2017, Vol. 38
在传统污水处理中，对含氮污染物的去除主要通过硝化反硝化技术，但存在需要外加碳源、耗能多等诸多弊端，而短程硝化反硝化具有可节省25%的曝气能[1]、减少40%的有机碳源、降低剩余污泥等[2]优势，更为重要的一点是，如果短程硝化与厌氧氨氧化 (anaerobic ammonium oxidation，ANAMMOX) 工艺结合，将更具有优势，短程硝化为ANAMMOX反应提供反应基质——NO2--N，后续ANAMMOX菌以NO2--N为电子受体，与NH4+-N一起转化为氮气，实现自养脱氮.目前，全世界已经建立超过100座应用该工艺的污水处理厂[3]，短程硝化的应用越来越广泛.
实现短程硝化的方法有控制温度[4]、溶解氧[5](dissolved oxygen，DO)、游离氨[6](free ammonia，FA) 等.其中控制FA是重要的一种方法，许多短程硝化研究通过控制FA实现[7]，其原理是利用FA对氨氧化细菌 (ammonia-oxidizing bacteria，AOB) 和亚硝酸盐氧化菌 (nitrite-oxidizing bacteria，NOB) 的抑制浓度不同[8]，且NOB更为敏感[9]的特点，在启动初期，控制FA实现短程硝化非常有效，但由于NOB会逐渐对FA产生适应性而最终导致短程硝化失效[10].很少有学者研究短程硝化失效后，尤其在生物膜反应器中，失效后尝试恢复短程硝化的过程.即，当NOB适应高浓度的FA，尝试再次建立短程硝化并稳定的过程，这对于短程硝化的稳定实现、以及后续可能的厌氧氨氧化工艺段具有重要意义，没有稳定的短程硝化，也就无法稳定运行后续的厌氧氨氧化.
1 材料与方法 1.1 试验装置反应器由有机玻璃制成，有效容积为5.90 L，内部装有改性聚乙烯填料，填料为圆柱形，圆柱内部有支撑，侧边沿不同径向伸展许多尾翅用于增加填料的比表面积，直径约10 mm，高度约8 mm，密度约为0.96 g ·cm-3.废水由反应器底部进入，由上部出水口排出，试验装置如图 1所示.曝气量通过转子流量计控制.反应器内的温度通过水浴调节，恒温加热棒控制水温，使反应器温度在30℃±1℃.反应器内pH控制在7.80~8.12之间.
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1.原水水箱；2.进水泵；3.空气泵；4.恒温加热棒；5.改性聚乙烯填料 图 1 反应器试验装置及工艺流程示意 Fig. 1 Experimental apparatus and process scheme |
试验用水采用人工配水，配水由自来水中添加适量的NH4Cl、NaHCO3与KH2PO4配置而成.进水中没有额外添加有机物，即试验用水为无机高氨氮废水.水箱没有密封，大气中氧气会不断溶解到原水中，造成原水中的部分NH4+-N被氧化成NO2--N，进水在一个配水周期内，NO2--N浓度会逐渐攀升，最高可到10 mg ·L-1；自来水本身含有的NO3--N是原水中NO3--N的主要来源.原水水质的主要指标如表 1所示.
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表 1 反应器的原水水质 Table 1 Water quality of influent for reactor/mg ·L-1 |
1.3 分析项目及检测方法
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：pHTestr30型pH计；溶解氧：Multi350i型溶解氧仪；TN按下式计算：TN＝(NH4+-N)+(NO2--N)+(NO3--N)；温度：水银温度计；FA通过式 (1)[11]计算；亚硝酸化率 (nitrite accumulation rate, NAR) 通过式 (2)[12]计算.
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(1) |
式中，[NH4+-N]表示NH4+-N浓度 (mg ·L-1)，T表示温度 (℃).
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(2) |
式中，ΔNO2--N表示出水NO2--N浓度与进水NO2--N浓度之差，ΔNO3--N表示出水NO3--N浓度与进水NO3--N浓度之差.
1.4 试验方法反应器接种污泥来自于本实验室内SBR反应器的普通活性污泥.为了研究短程硝化恢复过程，首先采用调整大曝气量的方式，控制DO在5.0 mg ·L-1以上，破坏原有短程硝化至本试验开始时，短程硝化几乎被完全破坏，NAR仅为13%.此后，通过控制FA、DO、温度和曝气方式等尝试重新建立短程硝化.
根据进水NH4+-N浓度将试验过程分为3个阶段：第1阶段 (1~214 d)，进水NH4+-N浓度在200 mg ·L-1左右；第2阶段 (215~406 d)，进水NH4+-N浓度在300 mg ·L-1左右；第3阶段 (407~468 d)，进水NH4+-N浓度在400 mg ·L-1左右.
2 结果与讨论试验运行过程中的进水流量与曝气量如图 2所示，NH4+-N与FA、NO2--N与NAR、NO3--N、TN的变化分别如图 3~6所示.
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图 2 反应器各阶段进水流量和曝气量的变化 Fig. 2 Variations of influent inflow and aeration rate in reactor |
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图 3 反应器NH4+-N浓度、去除率及FA的变化 Fig. 3 Variations of NH4+-N, ammonium removal efficiency and FA in reactor |
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图 4 反应器NO2--N浓度及第1阶段NAR的变化 Fig. 4 Variations of NO2--N in reactor and NAR in the first stage |
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图 5 反应器NO3--N浓度的变化 Fig. 5 Variations of NO3--N in reactor |
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图 6 反应器TN浓度及去除率的变化 Fig. 6 Variations of TN and removal efficiency in reactor |
反应器在第1阶段运行初期 (1~84 d)，控制DO在0.5mg ·L-1以下，温度维持在30℃，FA在1.5 mg ·L-1以上，最高可达到7.77mg ·L-1，在这种情况下非常容易建立短程硝化[13]. FA对NOB和AOB的抑制浓度分别为0.1~1.0 mg ·L-1和10~150 mg ·L-1，当FA达到6 mg ·L-1时几乎可完全抑制NOB的生长[14]，此时的FA浓度远远高过NOB的抑制浓度.如图 3所示，在这个过程中，为保证较高FA浓度，NH4+-N去除率基本控制在50%以下，但NAR一直比较低，都在50%以下，如图 4所示.出水NO2--N仍然没有显著积累，说明NOB已经对高浓度的FA产生了适应性. 78~84 d，NAR甚至为0.
此外，在此过程中，DO控制在0.5mg ·L-1以下，温度在30℃. Laanbroek等[15]和杨学志等[16]的研究表明，低DO (0.2~0.5 mg ·L-1) 下AOB对DO的亲和力较NOB强；Hellinga等[17]发现短程硝化的适宜温度为30~35℃.但是，在诸多有利条件下，始终没有再次建立短程硝化.可能的原因是，由于采用生物膜，附着在填料上的NOB不能被及时淘洗出，且由于NOB对FA产生了适应性及其他环境因素，造成短程硝化无法恢复.
85d，尝试采用间歇曝气方式来实现短程硝化，在连续流反应器中是连续进气14 h，停止10 h，持续3 d.通过图 4可以发现，出水NO2--N出现明显积累，NAR达到6.8%，至87 d时，NAR达到24.5%，这表明间歇曝气对于短程硝化有正面影响，此后，恢复为连续曝气状态，但NAR也在一直波动，并在随后接近为0，为了进一步验证这一规律，在142 d时，再次改为间歇曝气，停止曝气时间8 h，果然又出现了NO2--N积累的情况，NAR达到26.4%，可见，在其他常规条件恢复短程硝化失效的情况下，采用间歇曝气是一个有效的方法.
间歇曝气有效的原因可能有二：其一，缺氧环境下AOB和NOB的活性均受到抑制，氨氧化过程受阻，而一旦恢复曝气，经历长期“饥饿”的AOB可以更多地利用氨产能大量增殖，而NOB不能很快恢复活性[18]；停曝还会使系统中出现厌氧环境，这种低溶解氧的条件也有利于AOB对基质的竞争[19]，并且曝停时间比越小越有利于抑制NOB的生长[20].其二，这个过程也有可能导致FA的进一步升高，间歇曝气后，FA浓度大幅度增加至5.02 mg ·L-1，尽管NOB对于一定浓度的FA抑制产生了适应性，但是高浓度的FA还是可能对于NOB产生选择性抑制[21]. Zhang等[22]研究表明在高NH4+-N浓度 (200 mg ·L-1) 下NOB活性明显抑制；委燕等[23]发现在添加高浓度NO2--N (340 mg ·L-1) 时，NOB活性降低了83.57%；Wang等[24]通过人为向CANON系统中添加NH2OH, 实现NOB的抑制，另外，有的研究者发现通过添加NO或者N2H4能够降低NOB的生长速率.间歇曝气的方式抑制NOB与上述几种方式相比具有优越性：其一，控制曝气方式不受进水水质的影响；其二，间歇曝气非常容易操作，无论实验室还是实际应用中都容易实现[25].经过一段时间的正常运行，从图 5可以看出出水NO3--N浓度逐渐下降，而NAR也逐渐上升，表明NOB在生物膜系统中逐渐丧失优势.
需要说明的是，NAR在179 d达到40.8%后，又继续下降，如图 4所示.从图 6可以看出，142 d以后TN去除率也小幅度提高，由于本试验采用无机高NH4+-N废水，反硝化作用和微生物生长繁殖去除总氮有限，据此推测该反应器可能存在厌氧氨氧化脱氮效果. ANAMMOX菌的作用，导致NAR已经不能代表真正的亚硝酸化 (关于这一点，将在2.4节进一步阐述)，因此，NAR在图 4中，只给出了第1阶段数据.事实上，在生物膜系统中，在NH4+-N和NO2--N同时存在，且无有机碳源，而生物膜内部存在厌氧条件，为ANAMMOX菌生长提供了必要条件.
2.2 第2阶段将进水NH4+-N浓度提高到约300 mg ·L-1，NH4+-N去除率先降低后升高，从80.96%下降到41.22%，大约10 d后又升高到70%左右，此后，NH4+-N去除率有所波动，但在本试验中，并未刻意追求较高NH4+-N去除率，造成了相对较高的FA浓度，由于微生物对较高浓度的FA产生较强适应性，所以并未对反应器的性能造成影响，到295 d时，出水NH4+-N浓度降到较低水平，NH4+-N去除率约在80%以上.从图 3~5可以看出，提高进水负荷后，NH4+-N去除率很快恢复原来的水平，NO2--N没有过多积累，进一步推断AOB和ANAMMOX菌在其中起了较大的作用；出水NO3--N浓度略有升高，这与生物膜中还存在少量NOB有关，并且在其中生存下来的NOB对FA有了更强的适应性[26]，所以在NH4+-N浓度改变时，其作用效果比较明显，使得NO3--N浓度略有上升，如图 5所示；NO2--N和NO3--N出水浓度也逐渐降低，TN去除率逐渐升高，从31.10%提高到78.83%，并最终趋于稳定，TN去除率在75%左右.此时，该反应器已经具有了显著的厌氧氨氧化特征.
为了进一步验证该生物膜反应器的脱氮性能，在311 d时，将进水负荷增加一倍，从图 3和图 6可以看出，由于进水负荷的加大，去除基质的总量是一定的，所以出水NH4+-N和TN浓度上升，NH4+-N和TN去除率明显下降，但是如图 4和图 5出水NO2--N和NO3--N浓度并没有波动，TN去除负荷[0.68 kg ·(m3 ·d)-1]也没有下降.由此可见，在增大进水负荷后，反应器并没有受到太大影响，并且很快适应，NH4+-N去除率达到70%以上，TN去除率也恢复到60%以上，去除负荷稳步提高，TN去除负荷最高达到1.06 kg ·(m3 ·d)-1.
2.3 第3阶段进一步提高进水NH4+-N浓度在400mg ·L-1后，由图 3和图 6可以看出，这一阶段提高NH4+-N浓度后反应器变化和第二阶段明显不同，第二阶段改变进水NH4+-N浓度后，NH4+-N和TN去除率都出现较大波动，经过短期的适应恢复并有所提高.但是此次改变却没有引起较大波动，这是由于此时达到较多生物量，如图 7所示，填料内部已经充满了红色的生物膜，这是ANAMMOX的典型特征之一[27].
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图 7 填料挂膜前后的变化 Fig. 7 Variations of carriers outwards before and after fixation of biofilm |
在鉴别反应器中是否存在ANAMMOX现象时，通常在厌氧条件下以NO2--N与NH4+-N同比例去除为标志[式 (3)]，但在CANON反应器中，由于存在好氧条件，NO2--N来源于NH4+-N的氧化，不仅ΔNO2--N无从知晓，ΔNH4+-N也反映了AOB与ANAMMOX菌共同作用的结果.因此，判定CANON反应器中是否存在ANAMMOX现象，也不宜采用ΔNO2--N/ΔNH4+-N为衡量指标.但是，通过式 (3) 可以发现，ΔNO3--N/ΔTN应该趋于一个定值，其理论稳定值可通过ANAMMOX的理论反应方程[式 (3)]计算得出，即ΔNO3--N/ΔTN＝026/(1.02×2)≈0.127[28]，这是CANON反应器中判定ANAMMOX反应存在的又一特征.由图 8可以看出，反应器在第1阶段 (1~214 d)ΔNO3--N/ΔTN变化非常大，经历了先升高后降低的过程，并逐渐在第1阶段后期，逐渐稳定，但TN去除率与TN去除负荷有限；至第2、3阶段时，TN去除负荷也逐渐上升，而ΔNO3--N/ΔTN更加稳定，均低于理论值0.127，结合ANAMMOX的红色特征，可确认反应器存在ANAMMOX细菌，即短程硝化工艺已经转化为CANON工艺.
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(3) |
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图 8 ΔNO3--N/ΔTN及去除负荷的变化 Fig. 8 Variations of ΔNO3--N/ΔTN and removal load |
在运行到450 d时，加大进水量，使其进水负荷增加原来的一半左右，从图 3~6看来，出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N浓度均未出现大的波动.面对较强的负荷冲击并没有对其造成影响，并且在较短时间去除负荷增加一倍 (图 8).这是由于改性聚乙烯填料覆盖了较厚生物膜，内层能够保持厌氧环境，ANAMMOX菌占有优势，即使后期提高曝气量也不会对其产生较大影响.虽然TN去除率还是维持在50%~60%，但是其去除负荷大大提高，TN去除率达到64.03%，去除负荷高达2.52 kg ·(m3 ·d)-1，此值大于许多同行的研究结果[29, 30]，由此看出该生物膜反应器已经具有较高总氮去除负荷和较强的抗冲击能力.
2.4 短程硝化分析在独立的短程硝化反应器中，通常采用NAR来表述亚硝酸化水平，如2.1节所示.但随着反应器的运行，短程硝化逐渐转变为CANON反应后，NAR无法继续使用.一方面，产生的NO2--N会迅速为ANAMMOX菌所利用；另一方面，还会产生少部分NO3--N.当CANON反应器中的短程硝化被破坏，NO2--N会被进一步氧化成NO3--N，使ΔNO3--N增加，而ΔTN会因为NO2--N减少而减少，ΔNO3--N/ΔTN会增加，反之亦然.因此，ΔNO3--N/ΔTN是否趋于稳定，趋于或小于0.127，也可作为CANON工艺中短程硝化是否稳定的一个指示指标.当然，在实际的CANON反应器中，可能会由于部分NO3--N参与内源反硝化而导致ΔNO3--N/ΔTN稍微偏低.
第1阶段，在ΔNO3--N/ΔTN相对较低，但其中的TN损失主要源于硝化反硝化，且此值在前80 d平均为1.03，依然远大于0.127，短程硝化并不稳定.此后，短程硝化更加不稳定，在109 d时，ΔNO3--N/ΔTN高达39.68，短程硝化完全失效，此后，此值开始逐渐下降；第2阶段，在215 d，ΔNO3--N/ΔTN为0.93，此后，该值在波动中继续下降，至405 d，该值进一步降低至0.11，低于0.127，显示此时，短程硝化已经趋于稳定；至第3阶段，ΔNO3--N/ΔTN比值在0.10左右，显示反应器中的短程硝化在这个过程中非常稳定.
本反应器能够恢复建立短程硝化并最终稳定的原因，一方面，在于通过调控间歇曝气，开始逐步恢复短程硝化性能，另一方面，在生物膜系统中，内部存在厌氧条件，适宜的NO2--N与NH4+-N存在为ANAMMOX菌是生长准备了适宜的条件，随着ANAMMOX菌的逐渐生长，ANAMMOX菌开始强化与NOB对于NO2--N的竞争，形成了对NO2--N “疏”而不是“堵”的积累策略[31]，导致了短程硝化工艺的恢复与最终稳定.
3 结论(1) 在NOB对于FA的抑制产生适应性后，控制DO在0.5mg ·L-1以下，温度在30℃，FA在1.5mg ·L-1，仍然没有恢复短程硝化，间歇曝气是恢复短程硝化的有效手段.
(2) 生物膜短程硝化经过长时间运行，为ANAMMOX菌提供必要的基质和生存条件，发生厌氧氨氧化作用，其结果朝着CANON的方向转化，这最终帮助实现了非常稳定的短程硝化.
(3) 本反应器经过间歇曝气后，运行256 d，在温度30℃±1℃，pH为7.96，DO为3.87的条件下，以改性聚乙烯为填料的CANON生物膜反应器的TN去除负荷最高达2.52kg ·(m3 ·d)-1.
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