, 这表明在两反应器均已成功启动SNAD工艺的情况下, R1中NOB活性较高, 影响了亚硝化的稳定性, 特征值低于理论值, R2中NOB抑制效果较好, 且实现了CANON和反硝化的良好耦合, 使得特征值高于理论值.
2.2 典型周期的参数变化图 6和7分别反映了R1和R2启动成功后(S4阶段末)一个典型周期的pH及DO变化. R1反应器在第一个曝气阶段(0~30 min)溶解氧浓度较低, 在0.3mg ·L-1以下, 而从第二个曝气阶段开始溶解氧含量明显提高, 最后两个曝气阶段(240~270 min和300~330 min)中溶解氧含量超过了0.5mg ·L-1, 分析原因主要有以下两点：①周期初期除碳反应和硝化反应都需要消耗氧气, 但大部分有机碳源在初期快速消耗, 后续曝气阶段中基本只有硝化反应利用氧气, 氧气利用率降低, 反应器中溶解氧含量上升；②前期氨氮浓度高, 基质充足, AOB活性较好, 但随着反应进行基质浓度降低, AOB由于缺少底物活性下降, 耗氧能力下降, 系统中溶解氧积累, 溶解氧浓度升高.
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图 6 R1典型周期的pH及DO变化 Fig. 6 Variations of pH and DO during a typical cycle of the R1 |
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图 7 R2典型周期的pH及DO变化 Fig. 7 Variations of pH and DO during a typical cycle of the R2 |
pH值的变化也印证了上述分析.由图 6可知, R1在首个曝气阶段(0~30 min)pH值升高, 分析其原因在于SBR系统开始曝气时先进行除碳反应, 异养微生物对有机底物分解代谢和合成代谢形成的CO2被吹脱, pH值不断上升[16].在随后的曝气阶段pH值均出现下降, 停曝阶段则触底上升, 由下降转为上升的拐点即为“氨谷点”[17], 分析其原因在于此时除碳反应基本结束, 曝气过程中以产H+、消耗碱度的亚硝化过程为主, 停曝过程中以消耗H+、产生碱度的厌氧氨氧化和反硝化过程为主. R1反应器中, 周期第2~6个曝气阶段的pH下降量分别为0.116、0.116、0.095、0.078和0.070, pH降幅的大小反映了系统中AOB活性的变化[8], 因此该结果表明AOB活性在周期运行中逐渐下降, 验证了前文的分析.
与R1相比, R2的溶解氧变化趋势更加规律, 各曝气阶段溶解氧含量比较相近, 且稳定维持在0.4 mg ·L-1以下, 分析其原因在于R2反应器采用了三级阶梯间歇曝气, 在前期提供40mL ·min-1的高曝气速率, 既能满足除碳反应所需, 也能充分发挥亚硝化活性, 在中期调整曝气速率为30mL ·min-1, 仅供亚硝化过程所需, 在后期提供20mL ·min-1的低曝气速率, 满足了由于底物限制而活性降低的AOB菌群的低需氧量, 从而控制反应器整个周期的溶解氧含量在一定阈值内, 防止NOB利用高溶解氧条件迅速增殖.
R2反应器中, 周期第2~6个曝气阶段中的pH下降量分别为0.173、0.102、0.115、0.084和0.079, pH降幅同样逐渐减小, 但各阶段pH下降量普遍高于R1, 这表明R2反应器中亚硝化活性更高, 另外, R2在停曝阶段的pH上升量也基本高于R1, 可能是由于亚硝化产物是厌氧氨氧化过程的基质, 而R2反应器充分发挥了亚硝化活性、产生NO2--N, 使厌氧氨氧化速率不受底物限制, 厌氧氨氧化活性随之提高.因此与间歇恒定曝气相比, 间歇梯度曝气使供氧量更贴近SNAD系统的需氧量, 更加充分地发挥了亚硝化和厌氧氨氧化活性.
2.3 不同阶段EPS及颗粒粒径变化胞外聚合物(EPS)主要由蛋白(PN)和多糖(PS)组成, 是微生物在其生长过程中分泌的黏性物质, 存在于微生物细胞外和生物聚集体内, 在促使细胞“凝聚”和“粘合”方面发挥着重要功能[18, 19].其中, PN的电负性和疏水性可以促进颗粒的形成和稳定性[20, 21]；PS交联结构所产生的凝胶性能可以促进细胞聚集[18, 22].有研究表明, PN/PS可以反映颗粒污泥的稳定性, PN/PS越高, 意味着颗粒污泥沉降性能和稳定性能越好[23].对厌氧氨氧化系统而言, 影响聚集能力的EPS是十分重要的参数, 其原因在于：①厌氧氨氧化菌生长缓慢是厌氧氨氧化工艺应用的关键限制因素.而研究表明, ANAMMOX菌的活性明显依赖于细菌密度, 细菌密度越高, 生长速度越快[24, 25]；②固相分离是活性污泥系统的关键问题, 特别对于生长缓慢的ANAMMOX菌, 有效持留反应器内原有微生物是十分重要的, 这要求污泥具有良好的聚集性和沉降性；③有研究表明, 细菌密度越高, 对环境的耐受能力也会增强, 这有利于克服厌氧氨氧化工艺应用的另一个限制因素——对环境变化敏感[20].本研究对SNAD颗粒启动期间的EPS及颗粒粒径的变化规律进行了研究.
如图 8和9所示分别为R1和R2反应器PN、PS及PN/PS的变化趋势.在S1和S2阶段, 随R1和R2反应器运行, 微生物活性逐渐提高, PN及PS含量随之逐渐增长, 但PN/PS值整体呈现下降趋势, 分析认为是由于初始接种污泥为厌氧氨氧化污泥, 决定其聚集能力的关键成分为PN[20, 26, 27], 在S1~S2阶段通过曝气在系统中富集AOB, 而决定AOB菌群聚集能力的关键成分是PS[28], 其中PS含量通常高于PN含量[29, 30], 因此PN/PS值随着硝化速率增加而降低, 这与Sheng等[19]的研究结果一致.
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图 8 R1反应器中EPS含量变化 Fig. 8 Variations of the EPS contents in the R1 |
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图 9 R2反应器中EPS含量变化 Fig. 9 Variations of the EPS contents in the R2 |
在S3阶段R1和R2反应器中PN和PS含量增长较快, PN/PS值也有较大幅度增长, 可能是由于有机物可以促进EPS分泌[31], 且反硝化菌的EPS可以提高厌氧氨氧化菌活性, 促进厌氧氨氧化菌分泌更多的PN[32].在S4阶段前期(60~70 d), PN和PS的含量略有下降, 分析原因是该阶段缩短了反应时间, 每天运行的周期数增多, 对污泥淘洗的次数随之增加, 因此在此期间, 污泥浓度略有下降, 相应地EPS含量也有所降低.在S4阶段后期(70~85 d), 由于前期沉淀性能不好的污泥基本已排出系统, EPS含量不再下降, 且由于该阶段水力停留时间缩短, 污泥的基质负荷提高, 底物更加充足, 各主要功能菌活性进一步增加, EPS含量也有较大提高, 这与Chen等[33]的研究结果一致, 其发现随着基质容积负荷增加, EPS产生速率得到提高.在SNAD工艺稳定运行后, R1和R2的EPS含量(以VSS计)分别达到121.45 mg ·g-1和130.67mg ·g-1, PN/PS值则分别达到2.745和2.823.通过间歇梯度曝气启动SNAD工艺, EPS含量和PN/PS相对处于较高水平, 厌氧氨氧化菌活性更高, 颗粒稳定性和沉淀性能更强.
如图 10所示为R1和R2启动过程中的颗粒粒径变化. R1和R2起始接种的厌氧氨氧化污泥粒径分别为213.7 μm和210.2 μm, 基本处于相同水平.在S1阶段两反应器的颗粒粒径均有所下降, 分析原因在于S1阶段提供了曝气, 污泥颗粒经过曝气吹脱粒径下降. S2阶段前期(10~20 d)由于曝气量的提高, 颗粒粒径继续下降, 且下降速度更快.但S2阶段后期(20~40 d)两者的颗粒粒径开始上升, 可能是由于经过前期吹脱污泥粒径变小, 但是颗粒污泥更加密实, 有利于减少较高DO对ANAMMOX菌的冲击[34], ANAMMOX菌逐渐恢复活性, 另外由于吹脱下来的絮状污泥的存在, 提高了系统内菌种对DO的利用率[8], 进一步促进了AOB的增殖, 系统内生物量增加, EPS分泌量也随功能菌活性提升而增加, 因此污泥颗粒粒径开始上升.在第40 d时R1和R2的颗粒粒径分别达到208.4 μm和221.7 μm, 这表明间歇梯度曝气运行更有利于功能菌发挥活性, 促进粒径增长.在S3阶段前期, 污泥粒径有较大幅度的提升, 可能是由于进水中添加了有机物, 有研究表明[20], 适量有机物可以为细菌提供生长所需的营养物质, 促进细胞分泌胞外聚合物, 加快污泥颗粒化.在S4阶段, 颗粒粒径同样显著增长, 可能是由于缩短了水力停留时间, 系统淘洗次数增加, 排除了更多沉降性能差的絮状污泥和小颗粒, 因此污泥的平均粒径增加.启动成功后R1和R2的颗粒粒径分别达到365.8 μm和402.1 μm, 通过间歇梯度曝气启动SNAD工艺时粒径增长速率更快, 颗粒粒径更大.
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图 10 R1和R2反应器中污泥平均颗粒粒径 Fig. 10 Mean particle size of the sludge of the two reactors |
(1) 同样的运行天数下, R2在各个阶段恢复稳定所需的时间更短, 表明间歇梯度曝气下ANAMMOX菌抵抗DO冲击和碳负荷冲击的能力更强, SNAD启动速度更快.
(2) 启动过程中R2的特征值Δρ(TN)/Δρ(NO3--N)普遍高于R1, 且成功启动后R1和R2的特征值分别达到6.46和10.34, 表明R1中NOB活性较高, 使特征值低于理论值, R2中NOB抑制效果较好, 且实现了CANON和反硝化的良好耦合, 使特征值高于理论值.
(3) R2的周期DO波动稳定, 而R1的周期DO整体逐渐提高, 周期末达到0.5mg ·L-1以上, 表明间歇梯度曝气有利于控制稳定的低DO环境, 抑制NOB.
(4) SNAD成功启动后R1和R2反应器内PN/PS值分别达到2.745和2.823, 颗粒粒径分别达到365.8 μm和402.1 μm, 表明间歇梯度曝气下颗粒的稳定性和沉降性更强, 粒径增长更快.
| [1] | Chen H H, Liu S T, Yang F L, et al. The development of simultaneous partial nitrification, ANAMMOX and denitrification (SNAD) process in a single reactor for nitrogen removal[J]. Bioresource Technology, 2009, 100(4): 1548-1554. DOI:10.1016/j.biortech.2008.09.003 |
| [2] | Peng D C, Bernet N, Delgenes J P, et al. Effects of oxygen supply methods on the performance of a sequencing batch reactor for high ammonium nitrification[J]. Water Environment Research, 2000, 72(2): 195-200. DOI:10.2175/106143000X137284 |
| [3] |
李冬, 陶晓晓, 李占, 等. 常温SBR亚硝化快速启动及优化试验研究[J]. 环境科学, 2011, 32(6): 1653-1659. Li D, Tao X X, Li Z, et al. Research on the rapid start-up and optimization of parameters for nitrosation at room temperature[J]. Environmental Science, 2011, 32(6): 1653-1659. |
| [4] | Li X M, Xiao Y, Liao D X, et al. Granulation of simultaneous partial nitrification and anammox biomass in one single SBR system[J]. Applied Biochemistry and Biotechnology, 2011, 163(8): 1053-1065. DOI:10.1007/s12010-010-9108-8 |
| [5] | Hanaki K, Wantawin C, Ohgaki S. Nitrification at low levels of dissolved oxygen with and without organic loading in a suspended-growth reactor[J]. Water Research, 1990, 24(3): 297-302. |
| [6] | Blum J M, Jensen M M, Smets B F. Nitrous oxide production in intermittently aerated Partial Nitritation-Anammox reactor:oxic N2O production dominates and relates with ammonia removal rate[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 335: 458-466. DOI:10.1016/j.cej.2017.10.146 |
| [7] | Qiu S K, Hu Y S, Liu R, et al. Start up of partial nitritation-anammox process using intermittently aerated sequencing batch reactor:Performance and microbial community dynamics[J]. Science of the Total Environment, 2019, 647: 1188-1198. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.08.098 |
| [8] |
李冬, 高雪健, 张杰, 等. 不同曝气密度对CANON工艺启动的影响[J]. 环境科学, 2019, 40(2): 829-836. Li D, Gao X J, Zhang J, et al. Effect of aeration density on start-up of CANON process[J]. Environmental Science, 2019, 40(2): 829-836. |
| [9] | 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. (第四版). 北京: 中国环境科学出版社, 2002. |
| [10] | Wang D, Wang G W, Yang F L, et al. Treatment of municipal sewage with low carbon-to-nitrogen ratio via simultaneous partial nitrification, anaerobic ammonia oxidation, and denitrification (SNAD) in a non-woven rotating biological contactor[J]. Chemosphere, 2018, 208: 854-861. DOI:10.1016/j.chemosphere.2018.06.061 |
| [11] | Jenni S, Vlaeminck S E, Morgenroth E, et al. Successful application of nitritation/anammox to wastewater with elevated organic carbon to ammonia ratios[J]. Water Research, 2014, 49: 316-326. DOI:10.1016/j.watres.2013.10.073 |
| [12] | Wang G, Xu X C, Gong Z, et al. Study of simultaneous partial nitrification, ANAMMOX and denitrification (SNAD) process in an intermittent aeration membrane bioreactor[J]. Process Biochemistry, 2016, 51(5): 632-641. DOI:10.1016/j.procbio.2016.02.001 |
| [13] | Ahn Y H. Sustainable nitrogen elimination biotechnologies:a review[J]. Process Biochemistry, 2006, 41(8): 1709-1721. DOI:10.1016/j.procbio.2006.03.033 |
| [14] | Third K A, Sliekers A O, Kuenen J G, et al. The CANON system (completely autotrophic nitrogen-removal over nitrite) under ammonium limitation:interaction and competition between three groups of bacteria[J]. Systematic and Applied Microbiology, 2001, 24(4): 588-596. DOI:10.1078/0723-2020-00077 |
| [15] |
胡石, 甘一萍, 张树军, 等. 一体化全程自养脱氮(CANON)工艺的效能及污泥特性[J]. 中国环境科学, 2014, 34(1): 111-117. Hu S, Gan Y P, Zhang S J, et al. Performance and sludge characteristics of the CANON process[J]. China Environmental Science, 2014, 34(1): 111-117. |
| [16] |
张敏, 姜滢, 温婧玉, 等. 环境温度下SBR实现稳定部分亚硝化研究[J]. 中国环境科学, 2018, 38(12): 4509-4515. Zhang M, Jiang Y, Wen J Y, et al. Achieving stable partial nitrification in SBR at ambient temperature[J]. China Environmental Science, 2018, 38(12): 4509-4515. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2018.12.014 |
| [17] |
孙洪伟, 尤永军, 赵华南, 等. 游离氨对硝化菌活性的抑制及可逆性影响[J]. 中国环境科学, 2015, 35(1): 95-100. Sun H W, You Y J, Zhao H L, et al. Inhibitory effect of free ammonia on the activity of nitrifying bacteria and recoverability[J]. China Environmental Science, 2015, 35(1): 95-100. |
| [18] | Flemming H C, Wingender J. The biofilm matrix[J]. Nature Reviews Microbiology, 2010, 8(9): 623-633. DOI:10.1038/nrmicro2415 |
| [19] | Sheng G P, Yu H Q, Li X Y. Extracellular polymeric substances (EPS) of microbial aggregates in biological wastewater treatment systems:a review[J]. Biotechnology Advances, 2010, 28(6): 882-894. DOI:10.1016/j.biotechadv.2010.08.001 |
| [20] | Hou X L, Liu S T, Zhang Z T. Role of extracellular polymeric substance in determining the high aggregation ability of anammox sludge[J]. Water Research, 2015, 75(15): 51-62. |
| [21] | Laspidou C S, Rittmann B E. A unified theory for extracellular polymeric substances, soluble microbial products, and active and inert biomass[J]. Water Research, 2002, 36(11): 2711-2720. DOI:10.1016/S0043-1354(01)00413-4 |
| [22] | Tay J H, Liu Q S, Liu Y. The role of cellular polysaccharides in the formation and stability of aerobic granules[J]. Letters in Applied Microbiology, 2001, 33(3): 222-226. DOI:10.1046/j.1472-765x.2001.00986.x |
| [23] | Sanin S L, Sanin F D, Bryers J D. Effect of starvation on the adhesive properties of xenobiotic degrading bacteria[J]. Process Biochemistry, 2003, 38(6): 909-914. DOI:10.1016/S0032-9592(02)00173-5 |
| [24] | Lu H F, Zheng P, Ji Q X, et al. The structure, density and settlability of anammox granular sludge in high-rate reactors[J]. Bioresource Technology, 2012, 123: 312-317. DOI:10.1016/j.biortech.2012.07.003 |
| [25] | Ni S Q, Lee P H, Fessehaie A, et al. Enrichment and biofilm formation of anammox bacteria in a non-woven membrane reactor[J]. Bioresource Technology, 2010, 101(6): 1792-1799. DOI:10.1016/j.biortech.2009.10.050 |
| [26] | Tang C J, Zheng P, Wang C H, et al. Performance of high-loaded ANAMMOX UASB reactors containing granular sludge[J]. Water Research, 2011, 45(1): 135-144. |
| [27] | Jiang T, Zhang H, Qiang H, et al. Start-up of the anammox process and membrane fouling analysis in a novel rotating membrane bioreactor[J]. Desalination, 2013, 311: 46-53. DOI:10.1016/j.desal.2012.10.031 |
| [28] | Jemaat Z, Suárez-Ojeda M E, Pérez J, et al. Partial nitritation and o-cresol removal with aerobic granular biomass in a continuous airlift reactor[J]. Water Research, 2014, 48: 354-362. DOI:10.1016/j.watres.2013.09.048 |
| [29] | Shen L W, Yao Y, Meng F G. Reactor performance and microbial ecology of a nitritation membrane bioreactor[J]. Journal of Membrane Science, 2014, 462: 139-146. DOI:10.1016/j.memsci.2014.03.034 |
| [30] | Zhang Z J, Chen S H, Wang S M, et al. Characterization of extracellular polymeric substances from biofilm in the process of starting-up a partial nitrification process under salt stress[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2011, 89(5): 1563-1571. DOI:10.1007/s00253-010-2947-y |
| [31] | Miao L, Zhang Q, Wang S Y, et al. Characterization of EPS compositions and microbial community in an Anammox SBBR system treating landfill leachate[J]. Bioresource Technology, 2018, 249: 108-116. DOI:10.1016/j.biortech.2017.09.151 |
| [32] |
李惠娟, 彭党聪, 陈国燕, 等. ANAMMOX的快速启动及EPS在ANAMMOX颗粒污泥中的空间分布[J]. 环境科学, 2017, 38(7): 2931-2940. Li H J, Peng D C, Chen G Y, et al. Fast start-up of ANAMMOX and the spatial distribution of EPS in ANAMMOX granules[J]. Environmental Science, 2017, 38(7): 2931-2940. |
| [33] | Chen T T, Zheng P, Li D S. Growth and metabolism characteristics of anaerobic ammonium-oxidizing bacteria aggregates[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2013, 97(12): 5575-5583. DOI:10.1007/s00253-012-4346-z |
| [34] |
李冬, 崔少明, 梁瑜海, 等. 溶解氧对序批式全程自养脱氮工艺运行的影响[J]. 中国环境科学, 2014, 34(5): 1131-1138. Li D, Cui S M, Liang Y H, et al. The effect of dissolved oxygen on running CANON process in sequencing batch reactor[J]. China Environmental Science, 2014, 34(5): 1131-1138. |