基于MBBR的CANON工藝處理消化液中試啟動(dòng)

周家中,吳 迪,韓文杰,管勇杰

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基于MBBR的CANON工藝處理消化液中試啟動(dòng)

周家中,吳 迪*,韓文杰,管勇杰

(青島思普潤水處理股份有限公司生物膜研究院,山東 青島 266555)

基于移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器(MBBR)成功啟動(dòng)了自養(yǎng)脫氮工藝(CANON)處理污泥消化上清液.采用8.55m3中試系統(tǒng),反應(yīng)器內(nèi)部填充SPR-III填料,填充率44%,通過動(dòng)態(tài)流接CANON污泥(接種比例<1%),經(jīng)過70d成功啟動(dòng)CANON工藝.運(yùn)行至200d,TN去除負(fù)荷穩(wěn)定在0.9kgN/(m3·d),出水氨氮濃度均值63.9mg/L,氨氮和總氮去除率均值分別為91%和85%.進(jìn)水中存在的少量有機(jī)物使系統(tǒng)同時(shí)存在反硝化和厭氧氨氧化兩種脫氮途徑,促進(jìn)了總氮的去除,對(duì)總氮去除的貢獻(xiàn)分別占5%~7%和93%~95%.通過對(duì)pH值和曝氣強(qiáng)度的控制,防止了懸浮載體結(jié)垢,平衡了DO、曝氣強(qiáng)度以及生物膜厚度三者之間的關(guān)系,使生物膜始終處于適宜的厚度,穩(wěn)定了系統(tǒng)的處理效果.高通量測(cè)序表明懸浮載體上的優(yōu)勢(shì)菌種為氨氧化菌(AOB)和厭氧氨氧化菌(AnAOB),其豐度整體呈增長(zhǎng)趨勢(shì),至穩(wěn)定運(yùn)行期可達(dá)到17%和14%.系統(tǒng)無NOB存在,短程硝化效果良好,反硝化菌群豐度在2%~3%并相對(duì)穩(wěn)定,進(jìn)水中存在的少量有機(jī)物不會(huì)影響厭氧氨氧化菌的增殖.

全程自養(yǎng)脫氮；自養(yǎng)脫氮；移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器；厭氧氨氧化；污泥消化液；中試

污水廠剩余污泥厭氧消化上清液,是典型的高氨氮、低C/N(一般<1.0)廢水.目前上清液處理方式是回流至主流工藝前端與市政污水混合處理,這將會(huì)促使進(jìn)水總氮負(fù)荷提高10%~15%,從而增加污水廠運(yùn)行的能耗,并需要投加大量碳源,因此需要對(duì)側(cè)流的消化液進(jìn)行單獨(dú)處理[1-2].以厭氧氨氧化(Anammox)為核心的自養(yǎng)脫氮工藝是最具有潛力的選項(xiàng)之一.雖然一段式全程自養(yǎng)脫氮工藝(CANON)運(yùn)行控制簡(jiǎn)單,但仍受限于厭氧氨氧化菌(AnAOB)比生長(zhǎng)速率較低,不易富集,易于流失,工程化面臨困難[3].國內(nèi)對(duì)于消化液的自養(yǎng)脫氮處理進(jìn)行了大量的研究.如楊延棟等[4]以固定生物膜-活性污泥(IFAS)系統(tǒng),經(jīng)過65d成功啟動(dòng)IFAS工藝,處理消化液原液時(shí),總氮去除負(fù)荷0.27kgN/(m3·d);胡石等[5]以0.088m3的CSTR反應(yīng)器成功啟動(dòng)了顆粒污泥形式的CANON工藝,穩(wěn)定運(yùn)行階段總氮去除負(fù)荷0.35kgN/(m3·d);李冬等[6]以0.003m3的MBR反應(yīng)器經(jīng)過36d系統(tǒng)總氮去除負(fù)荷達(dá)到0.1kgN/(m3·d) 實(shí)現(xiàn)了MBR內(nèi)CANON工藝的啟動(dòng),穩(wěn)定運(yùn)行期間總氮去除負(fù)荷在0.38kgN/(m3·d).以上研究通過采用不同的工藝形式對(duì)AnAOB起到了較好的持留作用,縮短了啟動(dòng)時(shí)間.但大多為實(shí)驗(yàn)室小試規(guī)模,且采用模擬廢水啟動(dòng),未進(jìn)行中試驗(yàn)證,對(duì)于工程化應(yīng)用有待于進(jìn)一步商榷.

MBBR(移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器)是CANON工藝的理想模式[7-8],通過在反應(yīng)器中投加懸浮載體以富集生物膜,通過曝氣或者攪拌的作用,實(shí)現(xiàn)懸浮載體的流化,從而達(dá)到污染物去除的效果.生物膜的分層結(jié)構(gòu)使得外層多為好氧菌,內(nèi)層多為厭氧或者兼氧菌,是CANON的理想載體.生物膜的分層結(jié)構(gòu)為好氧氨氧化菌(AOB)和AnAOB提供了良好的生存環(huán)境.將自養(yǎng)脫氮工藝與MBBR相結(jié)合,可強(qiáng)化微生物的富集過程,提高系統(tǒng)內(nèi)的生物量,提高系統(tǒng)的抗沖擊性能,是自養(yǎng)脫氮技術(shù)工程化實(shí)現(xiàn)的理想方式.已有研究[9]以改性聚乙烯填料載體,采用先厭氧后好氧、先低溫后高溫的策略,歷經(jīng)368d成功啟動(dòng)CANON工藝,系統(tǒng)總氮去除容積負(fù)荷高達(dá)1.01kgN/ (m3·d),但是運(yùn)行后期穩(wěn)定性較差.此外,消化液本身水質(zhì)特點(diǎn),堿度高、硬度高等也決定其容易發(fā)生結(jié)垢,對(duì)生物膜系統(tǒng)的長(zhǎng)期穩(wěn)定運(yùn)行影響較大,所以運(yùn)行過程中需要嚴(yán)格的注意[10].本文研究了實(shí)際污泥消化液CANON-MBBR 8.55m3的中試系統(tǒng)啟動(dòng)過程,并通過各參數(shù)控制保障工藝穩(wěn)定運(yùn)行,全程采用實(shí)際消化液進(jìn)行,以期為該類技術(shù)的工程化提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)和參考.

1 材料與方法

1.1 主體裝置

反應(yīng)器整體采用不銹鋼,外部設(shè)保溫層,規(guī)格1.5m×1.5m×4.4m,總體積9.90m3,有效體積8.55m3.

反應(yīng)器內(nèi)部填充SPR-III型懸浮載體,填充率44%.懸浮載體直徑為(25±0.5)mm,高(10±1)mm,掛膜后比重與水接近,有效比表面積大于800m2/m3,符合《水處理用高密度聚乙烯懸浮載體(CJ/T461- 2014)》行業(yè)標(biāo)準(zhǔn).反應(yīng)器不設(shè)二沉池,接種污泥自然流失不回流.

1.2 中試用水以及接種污泥

反應(yīng)器進(jìn)水采用北方某污水廠厭氧消化后剩余污泥經(jīng)離心脫水后的脫水液(以下簡(jiǎn)稱消化液),具體水質(zhì)見表1,試驗(yàn)過程中未添加任何營養(yǎng)物質(zhì),進(jìn)水BOD/COD<0.4,進(jìn)水堿度/TN>4.5,C/N<0.4.啟動(dòng)前期,對(duì)原水進(jìn)行稀釋,稀釋用水為污水廠二沉池出水;啟動(dòng)中后期,完全采用原水運(yùn)行.

表1 消化液水質(zhì)(mg/L)

整個(gè)試驗(yàn)周期,反應(yīng)器內(nèi)溫度在30~35℃,平均為31℃,連續(xù)流運(yùn)行.系統(tǒng)運(yùn)行初期,接種污水廠厭氧消化后污泥,限氧啟動(dòng),運(yùn)行近4個(gè)月后幾乎無總氮去除效果,硝化容積負(fù)荷達(dá)0.7kgN/(m3·d).調(diào)整啟動(dòng)策略,接種CANON小試反應(yīng)器出水,該出水中含有平均52mg/L的脫落CANON生物膜,連續(xù)接種34d,接種流量為10L/h,累計(jì)接種量最大為0.42kgMLSS.

1.3 分析方法

1.3.1 常規(guī)指標(biāo) NH4+-N采用納氏試劑分光光度法;NO2--N采用N-(01-萘基)-乙二胺分光光度法;NO3--N采用紫外分光光度法;堿度采用酸堿指示劑滴定法;COD采用重鉻酸鉀法;pH/DO/ORP/T采用WTW Multi3430離線測(cè)定和E+H CM448在線測(cè)定.

1.3.2 高通量測(cè)序 高通量測(cè)序通過試劑盒(E.Z.N.A Mag-Bind Soil DNA Kit,OMEGA)提取微生物基因組DNA,通過1%瓊脂糖凝膠電泳檢測(cè)抽提基因組的完整性,利用Qubit3.0DNA試劑盒檢測(cè)基因組DNA濃度.PCR擴(kuò)增所用引物為341F/805R. PCR反應(yīng)體系包括DNA模板(10ng),15μL 2×Taq master Mix,1μL引物314F(10mmol/L),1μL引物805R (10mmol/L),添加超純水至30μL.共進(jìn)行兩輪PCR擴(kuò)增.第一輪PCR擴(kuò)增程序如下:94℃預(yù)變性3min;5個(gè)循環(huán)包含3個(gè)階段,即94、45和65℃溫度下分別保持30,20,30s;20個(gè)循環(huán)包含3個(gè)階段,即94,55,72℃溫度下分別保持20,20,30s;72℃終延伸5min.第二輪PCR擴(kuò)增程序如下:95℃預(yù)變性3min;5個(gè)循環(huán)包含3個(gè)階段,即94,55,72℃溫度下分別保持20,20,30s; 72℃終延伸5min.PCR產(chǎn)物進(jìn)行瓊脂糖電泳,通過DNA膠回收試劑盒(SanPrep)對(duì)PCR產(chǎn)物進(jìn)行回收,利用Qubit3.0DNA檢測(cè)試劑盒對(duì)回收的DNA精確定量,按照1:1的等量混合后測(cè)序,等量混合時(shí),每個(gè)樣品DNA量取10ng,最終上機(jī)測(cè)序濃度為20pmol,通過Illumina Miseq測(cè)序平臺(tái)完成對(duì)樣品高通量測(cè) 序.

1.3.3 微生物菌群分析 采用usearch進(jìn)行質(zhì)控和OTU聚類[11].對(duì)高通量測(cè)序所得序列進(jìn)行質(zhì)控(QC),以去除不符合要求的引物序列、短片段及低質(zhì)量序列.將所得序列進(jìn)行相似性分析,并劃分操作分類單元(OTU,相似性>0.97).

采用Mothur分析Alpha多樣性[12].計(jì)算微生物Alpha多樣性指數(shù),包括覆蓋率、香農(nóng)指數(shù)、Simpson指數(shù)與Chao1指數(shù).樣品文庫覆蓋率(coverage)計(jì)算公式為

=1-1/(1)

式中:1為只含有1條序列的OTU數(shù)目;為總序列數(shù)目.香農(nóng)指數(shù)計(jì)算公式

-ΣPlnP(2)

式中:P為各種群物種數(shù)與樣本總物種數(shù)比值,結(jié)果可衡量群落異質(zhì)性.Simpson指數(shù)和香農(nóng)指數(shù)均用來估算樣品中微生物的多樣性,Chao1指數(shù)用來估計(jì)群落中含OTU數(shù)目的指數(shù).

通過RDPclassifier軟件將序列進(jìn)行物種分類[13],選取門(phylum)、綱(class)、目(order)、科(family)、屬(genus)為分類單位,統(tǒng)計(jì)各分類單位對(duì)應(yīng)序列數(shù)量,繪制物種餅狀圖.

1.3.4 脫氮途徑計(jì)算 總無機(jī)氮(TIN)即氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮之和.根據(jù)CANON工藝的計(jì)量式,存在2個(gè)特征系數(shù),即TN/Na=△TN/△NO3-=8,Na/A=△NO3-/△NH4+=0.11.

試驗(yàn)過程中,硝酸鹽的生成量始終低于理論值,推測(cè)有反硝化途徑.為簡(jiǎn)化計(jì)算,便于分析,假設(shè)系統(tǒng)內(nèi)亞硝酸鹽產(chǎn)生由亞硝化過程而來,剩余氨氮氧化全部由CANON路徑,硝酸鹽低于理論值的生成量經(jīng)由反硝化途徑去除,系統(tǒng)理論硝酸鹽生成量

DNO3-理論=(DNH4+-DNO2-)×0.11 (3)

通過反硝化途徑去除的TIN的比例

反硝化=DNO3-理論/DNO3-實(shí)際(4)

通過CANON途徑去除的TIN的比例

CANON1-反硝化(5)

以此計(jì)算CANON途徑和反硝化途徑脫氮的比例,再輔助通過COD、堿度的消耗情況判斷偏差.

1.4 研究階段劃分

試驗(yàn)根據(jù)控制手段不同、效果差異性人為分為4個(gè)階段,如表2所示.啟動(dòng)期(I)和效果產(chǎn)生期(II),系統(tǒng)處理效果有限,為防止較高的游離氨(FA)對(duì)系統(tǒng)產(chǎn)生抑制,采用污水廠二沉池出水對(duì)原水進(jìn)行了稀釋;負(fù)荷提升期(III)和穩(wěn)定運(yùn)行期(IV),不再進(jìn)行原水稀釋,直接采用原水處理,根據(jù)出水氨氮濃度通過逐步增大流量方式提高負(fù)荷;并且為防止基質(zhì)不足影響系統(tǒng)負(fù)荷增長(zhǎng),或基質(zhì)濃度過高產(chǎn)生抑制,控制出水氨氮在100mg/L水平,并且隨著系統(tǒng)的成熟,逐步降低出水氨氮濃度.由于系統(tǒng)未設(shè)置沉淀池,采用純膜MBBR形式運(yùn)行,系統(tǒng)內(nèi)的懸浮態(tài)污泥濃度(MLSS)始終較低.反應(yīng)器全程通過曝氣控制懸浮載體流化,保證懸浮載體不堆積,水力剪切良好.

表2 試驗(yàn)各階段進(jìn)水水質(zhì)與運(yùn)行參數(shù)

2 結(jié)果與分析

試驗(yàn)分析了系統(tǒng)啟動(dòng)階段233d的數(shù)據(jù),系統(tǒng)內(nèi)進(jìn)出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N變化如圖1所示,系統(tǒng)總無機(jī)氮去除負(fù)荷和TIN變化如圖2所示,特征系數(shù)變化如圖3所示.

系統(tǒng)在1~34d(I)接種CANON小試反應(yīng)器剩余污泥,低曝氣運(yùn)行,防止過多的NO2--N積累,該階段采用低NH4+-N進(jìn)水,主要是為了控制系統(tǒng)內(nèi)FA,防止對(duì)AnAOB產(chǎn)生抑制.開始運(yùn)行,反應(yīng)器有明顯的氨氮去除,但TIN基本無明顯變化.至34d,系統(tǒng)出現(xiàn)明顯的總氮損失,DTIN達(dá)到25mg/L,停止接種.

圖1 系統(tǒng)進(jìn)出水氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮濃度

系統(tǒng)在35~69d(II),TN去除負(fù)荷NRLV緩慢但穩(wěn)定增長(zhǎng),TN去除負(fù)荷提升至0.02kgN/(m3·d).本階段繼續(xù)采用低濃度氨氮進(jìn)水,同時(shí)逐步提升流量,自然流失系統(tǒng)內(nèi)之前的接種污泥.運(yùn)行至50d時(shí),懸浮載體生物膜顏色較啟動(dòng)初期已加深,但未能看到明顯的紅色.至69d,系統(tǒng)內(nèi)懸浮態(tài)污泥已<200mg/L.雖然本階段系統(tǒng)已有自養(yǎng)脫氮效果,但CANON特征系數(shù)沒有規(guī)律,離散且波動(dòng)大,系統(tǒng)并未真正穩(wěn)定.

圖2 系統(tǒng)總氮去除負(fù)荷和△TIN變化

系統(tǒng)在70~198d(III),使用消化液原液,不進(jìn)行稀釋,根據(jù)去除效果逐步提高進(jìn)水流量,TIN去除負(fù)荷(NRLV)由0.02kgN/(m3·d)提升至0.89kgN/(m3·d), 129d內(nèi)擴(kuò)增了44.5倍.系統(tǒng)出水氨氮有波動(dòng),在60~170mg/L,出水硝酸鹽氮積累逐步提高,濃度達(dá)到40mg/L.本階段自135d,開始出現(xiàn)了相對(duì)穩(wěn)定的特征系數(shù),Na/A=0.05~0.08<0.11,TN/Na=15~25>8,顯示系統(tǒng)內(nèi)可能存在反硝化,硝酸鹽生成的較預(yù)期少.系統(tǒng)運(yùn)行到100d時(shí),懸浮載體顏色已進(jìn)一步加深,并可在懸浮載體表面觀察到紅色細(xì)小顆粒附著.至180d時(shí),懸浮載體已基本顯現(xiàn)紅色,生物膜厚度平均在150~ 250mm,但不同于單純的ANAMMOX過程,CANON的生物膜的紅色略淡.

系統(tǒng)在199~233d(IV),負(fù)荷相對(duì)穩(wěn)定,NRLV在0.85~0.90kgN/(m3·d),出水氨氮穩(wěn)定低于70mg/L,總氮低于120mg/L,氨氮和總氮去除率分別達(dá)到91%和85%.230d時(shí),生物膜厚度可達(dá)到200mm以上,生物膜較為密實(shí),此時(shí)生物量可達(dá)15.6g/m2,系統(tǒng)內(nèi)生物量可達(dá)到46.95kgMLSS,相較于I階段接種量的0.42kgMLSS,接種比例最高為0.89%.

圖3 RNa/A和RTN/Na特征系數(shù)變化

世界上第一座生產(chǎn)性的厭氧氨氧化工藝于2002年在荷蘭鹿特丹DoKHaven啟動(dòng)成功,但耗時(shí)長(zhǎng)達(dá)3.5a,啟動(dòng)時(shí)間較長(zhǎng)[14].如今隨著厭氧氨氧化工藝的推廣和應(yīng)用,接種已有工程中的AnAOB縮短反應(yīng)器的啟動(dòng)時(shí)間已成為了可能.對(duì)比了國內(nèi)外CANON中試或工程研究,如表3所示.對(duì)于工程啟動(dòng),接種污泥的厭氧氨氧化活性越高、接種量越大,越有助于縮小啟動(dòng)時(shí)間,瑞典的Sj?lunda污水廠接種成熟的CANON懸浮載體,以4.5%的接種比例啟動(dòng)120d后容積負(fù)荷就達(dá)到1.06kgN/(m3·d);瑞士的Glarnerland污水廠接種厭氧氨氧化顆粒污泥,以100%的接種率,通過控制進(jìn)水負(fù)荷,經(jīng)過55d即達(dá)到滿負(fù)荷穩(wěn)定運(yùn)行.但如果能以更小的接種比例并在相對(duì)短的時(shí)間內(nèi)成功啟動(dòng),對(duì)于工程而言更具有實(shí)際意義.本研究采用動(dòng)態(tài)流加接種方式,未從其他反應(yīng)器接種污泥,也未改變其他反應(yīng)器的運(yùn)行狀況,通過采用MBBR工藝,對(duì)相關(guān)功能菌有較好的持留能力,有效防止了功能菌的流失,在70d內(nèi)成功啟動(dòng)CANON,歷經(jīng)200d,NRLV達(dá)到0.90kgN/ (m3·d),且接種比例不足1%,全程采用原水啟動(dòng),具有極大的工程意義.此外,按本研究的穩(wěn)定時(shí)期的處理能力,若增大懸浮載體填充率至67%時(shí)(MBBR容許最大填充率),NRLV可進(jìn)一步提升到1.37kgN/ (m3·d).

表3 國內(nèi)外CANON中試比較

注: -為文獻(xiàn)未列出.

3 討論

3.1 倍增時(shí)間延拓

本次啟動(dòng)過程中,不同負(fù)荷階段的倍增時(shí)間有一定差異,如圖4所示.在NRLV<0.16kgN/(m3·d)時(shí),倍增時(shí)間在10~15d.NRLV>0.16kgN/(m3·d)時(shí),倍增時(shí)間增加到了28d,NRLV從0.32kgN/(m3·d)到0.64kgN/(m3·d)歷時(shí)42d.隨著NRLV的增長(zhǎng),NRLV增長(zhǎng)速率逐步放緩,倍增時(shí)間逐步延長(zhǎng).厭氧氨氧化菌為自養(yǎng)菌,倍增時(shí)間較長(zhǎng),理論上的倍增時(shí)間在11d[19],也有報(bào)道是10~30d[20].Joss等[21]在中試和工程應(yīng)用過程中,系統(tǒng)的倍增時(shí)間在15~25d,并且在4個(gè)月的運(yùn)行過程中,相對(duì)穩(wěn)定.陳重軍等[22]以竹炭為載體啟動(dòng)厭氧氨氧化過程,最短倍增時(shí)間為10.8d.倍增時(shí)間與運(yùn)行工藝、控制參數(shù)等息息相關(guān).在II~IV階段,整個(gè)過程出水氨氮均值為66.15mg/L水平,出水NO2--N濃度為10.17mg/L,系統(tǒng)內(nèi)的FA、FNA如表2所示,消化液進(jìn)水水質(zhì)變化不大,不存在階段性抑制性因素.可以認(rèn)為,這種負(fù)荷階段性增長(zhǎng)與倍增時(shí)間逐步延長(zhǎng)的變化與系統(tǒng)自身有關(guān),而與外界因素關(guān)系不大,推測(cè)與優(yōu)勢(shì)菌屬對(duì)于懸浮載體生態(tài)位的占有相關(guān).

啟動(dòng)初期,懸浮載體的有效比表面積較大,微生物量較少,從宏觀效果分析,系統(tǒng)內(nèi)主要以AOB為優(yōu)勢(shì)菌群,所以基本不存在生態(tài)位的競(jìng)爭(zhēng),更容易掛膜,負(fù)荷增長(zhǎng)快;隨著負(fù)荷的增長(zhǎng),生物膜逐步成熟,隨著TN效果的增強(qiáng),AnAOB逐步富集,生態(tài)位逐步飽和,負(fù)荷的進(jìn)一步增長(zhǎng),出現(xiàn)了微生物對(duì)生態(tài)位的競(jìng)爭(zhēng),AnAOB擠占其他微生物的生態(tài)位.在此階段系統(tǒng)內(nèi)亞硝酸鹽濃度始終較低,并沒有隨著DO的升高表現(xiàn)出升高的趨勢(shì),推測(cè)AOB的生態(tài)位可能被擠占,負(fù)荷增長(zhǎng)放緩的瓶頸是亞硝化過程.

圖4 系統(tǒng)運(yùn)行過程中不同階段的倍增時(shí)間

3.2 懸浮載體結(jié)垢的預(yù)防性控制

消化液的堿度含量較高,可達(dá)2000~3000mg/L (以CaCO3計(jì)),而進(jìn)水中一旦硬度含量較高就會(huì)產(chǎn)生碳酸鹽或磷酸銨鎂(鳥糞石,MAP)沉淀[23],沉淀一旦附著于懸浮載體上就會(huì)增大其密度,一方面導(dǎo)致懸浮載體流化較差,另一方面也會(huì)影響傳質(zhì),最終導(dǎo)致處理效果變差.世界上目前已經(jīng)投入運(yùn)行的約100座ANAMMOX工藝的污水處理廠中有35%出現(xiàn)結(jié)垢現(xiàn)象[24].一旦懸浮載體有結(jié)垢生成,采取常規(guī)方法很難恢復(fù),因此預(yù)防懸浮載體結(jié)垢至關(guān)重要.pH值是引起上述沉淀的主要影響因素,根據(jù)酸堿平衡,pH>8時(shí),溶液中會(huì)出現(xiàn)CO32-,進(jìn)而產(chǎn)生碳酸鹽類沉淀.所以控制結(jié)垢的首要措施是控制系統(tǒng)內(nèi)的pH值.系統(tǒng)內(nèi)的pH值和堿度變化如圖5所示.從圖5可以看出,整個(gè)啟動(dòng)過程中,系統(tǒng)內(nèi)pH值基本在7.5以下.良好的亞硝化過程,能夠有效消耗進(jìn)水中的堿度,降低系統(tǒng)內(nèi)的pH值,預(yù)防懸浮載體結(jié)垢.

圖5 系統(tǒng)內(nèi)pH值和堿度變化

3.3 懸浮載體流化性能控制

本文所研究的CANON工藝是基于MBBR工藝,而流化是MBBR工藝的核心所在,一方面流化承擔(dān)生物膜的傳質(zhì)傳氧;另一方面懸浮載體流化是避免懸浮載體堵塞的唯一途徑,所以流化的強(qiáng)弱關(guān)系到了懸浮載體活性的表達(dá)[25].CANON系統(tǒng)通過投加懸浮載體富集微生物的方式可有效的持留微生物,富集AnAOB,但是一旦流化措施控制不佳,則容易導(dǎo)致懸浮載體上生物膜過厚,過厚的生物膜會(huì)導(dǎo)致懸浮載體的有效比表面積降低,孔道的表面張力增大,進(jìn)而影響傳質(zhì),降低去除效果,所以控制生物膜的有效厚度同樣尤為重要.在本試驗(yàn)過程中,以曝氣強(qiáng)度(反應(yīng)器單位底面積的曝氣量,m3/(m2·h))和氣容比(曝氣量/反應(yīng)器有效容積,m3/(h·m3))對(duì)流化強(qiáng)度進(jìn)行表征,如圖6所示.

從圖6可以看出,在厭氧氨氧化啟動(dòng)階段,0~90d的時(shí)間內(nèi),TN去除負(fù)荷較低,懸浮載體上功能微生物量較低,此時(shí)曝氣量較低,維持懸浮載體流化以及提供必要的DO即可.而隨著TN去除負(fù)荷的提升以及AOB對(duì)氧需求量的增加,供氧量開始增加.此外,懸浮載體上開始生長(zhǎng)優(yōu)勢(shì)菌種,為避免生物膜過厚,相應(yīng)的流化強(qiáng)度也逐步增強(qiáng).曝氣強(qiáng)度由0.9增加到了5.9m3/(m2·h),氣容比由0.2增加到了1.3m3/(h·m3). CANON過程,由于AnAOB的存在,所以DO不宜過高,從曝氣手段的選擇上(微孔曝氣、穿孔曝氣結(jié)合)平衡了DO、曝氣強(qiáng)度以及生物膜厚度三者之間的關(guān)系,使整個(gè)系統(tǒng)運(yùn)行良好,生物膜始終處于適宜的厚度,負(fù)荷穩(wěn)步提升.

圖6 曝氣強(qiáng)度與氣容比

3.4 脫氮途徑分析

系統(tǒng)自135d,CANON特征系統(tǒng)Na/A基本穩(wěn)定在0.05~0.08之間,略低于理論值的0.11;TN/Na基本穩(wěn)定在15~25之間,略高于理論值8,顯示硝態(tài)氮的實(shí)際產(chǎn)生量低于理論產(chǎn)生量,可能有反硝化途徑.

進(jìn)水中含有一定濃度的有機(jī)物,COD在100~ 400mg/L,B/C在0.2~0.3,這部分有機(jī)物的存在,為反硝化過程提供了碳源,使的系統(tǒng)內(nèi)經(jīng)過厭氧氨氧化產(chǎn)生的硝態(tài)氮又會(huì)在反硝化菌作用下經(jīng)過反硝化途徑去除,從而使硝態(tài)氮的實(shí)際產(chǎn)生量降低,同時(shí)也貢獻(xiàn)了一部分的總氮去除.整個(gè)過程中CANON途徑和反硝化途徑的TN去除占比如圖7所示,自養(yǎng)脫氮占總氮去除的93%~95%,反硝化脫氮貢獻(xiàn)剩余的5%~7%.從階段III開始,系統(tǒng)進(jìn)水全部采用消化液,此時(shí),進(jìn)水COD均值315mg/L,隨著進(jìn)水量的不斷提升,系統(tǒng)內(nèi)COD的濃度在180 ~235mg/L之間,同系統(tǒng)氨氮一樣相對(duì)穩(wěn)定;在階段IV穩(wěn)定運(yùn)行期間,系統(tǒng)進(jìn)出水COD差值均值為91mg/L,假設(shè)有機(jī)物的去除全部以反硝化的方式,理論可去除31.8mg/L的氮,對(duì)應(yīng)的系統(tǒng)進(jìn)出水總氮去除均值為627mg/L,計(jì)算得反硝化去除的氮約占整個(gè)系統(tǒng)總氮去除的5.1%,與模型吻合.整個(gè)運(yùn)行過程中,COD的去除率相對(duì)穩(wěn)定,在30%~35%之間.由于試驗(yàn)用水的C/N比較低,整體上限制了有機(jī)物的去除.

圖7 自養(yǎng)脫氮與反硝化過程分別占總氮去除的比例

魏思佳等[26]通過采用ASBR反應(yīng)器,發(fā)現(xiàn)隨著COD/NH4+-N由1.0升高至5.0時(shí),自養(yǎng)脫氮占總氮去除率由73.03%降低至50.00%,本文研究消化液的C/N<0.4,所計(jì)算的自養(yǎng)脫氮對(duì)總氮去除的貢獻(xiàn)率基本符合以上研究趨勢(shì).Chamchoi等[27]發(fā)現(xiàn),當(dāng)COD 濃度在100~200mg/L之間(COD/N為0.9)時(shí),厭氧氨氧化菌可以有效地與反硝化菌競(jìng)爭(zhēng),表現(xiàn)為高NH4+-N去除率和低COD 去除率,但這種競(jìng)爭(zhēng)力會(huì)隨著COD濃度的提高而下降.所以實(shí)際進(jìn)水含有一定濃度的有機(jī)物時(shí),不會(huì)對(duì)厭氧氨氧化菌造成抑制,相反反硝化與厭氧氨氧化耦合,有利于系統(tǒng)TN去除率的提高[28-31],厭氧氨氧化工藝適合處理低碳氮比的廢水[32].

3.5 微生物分析

在80,110,140,170,200d分別取反應(yīng)器內(nèi)填料,進(jìn)行高通量測(cè)序.門水平物種相對(duì)豐度、屬水平的相對(duì)分布分別如圖8、圖9所示.

整個(gè)過程,優(yōu)勢(shì)菌門基本相同,主要有變形菌門(Proteobacteria)、擬桿菌門(Bacteroidetes)、浮霉菌門(Planctomycetes)、綠彎菌門(Chloroflexi)、放線菌門(Actinobacteria)等.隨著系統(tǒng)運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng),變形菌門和浮霉菌門有了明顯的增加,分別由32%、11%增加到41%、15%.綠彎菌門豐度降低,由8%變?yōu)?%.擬桿菌門和放線菌門變化不明顯,整個(gè)期間分別在19%和2%左右.

圖8 門水平物種相對(duì)豐度

屬水平看,穩(wěn)定運(yùn)行期間懸浮載體上檢測(cè)到的與脫氮相關(guān)的相對(duì)豐度較大的功能菌為氨氧化菌(AOB)和厭氧氨氧化菌(AnAOB),另外存在及其微量的亞硝酸鹽氧化菌(NOB),如.此外,生物膜上也發(fā)現(xiàn)了少量的假單胞菌屬()和不動(dòng)桿菌屬.劉天琪等[33]證明是一株高效的耐高鹽的異養(yǎng)硝化-好氧反硝化菌,在40g/LNaCl的高鹽條件下,以亞硝態(tài)氮為氮源,經(jīng)過72h,脫氮效率可達(dá)64.5%.宋宇杰等[34]證明是可以利用氨氮、硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮,不可利用羥胺的異養(yǎng)硝化-好氧反硝化菌,該菌屬所需C/N比較高,在C/N為15時(shí),36h可將400mg/L的氨氮全部硝化,C/N為20時(shí),36h可將硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮全部去除.可見,在CANON-MBBR生物膜上也檢測(cè)出了部分異養(yǎng)硝化-好氧反硝化菌,,該類細(xì)菌同時(shí)具有硝化和反硝化功能,且都是異養(yǎng)菌.這可能與MBBR獨(dú)特的生物膜結(jié)構(gòu)相關(guān),需要進(jìn)一步研究.此外,系統(tǒng)內(nèi)有機(jī)物含量較低,限制了異養(yǎng)菌的生長(zhǎng),具有反硝化功能的微生物的豐度在2%~3%,整體比較穩(wěn)定.所以,在自養(yǎng)脫氮工藝選擇上,應(yīng)合理控制有機(jī)物的濃度,一旦過多則會(huì)使反硝化菌過量繁殖擠占懸浮載體生態(tài)位.

從屬水平分析優(yōu)勢(shì)菌種的變化情況發(fā)現(xiàn),在整個(gè)微生物群落變化過程中,AOB的豐度表現(xiàn)為先升高后降低的趨勢(shì),最大豐度達(dá)到22%,降低的原因可能是因?yàn)锳OB在對(duì)懸浮載體生態(tài)位的擠占上處于劣勢(shì).微觀的變化也印證了宏觀上的變化,即在階段III,負(fù)荷增長(zhǎng)速率變緩,倍增時(shí)間延長(zhǎng),主要限于亞硝酸鹽不足.AnAOB的豐度整體上呈現(xiàn)上升的趨勢(shì),最大時(shí)達(dá)到18%.隨著AnAOB數(shù)量的增多,一方面生物膜開始逐步顯現(xiàn)紅色;另一方面宏觀的表現(xiàn)是脫氮負(fù)荷的增加,亞硝酸鹽氮積累量的降低.在生物膜整個(gè)微生物的群落變化中,NOB始終<0.1%,說明在整個(gè)工藝控制中,亞硝化效果控制良好,系統(tǒng)中硝酸鹽氮的產(chǎn)生全部來自厭氧氨氧化過程.NOB的低含量有利于保證系統(tǒng)良好的亞硝化效果,DNB的存在形成了反硝化過程與厭氧氨氧化過程的耦合,降低了系統(tǒng)出水的硝酸鹽濃度.從生物多樣性分析看,Chao1指數(shù)由340.1升高至444.8,Shannon指數(shù)由3.21升高至5.15,Simpson指數(shù)由0.99降低至0.97,說明隨著微生物在懸浮載體上的附著以及處理效果的提高,懸浮載體上的微生物多樣性逐步提高.其他菌種對(duì)于系統(tǒng)效果表達(dá)及穩(wěn)定性影響尚不清晰,仍需進(jìn)一步研究.

圖9 屬水平物種相對(duì)豐度

4 結(jié)論

4.1 通過動(dòng)態(tài)流接CANON污泥,接種比例<1%,經(jīng)歷70d成功啟動(dòng)CANON-MBBR工藝,運(yùn)行至200d總氮去除負(fù)荷可達(dá)0.90kgN/(m3·d),氨氮和總氮去除率分別達(dá)到91%和85%.

4.2 系統(tǒng)內(nèi)同時(shí)存在厭氧氨氧化和反硝化兩種氮的去除途徑,其貢獻(xiàn)率分別為93%~95%和5%~7%.進(jìn)水中含有一定濃度的有機(jī)物會(huì)促進(jìn)系統(tǒng)總氮的去除.

4.3 通過合理的曝氣強(qiáng)度控制平衡DO、流化以及生物膜厚度之間的關(guān)系,使生物膜始終處于適宜的厚度,穩(wěn)定了系統(tǒng)的處理效果.

4.4 穩(wěn)定運(yùn)行期,懸浮載體上AOB和AnAOB豐度可達(dá)17%和14%,表現(xiàn)出良好的厭氧氨氧化效果.系統(tǒng)內(nèi)幾乎不存在NOB,且反硝化菌豐度在2%~3%,較為穩(wěn)定,與宏觀效果相吻合.

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Pilot scale start-up of CANON disposal sludge-digestion wastewater treatment based on MBBR.

ZHOU Jia-zhong, WU Di*, HAN Wen-jie, GUAN Yong-jie

(Biofilm Research Institute, Qingdao SPRING Water Treatment CO. Ltd., Qingdao 266555, China)., 2019,39(6)：2378~2386

This article reported the start-up process of sludge digestion supernatants treatments by CANON process based on MBBR reactor. The pilot system with a volume of 8.55m3was used and filled with SPR-III filler, which had a filling rate of 44%. The CANON process was successfully started after 70d with dynamic inflow of CANON sludge, and the inoculation ratio was below 1%. After 200d, the TN removal volumetric loading was stable at 0.9kgN/(m3·d), the mean value of the concentration of effluent ammonia nitrogen was 63.9mg/L, and the removal rate of ammonia nitrogen and total nitrogen were 91% and 85% respectively. The N-removal pathway ofdenitrificationand anaerobic ammonium oxidation occurred simultaneously due to small amount of organic matter presence in the influent, which accounted for 5% to 7%and 93% to 95% of total nitrogen removal, respectively. By controlling of pH and aeration intensity, the scaling of suspended carriers was prevented and the relationship among DO, aeration intensity and biofilm thickness was balanced. As a result, the biofilm always maintained suitable thickness, which stabilized the treatment effect of the system. The high flux sequencing indicated that AOB and AnAOB were dominant species on the suspended carriers, and their abundance reached 17% and 14% during steady operation. There was no NOB in the system, indicating that the short-nitrification effect was good. The denitrifying bacteria abundance was 2%~3% and relatively stable, indicating that the small amount of organic matter in the influent did not affect the increase of anammox bacteria.

CANON；autotrophic；MBBR；ANAMMOX；sludge-digestion wastewater；pilot scale

X703.1

A

1000-6923(2019)06-2378-09

周家中(1990-),男,河北張家口人,碩士,主要從事高級(jí)氧化、自養(yǎng)脫氮及MBBR工藝研發(fā)等工作.發(fā)表論文4篇.

2018-11-02

水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2017ZX07106005-04);青島市民生科技計(jì)劃項(xiàng)目(18-6-1-100-nsh)

*責(zé)任作者, 高級(jí)工程師, hitwudi@126.com