基于不同污泥量間歇饑餓的CANON工藝啟動(dòng)

李 冬,劉名揚(yáng),任紀(jì)元,張 杰,2,曾輝平 (.北京工業(yè)大學(xué)城市建設(shè)學(xué)部,水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 0024；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué)環(huán)境學(xué)院,城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,黑龍江 哈爾濱 50090)

全程自養(yǎng)脫氮(CANON)工藝與傳統(tǒng)硝化-反硝化工藝相比,該工藝在理論上可節(jié)省大約 60%的氧氣消耗,減少 90%的污泥產(chǎn)量,同時(shí)無需外加有機(jī)碳源[1],是近年來生物脫氮領(lǐng)域研究的熱點(diǎn)之一.

CANON工藝啟動(dòng)的關(guān)鍵是使好氧氨氧化菌(AOB)和厭氧氨氧化菌(ANAMMOX)獲得優(yōu)勢(shì),同時(shí)抑制亞硝酸鹽氧化菌(NOB)的生長(zhǎng)[2].有研究[3]指出,硝化系統(tǒng)在饑餓一段時(shí)間后,再次啟動(dòng)時(shí)會(huì)產(chǎn)生亞硝酸鹽積累現(xiàn)象,這就為利用饑餓實(shí)現(xiàn) CANON工藝的啟動(dòng)提供了可能性.相關(guān)研究[4]在不加基質(zhì)的情況下對(duì)混合活性污泥進(jìn)行1d的好氧/厭氧交替饑餓后,經(jīng)過13d運(yùn)行,啟動(dòng)了亞硝化,亞硝酸鹽積累率達(dá)到了71%.

Lackner等[5]和 Rosso等[6]基于實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)提出,在部分亞硝化-厭氧氨氧化(PNA)工藝中,顆粒污泥與絮狀污泥均存在,ANAMMOX細(xì)菌作為厭氧細(xì)菌主要位于顆粒污泥中,而NOB則更多地富集在絮狀污泥上.基于顆粒污泥和絮狀污泥的微生物菌種不同這一結(jié)論,有研究[7-8]指出可以選擇性地排出絮狀污泥來平衡特定微生物.結(jié)果表明,該方法雖然可以將厭氧細(xì)菌保留在顆粒中并洗掉 NOB,但不適合維持AOB的活性,導(dǎo)致AOB活性和豐度降低,影響了系統(tǒng)的穩(wěn)定性.

可以看出,直接排掉絮狀污泥的方式在抑制NOB活性的同時(shí)也會(huì)對(duì) CANON工藝的相關(guān)功能菌造成負(fù)面影響,基于此,本文提出水力篩分間歇饑餓運(yùn)行方式,旨在更精細(xì)化地利用饑餓策略,有針對(duì)性地抑制NOB活性,并且減少主要功能菌AOB及ANAMMOX的活性損失,更快地啟動(dòng)CANON顆粒污泥工藝.

本文采用序批式反應(yīng)器(SBR)啟動(dòng) CANON工藝,R1、R2和 R3反應(yīng)器分別采用水力篩分間歇饑餓、部分污泥間歇饑餓和全部污泥間歇饑餓的運(yùn)行方式,探究3種間歇饑餓模式對(duì)CANON工藝啟動(dòng)過程脫氮性能、胞外聚合物(EPS)及污泥粒徑、相關(guān)功能菌活性等方面的影響.

1 材料與方法

1.1 接種污泥

反應(yīng)器接種成熟的厭氧氨氧化污泥和污水處理廠A2/O工藝二沉池回流污泥的混合污泥.厭氧氨氧化污泥來自實(shí)驗(yàn)室穩(wěn)定運(yùn)行的 SBR反應(yīng)器,平均總氮去除率在 80%以上.A2/O工藝污泥取自北京某污水處理廠,兩種污泥以1:1比例混合,平均分至3個(gè)反應(yīng)器中,初始污泥濃度為2784mg/L.

1.2 實(shí)驗(yàn)用水

實(shí)驗(yàn)采用人工配水,在進(jìn)水中添加(NH4)2SO4提供80mg/L的氨氮,投加NaHCO3提供無機(jī)碳源及調(diào)整堿度,保持 pH 值在 7.0～8.0.MgSO4·7H2O 25mg/L,K2HPO420mg/L,CaCl2·2H2O 20mg/L,微量元素濃縮液Ⅰ和Ⅱ?yàn)?mg/L.微量元素濃縮液Ⅰ的組成:EDTA 5g/L,FeSO45g/L;微量元素濃縮液Ⅱ的組成:EDTA 15g/L,H3BO40.014g/L,MnCl2·4H2O 0.99g/L,CuSO4·5H2O 0.25g/L,ZnSO4·7H2O 0.43g/L,NaSeO4·10H2O 0.21g/L,NaMoO4·2H2O 0.22g/L,CoC12·6H2O 0.24g/L,NiCl2·6H2O 0.19g/L.

1.3 實(shí)驗(yàn)裝置

采用的 SBR反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成,有效容積為2.0L,反應(yīng)器壁的垂直方向每隔5cm設(shè)置一個(gè)取樣口,采用機(jī)械攪拌,反應(yīng)器底部安裝曝氣盤進(jìn)行微孔曝氣,通過氣體流量計(jì)控制曝氣量.反應(yīng)器的運(yùn)行通過時(shí)控開關(guān)進(jìn)行控制,容積交換率為70%.

R1和R2反應(yīng)器在間歇饑餓階段排出反應(yīng)器的污泥儲(chǔ)存在厭氧瓶中,放置于常溫下進(jìn)行厭氧饑餓.

1.4 運(yùn)行方法

實(shí)驗(yàn)分為S1和S2兩個(gè)階段,S1階段反應(yīng)器連續(xù)運(yùn)行,S2階段采用饑餓2d,恢復(fù)3d的模式運(yùn)行.R1反應(yīng)器停止攪拌后靜沉 1min,將粒徑較小的絮狀污泥隨出水排出反應(yīng)器進(jìn)行饑餓;R2反應(yīng)器均勻排出50%污泥進(jìn)行饑餓;R3反應(yīng)器進(jìn)行整體間歇饑餓,停止運(yùn)行 2d,饑餓期間不測(cè)定反應(yīng)器氮素情況.R1和R2反應(yīng)器在饑餓期間仍正常運(yùn)行,每日測(cè)定反應(yīng)器進(jìn)出水氮素變化,2d饑餓期之后,將污泥回流各自反應(yīng)器中.

反應(yīng)器運(yùn)行溫度為28～31℃,采用間歇曝氣方式,曝氣速率為30mL/min.各階段運(yùn)行情況如表1所示.

表1 各階段運(yùn)行情況Table 1 Operation status of each stage

1.5 分析方法

NH4+-N采用納氏試劑光度法測(cè)定;NO2--N采用 N-(1-萘基)-乙二胺光度法測(cè)定;NO3--N采用紫外分光光度法;pH值、DO及溫度測(cè)定采用便攜式WTWpH/Oxi 340i 測(cè)定儀測(cè)定;胞外聚合物(EPS)中多糖(PS)采用蒽酮硫酸法測(cè)定,蛋白質(zhì)(PN)采用lowry法測(cè)定;顆粒污泥的粒徑分布采用激光粒度儀(Malvern Mastersizer2000)測(cè)定;混合液懸浮固體含量(MLSS)和揮發(fā)性懸浮固體含量(MLVSS)采用標(biāo)準(zhǔn)重量法測(cè)定;其余水質(zhì)指標(biāo)的分析方法均采用國標(biāo)方法.

在列車運(yùn)行的過程中，ATP(列車自動(dòng)保護(hù))系統(tǒng)實(shí)時(shí)檢測(cè)列車能量，確保列車的制動(dòng)能力大于列車的動(dòng)能和勢(shì)能總和，以保證列車的運(yùn)行安全。

比氨氧化速率(SAOR)、比亞硝酸鹽氧化速率(SNOR)和比厭氧氨氧化速率(SAA)的測(cè)定方法參照文獻(xiàn)[9],配水組分見表 2.對(duì)氮素濃度隨時(shí)間的變化進(jìn)行函數(shù)擬合,由基質(zhì)濃度降解曲線可得出相應(yīng)功能菌的活性,每個(gè)樣品設(shè)置 3個(gè)平行樣,取其平均值.

表2 活性測(cè)定配水組分(mg/L)Table 2 Synthetic wastewater of batch tests(mg/L)

2 結(jié)果與分析

2.1 脫氮性能

S1階段(0～15d)采用較低的氮負(fù)荷,HRT設(shè)定為1.43d,3個(gè)反應(yīng)器在短暫的適應(yīng)之后就達(dá)到了較為穩(wěn)定的處理效果,如圖1所示,R1、R2和R3反應(yīng)器的出水氨氮較低,氨氮去除率分別達(dá)到了 74.37%、71.33%和76.09%左右.但出水硝氮含量很高,導(dǎo)致總氮去除率分別只有 6.47%、4.48%和 6.65%,表明此時(shí)反應(yīng)器中NOB菌大量存在,這對(duì)于啟動(dòng)CANON工藝造成了很大困難.

圖1 反應(yīng)器出水氮濃度Fig.1 Reactor effluent nitrogen concentration

S2階段(16～70d),開始進(jìn)行間歇饑餓操作,同時(shí)將HRT調(diào)整為0.71d,有研究指出[10],CANON反應(yīng)器中短程硝化的穩(wěn)定性能隨著HRT縮短而增強(qiáng).在進(jìn)行第1次饑餓(16～17d)之后,R1、R2和R3反應(yīng)器的氨氮去除率分別降低到了 48.55%、42.69%和34.25%左右,分析原因,首先因?yàn)?HRT的調(diào)整,總氮容積負(fù)荷由上一階段的 0.056kgN/(m3·d)增加到了0.113kgN/(m3·d),導(dǎo)致出水氨氮增加,其次也因?yàn)轲囸I抑制了一部分功能菌的活性,有研究表明[4],短時(shí)饑餓對(duì)微生物的氮轉(zhuǎn)化產(chǎn)生了負(fù)面影響,且對(duì)于硝化作用的影響程度要高于亞硝化作用.可以看到,在3個(gè)反應(yīng)器中,R3反應(yīng)器氨氮去除率降幅最大,原因在于R3反應(yīng)器所采取的間歇饑餓方式是在饑餓階段停止反應(yīng)器的運(yùn)行,這樣對(duì)所有存在于反應(yīng)器中的微生物均產(chǎn)生了抑制作用.

R1和R2反應(yīng)器在間歇饑餓期間仍可正常運(yùn)行,但反應(yīng)器中污泥濃度降低.如圖 2所示,氮去除效果隨之下降.就R1和R2的排泥方式而言,R2在饑餓期間所排出的污泥要多于 R1反應(yīng)器,這也解釋了 R2反應(yīng)器在饑餓期間的出水氮濃度波動(dòng)程度更大的原因.根據(jù)之前的研究[11],在SNAD工藝中使用了間歇饑餓策略抑制NOB,亞硝化性能顯著提高,取得了良好的效果.按照這一實(shí)驗(yàn)結(jié)果,R1反應(yīng)器在饑餓期排出反應(yīng)器的污泥量?jī)H為 R2反應(yīng)器排泥的20%～30%,R2反應(yīng)器相比于 R1反應(yīng)器針對(duì)更多污泥進(jìn)行了饑餓,NOB抑制效果也應(yīng)當(dāng)優(yōu)于R1反應(yīng)器,但實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示,除第 2次間歇饑餓(16～17d)后,R2反應(yīng)器的總氮去除率提升程度高于R1外,之后的歷次間歇饑餓操作后,R1反應(yīng)器的總氮去除率提升程度均高于R2,分析原因,根據(jù)不同微生物黏附特性的差異[5],NOB更傾向于附著在直徑較小的絮狀污泥上[12],R1反應(yīng)器所采取的水力篩分排泥可以將大部分絮狀污泥排出反應(yīng)器進(jìn)行饑餓,也就對(duì)于大部分NOB進(jìn)行了抑制,而R2反應(yīng)器雖然進(jìn)行饑餓的污泥數(shù)量多于R1反應(yīng)器,但仍有相當(dāng)數(shù)量的NOB菌留在反應(yīng)器中未能通過饑餓抑制其活性.其次,因?yàn)镽1反應(yīng)器所采用的水力篩分間歇饑餓并未對(duì)系統(tǒng)中的粒徑較大的顆粒污泥產(chǎn)生不利影響,而R2反應(yīng)器有相當(dāng)多的AOB和ANAMMOX被排出反應(yīng)器經(jīng)歷了間歇饑餓,重新回流至反應(yīng)器中時(shí),活性恢復(fù)需要一定的時(shí)間,因此脫氮性能的提升較為緩慢.

圖2 反應(yīng)器脫氮性能Fig.2 Denitrification performance in the reactor

隨著反應(yīng)器的運(yùn)行,3個(gè)反應(yīng)器的脫氮性能總體均呈現(xiàn)上升趨勢(shì),第44d時(shí),R1反應(yīng)器已符合典型的CANON工藝,之后停止間歇饑餓觀察其運(yùn)行穩(wěn)定性,在反應(yīng)進(jìn)行到第70d時(shí),R1反應(yīng)器的氨氮去除率和總氮去除率分別為89.31%和73.63%.而R2和R3反應(yīng)器的氨氮去除率則分別達(dá)到了83.72%和79.38%,總氮去除率分別為 71.56%和 67.40%,可以看出,R1反應(yīng)器采用的水力篩分間歇饑餓策略啟動(dòng)CANON工藝耗時(shí)更短,脫氮性能更加穩(wěn)定;R2反應(yīng)器采取的部分污泥間歇饑餓方式脫氮性能波動(dòng)較大,啟動(dòng)時(shí)間較長(zhǎng);R3反應(yīng)器的整體間歇饑餓策略使得反應(yīng)器脫氮性能呈現(xiàn)穩(wěn)定上升的趨勢(shì),但在饑餓階段反應(yīng)器停止運(yùn)行,對(duì)于實(shí)際污水處理工藝來說,處理效率有所下降.

2.2 粒徑及EPS分析

對(duì)于3個(gè)反應(yīng)器啟動(dòng)CANON工藝過程中顆粒粒徑的變化進(jìn)行了研究,如圖3所示.

圖3 反應(yīng)器中污泥粒徑變化Fig.3 Particle size of sludge in reactor

在反應(yīng)器運(yùn)行初期,接種的污泥是成熟的厭氧氨氧化顆粒污泥和取自污水處理廠二沉池的回流污泥,初始粒徑為189μm,在第15d時(shí),3個(gè)反應(yīng)器的粒徑均有小幅度的下降.反應(yīng)器接種的二沉池回流污泥以絮狀污泥為主,此時(shí)平均體積粒徑的下降推測(cè)與厭氧氨氧化顆粒污泥的粒徑減少有關(guān).在之前的研究中,曾發(fā)現(xiàn)較大尺寸厭氧氨氧化顆粒污泥是由多個(gè)小顆粒污泥與EPS結(jié)合形成的,而在運(yùn)行初期的適應(yīng)階段,接種的二沉池回流污泥可能帶來部分異養(yǎng)菌,在碳源缺乏的情況下,顆粒污泥中的EPS被利用,導(dǎo)致較大尺寸的顆粒污泥發(fā)生了解體,粒徑有所下降.

進(jìn)入S2階段,隨著反應(yīng)的進(jìn)行,3個(gè)反應(yīng)器的粒徑均呈現(xiàn)總體上升的趨勢(shì).溶解氧的空間分布決定了AOB和ANAMMOX在CANON顆粒污泥中的生長(zhǎng)位置,因?yàn)锳OB好氧、ANAMMOX厭氧,所以成熟CANON顆粒污泥邊緣為AOB,內(nèi)部缺氧核心為 ANAMMOX. Vlaeminck等[13]指出,由于微生物的生長(zhǎng),小顆粒會(huì)生長(zhǎng)成大顆粒,而由于與剪切有關(guān)的表面侵蝕,絮狀污泥可能起源于顆粒污泥.Larsen等[12]指出,大多數(shù) NOB微菌落的結(jié)構(gòu)更不規(guī)則,與AOB微球形的結(jié)構(gòu)相比,它們更容易受到整體液相剪切力的作用.這說明附著在 CANON顆粒污泥上的 NOB菌更容易被外力條件作用,使其更多的存在于絮狀污泥中.最終在第70d時(shí),R1、R2和R3反應(yīng)器的粒徑分別達(dá)到了 404,359和 306μm.同時(shí)通過計(jì)算各反應(yīng)器中污泥粒徑平均增長(zhǎng)速率可知,R1、R2和R3的平均增長(zhǎng)速率分別為3.08,2.44和1.68μm/d,R1和R2在間歇饑餓期間仍正常運(yùn)行,相比于 R3來說,受到了更多的水力剪切力,因此粒徑更大,粒徑增長(zhǎng)速率也較高.之前的研究也表明[13],到目前為止,雖然不清楚CANON顆粒污泥形成的確切物理或化學(xué)誘因,但很可能需要足夠的水力剪切力.

實(shí)驗(yàn)還對(duì)于R1和R2反應(yīng)器正常運(yùn)行狀態(tài)和排出反應(yīng)器進(jìn)行饑餓的污泥進(jìn)行了對(duì)比研究.表 3為一個(gè)典型饑餓周期(43～47d)的粒徑及分布情況.d10表示存在于反應(yīng)器中的顆粒污泥中有 10%的直徑小于或等于該數(shù)值,d50和 d90同理.可以明顯看出,R2反應(yīng)器在正常運(yùn)行階段和饑餓階段排出反應(yīng)器的污泥粒徑基本相同,饑餓污泥的d90為820μm,稍大于正常運(yùn)行階段 R2反應(yīng)器 d90的數(shù)值 768μm,可能的原因是排出污泥時(shí)對(duì)于大粒徑污泥難以做到完全均勻.而R1反應(yīng)器所采取的水力篩分排泥則可以明顯看出兩種污泥狀態(tài)所對(duì)應(yīng)的粒徑及分布有較大的差異,R1反應(yīng)器正常運(yùn)行階段的平均體積粒徑為321μm,而饑餓污泥的該數(shù)值僅為 164μm,與之相同的是,R1反應(yīng)器饑餓污泥的d50和d90數(shù)值分別為89和 358μm,僅為該反應(yīng)器正常運(yùn)行階段的 68.79%和36.60%,可見R1反應(yīng)器所采取的水力篩分排泥方式可以選擇性地排出粒徑較小的絮狀污泥,將粒徑較大的顆粒污泥留存在反應(yīng)器中,而粒徑更大的污泥更多是較為成熟的 CANON顆粒污泥,留存在反應(yīng)器中,避免饑餓對(duì)其產(chǎn)生不利影響.

表3 典型間歇饑餓周期粒徑對(duì)比(μm)Table 3 Comparison of typical intermittent starvation period(μm)

EPS是微生物新陳代謝分泌的高分子聚合物,聚集在細(xì)胞外部形成凝膠狀物質(zhì),這種聚合物聚集在細(xì)胞外部形成保護(hù)層以抵制外界環(huán)境的壓力[14].如圖4所示,本文對(duì)CANON工藝啟動(dòng)期間EPS含量的變化進(jìn)行了研究.

圖4 反應(yīng)器中EPS含量變化Fig.4 Variations of the EPS contents in the reactor

在啟動(dòng)初期,污泥的PN和PS都處于較低水平,分別為56.88和7.65mg/g.S1階段作為適應(yīng)期,此時(shí)微生物逐漸適應(yīng)外界環(huán)境,EPS增長(zhǎng)速度緩慢[15].進(jìn)入S2階段后,PN的含量有了較大的提升,R1反應(yīng)器的增長(zhǎng)速度高于R2和R3反應(yīng)器,有研究指出[16],底物基質(zhì)對(duì) EPS的產(chǎn)生和組成有重大影響,當(dāng)基質(zhì)短缺時(shí),EPS可以被微生物降解,從而被利用,相比于R1反應(yīng)器,R2反應(yīng)器參與饑餓的污泥量更多,R3反應(yīng)器更是如此,處于饑餓階段的污泥對(duì)于產(chǎn)生 EPS的貢獻(xiàn)是微弱甚至是負(fù)面的,反應(yīng)器內(nèi)的 EPS含量是產(chǎn)生與消耗的綜合表征[17],因此在這一階段,R2和R3反應(yīng)器的EPS含量相比于R1較低.在CANON顆粒污泥中,EPS的存在量不可忽略[13],且有研究指出[18],這些 EPS對(duì)于維持顆粒污泥的結(jié)構(gòu)強(qiáng)度非常重要.實(shí)驗(yàn)進(jìn)行到后期,R1反應(yīng)器的 EPS含量在第45～63d基本保持穩(wěn)定,而R2和R3反應(yīng)器則總體呈現(xiàn)上升趨勢(shì),有報(bào)道稱[19],EPS含量與細(xì)菌生長(zhǎng)期密切相關(guān).在指數(shù)生長(zhǎng)期,EPS含量隨培養(yǎng)時(shí)間增加而增加,而在穩(wěn)定期,EPS含量隨培養(yǎng)時(shí)間增加而減少.因此,說明在這一時(shí)期,R1反應(yīng)器中的相關(guān)功能菌進(jìn)入了穩(wěn)定生長(zhǎng)的階段.

2.3 相關(guān)功能菌活性分析

根據(jù) CANON工藝反應(yīng)方程式[20][式(1)],CANON反應(yīng)生成的NO3--N與消耗的NH4+-N之間的比例應(yīng)為 0.11:1,稱為化學(xué)計(jì)量比或特征值.如圖 5所示,本實(shí)驗(yàn)對(duì)于各階段的化學(xué)計(jì)量比進(jìn)行了計(jì)算.

在S1階段,3個(gè)反應(yīng)器的化學(xué)計(jì)量比分別達(dá)到了0.88,0.92和0.89,均不是典型的CANON反應(yīng).有研究指出[21],若特征值大于 0.11,是 NOB 活性較強(qiáng)的表現(xiàn).此時(shí)反應(yīng)器中NOB大量繁殖,CANON工藝的啟動(dòng)遇到了阻礙.

S2階段,開始進(jìn)行間歇饑餓操作,3個(gè)反應(yīng)器的化學(xué)計(jì)量比總體均呈現(xiàn)下降趨勢(shì).R1反應(yīng)器的化學(xué)計(jì)量比下降速度最快,而后逐漸放緩趨于穩(wěn)定.R2反應(yīng)器則出現(xiàn)了較為明顯的波動(dòng)情況,從圖 5可以看出,在每周期間歇饑餓之后,反應(yīng)器恢復(fù)運(yùn)行的第1d,R2反應(yīng)器的化學(xué)計(jì)量比均有一個(gè)明顯的下降,隨后又有一個(gè)提升,例如第29d時(shí),R2反應(yīng)器的化學(xué)計(jì)量比為 0.53,甚至超過了間歇饑餓之前的 0.48,此時(shí)反應(yīng)器中NOB的活性仍然較高.R3反應(yīng)器的下降趨勢(shì)相比于R2反應(yīng)器較為平緩,也未明顯看到波動(dòng)和反復(fù)的情況.

圖5 反應(yīng)器化學(xué)計(jì)量比變化Fig.5 Change of the stoichiometry in the reactor

有研究指出[22-23],化學(xué)計(jì)量比接近理論值且逐漸趨于穩(wěn)定,可視為 CANON反應(yīng)器成功啟動(dòng)的標(biāo)志.R1反應(yīng)器在實(shí)驗(yàn)的第44d時(shí),化學(xué)計(jì)量比達(dá)到并穩(wěn)定在0.12左右,成功啟動(dòng),并且在啟動(dòng)成功后,反應(yīng)器運(yùn)行情況穩(wěn)定.R3反應(yīng)器在第58d時(shí),化學(xué)計(jì)量比逐漸穩(wěn)定在0.13左右,相比于R2反應(yīng)器多進(jìn)行了兩個(gè)周期的間歇饑餓.而R2反應(yīng)器最終在第66d成功啟動(dòng).

為了驗(yàn)證反應(yīng)各階段相關(guān)功能菌的活性,實(shí)驗(yàn)測(cè)定了不同時(shí)期各反應(yīng)器中的 SAA、SAOR和SNOR.在 S1階段前測(cè)定混合污泥的菌群活性和豐度,如圖 6所示,此時(shí)混合污泥的 SAA、SAOR 和SNOR(以 N/VSS計(jì),下同)分別為 0.237,0.145和0.585g/(g·d).此時(shí) AOB菌的活性較低,NOB菌的活性較高,ANAMMOX菌活性適中.第15d時(shí),3個(gè)反應(yīng)器的 SAA 均有所下降,推測(cè)原因,在這一時(shí)期,混合污泥尚未形成成熟的 CANON顆粒污泥,厭氧氨氧化顆粒污泥直接暴露于曝氣環(huán)境中,導(dǎo)致溶解氧滲透至ANAMMOX菌,抑制了其活性[24].

圖6 相關(guān)功能菌活性Fig.6 Related functional bacteria activity

進(jìn)入S2階段,在第30d時(shí),R1、R2和R3反應(yīng)器的SNOR分別下降到0.326,0.385和0.314g/(g·d),R3反應(yīng)器的NOB活性最低,但同時(shí)其AOB的活性也為3個(gè)反應(yīng)器中最低,可見整體間歇饑餓的策略有效抑制NOB活性的同時(shí),也對(duì)于 AOB產(chǎn)生了不利影響.反應(yīng)進(jìn)行到第 60d時(shí),R1反應(yīng)器的 AOB菌和ANAMMOX菌活性均有可觀的增長(zhǎng),NOB活性較啟動(dòng)初期有了明顯下降;R2反應(yīng)器AOB菌的活性處于較高水平,但因NOB活性較高,不僅使CANON工藝啟動(dòng)進(jìn)展減緩,也與ANAMMOX形成競(jìng)爭(zhēng),抑制了部分ANAMMOX的活性;R3反應(yīng)器對(duì)于NOB有了良好的抑制效果,但CANON工藝相關(guān)功能菌的活性較R1反應(yīng)器也稍有遜色.有研究者指出[25],CANON顆粒污泥存在明顯的分層現(xiàn)象,外層以 AOB為主,而ANAMMOX則主要分布在顆粒內(nèi)部.形成這樣的分層結(jié)構(gòu)有利于避免 ANAMMOX菌受到溶解氧的沖擊,張姚等[26]也指出,在這樣的結(jié)構(gòu)中,AOB會(huì)消耗大部分 DO,從而使顆粒內(nèi)部的 ANAMMOX菌處于缺氧狀態(tài),保證了相關(guān)功能菌的活性.這說明,形成成熟的CANON顆粒污泥是保證ANAMMOX菌和AOB菌活性的前提,而R1反應(yīng)器AOB和ANAMMOX的活性較高,也就說明了水力篩分間歇饑餓模式有利于成熟CANON顆粒污泥的形成.

3 結(jié)論

3.1 采用水力篩分間歇饑餓策略啟動(dòng) CANON工藝耗時(shí)最短,在第44d成功啟動(dòng),脫氮性能更加穩(wěn)定;采用部分污泥間歇饑餓方式脫氮性能波動(dòng)較大,啟動(dòng)時(shí)間較長(zhǎng),最終在第 66d啟動(dòng)成功;采用整體間歇饑餓策略使得反應(yīng)器脫氮性能呈現(xiàn)穩(wěn)定上升的趨勢(shì),但在饑餓階段反應(yīng)器停止運(yùn)行,對(duì)于實(shí)際污水處理工藝來說,處理效率有所下降.第70d時(shí),采用3種策略反應(yīng)器的總氮去除率分別達(dá)到73.63%、71.56%和67.40%左右.

3.2 R1反應(yīng)器可以選擇性地排出粒徑較小的絮狀污泥,針對(duì)這部分污泥進(jìn)行饑餓,而將粒徑較大的成熟 CANON顆粒污泥則留存在反應(yīng)器中,避免間歇饑餓對(duì)于污泥 EPS及粒徑的負(fù)面影響.第 70d時(shí),3個(gè)反應(yīng)器的粒徑分別達(dá)到了404,359和306μm,采用水力篩分間歇饑餓模式啟動(dòng)的CANON工藝粒徑更大,粒徑增長(zhǎng)速率也處于較高水平.

3.3 水力篩分間歇饑餓策略易于形成 AOB在外層、ANAMMOX位于內(nèi)部的顆粒污泥結(jié)構(gòu),有利于保持相關(guān)功能菌的活性;采用部分污泥間歇饑餓的方式在一定程度上避免了AOB和ANAMMOX活性的衰減,但同時(shí)NOB的抑制效果也較差;采用整體間歇饑餓策略對(duì)于NOB的抑制效果最好,但同時(shí)也不利于CANON工藝相關(guān)功能菌的活性保持.