張 凱,孫夢(mèng)俠,梁東博,王 佳,李 軍

上升流速對(duì)CANON工藝穩(wěn)定性及微生物群落的影響

張 凱,孫夢(mèng)俠,梁東博,王 佳,李 軍*

(北京工業(yè)大學(xué)建筑工程學(xué)院,城市污水深度處理與資源化利用技術(shù)國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室,北京 100124)

采用膨脹顆粒污泥床(EGSB)反應(yīng)器作為全程自養(yǎng)脫氮(CANON)工藝啟動(dòng)運(yùn)行的裝置,考察了不同上升流速對(duì)CANON工藝脫氮性能的影響,并對(duì)固定生物膜-活性污泥(IFAS)系統(tǒng)內(nèi)顆粒污泥粒徑的變化和生物膜上的生物量進(jìn)行定量分析,同時(shí)對(duì)顆粒污泥和生物膜上的微生物進(jìn)行高通量分析,探究在不同聚集體上微生物群落結(jié)構(gòu)的特點(diǎn).結(jié)果表明,在連續(xù)運(yùn)行過(guò)程中,上升流速由2m/h增加至6m/h的過(guò)程中,總氮去除負(fù)荷由0.20kg/(m3·d)逐漸增加至0.66kg/(m3·d),而ΔNO3--N/ΔNH4+-N的比值穩(wěn)定在0.11,成功實(shí)現(xiàn)了CANON的高效穩(wěn)定運(yùn)行. 當(dāng)上升流速增加至8m/h時(shí),CANON工藝脫氮性能失穩(wěn),總氮去除負(fù)荷(NRR)降低至0.42kg/(m3·d),污泥平均粒徑由1.3mm減小到0.9mm.上升流速恢復(fù)至6m/h后,CANON脫氮工藝脫氮性能逐漸恢復(fù),最終NRR穩(wěn)定在0.60kg/(m3·d)以上,污泥平均粒徑恢復(fù)至1.2mm,生物膜生物量的比生長(zhǎng)速率為0.0024d-1.高通量測(cè)序顯示,顆粒污泥中主要以氨氧化細(xì)菌(AerAOB)功能菌(2.45%),和厭氧氨氧化細(xì)菌(AnAOB)功能菌(2.38%)為主要菌屬;而生物膜中主要是AnAOB功能菌(9.78%)、(4.23%),同時(shí)還檢測(cè)出少量AerAOB功能菌(0.40%).結(jié)果表明兩種微生物在不同聚集體上存在一定的差異性.

全程自養(yǎng)脫氮(CANON)；厭氧膨脹顆粒污泥床(EGSB)；上升流速;脫氮;高通量測(cè)序

單級(jí)全程自養(yǎng)脫氮(CANON)工藝具有許多優(yōu)點(diǎn),如不需要有機(jī)碳源、節(jié)省曝氣、減少污泥和減少溫室氣體[1].CANON工藝是一種基于厭氧氨氧化的新型生物脫氮工藝,其中AerAOB和AnAOB能夠在一個(gè)反應(yīng)器中將NH4+-N轉(zhuǎn)換成N2[2],因此AerAOB和AnAOB這兩種微生物的和諧共存是確保CANON工藝高效穩(wěn)定運(yùn)行的關(guān)鍵.Third等[3]認(rèn)為實(shí)現(xiàn)CANON工藝穩(wěn)定運(yùn)行,反應(yīng)器應(yīng)具備兩個(gè)主要的條件,首先反應(yīng)器內(nèi)部可以形成體積較大的顆粒污泥或者形成生物膜.為AnAOB提供必要的厭氧環(huán)境;其次是反應(yīng)器應(yīng)具備良好的污泥截留能力,從而避免生長(zhǎng)緩慢的自養(yǎng)型微生物AerAOB和AnAOB被淘洗出反應(yīng)器.

EGSB反應(yīng)器具有外回流增加了進(jìn)水的上升流速,可以快速實(shí)現(xiàn)污泥顆?；?進(jìn)而保持反應(yīng)器中微生物的生物量,實(shí)現(xiàn)反應(yīng)器內(nèi)高效穩(wěn)定的脫氮效率[4].而近些年,生物膜-活性污泥復(fù)合工藝(IFAS)在短程硝化厭氧氨氧化領(lǐng)域引起了大家的廣泛關(guān)注[5].有研究發(fā)現(xiàn)[6-7],顆粒污泥系統(tǒng)或者生物膜系統(tǒng)中在淘洗NOB菌的同時(shí)必然伴隨著AnAOB菌的流失.在IFAS系統(tǒng)內(nèi),顆粒污泥和生物膜可以為AerAOB和AnAOB提供不同的生長(zhǎng)微環(huán)境,IFAS系統(tǒng)內(nèi)AerAOB和NOB在活性污泥中能夠更好的獲取DO,因此在活性污泥中相對(duì)含量較高,而AnAOB則主要在生物膜上進(jìn)行生長(zhǎng)繁殖[8].在實(shí)際工程中IFAS系統(tǒng)成功實(shí)現(xiàn)了短程硝化與厭氧氨氧化耦合脫氮[9].同時(shí)有研究發(fā)現(xiàn)IFAS系統(tǒng)在實(shí)現(xiàn)短程硝化耦合厭氧氨氧化過(guò)程中對(duì)于總氮的去除負(fù)荷要比MBBR系統(tǒng)對(duì)于總氮的去除負(fù)荷高3倍左右[10].

目前,對(duì)于CANON工藝的研究大多集中在顆粒污泥[11]或者生物膜[12]的形式上,利用其顆粒污泥和生物膜的空間特點(diǎn),為AerAOB和AnAOB分別提供好氧和厭氧的微環(huán)境,進(jìn)而實(shí)現(xiàn)協(xié)同脫氮的目的.但用顆粒污泥實(shí)現(xiàn)CANON工藝的穩(wěn)定運(yùn)行,存在啟動(dòng)周期較長(zhǎng),總氮去除負(fù)荷低等缺點(diǎn)[13].因此本文以泥膜混合體系為載體在EGSB反應(yīng)器中實(shí)現(xiàn)CANON工藝的高效穩(wěn)定運(yùn)行,探究了在EGSB反應(yīng)器中不同上升流速下,CANON工藝的脫氮性能穩(wěn)定性、顆粒污泥粒徑的變化情況和生物膜上生物量的生長(zhǎng)曲線(xiàn),并利用分子生物學(xué)16S rRNA高通量測(cè)序技術(shù),解析了在顆粒污泥和生物膜上微生物種群的多樣性以及優(yōu)勢(shì)菌群分布,同時(shí)分析了不同微生物聚集體的菌群結(jié)構(gòu)的差異性,以期為IFAS系統(tǒng)下的CANON工藝的穩(wěn)定運(yùn)行提供必要的理論參考.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置及運(yùn)行條件

實(shí)驗(yàn)采用EGSB反應(yīng)器作為啟動(dòng)CANON工藝的反應(yīng)器,圓柱形反應(yīng)器內(nèi)徑為100mm,高度400mm,外部有水浴套筒保持內(nèi)部環(huán)境溫度恒定,反應(yīng)器的有效容積為3.3L,實(shí)驗(yàn)共進(jìn)行了2個(gè)過(guò)程8個(gè)階段,具體的運(yùn)行條件見(jiàn)表1和表2.

1.2 實(shí)驗(yàn)用水及接種污泥

實(shí)驗(yàn)用水采用人工合成廢水,主要成分含有NH4Cl、NaHCO3、KH2PO4、MgSO4·7H2O、CaCl2·2H2O;微量元素Ⅰ:FeSO4,5g/L;EDTA,5g/L;微量元素Ⅱ:EDTA,15g/L;CuSO4·5H2O,0.2g/L; ZnSO4·7H2O,0.43g/L;CoCl2·6H2O,0.24g/L;MnCl2·4H2O,0.99g/L;NaMoO4·2H2O,0.22g/L;NiCl2·6H2O,0.19g/L;NaSeO4,0.11g/L; H3BO3,0.014g/L,微量元素Ⅰ和Ⅱ的投加量均為1mL/L;接種污泥取自實(shí)驗(yàn)室運(yùn)行穩(wěn)定的短程硝化污泥和載體生物膜和厭氧氨氧化污泥,接種的短程硝化污泥的污泥濃度(MLSS)為2643mg/L,載體填料表面生物膜MLSS為1876mg/L.載體填料采用聚氨酯海綿填料,載體填料為1cm的正方體,比表面積為91000m2/m3,密度為1.1g/cm3,體積填充比約為25%.

表1 間歇運(yùn)行期間運(yùn)行參數(shù)

1.3 分析方法

1.3.1 水質(zhì)和污泥分析 NH4+-N, NO2--N, NO3--N, MLVSS等水質(zhì)指標(biāo)由標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)量[14].

1.3.2 污泥粒徑的測(cè)定方法 污泥粒徑(PSD)采用篩分法[15],采用一系列10cm不銹鋼對(duì)顆粒污泥進(jìn)行篩分.用緩沖溶液對(duì)污泥進(jìn)行稀釋,將稀釋好的泥水混合物倒入疊加好的篩分網(wǎng)上,用去離子水進(jìn)行沖洗.緩沖溶液為:(KH2PO4)=4g/L;(Na2HPO4·7H2O)=5g/L;(KH2PO4)=1.2g/L, pH=7.1.孔徑分別為2.0, 1.0, 0.6, 0.335, 0.2, 0.154, 0.1, 0.061, 0.038mm,篩子從上到下目數(shù)依次增大.

1.3.3 生物膜生物量測(cè)定 載體填料生物量濃度的測(cè)定方法:從反應(yīng)器隨機(jī)選取3個(gè)載體填料,從載體填料上提取生物膜,載體填料上松散的生物膜采用鑷子進(jìn)行刮取,然后將刮取完后的載體填料進(jìn)行超聲至生物膜完全脫落,將超聲后的泥水混合物進(jìn)行過(guò)濾,最后在105℃烘干稱(chēng)重,計(jì)算平均載體上生物膜干重[5].

表2 連續(xù)運(yùn)行期間運(yùn)行參數(shù)

1.3.4 高通量測(cè)序 利用高通量測(cè)序技術(shù)對(duì)IFAS系統(tǒng)內(nèi)的不同微生物聚集形態(tài)進(jìn)行分析.實(shí)驗(yàn)采用上海生工Illumina Miseq2′300bp測(cè)序平臺(tái)進(jìn)行測(cè)序分析,在V3~V4區(qū)域進(jìn)行PCR擴(kuò)增,擴(kuò)增引物為341F:序列F:CCTACGGGNGGCWGCAG;805R:序列R:GACTACHVGGGTATCTAATCC.在97%的相似水平下對(duì)所有序列進(jìn)行OTUs(Operational Taxonomic Units)劃分并與RDP(Ribosomal Database Project)數(shù)據(jù)庫(kù)比對(duì),在門(mén)和屬水平下對(duì)菌群結(jié)構(gòu)進(jìn)行分析.

2 結(jié)果與討論

2.1 CANON工藝啟動(dòng)及脫氮性能

EGSB反應(yīng)器共運(yùn)行了103d,共分為8個(gè)階段,前3個(gè)階段采用SBR反應(yīng)器的運(yùn)行方式,通過(guò)逐漸降低進(jìn)水氨氮濃度和調(diào)節(jié)停曝比的方式實(shí)現(xiàn)低氨氮濃度下的自養(yǎng)生物脫氮工藝.圖1為自養(yǎng)生物脫氮工藝啟動(dòng)過(guò)程中含氮物質(zhì)的濃度變化以及亞氮積累率的變化.

如圖1所示,階段Ⅰ(第1~11d),控制停曝比為90: 90(min:min),進(jìn)水NH4+-N濃度約為300mg/L,隨著接種污泥對(duì)環(huán)境的逐漸適應(yīng),AerAOB活性增加, NH4+-N濃度逐漸降低.在第11d出水NH4+-N濃度為38.7mg/L,出水NO2--N濃度為224.3mg/L,出水NO3--N濃度為11.7mg/L.如圖1(b)所示,在階段Ⅰ,氨氮去除率(ARE)由47.95%逐漸增加至86.82%,亞硝態(tài)氮積累率(NAR)由79.54%增加至91.51%,總氮去除負(fù)荷(NRE)則維持在10%以下;階段Ⅱ(第12~ 21d),添加AnAOB絮狀污泥,接種后的污泥濃度為4017mg/L,此時(shí)調(diào)控停曝比為60:100(min:min),進(jìn)水NH4+-N濃度約為150mg/L,接種AnAOB污泥的第2d,如圖1(b)所示,NRE出現(xiàn)明顯的增加并維持在50%左右,由于NO2--N作為AnAOB的底物物質(zhì)被消耗,因此NAR在階段Ⅱ中明顯減少.在CANON工藝系統(tǒng)中主要是通過(guò)富集培養(yǎng)AerAOB和AnAOB進(jìn)而實(shí)現(xiàn)協(xié)同脫氮的目的,大量研究通過(guò)控制溶解氧(DO)[16]、堿度(pH值)[17]、抑制劑[18]等手段抑制NO2--N向NO3--N的轉(zhuǎn)化,實(shí)現(xiàn)AerAOB的增殖和為AnAOB提供必要的底物物質(zhì),同時(shí)抑制NOB的生長(zhǎng)[19].

如圖2所示,在階段Ⅱ中,ΔNO3--N/ΔNH4+-N明顯高于理論值0.11[20],這主要是由于ΔNO3--N的生成一部分是通過(guò)AnAOB的作用產(chǎn)生的NO3--N,還有一部分是通過(guò)NOB的作用將NO2--N轉(zhuǎn)化成的NO3--N,因此在階段Ⅲ中通過(guò)延長(zhǎng)厭氧時(shí)間(不曝氣)和縮短好氧時(shí)間(曝氣)的方式,強(qiáng)化厭氧氨氧化反應(yīng)和抑制亞硝酸鹽氧化速率;階段Ⅲ(第22~39d),控制停曝比為80:90(min:min),進(jìn)水NH4+-N濃度約為100mg/L,經(jīng)過(guò)18d的穩(wěn)定運(yùn)行,出水NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度分別為5.2, 4.1和12.2mg/L, ARE和NRE分別由階段Ⅱ結(jié)束時(shí)的87.24%和50.12%增加至階段Ⅲ結(jié)束時(shí)的94.73%和78.98%.,如圖2所示,階段Ⅲ時(shí)的ΔNO3--N/ΔNH4+-N比階段Ⅱ時(shí)的ΔNO3--N/ΔNH4+-N明顯降低,說(shuō)明在階段Ⅲ中NOB的活性得到了有效抑制,ΔNO3--N/ΔNH4+-N穩(wěn)定在0.11左右,表明此時(shí)在EGSB反應(yīng)中全程自養(yǎng)生物脫氮工藝運(yùn)行穩(wěn)定.

圖1 反應(yīng)器間歇運(yùn)行的氮素濃度變化

圖2 ΔNO3--N/ΔNH4+-N比的變化

2.2 連續(xù)流上升流速對(duì)反應(yīng)器脫氮性能影響

在階段Ⅳ時(shí)由SBR運(yùn)行方式轉(zhuǎn)變成連續(xù)流運(yùn)行,整個(gè)系統(tǒng)共運(yùn)行64d.通過(guò)EGSB反應(yīng)器在不同回流比條件下改變上升流速,探究不同上升流速對(duì)CANON工藝的影響.

如圖3所示,根據(jù)EGSB反應(yīng)器設(shè)定的回流比,將此過(guò)程分為5個(gè)階段.階段Ⅳ(第40~55d),進(jìn)水NH4+-N濃度約為100mg/L,控制HRT為6h,上升流速為2m/h(回流比為27.5:1).運(yùn)行初期,由于運(yùn)行方式從間歇運(yùn)行轉(zhuǎn)變成連續(xù)運(yùn)行,EGSB反應(yīng)器內(nèi)ARE和NRE分別由上一過(guò)程間歇運(yùn)行結(jié)束時(shí)的94.73%和78.98%降低到69.99%和51.38%.隨著對(duì)環(huán)境的逐漸適應(yīng),出水NH4+-N和TN濃度逐漸降低,在連續(xù)運(yùn)行的第15d,ARE和NRE分別提升到91.01%和72.86%.如圖4所示,在階段Ⅳ中,隨著反應(yīng)器的運(yùn)行,NRR由連續(xù)運(yùn)行開(kāi)始時(shí)的0.22kg/(m3·d)提升到0.29kg/(m3·d),同時(shí)如圖5所示,ΔNO3--N/ ΔNH4+-N比值穩(wěn)定在0.11附近,這些表明此時(shí)EGSB反應(yīng)器內(nèi)CANON工藝運(yùn)行穩(wěn)定.張肖靜[21]在CANON工藝快速啟動(dòng)過(guò)程中認(rèn)為當(dāng)NRR達(dá)到0.1kg/(m3·d)以上時(shí),則認(rèn)為CANON工藝啟動(dòng)成功,同時(shí)發(fā)現(xiàn)在低氨氮條件下逐漸縮短HRT,NRR最終可達(dá)到0.95kg/(m3·d);當(dāng)逐漸增加進(jìn)水NH4+-N濃度時(shí),NRR最終可達(dá)到0.7kg/(m3·d);而采用高氨氮進(jìn)水和間歇運(yùn)行的方式時(shí),NRR最終可達(dá)到0.61kg/ (m3·d),張鈴敏等[22]在采用SBR反應(yīng)器啟動(dòng)CANON工藝時(shí)發(fā)現(xiàn)總氮去除負(fù)荷可達(dá)到0.25kg/(m3·d).

圖3 反應(yīng)器連續(xù)運(yùn)行的氮素濃度變化

階段Ⅴ(第56~69d),進(jìn)水NH4+-N濃度為100mg/L左右,控制HRT為4h,上升流速增加至4m/h(回流比為37.06:1),此時(shí)進(jìn)水氨氮負(fù)荷率(ALR)由階段Ⅳ的400mg/(L·d)提升至600mg/(L·d),EGSB反應(yīng)器下部DO值變?yōu)?0.29±0.11)mg/L.如圖3所示,在HRT改變初期,出水NH4+-N濃度和出水TN濃度出現(xiàn)明顯波動(dòng),隨著反應(yīng)器運(yùn)行趨于穩(wěn)定,在運(yùn)行第10d,出水NH4+-N和TN濃度分別為5.2和21.1mg/L,而出水NO3--N濃度一直保持在10mg/L左右.NRR由階段Ⅳ的0.20kg/(m3·d)左右升高至階段Ⅴ的0.40kg/(m3·d)左右(圖4),實(shí)現(xiàn)了CANON工藝的高效穩(wěn)定運(yùn)行,反應(yīng)器內(nèi)出水NO2--N和NO3--N濃度較低,說(shuō)明此時(shí)NOB得到了有效抑制,而AerAOB和AnAOB的活性良好.

圖4 連續(xù)運(yùn)行階段ALR、ARE、NRE和NRR的變化

階段Ⅵ(第70~81d),進(jìn)水NH4+-N濃度為100mg/L左右,控制HRT為3h,上升流速提升至6m/h(回流比為41.60:1),此時(shí)進(jìn)水ALR由階段Ⅴ時(shí)的600mg/(L·d)左右提升至800mg/(L·d)左右,此時(shí)出水NH4+-N濃度明顯升高,可能是由于隨著進(jìn)水ALR的升高,單位時(shí)間內(nèi)對(duì)氨氮的處理量增加,因此AerAOB需氧量也應(yīng)相應(yīng)增加[23].DO是實(shí)現(xiàn)CANON工藝系統(tǒng)高效穩(wěn)定運(yùn)行的重要因素.對(duì)于DO值的控制,一方面要保證AerAOB能夠?qū)⒉糠諲H4+-N轉(zhuǎn)變成NO2--N,為AnAOB提供必要的底物基質(zhì),如果DO值偏低則會(huì)抑制AerAOB的活性,進(jìn)而導(dǎo)致AnAOB所需的NO2--N不足,另一方面如果DO值過(guò)高則又會(huì)促進(jìn)NOB的生長(zhǎng)導(dǎo)致NO2--N轉(zhuǎn)換成NO3--N,同時(shí)高DO值同樣會(huì)抑制AnAOB的活性,造成總氮去除率降低[24].此時(shí)將曝氣強(qiáng)度由0.50m3/h變?yōu)?.65m3/h,EGSB反應(yīng)器上部曝氣區(qū)域的DO值在曝氣階段增加至(0.48±0.11)mg/L,反應(yīng)器底部區(qū)域DO升高至(0.32±0.14)mg/L.如圖3所示,在第77d時(shí),出水NH4+-N濃度出現(xiàn)降低的趨勢(shì),并穩(wěn)定在5mg/L以下,出水NO2--N和NO3--N濃度分別在4和10mg/L左右.此時(shí)隨著進(jìn)水上升流速的升高,在一定程度上增加了微生物與基質(zhì)的接觸,同時(shí)沖刷淘洗掉了自養(yǎng)生物脫氮中活性較差的絮狀污泥,進(jìn)水上升流速的增加提高了反應(yīng)器內(nèi)部的脫氮性能.如圖4所示,在階段Ⅵ結(jié)束時(shí)的ARE、NRE和NRR為94.67%、80.54%和0.66kg/(m3·d), 比階段Ⅴ結(jié)束時(shí)的95.60%、78.88%和0.49kg/(m3·d)分別提高了0.6%、2.1%和34.7%.

圖5 連續(xù)運(yùn)行階段ΔNO3--N/ΔNH4+-N比的變化

階段Ⅶ(第82~89d),進(jìn)水NH4+-N濃度為100mg/L左右,控制HRT為3h,上升流速升高至為8m/h(回流比為56.1:1),ALR保持在800mg/(L·d)左右.反應(yīng)器運(yùn)行至第88d時(shí)發(fā)現(xiàn)溢流出水中出現(xiàn)顆粒較小的顆粒污泥,在反應(yīng)器底部發(fā)現(xiàn)粒徑較大的顆粒污泥比例減少,同時(shí)如圖3和圖4所示,出水NH4+-N濃度由5.3mg/L增加至28.1mg/L,ARE、NRE和NRR分別由94.67%、80.54%和0.66kg/(m3·d)降低到74.05%、48.19%和0.42kg/(m3·d),實(shí)驗(yàn)表明在EGSB反應(yīng)器中隨著進(jìn)水上升流速的不斷增加,當(dāng)超過(guò)一定閾值時(shí),CANON系統(tǒng)的脫氮性能下降.階段Ⅶ中ΔNO3--N/ΔNH4+-N比值相對(duì)較高,可能是由于流速的升高造成反應(yīng)器底部DO值出現(xiàn)升高,通過(guò)NOB的作用將一部分NO2--N轉(zhuǎn)換成NO3--N的原因.

階段Ⅷ(第90~103d),進(jìn)水NH4+-N濃度為100mg/L左右,控制HRT為3h,上升流速恢復(fù)至6m/h(回流比為41.60:1),此時(shí)進(jìn)水ALR為800mg/ (L·d)左右.經(jīng)過(guò)14d的恢復(fù)運(yùn)行,溢流出水逐漸變清,在此之前將出水中的顆粒污泥經(jīng)沉淀后回補(bǔ)到反應(yīng)器中使其保持一定的生物量.如圖3、圖4所示,當(dāng)反應(yīng)器恢復(fù)運(yùn)行的第5dARE和NRE開(kāi)始逐漸提升并最終穩(wěn)定在90%和80%以上,說(shuō)明在EGSB反應(yīng)器中在上升流速小于6m/h時(shí)(回流比為41.60:1),自養(yǎng)生物脫氮的脫氮性能隨著上升流速的增加而提高.本實(shí)驗(yàn)研究表明,EGSB反應(yīng)器中選取適當(dāng)?shù)幕亓鞅?即上升流速)能夠使系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行的同時(shí)提高反應(yīng)器內(nèi)的脫氮效率.有研究表明在EGSB反應(yīng)器中,上升流速在影響顆粒污泥的粒徑變化的同時(shí)對(duì)反應(yīng)器的穩(wěn)定運(yùn)行具有重要影響[23].

2.3 上升流速對(duì)顆粒污泥和生物膜特性的影響

如圖6所示,階段Ⅰ為運(yùn)行穩(wěn)定的短程硝化污泥和生物膜的泥膜混合體系,在階段Ⅱ時(shí),通過(guò)接種anammox污泥的方式啟動(dòng)CANON工藝.接種anammox污泥后反應(yīng)器內(nèi)的MLSS變?yōu)?158mg/L.生物膜和絮體相結(jié)合的泥膜混合系統(tǒng)中的微生物協(xié)同作用在自養(yǎng)生物脫氮過(guò)程中起到關(guān)鍵作用[25].由于AnAOB生長(zhǎng)緩慢,世代周期較長(zhǎng),同時(shí)在反應(yīng)器運(yùn)行過(guò)程中隨污泥的流失造成系統(tǒng)內(nèi)脫氮效能的降低.AnAOB極易聚集形成顆粒污泥,可以在顆粒污泥中存留較多的生物量,同時(shí)抗沖擊負(fù)荷強(qiáng)[26]. EGSB反應(yīng)器較高的上升流速可以快速實(shí)行污泥顆?；?劉勇等[23]在探究上升流速對(duì)單級(jí)自養(yǎng)脫氮EGSB反應(yīng)器性能的影響時(shí)發(fā)現(xiàn),在上升流速為7m/h時(shí),經(jīng)過(guò)61d的運(yùn)行,污泥平均粒徑由296μm增加至510μm.本實(shí)驗(yàn)中在階段Ⅱ時(shí)接種的平均污泥粒徑為(0.4±0.1)mm,經(jīng)過(guò)階段Ⅳ、Ⅴ和Ⅵ不斷增加的上升流速后在階段Ⅵ結(jié)束時(shí),EGSB反應(yīng)器內(nèi)的顆粒污泥的平均粒徑為1.3mm.但是當(dāng)上升流速增加至8m/h時(shí)(圖6中階段Ⅶ),污泥平均粒徑降低至0.9mm,同時(shí)MLSS由階段Ⅵ時(shí)的4368mg/L降低至階段Ⅶ時(shí)的4054mg/L,這可能是由于當(dāng)顆粒污泥的自身沉降速度小于進(jìn)水上升流速時(shí),顆粒污泥隨即被上升水流排出反應(yīng)器.為保持反應(yīng)器內(nèi)的生物量,在階段Ⅷ時(shí),將階段Ⅶ淘洗掉的污泥經(jīng)沉淀后回補(bǔ)到反應(yīng)器中,同時(shí)使進(jìn)水的上升流速降低到6m/h,經(jīng)過(guò)13d的恢復(fù)運(yùn)行,最終在階段Ⅷ結(jié)束時(shí),顆粒污泥的平均粒徑恢復(fù)至1.2mm.

圖6 IFAS系統(tǒng)中污泥粒徑和MLSS在不同階段的變化

圖7 IFAS系統(tǒng)中生物膜生物量的變化

在EGSB反應(yīng)器中載體填料生物膜上生物量的變化如圖7所示,經(jīng)過(guò)103d的運(yùn)行,反應(yīng)器內(nèi)生物膜的生物量由7645mg/m2增加至9581mg/m2,生物膜上生物量的比增長(zhǎng)速率為0.0024d-1.載體填料一方面為微生物提供了附著點(diǎn),增加了功能菌的持留率,同時(shí)增強(qiáng)了微生物的活性,另一方面在反應(yīng)器進(jìn)水上升流速逐漸增加的階段,載體填料為絮狀污泥或沉降速度小于上升流速的顆粒污泥提供了一定的截留作用,進(jìn)而保證了系統(tǒng)內(nèi)的生物量.Yang等[25]研究發(fā)現(xiàn)在IFAS系統(tǒng)啟動(dòng)時(shí),絮體污泥通過(guò)絮凝作用,生物膜上生物量迅速升高至11.5mg/cm3,隨后生物膜逐漸增大,最終生物膜上的生物量達(dá)到34.8mg/ cm3,孫慶花等[27]研究發(fā)現(xiàn)在MBBR反應(yīng)器中,泥膜混合體系中總氮去除負(fù)荷約為污泥系統(tǒng)的6倍,在MBBR穩(wěn)定運(yùn)行階段填料上的MLSS約為10200mg/m2,懸浮載體填料的加入成功解決了污泥流失的問(wèn)題,增強(qiáng)了對(duì)AerAOB和AnAOB菌體的持留效果.

2.4 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

2.4.1 門(mén)水平微生物種群變化 本實(shí)驗(yàn)對(duì)穩(wěn)定運(yùn)行階段Ⅷ中顆粒污泥和生物膜分別進(jìn)行16S rRNA高通量分析.樣本編號(hào)分別為顆粒污泥(Slu1)和生物膜(Bio2).分析不同微生物聚集形態(tài)的群落結(jié)構(gòu).

為了便于分析了解樣品測(cè)序結(jié)果中菌屬的信息,對(duì)檢測(cè)結(jié)果的序列進(jìn)行歸類(lèi),通常對(duì)相似水平在97%下的OUTs進(jìn)行生物信息分析.本實(shí)驗(yàn)對(duì)系統(tǒng)內(nèi)的活性污泥和生物膜樣本中的OUTs的數(shù)量和物種多樣性的統(tǒng)計(jì)見(jiàn)表3.在Bio2中的OUTs數(shù)量多于Slu1中OUTs的數(shù)量,其中Chao1指數(shù)通常用來(lái)估計(jì)物種的總數(shù),也證明了在生物膜中的物種比活性污泥中相對(duì)較多.而較高的Shannon指數(shù)和較低的Simpson指數(shù)表明在活性污泥和生物膜中都具有較高的群落多樣性.

表3 不同微生物聚集體的群落豐度和多樣性指數(shù)

注:Slu1表示顆粒污泥, Bio2表示生物膜,下同.

EGSB系統(tǒng)內(nèi)顆粒污泥和載體填料生物膜中的微生物在門(mén)水平上的組成及其相對(duì)豐度如圖8所示,其中主要的菌群種類(lèi)相似,共檢測(cè)出10個(gè)相對(duì)豐度較高的菌門(mén),分別為變形菌門(mén)(Proteobacteria),浮霉菌門(mén)(Planctomycetes),擬桿菌門(mén)(Bacteroidetes),綠彎菌門(mén)(Chloroflexi),酸桿菌門(mén)(Acidobacteria),放線(xiàn)菌門(mén)(Actinobacteria),伊格氏桿菌門(mén)(Ignavibacteriae),芽單胞菌門(mén)(Gemmatimonadetes),疣微菌門(mén)(Verrucomicrobia),硝化螺旋菌門(mén)(Nitrospirae).在全程自養(yǎng)生物脫氮系統(tǒng)內(nèi),AerAOB菌屬于Proteobacteria門(mén)屬[28],而AnAOB菌共有5個(gè)屬9個(gè)菌種,均屬于浮霉菌門(mén)(Planctomycetes)[29].在顆粒污泥和生物膜2個(gè)樣本中Proteobacteria相對(duì)豐度分別為50.45%和39.67%;Planctomycetes相對(duì)豐度分別為9.59%和17.85%.其中變形菌門(mén)微生物在顆粒污泥中的相對(duì)豐度高于生物膜,而浮霉菌門(mén)微生物在生物膜中的相對(duì)豐度高于顆粒污泥,但是這2種門(mén)水平下的微生物均在各自的組成中占比最大.

圖8 門(mén)水平物種相對(duì)豐度分布

圖9 屬水平物種相對(duì)豐度分布

2.4.2 屬水平微生物種群變化 為進(jìn)一步探究顆粒污泥和生物膜上微生物菌種的差異性,對(duì)其屬水平上的微生物組成以及相對(duì)豐度進(jìn)行了考察.如圖9所示,在顆粒污泥中共檢測(cè)出3種AnAOB菌屬,分別為(2.38%)、(0.05%)和(0.001%);檢測(cè)出AerAOB菌屬2種,分別為(0.28%)和(2.45%);同時(shí)還檢測(cè)出(0.10%)屬于NOB菌屬.張志強(qiáng)等[30]在厭氧氨氧化MBR反應(yīng)器中發(fā)現(xiàn)在混合液污泥中的相對(duì)豐度為14.73%,而和的相對(duì)豐度分別為0.22%和0.09%,發(fā)現(xiàn)在不同反應(yīng)器以及不同工藝下出現(xiàn)了相同菌屬不同豐度的情況.在載體填料的生物膜中共檢測(cè)出3種AnAOB菌屬,分別為(9.78%)、(4.23%)和(0.004%),可以發(fā)現(xiàn)生物膜上的AnAOB菌屬相對(duì)豐度相對(duì)高于顆粒污泥中的AnAOB菌屬的相對(duì)豐度;檢測(cè)出1種AerAOB菌屬為(0.40%).檢測(cè)結(jié)果表明,在EGSB反應(yīng)器上升流速增加的試驗(yàn)過(guò)程中,載體填料不僅對(duì)小顆粒污泥起到了截留作用,同時(shí)為厭氧氨氧化菌提供了聚集環(huán)境,在保證系統(tǒng)內(nèi)生物量的同時(shí), 增加了反應(yīng)器的運(yùn)行效率,因此IFAS更有利于實(shí)現(xiàn)AerAOB和AnAOB的協(xié)同脫氮的作用.

3 結(jié)論

3.1 本實(shí)驗(yàn)以短程硝化泥膜混合體系和厭氧氨氧化污泥啟動(dòng)CANON工藝,在EGSB反應(yīng)器內(nèi)前3個(gè)階段采用SBR運(yùn)行方式,經(jīng)過(guò)39d的運(yùn)行,最終ARE和NRE分別為94.73%和78.98%,ΔNO3--N/ ΔNH4+-N穩(wěn)定在0.11左右,CANON工藝成功實(shí)現(xiàn)了在EGSB反應(yīng)器內(nèi)的穩(wěn)定運(yùn)行.

3.2 EGSB反應(yīng)器在連續(xù)運(yùn)行過(guò)程中,當(dāng)上升流速由2m/h增加至6m/h時(shí),污泥平均粒徑由0.68mm逐漸增加1.3mm,同時(shí)NRR也逐漸由0.20kg/(m3·d)增加至0.66kg/(m3·d);上升流速增加至8m/h時(shí),MLSS由上一階段的4368mg/L減少至4054mg/L,NRR降低至0.42kg/(m3·d)左右,同時(shí)顆粒污泥出現(xiàn)解體,平均粒徑減小至0.9mm.載體填料上生物膜的生長(zhǎng)情況結(jié)合指數(shù)函數(shù)的特性分析,生物膜生物量的比生長(zhǎng)速率為0.0024d-1.

3.3 取EGSB反應(yīng)器運(yùn)行結(jié)束時(shí)顆粒污泥和載體填料上生物膜的菌群進(jìn)行分析,其顆粒污泥中AerAOB主要為屬(2.45%)、屬(0.28%),AnAOB主要為a屬(2.38%);生物膜中AnAOB主要為屬(9.78%)、屬(4.23%),AerAOB為屬(0.40%).顆粒污泥中AerAOB相對(duì)豐度占比較大,而生物膜中主要以AnAOB為主.兩種不同的微生物聚集體在菌群聚集形態(tài)上存在一定的差異性.

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The Effect of upflow velocity on CANON process stability and microbial community.

ZHANG Kai, SUN Meng-xia, LIANG Dong-bo, WANG Jia, LI Jun*

(The College of Architecture and Civil Engineering, Beijing University of Technology, National Engineering Laboratory of Urban Sewage Advanced Treatment and Resource Utilization Technology, Beijing 100124, China).2021,41(4)：1737~1745

Expanded Granular Sludge Bed (EGSB) reactor was used as the start-up device of the CANON process in this experiment, in the effects of different upflow velocity on the nitrogen removal performance of the Completely Autotrophic Nitrogen removal Over Nitrite (CANON) process was investigated. The change of particle size of granular sludge in Integrated Fixed-film and Activated Sludge (IFAS) system and the biomass of biofilm were quantitatively analyzed. In addition, high-throughput sequencing analysis was carried out for microorganisms on granular sludge and biofilm to explore the characteristics of microbial community structure on different aggregates. The results showed that the total nitrogen removal rate (NRR) increased from 0.20kg/(m3·d) to 0.66kg/(m3·d) in the continuous operation process when the upflow velocity increased from 2m/h to 6m/h. The ratio of ΔNO3--N/ΔNH4+-N was steadily kept at 0.11, a realization of the efficient and stable operation of CANON. When the upflow velocity increased to 8m/h, the nitrogen removal performance of CANON process was unstable, the NRR decreased to 0.42kg/(m3·d), and the average particle size of sludge decreased from 1.3mm to 0.9mm. When the upflow velocity restored back to 6m/h, the nitrogen removal performance of CANON process gradually recovered. Ultimately, the NRR was stabilized at 0.60kg/(m3·d), the average particle size of sludge was restored to 1.2mm, and the specific growth rate of biofilm biomass was 0.0024d-1. High throughput sequencing showed that Aerobic Ammonia Oxidation Bacteria (AerAOB) functional bacteria(2.45%) and Anaerobic Ammonia Oxidation Bacteria (AnAOB) functional bacteria(2.38%) were the main genera in the granular sludge. The main bacteria in the biofilm were AnAOB functional bacteria(9.78%) and(4.23%), while a small amount of AerAOB functional bacteria(0.40%) were also detected. The results suggested that there were some differences in two microorganisms in different aggregates.

completely autotrophic nitrogen removal over nitrite (CANON)；expanded granular sludge bed (EGSB)；upflow velocity；nitrogen removal；high-throughput sequencing

X703.5

A

1000-6923(2021)04-1737-09

張 凱(1990-),男,河北邢臺(tái)人,北京工業(yè)大學(xué)博士研究生,主要從事污水處理及資源化研究.發(fā)表論文3篇.

2020-09-14

水體污染控制與治理科技重大專(zhuān)項(xiàng)(2018ZX07701001-25)

* 責(zé)任作者, 教授, 18811069614@163.com