不同粒径的厌氧氨氧化颗粒污泥脱氮性能研究

郑照明,刘常敬,郑林雪,张美雪,陈光辉,赵白航,李 军(北京工业大学水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室,北京 100124)

不同粒径的厌氧氨氧化颗粒污泥脱氮性能研究

郑照明,刘常敬,郑林雪,张美雪,陈光辉,赵白航,李 军*(北京工业大学水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室,北京 100124)

通过血清瓶批试研究了温度为25℃时,粒径为R1(>2.5mm),R2(1.5～2.5mm),R3(0.5～1.5mm)的厌氧氨氧化(anammox)颗粒污泥的脱氮特性.R1,R2,R3的厌氧氨氧化TN去除速率分别为0.555,0.423,0.456kgN/(kgVSS⋅d),R1的TN去除活性最大,R2和R3的TN去除活性相差不大.anammox颗粒污泥的厌氧氨氧化 TN去除、亚硝态氮反硝化、硝态氮反硝化、好氧氨氧化、好氧亚硝态氮氧化速率平均值分别为0.478,0.028,0.037,0.050,0.033kgN/(kgVSS⋅d).扫描电镜显示anammox颗粒污泥表面存在孔洞,有助于缓解粒径对传质效率的不利影响.颗粒污泥外部以球状菌为主,可能为好氧氨氧化菌(AOB),有助于缓解氧气对 anammox菌的抑制作用;颗粒污泥内部以火山口状的细菌为主,可能为anammox菌.

厌氧氨氧化；颗粒污泥；粒径；脱氮特性；传质作用

厌氧氨氧化是一种新型的生物脱氮工艺,有助于减少脱氮过程中碳源的投加和能源的浪费,但是anammox菌生长缓慢,倍增时间长达11d[1-2],对反应器的持流能力要求很高.目前关于厌氧氨氧化的研究主要是在脱氮机理、培养条件和影响因素上[3-5].李祥等[4]的研究表明,厌氧氨氧化活性污泥对不利条件的抵抗性差,当进水 Cu2+浓度达到4mg/L和Zn2+的浓度达到8mg/L时,厌氧氨氧化活性污泥的活性将受到抑制.研究表明颗粒污泥具有良好的沉降性能、抗冲击负荷能力,能够提高反应器的处理效能.刘常敬等[5]的研究表明,以anammox颗粒污泥为核心的UASB反应器可以抵抗苯酚的毒性,实现厌氧氨氧化和反硝化的耦合脱氮.世界上第一个生产性anammox反应器于 2002年在荷兰鹿特丹建成,随着 anammox颗粒污泥的形成,最高总氮容积去除负荷达到9.5kgN/(m3⋅d)[6].唐崇俭等采用以 anammox颗粒污泥为核心的EGSB反应器处理模拟废水,通过缩短水力停留时间至 0.3h,总氮容积去除负荷达到50.75kg N/(m3⋅d)[7].粒径对anammox颗粒颗粒污泥的活性具有重要影响.有研究表明,厌氧氨氧化活性主要发生于颗粒污泥表面1mm厚度的范围内[8],当颗粒污泥粒径大于 2mm时,颗粒污泥内部将会处于饥饿状态,使得颗粒污泥的活性下降.Peng等[9]对粒径为 M1(>1.5mm),M2 (1.0～1.5mm),M3(0.5～ 1.0mm)的anammox颗粒污泥厌氧氨氧化活性的研究表明,M2的活性最大,M1和M3的活性相差不大.实际培养得到的 anammox颗粒污泥往往是以厌氧氨氧化菌为主,几种脱氮细菌并存的复合体,然而,关于 anammox颗粒污泥的复合脱氮特性少有全面的研究.本实验拟研究粒径对 anammox颗粒污泥脱氮性能的影响,筛选3种粒径的anammox颗粒污泥,考察其在脱氮性能和污泥特性的差别,并对anammox颗粒污泥的复合脱氮特性进行全面研究.

1 材料与方法

1.1 颗粒污泥来源

图1 UASB-生物膜反应器示意Fig.1 Schematic diagram of UASB-biofilm reactor

反应器装置如图1所示,anammox颗粒污泥取自实验室 UASB-生物膜反应器底部[10].反应器有效容积 76L,采用黑色软性材料包裹以避光,反应器上2/3部分添加直径为10cm的聚氯乙烯球形填料以减少污泥的流失.进水 NH4+-N平均值为40～45mg/L,NO2--N控制为45～50mg/L,其余组分和微量元素控制参照文献[2].反应器温度为24～26℃,进水由浓水和未经消氧的自来水组成, DO为3～4mg/L,pH值不控制,HRT为1.5h,TN平均容积去除负荷为 1.5kg/(m3⋅d).污泥经测序,主要细菌种类为厌氧氨氧化菌 Candidatus Brocadia fulgida(JX852965-JX852969).污泥取出后,先用自来水冲洗3遍以去除表面的残留基质,再用孔径为0.5,1.5,2.5mm的不锈钢筛网过滤得到粒径为 R1(>2.5mm),R2(1.5～2.5mm),R3(0.5～1.5mm)的颗粒污泥.anammox颗粒污泥照片如图2所示,颜色为砖红色,刻度尺最小刻度为1mm.

图2 颗粒污泥照片Fig.2 Photo of anammox granules (A)R1, (B)R2, (C)R3

1.2 批试试验水质

试验采用人工配水,主要氮素成分为NH4Cl, NaNO2,KNO3,碳源为乙酸钠,其余组分和微量元素控制参照文献[2].各脱氮活性测定时的配水组分见表1.

表1 脱氮活性测定时的主要配水组分(mg/L)Table 1 The synthetic wastewater used for measuring nitrogen removal performance (mg/L)

1.3 批试试验装置和程序

批试试验采用500mL血清瓶[11],进行不同粒径颗粒污泥的脱氮特性测定.

污泥浓度的确定:用分析天平称取14g左右某一粒径湿污泥,将污泥和模拟配水一起放入有效容积为500mL血清瓶中.同时取5g左右该粒径湿污泥用滤纸包好,经烘箱和马弗炉处理,烘干时间及温度同常规污泥浓度测量条件相同,得到干物质/湿泥、挥发性物质/湿泥的比值,反算血清瓶中的MLSS,MLVSS.

厌氧氨氧活性的测定参照文献[11-12],采用血清瓶批试实验研究颗粒污泥的厌氧氨氧化活性.为了保证颗粒污泥的厌氧氨氧化活性,进行如下操作:(1)配置泥水混合液;(2)启动恒温磁力搅拌器,转速为200r/min,盖紧瓶塞,通氮气30min(氮气纯度 99.999%);(3)停止通氮气,将血清瓶将连同磁力搅拌器放入25℃的恒温培养箱中.为了准确反映颗粒污泥在 25℃条件下的厌氧氨氧化活性,待血清瓶中温度升至 25℃后开始取样,每隔1h取样测定 NH4+-N、NO2--N、NO3--N 浓度,每次取样体积5mL.

亚硝态氮和硝态氮反硝化活性测定[13]:操作方法同厌氧氨氧化活性的测定,以乙酸钠为碳源.

好氧氨化活性测定参照文献[14]:(1)配置泥水混合液,以碳酸氢钠补充碱度;(2)往血清瓶中鼓入空气,曝气量控制为250mL/min,启动恒温磁力搅拌器,转速为200r/min,将血清瓶将连同磁力搅拌器放入25℃的恒温培养箱中,待血清瓶中温度升至 25℃后开始取样,每隔 1h取样测定NH4+-N、NO2--N、NO3--N浓度,每次取样体积5mL.

好氧亚硝态氮氧化活性测定:操作方法同好氧氨氧化活性测定.

1.4 分析方法

NH4+-N:纳氏试剂光度法;NO2--N:N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NO3--N:麝香草酚分光光度法;MLSS、MLVSS:重量法;DO、温度: WTW/Multi 3420测定仪;颗粒污泥粒径筛分: GB6003.1-1997标准检验筛;粒径分析:采用nanomeasure软件对照片进行分析;扫描电镜: Hitachi S-4300扫描电子显微镜;数码照片: iPhone5;沉降速度的测定:让颗粒污泥自由通过高度为 410mm的量筒,测其速度;扫描电子显微镜(SEM)样品制备主要步骤:固定、冲洗、脱水、置换干燥、粘样、镀膜.

2 结果与讨论

2.1 粒径对anammox颗粒污泥脱氮性能的影响

2.1.1 厌氧氨氧化活性 如图3所示,在底物浓度充足的情况下,NH4+-N和NO2--N的降解均表现出较好的线性关系.对线性底物降解阶段进行直线拟合,求得R1,R2,R3的NH4+-N去除速率分别为 0.268,0.189,0.222kgN/(kgVSS⋅d)(图 3A), NO2--N去除速率分别为 0.324,0.257,0.300kgN/ (kgVSS⋅d)(图 3B),TN 去除速率分别为 0.555, 0.423,0.456kgN/(kgVSS⋅d)(图3C),R1的TN去除速率最大,R2和R3的TN去除速率相差不大,R1的TN去除速率比R3提高了21.7%.有研究表明厌氧氨氧化活性主要发生于颗粒污泥表面 1mm厚度的范围内[8].对于大颗粒污泥,生物活性主要发生在表面0.2～0.3mm厚度的生物膜层内[15].本研究的结果表明anammox颗粒污泥的厌氧氨氧化活性并没有随着粒径的增大而降低,相反,粒径最大的anammox颗粒污泥厌氧氨氧化活性最大.本实验研究的粒径尺寸最大为 5mm左右,在本实验研究的粒径范围内(0～5mm),粒径的增大对anammox颗粒污泥的厌氧氨氧化活性的作用表现为两个方面,包括抑制作用和促进作用.抑制作用:小颗粒污泥具有更好的传质效率和更大的比表面积,可以展现更好的生物活性[16];所以粒径的增大将对anammox颗粒污泥的厌氧氨氧化活性产生不利影响.促进作用:anammox颗粒污泥表面布满了孔道,有利于基质进入颗粒污泥内部,在一定程度上缓解传质作用的不利影响[9].粒径增大有助于提高anammox颗粒污泥对不利条件的抵抗性能.小颗粒污泥对不利条件抵抗性更差,当旋转速度增加,厌氧氨氧化颗粒污泥的平均粒径下降了 45%,活性下降了 40%[17];当氧分压超过 0.5%的空气饱和度时,anammox菌的厌氧氨氧化活性将会受到抑制[18];在低溶解氧环境中时, AOB分布于颗粒污泥表面,缓解氧气对anammox菌的抑制, anammox菌存在于颗粒污泥内部完成厌氧氨氧化[19],本实验的反应器采用未经消氧的自来水配制模拟废水,由于粒径对氧气的传质限制,大颗粒污泥能更好的缓解 O2对 anammox菌的抑制,从而具有更高的活性;在实验前的准备过程中,污泥的淘洗使得anammox颗粒污泥受到氧气,温度的影响,大颗粒污泥能够使得内部的 anammox菌保持较高的活性.Strous等[20]认为向反应器中投加1.4mg/L的N2H4或者0.7mg/L的NH2OH则可恢复厌氧氨氧化活性,大颗粒污泥内部生物量更大,内部可以产生并富集更多的厌氧氨氧化中间产物,从而维持较高的厌氧氨氧化活性.当粒径从 R3增加到 R2时,粒径对颗粒污泥的促进作用和抑制作用相当,所以R2,R3的厌氧氨氧化活性相差不大.当粒径从R3增加到R1时,粒径对颗粒污泥的促进作用大于抑制作用,所以R1的TN去除速率比R3提高了21.7%.

2.1.2 反硝化性能 如图4所示,R1,R2,R3的亚硝态氮反硝化速率分别为0.034,0.029,0.022kgN/ (kgVSS⋅d)(图4A),平均值为0.028kgN/(kgVSS⋅d),为厌氧氨氧化TN去除速率平均值的6%.R1,R2, R3的硝态氮反硝化速率分别为 0.017,0.046, 0.047kgN/(kgVSS⋅d)(图4B),平均值为0.037kgN/ (kgVSS⋅d),为厌氧氨氧化TN去除速率平均值的7.7%,反硝化批试实验中的少量 NO2--N去除和NO3--N去除可能是由于 anammox颗粒污泥吸附作用去除的,实际的反硝化速率要比测量值更小.因为配水中不含有机物,反硝化菌生长受到抑制,保证了厌氧氨氧化反应器稳定运行.

图3 R1, R2, R3的厌氧氨氧化活性Fig.3 The specific anammox activities of R1, R2, R3

图4 R1, R2, R3的亚硝态氮和硝态氮反硝化活性Fig.4 The specific denitrification activities over nitrite and nitrate of R1, R2, R3

2.1.3 硝化性能 好氧氨氧化活性:如图5所示,好氧条件下R1,R2,R3的NH4+-N降解速率分别为 0.137, 0.083,0.032kgN/(kgVSS⋅d)(图 5A).R1, R2,R3的NO2--N生成速率分别为 0.042,0.025, 0.027kgN/(kgVSS⋅d)(图5B).R1,R2,R3的NO3--N生成速率分别为 0.032,0.022,0.003kgN/(kgVSS⋅d) (图5C).取NO2--N生成速率和NO3--N生成速率之和为好氧氨氧化速率,则 R1,R2,R3的好氧氨氧化速率分别为 0.074,0.047,0.030kgN/ (kgVSS⋅d),平均速率为 0.050kgN/(kgVSS⋅d),为厌氧氨氧化TN去除速率平均值的10.5%.R1,R2, R3的 NH4+-N 损失速率分别为 0.063,0.036, 0.002kgN/(kgVSS⋅d),平 均 值 为 0.034kgN/ (kgVSS⋅d),这部分NH4+-N的损失可能是由于好氧条件下氨的吹脱和颗粒污泥对氨的吸附去除所造成的.R1的好氧氨氧化活性最大,R3的好氧氨氧化活性最小,好氧氨氧化活性随粒径的增大而增大,因此大颗粒污泥可以更好的缓解氧气对anammox菌的抑制.

图5 R1, R2, R3的NH4+-N、NO2--N、NO3--N变化Fig.5 The evolution of NH4+-N、NO2--Nand NO3--N of R1, R2, R3

好氧亚硝态氮氧化活性:如图 6所示, R1,R2,R3的NO2--N降解速率分别为0.042,0.042, 0.021kgN/(kgVSS⋅d)(图6A),取NO3--N生成速率为好氧亚硝态氮氧化速率,R1,R2,R3的 NO3--N生成速率为 0.040,0.040,0.020kgN/(kgVSS⋅d)(图6B),平均速率为 0.033kgN/(kgVSS⋅d),为厌氧氨氧化 TN去除速率平均值的 7.0%,R1,R2,R3的NO2--N 损失速率为 0.002,0.002,0.001kgN/ (kgVSS⋅d),这部分NO2--N的损失可能是由于颗粒污泥对 NO2--N的吸附去除所造成的.厌氧氨氧化颗粒污泥的好氧氨氧化活性平均值0.050kgN/(kgVSS⋅d)大于好氧亚硝态氮氧化性能0.033kgN/(kgVSS⋅d),AOB的数量相对于NOB在颗粒污泥中占优势.因为连续流固定床的进水中含有 3～4mg/L溶解氧,AOB的氧饱和常数比NOB(nitrite oxidation bacteria)低[21-22],AOB迅速消耗进水中的溶解氧,NOB不仅要和AOB竞争氧气,还要和anammox菌竞争NO2--N,生长受到抑制.

图6 R1,R2,R3的NO2--N和NO3--N变化Fig.6 The evolution of NO2--N and NO3--N of R1,R2,R3

2.2 污泥特性

2.2.1 污泥物理特性 如图7所示,R1,R2,R3的 MLVSS/MLSS分别为0.938,0.933,0.903.An等[9]测得粒径为 M1(>1.5mm),M2(1.0～1.5), M3(0.5～1.0)的anammox颗粒污泥的MLVSS/ MLSS分别为 0.75,0.71,0.66,本研究的颗粒污泥含有的微生物浓度更高,无机组分更低.R1,R2,R3所占的数目比分别为 15.4%,57.3%,27.3%,R2所占的数目百分数最大,R1最小.R1,R2,R3所占的重量比分分别为 20.4%,59.2%,20.4%,R2所占的重量百分比最大,R1和 R3最小重量百分比相差不大.R1, R2,R3的沉降速度分别为 85.9,64.0, 40.9m/h,沉降速度随着粒径的增大而增大[23].Tay等人的研究结果表明好氧颗粒污泥的沉速为 24.0～64.8m/h[23],本实验的 anammox颗粒污泥具有更好的沉降性能.唐崇俭测得粒径分布为 1.33～2.50mm(平均粒径为 1.65mm)的 anammox颗粒污泥的沉降速度为64.2m/h[24],与本实验接近. An等[9]测得粒径为 M1(>1.5mm),M2(1.0～1.5), M3(0.5～1.0)的anammox颗粒污泥的沉降速度分别为121.6,91.8,76.4m/h,较本研究的结果要高,因为An等[9]采用的颗粒污泥MLVSS/MLSS较本研究低得多,颗粒污泥内的无机组分更多,从而具有更高的沉降速度.

图7 R1, R2, R3的污泥特性Fig.7 The sludge characteristics of R1, R2, R3

2.2.2 污泥扫描电镜 如图8所示,在anammox颗粒污泥的表面(图 8A)主要是一些球状的细菌,直径为 0.3～0.5µm,可能为好氧氨氧化菌[25],其种属特性有待于生物学技术的进一步验证.有研究表明,当环境中存在低浓度溶解氧时,好氧氨氧化菌生长在anammox颗粒污泥外部,缓解溶解氧对anammox 菌的抑制[26].anammox菌表面呈火山口状结构[2],在颗粒污泥表面分布很少,在anammox颗粒污泥内部(图8B)数量庞大,直径为0.8～1.2µm,和 Kartal等[27]的研究一致.有研究表明颗粒污泥内部存在一些孔道.由于底物限制导致颗粒污泥内部的微生物衰亡,内部气体的释放都有助于孔洞的形成[15,28].本研究采用的颗粒污泥内部仍为鲜红色,颗粒污泥的比厌氧氨氧化活性并没有随着颗粒污泥粒径的增大而减小,所以这些内部孔洞的形成不是由于微生物受底物传质限制而衰亡所形成的,而是由于反应过程中产生的氮气释放形成了这些孔洞.孔洞的形成有助于提高污泥的传质效率[9].

图8 anammox颗粒污泥表面(A)和内部(B)扫描电镜Fig.8 The SEM images of the external (A) and the internal (B) part of the anammox granule

3 结论

3.1 温度为 25℃时,对于粒径为 R1(>2.5mm), R2(1.5～2.5mm),R3(0.5～1.5mm)的anammox颗粒污泥,粒径的增大对anammox颗粒污泥的厌氧氨氧化活性的作用表现为两个方面,包括抑制作用和促进作用.当粒径从R3增加到R2时,粒径对颗粒污泥的促进作用和抑制作用相当.当粒径从R3增加到 R1时,粒径对颗粒污泥的促进作用大于抑制作用.

3.2 温度为 25℃时,anammox颗粒污泥的好氧氨氧化速率随着粒径的增大而增大.R1,R2,R3的好氧氨氧化速率分别为 0.074,0.047,0.030kgN/ (kgVSS⋅d).anammox颗粒污泥的厌氧氨氧化TN去除速率平均值为 0.478kgN/(kgVSS⋅d),亚硝态氮反硝化速率、硝态氮反硝化速率、好氧氨氧化速率、好氧亚硝态氮氧化速率平均值分别为0.028,0.037,0.050,0.033kgN/(kgVSS⋅d).

3.3 在 anammox颗粒污泥外部以球状菌为主,直径为0.3～0.5µm,可能为AOB.在anammox颗粒污泥内部,主要为火山口状细菌,直径为 0.8～1.2µm,可能为anammox菌.颗粒污泥内部存在孔洞有助于缓解粒径对传质效率的不利影响.

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The nitrogen removal performance of anammox granules of different sizes.

ZHENG Zhao-ming, LIU Chang-jing,

ZHENG Lin-xue, ZHANG Mei-xue, ZHAO Bai-hang, CHEN Guang-hui, LI Jun*(Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China). China Environmental Science, 2014,34(12)：3078～3085

The nitrogen removal performance of anammox (anaerobic ammonium oxidation) granules in different sizes R1(above 2.5mm), R2(1.5～2.5mm), and R3(0.5～1.5mm) were investigated by serum bottle batch tests under 25℃.The specific anammox activities of granules R1, R2, R3 were 0.555, 0.423, 0.456kgN/(kgVSS⋅d), respectively. The value of R1was the highest, while the values of R2 and R3 were similar. The average specific anammox activity, denitrification activity of nitrite, denitrification activity of nitrate, aerobic ammonium oxidation activity and aerobic nitrite oxidation activity were 0.478,0.028,0.037,0.050,0.033kgN/(kgVSS⋅d), respectively. The SEM indicated that some holes lied in the outer part of anammox granule, which redused the adverse effects of particle size on mass transfer efficiency. In the outer part of anammox granule, bacteria were mainly spherical, which may be AOB. In the inner part of the anammox granule, the bacteria were mainly crater-shaped, which should be anammox bacteria. Owing to this structure, the anammox bacterium was able to relieve from the adverse effects of oxygen.

anammox；granules；granules sizes；nitrogen removal performance；transport properties

X703.5

A

1000-6923(2014)12-3078-08

郑照明(1989-),男,浙江嵊州市人,北京工业大学硕士研究生,主要研究厌氧氨氧化、亚硝化脱氮工艺.

2014-03-07

国家水体污染控制与治理科技重大专项(2014ZX 07201-011);北京市自然科学基金资助项目(8122005);国家自然科学基金青年基金(51308010);北京市教委面上项目(KM201210005028)

* 责任作者, 教授, jglijun@bjut.edu.cn