基于CANON系統(tǒng)顆粒污泥耦合生物膜工藝脫氮性能及微生物特征研究

韓 松，李 凱*，王志康，任治軍，李雪瑩

（1.貴州民族大學(xué)生態(tài)環(huán)境工程學(xué)院，貴陽 550025；2.國家民委重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室：喀斯特環(huán)境地質(zhì)災(zāi)害防治實(shí)驗(yàn)室，貴陽 550025）

近年，我國經(jīng)濟(jì)及工業(yè)體系迅速發(fā)展，垃圾滲濾液、食品加工廢水、畜禽養(yǎng)殖廢水等高濃度氨氮低碳廢水排放逐年增加[1]。目前常用傳統(tǒng)處理技術(shù)如活性污泥、A/O、A2/O等工藝處理高氨氮低碳廢水，需大量曝氣與有機(jī)物的額外投加，成本高，構(gòu)筑物結(jié)構(gòu)復(fù)雜，占地面積大，操作難度高。自養(yǎng)脫氮工藝又稱CANON工藝，是基于上述情況研發(fā)的一種新工藝，在處理高濃度氨氮低碳廢水時(shí)，具有物料投加少、能耗低、占地面積小、操作簡(jiǎn)單等優(yōu)點(diǎn)[2]。

CANON工藝主要包括亞硝化和厭氧氨氧化（Anammox）兩個(gè)階段：I，進(jìn)水中部分氨氮參與亞硝化反應(yīng)，被氨氧化菌（AOB）依次轉(zhuǎn)化為NH2OH、NO、NO2-；II，亞硝化反應(yīng)生成NO2-與進(jìn)水中剩余NH4+在厭氧氨氧化菌（AnAOB）作用下，發(fā)生Anammox反應(yīng)生成N2與少量NO3-，由此實(shí)現(xiàn)氮去除。AOB與AnAOB是CANON工藝主要功能微生物，均為化能自養(yǎng)型，在脫氮過程中無需消耗碳源，無需NO2-進(jìn)一步氧化為NO3-。研究表明，CANON工藝可節(jié)省約60%耗氧量與100%有機(jī)碳投加，減少90%污泥產(chǎn)量，是一種節(jié)能、經(jīng)濟(jì)的脫氮工藝[3]。

目前，對(duì)CANON工藝研究主要集中在單一生物膜系統(tǒng)與顆粒污泥系統(tǒng)實(shí)驗(yàn)室研究[4]，利用其顆粒污泥和生物膜空間特點(diǎn)，為AOB和AnAOB分別提供好氧和厭氧微環(huán)境，實(shí)現(xiàn)協(xié)同脫氮。生物膜由約10%微生物與約90%胞外聚合物（EPS）構(gòu)成，EPS作為生物膜骨架提供穩(wěn)定支撐并介導(dǎo)微生物表面黏附，形成AOB在外層好氧空間、AnAOB在內(nèi)層厭氧空間的黏性三維結(jié)構(gòu)[5]，可為微生物創(chuàng)造穩(wěn)定生存環(huán)境，在細(xì)胞缺乏營養(yǎng)物質(zhì)時(shí)，充當(dāng)?shù)孜锕┘?xì)胞存活，使生物膜具有較強(qiáng)抗逆性，但過量EPS導(dǎo)致生物膜滲透性降低，影響膜內(nèi)微生物活性[6]。相對(duì)而言，顆粒污泥主要構(gòu)成為微生物，EPS在其形成過程中僅起黏合劑作用，具有較高污染物去除效率[7]，存在啟動(dòng)周期長(zhǎng)、操控條件高、脫氮不穩(wěn)定等問題[8]。探索將生物膜、顆粒污泥耦合實(shí)現(xiàn)自養(yǎng)脫氮，對(duì)于CANON工藝工程應(yīng)用具有重要意義。

本文基于CANON系統(tǒng)EGSB反應(yīng)器構(gòu)建顆粒污泥生物膜復(fù)合式（GSBR）反應(yīng)器，EGSB反應(yīng)器也叫膨脹顆粒污泥床，在此基礎(chǔ)上，EGSB反應(yīng)器內(nèi)三相分離器上添加軟性填料形成生物膜，接種顆粒污泥與活性污泥混合液，構(gòu)建成GSBR反應(yīng)器。研究進(jìn)水NH4+-N濃度、DO濃度、上升流速對(duì)脫氮效率與系統(tǒng)穩(wěn)定性影響，探討顆粒污泥與生物膜在復(fù)合系統(tǒng)工藝同步馴化情況、微觀形態(tài)與微生物構(gòu)成，探究GSBR反應(yīng)器協(xié)同脫氮過程，研究可為CANON工藝工程應(yīng)用研究提供參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 GSBR反應(yīng)器

反應(yīng)器如圖1所示，主體可分為生物膜區(qū)和顆粒污泥區(qū)兩部分，由三相分離器分隔開，三相分離器內(nèi)投加軟性填料供微生物附著生長(zhǎng)。反應(yīng)器高1.8 m，有效容積為8 L，生物膜區(qū)內(nèi)徑為150 mm，顆粒污泥區(qū)內(nèi)徑為50 mm。生物膜區(qū)和顆粒污泥區(qū)間設(shè)有曝氣器。主體外側(cè)設(shè)置恒溫水浴加熱器，主體底部設(shè)置進(jìn)水口，上部設(shè)置出水口與回流口，進(jìn)水管與回流管均連接蠕動(dòng)泵。

圖1 GSBR反應(yīng)器裝置Fig.1 GSBR Reactor

1.2 試驗(yàn)用水與接種污泥

采用人工廢水，以NH4HCO3作為廢水氮源，適量KH2PO4作為磷源，適量CaCl2促進(jìn)顆粒污泥形成，使用NaHCO3調(diào)節(jié)廢水pH，控制在7.8～8.2，接種污泥取自EGSB反應(yīng)器中顆粒污泥與活性污泥混合液，接種量為0.05 L，MLSS為3 500 mg·L-1，進(jìn)水按1 mL·L-1加入以下微量元素液：EDTA 5 g·L-1,CoCl2·6H2O 1.6 g·L-1,ZnSO4·7H2O 2.2 g·L-1，CuSO4·5H2O 1.2 g·L-1,MnCl2·4H2O 5.1 g·L-1，(NH4)6Mo7O244H2O 1.1 g·L-1，F(xiàn)eSO4·7H2O 5 g·L-1，CaCl2·2H2O 5.5 g·L-1。

1.3 反應(yīng)器運(yùn)行調(diào)控

采用上流式連續(xù)進(jìn)水，通過蠕動(dòng)泵調(diào)節(jié)進(jìn)水與回流流速，調(diào)控顆粒污泥區(qū)上升流速，恒溫加熱器控制溫度為（30±2）℃。將曝氣器置于生物膜區(qū)與顆粒污泥間，調(diào)節(jié)曝氣量控制DO濃度。實(shí)驗(yàn)中反應(yīng)器共運(yùn)行262 d，各階段時(shí)間、進(jìn)水NH4+-N濃度、DO濃度、上升流速、HRT參見表1。

表1 反應(yīng)器運(yùn)行情況Table1 Reactor operation

1.4 常規(guī)測(cè)試方法

NH4+-N、NO2--N、NO3--N和MLSS等采用標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)量，如表2所示。

表2 分析項(xiàng)目與檢測(cè)方法Table 2 Analysis items and test methods

使用JPB-607AB便攜式溶氧儀測(cè)定DO，使用PHBJ-260便攜式pH計(jì)測(cè)定pH，使用HYL-2080激光粒度儀測(cè)定污泥粒徑。

1.5 分析方法

1.5.1 總氮、氨氮去除效率

本研究中，總氮（TN）濃度由含氮物NH4+-N、NO2--N、NO3--N之和表示。氨氮去除率與總氮去除率（ETN）分別表示進(jìn)、出水中NH4+-N與TN減少量與進(jìn)水濃度比值，分別采用式（1）與（2）計(jì)算，公式如下：

式中，NH4+-Ninf,TNinf分別表示反應(yīng)器進(jìn)水中氨氮濃度與總氮濃度（mg·L-1）；NH4+-Neff,TNeff分別表示出水氨氮濃度與總氮濃度（mg·L-1）。

1.5.2 顆粒污泥粒徑

在反應(yīng)器上、中、下3個(gè)排泥采樣口分別取10 mL泥水混合物，混合均勻后去除上清液，將10 mL純泥樣使用HYL-2080激光粒度儀測(cè)定污泥直徑，計(jì)算接種初期和反應(yīng)后期顆粒污泥粒徑變化。

1.5.3 微生物多樣性

取0.5 g生物膜、顆粒污泥樣品，使用Fast DNA SPIN試劑盒提取基因組DNA，采用上海生工Illumina Miseq測(cè)序平臺(tái)分析16s RNAV3區(qū)基因序列，所用擴(kuò)增引物為341F:CCTACGGGNGGCWGCAG，805R:GACTACHVGGGTATCTAATCC?；?7%同源性對(duì)OTUs進(jìn)行聚類分析，通過與RDP（Ribosomal database project）在線數(shù)據(jù)庫比對(duì)，分析微生物組成。

1.5.4 去除負(fù)荷

分別采用式（3）、式（4）計(jì)算NH4+-N單位容積去除負(fù)荷、TN單位容積去除負(fù)荷，公式如下：

2 結(jié)果與分析

2.1 進(jìn)水NH 4+-N濃度對(duì)GSBR反應(yīng)器脫氮的影響

進(jìn)水NH4+-N濃度為50、100、150、200 mg·L-1，分別運(yùn)行30 d，含氮物濃度及脫氮性能如圖2所示。當(dāng)進(jìn)水NH4+-N濃度為50 mg·L-1時(shí)，出水中含氮物主要為NO3--N，NH4+-N、NO2--N濃度較低，不足0.2 mg·L-1；當(dāng)進(jìn)水NH4+-N濃度提升至200 mg·L-1時(shí)，NH4+-N、NO2--N濃度分別增至33.42 mg·L-1、17.28 mg·L-1。結(jié)合自養(yǎng)脫氮過程表達(dá)式，可推測(cè)主要脫氮途徑為亞硝化-Anammox。NH4+-N去除率（ENH4+-N）及TN去除率（ETN）在進(jìn)水NH4+-N濃度50～200 mg·L-1范圍內(nèi)提高而降低，由99%降至83%，ETN由76%降至61%，單位容積TN去除負(fù)荷（FrTN）由0.58 kgN(m3·d)-1升至1.76 kgN(m3·d)-1，表明含氮污染物去除量隨進(jìn)水NH4+-N濃度提升而增加。當(dāng)進(jìn)水NH4+-N提升至150 mg·L-1時(shí)，此時(shí)ETN、FrTN分別為72.6%、1.58 kgN(m3·d)-1，脫氮性能較好，進(jìn)一步提升總氮去除增量顯著減少，TN去除率下降。

圖2 含氮物質(zhì)濃度及TN去除率變化Fig.2 Changeof nitrogen content and TN removal rate

2.2 DO濃度對(duì)GSBR反應(yīng)器脫氮的影響

進(jìn)水NH4+-N濃度分別為50、100、150 mg·L-1，各階段分別調(diào)控DO濃度為0.3、0.8、1.3、1.8 mg·L-1，出水NH4+-N、TN去除率及進(jìn)水NH4+-N 100 mg·L-1時(shí)出水狀況見圖3。不同進(jìn)水NH4+-N濃度，ENH4+-N均隨DO濃度提升呈先增再降，在DO濃度為0.8 mg·L-1時(shí)整體去除率較好。原因是低氧條件下DO促進(jìn)亞硝化，降解NH4+-N生成NO2--N；當(dāng)DO濃度＞0.8 mg·L-1時(shí)，則抑制Anammox反應(yīng)，影響NH4+-N轉(zhuǎn)化為N2。以進(jìn)水NH4+-N濃度為100 mg·L-1時(shí)為例，出水中NO2--N隨DO升高而增加，原因是DO促進(jìn)亞硝化生成NO2--N，NO3--N受DO濃度影響較小，NO3--N濃度先由24.3 mg·L-1上升至30.7 mg·L-1，隨后回落至27.0 mg·L-1，變化幅度較小。

圖3 NH 4+-N、TN去除率/含氮物質(zhì)濃度Fig.3 Change of NH 4+-N、TN removal rate/nitrogen content

2.3 上升流速對(duì)GSBR反應(yīng)器脫氮的影響

控制進(jìn)水濃度為100 mg·L-1，調(diào)節(jié)回流泵轉(zhuǎn)速控制顆粒污泥區(qū)、生物膜區(qū)料液上升流速，顆粒污泥區(qū)為3.5、5.0、6.5、8.0 m·h-1，生物膜區(qū)對(duì)應(yīng)上升流速為0.9、1.3、1.6、2.0 m·h-1。運(yùn)行參數(shù)：DO 0.8 mg·L-1、HRT 24 h，各階段運(yùn)行時(shí)間為20 d，反應(yīng)器出水如圖4所示。如圖4所示，顆粒污泥區(qū)上升流速由3.5 m·h-1逐漸升至8.0 m·h-1，各階段反應(yīng)后期NH4+-N去除率呈先升后降，顆粒污泥區(qū)上升流速為6.5 m·h-1達(dá)最大值97.6%。TN去除率則隨上升流速增加逐漸降低，顆粒污泥區(qū)上升流速3.5 m·h-1達(dá)最大值71.5%，污泥區(qū)上升流速提升5.0 m·h-1時(shí)快速降至59.1%，隨上升流速進(jìn)一步提升而緩慢下降。上升流速提升過程中，NH4+-N濃度先降后升，上升流速6.5 m·h-1時(shí)達(dá)最小值，表明上升流速在3.5～6.5 mg·L-1范圍增加有利于亞硝化，促進(jìn)NH4+-N向NO2--N轉(zhuǎn)化，但不利于Anammox，抑制NH4+-N、NO2--N轉(zhuǎn)化為N2，導(dǎo)致逐漸升高，ETN逐漸降低。當(dāng)上升流速繼續(xù)升至8.0 m·h-1時(shí)，亞硝化與Anammox均受不同程度抑制，NH4+-N、TN去除性能降低。

圖4 NH 4+-N、TN去除率Fig.4 NH 4+-N、TN removal rate

2.4 微生物形態(tài)及組成

2.4.1 顆粒污泥粒徑變化

如圖5所示，為顆粒污泥粒徑變化，接種前污泥粒徑主要分布區(qū)間為0～3.0 mm，占顆?？傮w數(shù)量比例為84%，其中，1.0～2.0 mm為含量最高分布區(qū)間，占比為38%，接種前顆粒污泥平均粒徑為1.8 mm。接種污泥后粒徑主要分布區(qū)間為2.0～4.0 mm，所占比例為79%，2.0～3.0 mm為含量最高分布區(qū)間，接種污泥后顆粒污泥平均粒徑為2.7 mm，相對(duì)于接種前顆粒污泥平均粒徑增加50%，平均體積增加2.4倍，表明GSBR反應(yīng)器可有效實(shí)現(xiàn)顆粒污泥馴化。

圖5 顆粒污泥粒徑變化Fig.5 Change of particle size of granular sludge

2.4.2 污泥表觀形態(tài)

如圖6所示，為生物膜與顆粒污泥SEM電鏡掃描圖。生物膜與顆粒污泥污泥表面均有大量EPS結(jié)構(gòu)，相比于顆粒污泥，生物膜表面結(jié)構(gòu)較松散，覆蓋EPS更多，存在較大孔道，用于膜內(nèi)微生物與基質(zhì)溶液間物質(zhì)傳遞；顆粒污泥表面則相對(duì)緊實(shí)，絮狀體、空隙相對(duì)較少，該結(jié)構(gòu)可能受長(zhǎng)期水力剪切影響，松散結(jié)合型EPS被沖刷而緊密結(jié)合型EPS相對(duì)含量增加。

圖6 GSBR反應(yīng)器污泥電鏡掃描Fig.6 SEM of sludge in GSBR reactor

2.4.3 微生物多樣性

如圖7所示，為GSBR反應(yīng)器污泥在種屬水平上的多樣性。生物膜優(yōu)勢(shì)菌種屬為Nitrospira,norankf-BSV26,Candidatus-Brocadia,Denitratisoma,Meiothermus,norank-f-Gemmatimonadaceae,Nitrosomonas，相對(duì)豐度分別為13.39%、17.45%、4.31%、4.86%、7.93%、5.48%、2.37%。顆粒污泥優(yōu)勢(shì)菌屬為Candidatus-Jettenia,norank-f-BSV26,Candidatus_Brocadia,Denitratisoma，norank-o-SBR1031，norank-c-OM190，相對(duì)豐度分別為18.38%、2.79%、3.70%、2.77%、11.20%、3.90%。其中，Candidatus-Brocadia和Candidatus-Jettenia為AnAOB，Nitrosomonas為亞硝化細(xì)菌，Nitrospira為硝化細(xì)菌[9]。

圖7 GSBR反應(yīng)器污泥在屬水平的微生物組成Fig.7 Microbial composition of GSBR reactor sludgein generic level

3 討 論

本研究GSBR反應(yīng)器，當(dāng)進(jìn)水NH4+-N負(fù)荷較低時(shí)，亞硝化-Anammox途徑將NH4+-N完全轉(zhuǎn)化為大量N2與少量NO3--N，當(dāng)進(jìn)水NH4+-N負(fù)荷較高時(shí)，亞硝化-Anammox無法將NH4+-N、NO2--N完全轉(zhuǎn)化，導(dǎo)致出水中NH4+-N與NO2--N濃度較高。Li等采用SBR運(yùn)行CANON生物膜系統(tǒng)，最大FrTN為0.42 kgN(m3·d)-1至0.59 kgN(m3·d)-1[10]；采用自養(yǎng)脫氮顆粒污泥系統(tǒng)，最大FrTN可達(dá)2.30 kgN(m3·d)-1[11]。本文最大FrTN為1.76 kgN(m3·d)-1，接近顆粒污泥系統(tǒng)。張澤宇等采用最佳策略調(diào)控CANON顆粒污泥系統(tǒng)，進(jìn)水NH4+-N濃度變化最短適應(yīng)時(shí)間為25 d[12]，反應(yīng)器適應(yīng)期為7～12 d，相對(duì)顆粒污泥系統(tǒng)較短，抗沖擊負(fù)荷性能更優(yōu)。不同進(jìn)水NH4+-N濃度時(shí)，ENH4+-N與ETN均隨DO濃度在0.3～1.8 mg·L-1范圍提高，呈先增后降趨勢(shì)，均在DO濃度為0.8 mg·L-1達(dá)整體脫氮效率最高，與方芳等研究結(jié)果一致[13]。研究認(rèn)為，DO是實(shí)現(xiàn)CANON工藝高效運(yùn)行重要因素，保證AOB能夠?qū)⒉糠諲H4+-N轉(zhuǎn)變成NO2--N，但DO過高又促進(jìn)NOB生長(zhǎng)導(dǎo)致NO2--N生成NO3--N，抑制AnAOB活性[14]。張姚等基于CANON顆粒污泥系統(tǒng)研究則顯示，在DO為0.46 mg·L-1時(shí)，當(dāng)DO＞1.0 mg·L-1時(shí)Anammox菌失活[15]。本文GSBR反應(yīng)器對(duì)DO耐受性更強(qiáng)，適應(yīng)范圍更大，GSBR反應(yīng)器脫氮過程中受DO影響程度小，以進(jìn)水NH4+-N濃度100 mg·L-1為例，DO為0.8 mg·L-1時(shí)TN去除率達(dá)最大值66.1%，DO為1.8 mg·L-1時(shí)為51.1%，降幅僅為15%。部分研究顯示，自養(yǎng)脫氮顆粒污泥系統(tǒng)在上升流速為6～7 m·h-1時(shí)性能最佳[16]。本文最適上升流速相對(duì)較低，降低能耗需求，可能是上升流速綜合作用于生物膜與顆粒污泥的結(jié)果。研究認(rèn)為，上升流速形成水力剪切，影響顆粒污泥與基質(zhì)如DO傳質(zhì)過程，對(duì)顆粒污泥粒徑、沉降性能及EPS生成造成影響[17-18]。

微生物形態(tài)組成表明，生物膜與顆粒污泥微生物組成差異顯著，可能是因兩者表面水體流速不同，導(dǎo)致EPS覆蓋層厚度、DO及含氮物傳質(zhì)產(chǎn)生差異[19]。生物膜與顆粒污泥均含有功能微生物AOB、AnAOB，其中，AOB主要分布在生物膜中，AnAOB在生物膜與顆粒污泥中均有較多分布，尤其在顆粒污泥中，AnAOB豐度高達(dá)22%，遠(yuǎn)高于其他優(yōu)勢(shì)物種，這是因顆粒污泥主要構(gòu)成為微生物，EPS在其形成過程中僅發(fā)揮黏合劑作用，污泥在顆粒污泥表面富集，污泥消耗大部分氧氣，使其內(nèi)部低氧狀態(tài)，AnAOB活性不受抑制[20]。生物膜中還檢測(cè)出硝化功能菌Nitrospira，原因可能是生物膜長(zhǎng)期附著于填料，增加污泥齡，系統(tǒng)對(duì)硝化功能菌的篩除能力減弱[21]。生物膜也因微生態(tài)系統(tǒng)多元化，具有更好抗逆性與抗沖擊負(fù)荷能力。

4 結(jié)論

構(gòu)建一種CANON工藝GSBR反應(yīng)器，實(shí)現(xiàn)自養(yǎng)生物膜與顆粒污泥同步馴化，進(jìn)水NH4+-N濃度、DO濃度、上升流速分別在150 mg·L-1、0.8 mg·L-1、3.5 m·h-1時(shí)脫氮性能較好?？偟コ?fù)荷最高可達(dá)1.76 kgN(m3·d)-1，對(duì)水質(zhì)波動(dòng)適應(yīng)期較短，進(jìn)水NH4+-N濃度提升后7～12 d可恢復(fù)到穩(wěn)定狀態(tài)，具有較大DO耐受性及適應(yīng)范圍，受DO影響小，DO由0.8 mg·L-1增至1.8 mg·L-1，TN去除率僅降低23%。顆粒污泥平均粒徑增加50%，平均體積增加2.4倍；生物膜與顆粒污泥微生物組成差異明顯，AOB主要分布在生物膜中，AnAOB在生物膜與顆粒污泥中均有較多分布，顆粒污泥中豐度高達(dá)22%，不同微生物分布實(shí)現(xiàn)生物膜與顆粒污泥耦合脫氮。