侧流FNA处理的CANON工艺恢复策略及脱氮路径

任志强,李 冬*,张 杰,2 (.北京工业大学水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室,北京 0024；2.哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,黑龙江 哈尔滨 50090)

全程自养脱氮(CANON)工艺是城市废水生物脱氮的替代方案,与传统硝化反硝化工艺相比具有无需外加碳源,污泥产量低,可节约 60%曝气量等优点[1-2].目前,该工艺已被成功的应用于污泥消化液、垃圾渗滤液、粪便沼液等富氨废水的处理.亚硝酸盐氧化菌(NOB)是硝化过程的关键参与者,抑制 NOB活性对CANON工艺的稳定运行至关重要[3-4].多种方式可抑制NOB来启动或恢复部分亚硝化,如控制曝气时间[5]、底物梯度[6-7]、降低溶解氧浓度[8]、高温[9]、高游离氨浓度[10]和高游离亚硝酸(FNA)浓度[11-12]、缩短污泥停留时间[13]等.目前已有大量实验研究了FNA对NOB的影响[11-12,14-15],FNA在抑制NOB活性的同时,对氨氧化菌(AOB)活性也产生了抑制,导致 CANON工艺无法稳定运行,因此有必要探究 FNA处理后合适的恢复策略.Wang等[16]采用FNA彻底抑制 AOB和 NOB,然后选择性地恢复AOB 来恢复短程硝化/厌氧氨氧化(PN/A)的短程硝化,使用 1.5mg/L的溶解氧(DO)来恢复短程硝化取得成功.但AOB活性的恢复时间长达55d,且恢复过程中影响了后续厌氧氨氧化菌的活性,持续的长时间曝气造成了能源浪费,55d的恢复时间在实际应用中也难以实现.Li等[17]在序批示反应器(SBR)中先利用较短的曝气时间和10d的污泥停留时间同时消除AOB和NOB,然后控制曝气时间逐渐延长曝气以选择性富集AOB,最终实现了快速部分亚硝化.但该策略并不适用于厌氧氨氧化菌(AnAOB)、AOB、NOB共存的体系.

将侧流 FNA处理后的污泥直接灌回原反应器进行恢复,若曝气强度过低,AOB活性恢复缓慢,曝气强度过高虽然能够加快AOB活性的恢复,但处于同一污泥体系内的AnAOB活性又可能受到DO的抑制,不利于厌氧氨氧化(Anammox)过程,且为系统内未排出的含NOB污泥提供了有利生存条件,造成NOB增殖[18].为了避免以上不利因素,本研究采取了非原位高曝气恢复活性受抑制后的 AOB.实验采用SBR反应器探究不同恢复方式对CANON系统长期运行的影响,及典型周期相关功能菌活性的变化,以期寻求有效的 CANON 工艺恢复策略,实现CANON工艺的长期稳定运行.

1 材料与方法

1.1 接种污泥

接种污泥为实验室运行的CANON反应器(R0)中颗粒-絮体污泥.在此之前,由于R0内NOB异常增殖导致出水恶化,因此进行了处理:R0停止搅拌1min后排出反应器顶部有效容积 1/4处的污泥,并将排出的污泥在厌氧罐内用0.6mg/L 的FNA处理12h,将处理后的污泥洗去表面残余亚硝酸盐和 R0内未排出的污泥用作本实验的接种污泥.此前的实验表明:1min的沉降时间能够有效将 AnAOB附着的颗粒污泥留在反应器内并保持活性,排出污泥中AnAOB、AOB、NOB活性分别为R0反应器的15.79%、54.55%和68.63%,而排出的污泥FNA处理后 AOB、NOB活性受到抑制,分别为处理前的38.71%、12.5%.

1.2 实验用水

采用人工配水,在进水桶中添加 NH4Cl提供80mg/L的 NH4+-N,投加 NaHCO3提供无机碳源及维持 pH 值为7.0～8.0.MgSO4·7H2O 25mg/L,K2HPO420mg/L,CaCl2·2H2O 8mg/L,微量元素浓缩液Ⅰ和Ⅱ为1mg/L.Ⅰ的组成(g/L):EDTA 5,FeSO45;Ⅱ的组成(g/L):EDTA 15,H3BO40.014, MnCl2·4H2O 0.99,CuSO4·5H2O 0.25,ZnSO4·7H2O 0.43, NaSeO4·10H2O 0.21,NaMoO4·2H2O 0.22,CoC12·6H2O 0.24,NiCl2·6H2O 0.19.

1.3 实验装置

实验采用3个由有机玻璃制成的SBR反应器,分别命名为R1、R2和R3,有效容积均为3L,每周期运行 6h,包括 10min进水,320min反应,20min沉淀,5min排水,其余时间闲置.采用机械搅拌,反应器底部安装曝气盘,使用加热带控制反应器运行温度在(30±1)℃.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70%.

1.4 运行方法

R0反应器排出的顶部有效容积 1/4污泥经0.6mg/L的FNA侧流处理12h后,平均分成3份,3份处理后的污泥分别命名为r1、r2、r3.其中r1使用反应器外部恢复策略(非原位恢复):将 r1洗净后置于SBR反应器内,配置NH4+-N 80mg/L,并连续曝气,使DO＞0.70mg/L,SBR每天运行2个周期,恢复5d.R0反应器内未排出的剩余污泥平均分成 3份,分别置于SBR反应器R1、R2、R3中.R1、R2、R3运行方式与 R0反应器相同,采用同一进水桶进水.污泥 r1高曝气恢复5d后将r1灌回 R1,在此期间(1～5d)R1内由于主要是 AnAOB,仅有少量的 AOB,因此降低反应器内曝气量(曝气:停曝=30min:90min, DO=0.1±0.05mg/L),污泥r1灌回R1后(6～53d),R1采取曝气:停曝=30min:90min,DO=(0.35±0.05)mg/L的曝气方式.而污泥r2、r3在FNA处理后,洗净,分别立即灌入R2、R3,运行策略与R0反应器相同,其中R2采用曝气方式与 R0反应器相同(曝气:停曝=30min:90min,DO=(0.35±0.05)mg/L),R3采用高曝气恢复策略(曝气 :停 曝 =60min:60min,DO=(0.70±0.05)mg/L),当NH4+-N 去除效果逐渐恢复时降低至(0.35±0.05)mg/L.即 R1、R2、R3恢复方式分别为非原位高曝气,原位低曝气和原位高曝气.

1.5 分析方法

NH4+-N采用纳氏试剂光度法测定;NO2--N 采用 N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定;NO3--N采用紫外分光光度法; pH值、DO和温度测定使用便携式WTW pH/Oxi 340i 测定仪测定.

FNA处理结束后进行AOB和NOB活性的测定.分别加入(50±0.5)mg/L 的 NH4+-N、NO2--N,每30min取一次样,测量NH4+-N、NO2--N和NO3--N.AOB、NOB活性分别采用比氨氧化速率(SAOR)和比硝氮生成速率(SNOR)来表征,以 FNA 浓度为0mg/L为对照组,其余各组SAOR、SNPR以对照组的比值来表示AOB、NOB活性.

2 结果与讨论

2.1 不同恢复策略的脱氮性能

由图1(a)可知,R1在1～5d由于采取非原位恢复方式,系统内短暂的污泥流失导致出水NH4+-N较高,达到 42mg/L左右.此时 R1内保留的大部分为Anammox颗粒污泥,仅有少量的 AOB、NOB留在系统内,由于进水只配有NH4+-N,AnAOB缺少足够的底物进行Anammox反应,仅存的少量AOB也无法提供充足的NO2--N供AnAOB使用,导致NH4+-N去除率仅有50%左右.在第5d,将非原位高曝气恢复的污泥重新灌回了 R1,经过短暂的适应后出水NH4+-N显著下降,随着污泥性能的恢复,在第19d出水中几乎检测不到 NH4+-N,去除效果良好.并且在第19～55d,R1系统脱氮效果保持稳定,出水NH4+-N几乎为0,出水中的NO3--N维持在9mg/L左右.由图1(b)可见 ,实验期间ΔNO3--N/ΔNH4+-N 维持在0.11～0.12,接近 CANON 反应方程式理论比值0.11[19],此阶段反应主要为短程硝化-厌氧氨氧化反应,是 NH4+-N 的主要去除途径,采取非原位高曝气(DO＞0.70mg/L)恢复方式的R1经过19d重新建立了稳定的CANON工艺.

图1 运行期间R1,R2,R3氮素及特征值变化Fig.1 R1, R2, R3 nitrogen and eigenvalue changes during operation

R2、R3采用的策略是侧流FNA处理后原位恢复.为了避免高浓度DO对AnAOB的不利影响,R2采取了低曝气方式,即 DO=0.35mg/L,曝气:停曝=30min:90min的低曝气恢复策略.在初始阶段,由于大量 AOB跟随絮体污泥排出,经过 FNA处理后AOB活性同样受到抑制,活性仅为处理前的38.71%,因此,虽然R2内并没有像R1那样的污泥流失,但R2的出水 NH4+-N始终要高于R1,在恢复的前 60d,R2的 NH4+-N去除率平稳增加,但斜率明显小于 R1,因此原位低曝气对 AOB活性恢复较非原位高曝气的恢复效果差.虽然 R2的 NH4+-N去除效果经过 60d恢复成功,但R2出水NO3--N从开始至第87d实验结束有上升的趋势,而ΔNO3--N/ΔNH4+-N 从实验初期的0.12升高到了0.15.R1、R2采取了相同的曝气方式, 但R2的比值高于R1,分析原因是R1在非原位恢复期间(1～5d),以AnAOB颗粒污泥为主的r1采用很低的DO,系统内DO极低,由于AOB氧饱和常数高于NOB,AOB对DO的亲和力更大[20],系统内的DO被AOB消耗,NOB由于无法获取足够的DO逐渐被淘汰,导致R1出水中NO3--N明显低于R2.有证据表明[21],NOB一旦消除到最低水平,就很难在短时间内重新富集,这是本研究采用非原位高曝气恢复策略能够在长时间保持出水NO3--N稳定的主要原因.

R3为了快速恢复AOB的活性,采用原位高曝气(DO=0.70mg/L,曝气:停曝=60min:60min)恢复方式,该策略虽然有利于恢复AOB活性,但同时也对严格厌氧的AnAOB产生了不利影响.结果是虽然R3的出水NH4+-N在同一时间相比R2要低,但在第5d以后R3出水NH4+-N要高于R1,因为R1中AnAOB并没有受到DO影响.R3出水NH4+-N从47d开始降至 0mg/L并保持稳定,采用原位高曝气恢复的方式的R3比采用原位低曝气恢复方式的R2早13d.与此同时,较高的曝气量提供了充足的 DO,促进了系统内 NOB的活性,导致出水 NO3--N高于 R1、R2,ΔNO3--N/ΔNH4+-N从稳定后的0.12升高到0.19,高于R2运行结束前的最高值0.15,R3中NOB活性再次得到激活导致CANON恢复的失败.

随着 R1的运行,虽然出水 NH4+-N几乎为0mg/L,但 53d开始, 出水 NO3--N开始升高,在随后的几天始终处于增加的趋势,在此期间ΔNO3--N/ΔNH4+-N从0.11增长到0.13,说明此时反应器内的主要反应不仅有 CANON反应,还有全程硝化反应,威胁到了CANON的稳定运行,因此在第67d再一次排出R1内的絮状污泥进行侧流FNA处理:R1停止搅拌1min后排出了反应器顶部有效容积1/4处的污泥,并将排出的污泥在厌氧罐内用 0.6mg/L 的 FNA处理 12h ,将处理后的污泥洗去表面残余亚硝酸盐,采用非原位高曝气的恢复策略运行 5d后重新灌回R1,在随后的运行中 NH4+-N、NO3--N的变化趋势与第一次处理后的恢复过程相似,ΔNO3--N/ΔNH4+-N再次稳定在0.11左右.

以上分析表明,FNA侧流处理后CANON工艺的重新建立与恢复的策略有很大的关系.相比采用原位高曝气和原位低曝气恢复,非原位高曝气更适合颗粒-絮体复合污泥系统,能够有效快速恢复AOB活性,且有利于淘汰剩余NOB,保持AnAOB不受影响.在长期的运行中发现,FNA处理后的CANON系统在稳定运行一定的时间后,NOB会再次发生增殖的现象.研究表明[22-23],尽管 FNA 对NOB的抑制阈值范围比AOB低大约1个数量级,但NOB能够适应不利环境.Park等[24]研究表明,通过FNA抑制进行的部分亚硝化是可逆的或暂时的,NO2--N积累可能在 12～20d后恶化,并且在利用低DO控制过程中,AOB并不总是具有绝对的氧气竞争优势,因为NOB 属Nitrospira被证明能够适应持续的低DO环境,最终导致NOB群落转向内部物种结构,即具有更高的DO亲和力[25].仅依靠DO的调控无法有效长期抑制NOB,此时就需要FNA再次对絮体污泥进行处理.在传统的 CANON工艺中依靠DO的控制能够达到良好的NOB抑制效果,一旦NOB发生增殖,如有研究[26]在城市污水管道中就发现了大量的NOB,这些NOB就会随城市污水一同进入污水厂,引发系统中NOB的复苏,破坏CANON工艺稳定性,单独利用 DO调控可能无法达到良好的效果,此时就需要定期进行侧流FNA处理,形成DO调控+FNA处理的双抑制.

2.2 反应器典型周期参数变化

反应器内pH值、DO含量的变化与功能菌活性和系统脱氮性能有密切的联系[27].CANON反应会产生H+造成pH值下降.选取R1、R2、R3恢复过程中第15d和R1稳定运行的第45d4个典型周期进行研究.

由图2可见,4个运行周期的pH值变化均有一个共同点,在好氧段 pH值降低后进入厌氧段,DO被消耗,pH 值发生反弹升高,出现“氨谷”,该参数可以表征AOB与NOB的竞争关系确定最佳曝气参数[28].

图2 典型周期氮素、pH和DO变化Fig.2 Typical periodic nitrogen, pH and DO changes

在恢复阶段,R1、R2、R3在典型周期初期 pH值下降幅度较大,随着反应进行,下降幅度较初期平缓.第 1次曝气时 pH 值分别下降了 0.53、0.24、0.27,pH值下降的幅度反映了好氧段 AOB的活性,在好氧条件下,AOB以O2为电子受体,将NH4+-N氧化为NO2--N,同时消耗碱度并产生H+造成pH值降低.3组反应器恢复阶段R1内的AOB活性最高,虽然R3中DO浓度高,但是AOB的活性恢复仍没有R1快,而R2由于曝气强度小,导致AOB活性最低.在周期内第2个曝气阶段pH值均发生下降,且下降幅度 R1＞R3＞R2,分别为0.42、0.21、0.17,下降幅度均较第 1次曝气幅度小,由于此时 NH4+-N被消耗,底物浓度降低,AOB没有充足的底物供应,AOB活性降低,pH值下降幅度减小.

典型周期内第 1个厌氧段 pH值分别升高了0.22、0.15、0.13.AnAOB在厌氧条件下以 NO2--N为电子受体氧化NH4+-N消耗H+,使pH值升高,pH值的变化反应了AnAOB活性,R1中AnAOB活性最高,R2中AnAOB理论上活性应该和R1中AnAOB相同,但由于R2中AOB活性尚未完全恢复,导致供给厌氧段的NO2--N较R1少,AnAOB无法获得充足底物,活性低于 R1.根据图2(a)、(b),第 1个厌氧段R1、R2分别产生了15.28,14.09mg/L的NO2--N,R1在前1个好氧段积累NO2--N比 R2要多.由于 R3采取的原位高曝气策略恢复AOB活性,虽然在好氧段 AOB有较高的活性,并且提供了充足的 NO2--N供厌氧段反应,但较高的 DO浓度抑制了严格厌氧的AnAOB活性,使R3中AnAOB活性低于R2.

R1稳定阶段,经过19d的运行,AOB活性恢复到最佳水平.在第一个曝气段pH下降幅度由第15d的0.53升高到了0.64,是第15d的1.21倍,说明AOB活性得到了良好的恢复.而厌氧段的pH值升高不明显,从15d的0.22升高到35d的0.25,AnAOB活性并未发生明显变化,侧面反映了实验中采用水力筛分絮状污泥策略能够有效将大部分AnAOB留在反应器内,不受FNA处理的影响,同时也反映了非原位高曝气恢复策略对颗粒-絮体混合污泥系统的重新建立是合适的.

在整个反应周期内,R1、R2、R3恢复阶段(第15d)pH 值下降分别为0.84(8.06～7.22),0.2(8.13～7.93),0.37(8.09～7.72),而 R1稳定阶段(45d)pH 值下降了1.08(8.06～6.98).CANON反应生成H+使pH下降,pH 降低幅度越大,整个反应进行的越完全,恢复阶段非原位高曝气恢复策略的R1下降幅度最大,而采用原位高曝气恢复的R3次之,原位低曝气恢复策略下降幅度最小.

分析表明,非原位高曝气恢复策略能够有效恢复AOB活性.不但能够使AOB活性快速恢复,还能避免较高的曝气强度对AnAOB的抑制.

2.3 脱氮路径及功能菌活性

为探究不同恢复方式下系统内氮素反应路径,对R1、R2、R3恢复阶段(第15d)和R1稳定阶段(第45d)典型周期脱氮路径进行分析,结果如表1所示.

表1 典型周期内曝气段/停曝段氮素变化Table 1 Change of nitrogen in aerobic /anaerobic during a typical cycle

由表1可知,R1、R2、R3恢复周期内NH4+-N在曝气段的消耗总量分别是43.08,23.35,41.64mg/L,R1、R3分别是是R2的1.84,1.78倍,说明非原位高曝气和原位高曝气对 AOB活性的恢复都有良好的效果,但采用原位低曝气策略 AOB活性恢复较慢.停曝期间,R1、R2的 NH4+-N 消耗量接近,分别为27.84,26.86mg/L,但 R3消耗量明显低于 R1、R2,较高的曝气强度抑制了一部分 AnAOB活性导致NH4+-N停曝期间消耗量减少,与停曝期间pH值变化规律相符.高曝气虽然有助于 AOB活性的恢复,但抑制了 AnAOB活性,综合以上考虑,非原位高曝气恢复 AOB活性对整体反应是有利的.停曝期间,R1、R2、R3的NO3--N生成量与NH4+-N消耗量比值分别为0.265,0.257,0.265,均接近 Anammox理论比值0.26.即此时发生的Anammox是在厌氧条件下利用上一阶段曝气产生的NO2--N发生的交替亚硝化/厌氧氨氧化(ANA)[29].

曝气阶段 3个反应器积累的 NO2--N均小于NH4+-N消耗量,根据亚硝化过程反应方程式NH4+-N消耗量:NO2--N积累量应为1:1,分析原因是由于颗粒污泥内存在 DO浓度梯度,在颗粒污泥内部核心区域形成厌氧区,使曝气阶段内部仍然发生Anammox反应.造成NO2--N积累量小于消耗量,此时系统中存在着同时亚硝化/厌氧氨氧化(SNA)脱氮路径,曝气过程NO2--N积累量与NH4+-N消耗量差值可间接反映SNA脱氮路径所占比重[29].脱氮路径计算方法如下:对R1反应器,曝气阶段NO2--N积累量为36.76mg/L,由于亚硝化过程NH4+-N:NO2--N应为1:1,因此消耗 NH4+-N量也应为36.76mg/L,而实验所得的NH4+-N消耗量为43.08mg/L,多余部分消耗的NH4+-N即为SNA路径消耗.此时SNA路径所占比例为8.91%,其余部分为ANA路径消耗.由表2可知,3个反应器主要的脱氮路径均是ANA.在R3中SNA脱氮路径占比最大,推测原因是高曝气强度抑制了AnAOB活性,导致缺氧段活性不能及时恢复影响ANA路径脱氮占比,而高曝气强度对颗粒内部Anammox影响较小,增加了 SNA路径的脱氮贡献.因此Anammox颗粒污泥抵抗一定浓度的DO具有独特的优势.R1、R2中SNA,ANA脱氮占比接近.第45d时R1中SNA脱氮路径占比由第15d的8.91%增加到了19.39%,但此时系统的脱氮性能提高了,从86.49%升高到100%,两个脱氮路径的共同贡献提高了总脱氮率.

表2 脱氮路径比例Table 2 Denitrification pathway ratio

ΔNO3--N/ΔNH4+-N 值反应系统内的主要脱氮路径,恢复阶段R1值为0.118,接近CANON反应器理论比值0.11,说明恢复阶段R1中CANON工艺已经建立,NOB得到有效抑制,并且非原位高曝气恢复策略并未引起R1中NOB活性恢复.而R2、R3分别为0.140、0.151,大于0.11,R2曝气策略与R1相同,但却发生了完全硝化反应,分析原因是,水力筛分絮状污泥虽然会筛分大部分NOB,但仍有部分NOB未排出反应器.留在反应器内的NOB在适宜生存条件下会大量增殖,破坏CANON工艺,而R1在FNA侧流处理后采用反应器外部单独恢复的策略,此时反应器内降低了运行期间DO浓度, NOB在低DO状态下处于劣势,无法与AOB竞争DO,逐渐被淘汰,而R2使用原位恢复策略,为NOB创造了适宜DO环境,造成比值高于 R1.虽然 R3中 AOB活性快速恢复,但也抑制了AnAOB活性,同时还为NOB增殖创造了有利条件,造成比值远高于理论比值,为CANON重新建立造成了困难.

运行到第45d典型周期R1曝气阶段NH4+-N消耗量较恢复阶段(15d)相比由 43.08mg/L升高到52.88mg/L,AOB活性恢复到最佳水平,但此时停曝阶段 NH4+-N消耗量仅升高了 0.32mg/L,因此,在颗粒-絮体复合污泥CANON系统中,采用水力筛分絮状污泥进行侧流 FNA处理的策略可以有效将AnAOB留在反应器内保留其活性不受影响.ΔNO3--N/ΔNH4+-N的值从15d的0.118升高到45d的 0.124,比值略有升高,说明在运行一段时间后NOB活性会恢复,在2.1节R1的长期运行中观察到了这个现象,表明仅靠 DO控制无法长期有效抑制NOB活性,需要定期结合侧流 FNA处理形成对NOB的双抑制.

3 结论

3.1 侧流FNA处理后的颗粒-絮体CANON工艺污泥恢复过程中,采用非原位高曝气恢复策略虽然会短暂造成出水NH4+-N升高,但有利于NOB淘洗.

3.2 侧流FNA处理后采用非原位高曝气恢复策略重新建立稳定的CANON工艺在长期运行的过程中会再次出现NOB增殖的现象,需要定期水力筛分排出絮状污泥处理抑制 NOB的增殖,达到 DO控制+侧流FNA处理的双抑制.

3.3 在恢复阶段,非原位高曝气恢复策略能够有效恢复AOB活性.不但能够使AOB活性快速恢复,还能避免较高的曝气强度对 AnAOB产生不利影响.利用该策略成功重新建立了颗粒-絮体混合污泥CANON工艺.