趙 丹,韓曉宇,張樹(shù)軍,黃 京,焦佳童,毛華興,盧紫欣

PN/A-顆粒污泥工藝處理熱水解污泥消化液

趙 丹,韓曉宇*,張樹(shù)軍,黃 京,焦佳童,毛華興,盧紫欣

(北京城市排水集團(tuán)有限責(zé)任公司,北京市資源化工程技術(shù)研究中心,北京 100124)

本研究構(gòu)建了基于一體式厭氧氨氧化顆粒污泥及絮體污泥的部分硝化-厭氧氨氧化(PN/A)脫氮處理系統(tǒng),通過(guò)運(yùn)行參數(shù)優(yōu)化調(diào)控實(shí)現(xiàn)了熱水解污泥消化液的高效脫氮.試驗(yàn)結(jié)果表明,通過(guò)接種厭氧氨氧化菌(AnAOB)生物膜污泥與普通活性污泥、控制高游離氨(FA)(>20mg/L)和限制曝氣(DO≤0.2mg/L)等運(yùn)行條件,能夠快速構(gòu)建短程硝化-厭氧氨氧化反應(yīng),亞硝酸鹽積累率可達(dá)85%以上,脫氮負(fù)荷達(dá)到0.60kgN/(m3·d).稀釋后的熱水解污泥消化液仍對(duì)AnAOB活性具有一定的抑制作用,導(dǎo)致反應(yīng)器總氮負(fù)荷降至0.20kgN/(m3·d)以下;但系統(tǒng)內(nèi)AnAOB豐度總體呈增加趨勢(shì),說(shuō)明AnAOB的增殖未受到完全抑制.系統(tǒng)內(nèi)混合污泥的平均中位徑由53μm緩慢增長(zhǎng)至109μm.定量PCR數(shù)據(jù)及高通量分析顯示,該處理系統(tǒng)富集了較高純度的AnAOB,最大豐度占比可達(dá)8.06%,其優(yōu)勢(shì)菌屬為菌屬.此外,在第93運(yùn)行周期下菌屬在顆粒污泥的豐度占比大于AOB,為5.26%;絮體污泥中具有亞硝化效果的單胞菌屬的豐度占比為1.64%,大于AnAOB.這展現(xiàn)了AOB和AnAOB豐度不同的空間分布特點(diǎn).

厭氧氨氧化；顆粒污泥；序批式反應(yīng)器；熱水解污泥消化液

熱水解技術(shù)在污泥處理工藝中的應(yīng)用,使污泥得到高效處理且提升了沼氣產(chǎn)量,但也產(chǎn)生了大量高氨氮濃度的熱水解污泥消化液.熱水解污泥消化液COD/N低、硝化堿度嚴(yán)重不足,并且含有許多難降解底物及抑制物[1-3],如SCOD濃度達(dá)到1000～ 3000mg/L,氨氮濃度達(dá)到500～2000mg/L,堿度為1000～5000mg/L,這使其成為生物脫氮處理領(lǐng)域的難點(diǎn).針對(duì)熱水解污泥消化液的水質(zhì)特點(diǎn),采用部分硝化/厭氧氨氧化(PN/A)工藝處理熱水解消化液是較為可行的.PN/A工藝是一種高效低耗的生物脫氮工藝,運(yùn)行過(guò)程中,氨氧化細(xì)菌(AOB)將進(jìn)水中的部分氨氮(NH4+-N)氧化成亞硝態(tài)氮(NO2--N),之后厭氧氨氧化菌(AnAOB)在缺氧條件下利用剩余的NH4+-N和NO2--N轉(zhuǎn)化為氮?dú)?N2),并生成少量的硝態(tài)氮(NO3--N).與傳統(tǒng)活性污泥法相比,具有曝氣量減少約60%,污泥產(chǎn)量減少約90%、脫氮效率高和溫室氣體排放少等優(yōu)勢(shì)[4-7].

現(xiàn)有PN/A工藝主要應(yīng)用于處理污泥消化液、印染廢水和垃圾滲濾液等高氨氮廢水[8-11],國(guó)內(nèi)利用PN/A工藝處理高氨氮實(shí)際廢水主要采用生物膜系統(tǒng)或兩段式顆粒污泥處理工藝,其采用一體式顆粒污泥工藝處理熱水解污泥消化液的工程案例少見(jiàn)報(bào)道.一體式PN/A-顆粒污泥及絮體污泥混合污泥系統(tǒng)通過(guò)充分利用顆粒污泥系統(tǒng)的高效截留,可以在單個(gè)反應(yīng)器內(nèi)獲得較大的容積負(fù)荷和良好的運(yùn)行穩(wěn)定性[12-15],并且采用顆粒污泥作為PN/A反應(yīng)的載體,使其較生物膜系統(tǒng)及兩段式處理系統(tǒng)在運(yùn)行管理及推廣應(yīng)用方面更具有突出的經(jīng)濟(jì)優(yōu)勢(shì)及可操控性[16-17],顯然更適合應(yīng)用于處理熱水解污泥消化液.

目前缺乏對(duì)一體式PN/A-顆粒污泥及絮體污泥混合污泥脫氮系統(tǒng)應(yīng)用于實(shí)際高氨氮廢水特別是熱水解消化液處理的可行性、影響因素及運(yùn)行效果的有效探索,同時(shí)顆粒污泥的培養(yǎng)及穩(wěn)定運(yùn)行也缺乏可靠的運(yùn)行經(jīng)驗(yàn).本文研究采用絮體污泥及顆粒污泥混合系統(tǒng)啟動(dòng)一體式PN/A工藝,并將該工藝應(yīng)用到熱水解污泥消化液處理中,探索高氨氮實(shí)際廢水中顆粒污泥工藝的啟動(dòng)規(guī)律及處理經(jīng)驗(yàn),期間對(duì)系統(tǒng)脫氮性能監(jiān)測(cè)、顆粒污泥形態(tài)表征及群落演化過(guò)程分析,以期為顆粒污泥工藝應(yīng)用于熱水解消化液處理提供理論參考.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置與運(yùn)行方法

試驗(yàn)裝置采用有效容積為5L的SBR反應(yīng)器(圖1).依據(jù)不同的進(jìn)水水質(zhì),將反應(yīng)器運(yùn)行分為5個(gè)階段,具體操作條件如表2所示.在啟動(dòng)階段(第I階段),反應(yīng)器采用序批式運(yùn)行方式,使用初沉水(水質(zhì)情況見(jiàn)表1)及NH4HCO3藥劑配置高氨氮廢水,通過(guò)增大曝氣量及進(jìn)水氨氮濃度,提高總氮及氨氮容積負(fù)荷(NRR及NLR),單周期時(shí)長(zhǎng)為14h,溫度維持在32～33℃.其中,5min進(jìn)水、13.5h曝氣、20min沉淀、5min排水.控制排水比為80%,并控制溶解氧在0.2mg/L以下.在處理熱水解消化液階段(第Ⅱ～Ⅴ階段),仍采用序批式工藝運(yùn)行,將熱水解消化液及初沉水作為反應(yīng)器進(jìn)水,配置比例為1:4,其中第Ⅲ階段為恢復(fù)污泥活性,采用初沉水及NH4HCO3藥劑配置高氨氮廢水,單周期時(shí)長(zhǎng)均為14h,溫度維持在32～33℃.其中,5min進(jìn)水、13.5h曝氣、20min沉淀、5min排水.控制排水比為80%,溶解氧在0.2mg/L以下.

圖1 SBR反應(yīng)器示意

表1 初沉水水質(zhì)情況(mg/L)

表2 反應(yīng)器在不同運(yùn)行階段的運(yùn)行操作條件

1.2 接種污泥與進(jìn)水水質(zhì)

為保證反應(yīng)器的快速啟動(dòng),取某高氨氮厭氧氨氧化項(xiàng)目中的生物膜污泥(該項(xiàng)目運(yùn)行概況見(jiàn)表3),經(jīng)0.2mm篩網(wǎng)篩分,將粒徑在0.2mm以上的顆粒污泥接種到反應(yīng)器中,并取某污水處理廠二沉回流污泥接種至反應(yīng)器內(nèi),二沉池回流污泥及顆粒污泥質(zhì)量比為1:1,反應(yīng)器內(nèi)起始污泥濃度為3748mg/L.

表3 厭氧氨氧化項(xiàng)目運(yùn)行概況

反應(yīng)器進(jìn)水為模擬及實(shí)際高氨氮廢水,不同運(yùn)行階段分別采用碳酸氫銨及熱水解消化液作為氮素來(lái)源,分別采用碳酸氫鈉或氫氧化鈉補(bǔ)充所需堿度,以實(shí)際生活污水作為配置底液及微生物所需微量元素來(lái)源,調(diào)節(jié)pH6.9～8.4.

1.3 指標(biāo)分析方法

取反應(yīng)器進(jìn)出水泥水混合物,采用0.45μm濾膜進(jìn)行過(guò)濾分離,測(cè)定水樣中NH4+-N、NO3--N、NO2--N濃度、總氮(TN)濃度及溶解性化學(xué)需氧量(SCOD)濃度.其中NH4+-N、NO3--N、NO2--N濃度分別采用納氏試劑光度法、紫外分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法測(cè)定,SCOD濃度采用重鉻酸鉀法測(cè)定,TN濃度采用過(guò)硫酸鉀氧化紫外分光光度法測(cè)定,MLSS采用標(biāo)準(zhǔn)重量法測(cè)定[18].溶液pH值、溶解氧(DO)及溫度采用便攜式多功能水質(zhì)分析儀WTW Multi 340i型測(cè)定.

氨氮降解速率、進(jìn)水氨氮負(fù)荷(NLR)及總氮容積負(fù)荷(NRR)計(jì)算公式如下:

式中:?(NH4+)為進(jìn)出水氨氮濃度變化值,mg/L;(NH4+)Inf為進(jìn)水氨氮濃度,mg/L;?TN為進(jìn)出水總氮變化值,mg/L;為反應(yīng)器有效容積,L;HRT為水力停留時(shí)間,h;為反應(yīng)器進(jìn)水流量,L/h.

1.4 顆粒特征及尺寸測(cè)定

顆粒污泥粒徑采用粒度分析儀Bettersize 3000Plus測(cè)定,粒度分析及粒徑正態(tài)分布成像由Bettersize 3000Plus激光圖像粒度粒形分析系統(tǒng)Ver1.0生成[19].

1.5 實(shí)時(shí)熒光定量PCR

本實(shí)驗(yàn)中所用的定量PCR(Real-time PCR)方法為SYBR染料法.在反應(yīng)器同一取樣口取第15、44、77、87、93、116、136、137周期的充分混合污泥樣品,5000r/min離心分離,去掉上清液,充分洗泥后置于-80℃保存.其中第93周期污泥樣品采用篩孔孔徑為0.2μm的篩網(wǎng)進(jìn)行篩分,得到絮體污泥樣品(93F)及顆粒污泥樣品(93G).將從不同周期的混合污泥、顆粒污泥或絮體污泥提取的DNA樣品直接或經(jīng)稀釋達(dá)到濃度要求后加入到預(yù)先配制好的反應(yīng)體系,之后與標(biāo)準(zhǔn)品在相同的程序下進(jìn)行擴(kuò)增,并不斷收集熒光信號(hào),其中AOB、亞硝酸鹽氧化細(xì)菌(NOB)、AnAOB及全菌所用引物及基因序列如表4所示[20-21].擴(kuò)增完成后,根據(jù)Ct值和拷貝數(shù)的坐標(biāo)計(jì)算出樣品中所含的拷貝數(shù).所配置的反應(yīng)體系見(jiàn)表5.每個(gè)DNA樣品設(shè)置3個(gè)平行樣,最終取平均值并計(jì)算偏差.并且需設(shè)置空白樣,減小環(huán)境對(duì)試驗(yàn)的影響.

表4 引物及基因序列

表5 qPCR反應(yīng)條件

1.6 高通量測(cè)序

分別采集不同運(yùn)行階段污泥樣品,置于-80℃條件下保存.使用試劑盒(FastDNA SPIN kits for soil (Bio 101, Vistsa, CA, USA))提取污泥樣品中的DNA.引物為338F(5'-ACTCCTACGGGAGGCAGCA-3')和806R(5'-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3')進(jìn)行16S rRNAV3-V4區(qū)基因擴(kuò)增[22].根據(jù)Illumina MiSeq平臺(tái)(Illumina, San Diego, USA)標(biāo)準(zhǔn)操作規(guī)程將純化后的擴(kuò)增片段構(gòu)建PE 2′300的文庫(kù).利用Illumina公司的Miseq PE300平臺(tái)進(jìn)行測(cè)序(上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司).

2 結(jié)果與討論

2.1 一體式PN/A工藝的快速啟動(dòng)

通常認(rèn)為,基質(zhì)濃度的周期變化有利于提升污泥活性,促進(jìn)胞外聚合物(EPS)的分泌[23].并且較長(zhǎng)的沉降時(shí)間可有效截留從顆粒表面剝離的絮狀污泥,防止生物量大幅降低[24].故本工藝采用序批式反應(yīng)器進(jìn)行實(shí)驗(yàn).

階段I(啟動(dòng)階段1～82周期):該階段工藝采用配水進(jìn)行,平均進(jìn)水氨氮濃度為240mg/L,平均進(jìn)水氨氮負(fù)荷為0.14kgN/(m3×d),初始FA濃度控制在20mg/ L以上(圖3),pH值約為8.0,DO控制在0.1～0.2mg/L,溫度維持在32～33℃.如圖2、4所示,第30～40、45～65周期由于曝氣盤(pán)堵塞,造成曝氣量不足,導(dǎo)致出水氨氮突然升高,排除該實(shí)驗(yàn)設(shè)施的影響,污泥接種后,反應(yīng)器啟動(dòng)初期亞硝積累率即高達(dá)85%,成功實(shí)現(xiàn)短程硝化,出水亞硝濃度積累至95.13mg/L,平均總氮負(fù)荷為0.2kgN/(m3×d),表明厭氧氨氧化菌活性較低.第24周期后,出水亞硝濃度逐漸降至15mg/L以下,總氮負(fù)荷提升至0.3kgN/(m3×d)以上.反應(yīng)器的氨氮降解速率隨著曝氣量的增加逐漸增加,且出水亞硝濃度逐漸下降并穩(wěn)定在20mg/L以下.運(yùn)行至第29周期,氨氮降解速率上升至19mgN/(m×h),逐漸增加反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)水氨氮濃度至300mg/L以上,系統(tǒng)可以維持穩(wěn)定的短程硝化-厭氧氨氧化反應(yīng).并且該階段反應(yīng)器內(nèi)硝態(tài)氮增量與氨氮去除量比值小于0.11,平均進(jìn)、出水SCOD分別為56mg/L、53.28mg/L,系統(tǒng)內(nèi)較高的游離氨濃度(FA)平穩(wěn)的維持了氨氮的部分硝化,硝態(tài)氮的產(chǎn)生量小于理論值可能是由于基質(zhì)中少量可降解的有機(jī)物為反硝化作用提供了碳源,造成了出水中硝態(tài)氮濃度的降低.整個(gè)運(yùn)行過(guò)程中脫氮負(fù)荷最高可達(dá)0.60kgN/(m3×d).

圖3 反應(yīng)器啟動(dòng)階段FA水平及硝氮增量/氨氮減量百分比

圖4 反應(yīng)器啟動(dòng)階段氮素去除效果及SCOD濃度

2.2 工藝處理熱水解污泥消化液的運(yùn)行效果

該工藝成功啟動(dòng)后,后續(xù)采用熱水解消化液配水進(jìn)水,探究實(shí)際高氨氮廢水對(duì)工藝運(yùn)行的影響.

階段Ⅱ:如圖5所示,由于熱水解污泥消化液的引入,反應(yīng)器內(nèi)出水亞硝濃度增長(zhǎng)至72.91mg/L,脫氮效果急劇下降,總氮去除負(fù)荷降低至0.10kgN/(m3×d)以下,并且脫氮效果較難維持.研究指出,熱水解污泥消化液中含有的有機(jī)成分對(duì)AOB和AnAOB具有較強(qiáng)的抑制作用[25-27].汪瑤琪等[28]的研究中垃圾滲濾液可降解有機(jī)物濃度大于150mg/L即可造成Anammox反應(yīng)崩潰,并對(duì)AnAOB的活性產(chǎn)生競(jìng)爭(zhēng)抑制和毒性抑制,建議采用Anammox反應(yīng)處理含有機(jī)物廢水時(shí),控制進(jìn)水有機(jī)物濃度在100～200mg/L.而如圖7所示,階段Ⅱ中進(jìn)出水平均SCOD濃度分別為508.2、511.2mg/L,遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于建議值,這可能是本研究脫氮性能惡化的原因.但有研究者通過(guò)提高溶解氧設(shè)定值、延長(zhǎng)曝氣時(shí)間和逐步提高進(jìn)水中消化液比例等方法降低了有機(jī)物的抑制作用的消極影響,所以將厭氧氨氧化技術(shù)應(yīng)用于熱水解污泥消化液處理是可能實(shí)現(xiàn)的[25-27,29].

圖6 反應(yīng)器處理熱水解消化液階段FA水平及硝氮增量/氨氮減量百分比

圖7 反應(yīng)器處理熱水解消化液階段氮素去除效果及SCOD濃度

階段Ⅲ:為了再次進(jìn)行有效的實(shí)際高氨氮廢水顆粒污泥培養(yǎng)實(shí)驗(yàn),同時(shí)保證實(shí)驗(yàn)的連貫性,反應(yīng)器采用初沉水配水進(jìn)水恢復(fù)污泥活性,平均進(jìn)水SCOD濃度降低至91.97mg/L.經(jīng)過(guò)20個(gè)周期的運(yùn)行,活性污泥恢復(fù)了部分脫氮性能,出水氨氮及亞硝氮濃度逐漸下降至50mg/L,總氮負(fù)荷恢復(fù)到0.30kgN/ (m3×d).

階段Ⅳ:反應(yīng)器再次采用熱水解消化液配水進(jìn)水,污泥脫氮活性再次出現(xiàn)下降的情況,但未出現(xiàn)亞硝氮積累現(xiàn)象,總氮去除負(fù)荷可穩(wěn)定至0.20kgN/ (m3×d),平均為0.17kgN/(m3×d),反應(yīng)出反應(yīng)器內(nèi)污泥對(duì)熱水解污泥消化液具備了一定的適應(yīng)性,這與Zhou等[30]的研究結(jié)果相近.并且后續(xù)分子生物學(xué)分析發(fā)現(xiàn)AnAOB豐度逐漸增長(zhǎng),也可能是系統(tǒng)抗沖擊能力提升的原因之一.Zhang等[31]采用兩段式部分硝化(PN)-厭氧氨氧化反應(yīng)器處理熱水解處理污泥,酸性條件抑制恢復(fù)污泥活性后脫氮負(fù)荷能夠達(dá)到0.45kgN/(m3×d),高于本實(shí)驗(yàn)脫氮負(fù)荷,可能是由于本實(shí)驗(yàn)采用一體式脫氮工藝,為降低溶解氧對(duì)AnAOB的抑制作用,控制低溶解氧值小于0.2mg/L,從而降低了反應(yīng)效率.Ochs等[32]采用顆粒污泥工藝進(jìn)行了熱水解消化液的脫氮處理,其負(fù)荷能夠達(dá)到0.56kgN/(m3×d).由于該工藝接種的AnAOB的菌種量及其停留時(shí)間大于本研究,并且能夠排除亞硝態(tài)氮積累的影響,控制溶解氧在1.2mg/L,這可能是該研究脫氮負(fù)荷較高的原因.Han等[33]采用一體式部分硝化(PN)-厭氧氨氧化生物膜反應(yīng)器處理熱水解污泥消化液,脫氮負(fù)荷可達(dá)0.21kgN/(m3×d),與本研究實(shí)驗(yàn)結(jié)果相近.

該階段第125～129周期由于出現(xiàn)曝氣盤(pán)堵塞問(wèn)題,反應(yīng)器內(nèi)曝氣量不足,造成出水氨氮迅速升高,脫氮量大幅降低.末期由于曝氣量過(guò)大造成出水亞硝短時(shí)間增長(zhǎng),但未影響工藝運(yùn)行效果.

如圖6所示,系統(tǒng)內(nèi)FA濃度持續(xù)大于15mg/L,利于短程硝化反應(yīng)的維持;該階段反應(yīng)器內(nèi)硝態(tài)氮增量與氨氮去除量比值小于0.11,進(jìn)出水平均SCOD濃度分別為520.9、509.8mg/L,表明少量硝態(tài)氮進(jìn)行了反硝化作用,這與Zhang等[27]的研究結(jié)果相同.

階段Ⅴ:反應(yīng)器成功啟動(dòng)后,為加快工藝顆?；M(jìn)度,加大顆粒污泥形成生物選擇壓,排出30%總有效容積的絮體污泥,出水亞硝氮未出現(xiàn)明顯變化,總氮去除負(fù)荷維持在0.10～0.20kgN/(m3×d),表明減少絮體污泥占比,仍能實(shí)現(xiàn)PN/A工藝良好的脫氮效果.

2.3 污泥濃度、顆粒中位徑變化趨勢(shì)

如圖8所示,反應(yīng)器初始污泥平均中位徑約為53μm,成功啟動(dòng)后平均中位徑為58μm;運(yùn)行至第40周期時(shí),為增大顆粒污泥形成生物選擇壓,第1次排出500mL絮體污泥,污泥中位徑由59.7μm增長(zhǎng)至72.9μm;運(yùn)行至第137周期時(shí),為加快工藝顆?；M(jìn)度,第2次排出1.5L絮體污泥,污泥中位徑由平均88.7μm增長(zhǎng)至平均109μm.結(jié)果顯示引入熱水解消化液后,混合污泥中位徑未出現(xiàn)劇烈波動(dòng)的情況,表明熱水解污泥消化液未造成系統(tǒng)內(nèi)污泥顆粒的解體.

第1次絮體污泥排出后,反應(yīng)器內(nèi)污泥濃度未受影響,而第2次絮體污泥排出后,反應(yīng)器內(nèi)混合污泥濃度降低約1040mg/L.表明該系統(tǒng)內(nèi)絮體污泥的淘洗有利于大顆粒污泥占比的提升及污泥中位徑的提高,降低亞硝酸鹽積累的風(fēng)險(xiǎn)及FNA的抑制作用,同時(shí)適當(dāng)?shù)奶韵幢壤潜ＷC工藝運(yùn)行效果的關(guān)鍵.

圖8 反應(yīng)器各運(yùn)行階段污泥濃度及中位徑趨勢(shì)

2.4 脫氮功能微生物豐度分析

由圖9可見(jiàn),全菌豐度維持在1012數(shù)量級(jí),說(shuō)明系統(tǒng)內(nèi)微生物總量趨于穩(wěn)定.反應(yīng)器啟動(dòng)階段(1～83周期),總氮負(fù)荷持續(xù)增長(zhǎng),并且Nitrospira豐度基本維持在109數(shù)量級(jí),Nitrobacter豐度由109降低1個(gè)數(shù)量級(jí),表明NOB在高氨氮系統(tǒng)中受到了FA的持續(xù)抑制,有利于工藝短程硝化效果的維持.AnAOB菌群豐度在1010數(shù)量級(jí)內(nèi)緩慢增長(zhǎng),促進(jìn)了系統(tǒng)脫氮效果提升.反應(yīng)器采用熱水解污泥消化液進(jìn)水后,由于消化液內(nèi)的有機(jī)物質(zhì)對(duì)AnAOB活性具有一定的抑制作用,造成反應(yīng)器內(nèi)亞硝酸鹽的積累及NOB豐度的反彈,其豐度增長(zhǎng)了1個(gè)數(shù)量級(jí),至109數(shù)量級(jí).同時(shí)具有厭氧氨氧化作用的AnAOB雖然脫氮效果受到影響,但其豐度并未受到消極作用,豐度依然成上升趨勢(shì),基本維持在1011數(shù)量級(jí),這也說(shuō)明階段Ⅳ脫氮效果優(yōu)于階段Ⅱ,可能是因?yàn)锳nAOB豐度增長(zhǎng),增強(qiáng)了系統(tǒng)抗沖擊負(fù)荷的能力,降低了亞硝積累的風(fēng)險(xiǎn).對(duì)比顆粒污泥及絮體污泥的各功能菌豐度能夠看出,在顆粒污泥中具有厭氧氨氧化作用的AnAOB豐度大于AOB,而在絮體污泥中具有氨氧化作用的AOB豐度大于AnAOB,這種空間分布特點(diǎn)有利于厭氧氨氧化菌群的持留.

F:絮體污泥;G:顆粒污泥

2.5 污泥菌群結(jié)構(gòu)變化

在門(mén)水平的分析中(圖10),AnAOB所屬的浮霉菌門(mén)(Planctomycetes)豐度占比呈現(xiàn)緩慢增長(zhǎng)的趨勢(shì),占比為9.49%.并且在顆粒污泥上及系統(tǒng)淘洗絮體污泥后占比相對(duì)較大,表明絮體污泥淘洗有利于PN/A系統(tǒng)功能菌的持留.系統(tǒng)內(nèi)AnAOB優(yōu)勢(shì)菌屬為菌屬,這與Zhang等[31,33]的研究結(jié)果不盡相同.如圖11所示,菌屬占比逐漸緩慢增長(zhǎng),最大豐度占比達(dá)到8.06%.并且在第93周期的顆粒污泥中,菌屬豐度占比較高為5.26%(絮體污泥中豐度占比小于1%),大于AOB.絮體污泥中具有亞硝化效果的單胞菌屬為AOB優(yōu)勢(shì)菌屬,其豐度占比為1.64%,大于其在顆粒污泥中的豐度占比(小于1%)及絮體污泥中AnAOB豐度占比,展現(xiàn)出AOB和AnAOB豐度不同的空間分布特點(diǎn)[2].

圖10 污泥樣品菌群組成差異(門(mén)水平)

F:絮體污泥;G:顆粒污泥

F:絮體污泥;G:顆粒污泥

3 結(jié)論

3.1 在配水條件下,生物膜污泥與絮體污泥接種質(zhì)量比為1:1時(shí)能夠快速實(shí)現(xiàn)顆粒污泥工藝短程硝化的形成及該工藝的成功啟動(dòng),脫氮負(fù)荷達(dá)到0.6kgN/ (m3×d).

3.2 熱水解污泥消化液按照1:4的比例稀釋后對(duì)AnAOB仍具有一定的抑制作用,控制進(jìn)水氨氮濃度為100～300mg/L,DO低于0.2mg/L,pH值維持在6.9～8.4,經(jīng)過(guò)20個(gè)周期的馴化及運(yùn)行條件控制,仍能夠采用一體式顆粒污泥級(jí)絮體污泥混合污泥工藝進(jìn)行處理,脫氮負(fù)荷能夠恢復(fù)到0.2kgN/(m3×d).

3.3 系統(tǒng)處理熱水解消化液后,雖降低了工藝脫氮效果,但AnAOB功能基因豐度總體呈增加趨勢(shì),豐度最高可達(dá)8.06%,系統(tǒng)內(nèi)功能微生物已適應(yīng)了熱水解消化液所構(gòu)成的生存環(huán)境,提升了系統(tǒng)本身的抗沖擊能力.

3.4 引入熱水解污泥消化液未對(duì)工藝系統(tǒng)內(nèi)混合污泥顆粒未造成損傷,同時(shí)淘洗絮體有利于加快工藝顆粒化的進(jìn)程,混合污泥平均中位徑為109μm,并且絮體污泥的淘洗比例是保證工藝運(yùn)行效果的關(guān)鍵.

3.5 AnAOB的優(yōu)勢(shì)菌屬菌屬占比逐漸緩慢增長(zhǎng),最大豐度占比達(dá)到8.06%.并且在第93周期的顆粒污泥中,其豐度占比較高為5.26%,大于AOB.絮體污泥中具有亞硝化效果的單胞菌屬為AOB優(yōu)勢(shì)菌屬,其豐度占比為1.64%,大于其在顆粒污泥中的豐度占比(小于1%)及絮體污泥中AnAOB豐度占比,展現(xiàn)出AOB和AnAOB豐度不同的空間分布特點(diǎn).

[1] 姚雪薇.兩段式MBBR亞硝化-厭氧氨氧化處理污泥熱水解消化液技術(shù)研究 [D]. 西安:西安建筑科技大學(xué), 2021.

Yao X Y. Two-stage MBBR nitrification-anammox treatment of sludge thermal hydrolysis digestate technology [D]. Xi'an, Xi'an University of Architecture and Technology, 2021.

[2] 韓曉宇,黃 京,劉新春,等.厭氧氨氧化技術(shù)處理熱水解消化液的實(shí)驗(yàn)研究 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2017,37(7):2542-2549.

Han X Y, Huang J, Liu X C, et al. Experimental study on the treatment of thermally hydrolyzed digestate by anammox technology [J]. China Environmental Science,2017,37(7):2542-2549.

[3] Gu Z L, Li Y, et al. Inhibition of anammox by sludge thermal hydrolysis and metagenomic insights [J]. Bioresource Technology, 2018,270:46–54.

[4] Strous M, Fuerst J A, Kramer E H, et al. Missing lithotroph identified as new planctomycete [J]. Nature, 1999,400:446-449.

[5] Henze M, van Loosdrecht M, Ekama G, et al. Biological Wastewater Treatment: Principles, Modelling and Design [M]. London: IWA Publishing, 2008,pp:139-154.

[6] Morales N, Val Del Río á, Vázquez-Padín J R, et al. Integration of the anammox process to the rejection water and main stream lines of WWTPs [J]. Chemosphere, 2015,140:99-105.

[7] Siegrist H, Salzgeber D, Eugster J, et al. Anammox brings WWTP closer to energy autarky due to increased biogas production and reduced aeration energy for N-removal [J]. Water Science & Technology, 2008,57(3):383-388.

[8] Liang Z, Liu J. Landfill leachate treatment with a novel process: Anaerobic ammonium oxidation (ANAMMOX) combined with soil infiltration system [J]. Journal of Hazardous Materials, 2008,151(1): 202-212.

[9] Figueroa M, Vázquez-Padín J R, Mosquera-Corral A, et al. Is the CANON reactor an alternative for nitrogen removal from pre-treated swine slurry [J]. Biochemical Engineering Journal, 2012,65:23-29.

[10] Shalini S S, Joseph K. Start-up of the SHARON and anammox process in landfill bioreactors using aerobic and anaerobic ammonium oxidising biomass [J]. Bioresource Technology, 2013,149(4):474-485.

[11] Jenni S, Vlaeminck S, Morgenroth E, et al. Successful application of nitritation/anammox towastewater with elevated organic carbon to ammonia ratios [J]. Water Research, 2014,49:316-326.

[12] Yao H, Li H, Xu J, et al. Inhibitive effects of chlortetracycline on performance of the nitritation-anaerobic ammonium oxidation (ANAMMOX) process and strategies for recovery [J]. Journal of Environmental Sciences, 2018,70(8):29-36.

[13] Qian F Y, Huang Z H, Liu Y X, et al. Conversion of full nitritation to partial nitritation/anammox in a continuous granular reactor for low-strength ammonium wastewater treatment at 20℃[J]. Biodegradation, 2021,32(1):87-98.

[14] Wang L, Zheng P, Chen T T, et al. Performance of autotrophic nitrogen removal in the granular sludge bed reactor [J]. Bioresource Technology, 2012,123:78-85.

[15] Vlaeminck S E, Cloetens L F F, Carballa M, et al. Granular biomass capable of partial nitritation and anammox [J]. Water Science & Technology, 2008,58(5):1113-1120.

[16] Helio Lo′ pez, Sebastia Puig, Ramon Ganigue, et al. Start-up and enrichment of a granular anammox SBR to treat high nitrogen load wastewaters [J]. Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 2008,83(3):233-241.

[17] Dapena-Mora A, Campos J L, Mosquera-Corral A, Jetten M S M, Méndez R. Stability of the ANAMMOX process in a gas-lift reactor and a SBR [J]. Journal of Biotechnology, 2004,110(2):159-170.

[18] 國(guó)家環(huán)境保護(hù)局.水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法[M]. (第4版).北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 2002.

State Environmental Protection Administration. Water and Wastewater Monitoring and Analysis Methods [M]. (4th). Beijing: China Environmental Science Press, 2002.

[19] 王佳偉,高永青,孫麗欣,等.中試SBR內(nèi)好氧顆粒污泥培養(yǎng)和微生物群落變化 [J]. 中國(guó)給水排水, 2019,35(7):1-7,14.

Wang J W, Gao Y Q, Sun L X, et al. Aerobic granular sludge culture and microbial community changes in pilot-scale SBR [J]. China Water Supply and Drainage, 2019,35(7):1-7,14.

[20] Miao Y, Peng Y, Liang Z, et al. Partial nitrification-anammox (PNA) treating sewage with intermittent aeration mode: Effect of influent C/N ratios [J]. Chemical Engineering Journal, 2018,334:664-672.

[21] 付璐璐,李思琦,甄 毓,等.用于海洋沉積物中厭氧氨氧化細(xì)菌分子生態(tài)學(xué)研究的引物比較 [J]. 中國(guó)海洋大學(xué)學(xué)報(bào):自然科學(xué)版, 2019, 49(9):80-91.

Fu L L, Li S Q, Zhen Y, et al. Comparison of primers for the molecular ecology of anammox bacteria in marine sediments [J]. Journal of Ocean University of China: Natural Science Edition, 2019,49(9):80-91.

[22] Qian F Y, Huang Z H, Liu Y X, et al. Conversion of full nitritation to partial nitritation/anammox in a continuous granular reactor for low- strength ammonium wastewater treatment at 20℃ [J]. Biodegradation, 2021,32(1):87-98.

[23] Qian F Y, Wang J F, Shen Y L, et al. Achieving high performance completely autotrophic nitrogen removal in a continuous granular sludge reactor [J]. Biochemical Engineering Journal, 2017,118:97- 104.

[24] 黃子恒,張 立,崔舒惠,等.冷凍PN/A顆粒污泥快速活化過(guò)程中的污泥形態(tài)與菌群演化特征分析 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2022,43(2):920-927.

Huang Z H, Zhang L, Cui S H, et al. Analysis on the characteristics of sludge morphology and flora evolution during the rapid activation of frozen PN/A granular sludge [J]. Environmental Science, 2022,43 (2):920-927.

[25] Zhang Q, Haydee DC, Su C, et al. Deammonification for digester supernatant pretreated with thermal hydrolysis: overcoming inhibition through process optimization [J]. Enviromental Biotechnology, 2016, 100:5595-5606.

[26] Zhang Q, Siegfried E, Christine D, et al. Supernatant organics form anaerobic digestion after thermal hydrolysis cause direct and /or diffusional activity loss for nitritation and anammox [J]. Water Research, 2018,143:270-281.

[27] Figdore B, Bowden G, Stinson B, et al. Treatment of Dewatering Sidestream from a Thermal Hydrolysis-Mesophilic Anaerobic Digestion Process with a Single-Sludge Deammonification Process [J]. Proceedings of the Water Environment Federation, 2011, 2011(18): 249-264.

[28] 汪瑤琪,喻徐良,陳重軍,等.有機(jī)物對(duì)厭氧氨氧化菌活性影響研究進(jìn)展 [J]. 化學(xué)通報(bào), 2017,80(2):173-178.

Wang Y Q, Yu X L, Chen C J, et al. Research progress on the effect of organic matter on the activity of anammox bacteria [J]. Bulletin of Chemistry, 2017,80(2):173-178.

[29] 楊延棟,黃 京,韓曉宇,等.一體式厭氧氨氧化工藝處理高氨氮污泥消化液的啟動(dòng) [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2015,35(4):1082-1087.

Yang Y D, Huang J, Han X Y, Zhang L, Zhang S J, Peng Y Z. Start-up of integrated anaerobic ammonium oxidation process for treating high ammonia nitrogen sludge digestate [J]. China Environmental Science, 2015,35(4):1082-1087.

[30] 周夢(mèng)雨,彭黨聰,韓 蕓,等.間歇曝氣對(duì)部分硝化-厭氧氨氧化處理氨氮廢水的影響 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2022,42(3):1120-1127.

Zhou M Y, Peng D C, Han Y, et al. Effects of intermittent aeration on partial nitrification-anammox treatment of ammonia nitrogen wastewater [J]. Environmental Science in China, 2022,42(3):1120- 1127.

[31] Zhang D, Wang G P, Dai X H. Operation of pilot-scale nitrification- anammox reactors for the treatment of reject-water produced from the anaerobic digestion of thermal hydrolysis-treated sludge [J]. Bioresource Technology, 2020,314:123717.

[32] Ochs P, Martin B D ,Germain E, et al. Ammonia removal from thermal hydrolysis dewatering liquors via three different deammonification technologies [J]. Science of The Total Environment, 2020,755(Pt 1):142684.

[33] Han X Y, Zhang S J, Yang S H, et al. Full-scale partial nitritation/anammox (PN/A) process for treating sludge dewatering liquor from anaerobic digestion after thermal hydrolysis [J]. Bioresource Technology, 2020,297:122380.

Treatment of thermal hydrolysis sludge digestion supernatant by PN/A-granular sludge process.

ZHAO Dan, HAN Xiao-yu*, ZHANG Shu-jun, HUANG Jing, JIAO Jia-tong, MAO Hua-xing, LU Zi-xin

(Beijing Urban Drainage Group Co., Ltd., Beijing Resource Engineering Technology Research Center, Beijing 100124, China)., 2022,42(11)：5108～5116

An integrated PN/A denitrification treatment system was constructed with a mixture of anammox granular sludge and floc sludge. Efficient denitrification of sludge digestion supernatant pretreated with thermal hydrolysis was achieved through the optimization of operating parameters. By inoculating AnAOB biofilm sludge and ordinary activated sludge simultaneously and keeping a high FA (>20mg/L) and low aeration (DO￡0.2mg/L), the partial nitrification and anammox reaction was rapidly initiated, and the nitrous accumulation rate got over 85% while the denitrification load reached 0.60kgN/(m3·d). The diluted digestion supernatant still had a certain inhibition on AnAOB activity, resulting in the total nitrogen load of the reactor decreased to less than 0.20kgN/(m3·d). However, the abundance of AnAOB in the system exhibited an overall increasing trend, indicating that the proliferation of AnAOB was not completely restrained. The average median diameter of the sludge mixture in the system increased slowly from 53μm to 109μm. Results of quantitative PCR and high-throughput sequencing showed that the treatment system enriched the AnAOB with a higher purity, the maximum abundance ratio could reach 8.06% with the dominant genus being. In addition, in the 93rd run cycle, the abundance ratio ofin granular sludge was higher than that of AOB, which was 5.26%; while in the floc sludge, the abundance offor nitrification accounted for 1.64%, higher than that of AnAOB. This demonstrated the different spatial distribution characteristics of AOB and AnAOB abundance.

anaerobic ammonia oxidation；granular sludge；sequencing batch reactor；thermal hydrolysis sludge digestion supernatant

X703.1

A

1000-6923(2022)11-5108-09

趙 丹(1991-),女,河北保定人,工程師,碩士,主要從事高氨氮廢水厭氧氨氧化生物工藝處理研究.發(fā)表論文1篇.

2022-04-10

* 責(zé)任作者, 正高級(jí)工程師, hanxiaoyu@bdc.cn