2020, Vol. 41
2. 苏州科技大学天平学院, 苏州 215009;
3. 城市生活污水资源化利用技术国家地方联合工程实验室, 苏州 215009;
4. 江苏高校水处理技术与材料协同创新中心, 苏州 215009
2. College of Tianping, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China;
3. National and Local Joint Engineering Laboratory of Municipal Sewage Resource Utilization Technology, Suzhou 215009, China;
4. Jiangsu High Education Collaborative Innovation Center of Water Treatment Technology and Material, Suzhou 215009, China
厌氧氨氧化(ANAMMOX)工艺具有高效脱氮、节省碳源、节约能源等优点, 在低碳氮比、高浓度氨氮废水生物脱氮中有越来越多的应用[1~3].但目前在城市污水处理厂中, 氨氮主要仍是通过传统的硝化-反硝化主流工艺去除, 资源和能源消耗高, 亟待可持续生物脱氮技术.以厌氧氨氧化为核心的自养脱氮工艺应用于污水处理厂主流工艺, 最大的挑战受制于低温低基质条件工艺的稳定高效.城市污水处理厂冬季水温低, 直接影响微生物种群结构、生长及其代谢速率, 再加上污水中氨氮浓度较低(20~70 mg·L-1), 系统处理负荷下降, 出水水质难以稳定达标, 且自养脱氮工艺在低温低基质条件下维持一定容积负荷, 需要良好的污泥截留性能和较高的污泥活性[4, 5].
基于CANON颗粒污泥的单级PN-ANAMMOX工艺, 微生物富集度高, 功能微生物在自絮凝颗粒不同空间分布, 实现单级部分硝化-厌氧氨氧化, 曝气量低, 无需外加碳源, 污泥产量低[6, 7], 沉降性能好, 具有良好的污泥截留效能, 有利于维持体系高污泥浓度, 可在一定程度上弥补低浓度基质传质限制和生物活性下降的限制.单级反应器构造简单、控制灵活, 不易受游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)的毒性抑制, 在城市污水自养脱氮中备受青睐. Lotti等[8]采用气提序批式反应器, 颗粒污泥体系在20℃和15℃都能有效抑制亚硝化菌, 氮去除速率稳定在400 mg·(L·d)-1, 氮和总氮去除效率均在85%和75%以上. Hendrickx等[9]的研究表明, 在10℃条件下处理61 mg·L-1含氮废水(NH4++NO2-)比降解活性(以N/VSS计)达到30~44 mg·(g·d)-1, 厌氧氨氧化菌Candidatus Brocadia成为富集污泥中的主要微生物.本课题组前期的研究证实, 采用全自养脱氮颗粒污泥在室温下稳定处理低浓度氨氮废水的可行性[10].
基于AOB和AMX在颗粒污泥不同空间分布的全自养脱氮, 温度从35℃降到15℃, 微生物活性大幅下降, 且不同微生物对温度的响应有差异, 微生物间的平衡与协同受到挑战[11].在温度15℃时, AOB、NOB和AMX活性变化受温度影响较大, 往往成为全自养脱氮低温运行的重要节点[12], 但关于较低基质自养脱氮效能及微生物种群间的协同影响研究鲜见报道.
因此, 本文以稳定运行的全程自养颗粒污泥为研究对象, 在15℃条件下, 逐级降低进水氨氮浓度, 分析自养脱氮颗粒污泥处理低浓度氨氮废水的效能、微生物活性、种群间的协同影响以及运行调控策略, 以期为基于颗粒污泥的全自养脱氮工艺处理低温低浓度氨氮废水提供理论支撑和运行参数.
1 材料与方法 1.1 实验装置及运行控制本实验采用有效容积为2 L的气提式连续流反应器, 其装置构造见文献[10].反应器底部曝气, 由气体流量计来控制曝气强度.采用蠕动泵调节进水, 反应器外层设有水浴夹套控制水温, 反应器温度维持在(15±1)℃.pH值控制在7.6~8.0.
实验期间, 进水氨氮负荷(ammonia load rate, ALR)始终控制在1.29 kg·(m3·d)-1, 通过联合调控反应器进水氨氮质量浓度(70→50→40 mg·L-1)及水力停留时间HRT(1.1→0.93→0.75 h), 将整个研究过程分为3个阶段, 具体运行调控参数见表 1.
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表 1 反应器不同阶段运行参数 Table 1 Operating parameters of the reactor at different operational stages |
1.2 接种污泥和实验水质
反应器接种污泥为实验室在室温下稳定运行的PN/A颗粒污泥, 其平均粒径在1.6 mm, 总氮去除率在(60±3)%.进水采用人工无机氨氮配水, 160~280 mg·L-1 NH4Cl为无机氮源, 使进水NH4+-N在40~70 mg·L-1, 以NaHCO3作为无机碳源, 并调节碱度.其余组分包括10 mg·L-1MgSO4·7H2O、10 mg·L-1KH2PO4及1 mg·L-1微量元素[13].
1.3 颗粒污泥活性测定采用批次实验考察不同运行工况下污泥的脱氮性能[14], 并且结合拟合线性分析, 通过测定氮素含量变化分别计算氨氮比降解速率[q(NH4+-N)]、硝态氮比累积速率[q(NO3--N)]、亚硝态氮的比累积速率[q(NO2--N)]和总氮比降解速率[q(TN)], 以N/MLVSS计, 单位为mg·(g·h)-1.
1.4 常规指标分析采用纳氏试剂比色法、紫外分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法和过硫酸钾氧化-紫外分光光度法测定NH4+-N、NO3--N、NO2--N和TN浓度; MLSS和MLVSS采用标准重量法测定[15].采用便携式pH计(METTLER TOLEDO)测定体系中pH, 便携式溶解氧仪(HACH HQ30d型)测定溶解氧DO; 通过显微镜(OLYMPUS CX41型)进行观察污泥形态.
粒径分布采用湿网筛分法测算.从反应器中取出污泥样品, 经生理盐水反复清洗后, 依次通过孔径为2.0、1.6、1.4、1.0、0.80、0.60、0.50、0.30和0.20 mm的筛子筛分, 并计算各粒径区间样品占总质量的质量分数.NO2--N累积率、NO3--N累积率、NH4+-N去除负荷和TN去除负荷的计算方法详见文献[13].
微生物取自反应器运行过程中的0、50、113和180 d的污泥作为样品, 采用Illumina MiSeq测序平台对4个样品中的微生物进行测序分析, 包括DNA提取、PCR扩增、MiSeq文库构建和MiSeq测序.
颗粒污泥EPS的提取采用甲醇-NaOH法[16], 其主要包含蛋白质(PN)和多糖(PS).组分PN和PS分别采用Lowry法和改进苯酚-硫酸法测定[17].
2 结果与讨论 2.1 PN/A单级自养脱氮效能研究实验期间反应器运行效能如图 1所示, 第Ⅰ阶段(1~51 d), 接种污泥适应低温阶段, 进水氮素浓度70 mg·L-1, HRT为1.1 h, 反应器负荷1.29 kg·(m3·d)-1.接种污泥的总氮去除率和氨氮去除率分别为56%和65%, 第Ⅰ阶段初期, 尽管温度降低影响脱氮效果, 但冲击较为缓和, 在低温条件下仍有稳定的脱氮性能, 表明长期室温条件运行的颗粒污泥, 微生物对温度有良好的适应性, 这一结果在Reino等[18]的研究中也得到证实.在温度15℃条件下运行20 d左右, 微生物逐渐适应低温, 氨氮去除率稳定在85%左右, 总氮去除率达到75%.平均出水氨氮最低达到10 mg·L-1, 出水水质优于Isanta等[19]在低温下的研究结果.
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图 1 全自养脱氮颗粒污泥反应器脱氮性能与其ΔNO3--N/ΔTN变化 Fig. 1 Variations in nitrogen removal performance of completely autotrophic nitrogen removal over nitrite granular sludge reactor and ΔNO3--N/ΔTN |
在第Ⅱ阶段(52~117 d), 维持进水氨氮负荷不变, 降低进水氮素浓度至50 mg·L-1, 缩短HRT至0.9 h.为了进一步提高氨氧化效率, DO浓度从1.0 mg·L-1提升至1.6 mg·L-1, DO/TAN控制在0.22左右, 氨氮平均去除率达92%, 系统的总氮去除率却稳定在75%左右, 低于第Ⅰ阶段. ΔNO3--N/ΔTN的平均值高达0.29, 远高于第Ⅰ阶段, 表明NOB增殖较快.在低基质条件下, 低温时ΔNO3--N/ΔTN值会稍高于理论值0.11, 但若长期高于理论值, AOB、NOB和AMX微生物间的协同被打破, 导致出水水质下降, 自养脱氮系统崩溃[20, 21].为了调整这种状况, 本研究在第87 d, 降低溶解氧至0.8 mg·L-1, 并适当排出系统中的絮体污泥, 抑制系统中NOB过度增殖.运行18 d后, 由于污泥流失和DO受限, 系统中氨氮去除率快速下降至60%, 总氮去除率也降至50%左右, 在106~117 d, 调整DO/TAN在0.04, ΔNO3--N/ΔTN的比值稳定在0.15左右, 表明NOB得以有效抑制.反应器的脱氮性能上升, 氨氮去除率可达96%, 总氮去除率达到80%.尽管本阶段溶解氧浓度变化较显著, AMX菌位于颗粒污泥内部, 未受显著影响.
第Ⅲ阶段(118~204 d), 维持负荷不变, HRT缩短至0.75 h, 进一步降低进水氮素浓度至40 mg·L-1, 探究体系自养脱氮效能.经过前期排泥, 体系中污泥颗粒化程度高, 基本无絮体, 尽管氨氮浓度下降过程中, DO/TAN有波动, 这阶段氨氮去除率稳定在95%左右, 亚硝氮累计率有所上升, 总氮去除率在85%左右, ΔNO3--N/ΔTN的比值稳定在0.14~0.22.结果表明, 在15℃条件下, 维持进水氨氮负荷不变, 在升流式反应器中, 控制合适的运行条件, 全自养脱氮颗粒污泥能适应低温运行, 且AMX较NOB对NO2-和NH4+有更高亲和度[9, 22], 有利于颗粒污泥处理低浓度氨氮废水时保持良好的自养脱氮效果.
2.2 PN/A体系中抑制NOB的调控策略基于颗粒污泥的自养脱氮, AOB、NOB和AMX分布于颗粒不同空间, 利用DO、基质传质的梯度差异, AOB和AMX间良好协同, NOB被有效抑制, 系统才能高效脱氮.通常情况下, AOB位于颗粒最外层, 对DO有更强的亲和力, 只要液相中有剩余氨氮, 好氧氨氧化完全消耗DO, 位于内层的NOB因DO限制不能进一步硝化.但在低温15℃条件下, NOB比AOB具有更高的比生长速率, 在低基质体系中, 对NOB的抑制难度加大[23, 24].因此, 在低温低基质的条件下, 如何抑制NOB显得尤为重要, 成为PN/A工艺低温运行的关键[25].
通过控制反应器中DO与总氨氮浓度之比(DO/TAN), 调控氧气浓度在颗粒径向的梯度分布来抑制NOB.如图 2所示, 在Ⅰ~Ⅲ阶段初期, 氨氮浓度降低, DO/TAN出现陡然升高的趋势, 随着各阶段反应运行3~5 d后达到稳定.第Ⅰ阶段, 污泥中微生物适应温度下降的调控过程, 适当提高DO/TAN至0.14, ΔNO3--N/ΔTN比值在0.12左右, 未出现NOB明显增殖.在第Ⅱ阶段, 降低进水氨氮浓度, DO消耗量减少, 且在这阶段前期(52~105 d), 调控过程追求高氨氧化效能, 期间DO/TAN比值升高, 最高可达0.35, 结果导致ΔNO3--N/ΔTN比值逐渐升高至0.29, TN去除率下降, 系统中絮体增加, 但未出现亚硝酸盐积累.有研究发现, 对于自养硝化体系, 絮体或细小颗粒中NOB丰度较高, DO容易渗透入絮体或细小颗粒污泥中, 有利于NOB的增殖[26].本研究采用水力淘洗并排出体系中的絮体污泥, 同时利用AOB比NOB更强的氧亲和力, 降低DO, 维持DO/TAN在0.02~0.04来抑制NOB.结果发现, 虽然由于DO的限制, 氨氧化性能出现下降的趋势, 但ΔNO3--N/ΔTN比值逐渐下降至0.12, NOB得到有效控制.在第Ⅱ阶段后期(106~117 d), 为了提高好氧氨氧化效能, 提高DO至1.0 mg·L-1, DO/TAN控制在0.041~0.096, ΔNO3--N/ΔTN比值稳定在0.15左右.第Ⅲ阶段(118~204 d), 进水基质浓度降至40 mg·L-1, DO消耗量降低, 使得DO/TAN比值升高至0.43~0.50.但与前阶段相比, 系统中ΔNO3--N/ΔTN并未出现明显升高.分析认为, 由于在第Ⅱ阶段后期, 通过淘洗, 系统内NOB丰度很低, 为了防止NOB再次增殖, 在153~204 d, 降低DO, DO/TAN降至0.22左右, 但高于Bartrolií等[27]处理高氨氮废水获得完全亚硝化效果时对应的DO/TAN值.结果表明在这阶段, 氨氧化效果好, 出水氨氮浓度低, 若将DO控制在较低水平, 不仅有利于较低的DO/TAN抑制NOB, 同时也有利于节能.但实验采用气提式反应器, 利用上升气流推动颗粒污泥维持良好的水力流态, 需要一定的曝气量使污泥充分悬浮于液相中, 因此本研究平均DO/TAN维持在0.22左右.在这种工况下运行, 出水氨氮在5 mg·L-1以下, TN去除负荷稳定在0.97~1.0 kg·(m3·d)-1, NOB并未明显增殖.但能否长期有效抑制NOB还值得进一步探讨.
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图 2 反应器中DO/TAN与TN去除负荷关系变化 Fig. 2 Relationship between DO/TAN and TN removal rate in reactor |
在单级PN/A工艺中, 部分NH4+-N氧化成NO2--N, 与剩余NH4+-N一起作为厌氧氨氧化的基质, 不出现NO2--N积累, 属于限NO2--N模式[28].颗粒污泥各类物生物对温度的响应不同, 刘文如等[29]也证实温度从20℃降至10℃时, AMX活性下降至运行初期的18%, AOB活性下降至运行初期的53%.各阶段氮素比降解/比积累率如图 3所示, 第Ⅰ阶段初始, q(NH4+-N)和q(TN)较低, q(NO2--N)相对较高, 有NO2--N积累, 在第Ⅱ、Ⅲ阶段, 微生物适应低温后, 没有NO2--N积累现象, 说明温度下降过程, AMX对温度变化敏感, 适应低温的周期较长.
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图 3 反应器运行过程中不同阶段氮素比降解 Fig. 3 Variations in specific nitrogen removal/accumulation rates during the operation |
第Ⅱ阶段前期(52~86 d), q(TN)略有下降的情况下, q(NO3--N)升高, 证实NOB活性提升, 这与图 1(d)中ΔNO3--N/ΔTN比值升高结果相一致.第Ⅱ阶段后期, q(NO3--N)从0.069 mg·(g·d)-1降至0.007 mg·(g·d)-1, 说明淘洗絮体与降低DO/TAN, 可有效抑制系统NOB活性.
第Ⅲ阶段初期, 进水氨氮浓度降至40 mg·L-1, q(NH4+-N)约在0.15 mg·(g·d)-1, q(TN)稳定在0.13 mg·(g·d)-1左右, 说明颗粒污泥中AMX与AOB协同效果良好, NOB得到有效抑制, 这与颗粒污泥密实度也有关.较小的HRT条件下, 进水流速提升, 改进选择压, 水力剪切力也提升, 有利于絮体污泥淘洗和颗粒污泥内微生物的空间分布和协同, 有利于总氮的去除[30].
2.4 适应低基质运行过程中污泥形态及胞外聚合物变化特征接种颗粒污泥颜色呈棕褐色, 平均粒径1.6 mm.在运行不同阶段, 典型污泥的形态如图 4所示.在第Ⅰ、Ⅱ阶段, 颗粒颜色无明显变化, 期间有少量絮体产生.第Ⅲ阶段后期, 颗粒污泥由棕褐色变为棕黄色, 颗粒污泥逐渐变小, 平均粒径范围从1.3~1.6 mm变为0.6~1.2 mm.在这一阶段, q(NH4+-N)和q(TN)稳定, 氨氮去除率和总氮去除率分别稳定在95%和85%, 颗粒粒径分化变小, 并未影响系统脱氮效能.由于适应低浓度氨氮传质后, 颗粒污泥粒径产生分化, 小颗粒具有更大的比表面积, 有利于微生物适应低氨氮浓度传质限制.
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图 4 运行不同阶段污泥形态 Fig. 4 Variations in sludge morphology at different stages |
胞外聚合物(extracellar polymeric substance, EPS)是微生物在生长以及适应变化时分泌的一种黏性物质, 主要由蛋白质(PN)和多糖(PS)等组成[26].微生物自保护和适应环境条件的变化, 群落结构的调整, EPS的组分和总量也会有相应的变化, 影响微生物聚集生长, 从而影响污泥形态结构与降解活性[31, 32].如图 5所示, 第Ⅰ阶段, 颗粒污泥适应低温的过程, 微生物分泌EPS总量呈上升趋势, 达163 mg·g-1.第Ⅱ阶段, 由于进水氨氮浓度下降, DO升高, NOB增殖, 采用淘洗法去除絮体污泥, 体系中EPS从163 mg·g-1降至138.5 mg·g-1, 但微生物适应低温低基质环境, 脱氮效能高效稳定后, EPS总量稳定在158.0 mg·g-1左右.EPS的变化与图 2中TN的比降解速率变化规律基本一致, 说明颗粒污泥活性与EPS呈现正相关, 与Chen等[34]的研究结果相似.第Ⅲ阶段, 颗粒污泥粒径变小, 部分絮体随出水流失, EPS含量维持稳定在135.03 mg·g-1左右.
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图 5 EPS组分含量随运行时间的变化过程 Fig. 5 Variations in the extracellular polymeric substance content throughout the operation |
系统稳定后, EPS总量有所下降, PN/PS的比值稳定在2.5~3.EPS中的蛋白质和多糖所含的氨基和羧基分别带有正电荷和负电荷, 当蛋白质含量高于多糖含量, 就能中和污泥表面的负电荷进而降低污泥絮体间的排斥力, 促进絮体的絮凝, 利于颗粒污泥的形成[33].一般来说好氧污泥的PN/PS在1.5~6左右[34, 35], 本研究在低温低基质环境条件下, 虽然EPS总量下降, 但PN/PS相对稳定, 这也是整个反应器仍有良好脱氮性能的原因.
2.5 系统中微生物群落变化分析微生物群落变化结果如图 6所示.浮霉菌门(Planctomycetes)、绿弯菌门(Chloroflexi)、变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、酸杆菌门(Acidobacteria)占据绝对优势, 丰度达95%.涉及到脱氮功能微生物的浮霉菌门(Planctomycetes)和变形菌门(Proteobacteria)在系统中占主导, 达50%以上, 说明在低温低基质单级脱氮反应器中, 功能微生物富集度高.污泥在适应低基质的过程中, 浮霉菌门(Planctomycetes)和变形菌门(Proteobacteria)总量变化不大, 但浮霉菌门(Planctomycetes)略有下降, 变形菌门(Proteobacteria)略有上升, 与系统内不同形态氮转化相关.Chloroflexi在不同污泥样品中稳定存在, 丰度稳定在23%~25%.Chloroflexi属于厌氧氨氧化系统中常见菌门, 有利于颗粒污泥的形成[36], 易降解有机物为反硝化菌属提供碳源[37].本研究全程无外加碳源, 这类微生物稳定存在, 表明自养脱氮体系在低基质条件下运行, 存在内源消化现象.Bacteroidetes也具有对复杂的有机物有较强的代谢能力[38], 且与反硝化作用和颗粒形成紧密相关[39], 在第Ⅰ阶段末(50 d)和第Ⅱ阶段(113 d)污泥样品中, 拟杆菌门(Bacteroidetes)略有增殖, 也证实与系统内源消化以及硝酸盐积累有关.
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图 6 微生物种群分类(门)的群落组成相对丰度 Fig. 6 Relative percentage of community composition (phylum) of microbial population classification |
为了进一步探明污泥适应低温和低基质过程中微生物种群分布的变化, 对属水平上的优势菌群进行分析如图 7所示.污泥中存在Candidatus_Kuenenia和Candidatus_Brocadia两种厌氧氨氧化菌属, Candidatus_Kuenenia占主导, Candidatus_Brocadia相对丰度稳定在1%左右.与常温运行的接种污泥相比, Candidatus_Kuenenia在适应低温和低基质的过程中丰度略有下降, 最终丰度达27%左右, 仍占有绝对优势, 有利于单级自养脱氮颗粒污泥在低温低基质条件下稳定脱氮.硝化螺菌属(Nitrospira)属于硝化螺旋菌门, 是生物脱氮过程中占主导地位的亚硝酸盐氧化菌(NOB)[40], 在单级自养脱氮工艺中, NOB能否有效被抑制直接影响反应器脱氮性能.接种污泥Nitrospira丰度为0.9%左右, 在第50 d的样品中测得Nitrospira丰度增加近1倍, 并在后续的运行中逐渐下降至0.95%.这与第Ⅰ阶段后期与第Ⅱ阶段初期运行过程中出水硝态氮浓度增加, q(NO3--N)升高的结果相一致.在第Ⅱ阶段后期通过降低DO/TAN至0.041~0.096控制NOB的策略, 在第113 d样品微生物群落分布Nitrospira丰度下降得到验证.在低温低基质自养脱氮污泥微生物体系中, 存在一定数量的反硝化菌, 如Denitratisoma、Terrimonas、Dokdonella和Devosia等, 这些菌属的增长可优化脱氮途径[41, 42].
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图 7 微生物种群分类(属)的群落组成相对丰度 Fig. 7 Relative abundance of community composition (genus) of microbial population classification |
(1) 以室温运行的单级PN/A颗粒污泥为接种污泥, 维持负荷在1.29 kg·(m3·d)-1, 进水氨氮浓度从70 mg·L-1逐级降低至40 mg·L-1, 总氮去除率维持在(85±4)%, 出水TN平均浓度8.9 mg·L-1, 成功获得适应低温低基质的全自养脱氮颗粒污泥.
(2) 全自养脱氮颗粒物在低温条件下适应低浓度氨氮废水处理, 淘洗絮体污泥和控制低DO/TAN值(0.041~0.096)可作为抑制NOB增殖的有效调控策略.在15℃处理40 mg·L-1氨氮废水, DO/TAN维持在0.22~0.25, 运行期内无NOB显著增殖, Nitrospira丰度小于1%, DO/TAN作为调控有显著效果.
(3) 全自养脱氮颗粒污泥在低温低基质条件下运行, 颗粒粒径变小, 颜色由棕红色变为棕黄色.PS总量略有下降, PN/PS的比值稳定在2.5~3.
(4) 污泥中存在Candidatus_Kuenenia和Candidatus_Brocadia两种厌氧氨氧化菌属, Candidatus_K.占主导, 丰度达27%左右.在适应低温和低基质的过程中, 反硝化微生物增殖.
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