側(cè)流FNA處理的CANON工藝恢復(fù)策略及脫氮路徑

任志強(qiáng),李 冬*,張 杰,2 (.北京工業(yè)大學(xué)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)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)工藝是城市廢水生物脫氮的替代方案,與傳統(tǒng)硝化反硝化工藝相比具有無需外加碳源,污泥產(chǎn)量低,可節(jié)約 60%曝氣量等優(yōu)點(diǎn)[1-2].目前,該工藝已被成功的應(yīng)用于污泥消化液、垃圾滲濾液、糞便沼液等富氨廢水的處理.亞硝酸鹽氧化菌(NOB)是硝化過程的關(guān)鍵參與者,抑制 NOB活性對(duì)CANON工藝的穩(wěn)定運(yùn)行至關(guān)重要[3-4].多種方式可抑制NOB來啟動(dòng)或恢復(fù)部分亞硝化,如控制曝氣時(shí)間[5]、底物梯度[6-7]、降低溶解氧濃度[8]、高溫[9]、高游離氨濃度[10]和高游離亞硝酸(FNA)濃度[11-12]、縮短污泥停留時(shí)間[13]等.目前已有大量實(shí)驗(yàn)研究了FNA對(duì)NOB的影響[11-12,14-15],FNA在抑制NOB活性的同時(shí),對(duì)氨氧化菌(AOB)活性也產(chǎn)生了抑制,導(dǎo)致 CANON工藝無法穩(wěn)定運(yùn)行,因此有必要探究 FNA處理后合適的恢復(fù)策略.Wang等[16]采用FNA徹底抑制 AOB和 NOB,然后選擇性地恢復(fù)AOB 來恢復(fù)短程硝化/厭氧氨氧化(PN/A)的短程硝化,使用 1.5mg/L的溶解氧(DO)來恢復(fù)短程硝化取得成功.但AOB活性的恢復(fù)時(shí)間長達(dá)55d,且恢復(fù)過程中影響了后續(xù)厭氧氨氧化菌的活性,持續(xù)的長時(shí)間曝氣造成了能源浪費(fèi),55d的恢復(fù)時(shí)間在實(shí)際應(yīng)用中也難以實(shí)現(xiàn).Li等[17]在序批示反應(yīng)器(SBR)中先利用較短的曝氣時(shí)間和10d的污泥停留時(shí)間同時(shí)消除AOB和NOB,然后控制曝氣時(shí)間逐漸延長曝氣以選擇性富集AOB,最終實(shí)現(xiàn)了快速部分亞硝化.但該策略并不適用于厭氧氨氧化菌(AnAOB)、AOB、NOB共存的體系.

將側(cè)流 FNA處理后的污泥直接灌回原反應(yīng)器進(jìn)行恢復(fù),若曝氣強(qiáng)度過低,AOB活性恢復(fù)緩慢,曝氣強(qiáng)度過高雖然能夠加快AOB活性的恢復(fù),但處于同一污泥體系內(nèi)的AnAOB活性又可能受到DO的抑制,不利于厭氧氨氧化(Anammox)過程,且為系統(tǒng)內(nèi)未排出的含NOB污泥提供了有利生存條件,造成NOB增殖[18].為了避免以上不利因素,本研究采取了非原位高曝氣恢復(fù)活性受抑制后的 AOB.實(shí)驗(yàn)采用SBR反應(yīng)器探究不同恢復(fù)方式對(duì)CANON系統(tǒng)長期運(yùn)行的影響,及典型周期相關(guān)功能菌活性的變化,以期尋求有效的 CANON 工藝恢復(fù)策略,實(shí)現(xiàn)CANON工藝的長期穩(wěn)定運(yùn)行.

1 材料與方法

1.1 接種污泥

接種污泥為實(shí)驗(yàn)室運(yùn)行的CANON反應(yīng)器(R0)中顆粒-絮體污泥.在此之前,由于R0內(nèi)NOB異常增殖導(dǎo)致出水惡化,因此進(jìn)行了處理:R0停止攪拌1min后排出反應(yīng)器頂部有效容積 1/4處的污泥,并將排出的污泥在厭氧罐內(nèi)用0.6mg/L 的FNA處理12h,將處理后的污泥洗去表面殘余亞硝酸鹽和 R0內(nèi)未排出的污泥用作本實(shí)驗(yàn)的接種污泥.此前的實(shí)驗(yàn)表明:1min的沉降時(shí)間能夠有效將 AnAOB附著的顆粒污泥留在反應(yīng)器內(nèi)并保持活性,排出污泥中AnAOB、AOB、NOB活性分別為R0反應(yīng)器的15.79%、54.55%和68.63%,而排出的污泥FNA處理后 AOB、NOB活性受到抑制,分別為處理前的38.71%、12.5%.

1.2 實(shí)驗(yàn)用水

采用人工配水,在進(jìn)水桶中添加 NH4Cl提供80mg/L的 NH4+-N,投加 NaHCO3提供無機(jī)碳源及維持 pH 值為7.0～8.0.MgSO4·7H2O 25mg/L,K2HPO420mg/L,CaCl2·2H2O 8mg/L,微量元素濃縮液Ⅰ和Ⅱ?yàn)?mg/L.Ⅰ的組成(g/L):EDTA 5,FeSO45;Ⅱ的組成(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 實(shí)驗(yàn)裝置

實(shí)驗(yàn)采用3個(gè)由有機(jī)玻璃制成的SBR反應(yīng)器,分別命名為R1、R2和R3,有效容積均為3L,每周期運(yùn)行 6h,包括 10min進(jìn)水,320min反應(yīng),20min沉淀,5min排水,其余時(shí)間閑置.采用機(jī)械攪拌,反應(yīng)器底部安裝曝氣盤,使用加熱帶控制反應(yīng)器運(yùn)行溫度在(30±1)℃.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%.

1.4 運(yùn)行方法

R0反應(yīng)器排出的頂部有效容積 1/4污泥經(jīng)0.6mg/L的FNA側(cè)流處理12h后,平均分成3份,3份處理后的污泥分別命名為r1、r2、r3.其中r1使用反應(yīng)器外部恢復(fù)策略(非原位恢復(fù)):將 r1洗凈后置于SBR反應(yīng)器內(nèi),配置NH4+-N 80mg/L,并連續(xù)曝氣,使DO＞0.70mg/L,SBR每天運(yùn)行2個(gè)周期,恢復(fù)5d.R0反應(yīng)器內(nèi)未排出的剩余污泥平均分成 3份,分別置于SBR反應(yīng)器R1、R2、R3中.R1、R2、R3運(yùn)行方式與 R0反應(yīng)器相同,采用同一進(jìn)水桶進(jìn)水.污泥 r1高曝氣恢復(fù)5d后將r1灌回 R1,在此期間(1～5d)R1內(nèi)由于主要是 AnAOB,僅有少量的 AOB,因此降低反應(yīng)器內(nèi)曝氣量(曝氣:停曝=30min:90min, DO=0.1±0.05mg/L),污泥r1灌回R1后(6～53d),R1采取曝氣:停曝=30min:90min,DO=(0.35±0.05)mg/L的曝氣方式.而污泥r2、r3在FNA處理后,洗凈,分別立即灌入R2、R3,運(yùn)行策略與R0反應(yīng)器相同,其中R2采用曝氣方式與 R0反應(yīng)器相同(曝氣:停曝=30min:90min,DO=(0.35±0.05)mg/L),R3采用高曝氣恢復(fù)策略(曝氣 :停 曝 =60min:60min,DO=(0.70±0.05)mg/L),當(dāng)NH4+-N 去除效果逐漸恢復(fù)時(shí)降低至(0.35±0.05)mg/L.即 R1、R2、R3恢復(fù)方式分別為非原位高曝氣,原位低曝氣和原位高曝氣.

1.5 分析方法

NH4+-N采用納氏試劑光度法測定;NO2--N 采用 N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定;NO3--N采用紫外分光光度法; pH值、DO和溫度測定使用便攜式WTW pH/Oxi 340i 測定儀測定.

FNA處理結(jié)束后進(jìn)行AOB和NOB活性的測定.分別加入(50±0.5)mg/L 的 NH4+-N、NO2--N,每30min取一次樣,測量NH4+-N、NO2--N和NO3--N.AOB、NOB活性分別采用比氨氧化速率(SAOR)和比硝氮生成速率(SNOR)來表征,以 FNA 濃度為0mg/L為對(duì)照組,其余各組SAOR、SNPR以對(duì)照組的比值來表示AOB、NOB活性.

2 結(jié)果與討論

2.1 不同恢復(fù)策略的脫氮性能

由圖1(a)可知,R1在1～5d由于采取非原位恢復(fù)方式,系統(tǒng)內(nèi)短暫的污泥流失導(dǎo)致出水NH4+-N較高,達(dá)到 42mg/L左右.此時(shí) R1內(nèi)保留的大部分為Anammox顆粒污泥,僅有少量的 AOB、NOB留在系統(tǒng)內(nèi),由于進(jìn)水只配有NH4+-N,AnAOB缺少足夠的底物進(jìn)行Anammox反應(yīng),僅存的少量AOB也無法提供充足的NO2--N供AnAOB使用,導(dǎo)致NH4+-N去除率僅有50%左右.在第5d,將非原位高曝氣恢復(fù)的污泥重新灌回了 R1,經(jīng)過短暫的適應(yīng)后出水NH4+-N顯著下降,隨著污泥性能的恢復(fù),在第19d出水中幾乎檢測不到 NH4+-N,去除效果良好.并且在第19～55d,R1系統(tǒng)脫氮效果保持穩(wěn)定,出水NH4+-N幾乎為0,出水中的NO3--N維持在9mg/L左右.由圖1(b)可見 ,實(shí)驗(yàn)期間ΔNO3--N/ΔNH4+-N 維持在0.11～0.12,接近 CANON 反應(yīng)方程式理論比值0.11[19],此階段反應(yīng)主要為短程硝化-厭氧氨氧化反應(yīng),是 NH4+-N 的主要去除途徑,采取非原位高曝氣(DO＞0.70mg/L)恢復(fù)方式的R1經(jīng)過19d重新建立了穩(wěn)定的CANON工藝.

圖1 運(yùn)行期間R1,R2,R3氮素及特征值變化Fig.1 R1, R2, R3 nitrogen and eigenvalue changes during operation

R2、R3采用的策略是側(cè)流FNA處理后原位恢復(fù).為了避免高濃度DO對(duì)AnAOB的不利影響,R2采取了低曝氣方式,即 DO=0.35mg/L,曝氣:停曝=30min:90min的低曝氣恢復(fù)策略.在初始階段,由于大量 AOB跟隨絮體污泥排出,經(jīng)過 FNA處理后AOB活性同樣受到抑制,活性僅為處理前的38.71%,因此,雖然R2內(nèi)并沒有像R1那樣的污泥流失,但R2的出水 NH4+-N始終要高于R1,在恢復(fù)的前 60d,R2的 NH4+-N去除率平穩(wěn)增加,但斜率明顯小于 R1,因此原位低曝氣對(duì) AOB活性恢復(fù)較非原位高曝氣的恢復(fù)效果差.雖然 R2的 NH4+-N去除效果經(jīng)過 60d恢復(fù)成功,但R2出水NO3--N從開始至第87d實(shí)驗(yàn)結(jié)束有上升的趨勢(shì),而ΔNO3--N/ΔNH4+-N 從實(shí)驗(yàn)初期的0.12升高到了0.15.R1、R2采取了相同的曝氣方式, 但R2的比值高于R1,分析原因是R1在非原位恢復(fù)期間(1～5d),以AnAOB顆粒污泥為主的r1采用很低的DO,系統(tǒng)內(nèi)DO極低,由于AOB氧飽和常數(shù)高于NOB,AOB對(duì)DO的親和力更大[20],系統(tǒng)內(nèi)的DO被AOB消耗,NOB由于無法獲取足夠的DO逐漸被淘汰,導(dǎo)致R1出水中NO3--N明顯低于R2.有證據(jù)表明[21],NOB一旦消除到最低水平,就很難在短時(shí)間內(nèi)重新富集,這是本研究采用非原位高曝氣恢復(fù)策略能夠在長時(shí)間保持出水NO3--N穩(wěn)定的主要原因.

R3為了快速恢復(fù)AOB的活性,采用原位高曝氣(DO=0.70mg/L,曝氣:停曝=60min:60min)恢復(fù)方式,該策略雖然有利于恢復(fù)AOB活性,但同時(shí)也對(duì)嚴(yán)格厭氧的AnAOB產(chǎn)生了不利影響.結(jié)果是雖然R3的出水NH4+-N在同一時(shí)間相比R2要低,但在第5d以后R3出水NH4+-N要高于R1,因?yàn)镽1中AnAOB并沒有受到DO影響.R3出水NH4+-N從47d開始降至 0mg/L并保持穩(wěn)定,采用原位高曝氣恢復(fù)的方式的R3比采用原位低曝氣恢復(fù)方式的R2早13d.與此同時(shí),較高的曝氣量提供了充足的 DO,促進(jìn)了系統(tǒng)內(nèi) NOB的活性,導(dǎo)致出水 NO3--N高于 R1、R2,ΔNO3--N/ΔNH4+-N從穩(wěn)定后的0.12升高到0.19,高于R2運(yùn)行結(jié)束前的最高值0.15,R3中NOB活性再次得到激活導(dǎo)致CANON恢復(fù)的失敗.

隨著 R1的運(yùn)行,雖然出水 NH4+-N幾乎為0mg/L,但 53d開始, 出水 NO3--N開始升高,在隨后的幾天始終處于增加的趨勢(shì),在此期間ΔNO3--N/ΔNH4+-N從0.11增長到0.13,說明此時(shí)反應(yīng)器內(nèi)的主要反應(yīng)不僅有 CANON反應(yīng),還有全程硝化反應(yīng),威脅到了CANON的穩(wěn)定運(yùn)行,因此在第67d再一次排出R1內(nèi)的絮狀污泥進(jìn)行側(cè)流FNA處理:R1停止攪拌1min后排出了反應(yīng)器頂部有效容積1/4處的污泥,并將排出的污泥在厭氧罐內(nèi)用 0.6mg/L 的 FNA處理 12h ,將處理后的污泥洗去表面殘余亞硝酸鹽,采用非原位高曝氣的恢復(fù)策略運(yùn)行 5d后重新灌回R1,在隨后的運(yùn)行中 NH4+-N、NO3--N的變化趨勢(shì)與第一次處理后的恢復(fù)過程相似,ΔNO3--N/ΔNH4+-N再次穩(wěn)定在0.11左右.

以上分析表明,FNA側(cè)流處理后CANON工藝的重新建立與恢復(fù)的策略有很大的關(guān)系.相比采用原位高曝氣和原位低曝氣恢復(fù),非原位高曝氣更適合顆粒-絮體復(fù)合污泥系統(tǒng),能夠有效快速恢復(fù)AOB活性,且有利于淘汰剩余NOB,保持AnAOB不受影響.在長期的運(yùn)行中發(fā)現(xiàn),FNA處理后的CANON系統(tǒng)在穩(wěn)定運(yùn)行一定的時(shí)間后,NOB會(huì)再次發(fā)生增殖的現(xiàn)象.研究表明[22-23],盡管 FNA 對(duì)NOB的抑制閾值范圍比AOB低大約1個(gè)數(shù)量級(jí),但NOB能夠適應(yīng)不利環(huán)境.Park等[24]研究表明,通過FNA抑制進(jìn)行的部分亞硝化是可逆的或暫時(shí)的,NO2--N積累可能在 12～20d后惡化,并且在利用低DO控制過程中,AOB并不總是具有絕對(duì)的氧氣競爭優(yōu)勢(shì),因?yàn)镹OB 屬Nitrospira被證明能夠適應(yīng)持續(xù)的低DO環(huán)境,最終導(dǎo)致NOB群落轉(zhuǎn)向內(nèi)部物種結(jié)構(gòu),即具有更高的DO親和力[25].僅依靠DO的調(diào)控?zé)o法有效長期抑制NOB,此時(shí)就需要FNA再次對(duì)絮體污泥進(jìn)行處理.在傳統(tǒng)的 CANON工藝中依靠DO的控制能夠達(dá)到良好的NOB抑制效果,一旦NOB發(fā)生增殖,如有研究[26]在城市污水管道中就發(fā)現(xiàn)了大量的NOB,這些NOB就會(huì)隨城市污水一同進(jìn)入污水廠,引發(fā)系統(tǒng)中NOB的復(fù)蘇,破壞CANON工藝穩(wěn)定性,單獨(dú)利用 DO調(diào)控可能無法達(dá)到良好的效果,此時(shí)就需要定期進(jìn)行側(cè)流FNA處理,形成DO調(diào)控+FNA處理的雙抑制.

2.2 反應(yīng)器典型周期參數(shù)變化

反應(yīng)器內(nèi)pH值、DO含量的變化與功能菌活性和系統(tǒng)脫氮性能有密切的聯(lián)系[27].CANON反應(yīng)會(huì)產(chǎn)生H+造成pH值下降.選取R1、R2、R3恢復(fù)過程中第15d和R1穩(wěn)定運(yùn)行的第45d4個(gè)典型周期進(jìn)行研究.

由圖2可見,4個(gè)運(yùn)行周期的pH值變化均有一個(gè)共同點(diǎn),在好氧段 pH值降低后進(jìn)入?yún)捬醵?DO被消耗,pH 值發(fā)生反彈升高,出現(xiàn)“氨谷”,該參數(shù)可以表征AOB與NOB的競爭關(guān)系確定最佳曝氣參數(shù)[28].

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

在恢復(fù)階段,R1、R2、R3在典型周期初期 pH值下降幅度較大,隨著反應(yīng)進(jìn)行,下降幅度較初期平緩.第 1次曝氣時(shí) pH 值分別下降了 0.53、0.24、0.27,pH值下降的幅度反映了好氧段 AOB的活性,在好氧條件下,AOB以O(shè)2為電子受體,將NH4+-N氧化為NO2--N,同時(shí)消耗堿度并產(chǎn)生H+造成pH值降低.3組反應(yīng)器恢復(fù)階段R1內(nèi)的AOB活性最高,雖然R3中DO濃度高,但是AOB的活性恢復(fù)仍沒有R1快,而R2由于曝氣強(qiáng)度小,導(dǎo)致AOB活性最低.在周期內(nèi)第2個(gè)曝氣階段pH值均發(fā)生下降,且下降幅度 R1＞R3＞R2,分別為0.42、0.21、0.17,下降幅度均較第 1次曝氣幅度小,由于此時(shí) NH4+-N被消耗,底物濃度降低,AOB沒有充足的底物供應(yīng),AOB活性降低,pH值下降幅度減小.

典型周期內(nèi)第 1個(gè)厭氧段 pH值分別升高了0.22、0.15、0.13.AnAOB在厭氧條件下以 NO2--N為電子受體氧化NH4+-N消耗H+,使pH值升高,pH值的變化反應(yīng)了AnAOB活性,R1中AnAOB活性最高,R2中AnAOB理論上活性應(yīng)該和R1中AnAOB相同,但由于R2中AOB活性尚未完全恢復(fù),導(dǎo)致供給厭氧段的NO2--N較R1少,AnAOB無法獲得充足底物,活性低于 R1.根據(jù)圖2(a)、(b),第 1個(gè)厭氧段R1、R2分別產(chǎn)生了15.28,14.09mg/L的NO2--N,R1在前1個(gè)好氧段積累NO2--N比 R2要多.由于 R3采取的原位高曝氣策略恢復(fù)AOB活性,雖然在好氧段 AOB有較高的活性,并且提供了充足的 NO2--N供厭氧段反應(yīng),但較高的 DO濃度抑制了嚴(yán)格厭氧的AnAOB活性,使R3中AnAOB活性低于R2.

R1穩(wěn)定階段,經(jīng)過19d的運(yùn)行,AOB活性恢復(fù)到最佳水平.在第一個(gè)曝氣段pH下降幅度由第15d的0.53升高到了0.64,是第15d的1.21倍,說明AOB活性得到了良好的恢復(fù).而厭氧段的pH值升高不明顯,從15d的0.22升高到35d的0.25,AnAOB活性并未發(fā)生明顯變化,側(cè)面反映了實(shí)驗(yàn)中采用水力篩分絮狀污泥策略能夠有效將大部分AnAOB留在反應(yīng)器內(nèi),不受FNA處理的影響,同時(shí)也反映了非原位高曝氣恢復(fù)策略對(duì)顆粒-絮體混合污泥系統(tǒng)的重新建立是合適的.

在整個(gè)反應(yīng)周期內(nèi),R1、R2、R3恢復(fù)階段(第15d)pH 值下降分別為0.84(8.06～7.22),0.2(8.13～7.93),0.37(8.09～7.72),而 R1穩(wěn)定階段(45d)pH 值下降了1.08(8.06～6.98).CANON反應(yīng)生成H+使pH下降,pH 降低幅度越大,整個(gè)反應(yīng)進(jìn)行的越完全,恢復(fù)階段非原位高曝氣恢復(fù)策略的R1下降幅度最大,而采用原位高曝氣恢復(fù)的R3次之,原位低曝氣恢復(fù)策略下降幅度最小.

分析表明,非原位高曝氣恢復(fù)策略能夠有效恢復(fù)AOB活性.不但能夠使AOB活性快速恢復(fù),還能避免較高的曝氣強(qiáng)度對(duì)AnAOB的抑制.

2.3 脫氮路徑及功能菌活性

為探究不同恢復(fù)方式下系統(tǒng)內(nèi)氮素反應(yīng)路徑,對(duì)R1、R2、R3恢復(fù)階段(第15d)和R1穩(wěn)定階段(第45d)典型周期脫氮路徑進(jìn)行分析,結(jié)果如表1所示.

表1 典型周期內(nèi)曝氣段/停曝段氮素變化Table 1 Change of nitrogen in aerobic /anaerobic during a typical cycle

由表1可知,R1、R2、R3恢復(fù)周期內(nèi)NH4+-N在曝氣段的消耗總量分別是43.08,23.35,41.64mg/L,R1、R3分別是是R2的1.84,1.78倍,說明非原位高曝氣和原位高曝氣對(duì) AOB活性的恢復(fù)都有良好的效果,但采用原位低曝氣策略 AOB活性恢復(fù)較慢.停曝期間,R1、R2的 NH4+-N 消耗量接近,分別為27.84,26.86mg/L,但 R3消耗量明顯低于 R1、R2,較高的曝氣強(qiáng)度抑制了一部分 AnAOB活性導(dǎo)致NH4+-N停曝期間消耗量減少,與停曝期間pH值變化規(guī)律相符.高曝氣雖然有助于 AOB活性的恢復(fù),但抑制了 AnAOB活性,綜合以上考慮,非原位高曝氣恢復(fù) AOB活性對(duì)整體反應(yīng)是有利的.停曝期間,R1、R2、R3的NO3--N生成量與NH4+-N消耗量比值分別為0.265,0.257,0.265,均接近 Anammox理論比值0.26.即此時(shí)發(fā)生的Anammox是在厭氧條件下利用上一階段曝氣產(chǎn)生的NO2--N發(fā)生的交替亞硝化/厭氧氨氧化(ANA)[29].

曝氣階段 3個(gè)反應(yīng)器積累的 NO2--N均小于NH4+-N消耗量,根據(jù)亞硝化過程反應(yīng)方程式NH4+-N消耗量:NO2--N積累量應(yīng)為1:1,分析原因是由于顆粒污泥內(nèi)存在 DO濃度梯度,在顆粒污泥內(nèi)部核心區(qū)域形成厭氧區(qū),使曝氣階段內(nèi)部仍然發(fā)生Anammox反應(yīng).造成NO2--N積累量小于消耗量,此時(shí)系統(tǒng)中存在著同時(shí)亞硝化/厭氧氨氧化(SNA)脫氮路徑,曝氣過程N(yùn)O2--N積累量與NH4+-N消耗量差值可間接反映SNA脫氮路徑所占比重[29].脫氮路徑計(jì)算方法如下:對(duì)R1反應(yīng)器,曝氣階段NO2--N積累量為36.76mg/L,由于亞硝化過程N(yùn)H4+-N:NO2--N應(yīng)為1:1,因此消耗 NH4+-N量也應(yīng)為36.76mg/L,而實(shí)驗(yàn)所得的NH4+-N消耗量為43.08mg/L,多余部分消耗的NH4+-N即為SNA路徑消耗.此時(shí)SNA路徑所占比例為8.91%,其余部分為ANA路徑消耗.由表2可知,3個(gè)反應(yīng)器主要的脫氮路徑均是ANA.在R3中SNA脫氮路徑占比最大,推測原因是高曝氣強(qiáng)度抑制了AnAOB活性,導(dǎo)致缺氧段活性不能及時(shí)恢復(fù)影響ANA路徑脫氮占比,而高曝氣強(qiáng)度對(duì)顆粒內(nèi)部Anammox影響較小,增加了 SNA路徑的脫氮貢獻(xiàn).因此Anammox顆粒污泥抵抗一定濃度的DO具有獨(dú)特的優(yōu)勢(shì).R1、R2中SNA,ANA脫氮占比接近.第45d時(shí)R1中SNA脫氮路徑占比由第15d的8.91%增加到了19.39%,但此時(shí)系統(tǒng)的脫氮性能提高了,從86.49%升高到100%,兩個(gè)脫氮路徑的共同貢獻(xiàn)提高了總脫氮率.

表2 脫氮路徑比例Table 2 Denitrification pathway ratio

ΔNO3--N/ΔNH4+-N 值反應(yīng)系統(tǒng)內(nèi)的主要脫氮路徑,恢復(fù)階段R1值為0.118,接近CANON反應(yīng)器理論比值0.11,說明恢復(fù)階段R1中CANON工藝已經(jīng)建立,NOB得到有效抑制,并且非原位高曝氣恢復(fù)策略并未引起R1中NOB活性恢復(fù).而R2、R3分別為0.140、0.151,大于0.11,R2曝氣策略與R1相同,但卻發(fā)生了完全硝化反應(yīng),分析原因是,水力篩分絮狀污泥雖然會(huì)篩分大部分NOB,但仍有部分NOB未排出反應(yīng)器.留在反應(yīng)器內(nèi)的NOB在適宜生存條件下會(huì)大量增殖,破壞CANON工藝,而R1在FNA側(cè)流處理后采用反應(yīng)器外部單獨(dú)恢復(fù)的策略,此時(shí)反應(yīng)器內(nèi)降低了運(yùn)行期間DO濃度, NOB在低DO狀態(tài)下處于劣勢(shì),無法與AOB競爭DO,逐漸被淘汰,而R2使用原位恢復(fù)策略,為NOB創(chuàng)造了適宜DO環(huán)境,造成比值高于 R1.雖然 R3中 AOB活性快速恢復(fù),但也抑制了AnAOB活性,同時(shí)還為NOB增殖創(chuàng)造了有利條件,造成比值遠(yuǎn)高于理論比值,為CANON重新建立造成了困難.

運(yùn)行到第45d典型周期R1曝氣階段NH4+-N消耗量較恢復(fù)階段(15d)相比由 43.08mg/L升高到52.88mg/L,AOB活性恢復(fù)到最佳水平,但此時(shí)停曝階段 NH4+-N消耗量僅升高了 0.32mg/L,因此,在顆粒-絮體復(fù)合污泥CANON系統(tǒng)中,采用水力篩分絮狀污泥進(jìn)行側(cè)流 FNA處理的策略可以有效將AnAOB留在反應(yīng)器內(nèi)保留其活性不受影響.ΔNO3--N/ΔNH4+-N的值從15d的0.118升高到45d的 0.124,比值略有升高,說明在運(yùn)行一段時(shí)間后NOB活性會(huì)恢復(fù),在2.1節(jié)R1的長期運(yùn)行中觀察到了這個(gè)現(xiàn)象,表明僅靠 DO控制無法長期有效抑制NOB活性,需要定期結(jié)合側(cè)流 FNA處理形成對(duì)NOB的雙抑制.

3 結(jié)論

3.1 側(cè)流FNA處理后的顆粒-絮體CANON工藝污泥恢復(fù)過程中,采用非原位高曝氣恢復(fù)策略雖然會(huì)短暫造成出水NH4+-N升高,但有利于NOB淘洗.

3.2 側(cè)流FNA處理后采用非原位高曝氣恢復(fù)策略重新建立穩(wěn)定的CANON工藝在長期運(yùn)行的過程中會(huì)再次出現(xiàn)NOB增殖的現(xiàn)象,需要定期水力篩分排出絮狀污泥處理抑制 NOB的增殖,達(dá)到 DO控制+側(cè)流FNA處理的雙抑制.

3.3 在恢復(fù)階段,非原位高曝氣恢復(fù)策略能夠有效恢復(fù)AOB活性.不但能夠使AOB活性快速恢復(fù),還能避免較高的曝氣強(qiáng)度對(duì) AnAOB產(chǎn)生不利影響.利用該策略成功重新建立了顆粒-絮體混合污泥CANON工藝.