操家順, 周仕華, 李 超*

1.河海大學(xué), 淺水湖泊綜合治理與資源開發(fā)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 江蘇 南京 210098 2.河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院, 江蘇 南京 210098

高含氮印染廢水強(qiáng)化脫氮處理組合工藝

操家順1,2, 周仕華2, 李 超1,2*

1.河海大學(xué), 淺水湖泊綜合治理與資源開發(fā)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 江蘇 南京 210098 2.河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院, 江蘇 南京 210098

為考察UASB-ALOO(缺氧低氧好氧)組合工藝的實(shí)際應(yīng)用效果，將該工藝應(yīng)用到規(guī)模為6 000 td的實(shí)際工程中，考察其對(duì)高含氮印染廢水處理效果，同時(shí)采用微生物高通量測(cè)序?qū)LOO工藝中的微生物菌群結(jié)構(gòu)進(jìn)行解析. 結(jié)果表明：在前處理廢水進(jìn)水流量為100 m3h，染色廢水進(jìn)水流量為150 m3h，同時(shí)ALOO工藝污泥回流比為50%左右情況下，CODCr、NH3-N和TN的去除率分別達(dá)到91.6%、95.5%和73.5%；染色和前處理廢水在改良UASB內(nèi)均實(shí)現(xiàn)了高效厭氧氨化，染色廢水厭氧出水中ρ(NH3-N)ρ(TN)保持在80%以上，前處理廢水厭氧出水保持在85%以上；調(diào)節(jié)UASB運(yùn)行參數(shù)可對(duì)VFAs(揮發(fā)性脂肪酸)進(jìn)行有效調(diào)控，從而為后段反硝化工藝提供高品質(zhì)碳源，實(shí)現(xiàn)高效脫氮；ALOO系統(tǒng)對(duì)CODCr、NH3-N、TN有較好的去除效果，其脫氮性能主要靠變性菌門(Proteobateria)發(fā)揮作用，該系統(tǒng)中低氧池的微生物種類最為豐富且發(fā)生短程硝化反硝化，對(duì)污染物去除貢獻(xiàn)最大，當(dāng)?shù)脱醭卅う?CODCr)Δρ(TN)在18.6左右時(shí)，TN去除率最高，達(dá)到82%. 研究顯示，該組合工藝對(duì)工程中高含氮印染廢水的脫氮效果良好.

印染廢水; UASB; VFAs; 高效氨化; 缺氧低氧好氧組合工藝

印染廢水成分復(fù)雜，難降解有機(jī)物含量高，同時(shí)由于企業(yè)在印染過(guò)程中大量使用含氮染料及助劑，廢水中有機(jī)氮含量增高[1- 3]，大量的氮化物排入河流湖泊會(huì)引發(fā)嚴(yán)重的氮污染. 然而對(duì)于高含氮的印染廢水，TN去除十分困難且成本較高，原因包括：①印染廢水有機(jī)氮化學(xué)結(jié)構(gòu)穩(wěn)定，難以氨化[4]；②印染廢水ρ(BOD5)ρ(CODCr)偏低，可生化性差，碳源品質(zhì)較差，可用于反硝化的易降解小分子碳源較少. 因此，高含氮印染廢水強(qiáng)化脫氮處理成為亟待解決的難題[5- 7].

高含氮染料廢水的處理方法較多，傳統(tǒng)的廢水脫氮方法有物理化學(xué)法和生化法[8]. 物理處理法中最常用的是吸附法[9- 10]，其中，活性炭是大部分染料最好的吸附劑，然而活性炭再生困難，成本也高. 化學(xué)法處理(如混凝和化學(xué)氧化法，以及近年來(lái)的光催化氧化、電化學(xué)法[11- 12]和高級(jí)氧化法[13]等)對(duì)印染廢水具有效果好、速度快等優(yōu)勢(shì)，但其花費(fèi)大、能耗高. 相比之下，生物處理方法經(jīng)濟(jì)性良好，并且反應(yīng)條件溫和，在印染廢水處理工藝中使用更為廣泛. 生物處理法主要包括厭氧法和好氧法，洪俊明等[14]對(duì)活性染料廢水采用AO MBR組合工藝進(jìn)行處理發(fā)現(xiàn)，偶氮脫色主要發(fā)生在厭氧段，進(jìn)一步降解發(fā)生在好氧段，厭氧可增加好氧段可生化降解性. 竺建榮[15]在厭氧段采用UASB反應(yīng)池，好氧段采用普通活性污泥法對(duì)染料廢水進(jìn)行處理，取得較好效果. LIANG等[16]采用好氧生物接觸氧化與鐵碳合金微電解耦合工藝對(duì)偶氮染料茜素黃進(jìn)行處理，結(jié)果表明，當(dāng)水力停留時(shí)間為6 h，回流比為1和2時(shí)，茜素黃降解率可達(dá)96.5%.

在前期的小試以及中試[17- 19]基礎(chǔ)上，該研究將技術(shù)成果進(jìn)一步改進(jìn)并投入到實(shí)際印染廢水處理工程中運(yùn)行，工程規(guī)模為6 000 td，工程中將前處理廢水和染色廢水進(jìn)行分質(zhì)收集，然后分別通入改良UASB(上流式厭氧污泥床)預(yù)處理，混合后的出水再進(jìn)至ALOO(缺氧低氧好氧)工藝進(jìn)行強(qiáng)化脫氮，研究改良UASB-ALOO工藝對(duì)高含氮印染廢水處理效果，并分析其實(shí)現(xiàn)高效脫氮的原理，同時(shí)采用微生物高通量測(cè)序?qū)LOO工藝中的微生物菌群結(jié)構(gòu)進(jìn)行解析，以期為該工藝在印染廢水脫氮工程中的推廣應(yīng)用提供可靠的依據(jù).

1 材料與方法

圖1 實(shí)際工程工藝流程Fig.1 Schematic diagram of engineering

工程中的UASB厭氧池采用顆粒污泥，ρ(MLSS)為 3 400～3 600 mgL，種泥為黑色，平均粒徑范圍為1～3 mm；工程中的UASB厭氧水解池采用絮狀污泥，ρ(MLSS)為 2 100～2 300 mgL，平均粒徑范圍為0.15～0.35 mm. 兩座UASB厭氧池和兩座UASB厭氧水解池的外形尺寸均為 20 000 mm(Φ)×10 000 mm(H)，有效水深為 9 500 mm. 缺氧池、低氧池和好氧池均為方形，尺寸(長(zhǎng)×寬×高)分別為 26 000 mm×10 000 mm×5 500 mm、11 500 mm×13 500 mm×9 500 mm和 11 500 mm×13 500 mm×9 500 mm，有效水深分別為5、9、9 m，有效容積分別為 2 600、1 397、4 191 m3，數(shù)量分別為2、1、1座.

1.2 試驗(yàn)水質(zhì)

試驗(yàn)對(duì)象為某印染企業(yè)的印染廢水，廢水分為前處理廢水和染色廢水. 前處理廢水主要是退漿、煮練、漂洗工藝產(chǎn)生的廢水，含有較高濃度的聚乙烯醇(PVA)漿料. 染色廢水主要是染色、牛仔布生產(chǎn)和印花等工藝產(chǎn)生的廢水，氮素含量較高. 這兩股廢水各自經(jīng)過(guò)UASB厭氧處理后，匯合共同進(jìn)入后續(xù)ALOO工段(見圖1). 兩股廢水來(lái)源不同，水質(zhì)差別較大，調(diào)節(jié)池廢水水質(zhì)見表1.

1.3 運(yùn)行參數(shù)

表1 調(diào)節(jié)池廢水水質(zhì)

工程中前處理廢水流量約為1 500 m3d，染色廢水流量約為4 500 m3d. 設(shè)計(jì)運(yùn)行參數(shù)見表2～3.

表2 UASB運(yùn)行參數(shù)

表3 ALOO運(yùn)行參數(shù)

Table 3 Operating parameters of ALOO process

表3 ALOO運(yùn)行參數(shù)

反應(yīng)池工藝ALOO回流比污泥回流比50%停留時(shí)間∕h10112335內(nèi)循環(huán)無(wú)曝氣方式無(wú)日本LIMPIO型旋混式曝氣微孔曝氣ρ(DO)∕(mg∕L)<0505～1? 5～6pH75～8575～8575～85

注：LO池采用推流式，池中ρ(DO)在空間上從始端(0.5 mgL)至末端(1.0 mgL)逐漸增加.

1.4 檢測(cè)方法

當(dāng)工程運(yùn)行穩(wěn)定后，試驗(yàn)將選取低氧池污泥進(jìn)行微生物菌群結(jié)構(gòu)檢測(cè)，7個(gè)取樣點(diǎn)分別為缺氧池末端、低氧池中部(4個(gè)取樣點(diǎn))、低氧池末端、好氧池末端，其中低氧池中部4個(gè)取樣點(diǎn)按水流方向平均分布.

ρ(CODCr)采用GBT 7486—1987《化學(xué)需氧量的測(cè)定 重鉻酸鉀法》測(cè)定；ρ(TN)采用過(guò)硫酸鉀滴定法測(cè)定；ρ(NH3-N)采用水楊酸法測(cè)定；ρ(VFAs)采用蒸餾法測(cè)定；pH和水溫采用pH儀(WTW pH 340i，德國(guó) WTW)測(cè)定；ρ(DO)采用溶氧儀(WTW DO 330i，德國(guó)WTW)測(cè)定；污泥樣品送至江蘇中宜金大分析檢測(cè)有限公司進(jìn)行微生物菌群結(jié)構(gòu)檢測(cè).

2 結(jié)果與分析

2.1 改良UASB強(qiáng)化高含氮印染廢水脫氮效果

2.1.1 改良UASB反應(yīng)池強(qiáng)化氨化效果

隨著印染廢水排放標(biāo)準(zhǔn)的不斷提高[20]，氮素污染成為關(guān)注的熱點(diǎn). 雖然部分研究認(rèn)為污水氨化作用并非處理限值因素，但是良好的氨化作用是后續(xù)深度處理脫氮的前提和保障[21].

前處理廢水和染色廢水水質(zhì)差別大，氮素組成也不一樣. 前處理廢水中ρ(TN)偏高是由于含蛋白纖維原料、退漿生物酶和各種助劑導(dǎo)致，而染色廢水中ρ(TN)偏高是由于含氮助劑和染料導(dǎo)致[22]. 該研究采用改良上流式厭氧氨化反應(yīng)池進(jìn)行厭氧處理兩股廢水，比較分析前處理廢水和染色廢水的厭氧氨化效率.

由圖2可見，經(jīng)厭氧氨化反應(yīng)后，染色廢水和前處理廢水的ρ(NH3-N)都得到了很大提高，ρ(NH3-N)增加 率都實(shí)現(xiàn)了30%～45%，出水中ρ(NH3-N)最高分別達(dá)到了ρ(TN)的96%和98%，這說(shuō)明厭氧階段對(duì)廢水中難氨化有機(jī)氮進(jìn)行了較為徹底的氨化，高水平的氨化效率為后續(xù)ALOO生物處理單元對(duì)TN的去除提供了保障. 另外還可發(fā)現(xiàn)，前處理廢水出水中ρ(NH3-N)ρ(TN)增幅較高，這是因?yàn)槿旧珡U水大多染料類含氮有機(jī)物的氮素共價(jià)結(jié)合方式復(fù)雜，厭氧微生物作用下仍然難以降解和利用；然而前處理廢水含氮有機(jī)物主要為蛋白纖維原料，在微生物作用下容易游離出來(lái)所致.

圖2 改良上流式厭氧氨化反應(yīng)池對(duì)染色廢水的厭氧氨化效率Fig.2 Anaerobic ammoniation efficiency of improved UASB for dyeing wastewater and pretreatment wastewater

厭氧氨化作用是將偶氮染料的偶氮鍵在厭氧微生物的偶氮還原酶作用下還原為胺，再進(jìn)一步開環(huán)，最終達(dá)到氨化效果. 該研究的改良UASB反應(yīng)池出水ρ(NH3-N)ρ(TN)能達(dá)到95%以上，說(shuō)明厭氧過(guò)程較為徹底地氨化了廢水中難氨化的有機(jī)氮，高效的厭氧氨化作用為后續(xù)ALOO深度脫氮工藝提供保障.

2.1.2 厭氧水解產(chǎn)VFAs可提供碳源

VFAs是厭氧生物處理發(fā)酵階段的末端產(chǎn)物，目前VFAs作為反硝化碳源還沒有引起足夠的重視，通常只是作為研究VFAs為碳源除磷的附帶指標(biāo)，對(duì)于VFAs作為反硝化碳源的研究熱點(diǎn)主要集中在如何將污泥水解，利用水解后上清液中較高的ρ(VFAs)反投加到脫氮工藝中以提高污水中有機(jī)碳的含量.

在生物脫氮過(guò)程中，碳源品質(zhì)是微生物反硝化作用的限制性因素[23]. VFAs作為一種有機(jī)酸，主鏈上為一系列含碳基團(tuán)，通常VFAs包括甲酸、乙酸、丙酸、丁酸、戊酸、己酸以及它們的異構(gòu)體. 利用VFAs作為反硝化脫氮的碳源，可以省去投加外碳源的費(fèi)用；同時(shí)研究[24]表明，外加碳源甲醇和乙醇作為碳源的反硝化速率比對(duì)應(yīng)的VFAs低，有學(xué)者解釋是因?yàn)橥饧犹荚丛谏锝到獾臅r(shí)候是先被轉(zhuǎn)化成相應(yīng)的VFAs，然后才進(jìn)一步被降解. 不同類型的VFAs在反硝化過(guò)程中的速度也不相同[25].

印染廢水含有大量難降解有機(jī)氮，厭氧氨化產(chǎn)生的大量氨氮進(jìn)入后續(xù)工藝進(jìn)行脫氮，需要足夠高品質(zhì)碳源作為反硝化保障. 所以進(jìn)一步研究UASB與ALOO 組合的紐帶VFAs，可以為保證后續(xù)的反硝化高效進(jìn)行提供理論依據(jù)，同時(shí)也省去投加外碳源的費(fèi)用.

根據(jù)長(zhǎng)期對(duì)各段VFAs監(jiān)測(cè)，總結(jié)厭氧水解產(chǎn)生的VFAs對(duì)ALOO脫氮性能的影響(見表4). 從表4可知，通過(guò)調(diào)整UASB運(yùn)行參數(shù)可實(shí)現(xiàn)對(duì)VFAs的調(diào)控，隨著ρ(VFAs)ρ(TN)的提高，ALOO工藝對(duì)TN的去除率基本呈上升趨勢(shì)，這可能是因?yàn)殡S著ρ(VFAs) 的提高，反硝化菌可利用的碳源品質(zhì)得到提高，可利用的VFAs種類也變多，增加了反硝化菌多樣性，從而增強(qiáng)了反硝化能力所致. 當(dāng)ρ(VFAs)ρ(TN) 達(dá)到6.8后，TN去除率能夠基本達(dá)到75%以上，當(dāng)ρ(VFAs)ρ(TN)達(dá)到12左右時(shí)，脫氮效率最高，TN去除率超過(guò)80%. 但是ρ(VFAs)過(guò)高會(huì)增加后續(xù)工藝的負(fù)擔(dān)，所以控制ρ(VFAs)ρ(TN)在6.8左右較為合理. 研究[18]表明，當(dāng)ρ(VFAs)ρ(TN)達(dá)到6.5后TN去除率基本達(dá)到75%以上，當(dāng)ρ(VFAs)ρ(TN)達(dá)到10左右時(shí)TN去除率可以達(dá)到80%，這與該研究結(jié)果相似.

表4 ρ(VFAs)ρ(TN)對(duì)ALOO段TN去除的影響

Table 4 Effect of ρ(VFAs)ρ(TN) on total nitrogen removal in ALOO process

表4 ρ(VFAs)ρ(TN)對(duì)ALOO段TN去除的影響

進(jìn)水ρ(VFAs)∕(mg∕L)進(jìn)水ρ(TN)∕(mg∕L)ρ(VFAs)∕ρ(TN)出水ρ(TN)∕(mg∕L)TN去除率∕%213661235197678372054768137750503259684131780731163211611681676225941281227958373605138132782

改良UASB反應(yīng)池將印染廢水中難降解的染料有機(jī)物水解酸化，分解成小分子有機(jī)物，去除廢水色度的同時(shí)，還能降低廢水中的ρ(CODCr). UASB厭氧水解出水ρ(VFAs)既可以表征厭氧段處理效果，又能預(yù)估后續(xù)反硝化效率，對(duì)于工程實(shí)踐有著非常重要的研究意義. 該研究表明，控制較好的VFAs能夠?yàn)楹罄m(xù)深度脫氮工藝提供較好的碳源來(lái)進(jìn)行強(qiáng)化脫氮，實(shí)現(xiàn)反應(yīng)池的高效、穩(wěn)定運(yùn)行以及為CODCr、氮素的穩(wěn)定去除提供保障，從而改善印染廢水處理效果，滿足穩(wěn)定達(dá)標(biāo)排放和尾水再生利用的要求.

當(dāng)今印染廢水中的ρ(TN)高，亟需高效節(jié)能的脫氮工藝，該研究使用含有較低污泥外回流且無(wú)內(nèi)回流的ALOO工藝來(lái)處理印染廢水，其工藝特點(diǎn)：①低比例(15%～25%)的外回流代替高比例的內(nèi)回流，污泥回流至低氧池和UASB厭氧水解池，節(jié)省大量能耗和投資；②低氧區(qū)采用推流式，ρ(DO)從 0.5～1.0 mgL逐漸增加，節(jié)約曝氣量，并控制pH在7.5～8.5，以實(shí)現(xiàn)短程硝化反硝化，從而使得反應(yīng)速率以傳統(tǒng)反硝化速率1.5～2.0倍進(jìn)行；③低氧池和好氧池設(shè)計(jì)為方形池，而且是廊道式結(jié)構(gòu)，在深度與寬度形成的方形平面內(nèi)進(jìn)行水流循環(huán)，形成促使完混的水力條件，氧氣利用率高，從而節(jié)約曝氣量；④低氧池和好氧池深度(9.5 m)較深，相同的體積設(shè)計(jì)會(huì)使系統(tǒng)占地小，節(jié)約占地面積；⑤低氧池池底采用進(jìn)口旋混曝氣頭設(shè)備進(jìn)行曝氣，好氧池采用微孔曝氣方式曝氣，對(duì)于2個(gè)較深的方形池更有利于深度曝氣.

圖3 ALOO工藝對(duì)印染廢水CODCr和TN去除效果Fig.3 CODCr and TN removal in printing and dyeing wastewater by ALOO process

圖4 ALOO工藝各工段對(duì)印染廢水CODCr和TN的去除占比Fig.4 Ratios of CODCr and TN removal in printing and dyeing wastewater of ALOO process

再對(duì)NH3-N的去除效果進(jìn)行分析表明，低氧池對(duì)于NH3-N去除也是貢獻(xiàn)率最大的，為82%，所以低氧池是氮素去除的主要貢獻(xiàn)單元，同時(shí)也表明低氧池脫氮所需的碳源(有機(jī)物)較少，存在短程硝化反硝化等低碳氮比的脫氮過(guò)程. 分析認(rèn)為，由于采用混流式?jīng)_擊式曝氣，池體結(jié)構(gòu)幾乎為正方形，良好的水力條件使得池體的DO分布均勻，給亞硝化等微生物創(chuàng)造了一個(gè)相對(duì)穩(wěn)定的低氧生長(zhǎng)環(huán)境，強(qiáng)化微生物降解有機(jī)物的功能. 在低氧池，大量可溶性有機(jī)物將會(huì)在很短的時(shí)間、較少的反應(yīng)區(qū)間內(nèi)實(shí)現(xiàn)氧化降解，活性污泥可與氧及可溶性有機(jī)物直接接觸，實(shí)現(xiàn)氨氮的硝化.

2.2.3 低氧池中Δρ(CODCr)與Δρ(TN)的關(guān)系

根據(jù)24 d的試驗(yàn)數(shù)據(jù)計(jì)算Δρ(CODCr)Δρ(TN)，并按從小到大排序，同時(shí)計(jì)算對(duì)應(yīng)的TN去除率，結(jié)果如圖5所示. 由圖5可見，當(dāng)?shù)脱醭刂笑う?CODCr)Δρ(TN)小于18.6時(shí)，隨著Δρ(CODCr)Δρ(TN)的提高，其TN去除率也得以提高；當(dāng)Δρ(CODCr)Δρ(TN)在18.6左右時(shí)TN去除率最高，達(dá)到82%. 這個(gè)比值較傳統(tǒng)脫氮的碳氮比要低，表明低氧池中的反硝化過(guò)程所需碳源較少，即發(fā)生了短程硝化反硝化過(guò)程.

圖5 低氧池中Δρ(CODCr)Δρ(TN)與TN去除率的關(guān)系Fig.5 Relationships between Δρ(CODCr)Δρ(TN) and TN removal efficiency in the micro-oxygen pool

研究[26- 27]表明，低氧高溫條件更有利于亞硝化菌的生長(zhǎng)，易形成NO2--N積累，從而為短程硝化反硝化創(chuàng)造有利條件，通過(guò)ρ(DO)和pH聯(lián)合實(shí)時(shí)控制，低ρ(DO)下可以實(shí)現(xiàn)短程硝化反硝化快速啟動(dòng). 另外，工程中ALOO工藝的排泥量為7～8 td，相對(duì)于傳統(tǒng)脫氮排泥量較少. 研究[28]表明，短程硝化反硝化反應(yīng)過(guò)程在硝化過(guò)程可以減少產(chǎn)泥25%～34%，反硝化過(guò)程減少產(chǎn)泥量50%. 由此可見，在低氧池內(nèi)存在短程硝化反硝化反應(yīng).

2.3 微生物高通量測(cè)序

2.3.1 菌群聚類及多樣性分析

基于微生物的宏基因組16S rDNA，利用Miseq測(cè)序平臺(tái)檢測(cè)ALOO系統(tǒng)微生物種群結(jié)構(gòu). 微生物種群分布中與多樣性相關(guān)的各項(xiàng)指標(biāo)如表5所示.

低氧池內(nèi)Shannon-Wiener多樣性指數(shù)呈先升再降趨勢(shì)，ACE、Chao、Simpson指數(shù)也顯示在低氧池中段微生物種類更為豐富，并且低氧池中的微生物種類相對(duì)于好氧池中更為豐富，這與低氧池對(duì)污染物有較強(qiáng)的降解能力有直接關(guān)系.

生態(tài)系統(tǒng)的生物多樣性越高越有利于維持系統(tǒng)的穩(wěn)定性，因?yàn)槎鄻有栽礁叽硐到y(tǒng)內(nèi)微生物種群越多，必然包含了各種各樣的生物學(xué)和生態(tài)學(xué)特性的種

表5 ALOO系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行工況下各工段污泥樣品的多樣性指數(shù)

Table 5 Diversity index of different sludge samples of the ALOO process

表5 ALOO系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行工況下各工段污泥樣品的多樣性指數(shù)

樣品編號(hào)可讀條帶數(shù)多樣性指數(shù)(3%分界點(diǎn))Trim后統(tǒng)一測(cè)序深度OTUsChaoShannon?WienerACESimpson缺后116991030222128960028571520239120584768970055917L011179810302218110315550343121953556710074614L02122021030220899262201117481964218512388810084306L03127531030224551099621127526786823359098440067015L0419106103022262105297789551920742571543318005224L0末1109510302170867440063694849948147182369800585920末103021030215295753723404474598211038746290057942

注：OUT—將多條序列根據(jù)其序列之間的距離來(lái)對(duì)它們進(jìn)行聚類，后根據(jù)序列之間的相似性作為域值分成操作單元(OUT)；Shannon-Wiener多樣性指數(shù)—衡量群落的異質(zhì)性，表征系統(tǒng)內(nèi)微生物種群多樣性；ACE、Chao指數(shù)—表征微生物種群豐度，ACE用來(lái)估計(jì)群落中含有OUT數(shù)目的指數(shù)，Chao指數(shù)估計(jì)物種總數(shù)；Simpson指數(shù)—反映豐富度和均勻度的綜合指標(biāo)之一.

群，其系統(tǒng)內(nèi)微生物種類越復(fù)雜，能夠抵抗外界波動(dòng)及刺激，故其穩(wěn)定性也越好. 而活性污泥是個(gè)迷你的完整的生態(tài)系統(tǒng)，其內(nèi)部包含了各種各樣特定功能的微生物，而為了處理特定廢水，需要強(qiáng)化和富集部分功能微生物，導(dǎo)致活性污泥系統(tǒng)內(nèi)整體微生物多樣性的下降及特定功能菌豐度值的提高. 活性污泥系統(tǒng)穩(wěn)定性依賴于各種人工強(qiáng)化，類似于進(jìn)行生物選擇，強(qiáng)化有利的功能微生物[29].

圖6 ALOO不同污泥樣品微生物群落組成百分比(門水平上)Fig.6 Compositions of microbial communities in different ALOO sections (at the phylum level)

由圖6可見，在7個(gè)污泥樣品中一共檢測(cè)到6個(gè)菌門，并且共同擁有6個(gè)菌門. 其中，變性菌門(Proteobateria)和綠彎菌門(Chloroflexi)在各個(gè)樣品中占據(jù)優(yōu)勢(shì)地位，擬桿菌門(Bacteroidetes)在7個(gè)樣品占比有所變化，呈先減少后增大趨勢(shì)，放線菌門(Actinobacteria)在各個(gè)樣品中占比相近，變化不明顯. 涉及硝化和反硝化的菌門主要為變性菌門(Proteobateria)，該菌門在各個(gè)樣品中含量相對(duì)均較大，所以系統(tǒng)的脫氮性能主要是靠變性菌門(Proteobateria)發(fā)揮作用，在LO2中的相對(duì)含量最高，達(dá)到了51.8%，其次為L(zhǎng)O3樣品(50.1%). LO2和LO3中的變性菌門(Proteobateria)相對(duì)含量較高，與Simpson指數(shù)結(jié)果對(duì)比可知，變性菌門(Proteobateria)的微生物豐富度和均勻度較高，強(qiáng)化了系統(tǒng)硝化和反硝化能力，所以低氧池在脫氮性能方面貢獻(xiàn)率較大.

注：取至少在其中一個(gè)樣品中含量超過(guò)0.2%的屬以10為底取對(duì)數(shù)后作圖.圖7 ALOO不同點(diǎn)微生物屬水平上的物種豐度熱圖Fig.7 Heatmap of the microorganisms abundances in different ALOO sections at genus level

由圖7可見，Caldilinea作為綠彎菌門(Chloroflexi)的一個(gè)主要部分，是污水處理廠活性污泥絮絲主要成分，在該系統(tǒng)中，Caldilinea均為缺氧池、低氧池和好氧池中的優(yōu)勢(shì)物種，并且在各個(gè)反應(yīng)池中相對(duì)豐度相差不大，說(shuō)明該細(xì)菌對(duì)氧氣并無(wú)偏好[30]. 系統(tǒng)中含量最多的菌門變性菌門(Proteobateria)門下的Hyphomicrobium和Pseudomonas是環(huán)境污水處理過(guò)程中重要的反硝化菌群[31]，其中Hyphomicrobium菌屬在缺氧池、低氧池和好氧池中的含量相差不大，說(shuō)明缺氧池、低氧池和好氧池都存在明顯的反硝化現(xiàn)象；Pseudomonas菌屬在低氧池中段含量相對(duì)較高，說(shuō)明溶解氧適度情況下有利于Pseudomonas菌屬的富集. 這進(jìn)一步驗(yàn)證了低氧池微生物群落的豐富性和短程硝化反硝化的存在，也是低氧池是氮素污染物去除的主要貢獻(xiàn)單元的原因. 另外，Actinobacteria門下Microbacterium菌屬能夠降解有機(jī)物，其在好氧池中的相對(duì)豐度比低氧池中的高，說(shuō)明ρ(DO)的增加一定程度上有利于Microbacterium菌的富集；同時(shí)其也保證了反應(yīng)初期的脫氮和有機(jī)物去除效果[32]，Actinobacteria門下Mycobacterium具有異養(yǎng)硝化功能，對(duì)脫氮也起到很重要的作用. 因此利用高通量測(cè)序技術(shù)的全面性和準(zhǔn)確性能更好地分析微生物群落結(jié)構(gòu).

3 結(jié)論

a) 染色廢水和前處理廢水在改良型UASB厭氧池中得到了高效厭氧氨化，厭氧氨化后，染色廢水ρ(NH3-N)ρ(TN)保持在80%以上，前處理廢水穩(wěn)定在85%左右；工程中，印染廢水經(jīng)厭氧水解酸化處理可提高ρ(VFAs)，通過(guò)調(diào)整UASB厭氧水解池運(yùn)行參數(shù)可實(shí)現(xiàn)VFAs調(diào)控，從而為后段反硝化提供高品質(zhì)碳源，當(dāng)ρ(VFAs)ρ(TN)比值在6.8左右時(shí)，TN的去除效果處于較高水平，TN去除率穩(wěn)定在75%以上.

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Combined Process Treatment of Printing and Dyeing Wastewater

CAO Jiashun1,2, ZHOU Shihua2, LI Chao1,2*

1.Key Laboratory of Integrated Regulation and Resource Development on Shallow Lakes, Ministry of Education, Hohai University, Nanjing 210098, China 2.School of Environment, Hohai University, Nanjing 210098, China

The effects of AnoxiaHypoxiaAerobic (UASB-ALOO) combined process on printing and dyeing wastewater containing high concentration of nitrogen with capacity of 6000 td were studied. Under the conditions of inflow rates 100 m3h and 150 m3h for pretreatment and dyeing wastewater in improved UASB anaerobic tank, respectively, and the sludge reflux ratio at 50%, the final pollutant removal performed well. The removal efficiencies of CODCr, NH3-N and TN reached 91.6%, 95.5% and 73.5%, respectively. The wastewater was treated by high efficient anaerobic ammoniation in the improved UASB process section. Ammonia nitrogen occupied more than 80% and 85% of TN in the anaerobic effluent of the dyeing and pretreatment wastewater, repsectively. In order to enhance the denitrification, volatile fatty acids (VFAs) could be controlled by adjusting the operating parameters of UASB, which could provide high-quality carbon sources for the following anoxic denitrification. ALOO process performed well for CODCr, NH3-N and TN removal in printing and dyeing wastewater, and Proteobacteria played an important role in the denitrification process. The most abundant microbial species and shortcut nitrification and denitrification were observed in the micro-oxygen pool, which played an important role in the pollutant removal performance to some extent. In addition, it was considered that the optimal nitrogen removal reached about 82% when the ratio of Δρ(CODCr)Δρ(TN) was around 18.6. The results showed that the combined process had a good effect on printing and dyeing wastewater containing high concentration of nitrogen.

printing and dyeing wastewater; UASB; VFAs; high efficient ammoniation; anoxiahypoxiaaerobic process

2016-11-18

2017-03-18

國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2012ZX07101- 003)；國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室開放基金項(xiàng)目(20155052412)

操家順(1964-)，男，浙江嵊州人，教授，博士，博導(dǎo)，主要從事水處理技術(shù)研究，caojiashun@163.com.

*責(zé)任作者，李超(1984-)，男，遼寧沈陽(yáng)人，副教授，博士，主要從事水處理生物技術(shù)研究，lichao0609@163.com

X703.1

1001- 6929(2017)08- 1262- 09

A

10.13198j.issn.1001- 6929.2017.02.39

操家順,周仕華,李超.高含氮印染廢水強(qiáng)化脫氮處理組合工藝[J].環(huán)境科學(xué)研究,2017,30(8):1262- 1270.

CAO Jiashun,ZHOU Shihua,LI Chao.Combined process treatment of printing and dyeing wastewater [J].Research of Environmental Sciences,2017,30(8):1262- 1270.