基于MBBR的CANON工艺处理消化液中试启动

周家中,吴 迪,韩文杰,管勇杰



基于MBBR的CANON工艺处理消化液中试启动

周家中,吴 迪*,韩文杰,管勇杰

(青岛思普润水处理股份有限公司生物膜研究院,山东 青岛 266555)

基于移动床生物膜反应器(MBBR)成功启动了自养脱氮工艺(CANON)处理污泥消化上清液.采用8.55m3中试系统,反应器内部填充SPR-III填料,填充率44%,通过动态流接CANON污泥(接种比例<1%),经过70d成功启动CANON工艺.运行至200d,TN去除负荷稳定在0.9kgN/(m3·d),出水氨氮浓度均值63.9mg/L,氨氮和总氮去除率均值分别为91%和85%.进水中存在的少量有机物使系统同时存在反硝化和厌氧氨氧化两种脱氮途径,促进了总氮的去除,对总氮去除的贡献分别占5%~7%和93%~95%.通过对pH值和曝气强度的控制,防止了悬浮载体结垢,平衡了DO、曝气强度以及生物膜厚度三者之间的关系,使生物膜始终处于适宜的厚度,稳定了系统的处理效果.高通量测序表明悬浮载体上的优势菌种为氨氧化菌(AOB)和厌氧氨氧化菌(AnAOB),其丰度整体呈增长趋势,至稳定运行期可达到17%和14%.系统无NOB存在,短程硝化效果良好,反硝化菌群丰度在2%~3%并相对稳定,进水中存在的少量有机物不会影响厌氧氨氧化菌的增殖.

全程自养脱氮；自养脱氮；移动床生物膜反应器；厌氧氨氧化；污泥消化液；中试

污水厂剩余污泥厌氧消化上清液,是典型的高氨氮、低C/N(一般<1.0)废水.目前上清液处理方式是回流至主流工艺前端与市政污水混合处理,这将会促使进水总氮负荷提高10%~15%,从而增加污水厂运行的能耗,并需要投加大量碳源,因此需要对侧流的消化液进行单独处理[1-2].以厌氧氨氧化(Anammox)为核心的自养脱氮工艺是最具有潜力的选项之一.虽然一段式全程自养脱氮工艺(CANON)运行控制简单,但仍受限于厌氧氨氧化菌(AnAOB)比生长速率较低,不易富集,易于流失,工程化面临困难[3].国内对于消化液的自养脱氮处理进行了大量的研究.如杨延栋等[4]以固定生物膜-活性污泥(IFAS)系统,经过65d成功启动IFAS工艺,处理消化液原液时,总氮去除负荷0.27kgN/(m3·d);胡石等[5]以0.088m3的CSTR反应器成功启动了颗粒污泥形式的CANON工艺,稳定运行阶段总氮去除负荷0.35kgN/(m3·d);李冬等[6]以0.003m3的MBR反应器经过36d系统总氮去除负荷达到0.1kgN/(m3·d) 实现了MBR内CANON工艺的启动,稳定运行期间总氮去除负荷在0.38kgN/(m3·d).以上研究通过采用不同的工艺形式对AnAOB起到了较好的持留作用,缩短了启动时间.但大多为实验室小试规模,且采用模拟废水启动,未进行中试验证,对于工程化应用有待于进一步商榷.

MBBR(移动床生物膜反应器)是CANON工艺的理想模式[7-8],通过在反应器中投加悬浮载体以富集生物膜,通过曝气或者搅拌的作用,实现悬浮载体的流化,从而达到污染物去除的效果.生物膜的分层结构使得外层多为好氧菌,内层多为厌氧或者兼氧菌,是CANON的理想载体.生物膜的分层结构为好氧氨氧化菌(AOB)和AnAOB提供了良好的生存环境.将自养脱氮工艺与MBBR相结合,可强化微生物的富集过程,提高系统内的生物量,提高系统的抗冲击性能,是自养脱氮技术工程化实现的理想方式.已有研究[9]以改性聚乙烯填料载体,采用先厌氧后好氧、先低温后高温的策略,历经368d成功启动CANON工艺,系统总氮去除容积负荷高达1.01kgN/ (m3·d),但是运行后期稳定性较差.此外,消化液本身水质特点,碱度高、硬度高等也决定其容易发生结垢,对生物膜系统的长期稳定运行影响较大,所以运行过程中需要严格的注意[10].本文研究了实际污泥消化液CANON-MBBR 8.55m3的中试系统启动过程,并通过各参数控制保障工艺稳定运行,全程采用实际消化液进行,以期为该类技术的工程化提供基础数据和参考.

1 材料与方法

1.1 主体装置

反应器整体采用不锈钢,外部设保温层,规格1.5m×1.5m×4.4m,总体积9.90m3,有效体积8.55m3.

反应器内部填充SPR-III型悬浮载体,填充率44%.悬浮载体直径为(25±0.5)mm,高(10±1)mm,挂膜后比重与水接近,有效比表面积大于800m2/m3,符合《水处理用高密度聚乙烯悬浮载体(CJ/T461- 2014)》行业标准.反应器不设二沉池,接种污泥自然流失不回流.

1.2 中试用水以及接种污泥

反应器进水采用北方某污水厂厌氧消化后剩余污泥经离心脱水后的脱水液(以下简称消化液),具体水质见表1,试验过程中未添加任何营养物质,进水BOD/COD<0.4,进水碱度/TN>4.5,C/N<0.4.启动前期,对原水进行稀释,稀释用水为污水厂二沉池出水;启动中后期,完全采用原水运行.

表1 消化液水质(mg/L)

整个试验周期,反应器内温度在30~35℃,平均为31℃,连续流运行.系统运行初期,接种污水厂厌氧消化后污泥,限氧启动,运行近4个月后几乎无总氮去除效果,硝化容积负荷达0.7kgN/(m3·d).调整启动策略,接种CANON小试反应器出水,该出水中含有平均52mg/L的脱落CANON生物膜,连续接种34d,接种流量为10L/h,累计接种量最大为0.42kgMLSS.

1.3 分析方法

1.3.1 常规指标 NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法;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;碱度采用酸碱指示剂滴定法;COD采用重铬酸钾法;pH/DO/ORP/T采用WTW Multi3430离线测定和E+H CM448在线测定.

1.3.2 高通量测序 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Qubit3.0DNA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(10ng),15μL 2×Taq master Mix,1μL引物314F(10mmol/L),1μL引物805R (10mmol/L),添加超纯水至30μL.共进行两轮PCR扩增.第一轮PCR扩增程序如下:94℃预变性3min;5个循环包含3个阶段,即94、45和65℃温度下分别保持30,20,30s;20个循环包含3个阶段,即94,55,72℃温度下分别保持20,20,30s;72℃终延伸5min.第二轮PCR扩增程序如下:95℃预变性3min;5个循环包含3个阶段,即94,55,72℃温度下分别保持20,20,30s; 72℃终延伸5min.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Qubit3.0DNA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10ng,最终上机测序浓度为20pmol,通过Illumina Miseq测序平台完成对样品高通量测 序.

1.3.3 微生物菌群分析 采用usearch进行质控和OTU聚类[11].对高通量测序所得序列进行质控(QC),以去除不符合要求的引物序列、短片段及低质量序列.将所得序列进行相似性分析,并划分操作分类单元(OTU,相似性>0.97).

采用Mothur分析Alpha多样性[12].计算微生物Alpha多样性指数,包括覆盖率、香农指数、Simpson指数与Chao1指数.样品文库覆盖率(coverage)计算公式为

=1-1/(1)

式中:1为只含有1条序列的OTU数目;为总序列数目.香农指数计算公式

-ΣPlnP(2)

式中:P为各种群物种数与样本总物种数比值,结果可衡量群落异质性.Simpson指数和香农指数均用来估算样品中微生物的多样性,Chao1指数用来估计群落中含OTU数目的指数.

通过RDPclassifier软件将序列进行物种分类[13],选取门(phylum)、纲(class)、目(order)、科(family)、属(genus)为分类单位,统计各分类单位对应序列数量,绘制物种饼状图.

1.3.4 脱氮途径计算 总无机氮(TIN)即氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮之和.根据CANON工艺的计量式,存在2个特征系数,即TN/Na=△TN/△NO3-=8,Na/A=△NO3-/△NH4+=0.11.

试验过程中,硝酸盐的生成量始终低于理论值,推测有反硝化途径.为简化计算,便于分析,假设系统内亚硝酸盐产生由亚硝化过程而来,剩余氨氮氧化全部由CANON路径,硝酸盐低于理论值的生成量经由反硝化途径去除,系统理论硝酸盐生成量

DNO3-理论=(DNH4+-DNO2-)×0.11 (3)

通过反硝化途径去除的TIN的比例

反硝化=DNO3-理论/DNO3-实际(4)

通过CANON途径去除的TIN的比例

CANON1-反硝化(5)

以此计算CANON途径和反硝化途径脱氮的比例,再辅助通过COD、碱度的消耗情况判断偏差.

1.4 研究阶段划分

试验根据控制手段不同、效果差异性人为分为4个阶段,如表2所示.启动期(I)和效果产生期(II),系统处理效果有限,为防止较高的游离氨(FA)对系统产生抑制,采用污水厂二沉池出水对原水进行了稀释;负荷提升期(III)和稳定运行期(IV),不再进行原水稀释,直接采用原水处理,根据出水氨氮浓度通过逐步增大流量方式提高负荷;并且为防止基质不足影响系统负荷增长,或基质浓度过高产生抑制,控制出水氨氮在100mg/L水平,并且随着系统的成熟,逐步降低出水氨氮浓度.由于系统未设置沉淀池,采用纯膜MBBR形式运行,系统内的悬浮态污泥浓度(MLSS)始终较低.反应器全程通过曝气控制悬浮载体流化,保证悬浮载体不堆积,水力剪切良好.

表2 试验各阶段进水水质与运行参数

2 结果与分析

试验分析了系统启动阶段233d的数据,系统内进出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N变化如图1所示,系统总无机氮去除负荷和TIN变化如图2所示,特征系数变化如图3所示.

系统在1~34d(I)接种CANON小试反应器剩余污泥,低曝气运行,防止过多的NO2--N积累,该阶段采用低NH4+-N进水,主要是为了控制系统内FA,防止对AnAOB产生抑制.开始运行,反应器有明显的氨氮去除,但TIN基本无明显变化.至34d,系统出现明显的总氮损失,DTIN达到25mg/L,停止接种.

图1 系统进出水氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮浓度

系统在35~69d(II),TN去除负荷NRLV缓慢但稳定增长,TN去除负荷提升至0.02kgN/(m3·d).本阶段继续采用低浓度氨氮进水,同时逐步提升流量,自然流失系统内之前的接种污泥.运行至50d时,悬浮载体生物膜颜色较启动初期已加深,但未能看到明显的红色.至69d,系统内悬浮态污泥已<200mg/L.虽然本阶段系统已有自养脱氮效果,但CANON特征系数没有规律,离散且波动大,系统并未真正稳定.

图2 系统总氮去除负荷和△TIN变化

系统在70~198d(III),使用消化液原液,不进行稀释,根据去除效果逐步提高进水流量,TIN去除负荷(NRLV)由0.02kgN/(m3·d)提升至0.89kgN/(m3·d), 129d内扩增了44.5倍.系统出水氨氮有波动,在60~170mg/L,出水硝酸盐氮积累逐步提高,浓度达到40mg/L.本阶段自135d,开始出现了相对稳定的特征系数,Na/A=0.05~0.08<0.11,TN/Na=15~25>8,显示系统内可能存在反硝化,硝酸盐生成的较预期少.系统运行到100d时,悬浮载体颜色已进一步加深,并可在悬浮载体表面观察到红色细小颗粒附着.至180d时,悬浮载体已基本显现红色,生物膜厚度平均在150~ 250mm,但不同于单纯的ANAMMOX过程,CANON的生物膜的红色略淡.

系统在199~233d(IV),负荷相对稳定,NRLV在0.85~0.90kgN/(m3·d),出水氨氮稳定低于70mg/L,总氮低于120mg/L,氨氮和总氮去除率分别达到91%和85%.230d时,生物膜厚度可达到200mm以上,生物膜较为密实,此时生物量可达15.6g/m2,系统内生物量可达到46.95kgMLSS,相较于I阶段接种量的0.42kgMLSS,接种比例最高为0.89%.

图3 RNa/A和RTN/Na特征系数变化

世界上第一座生产性的厌氧氨氧化工艺于2002年在荷兰鹿特丹DoKHaven启动成功,但耗时长达3.5a,启动时间较长[14].如今随着厌氧氨氧化工艺的推广和应用,接种已有工程中的AnAOB缩短反应器的启动时间已成为了可能.对比了国内外CANON中试或工程研究,如表3所示.对于工程启动,接种污泥的厌氧氨氧化活性越高、接种量越大,越有助于缩小启动时间,瑞典的Sjölunda污水厂接种成熟的CANON悬浮载体,以4.5%的接种比例启动120d后容积负荷就达到1.06kgN/(m3·d);瑞士的Glarnerland污水厂接种厌氧氨氧化颗粒污泥,以100%的接种率,通过控制进水负荷,经过55d即达到满负荷稳定运行.但如果能以更小的接种比例并在相对短的时间内成功启动,对于工程而言更具有实际意义.本研究采用动态流加接种方式,未从其他反应器接种污泥,也未改变其他反应器的运行状况,通过采用MBBR工艺,对相关功能菌有较好的持留能力,有效防止了功能菌的流失,在70d内成功启动CANON,历经200d,NRLV达到0.90kgN/ (m3·d),且接种比例不足1%,全程采用原水启动,具有极大的工程意义.此外,按本研究的稳定时期的处理能力,若增大悬浮载体填充率至67%时(MBBR容许最大填充率),NRLV可进一步提升到1.37kgN/ (m3·d).

表3 国内外CANON中试比较

注: -为文献未列出.

3 讨论

3.1 倍增时间延拓

本次启动过程中,不同负荷阶段的倍增时间有一定差异,如图4所示.在NRLV<0.16kgN/(m3·d)时,倍增时间在10~15d.NRLV>0.16kgN/(m3·d)时,倍增时间增加到了28d,NRLV从0.32kgN/(m3·d)到0.64kgN/(m3·d)历时42d.随着NRLV的增长,NRLV增长速率逐步放缓,倍增时间逐步延长.厌氧氨氧化菌为自养菌,倍增时间较长,理论上的倍增时间在11d[19],也有报道是10~30d[20].Joss等[21]在中试和工程应用过程中,系统的倍增时间在15~25d,并且在4个月的运行过程中,相对稳定.陈重军等[22]以竹炭为载体启动厌氧氨氧化过程,最短倍增时间为10.8d.倍增时间与运行工艺、控制参数等息息相关.在II~IV阶段,整个过程出水氨氮均值为66.15mg/L水平,出水NO2--N浓度为10.17mg/L,系统内的FA、FNA如表2所示,消化液进水水质变化不大,不存在阶段性抑制性因素.可以认为,这种负荷阶段性增长与倍增时间逐步延长的变化与系统自身有关,而与外界因素关系不大,推测与优势菌属对于悬浮载体生态位的占有相关.

启动初期,悬浮载体的有效比表面积较大,微生物量较少,从宏观效果分析,系统内主要以AOB为优势菌群,所以基本不存在生态位的竞争,更容易挂膜,负荷增长快;随着负荷的增长,生物膜逐步成熟,随着TN效果的增强,AnAOB逐步富集,生态位逐步饱和,负荷的进一步增长,出现了微生物对生态位的竞争,AnAOB挤占其他微生物的生态位.在此阶段系统内亚硝酸盐浓度始终较低,并没有随着DO的升高表现出升高的趋势,推测AOB的生态位可能被挤占,负荷增长放缓的瓶颈是亚硝化过程.

图4 系统运行过程中不同阶段的倍增时间

3.2 悬浮载体结垢的预防性控制

消化液的碱度含量较高,可达2000~3000mg/L (以CaCO3计),而进水中一旦硬度含量较高就会产生碳酸盐或磷酸铵镁(鸟粪石,MAP)沉淀[23],沉淀一旦附着于悬浮载体上就会增大其密度,一方面导致悬浮载体流化较差,另一方面也会影响传质,最终导致处理效果变差.世界上目前已经投入运行的约100座ANAMMOX工艺的污水处理厂中有35%出现结垢现象[24].一旦悬浮载体有结垢生成,采取常规方法很难恢复,因此预防悬浮载体结垢至关重要.pH值是引起上述沉淀的主要影响因素,根据酸碱平衡,pH>8时,溶液中会出现CO32-,进而产生碳酸盐类沉淀.所以控制结垢的首要措施是控制系统内的pH值.系统内的pH值和碱度变化如图5所示.从图5可以看出,整个启动过程中,系统内pH值基本在7.5以下.良好的亚硝化过程,能够有效消耗进水中的碱度,降低系统内的pH值,预防悬浮载体结垢.

图5 系统内pH值和碱度变化

3.3 悬浮载体流化性能控制

本文所研究的CANON工艺是基于MBBR工艺,而流化是MBBR工艺的核心所在,一方面流化承担生物膜的传质传氧;另一方面悬浮载体流化是避免悬浮载体堵塞的唯一途径,所以流化的强弱关系到了悬浮载体活性的表达[25].CANON系统通过投加悬浮载体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,则容易导致悬浮载体上生物膜过厚,过厚的生物膜会导致悬浮载体的有效比表面积降低,孔道的表面张力增大,进而影响传质,降低去除效果,所以控制生物膜的有效厚度同样尤为重要.在本试验过程中,以曝气强度(反应器单位底面积的曝气量,m3/(m2·h))和气容比(曝气量/反应器有效容积,m3/(h·m3))对流化强度进行表征,如图6所示.

从图6可以看出,在厌氧氨氧化启动阶段,0~90d的时间内,TN去除负荷较低,悬浮载体上功能微生物量较低,此时曝气量较低,维持悬浮载体流化以及提供必要的DO即可.而随着TN去除负荷的提升以及AOB对氧需求量的增加,供氧量开始增加.此外,悬浮载体上开始生长优势菌种,为避免生物膜过厚,相应的流化强度也逐步增强.曝气强度由0.9增加到了5.9m3/(m2·h),气容比由0.2增加到了1.3m3/(h·m3). CANON过程,由于AnAOB的存在,所以DO不宜过高,从曝气手段的选择上(微孔曝气、穿孔曝气结合)平衡了DO、曝气强度以及生物膜厚度三者之间的关系,使整个系统运行良好,生物膜始终处于适宜的厚度,负荷稳步提升.

图6 曝气强度与气容比

3.4 脱氮途径分析

系统自135d,CANON特征系统Na/A基本稳定在0.05~0.08之间,略低于理论值的0.11;TN/Na基本稳定在15~25之间,略高于理论值8,显示硝态氮的实际产生量低于理论产生量,可能有反硝化途径.

进水中含有一定浓度的有机物,COD在100~ 400mg/L,B/C在0.2~0.3,这部分有机物的存在,为反硝化过程提供了碳源,使的系统内经过厌氧氨氧化产生的硝态氮又会在反硝化菌作用下经过反硝化途径去除,从而使硝态氮的实际产生量降低,同时也贡献了一部分的总氮去除.整个过程中CANON途径和反硝化途径的TN去除占比如图7所示,自养脱氮占总氮去除的93%~95%,反硝化脱氮贡献剩余的5%~7%.从阶段III开始,系统进水全部采用消化液,此时,进水COD均值315mg/L,随着进水量的不断提升,系统内COD的浓度在180 ~235mg/L之间,同系统氨氮一样相对稳定;在阶段IV稳定运行期间,系统进出水COD差值均值为91mg/L,假设有机物的去除全部以反硝化的方式,理论可去除31.8mg/L的氮,对应的系统进出水总氮去除均值为627mg/L,计算得反硝化去除的氮约占整个系统总氮去除的5.1%,与模型吻合.整个运行过程中,COD的去除率相对稳定,在30%~35%之间.由于试验用水的C/N比较低,整体上限制了有机物的去除.

图7 自养脱氮与反硝化过程分别占总氮去除的比例

魏思佳等[26]通过采用ASBR反应器,发现随着COD/NH4+-N由1.0升高至5.0时,自养脱氮占总氮去除率由73.03%降低至50.00%,本文研究消化液的C/N<0.4,所计算的自养脱氮对总氮去除的贡献率基本符合以上研究趋势.Chamchoi等[27]发现,当COD 浓度在100~200mg/L之间(COD/N为0.9)时,厌氧氨氧化菌可以有效地与反硝化菌竞争,表现为高NH4+-N去除率和低COD 去除率,但这种竞争力会随着COD浓度的提高而下降.所以实际进水含有一定浓度的有机物时,不会对厌氧氨氧化菌造成抑制,相反反硝化与厌氧氨氧化耦合,有利于系统TN去除率的提高[28-31],厌氧氨氧化工艺适合处理低碳氮比的废水[32].

3.5 微生物分析

在80,110,140,170,200d分别取反应器内填料,进行高通量测序.门水平物种相对丰度、属水平的相对分布分别如图8、图9所示.

整个过程,优势菌门基本相同,主要有变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、浮霉菌门(Planctomycetes)、绿弯菌门(Chloroflexi)、放线菌门(Actinobacteria)等.随着系统运行时间的延长,变形菌门和浮霉菌门有了明显的增加,分别由32%、11%增加到41%、15%.绿弯菌门丰度降低,由8%变为2%.拟杆菌门和放线菌门变化不明显,整个期间分别在19%和2%左右.

图8 门水平物种相对丰度

属水平看,稳定运行期间悬浮载体上检测到的与脱氮相关的相对丰度较大的功能菌为氨氧化菌(AOB)和厌氧氨氧化菌(AnAOB),另外存在及其微量的亚硝酸盐氧化菌(NOB),如.此外,生物膜上也发现了少量的假单胞菌属()和不动杆菌属.刘天琪等[33]证明是一株高效的耐高盐的异养硝化-好氧反硝化菌,在40g/LNaCl的高盐条件下,以亚硝态氮为氮源,经过72h,脱氮效率可达64.5%.宋宇杰等[34]证明是可以利用氨氮、硝酸盐氮和亚硝酸盐氮,不可利用羟胺的异养硝化-好氧反硝化菌,该菌属所需C/N比较高,在C/N为15时,36h可将400mg/L的氨氮全部硝化,C/N为20时,36h可将硝态氮和亚硝态氮全部去除.可见,在CANON-MBBR生物膜上也检测出了部分异养硝化-好氧反硝化菌,,该类细菌同时具有硝化和反硝化功能,且都是异养菌.这可能与MBBR独特的生物膜结构相关,需要进一步研究.此外,系统内有机物含量较低,限制了异养菌的生长,具有反硝化功能的微生物的丰度在2%~3%,整体比较稳定.所以,在自养脱氮工艺选择上,应合理控制有机物的浓度,一旦过多则会使反硝化菌过量繁殖挤占悬浮载体生态位.

从属水平分析优势菌种的变化情况发现,在整个微生物群落变化过程中,AOB的丰度表现为先升高后降低的趋势,最大丰度达到22%,降低的原因可能是因为AOB在对悬浮载体生态位的挤占上处于劣势.微观的变化也印证了宏观上的变化,即在阶段III,负荷增长速率变缓,倍增时间延长,主要限于亚硝酸盐不足.AnAOB的丰度整体上呈现上升的趋势,最大时达到18%.随着AnAOB数量的增多,一方面生物膜开始逐步显现红色;另一方面宏观的表现是脱氮负荷的增加,亚硝酸盐氮积累量的降低.在生物膜整个微生物的群落变化中,NOB始终<0.1%,说明在整个工艺控制中,亚硝化效果控制良好,系统中硝酸盐氮的产生全部来自厌氧氨氧化过程.NOB的低含量有利于保证系统良好的亚硝化效果,DNB的存在形成了反硝化过程与厌氧氨氧化过程的耦合,降低了系统出水的硝酸盐浓度.从生物多样性分析看,Chao1指数由340.1升高至444.8,Shannon指数由3.21升高至5.15,Simpson指数由0.99降低至0.97,说明随着微生物在悬浮载体上的附着以及处理效果的提高,悬浮载体上的微生物多样性逐步提高.其他菌种对于系统效果表达及稳定性影响尚不清晰,仍需进一步研究.

图9 属水平物种相对丰度

4 结论

4.1 通过动态流接CANON污泥,接种比例<1%,经历70d成功启动CANON-MBBR工艺,运行至200d总氮去除负荷可达0.90kgN/(m3·d),氨氮和总氮去除率分别达到91%和85%.

4.2 系统内同时存在厌氧氨氧化和反硝化两种氮的去除途径,其贡献率分别为93%~95%和5%~7%.进水中含有一定浓度的有机物会促进系统总氮的去除.

4.3 通过合理的曝气强度控制平衡DO、流化以及生物膜厚度之间的关系,使生物膜始终处于适宜的厚度,稳定了系统的处理效果.

4.4 稳定运行期,悬浮载体上AOB和AnAOB丰度可达17%和14%,表现出良好的厌氧氨氧化效果.系统内几乎不存在NOB,且反硝化菌丰度在2%~3%,较为稳定,与宏观效果相吻合.

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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,河北张家口人,硕士,主要从事高级氧化、自养脱氮及MBBR工艺研发等工作.发表论文4篇.

2018-11-02

水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07106005-04);青岛市民生科技计划项目(18-6-1-100-nsh)

*责任作者, 高级工程师, hitwudi@126.com