溶解氧对CANON颗粒污泥自养脱氮性能的影响

张 姚,韩海成,王伟刚,王晓东,王亚宜 (同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海 200092)

全程自养脱氮(CANON)工艺利用氨氧化细菌(AOB)和厌氧氨氧化细菌(anammox菌)的协同作用,在一个反应器中实现氨氧化成氮气的过程[1].由于AOB和anammox菌均为自养型细菌,因此CANON系统无需外加有机物质,可大幅降低处理成本.同时,与传统硝化反硝化脱氮工艺相比,CANON工艺理论上可节省约 63%曝气量、减少 90%剩余污泥产量,在处理含氮尤其是高氨氮废水时优势显著[2-4].

溶解氧(DO)是控制 CANON工艺高效运行的关键参数.AOB在将氨氮转化为亚硝酸盐氮时需要氧气[5],而anammox菌对氧气较为敏感[6];当DO浓度较高时,在 AOB活性被增强的同时,anammox菌的活性受到抑制,亚硝酸盐出现积累;而当DO浓度较低时,AOB活性受到抑制,氨转化速率下降,anammox菌可能无法获得充足基质,活性也会受到抑制,导致脱氮负荷低[7-9].因此,DO浓度控制是否恰当将直接决定CANON工艺的脱氮效率.

目前,国内外众多学者围绕DO对CANON系统的影响展开研究.李冬等[10]采用 SBR的研究表明,在DO为0～0.5mg/L范围内,CANON系统的活性呈现先升高后下降趋势,DO较高将对系统产生较大冲击且不可逆. Ni等[11]针对SBR絮体污泥系统的研究发现,对于连续曝气的 CANON反应器,溶解氧最适范围为 0.15～ 0.30mg/L,高于或低于此范围均会降低体系脱氮效率.而对于间歇曝气的CANON反应器,在DO浓度为0.30mg/L时,通过设置缺氧段,反应器脱氮效率则可显著提高.Strous等

[12]研究发现,在SBR系统中氧浓度为0.5%～2.0%空气饱和度条件下,anammox菌活性被完全抑制;而当空气饱和度低于 0.5%时,氧对厌氧氨氧化的抑制不明显.张肖静等[13]、Third等[14]分别通过MBR和SBR系统对市政低氨氮废水处理效果时发现,水力停留时间(HRT)的变化能够显著影响好氧速率,进而改变体系内DO浓度.而在氧受限条件下,进水氨浓度必须大于0.12kg N/m3/d才能保证系统中 AOB和 anammox菌菌群的生物量.综上可知,DO浓度的变化不仅影响系统种群结构和功能菌活性,而且还会改变其他指标的控制策略.

然而,由于上述研究的CANON工艺所采用反应器形式不同以及污泥特性等方面的差异,研究者们对于CANON工艺最佳DO浓度并未形成统一认识,因此有必要对DO影响开展深入研究.本文以稳定运行的CANON反应器颗粒污泥为研究对象,通过设定不同曝气速率,监测不同DO浓度条件下的氮素变化,考察AOB和anammox菌的活性,分析DO浓度对CANON运行方式及脱氮效率的影响,从而为CANON工艺的设计和优化控制提供借鉴.

1 材料与方法

1.1 实验装置

采用SBR装置来培养驯化CANON工艺污

泥,反应器由双层有机玻璃制成,内径为 12cm,高25cm,有效体积为 2.4L.在反应器上部安装转子流量计、液位计、在线DO测定仪以及pH值探头监测内部运行参数.实验通过蠕动泵间歇进水,进水量由液位计控制,由电磁阀控制排水.反应器内设循环水浴控制反应器内温度.并以搅拌装置进行泥水混合,搅拌速度为 160～170r/min.装置底部设置曝气砂头进行曝气.

1.2 实验方法

1.2.1 污泥来源与进水配方 研究 DO影响的批次试验在SBR反应器中进行,实验用泥为已运行300d的CANON反应器污泥.污泥参数：MLSS为2244mg/L,MLVSS为1949mg/L.实验用水为人工配制的高氨氮废水,水温通过加热棒控制为30℃.进水配方如下：0.025g/L KH2PO4;0.2g/L MgSO4·7H2O;0.226g/L CaCl2;1mL/L 微量元素液Ⅰ;1mL/L微量元素液Ⅱ.其中,微量元素Ⅰ成分及浓度为：5.0g/L FeSO4·7H2O、5.0g/L EDTA-2Na;微量元素液Ⅱ成分及浓度为：15g/L EDTA·2Na、0.43g/L ZnSO4·7H2O 、 0.24g/L CoCl2·6H2O 、0.99g/L MnCl2·4H2O 、 0.25g/L CuSO4·5H2O 、0.22g/L NaMoO4·2H2O、0.19g/L NiCl2·6H2O、0.014g/L H3BO4、0.21g/L NaSeO4·10H2O、0.05g/L NaWO4·2H2O.

1.2.2 参数设定与实验流程 反应器设置水浴温度为(30±1)℃;pH 值为 7.5±0.1;基质中氨氮浓度为100～150mg/L、亚硝氮浓度为70mg/L.本实验采用同一批污泥先后进行实验.设定曝气量为0,0.1,0.3,0.4,0.6,0.7,0.95,1.3L/min,对应的 DO 浓度分别为0,0.21,0.35,0.46,0.71,1.0,1.4,2.8mg/L.每次实验前先采用无基质的配水将污泥清洗 3遍,然后加入30mL 10g N/L的NH4HCO3浓缩液和30mL 5g N/L的NaNO2浓缩液并用无基质配水将污泥稀释到2.4L.厌氧搅拌30min后,调节曝气量设定一定的DO浓度值,取第一个水样,之后每隔 20min取一个水样,曝气 2～3h沉淀排水,进行下一个DO浓度的实验.

1.3 指标测定及计算方法

用 10mL注射器抽取 10mL污泥混合液经0.45μm过滤后将水样保存在 4℃冰箱中,24h内测定其三氮(氨氮、亚硝氮和硝氮)浓度.其中氨氮采用纳氏试剂分光光度法,亚硝氮采用 N-(1-萘基)乙二胺分光光度法,硝氮采用紫外分光光度法[15].其他指标如pH值、水温、DO浓度等均使用WTW在线监测仪.

根据所测得的结果,对三氮浓度随时间作变化图,选取三氮浓度呈直线变化的点进行拟合,计算直线斜率,获得氨氧化速率(AOR)、亚硝酸盐积累速率(NAR)、亚硝酸盐氧化速率(NOR)和总氮去除速率(TNRR).

AOR包含两个部分,一部分是由于AOB代谢作用将氨氮转化为亚硝氮(式1),用AORAOB表示.另一部分为厌氧氨氧化细菌代谢作用将氨氮和亚硝酸盐氮转化为氮气和一部分硝酸盐(式2),用 AORAnAOB表示.由于反应器进水中无有机碳源,不考虑反硝化细菌的脱氮作用,因此可以认为反应器总氮的去除完全是通过厌氧氨氧化细菌的代谢作用,根据厌氧氨氧化细菌的代谢计量方程式可计算出 AORAnAOB(式 3),进而获得AORAOB(式4).

式中：α = a/2c.

NAR由AOB和anammox菌的相对活性决定,当 AOB代谢产生的亚硝酸盐大于 anammox菌消耗的亚硝酸盐时,NAR＞0,亚硝酸盐积累.当AOB代谢产生的亚硝酸盐小于anammox菌消耗的亚硝酸盐时,NAR＜0,亚硝酸盐消耗.由于本试验过程中,基质中投加了亚硝酸盐,所以可以出现NAR＜0的情况.实际运行的CANON系统仅以氨氮作为基质,NAR≥0.

TNRR为亚硝酸盐充足前提下,不同 DO浓度下系统的总氮去除速率.由于本次试验污泥培养过程中进水基质均为无机物质,所以反硝化细菌含量很少且对 TN去除影响较小,总氮去除基本上由厌氧氨氧化反应完成,因此总氮去除速率可以表示厌氧氨氧化反应速率,进而表征厌氧氨氧化细菌的活性.在实际CANON工艺运行过程中,由于进水中仅含有氨氮,当NAR＜0时,受亚硝酸盐浓度的限制,总氮去除速率要小于本试验条件下的数值.而当 NAR＞0时,为防止亚硝酸盐对水体中生物的毒害作用,并保证良好的沉淀效果,必须保证出水亚硝酸盐等于 0,所以 CANON工艺必须设置缺氧段,利用厌氧氨氧化菌将亚硝酸盐转化为氮气.为反映实际运行过程中系统的最佳总氮去除速率,提出了理论总氮去除速率(TNRRtheo).其表示在不投加亚硝酸盐且保证出水亚硝酸盐浓度为 0mg/L时总氮的最大去除速率,计算公式如下：

式中：β = b/2c.

2 结果与讨论

2.1 CANON母反应器污泥形态及微生物群落分析

厌氧氨氧化菌易形成颗粒[3,16],同时本实验CANON反应器运行过程采用了沉淀时间控制(20min).因此,经过 300多 d的培养驯化后,CANON反应器中主要以颗粒污泥为主,絮体污泥较少.如图1a所示,CANON污泥颗粒形态并不规则,颗粒中心颜色呈现深红色,边缘颜色较浅为黄褐色,可能为AOB层.湿式筛分法分析发现, CANON颗粒粒径多在1mm以下,平均粒径为0.7mm,且大于1mm的颗粒较少(占14%,如图1b).大颗粒多呈现黄褐色,内部为空心结构,推测是因为颗粒粒径太大不利于厌氧氨氧化产生氮气排出,从而造成内部空心结构并最终破碎[17],因此颗粒粒径在1mm以下为宜,颗粒结构紧密,传质效果较好,污泥具有良好的沉淀效果和反应活性.

对污泥样品进行宏基因组16S rDNA测序,分析其微生物群落结构[17-18],结果如图2所示.从门分类水平上看,污泥样品中主要菌门为浮霉菌门(Planctomycetes)、绿弯菌门(Chloroflexi)、变形菌门(Proteobacteria)、绿菌门(Chlorobi),分别占总菌群的30.6%、27.93%、22.76%、5.02%.在浮霉菌门中主要为厌氧氨氧化细菌,其中Candidatus Jettenia相对丰度占96%,Candidatus Kuenenia和Candidatus Brocadia相对丰度分别占0.4%和1%.Chloroflexi是一种常见的丝状菌,在以无机合成废水为进水的厌氧氨氧化反应器中,其主要通过降解死亡微生物的细胞有机成分谋求生存[19],可能在污泥颗粒的形成及结构的维持中具有重要作用[20].Proteobacteria是污水处理过程中主要的微生物种群,AOB和部分NOB均属于该门[21-22],其中属于 AOB的Nitrosomonas占该门微生物的40%,其次是具有反硝化功能的 Denitratisoma,占比 32%,在该门中未检测到 NOB.Chlorobi是一类光合细菌,在无机培养系统中可通过光合作用生存[23-24].污泥样品中也检测出少量的 NOB,属于硝化螺菌门(Nitrospira),占微生物种群的 0.06%.从属分类水平上看,污泥样品中主要种群为 Candidatus Jettenia (29.52%)、Anaerolineaceae_uncultured(22.88%)、Nitrosomonas(9.2%)和 Denitratisoma(7.17%).主要功能菌 Candidatus Jettenia和Nitrosomonas具有较高的丰度.

图1 CANON反应器内颗粒污泥形态及粒径统计Fig.1 Morphology and size of the granular sludge in CANON reactor

图2 CANON污泥样品在2种分类水平上的分布Fig.2 Pie chart of the bacterial flora distribution at two classification levels

2.2 不同DO浓度下氮素转化

如图3a所示,在DO浓度为0mg/L时,反应器中仅发生了厌氧氨氧化反应,氨氮、亚硝氮、总氮浓度随时间逐渐下降,硝酸盐浓度逐渐上升;在前60min,亚硝酸盐浓度充足,大于20mg/L,氮素转化速率与反应器中基质浓度无关,为零级反应.DO浓度为0.21～1.0mg/L时,反应器中既有厌氧氨氧化反应,又有 AOB参与的好氧氨氧化反应,由于基质充足,DO 恒定,所以氮素转化速率基本保持不变,两个反应过程均为零级反应.当DO浓度为1.4,2.8mg/L时,总氮和硝酸盐浓度变化很小,呈水平直线趋势,氨氮基本上完全转化为亚硝酸盐氮,同时NOB活性很小,也可忽略,所以在系统中可以只考虑 AOB和anammox菌的活性.

表1中数据显示,对于氨氮浓度,回归系数都在 0.997以上.对于亚硝氮浓度,除了 DO 为0.46mg/L时回归系数为0.709以外(此时亚硝酸盐积累量基本等于消耗量,变化很小),其他几个批次回归系数都在 0.995以上.对于硝氮浓度,回归系数均在0.95以上;表明三氮随时间呈线性变化.由于随DO浓度的上升,TNRR逐渐降低,且当DO浓度大于 1mg/L时,厌氧氨氧化反应基本停止,所以TNRR回归系数逐渐降低.

图3 不同DO浓度下CANON污泥的氮素浓度变化Fig.3 Variations of nitrogen compounds at different DO levels

表1 不同DO浓度下氮素变化拟合方程及回归系数Table 1 Fitting equation of nitrogen compounds and relevant coefficient at different DO levels

2.3 不同DO值对AOB和Anammox菌活性影响

2.3.1 AOB活性影响 图4a显示了总氨氧化速率(AOR)和AOB参与的氨氧化速率(AORAOB)随DO浓度的变化情况.随着DO浓度从0逐渐增加到1mg/L时,AORAOB逐渐上升,AORAnAOB逐渐下降,AOB对 AOR的贡献率(AORAOB/AOB)逐渐由0%上升到94%,两者综合作用导致AOR呈现先上升后下降趋势.同时,在 DO 浓度小于1mg/L时,AOR明显大于AORAOB,此时总氨氧化速率由AOB和anammox菌的活性共同决定.而当DO浓度大于1mg/L时,anammox菌对AOR的贡献率极低(＜3%),主要由AOB来转化氨氮,且此时DO对AOB已经接近饱和,故随DO浓度升高AOR变化不大.

为计算该CANON系统中DO浓度对AOB的影响,DO对 AOB的影响符合莫诺方程,对1/AORAOB和1/DO进行拟合,结果如图4b所示.R2为 0.979,p=1.55×10-5＜0.05,显著相关.根据拟合直线的截距和斜率,求得AOB对DO的半饱和常数K为0.77mg/L.而文献报道AOB的溶解氧半饱和常数介于 0.2～0.5mg/L[25-29],推测是由于本试验CANON污泥多以颗粒形态存在,对 DO传质存在一定阻力,因而在表观上降低了AOB对DO的亲和能力.

2.3.2 anammox菌活性影响 从图5a可以看出,当 DO浓度小于 0.46mg/L时,TNRR下降缓慢,说明该浓度条件下的DO对anammox菌影响较小;当DO浓度大于0.46mg/L时,随DO浓度的上升,TNRR迅速下降;而当DO浓度大于1.0mg/L时,TNRR值降至DO为0mg/L时TNRR的7.3%左右,anammox菌基本失活.该现象表明,对于CANON颗粒污泥, AOB主要生长于污泥颗粒表面和絮体污泥中,厌氧氨氧化细菌位于颗粒污泥的内部,当 DO浓度较低时,DO在向颗粒内部扩散的过程中,AOB消耗大部分DO,从而使颗粒内部的anammox菌处于缺氧状态,保证了脱氮活性.而当DO浓度大于1mg/L时,DO向颗粒内部的扩散速度大于其消耗速率,从而使anammox菌完全失活[30-31].Vazquez-Padin等[32]研究表明,DO 从液相主体向颗粒表面传递过程存在一个100 μm的边界层,在此边界层内DO浓度迅速降低,液相主体浓度为1.8mg/L时,颗粒表面DO浓度仅为0.7mg/L.

图4 不同DO值对AOB活性影响Fig.4 Effects of different DO values on AOB activity

为衡量 DO浓度对 CANON系统中anammox菌的抑制效果,引入 DO半抑制常数KDO,采用式8对1/TNRR和DO进行拟合,结果如图5b所示(仅对DO小于1.0mg/L的5个点进行拟合).

图5 不同DO值对anammox菌活性影响Fig.5 Effects of different DO values on anammox bacteria activity

对式(7)两边同时求倒数得：

根据拟合直线的截距获得 TNRRmax,再根据拟合曲线的斜率,计算获得KDO为0.27mg/L.值得注意的是,本试验获得的 KDO代表的是表观常数,并非反映DO对anammox菌代谢方式的影响,它实际表征DO向CANON颗粒污泥扩散的难易程度.当 DO浓度为 0.27mg/L时,DO可穿透颗粒污泥表层,使 50%的厌氧氨氧化菌失活.由图5a可知,即使 DO浓度为 0.46mg/L时,TNRR仍为 0mg/L时的 67%,拟合所得的KDO明显偏小.并且拟合所得的R2也只有0.702,P=0.048,在 0.05水平上显著相关.说明anammox菌的活性不仅受氧气的影响,还受其他复杂因素的限制.

Nielsen 等[33]和 Vázquez-Padín 等[3]各自结合荧光原位杂交和微电极两种技术探究CANON颗粒污泥形态特征,结果表明,CANON颗粒污泥存在明显的分层现象,即颗粒外围以AOB为主,而anammox菌主要集中在颗粒内部.由于系统内颗粒污泥的粒径分布较广,且当颗粒粒径较小时,DO扩散到颗粒内部的可能性越大.因此推测,DO对anammox菌的活性抑制还与污泥颗粒粒径有关：颗粒粒径越大,氧气越不易进入颗粒内部,anammox菌的活性越高.颗粒粒径越小,氧气进入颗粒内部的可能性越大,即anammox菌受氧的抑制越明显,因此活性有可能越低.这些研究结果表明,需要根据CANON颗粒污泥粒径来控制恰当的DO浓度.

2.4 不同DO值对系统脱氮性能的影响

根据表1线性拟合结果,经单位换算后获得了不同DO浓度水平下的AOR、NAR、NOR和TNRR,并根据AOB和anammox菌氨氧化反应和厌氧氨氧化反应的计量方程式计算出 AORAOB和TNRRtheo,计算结果如表2所示.

表2 不同DO浓度下氮素转化速率Table 2 Nitrogen conversion rates at different DO levels

图6 DO变化对系统脱氮性能影响Fig.6 Effect of different DO concentrations on nitrogen removal performance

由图6可知,TNRR随着DO值的增大而逐渐降低.AORAOB和NAR均随着DO浓度增加而增加;当 DO 值足够高时(约大于 1.4mg/L),AORAOB和 NAR近似相等,此时AORAnAOB趋近于零,即亚硝酸盐未消耗,厌氧氨氧化反应不再进行.综合考虑NAR、TNRR和 AORAOB,可将 DO浓度对系统脱氮性能的影响分为 3个阶段,不同阶段DO对CANON工艺的影响作用不同.

第I阶段,DO＜0.46mg/L.NAR小于0,即短程硝化产生的亚硝酸盐均被用于厌氧氨氧化,此时亚硝酸盐无积累.TNRRtheo随DO浓度迅速上升,与AORAOB呈正比.在该范围内,DO浓度较低,可被CANON颗粒污泥外层的AOB迅速消耗,仅有少量厌氧氨氧化菌受到 DO的抑制,TNRR下降缓慢,AOB转化氨氮生成的亚硝酸盐可被anammox菌完全转化为氮气和硝酸盐.在该阶段,由于亚硝酸盐产生速率小于亚硝酸盐消耗速率,所以反应器可维持较低亚硝酸盐浓度,可采用连续曝气的运行方式,实现总氮完全在曝气阶段去除.

第II阶段,DO=0.46～1.0mg/L.理论总氮去除速率有所下降.在该范围内, DO迅速向CANON颗粒污泥内部扩散,TNRR迅速下降,当DO浓度为1.0mg/L时,TNRR仅为0mg/L时的7.3%,说明DO可穿透大部分 CANON颗粒,导致大部分anammox菌失活;而AORAOB则继续上升,亚硝酸盐产生速率大于亚硝酸盐消耗速率,NAR＞0.此时,为保证出水亚硝酸盐浓度为 0,必须采用间歇曝气的方式,在缺氧段将积累的亚硝酸盐消耗.

第III阶段,DO＞1mg/L,理论总氮去除速率基本不变.此时,DO可完全扩散至颗粒污泥内部,anammox菌基本失去活性,TNRR趋近于 0;DO对 AOB来说已接近饱和,不再是氨氧化的限制性因素,所以AORAOB上升缓慢.此时,为保证出水亚硝酸盐为 0mg/L,必须采用间歇曝气的方式运行CANON反应器,总氮全部在缺氧阶段去除.

综上,在本实验条件下, DO浓度与CANON工艺的运行方式密切相关.当 DO 浓度为 0～0.46mg/L时,CANON工艺可实现连续曝气,CANON系统的脱氮速率随DO浓度的提高而提高;当DO浓度为0.46～1.0mg/L时,CANON工艺必须采取间歇曝气的运行方式,CANON脱氮速率随 DO浓度的提高而下降;当 DO浓度大于1.0mg/L时,CANON系统脱氮速率基本保持不变.CANON系统的脱氮速率在DO为0.46mg/L时达到最大值,最大值为50.88mg N/(L·h);如果反应器每天运行 4个周期,每个周期运行时间 6h,反应时间按 5h计算,反应器容积脱氮负荷可达1.02kg N/(m3·d),污 泥 负 荷 为 0.45kg N/(kg MVSS·d).

3 结论

3.1 本研究条件下的CANON系统,污泥多以颗粒污泥形式存在,粒径多集中在0～1mm之间.16S rDNA高通量测序结果表明,Candidatus_Jettenia约占细菌总数的 29.52%,Nitrosomonas和Nitrospira分别占细菌总数的9.2%和0.06%.氨氧化和厌氧氨氧化过程保持良好,硝化反应得到有效控制.

3.2 CANON工艺中,DO对AOB的影响符合莫诺方程,AOB溶解氧半饱和常数为 0.77mg/L.anammox菌的活性除了受 DO影响外,还与CANON污泥颗粒粒径及结构有关. 在DO浓度低于某一临界值时,厌氧氨氧化菌活性下降缓慢;高于某一临界值时,厌氧氨氧化菌活性迅速下降;临界值的大小取决于粒径大小及颗粒外部 AOB层的厚度.

3.3 当DO浓度在0.46mg/L左右时,CANON系统脱氮性能最高,可达 50.88kg N/(L·h).DO 浓度低于 0.46mg/L时,CANON系统脱氮性能随着DO浓度增高而增强,此时可采用连续曝气的方式运行CANON反应器.DO值大于0.46mg/L时,anammox菌活性受到严重抑制,脱氮性能持续降低,必须采用间歇曝气的方式运行反应器.CANON工艺最高设计污泥负荷为0.45kg N/(kg MLVSS·d).

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