PN/A-颗粒污泥工艺处理热水解污泥消化液

赵 丹,韩晓宇,张树军,黄 京,焦佳童,毛华兴,卢紫欣

PN/A-颗粒污泥工艺处理热水解污泥消化液

赵 丹,韩晓宇*,张树军,黄 京,焦佳童,毛华兴,卢紫欣

(北京城市排水集团有限责任公司,北京市资源化工程技术研究中心,北京 100124)

本研究构建了基于一体式厌氧氨氧化颗粒污泥及絮体污泥的部分硝化-厌氧氨氧化(PN/A)脱氮处理系统,通过运行参数优化调控实现了热水解污泥消化液的高效脱氮.试验结果表明,通过接种厌氧氨氧化菌(AnAOB)生物膜污泥与普通活性污泥、控制高游离氨(FA)(>20mg/L)和限制曝气(DO≤0.2mg/L)等运行条件,能够快速构建短程硝化-厌氧氨氧化反应,亚硝酸盐积累率可达85%以上,脱氮负荷达到0.60kgN/(m3·d).稀释后的热水解污泥消化液仍对AnAOB活性具有一定的抑制作用,导致反应器总氮负荷降至0.20kgN/(m3·d)以下;但系统内AnAOB丰度总体呈增加趋势,说明AnAOB的增殖未受到完全抑制.系统内混合污泥的平均中位径由53μm缓慢增长至109μm.定量PCR数据及高通量分析显示,该处理系统富集了较高纯度的AnAOB,最大丰度占比可达8.06%,其优势菌属为菌属.此外,在第93运行周期下菌属在颗粒污泥的丰度占比大于AOB,为5.26%;絮体污泥中具有亚硝化效果的单胞菌属的丰度占比为1.64%,大于AnAOB.这展现了AOB和AnAOB丰度不同的空间分布特点.

厌氧氨氧化；颗粒污泥；序批式反应器；热水解污泥消化液

热水解技术在污泥处理工艺中的应用,使污泥得到高效处理且提升了沼气产量,但也产生了大量高氨氮浓度的热水解污泥消化液.热水解污泥消化液COD/N低、硝化碱度严重不足,并且含有许多难降解底物及抑制物[1-3],如SCOD浓度达到1000～ 3000mg/L,氨氮浓度达到500～2000mg/L,碱度为1000～5000mg/L,这使其成为生物脱氮处理领域的难点.针对热水解污泥消化液的水质特点,采用部分硝化/厌氧氨氧化(PN/A)工艺处理热水解消化液是较为可行的.PN/A工艺是一种高效低耗的生物脱氮工艺,运行过程中,氨氧化细菌(AOB)将进水中的部分氨氮(NH4+-N)氧化成亚硝态氮(NO2--N),之后厌氧氨氧化菌(AnAOB)在缺氧条件下利用剩余的NH4+-N和NO2--N转化为氮气(N2),并生成少量的硝态氮(NO3--N).与传统活性污泥法相比,具有曝气量减少约60%,污泥产量减少约90%、脱氮效率高和温室气体排放少等优势[4-7].

现有PN/A工艺主要应用于处理污泥消化液、印染废水和垃圾渗滤液等高氨氮废水[8-11],国内利用PN/A工艺处理高氨氮实际废水主要采用生物膜系统或两段式颗粒污泥处理工艺,其采用一体式颗粒污泥工艺处理热水解污泥消化液的工程案例少见报道.一体式PN/A-颗粒污泥及絮体污泥混合污泥系统通过充分利用颗粒污泥系统的高效截留,可以在单个反应器内获得较大的容积负荷和良好的运行稳定性[12-15],并且采用颗粒污泥作为PN/A反应的载体,使其较生物膜系统及两段式处理系统在运行管理及推广应用方面更具有突出的经济优势及可操控性[16-17],显然更适合应用于处理热水解污泥消化液.

目前缺乏对一体式PN/A-颗粒污泥及絮体污泥混合污泥脱氮系统应用于实际高氨氮废水特别是热水解消化液处理的可行性、影响因素及运行效果的有效探索,同时颗粒污泥的培养及稳定运行也缺乏可靠的运行经验.本文研究采用絮体污泥及颗粒污泥混合系统启动一体式PN/A工艺,并将该工艺应用到热水解污泥消化液处理中,探索高氨氮实际废水中颗粒污泥工艺的启动规律及处理经验,期间对系统脱氮性能监测、颗粒污泥形态表征及群落演化过程分析,以期为颗粒污泥工艺应用于热水解消化液处理提供理论参考.

1 材料与方法

1.1 试验装置与运行方法

试验装置采用有效容积为5L的SBR反应器(图1).依据不同的进水水质,将反应器运行分为5个阶段,具体操作条件如表2所示.在启动阶段(第I阶段),反应器采用序批式运行方式,使用初沉水(水质情况见表1)及NH4HCO3药剂配置高氨氮废水,通过增大曝气量及进水氨氮浓度,提高总氮及氨氮容积负荷(NRR及NLR),单周期时长为14h,温度维持在32～33℃.其中,5min进水、13.5h曝气、20min沉淀、5min排水.控制排水比为80%,并控制溶解氧在0.2mg/L以下.在处理热水解消化液阶段(第Ⅱ～Ⅴ阶段),仍采用序批式工艺运行,将热水解消化液及初沉水作为反应器进水,配置比例为1:4,其中第Ⅲ阶段为恢复污泥活性,采用初沉水及NH4HCO3药剂配置高氨氮废水,单周期时长均为14h,温度维持在32～33℃.其中,5min进水、13.5h曝气、20min沉淀、5min排水.控制排水比为80%,溶解氧在0.2mg/L以下.

图1 SBR反应器示意

表1 初沉水水质情况(mg/L)

表2 反应器在不同运行阶段的运行操作条件

1.2 接种污泥与进水水质

为保证反应器的快速启动,取某高氨氮厌氧氨氧化项目中的生物膜污泥(该项目运行概况见表3),经0.2mm筛网筛分,将粒径在0.2mm以上的颗粒污泥接种到反应器中,并取某污水处理厂二沉回流污泥接种至反应器内,二沉池回流污泥及颗粒污泥质量比为1:1,反应器内起始污泥浓度为3748mg/L.

表3 厌氧氨氧化项目运行概况

反应器进水为模拟及实际高氨氮废水,不同运行阶段分别采用碳酸氢铵及热水解消化液作为氮素来源,分别采用碳酸氢钠或氢氧化钠补充所需碱度,以实际生活污水作为配置底液及微生物所需微量元素来源,调节pH6.9～8.4.

1.3 指标分析方法

取反应器进出水泥水混合物,采用0.45μm滤膜进行过滤分离,测定水样中NH4+-N、NO3--N、NO2--N浓度、总氮(TN)浓度及溶解性化学需氧量(SCOD)浓度.其中NH4+-N、NO3--N、NO2--N浓度分别采用纳氏试剂光度法、紫外分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定,SCOD浓度采用重铬酸钾法测定,TN浓度采用过硫酸钾氧化紫外分光光度法测定,MLSS采用标准重量法测定[18].溶液pH值、溶解氧(DO)及温度采用便携式多功能水质分析仪WTW Multi 340i型测定.

氨氮降解速率、进水氨氮负荷(NLR)及总氮容积负荷(NRR)计算公式如下:

式中:∆(NH4+)为进出水氨氮浓度变化值,mg/L;(NH4+)Inf为进水氨氮浓度,mg/L;∆TN为进出水总氮变化值,mg/L;为反应器有效容积,L;HRT为水力停留时间,h;为反应器进水流量,L/h.

1.4 颗粒特征及尺寸测定

颗粒污泥粒径采用粒度分析仪Bettersize 3000Plus测定,粒度分析及粒径正态分布成像由Bettersize 3000Plus激光图像粒度粒形分析系统Ver1.0生成[19].

1.5 实时荧光定量PCR

本实验中所用的定量PCR(Real-time PCR)方法为SYBR染料法.在反应器同一取样口取第15、44、77、87、93、116、136、137周期的充分混合污泥样品,5000r/min离心分离,去掉上清液,充分洗泥后置于-80℃保存.其中第93周期污泥样品采用筛孔孔径为0.2μm的筛网进行筛分,得到絮体污泥样品(93F)及颗粒污泥样品(93G).将从不同周期的混合污泥、颗粒污泥或絮体污泥提取的DNA样品直接或经稀释达到浓度要求后加入到预先配制好的反应体系,之后与标准品在相同的程序下进行扩增,并不断收集荧光信号,其中AOB、亚硝酸盐氧化细菌(NOB)、AnAOB及全菌所用引物及基因序列如表4所示[20-21].扩增完成后,根据Ct值和拷贝数的坐标计算出样品中所含的拷贝数.所配置的反应体系见表5.每个DNA样品设置3个平行样,最终取平均值并计算偏差.并且需设置空白样,减小环境对试验的影响.

表4 引物及基因序列

表5 qPCR反应条件

1.6 高通量测序

分别采集不同运行阶段污泥样品,置于-80℃条件下保存.使用试剂盒(FastDNA SPIN kits for soil (Bio 101, Vistsa, CA, USA))提取污泥样品中的DNA.引物为338F(5'-ACTCCTACGGGAGGCAGCA-3')和806R(5'-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3')进行16S rRNAV3-V4区基因扩增[22].根据Illumina MiSeq平台(Illumina, San Diego, USA)标准操作规程将纯化后的扩增片段构建PE 2´300的文库.利用Illumina公司的Miseq PE300平台进行测序(上海美吉生物医药科技有限公司).

2 结果与讨论

2.1 一体式PN/A工艺的快速启动

通常认为,基质浓度的周期变化有利于提升污泥活性,促进胞外聚合物(EPS)的分泌[23].并且较长的沉降时间可有效截留从颗粒表面剥离的絮状污泥,防止生物量大幅降低[24].故本工艺采用序批式反应器进行实验.

阶段I(启动阶段1～82周期):该阶段工艺采用配水进行,平均进水氨氮浓度为240mg/L,平均进水氨氮负荷为0.14kgN/(m3×d),初始FA浓度控制在20mg/ L以上(图3),pH值约为8.0,DO控制在0.1～0.2mg/L,温度维持在32～33℃.如图2、4所示,第30～40、45～65周期由于曝气盘堵塞,造成曝气量不足,导致出水氨氮突然升高,排除该实验设施的影响,污泥接种后,反应器启动初期亚硝积累率即高达85%,成功实现短程硝化,出水亚硝浓度积累至95.13mg/L,平均总氮负荷为0.2kgN/(m3×d),表明厌氧氨氧化菌活性较低.第24周期后,出水亚硝浓度逐渐降至15mg/L以下,总氮负荷提升至0.3kgN/(m3×d)以上.反应器的氨氮降解速率随着曝气量的增加逐渐增加,且出水亚硝浓度逐渐下降并稳定在20mg/L以下.运行至第29周期,氨氮降解速率上升至19mgN/(m×h),逐渐增加反应器内进水氨氮浓度至300mg/L以上,系统可以维持稳定的短程硝化-厌氧氨氧化反应.并且该阶段反应器内硝态氮增量与氨氮去除量比值小于0.11,平均进、出水SCOD分别为56mg/L、53.28mg/L,系统内较高的游离氨浓度(FA)平稳的维持了氨氮的部分硝化,硝态氮的产生量小于理论值可能是由于基质中少量可降解的有机物为反硝化作用提供了碳源,造成了出水中硝态氮浓度的降低.整个运行过程中脱氮负荷最高可达0.60kgN/(m3×d).

图3 反应器启动阶段FA水平及硝氮增量/氨氮减量百分比

图4 反应器启动阶段氮素去除效果及SCOD浓度

2.2 工艺处理热水解污泥消化液的运行效果

该工艺成功启动后,后续采用热水解消化液配水进水,探究实际高氨氮废水对工艺运行的影响.

阶段Ⅱ:如图5所示,由于热水解污泥消化液的引入,反应器内出水亚硝浓度增长至72.91mg/L,脱氮效果急剧下降,总氮去除负荷降低至0.10kgN/(m3×d)以下,并且脱氮效果较难维持.研究指出,热水解污泥消化液中含有的有机成分对AOB和AnAOB具有较强的抑制作用[25-27].汪瑶琪等[28]的研究中垃圾渗滤液可降解有机物浓度大于150mg/L即可造成Anammox反应崩溃,并对AnAOB的活性产生竞争抑制和毒性抑制,建议采用Anammox反应处理含有机物废水时,控制进水有机物浓度在100～200mg/L.而如图7所示,阶段Ⅱ中进出水平均SCOD浓度分别为508.2、511.2mg/L,远远高于建议值,这可能是本研究脱氮性能恶化的原因.但有研究者通过提高溶解氧设定值、延长曝气时间和逐步提高进水中消化液比例等方法降低了有机物的抑制作用的消极影响,所以将厌氧氨氧化技术应用于热水解污泥消化液处理是可能实现的[25-27,29].

图6 反应器处理热水解消化液阶段FA水平及硝氮增量/氨氮减量百分比

图7 反应器处理热水解消化液阶段氮素去除效果及SCOD浓度

阶段Ⅲ:为了再次进行有效的实际高氨氮废水颗粒污泥培养实验,同时保证实验的连贯性,反应器采用初沉水配水进水恢复污泥活性,平均进水SCOD浓度降低至91.97mg/L.经过20个周期的运行,活性污泥恢复了部分脱氮性能,出水氨氮及亚硝氮浓度逐渐下降至50mg/L,总氮负荷恢复到0.30kgN/ (m3×d).

阶段Ⅳ:反应器再次采用热水解消化液配水进水,污泥脱氮活性再次出现下降的情况,但未出现亚硝氮积累现象,总氮去除负荷可稳定至0.20kgN/ (m3×d),平均为0.17kgN/(m3×d),反应出反应器内污泥对热水解污泥消化液具备了一定的适应性,这与Zhou等[30]的研究结果相近.并且后续分子生物学分析发现AnAOB丰度逐渐增长,也可能是系统抗冲击能力提升的原因之一.Zhang等[31]采用两段式部分硝化(PN)-厌氧氨氧化反应器处理热水解处理污泥,酸性条件抑制恢复污泥活性后脱氮负荷能够达到0.45kgN/(m3×d),高于本实验脱氮负荷,可能是由于本实验采用一体式脱氮工艺,为降低溶解氧对AnAOB的抑制作用,控制低溶解氧值小于0.2mg/L,从而降低了反应效率.Ochs等[32]采用颗粒污泥工艺进行了热水解消化液的脱氮处理,其负荷能够达到0.56kgN/(m3×d).由于该工艺接种的AnAOB的菌种量及其停留时间大于本研究,并且能够排除亚硝态氮积累的影响,控制溶解氧在1.2mg/L,这可能是该研究脱氮负荷较高的原因.Han等[33]采用一体式部分硝化(PN)-厌氧氨氧化生物膜反应器处理热水解污泥消化液,脱氮负荷可达0.21kgN/(m3×d),与本研究实验结果相近.

该阶段第125～129周期由于出现曝气盘堵塞问题,反应器内曝气量不足,造成出水氨氮迅速升高,脱氮量大幅降低.末期由于曝气量过大造成出水亚硝短时间增长,但未影响工艺运行效果.

如图6所示,系统内FA浓度持续大于15mg/L,利于短程硝化反应的维持;该阶段反应器内硝态氮增量与氨氮去除量比值小于0.11,进出水平均SCOD浓度分别为520.9、509.8mg/L,表明少量硝态氮进行了反硝化作用,这与Zhang等[27]的研究结果相同.

阶段Ⅴ:反应器成功启动后,为加快工艺颗粒化进度,加大颗粒污泥形成生物选择压,排出30%总有效容积的絮体污泥,出水亚硝氮未出现明显变化,总氮去除负荷维持在0.10～0.20kgN/(m3×d),表明减少絮体污泥占比,仍能实现PN/A工艺良好的脱氮效果.

2.3 污泥浓度、颗粒中位径变化趋势

如图8所示,反应器初始污泥平均中位径约为53μm,成功启动后平均中位径为58μm;运行至第40周期时,为增大颗粒污泥形成生物选择压,第1次排出500mL絮体污泥,污泥中位径由59.7μm增长至72.9μm;运行至第137周期时,为加快工艺颗粒化进度,第2次排出1.5L絮体污泥,污泥中位径由平均88.7μm增长至平均109μm.结果显示引入热水解消化液后,混合污泥中位径未出现剧烈波动的情况,表明热水解污泥消化液未造成系统内污泥颗粒的解体.

第1次絮体污泥排出后,反应器内污泥浓度未受影响,而第2次絮体污泥排出后,反应器内混合污泥浓度降低约1040mg/L.表明该系统内絮体污泥的淘洗有利于大颗粒污泥占比的提升及污泥中位径的提高,降低亚硝酸盐积累的风险及FNA的抑制作用,同时适当的淘洗比例是保证工艺运行效果的关键.

图8 反应器各运行阶段污泥浓度及中位径趋势

2.4 脱氮功能微生物丰度分析

由图9可见,全菌丰度维持在1012数量级,说明系统内微生物总量趋于稳定.反应器启动阶段(1～83周期),总氮负荷持续增长,并且Nitrospira丰度基本维持在109数量级,Nitrobacter丰度由109降低1个数量级,表明NOB在高氨氮系统中受到了FA的持续抑制,有利于工艺短程硝化效果的维持.AnAOB菌群丰度在1010数量级内缓慢增长,促进了系统脱氮效果提升.反应器采用热水解污泥消化液进水后,由于消化液内的有机物质对AnAOB活性具有一定的抑制作用,造成反应器内亚硝酸盐的积累及NOB丰度的反弹,其丰度增长了1个数量级,至109数量级.同时具有厌氧氨氧化作用的AnAOB虽然脱氮效果受到影响,但其丰度并未受到消极作用,丰度依然成上升趋势,基本维持在1011数量级,这也说明阶段Ⅳ脱氮效果优于阶段Ⅱ,可能是因为AnAOB丰度增长,增强了系统抗冲击负荷的能力,降低了亚硝积累的风险.对比颗粒污泥及絮体污泥的各功能菌丰度能够看出,在颗粒污泥中具有厌氧氨氧化作用的AnAOB丰度大于AOB,而在絮体污泥中具有氨氧化作用的AOB丰度大于AnAOB,这种空间分布特点有利于厌氧氨氧化菌群的持留.

F:絮体污泥;G:颗粒污泥

2.5 污泥菌群结构变化

在门水平的分析中(图10),AnAOB所属的浮霉菌门(Planctomycetes)丰度占比呈现缓慢增长的趋势,占比为9.49%.并且在颗粒污泥上及系统淘洗絮体污泥后占比相对较大,表明絮体污泥淘洗有利于PN/A系统功能菌的持留.系统内AnAOB优势菌属为菌属,这与Zhang等[31,33]的研究结果不尽相同.如图11所示,菌属占比逐渐缓慢增长,最大丰度占比达到8.06%.并且在第93周期的颗粒污泥中,菌属丰度占比较高为5.26%(絮体污泥中丰度占比小于1%),大于AOB.絮体污泥中具有亚硝化效果的单胞菌属为AOB优势菌属,其丰度占比为1.64%,大于其在颗粒污泥中的丰度占比(小于1%)及絮体污泥中AnAOB丰度占比,展现出AOB和AnAOB丰度不同的空间分布特点[2].

图10 污泥样品菌群组成差异(门水平)

F:絮体污泥;G:颗粒污泥

F:絮体污泥;G:颗粒污泥

3 结论

3.1 在配水条件下,生物膜污泥与絮体污泥接种质量比为1:1时能够快速实现颗粒污泥工艺短程硝化的形成及该工艺的成功启动,脱氮负荷达到0.6kgN/ (m3×d).

3.2 热水解污泥消化液按照1:4的比例稀释后对AnAOB仍具有一定的抑制作用,控制进水氨氮浓度为100～300mg/L,DO低于0.2mg/L,pH值维持在6.9～8.4,经过20个周期的驯化及运行条件控制,仍能够采用一体式颗粒污泥级絮体污泥混合污泥工艺进行处理,脱氮负荷能够恢复到0.2kgN/(m3×d).

3.3 系统处理热水解消化液后,虽降低了工艺脱氮效果,但AnAOB功能基因丰度总体呈增加趋势,丰度最高可达8.06%,系统内功能微生物已适应了热水解消化液所构成的生存环境,提升了系统本身的抗冲击能力.

3.4 引入热水解污泥消化液未对工艺系统内混合污泥颗粒未造成损伤,同时淘洗絮体有利于加快工艺颗粒化的进程,混合污泥平均中位径为109μm,并且絮体污泥的淘洗比例是保证工艺运行效果的关键.

3.5 AnAOB的优势菌属菌属占比逐渐缓慢增长,最大丰度占比达到8.06%.并且在第93周期的颗粒污泥中,其丰度占比较高为5.26%,大于AOB.絮体污泥中具有亚硝化效果的单胞菌属为AOB优势菌属,其丰度占比为1.64%,大于其在颗粒污泥中的丰度占比(小于1%)及絮体污泥中AnAOB丰度占比,展现出AOB和AnAOB丰度不同的空间分布特点.

[1] 姚雪薇.两段式MBBR亚硝化-厌氧氨氧化处理污泥热水解消化液技术研究 [D]. 西安:西安建筑科技大学, 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] 韩晓宇,黄 京,刘新春,等.厌氧氨氧化技术处理热水解消化液的实验研究 [J]. 中国环境科学, 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] 国家环境保护局.水和废水监测分析方法[M]. (第4版).北京:中国环境科学出版社, 2002.

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

[19] 王佳伟,高永青,孙丽欣,等.中试SBR内好氧颗粒污泥培养和微生物群落变化 [J]. 中国给水排水, 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.用于海洋沉积物中厌氧氨氧化细菌分子生态学研究的引物比较 [J]. 中国海洋大学学报:自然科学版, 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] 黄子恒,张 立,崔舒惠,等.冷冻PN/A颗粒污泥快速活化过程中的污泥形态与菌群演化特征分析 [J]. 环境科学, 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] 汪瑶琪,喻徐良,陈重军,等.有机物对厌氧氨氧化菌活性影响研究进展 [J]. 化学通报, 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] 杨延栋,黄 京,韩晓宇,等.一体式厌氧氨氧化工艺处理高氨氮污泥消化液的启动 [J]. 中国环境科学, 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] 周梦雨,彭党聪,韩 芸,等.间歇曝气对部分硝化-厌氧氨氧化处理氨氮废水的影响 [J]. 中国环境科学, 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

赵 丹(1991-),女,河北保定人,工程师,硕士,主要从事高氨氮废水厌氧氨氧化生物工艺处理研究.发表论文1篇.

2022-04-10

* 责任作者, 正高级工程师, hanxiaoyu@bdc.cn