发展于20世纪90年代末的全程自养脱氮工艺(completely autotrophic nitrogen removal over nitrite, CANON)被认为是一种经济、高效的脱氮工艺, 具有大幅节约曝气、无需外加碳源、工艺流程简短且污泥产量少等诸多优势^[1-3]。但在实际运行过程中, 亚硝酸盐氧化菌(NOB)的生长会导致厌氧氨氧化反应缺乏基质, 以及总氮去除率下降等问题, 因此, CANON工艺的稳定运行需要抑制NOB的活性。CANON工艺目前主要应用于处理高氨氮污水, 包括垃圾渗滤液、污泥硝化液和压滤液、养殖废水、发酵废水等^[4]。应用CANON工艺处理低氨氮质量浓度、含有有机物、成分复杂的生活污水存在巨大挑战。生活污水中携带的异养菌和NOB大量增殖会影响CANON工艺的稳定性。

在之前的研究中^[5], 采用水力筛分间歇饥饿CANON工艺的运行方式, 有效地抑制了NOB的活性, 实现了CANON工艺处理低氨氮污水的稳定运行。水力筛分间歇饥饿是指首先通过不同粒径沉降速率的差异, 将部分絮状污泥排出主流反应器外, 之后对其进行饥饿操作, 抑制其中NOB菌的活性, 最后将这部分絮状污泥再回流至主流反应器, 周期性操作以实现CANON工艺的稳定运行。但在上述研究中, 反应器进水采用了人工配水, 而实际生活污水成分复杂, 水质情况波动大, 这是人工配水无法准确模拟的, 因此, 要实现CANON工艺在实际生活污水处理工程中的应用仍需进一步研究。

李波茵等^[6]研究了饥饿对两级SBR反应器内活性污泥的影响, 指出异养菌在DO较高的环境中, 新陈代谢较强, 随着营养基质的消耗降低, 异养菌很快进入内源呼吸期。同时, AOB的衰减速率对DO质量浓度也具有依赖性, 较高的DO质量浓度导致AOB的快速衰减。

综上, 在CANON工艺中运用间歇饥饿策略, 最佳的饥饿条件是厌氧饥饿, 此时AOB的衰减速率最低, NOB无法生长。不过丝状菌和异养菌对于好氧饥饿有更强的敏感性, 同时会产生DO质量浓度的大幅度提高, 带来ANAMMOX活性降低、NOB和丝状菌繁殖等问题。基于此, 针对实际生活污水, 提出水力筛分好氧/缺氧强化间歇饥饿的方式运行反应器, 首先探究好氧间歇饥饿期间硝化细菌活性衰减情况。之后根据批次实验的结果, 设定合理的运行参数。R1和R2反应器所排出的絮状污泥在间歇饥饿阶段分别采用1∶ 1和2∶ 1两种曝停比, 探究好氧/缺氧交替强化间歇饥饿CANON工艺处理实际生活污水的稳定性, 以期为CANON工艺的工程化应用提供参考。

1 实验 1.1 接种污泥和实验用水

反应器接种污泥取自实验室稳定运行的CANON反应器, 平均体积粒径为573 μm, 初始污泥质量浓度为2 143 mg/L。实验采用实际生活污水, 取自北京某住宅小区, 具体水质情况如表 1所示。

1.2 实验装置

本研究在连续动态实验中采用SBR反应器, 反应器由有机玻璃制成, 有效容积为2.0 L, 反应器壁的垂直方向每隔5 cm设置一个取样口, 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70%。

在间歇饥饿阶段, 反应器排出的污泥储存在好氧瓶中进行饥饿操作, 好氧瓶由玻璃制成, 有效容积500 mL, 内置曝气盘可进行微孔曝气。

1.3 运行参数

本实验分为两个阶段, 反应器运行温度为28~31 ℃。SBR反应器采用间歇梯度的曝气方式, 曝气速率为30 mL/min。

实验开始时, 将反应器进水从人工配水变更为实际生活污水, S1阶段为适应期, 反应器不进行周期性间歇饥饿。同时, 在这一阶段进行批次实验, 探究好氧饥饿对于AOB和NOB活性的影响。

在S2阶段, 开始进行周期性间歇饥饿操作, 每一个饥饿周期首先进行水力筛分, 反应器停止搅拌和曝气, 静置沉淀并计时, 之后从SBR反应器的出水口排出絮状污泥, 洗涤后放置于好氧瓶中, R1和R2所排出的絮状污泥在间歇饥饿阶段分别采用1∶ 1和2∶ 1两种曝停时间比, 置于室温下进行间歇饥饿。此时SBR反应器仍保持运行状态。在饥饿期结束后, 将排出的这部分污泥回流至SBR反应器, 进行活性恢复。各阶段具体天数及运行情况如表 2所示。

1.4 常规指标分析

本实验中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、DO及温度采用便携式WTWpH/Oxi 340i测定仪测定；胞外聚合物(EPS)中多糖(PS)采用蒽酮硫酸法测定, 蛋白质(PN)采用lowry法测定, 腐殖酸采用修正的lowry法测定；颗粒污泥的粒径分布采用激光粒度仪(Malvern Mastersizer2000)测定；混合液悬浮固体质量浓度(MLSS)和挥发性悬浮固体质量浓度(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。

1.5 功能菌活性分析

在批次试验中, 比氨氧化速率(specific ammonia nitrogen oxidation rate, R_SAO)和比亚硝酸盐氧化速率(specific nitrite oxidation rate, R_SNO)的测定方法参照文献^[7], 配水组分见表 3, 每个样品设置3个平行样。

硝化细菌活性采用指数函数进行拟合, 式(1)为衰减速率拟合方程^[8], 式(2)为活性恢复拟合方程^[9]。

$ b=\frac{\ln \left(\frac{R_{0}}{R_{\mathrm{t}}}\right)}{t_{\mathrm{d}}} $

(1)

$ r=\frac{\ln \left(\frac{F_{0}}{F_{\mathrm{t}}}\right)}{t_{\mathrm{d}}} $

(2)

式中：b为活性衰减速率, d^-1; r为活性恢复速率, d^-1; R₀和R_t分别为饥饿前后的底物消耗速率, mg/(g · min); F₀和F_t则分别为恢复前后的底物消耗速率, mg/(g · min); t_d为饥饿和活性恢复的时间, d。

1.6 脱氮路径分析

在CANON工艺处理实际生活污水的过程中, 对系统的脱氮路径进行探究。参考Li等^[10]提出的分析方法, 式(3)~(5)为根据氮守恒得到的计算公式, 式(6)和(7)分别为CANON途径和异养反硝化(HDB)途径对于总氮去除的贡献率。

$ \begin{aligned} \Delta \rho\left(\mathrm{NH}_{4}^{+}\right)=& {\left[\frac{i_{\mathrm{NBM}}-i_{\mathrm{NXI}} \times f_{\mathrm{I}}}{\left(1-f_{\mathrm{I}}\right) / 2.86} m\left(\mathrm{NO}_{3, \mathrm{HDB}}^{-}\right)-\right.} \\ &\left.m\left(\mathrm{NH}_{4, \mathrm{CANON}}^{+}\right)-\frac{i_{\mathrm{NBM}}}{1 / Y_{\mathrm{NOR}}} m\left(\mathrm{NO}_{2, \mathrm{NOB}}^{-}\right)\right] / V \end{aligned} $

(3)

$ \Delta \rho\left(\mathrm{NO}_{2}^{-}\right)=-m\left(\mathrm{NO}_{2, \mathrm{NOB}}^{-}\right) / V $

(4)

$ \begin{aligned} \Delta \rho\left(\mathrm{NO}_{3}^{-}\right)=& {\left[-m\left(\mathrm{NO}_{3, \mathrm{HDB}}^{-}\right)+\right.} \\ &\left.0.11 m\left(\mathrm{NH}_{4, \text { CANON }}^{+}\right)+m\left(\mathrm{NO}_{2, \text { NOв }}^{-}\right)\right] / V \end{aligned} $

(5)

$ C_{\mathrm{CANON}}=\frac{0.88 m\left(\mathrm{NH}_{4, \mathrm{CANON}}^{+}\right)}{m(\mathrm{TN})} \times 100 \% $

(6)

$ C_{\mathrm{HDB}}=\frac{m\left(\mathrm{NO}_{3, \mathrm{HDB}}^{-}\right)}{m(\mathrm{TN})} \times 100 \% $

(7)

式中：m(NH_{4, CANON}⁺)和m(NO_{3, HDB}^-)分别为CANON对NH₄⁺-N的消耗量(mg)和HDB对NO₃^--N的消耗量, mg；C_CANON和C_HDB为CANON和HDB途径对于总氮去除的贡献率；i_NBM为生物质(以COD计)的氮质量分数, 取0.07 g/g；i_NXI为X_I(以COD计)的氮质量分数, 取0.02 g/g；f_I为X_I的生物量(以COD计)衰减质量分数, 取0.1 g/g；Y_NOB为单位氮NOB的产量系数(以COD计), 0.041 g/g；X_I指惰性生物质^[11]。

2 结果与分析 2.1 好氧间歇饥饿对功能菌活性的影响

在前期的研究中^[12], 曾探究了水力筛分之后的絮状污泥经历缺氧间歇饥饿时AOB和NOB活性衰减的差异。在本研究中, 反应器中进水从人工配水变更为实际生活污水, Duan等^[13]指出, 生活污水中含有的NOB随着进水持续进入反应器中, 破坏了NOB的抑制作用, 因此, 面对实际生活污水的处理, 需要强化间歇饥饿对于NOB的抑制作用, S1阶段进行批次实验, 探究了硝化细菌在好氧间歇饥饿下的活性衰减速率。

在实验第1天时, 对于CANON反应器进行水力筛分, 将1.5 min沉降时间后的排泥放置于好氧瓶中进行好氧饥饿, 控制曝气量为30 mL/min, 持续曝气, 每日测定AOB和NOB的底物降解速率随饥饿时长的变化, 并进行函数拟合, 同时计算衰减速率。图 1为好氧饥饿过程中硝化细菌活性的衰减变化。在饥饿之前, 絮状污泥中AOB和NOB的底物降解速率分别为0.126和0.406 g/(g·d), 相比人工配水阶段, 絮状污泥中的AOB活性较为相似, 但NOB活性远高于采用人工配水培养阶段, 生活污水的引入导致系统中的NOB增多。

饥饿1 d后, NOB的底物降解速率就下降到了0.207 g/(g·d), 为饥饿前的50.94%, 仅通过1 d的时间就使NOB活性衰减至原先的一半, 此时的衰减速率达(0.674±0.009) d^-1, 远大于之前研究中测定的厌氧饥饿时的活性衰减速率(0.185±0.012) d^-1。而AOB在饥饿1 d时仍保留着相比饥饿前82.78%的活性, 表现出良好的抵抗外界环境变化的能力。饥饿4 d时, AOB的活性基本衰减至饥饿前的50%, 而NOB仅为25.33%。饥饿第5天时, AOB和NOB的底物降解速率分别达0.047和0.081 g/(g·d), NOB活性仅为饥饿前的19.97%。

表 4为好氧间歇饥饿阶段AOB和NOB的活性衰减速率, 可以看出, 就整个饥饿阶段而言, NOB的衰减速率呈现明显的先快后慢趋势, 在第1天时, NOB的活性衰减速率最大, 随后逐渐减小, 第3天后趋于稳定, 第3~5天的平均衰减速率为0.335 d^-1, 而AOB基本保持稳定, 在整个饥饿阶段的平均衰减速率为0.180 d^-1。郝晓地等^[14]指出, 在好氧饥饿状态下NOB衰减速率远大于AOB衰减速率, 特别是在衰减开始的初期, 本研究观察到的现象与之类似。

2.2 脱氮性能分析

反应器接种的污泥来自实验室采用人工配水稳定运行的CANON反应器, 实验开始时, 将反应器进水直接改变为生活污水, 相比氨氮质量浓度为80 mg/L的人工配水, 实际生活污水的氨氮质量浓度更低, 含有有机碳源, 成分复杂且浓度呈现波动状态。

图 2为反应器运行过程中进出水氮素质量浓度, 图 3为两个反应器的脱氮性能, 可以看出, 两个反应器在S1阶段均出现脱氮性能下降的情况, R1和R2反应器在S1阶段的平均氨氮去除率分别为56.94%和57.31%, 平均总氮去除率分别为30.11%和28.98%。

S1阶段批次实验的结果表明, 在好氧间歇饥饿期间, AOB和NOB的活性衰减率都较大, Munz等^[15]也指出, 随着氧气浓度的增加, AOB的衰减也会增加, 这对于CANON系统是不利的。有研究探究了在不同DO条件下AOB的活性衰减率^[16], 发现在完全有氧的条件下AOB衰减率最高, 完全缺氧的条件下AOB衰减率最低, 而好氧/缺氧条件下AOB的衰减率介于两者之间。另有研究指出^[17], AOB的饱食饥饿特性使其能够经受溶解氧周期性的变化, 逐渐成为优势菌群。因此, 从维持AOB活性以及节约曝气成本的角度, 在S2阶段采用水力筛分和好氧/缺氧交替强化间歇饥饿的方式运行反应器, 设置饥饿3 d和恢复3 d为一个周期, R1和R2反应器所排出的絮状污泥在间歇饥饿阶段曝气流量均为30 mL/min, 分别设置曝停比为1∶ 1和2∶ 1。

S2阶段, 开始周期性水力筛分好氧/缺氧交替间歇饥饿的运行, 两个反应器脱氮性能均有所好转, 出水硝氮和氨氮质量浓度呈现波动下降, 在经历了4次间歇饥饿之后(第32天), R1和R2反应器的出水氨氮质量浓度分别为11.29和8.82 mg/L, 相比S1阶段, 有了显著的降低。随着反应的进行, 两个反应器的脱氮性能均呈现上升趋势, 最终, R1和R2反应器的氨氮去除率分别稳定在87.78%和94.14%, 总氮去除率则分别为75.59%和82.07%, R2反应器的脱氮效果更好一些, 可见, 在间歇饥饿期间采用较长的好氧时间更有利于抑制NOB的活性, 有助于反应器整体性能的提升。

2.3 脱氮路径分析

实际生活污水中含有有机碳源, 同时系统采用间歇曝气的模式运行, 在非曝气阶段就为反硝化菌参与反应提供了可能, 因此, 在这一阶段通过实验探究反应器中氮去除路径。相比Lan等^[18]提出的SNAD模型, Li等^[10]给出的计算公式考虑了NOB对NO₂^--N的消耗, 更加符合实际情况。实验对于不同时期R1和R2反应器中的氮去除途径进行了分析, 结果如表 5所示。

第10天时, R1和R2通过自养脱氮途径去除的氮占总氮去除率的比例分别为54.83%和58.12%, 另外分别有11.49%和12.25%的氮通过反硝化途径被去除, 可以看出, 此时自养脱氮贡献率较低, 而反硝化途径的贡献率较高。何永平^[19]指出, 生活污水的加入引入了大量的好氧异养菌, 抑制了AOB的活性, 使脱氮效率下降, 影响自养系统脱氮性能的稳定性。所以, 在采用CANON工艺处理生活污水时, 不仅需要抑制NOB的活性, 还需要抑制异养菌和反硝化菌的生长繁殖, 才能维持CANON工艺的稳定运行。随着水力筛好氧/缺氧交替间歇饥饿的运行, 第26天时, R1和R2反应器的自养脱氮贡献率分别达到了65.63%和79.92%, 而反硝化贡献率下降到了4.21%和3.60%, 反应器中NOB和反硝化菌的活性得到了抑制, R2反应器的自养脱氮贡献率高于R1, 而反硝化途径贡献率小于R1, 说明在间歇饥饿阶段较长的好氧饥饿时间, 也有利于反硝化菌等异养菌活性的抑制。实验进行到第50天时, 两个反应器的自养脱氮贡献率均超过80%, 而反硝化途径的贡献率小于1%, 说明此时反应器中脱氮路径主体为CANON反应。

2.4 污泥粒径及形态分析

在CANON工艺处理生活污水运行期间, 对污泥的粒径进行了测定, 图 4为R1和R2反应器中CANON污泥的体积平均粒径变化。实验初期, R1和R2反应器接种来自同一个反应器稳定运行的CANON污泥, 此时R1和R2的体积平均粒径分别为570和576 μm, 两者基本相同。随着反应的进行, 污泥粒径呈现上升趋势, 此时, 由于实际生活污水比人工配水营养物质更丰富, 相比人工配水培养的污泥, 该阶段CANON污泥的粒径有一定程度的增长。有研究^[20]指出, 由于生活污水中含有有机物, 异养菌包括反硝化菌会大量增殖, 另外, 生活污水中大量的悬浮物也会吸附于颗粒表面, 使粒径变大。第40天时, 污泥粒径最大, 随后基本保持稳定。

就整个实验阶段来看, R1反应器中的污泥粒径增长略大于R2反应器, 原因为水力筛分好氧/缺氧交替间歇饥饿仅对于排出反应器的絮状污泥进行饥饿, 粒径较大的颗粒污泥仍留存在反应器中。R1和R2反应器在正常运行时的参数设置一致, 因此, 两个反应器中的颗粒污泥生长情况类似, 没有明显的差别。但R2反应器在好氧/缺氧交替间歇饥饿阶段有着更长的曝气时间, 好氧瓶中的上升气流对絮状污泥产生了水力剪切力, 使絮状污泥破碎, 粒径降低, 当这部分絮状污泥回流至R2反应器时, 相比R1反应器, 整体的体积平均粒径就有所降低。

在处理实际生活污水阶段, 通过显微镜观察反应器中污泥的形态, 图 5为两个反应器中CANON污泥的显微镜照片, 其中, 图 5(a)为取自R1反应器的颗粒污泥, 图 5(b)为取自R2反应器的颗粒污泥。在实验期间, CANON反应器为絮状污泥和颗粒污泥的混合系统, 有研究指出^[21], 综合应用具有不同结构形式的污泥有利于不同功能细菌之间的协调, 同时可以提高系统的氮去除率。Hubaux等^[22]也称絮状污泥和颗粒污泥的混合系统相比颗粒污泥系统更常见, 而且即使是占比较少的絮状污泥也会对反应器整体性能产生较大影响。由图 5可知, R1和R2反应器中的颗粒污泥并未观察到明显的差异。相比人工配水培养的CANON污泥, 此阶段的CANON污泥颜色偏深, 原因是一方面实际生活污水的引入带来了部分絮状污泥和无机杂质, 导致颗粒污泥表面的沟壑中附着了灰黑色的絮状污泥及无机杂质, 另一方面, 有研究^[23]指出, 人工配水培养的ANAMMOX菌的细胞色素中多为Fe²⁺, 而采用生活污水培养的则多为Fe³⁺, 细胞色素c中的Fe呈三价态时显深红色^[24], 因此, 处理实际生活污水的CANON颗粒污泥颜色深于采用人工配水的处理阶段。

2.5 污泥EPS分析

在CANON工艺处理实际生活污水期间, 定期对污泥的EPS进行测定, 如图 6所示, 由于反应器接种的污泥是实验室采用人工配水稳定运行的CANON污泥, 在S1阶段初期, 污泥的EPS质量分数就已达到较高水平。在这一阶段, 随着反应器的运行, 污泥的EPS质量分数总体呈现上升趋势, 原因是进水从人工配水改变为实际生活污水, 基质中含有的有机碳源有利于细菌分泌更多的EPS。Li等^[25]也指出, 在一定范围内, 随着COD的增加, PN和PS的产量和分布都有所增加。同时观察到虽然EPS质量分数呈现上升趋势, 但总体变化较小, 增长幅度不大。另有研究指出^[26], 总氮质量浓度会影响污泥EPS的质量分数, 在一定范围内, EPS及各组分质量分数会随着基质浓度的升高而升高, 而在这一阶段, 反应器进水氨氮质量浓度仅有50 mg/L左右, 较低的总氮质量浓度也影响了污泥EPS的产生。

比较R1和R2反应器的EPS质量分数可以看出, 两个反应器的变化趋势基本相似, 但R2的EPS质量分数稍大于R1。在前文对于粒径的分析中曾提到R1反应器的粒径略大于R2反应器, 而EPS的质量分数相反, 这说明在这一阶段, R1和R2反应器粒径大小存在差异的原因并不是EPS, 而是前文所分析的, R2反应器在间歇饥饿期曝气时间长造成的絮状污泥粒径减小。水力筛分好氧/缺氧交替饥饿的操作仅针对部分絮状污泥进行饥饿, 颗粒污泥留存在反应器中未受到饥饿的影响, 因此, R1和R2反应器表现在EPS总量上的差异也较小。

在EPS中, PN质量分数最高, 其次为腐殖酸, PS的质量分数较低。Hou等^[27]也指出, PN是影响厌氧氨氧化污泥聚集能力的主要因素。可以看出, 水力筛分好氧/缺氧交替间歇饥饿的运行策略对于CANON污泥的EPS质量分数没有产生明显的不利影响, 较高的PN质量分数也有助于维持CANON颗粒污泥结构的稳定性, 以避免处理实际生活污水时, 外界不利环境条件对于相关功能菌活性的影响。

3 结论

1) 好氧饥饿中, NOB的活性衰减率远大于缺氧饥饿, 饥饿1 d时, NOB的底物降解速率就下降到0.207 g/(g·d), 饥饿5 d时, NOB活性仅为饥饿前的19.97%。而AOB在饥饿1 d时仍保留着相比饥饿前82.78%的活性, 表现出了良好的抵抗外界环境变化的能力。

2) 以3 d饥饿和3 d恢复为一个周期采用水力筛分好氧/缺氧交替间歇饥饿方式运行反应器, 在间歇饥饿期间, R1和R2分别采用1∶ 1和2∶ 1的曝停比, 最终氨氮去除率分别稳定在87.78%和94.14%, 总氮去除率分别达到了75.59%和82.07%, 实现了CANON工艺处理低氨氮生活污水的稳定运行。

3) 采用水力筛分好氧/缺氧强化间歇饥饿的方式, 有效地抑制了系统中的反硝化菌, 稳定运行后期, 两个反应器中反硝化脱氮贡献率均小于1%, 反应器脱氮路径主体为CANON反应, 同时, 饥饿阶段较长的好氧时间更有利于NOB和反硝化菌的抑制。

4) 生活污水培养的CANON污泥颜色较深, 粒径有一定的增长, R1和R2反应器的平均粒径分别达673和659 μm。EPS质量分数受总氮质量浓度和有机碳源等多个因素影响, 保持缓慢增长的趋势。