2019, Vol. 40
全程自养脱氮工艺(completely autotrophic nitrogen removal over nitrite, CANON)是一种基于厌氧氨氧化的一体化低耗、高效脱氮工艺.在好氧氨氧化菌(ammonia oxidizing bacteria, AOB)与厌氧氨氧化菌(anaerobic ammonium oxidation bacteria, AnAOB)的共同作用下, 将NH4+-N转化为氮气以及少量的NO3--N.因为AOB和AnAOB均为自养菌, 生长速率较低, 同时AnAOB难以富集、易于流失, 成为制约CANON工艺在国内推广应用的关键问题.生物膜或颗粒污泥的形式与CANON工艺相结合是通常的解决方案, 即利用其能形成分层分布的生物膜, AOB在外层好氧区将NH4+-N转化为NO2--N, AnAOB在内层缺氧区将NH4+-N和NO2--N转化为氮气以及少量的NO3--N, 以此达到脱氮目的[1, 2], 相关分子生物学的研究也表明了这一设想的可实施性. Helmer等[3]通过AOB和AnAOB菌的特异性探针对CANON工艺生物膜内微生物的空间分布进行了FISH检测试验, 结果表明生长在生物膜表层的微生物以AOB为主, 而AnAOB菌则主要分布于生物膜的内部缺氧层; Neilsen等[4]也通过特异性探针对CANON工艺中颗粒污泥内微生物的空间分布进行研究, 并得到了与上述一致的结论.虽然传统生物膜工艺或颗粒污泥均能够实现CANON的启动, 但颗粒污泥工艺的总氮去除负荷大部分在1.0 kg·(m3·d)-1以下[5~7], 且启动时间多数在半年以上[8, 9].已有报道的生物膜CANON反应器的研究中, 采用的填料包括海绵、火山岩[10]、无纺布、纤维载体[11]和塑料填料等多种类型.付昆明等[12, 13]曾采用聚氨酯海绵成功启动CANON工艺, 但是运行过程中出现了磨损、堵塞和结垢等问题; 左早荣[14]分别以陶粒和聚氨酯海绵作为填料启动CANON工艺, 也出现了阻塞的问题; 李冬等[15]在MBR系统中成功启动了CANON工艺, 并具有较高的总氮去除负荷, 但周期性膜堵塞的问题一直无法解决; 海绵、火山岩和无纺布等作为填料都有易阻塞的缺点[16, 17].顾澄伟等[18]采用纤维载体填料, 随着生物膜越长越厚, 需要及时刮泥, 增加运行维护的难度, 对系统的稳定运行产生影响.生物膜CANON工艺, 从载体在反应器内的流化形态上可以分为固定床(FBBR)和移动床(MBBR). MBBR相比FBBR, 具有无需反冲洗、稳定性和耐冲击性更强、维护运行简单等诸多优势, 更适宜与CANON工艺联用.
本研究以青岛某污水厂污泥消化液为连续进水, 接种污水厂普通活性污泥, 在连续曝气条件下, 通过逐步缩短HRT的策略, 驯化启动CANON, 随后向稳定运行的CANON反应器内投加悬浮载体, 启动CANON-MBBR, 解决菌种流失的问题.本研究通过对活性污泥与生物膜两种工艺类型的启动与运行比较, 以期为工程应用提供技术支持.
1 材料与方法 1.1 试验装置本试验采用EGSB装置, 反应器由有机玻璃制成, 内径为60 cm, 高265 cm, 总体积700 L, 有效体积为560 L, 具体形态如图 1所示.反应器由底部进水口进水, 上部出水口排水.反应器底部设置穿孔曝气装置, 同时采用转子流量计控制其曝气量.反应器设有温控装置, 温度控制在(30±3)℃范围内.
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1.进水泵; 2.回流泵; 3.鼓风机; 4.出水沉淀池; 5. CANON反应器主体; 6.筛网; 7.悬浮载体 图 1 试验装置示意 Fig. 1 Experimental apparatus |
本试验后半段, 向反应器内填充悬浮载体, 填充率为30%, 在三相分离器之前, 增加拦截筛网.悬浮载体由高密度聚乙烯纯料制成, 填料的材质、性能参数等均符合《水处理用高密度聚乙烯悬浮载体填料》(CJ/T 461-2014)的规定, 填料为扁圆柱体, 圆柱为多个小六边形呈蜂窝状排列, 侧边沿不同径向伸展许多尾翅, 用于增加填料的比表面积, 有效比表面积≥800 m2·m-3, 直径约25 mm, 高度约10 mm, 在挂膜前密度为0.94~0.97 g·cm-3.
1.2 试验用水及接种污泥本试验用水为青岛某污水处理厂的污泥消化液, 水质状况如表 1所示.
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表 1 污泥消化液水质 Table 1 Quality of reject water |
CANON反应器接种污水厂普通活性污泥驯化启动, 接种后系统内污泥浓度在7.5 g·L-1.向MBBR反应器内投加的填料为试验室亚硝化反应器内的成熟填料, 亚硝化累积率大于95%, 氨氧化表面负荷达到2.0 g·(m2·d)-1.
1.3 试验阶段本试验开始尝试活性污泥法启动CANON, 系统经历启动阶段(Ⅰ)、负荷提升阶段(Ⅱ)和稳定运行阶段(Ⅲ), TN去除负荷难以进一步增长; 然后向反应器内投加悬浮载体, 形成CANON-MBBR, 经历泥膜转换阶段(Ⅳ)、MBBR负荷提升阶段(Ⅴ)和MBBR稳定运行阶段(Ⅵ), TN容积负荷超过1 kg·(m3·d)-1, 如表 2所示.启动阶段(Ⅰ), 向反应器内接种污水厂普通活性污泥, 为防止较高的游离氨(FA)对系统产生抑制, 将污泥消化液用中水进行稀释后作为进水, 驯化启动CANON, 过程中逐步减小稀释比例.负荷提升阶段(Ⅱ)后期, 进水改用完全污泥消化液.整个试验过程中除出水带来的污泥流失外不主动排泥.泥膜转换阶段(Ⅳ), 向反应器内投加悬浮载体, 通过调节曝气和进水负荷逐步启动, 启动初始的一个月, 定期进行人工回流污泥, 避免AnAOB挂膜前过度流失; 启动成功后, 不再回流污泥.
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表 2 试验阶段划分 Table 2 Testing stage |
1.4 监测方法
水样分析中NH4+-N测定采用纳氏试剂分光光度法, NO2--N采用N-(1-萘基)乙二胺分光光度法, NO3--N采用紫外分光光度法, COD采用快速测定仪, DO、pH、ORP和水温通过WTW Multi 3430便携测定仪测定, 其余水质指标的分析方法均采用国标方法.
1.5 高通量测序与微生物菌群分析高通量测序通过试剂盒(E. Z. N. A Mag-Bind Soil DNA Kit, OMEGA)提取微生物基因组DNA, 通过1%琼脂糖凝胶电泳检测抽提基因组的完整性, 利用Qubit3.0 DNA试剂盒检测基因组DNA浓度. PCR扩增所用引物为341F/805R. PCR反应体系包括DNA模板(10 ng), 15 μL 2×Taq master Mix, 1 μL引物314F(10μmol·L-1), 1 μL引物805R(10 μmol·L-1), 添加超纯水至30 μL.共进行两轮PCR扩增.第一轮PCR扩增程序如下：94℃预变性3 min; 5个循环包含3个阶段, 即94、45和65℃温度下分别保持30、20和30 s; 20个循环包含3个阶段, 即94、55和72℃温度下分别保持20、20和30 s; 72℃终延伸5 min.第二轮PCR扩增程序如下：95℃预变性3 min; 5个循环包含3个阶段, 即94、55和72℃温度下分别保持20、20和30 s; 72℃终延伸5 min. PCR产物进行琼脂糖电泳, 通过DNA胶回收试剂盒(SanPrep)对PCR产物进行回收, 利用Qubit3.0 DNA检测试剂盒对回收的DNA精确定量, 按照1:1的等量混合后测序, 等量混合时, 每个样品DNA量取10 ng, 最终上机测序浓度为20 pmol·L-1, 通过Illumina MiSeq测序平台完成对样品高通量测序.
2 结果与分析 2.1 活性污泥CANON启动及运行在启动阶段(Ⅰ), 图 2和图 3所示为系统启动及稳定运行期间系统进出水氮素质量浓度变化情况, 图 4所示为CANON反应器启动及稳定运行期间系统总氮进水负荷(NIL)及总氮去除负荷(NRL)变化情况.
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图 2 CANON系统进出水氮素变化 Fig. 2 Variations of nitrogen concentrations in the CANON reactor |
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图 3 CANON系统进出水TN变化及TN去除率 Fig. 3 Variations of TN concentrations and removal rate in the CANON reactor |
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图 4 CANON系统TN进水及去除负荷和RNaA变化 Fig. 4 Variations of the total nitrogen removal load and RNaA in the CANON reactor |
启动阶段(Ⅰ), 反应器在低DO环境中运行, 为避免亚硝酸盐氧化菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)过量增殖, 控制DO在0.1 mg·L-1以下. 1~3 d, 采用SBR运行, 以避免污泥的过度流失; 第4 d开始反应器改为连续流运行, 进水中氨氮质量浓度在100 mg·L-1水平.通过调节曝气量控制系统内的氨氧化率(AOE), 使亚硝酸盐氮质量浓度维持在30 mg·L-1以下, 避免游离亚硝酸(FNA)对AnAOB的抑制作用; 出水中几乎检测不到硝酸盐, TN去除率(NRE)较低且不稳定.至100 d前后, 系统出水中检测出硝酸盐氮, 硝酸盐氮生成量与氨氮减少量的比值(RNaA)逐渐趋向于稳定.至130 d, AOE平均为60%, NRE平均为40%, RNaA平均为0.09, 接近理论值0.11, NRL达到0.03 kg·(m3·d)-1, 系统初步具备了CANON效果.
负荷提升阶段(Ⅱ), 逐步提高系统的进水负荷. 131~179 d, 进水中氨氮质量浓度在150 mg·L-1左右, 系统的NRL逐渐增大至0.05 kg·(m3·d)-1; 系统运行到145 d负荷开始下降, 到150 d系统的NRL降低到0, 发现系统内污泥沉积导致进出水短流, 于151 d系统开启内回流系统, 使系统内污泥完全混合, 解决系统短流问题; 系统的NRL逐渐恢复升高, 到164 d, 恢复至0.05 kg·(m3·d)-1; 到179 d系统出水氨氮质量浓度连续3 d稳定在50 mg·L-1以下. 180 d开始, 进一步提升系统的进水负荷, 进水污泥消化液不再稀释, 氨氮质量浓度在500 mg·L-1左右; 根据系统的去除负荷和出水水质状况, 控制系统曝气量和进水负荷, 系统的NRL逐渐升高至0.15 kg·(m3·d)-1.
稳定运行阶段(Ⅲ), 此阶段共运行80 d, 系统的NRL基本维持稳定, 平均为0.20 kg·(m3·d)-1, 出水氨氮质量浓度在40~90 mg·L-1, 亚硝酸盐氮质量浓度在10~25 mg·L-1, 硝酸盐氮质量浓度在50 mg·L-1左右. AOE和NRE分别为88%和76%, RNaA平均为0.10, 接近理论值0.11.此时系统出水混合有红色颗粒污泥(如图 5), 颗粒污泥的粒径在1~3 mm之间, 呈鲜艳的砖红色.
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图 5 CANON系统出水混合的红色颗粒污泥 Fig. 5 Red granular sludge mixed with the effluent of the CANON reactor |
系统的TN去除负荷难以进一步提高, 出现了瓶颈, 且并不存在抑制性因素.分析原因, 主要在于AnAOB为产气菌属, 容易带动AnAOB上浮流出系统, AnAOB菌群增殖缓慢, 流失严重, 功能菌群难以持留, 系统难以稳定, 也难以承受更大的进水负荷或水力负荷.颗粒污泥本质也属于一种生物膜形态的微生物集合, 所以控制颗粒污泥的粒径对于系统处理效果及稳定性至关重要.考虑AnAOB容易挂膜的特性, 自301 d起向反应器内投加悬浮载体, 为AnAOB富集提供条件, 强化CANON过程.
2.2 CANON-MBBR启动及运行启动CANON-MBBR系统, 连续曝气运行, 进水依然为污泥消化液, 氨氮质量浓度在500 mg·L-1左右, 亚硝酸盐氮和硝酸盐氮维持在较低的水平, 稳定在5 mg·L-1以下. 图 6所示为CANON-MBBR反应器运行期间的进出水氮素变化, 图 7所示为CANON-MBBR反应器运行期间进出水TN质量浓度及NRE变化, 图 8所示为CANON-MBBR反应器运行期间NRL及RNaA变化.
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图 6 CANON-MBBR系统进出水氮素变化 Fig. 6 Variations of nitrogen concentrations in the CANON-MBBR reactor |
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图 7 CANON-MBBR系统进出水TN变化及TN去除率 Fig. 7 Variations of TN concentrations and removal rate in the CANON-MBBR reactor |
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图 8 CANON-MBBR系统TN进水及去除负荷和RNaA变化 Fig. 8 Variations of the total nitrogen removal load and RNaA in the CANON-MBBR reactor |
泥膜转换阶段(Ⅳ), 初始运行时, 检测到系统的NRL下降到0.07 kg·(m3·d)-1, 分析原因可能是因为悬浮载体的加入, 原系统内的污泥被填料切割粉碎, 污泥与填料在系统内充分混合, 同时污泥随出水大量流出.为避免因AnAOB菌在挂膜前大量流失导致启动失败, 对系统出水沉淀后污泥进行人工回流.启动开始第一周的污泥回流频率为每天一次, 第二、三周每两天回流污泥一次, 第四周后每三天回流一次.至330 d, 不再进行回流污泥, 此时系统内污泥浓度已 < 0.5 g·L-1, 填料上的生物膜颜色逐渐加深, 呈现淡红色. AOE和NRE分别为70%和60%, NRL平均达到0.17 kg·(m3·d)-1, RNaA平均为0.14, 略大于理论值0.11.污泥系统成功转换为纯膜系统.
MBBR负荷提升阶段(Ⅴ), 331~410 d, 通过逐步提升进水负荷并增大曝气量的方式, 来提升系统的去除负荷.运行过程中控制系统内填料处于均匀流化的状态, 以确保生物膜良好的传质传氧.通过调节进水负荷和曝气强度, 控制出水氨氮质量浓度在50~150 mg·L-1, 避免过低或过高的基质浓度限制菌体的增殖, 系统出水亚硝酸盐氮质量浓度在10 mg·L-1左右, 硝酸盐氮质量浓度在30~70 mg·L-1, NRL由0.15 kg·(m3·d)-1逐步增大到1.10 kg·(m3·d)-1. RNaA平均为0.08, 小于理论值0.11, 说明系统内存在一定程度的反硝化作用.
MBBR稳定运行阶段(Ⅵ), 本阶段共运行90 d, 系统NRL基本维持在1.05~1.38 kg·(m3·d)-1, 平均为1.15 kg·(m3·d)-1.出水氨氮质量浓度在50~90 mg·L-1, 出水亚硝酸盐氮质量浓度基本维持在10 mg·L-1以下, AOE和NRE平均值分别为89%和79%. RNaA平均为0.06, 小于理论值0.11, 说明系统内存在一定的反硝化作用.稳定运行时, 系统内填料如图 9(b)所示.其中白色填料为挂膜前填料, 红色填料为系统稳定运行时的挂膜填料.肉眼可见, 生物膜呈现鲜艳的砖红色, 生物膜厚度在150~250 μm.
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(a)亚硝化填料; (b)CANON-MBBR系统稳定运行时的挂膜填料 图 9 不同挂膜类型的填料 Fig. 9 Biological carriers with different types of membrane |
从图 4和图 8可以看出, CANON污泥系统和CANON-MBBR系统的总氮去除都经历了适应期、增长期和稳定期. CANON污泥反应器启动成功后, 随着进水负荷的不断提高, 总氮去除负荷不断提高, 在稳定运行期间NRL平均为0.20 kg·(m3·d)-1, 最大值为0.23 kg·(m3·d)-1, NRE平均值为76%, 最大值为81%.反应器继续运行, 去除负荷难以提高, 主要原因在于系统内污泥流失严重, 难以持留.故向系统投加悬浮载体, 形成生物膜工艺, 使功能菌附着在悬浮载体的表面, 增强对功能菌的持留, 并增强其活性.
系统投加悬浮载体后, 运行初期并没有改善污泥流失的问题, NRL仍继续降低, 一方面悬浮载体的加入将贴壁生长的污泥刮下, 另一方面悬浮载体将大型颗粒污泥切割, 致使活性污泥难以沉降, 加速了污泥的流失, 但为微生物的挂膜提供了必要的条件.通过人工控制污泥回流, 保障了系统内污泥浓度, 也加速了功能菌的挂膜生长, 使系统的NRL得以逐步升高, 在稳定运行期间, NRL平均为1.15 kg·(m3·d)-1, 是污泥系统的近6倍.测得阶段Ⅲ时系统内的MLSS约为3 900 mg·L-1, MLVSS约为2 000 mg·L-1, 系统内合计生物量约为1.4 kg; 而阶段Ⅵ时系统内填料上的MLSS约为10 200 mg·m-2, MLVSS约为9 000 mg·m-2, 系统内合计生物量约为1.5 kg.说明了通过悬浮载体的加入, 解决了污泥流失的问题, 增强了对AOB和AnAOB等功能菌体的持留效果, 良好的生物膜分层分布情况, 保证了各功能菌处于适宜的环境, 强化了TN的去除.
将MBBR启动及负荷增长阶段的NRL和培养天数与ln2之乘积进行拟合(如图 10), 以反应器负荷的增长速率估算菌体的倍增时间.曲线拟合y=0.106 87exp(0.030 61x), R2=0.917 41.按负荷倍增时间推算菌群倍增时间, 计算公式为：
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图 10 MBBR启动及负荷增长阶段负荷增长速率拟合曲线 Fig. 10 Fitted curve of the load growth during the MBBR startup and load-growth phase |
式中, Td表示菌群的倍增时间, 单位为d; Δt表示选取的任意时间点与初始时间的差值, 单位为d; Nt表示菌群增长任意时间点的理论观察值, 单位为kg·(m3·d)-1; N0表示菌群增长的理论初始值, 单位为kg·(m3·d)-1.
经推导后, Td=1/b(b=0.030 61), 则MBBR系统内菌群的倍增时间约为33 d.结合指数函数的特性分析, 在NRL小于0.4 kg·(m3·d)-1之前, 数据散落在曲线的下侧, 说明此阶段的倍增时间比33 d短; 之后数据多散落在曲线上侧, 说明菌群倍增时间要长于33 d.即随着负荷的增长, 系统内菌群的倍增时间逐渐增长. AnAOB为自养菌, 世代时间较长, 理论上为11 d[19], 也有报道是10~30 d[20].倍增时间与运行工艺、控制参数等息息相关.本试验中MBBR启动阶段为污泥挂膜阶段, 污泥的不断流失是推算的倍增时间要长于理论倍增时间的主要原因.进入负荷增长阶段, 系统转换为纯膜系统, 污泥流失的问题已解决.此阶段系统出水氨氮质量浓度在20~130 mg·L-1之间, 亚硝酸盐氮质量浓度在12 mg·L-1以下, 因此, 菌体增殖不受FA和FNA的抑制作用.随着曝气量的不断增大, 系统内DO的浓度逐渐升高, 但是系统内亚硝酸盐氮的质量浓度没有随之升高.因此推测在生物膜不断地动态更新过程中, 世代时间更长的AnAOB不断增殖挤占世代时间较短的AOB在生物膜上的生态位, 氨氧化速率跟不上AnAOB的增长需求, 导致菌群的倍增时间延长, 最终达成AnAOB与AOB的平衡, 系统的总氮去除负荷趋向稳定.
对比国内外针对高氨氮废水的研究应用实例, 本试验中填料的填充率为30%, 按照MBBR工艺以膜面负荷计算反应器效率的特点[21], 在填充率最高为67%时[22], 系统的TN去除负荷可以达到2.57 kg·(m3·d)-1.
与不同类型填料的生物膜CANON反应器比较(如表 3), 采用高密度聚乙烯填料的MBBR工艺, 具有较高的TN去除负荷, 而且不存在海绵、火山岩、无纺布和纤维载体等填料存在的磨损、阻塞和反冲洗等问题.与CANON反应器联合应用, 可以高效持留污泥, 解决污泥流失的问题.同时运行维护简便, 无需反冲洗, 运行能耗低.
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表 3 不同类型填料CANON反应器TN去除效果对比 Table 3 Comparison of TN removal effects in different packing CANON reactors |
3.2 微生物形态与曝气控制
稳定运行期间, CANON污泥系统内, 主要存在两种状态的微生物, 一种是附着态, 主要是贴池壁生长的生物膜, 呈砖红色, AnAOB占比较高; 另一种是悬浮态存在的, 呈黄褐色, 其中含有大量的红色颗粒污泥.由此可见, AnAOB更容易以附着态或者颗粒污泥的形式存在.在MBBR系统中, 系统内微生物主要以附着态形式存在, 几乎不含悬浮态污泥, 生物膜呈红色. AOB和AnAOB等长泥龄菌群更容易在填料上聚集生长、不易流失; 同时, 系统内填料处于不断运动和碰撞过程中, 进水及曝气带来的水力剪切力和冲刷力使生物膜处于动态更新中, 维持了生物膜的高活性, 是MBBR系统TN去除负荷高于活性污泥系统的主要原因, 也是MBBR耐冲击负荷、去除效果更稳定的直接原因.
图 11所示为整个运行期间, 反应器内进水流量、曝气量及DO变化.有研究表明, AOB和NOB的氧饱和常数分别为0.2~0.4 mg·L-1和1.2~1.5 mg·L-1[25], Strous等[26]的研究认为当DO浓度为0.5%~2.0%空气饱和度时, 厌氧氨氧化菌的活性会被完全抑制.李冬等[27]在研究CANON反应器的过程中发现, 启动阶段DO为0.05~0.10 mg·L-1的反应器可以稳定运行, 启动成功; 而DO为(2.4±0.5) mg·L-1的反应器, TN去除率基本为0.因此在启动阶段, 控制曝气量, 使系统内DO维持在0.1 mg·L-1以下. CANON污泥系统运行期间, DO一直维持在0.3 mg·L-1以下.本研究中CANON-MBBR系统, 稳定期DO在3.50 mg·L-1左右, 最大为4.00 mg·L-1, DO远高于污泥系统.类似地, 顾澄伟等[18]启动运行的纤维载体生物膜CANON反应器, 稳定阶段DO达到了5.0 mg·L-1.
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图 11 进水流量、曝气量及DO变化 Fig. 11 Variations of inflow, gas flower, and DO concentrations |
稳定运行期间, CANON污泥系统的气水比为24:1, DO在0.30 mg·L-1以下. MBBR系统的气水比为30:1, DO在3.50 mg·L-1左右. MBBR系统所需曝气量高于污泥系统, 一是因为填料需要较高的曝气量实现均匀流化和生物膜的动态更新, 以便维持生物膜良好的传质传氧状态; 二是生物膜的成层分布特性, 使得膜内外的DO梯度明显, 生物膜变厚, DO的耐受能力越强, 需要更高水平的DO来提高氧对生物膜的穿透力.同时, 生物膜厚度相对增大, 也需要更高的剪切力[28, 29], 防止生物膜过厚, 故同时要求DO和气水比两个指标进行控制. MBBR形式的CANON, 由于属于完全生物膜系统, 与传统活性污泥法在控制方法与特点方面差别极大.
3.3 微生物分析在301、330、400和470 d取反应器内填料, 进行高通量测序.重要微生物菌属相对丰度、稳定运行期间悬浮载体上微生物菌属的典型分布分别如图 12和图 13所示.
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图 12 微生物菌属相对丰度 Fig. 12 Relative abundance distribution at the genus level |
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图 13 悬浮载体上微生物的典型分布(470 d) Fig. 13 Typical distribution of microorganisms on the suspension carriers(470 d) |
在整个微生物群落变化过程中, AOB的相对丰度表现为先降低再升高后降低的趋势.先降低(30.67%~20.06%)的原因可能是因为MBBR启动初期, 为限制亚硝酸盐氮的浓度而限制曝气, 导致AOB的生长受到抑制.再升高是因为随着厌氧氨氧化菌的增殖, 所需亚硝酸盐的量增大, 增大曝气促进AOB增殖.后又降低可能是因为AnAOB作为长泥龄菌群更容易挂膜生长, 挤占AOB在生物膜上的生态位导致, 同时AOB处于生物膜表层的好氧区, 更容易受到水力冲击及碰撞摩擦, 致使AOB的相对丰度有所降低.宏观上系统TN去除负荷在阶段Ⅵ难以继续升高, 主要受限于亚硝酸盐氮不足, 也印证了AOB相对丰度降低.
厌氧氨氧化菌的相对丰度整体上呈现上升的趋势, 最大时达到30.08%.随着AnAOB相对丰度升高, 生物膜开始逐步显现红色并加深, 系统的TN去除负荷也逐步升高.系统内生物膜微生物群落变化的整个过程中, 一直存在有2%~3%的反硝化菌群.是因为污泥消化液中既有反硝化菌所需的有机物及硝酸盐等底物, 生物膜又具有缺氧环境.同时由于进水中有机物浓度较低(COD < 350 mg·L-1), 限制了反硝化菌的大量增殖.反硝化菌的存在也体现在了RNaA的比值上, Ⅴ、Ⅵ阶段, 均小于理论值0.11.亚硝酸盐氧化菌(NOB)的相对丰度在0.02%~0.05%, 含量极少, 这也说明了在整个工艺控制中, 短程硝化效果控制良好.
取稳定运行时(470 d)的悬浮载体检测生物膜上的菌群, 相对丰度较大的功能菌属为Nitrosomonas(AOB)和Candidatus Anammoxoglobus(AnAOB), 相对丰度分别为26.24%和28.30%, Candidatus Kuenenia(AnAOB)的相对丰度为1.78%.同时检测到几种反硝化菌, 如Acinetobacter和Comamonas等, 相对丰度为3.01%.亚硝酸盐氧化菌Nitrolancea含量极少, 仅为0.04%, 宏观显示为短程硝化效果良好.
4 结论(1) 以实际污水厂污泥消化液为进水, 在EGSB反应器中接种普通活性污泥并连续曝气条件下, 经过130 d出现显著的CANON效果, 系统稳定运行时, TN去除负荷在0.20 kg·(m3·d)-1, 受限于反应器形式难以进一步增长.
(2) 向稳定运行的CANON污泥反应器内投加亚硝化挂膜悬浮填料, 经30 d微生物系统由悬浮态污泥转换为附着态生物膜, 负荷得以持续增长, 纯膜系统稳定运行时, TN去除负荷在1.15 kg·(m3·d)-1.
(3) CANON-MBBR相比活性污泥系统, 具有更高更稳定的TN去除效率, 并可以通过调节填充率灵活调整系统的脱氮效率.
(4) MBBR稳定运行期, 悬浮载体上AOB和AnAOB相对丰度可达26.24%和30.08%, 亚硝酸盐氧化菌极少, 反硝化菌相对丰度在2%~3%.
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