高夢(mèng)佳，王淑瑩，王衫允，彭永臻

?

生活污水對(duì)成熟厭氧氨氧化顆粒污泥的影響

高夢(mèng)佳1，王淑瑩1，王衫允2，彭永臻1

（1國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室，北京工業(yè)大學(xué)北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100124；2哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，黑龍江哈爾濱 150090）

部分短程硝化和厭氧氨氧化技術(shù)的研究主要集中在高氨氮廢水方面，對(duì)低氨氮濃度生活污水的研究相對(duì)較少。使經(jīng)過(guò)除碳和部分短程硝化后的實(shí)際生活污水進(jìn)入?yún)捬醢毖趸疷ASB反應(yīng)器，探究生活污水對(duì)成熟厭氧氨氧化顆粒污泥的影響。結(jié)果表明，當(dāng)厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器的進(jìn)水由配水變?yōu)樯钗鬯?，反?yīng)器出水中氨氮濃度可降到5 mg·L-1以下，亞硝態(tài)氮濃度可降到1 mg·L-1以下，但是硝態(tài)氮的生成量高于理論值，可能是溶解氧被帶入U(xiǎn)ASB反應(yīng)器使硝化作用增強(qiáng)。UASB反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化污泥顏色由紅色變?yōu)榧t黑色，T-EPS含量減少，PN/PS由1.13增大到3.66，沉降性變好，反應(yīng)器內(nèi)污泥中厭氧氨氧化菌所占比例由17.7%減少為14.4%，系統(tǒng)內(nèi)AOB和NOB菌的含量增加，如果能夠降低進(jìn)入U(xiǎn)ASB反應(yīng)器的溶解氧，有可能會(huì)減少出水硝氮，達(dá)到較好總氮去除效果。

生活污水；厭氧氨氧化；UASB；顆粒污泥；EPS

引 言

部分短程硝化和厭氧氨氧化工藝因其節(jié)約能源和碳源的優(yōu)勢(shì)被認(rèn)為是具有發(fā)展前景的可持續(xù)污水處理技術(shù)[1-4]，但是相關(guān)研究主要集中在垃圾滲濾液、污泥消化液等高溫高氨氮廢水方面[5-9]，對(duì)低氨氮濃度的生活污水的研究尚少[10-12]。王凱等[13]進(jìn)行了短程硝化聯(lián)合厭氧氨氧化處理垃圾滲濾液的研究，呂鑑等[14]用半短程硝化-厭氧氨氧化技術(shù)處理污泥消化液，Liang等[15]采用部分短程硝化和厭氧氨氧化技術(shù)處理半導(dǎo)體廢水，周德鈞[16]用短程硝化-厭氧氨氧化工藝處理模擬氨氮廢水，但是有關(guān)利用部分短程硝化和厭氧氨氧化技術(shù)處理低氨氮濃度的城市生活污水的研究并不多，用實(shí)際生活污水沖擊配水培養(yǎng)的顆粒污泥的相關(guān)研究更為少見(jiàn)。

本文將生活污水進(jìn)行部分短程硝化，然后通入?yún)捬醢毖趸疷ASB反應(yīng)器內(nèi)，反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化污泥為用配水培養(yǎng)好的成熟顆粒污泥，通過(guò)出水效果和污泥的形態(tài)、EPS含量，以及分子生物學(xué)方面的分析，探究生活污水對(duì)配水培養(yǎng)的厭氧氨氧化顆粒污泥的影響以及部分短程硝化聯(lián)合厭氧氨氧化工藝處理城市生活污水的可行性。目前，短程硝化聯(lián)合厭氧氨氧化工藝處理生活污水存在短程被破壞、厭氧氨氧化污泥對(duì)生活污水的復(fù)雜水質(zhì)難以適應(yīng)等問(wèn)題，通過(guò)本文的研究，可以了解到以配水培養(yǎng)的厭氧氨氧化顆粒污泥能否實(shí)現(xiàn)處理生活污水，以及過(guò)程中需要注意的問(wèn)題，為厭氧氨氧化UASB工藝的實(shí)際應(yīng)用提供參考。

1 試驗(yàn)材料與方法

1.1 運(yùn)行工藝及試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本試驗(yàn)采用部分短程硝化和厭氧氨氧化的工藝，裝置如圖1，從左至右依次為原水箱(1)、部分短程硝化SBR反應(yīng)器(2)、調(diào)節(jié)水箱(3)、厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器(4)，生活污水從原水箱進(jìn)入SBR反應(yīng)器進(jìn)行部分短程硝化，出水進(jìn)入調(diào)節(jié)水箱后通入U(xiǎn)ASB反應(yīng)器進(jìn)行厭氧氨氧化反應(yīng)，然后排出。原水箱的有效體積為30 L，部分短程硝化SBR反應(yīng)器的體積為13 L，調(diào)節(jié)水箱的體積為30 L，厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器的有效容積為5 L。部分短程硝化反應(yīng)器的排水比為60%，一個(gè)周期為5.25 h，其中進(jìn)水15 min，厭氧攪拌0.5 h，然后曝氣4 h，控制溶解氧小于 2.5 mg·L-1，之后沉淀20 min，排水10 min，一天4周期，污泥濃度為0.6 g vss?L-1。厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器運(yùn)行溫度控制在(30±0.5)℃，進(jìn)水流量為3.13 ml·min-1，污泥濃度為5.5 g vss·L-1。生活污水的氨氮含量為50～60 mg·L-1，亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮含量小于1 mg·L-1，磷含量為5～6 mg·L-1，COD含量為150～200 mg·L-1。由于部分短程SBR反應(yīng)器的出水不穩(wěn)定，為防對(duì)厭氧氨氧化污泥造成較大不良影響，通過(guò)人工調(diào)節(jié)使UASB反應(yīng)器進(jìn)水中NO-2-N/NH+4-N在1.0～1.32之間，同時(shí)UASB反應(yīng)器的進(jìn)水中NH+4-N和NO-2-N濃度均在25～40 mg·L-1之間，NO-3-N濃度小于5 mg·L-1，COD含量小于40 mg·L-1。

1.2 EPS的提取和測(cè)定方法

將UASB反應(yīng)器內(nèi)的污泥取出，平均分為兩份（將污泥混勻后分為等體積的兩份），一份用于測(cè)定MLSS和MLVSS，一份用于提取和測(cè)定EPS。將所取泥樣用pH=7的緩沖液（1.3 mmol·L-1Na3PO4，2.7 mmol·L-1NaH2PO4，6 mmol·L-1NaCl和0.7 mmol·L-1KCl）稀釋至一定體積，在20 kHz和480 W的條件下超聲10 min，于20000離心20 min，取上清液[17]。分別采用福林酚法和蒽酮比色法測(cè)定所取上清液的蛋白質(zhì)、多糖含量，EPS取上清液的蛋白質(zhì)、多糖含量總和。

1.3 高通量的測(cè)定方法

首先進(jìn)行基因組DNA的提取，設(shè)計(jì)并合成引物接頭，然后進(jìn)行PCR擴(kuò)增和產(chǎn)物純化，以及PCR產(chǎn)物定量和均一化，構(gòu)建Miseq文庫(kù)和Miseq高通量測(cè)序。對(duì)原始測(cè)序數(shù)據(jù)進(jìn)行過(guò)濾處理，得到優(yōu)化序列，在去除嵌合體序列后進(jìn)行OTU聚類(lèi)分析，對(duì)OTU的代表序列作分類(lèi)學(xué)分析，基于分類(lèi)學(xué)信息，在各個(gè)分類(lèi)水平上進(jìn)行群落結(jié)構(gòu)的統(tǒng)計(jì)分析，從而得知污泥中各個(gè)菌種的序列數(shù)以及百分含量。

1.4 理化指標(biāo)測(cè)定方法

水樣經(jīng)過(guò)0.45 μm濾紙過(guò)濾后測(cè)定NH+4-N、NO-2-N和NO-3-N，采用美國(guó)LACHAT公司QuikChem8500 Series2流動(dòng)注射分析儀；混合液污泥濃度（MLSS）：濾紙稱(chēng)重法；揮發(fā)性污泥質(zhì)量濃度（MLVSS）采用馬弗爐灼燒重量法測(cè)定；對(duì)厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥的觀察采用Olympus_BX 51型相差顯微鏡。

2 試驗(yàn)結(jié)果與討論

2.1 生活污水對(duì)厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器氮去除效果的影響

由表1可知UASB反應(yīng)器進(jìn)水為配水時(shí)，出水氨氮可以降到3 mg·L-1以下，亞硝態(tài)氮可降到1 mg·L-1以下，氨氮去除率達(dá)到90%以上，亞硝態(tài)氮去除率接近100%，總氮去除率達(dá)到79%以上，出水效果好。在此基礎(chǔ)上使生活污水經(jīng)過(guò)除碳和部分短程硝化進(jìn)入U(xiǎn)ASB反應(yīng)器，從圖2中可以看出反應(yīng)器進(jìn)水氨氮和亞硝態(tài)氮濃度基本在20～35 mg·L-1之間，硝態(tài)氮濃度基本在0～7 mg·L-1之間，屬于典型的低氨氮生活污水。出水中氨氮和亞硝態(tài)氮含量較低，其中氨氮基本可以降到5 mg·L-1以下，亞硝態(tài)氮可以降到1 mg·L-1以下，但是硝態(tài)氮含量較高，可能是由于硝化細(xì)菌的作用，使硝態(tài)氮生成量增加。由圖3可知，UASB反應(yīng)器的氨氮去除率可以達(dá)到80%以上，亞硝態(tài)氮去除率接近100%，總氮去除率在60%以上，可見(jiàn)，系統(tǒng)的氨氮和亞硝態(tài)氮去除率較高，而由于出水的硝態(tài)氮含量較高，影響了總氮去除率。

表1 進(jìn)水為配水時(shí)UASB反應(yīng)器的出水效果

可見(jiàn)，當(dāng)厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器的進(jìn)水由配水變?yōu)樯钗鬯畷r(shí)，仍能保持好的氨氮和亞硝態(tài)氮的去除效果。但是系統(tǒng)的硝態(tài)氮生成量比理論值高，總氮去除率略有下降趨勢(shì)，而生活污水在曝氣之前溶解氧濃度在0.5 mg·L-1以下，經(jīng)過(guò)曝氣后在0.5～1.5 mg·L-1之間，因此推測(cè)可能是由于亞硝化時(shí)進(jìn)行曝氣后一部分溶解氧被帶入U(xiǎn)ASB反應(yīng)器，使反應(yīng)器內(nèi)的硝化作用增強(qiáng)，并對(duì)厭氧氨氧化菌有一定的抑制作用[2]，一部分亞硝態(tài)氮被直接氧化為硝態(tài)氮[18]，從而使產(chǎn)生的硝態(tài)氮增多，總氮去除率有所下降，如果采用氮?dú)獯得撊コ齍ASB反應(yīng)器內(nèi)溶解氧可能會(huì)減少硝態(tài)氮的產(chǎn)生量[19]，提高總氮去除率。

2.2 厭氧氨氧化污泥形態(tài)和表面特征的變化情況

在以配水培養(yǎng)的厭氧氨氧化顆粒污泥通入生活污水之前以及通入生活污水85 d后分別進(jìn)行顯微鏡觀測(cè)，結(jié)果如圖4所示。由UASB反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥的顯微鏡照片可以看出由配水培養(yǎng)的顆粒污泥呈紅色，由生活污水培養(yǎng)的污泥呈紅黑色，從圖4中可以看出當(dāng)污泥粒徑大于2 mm時(shí)，用配水和生活污水培養(yǎng)的顆粒污泥顏色差別更為明顯，可能是由于用配水培養(yǎng)的厭氧氨氧化菌的細(xì)胞色素中Fe多呈二價(jià)態(tài)，而用生活污水培養(yǎng)的厭氧氨氧化菌的細(xì)胞色素中Fe多呈三價(jià)態(tài)，使生活污水培養(yǎng)的厭氧氨氧化顆粒污泥的顏色比配水培養(yǎng)的污泥深[20]。

2.3 生活污水對(duì)UASB反應(yīng)器內(nèi)污泥EPS含量的影響

由生活污水和配水培養(yǎng)的污泥的EPS含量（見(jiàn)表2）可知，生活污水培養(yǎng)的污泥T-PN含量比配水培養(yǎng)的污泥略低，T-PS含量比配水培養(yǎng)的污泥降低較多，因而T-EPS含量配水培養(yǎng)的污泥也高于生活污水培養(yǎng)的污泥，另外，配水培養(yǎng)污泥的PN/PS為1.13，而生活污水培養(yǎng)的污泥PN/PS為3.66，生活污水培養(yǎng)的污泥PN/PS較高。

表2 配水和生活污水培養(yǎng)污泥的EPS含量

EPS 中的多糖含有較高比例的親水性基團(tuán)[21]，多糖含量越高，意味著污泥表面親水性越強(qiáng)。EPS 中的蛋白質(zhì)主要影響顆粒相對(duì)疏水性和表面電荷[22]，蛋白質(zhì)含量增加使得污泥疏水性增強(qiáng)。由于疏水性的增加可降低細(xì)胞表面自由能，所以疏水性的增強(qiáng)將加強(qiáng)細(xì)胞間的親和力，細(xì)菌之間的黏附性能也隨之增加[23]，有利于形成致密穩(wěn)定的顆粒結(jié)構(gòu)。因此EPS中蛋白質(zhì)與多糖的比值越高，意味著顆粒污泥沉降性能越好。由于生活污水培養(yǎng)的污泥的PN/PS值明顯高于由配水培養(yǎng)的污泥，可以推測(cè)生活污水培養(yǎng)的污泥沉降性能好于由配水培養(yǎng)的污泥，由實(shí)驗(yàn)測(cè)得，配水培養(yǎng)的污泥SVI平均值為21.45 mg·L-1(21.20～21.70 mg·L-1)，生活污水培養(yǎng)的污泥SVI平均值為 18.97 mg·L-1(18.67～19.27 mg·L-1)。因此可知生活污水培養(yǎng)的污泥的沉降性好于由配水培養(yǎng)的污泥（paired-sample T-test,<0.05），良好的沉降性可以使污泥在反應(yīng)器內(nèi)高度持留，對(duì)保持厭氧氨氧化脫氮的高效和穩(wěn)定非常關(guān)鍵[24]。

2.4 生活污水對(duì)UASB反應(yīng)器內(nèi)污泥微生物含量變化的影響

從圖5中可知以配水為進(jìn)水時(shí)，UASB反應(yīng)器內(nèi)污泥所含微生物Proteobacteria、Planctomycetes、Chloroflexi、Chlorobi、Bacteroidetes門(mén)所占比例分別為27.87%、21.66%、22.22%、4.84%、8.06%；以生活污水為進(jìn)水時(shí)，UASB反應(yīng)器內(nèi)污泥所含微生物Proteobacteria、Planctomycetes、Chloroflexi、Chlorobi、Bacteroidetes門(mén)所占比例分別為21.20%、19.61%、18.96%、12.14%、6.42%?？梢?jiàn)，進(jìn)水由配水變?yōu)樯钗鬯螅磻?yīng)器內(nèi)污泥所含微生物的Proteobacteria、Planctomycetes、Chloroflexi、Bacteroidetes門(mén)含量均有所減少，但是都減少得不多，而Chlorobi門(mén)含量有所增加。

Candidatus被認(rèn)為是厭氧氨氧化菌最主要的菌種，屬于Planctomycetes門(mén)[25]，從圖6可以看出在進(jìn)水由配水變?yōu)樯钗鬯?，菌種所占比例由17.7%減少為14.4%，可見(jiàn)，在反應(yīng)器的進(jìn)水由配水變?yōu)樯钗鬯螅磻?yīng)器內(nèi)污泥中厭氧氨氧化菌所占比例有所減少。Chloroflexi和Bacteroidetes門(mén)與污泥顆粒的形成有關(guān)[26-27]，UASB反應(yīng)器內(nèi)污泥多為顆粒，Chloroflexi和Bacteroidetes門(mén)微生物可以促進(jìn)顆粒的形成，從而有利于污泥的持留。Chlorobi門(mén)與Proteobacteria和Bacteroidetes門(mén)微生物有積極的互動(dòng)作用[28]，在厭氧氨氧化系統(tǒng)中為常見(jiàn)的門(mén)[29]。Proteobacteria門(mén)包含菌種，菌種為反硝化菌，反應(yīng)器內(nèi)存在反硝化菌可能是由于反應(yīng)器內(nèi)細(xì)菌細(xì)胞的溶解和破裂為反硝化菌提供了碳源[25,30]。

Ⅰ—uncultured bacteria; Ⅱ—bacteria; Ⅲ—bacteria; Ⅳ—bacteria

菌種和菌種屬于AOB（ammonia-oxidizing bacteria），菌種屬于NOB（nitrite-oxidizing bacteria），在相同條件下分別測(cè)定以配水和生活污水為進(jìn)水時(shí)污泥中菌種的序列數(shù)（見(jiàn)圖6），可以看出反應(yīng)器的進(jìn)水由配水變?yōu)樯钗鬯?，這3個(gè)菌種的數(shù)量都有所增多，系統(tǒng)內(nèi)的硝化作用變強(qiáng)，反應(yīng)器出水的硝態(tài)氮含量增多可能與此有關(guān)。

總之，在進(jìn)水由配水變?yōu)樯钗鬯院?，反?yīng)器內(nèi)污泥中厭氧氨氧化菌所占比例略有減少，可能是由于生活污水內(nèi)基質(zhì)含量變化大，對(duì)厭氧氨氧化菌的生存起到了一定的不利影響。而系統(tǒng)內(nèi)AOB和NOB菌的含量增加了，這不利于總氮的去除，如果采用向UASB反應(yīng)器內(nèi)通入氮?dú)獾姆椒ń档腿芙庋?，避免硝化?xì)菌的增多，可能會(huì)減少系統(tǒng)內(nèi)硝態(tài)氮的生成量，并使總氮去除率升高。

3 結(jié) 論

（1）當(dāng)厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器的進(jìn)水由配水變?yōu)樯钗鬯畷r(shí)，出水氨氮濃度可降到5 mg·L-1以下，亞硝態(tài)氮濃度可降到1 mg·L-1以下，但是硝態(tài)氮的生成量高于理論值，可能是部分短程硝化進(jìn)行曝氣時(shí)一部分溶解氧被帶入U(xiǎn)ASB反應(yīng)器，使反應(yīng)器內(nèi)的硝化作用增強(qiáng)的結(jié)果。

（2）UASB反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化污泥在進(jìn)水由配水變?yōu)樯钗鬯?，顏色由紅色變?yōu)榧t黑色，污泥粒徑越大，顏色差別越明顯，并且污泥的T-EPS含量減少，其中T-PS含量減少較多，PN/PS由1.13增大到3.66，生活污水培養(yǎng)的污泥沉降性能好于由配水培養(yǎng)的污泥。

（3）在進(jìn)水由配水變?yōu)樯钗鬯?，反?yīng)器內(nèi)污泥中厭氧氨氧化菌所占比例由17.7%減少為14.4%，系統(tǒng)內(nèi)AOB和NOB的含量增加，如果進(jìn)一步去除UASB反應(yīng)器內(nèi)的溶解氧來(lái)避免硝化細(xì)菌的增多，可能會(huì)減少系統(tǒng)內(nèi)硝態(tài)氮的生成量，更有利于總氮的去除，并更好地實(shí)現(xiàn)部分短程硝化聯(lián)合厭氧氨氧化處理城市生活污水。

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Impact of domestic sewage on mature anammox granular sludge

GAO Mengjia1, WANG Shuying1, WANG Shanyun2, PENG Yongzhen1

(1National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China;2State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, Heilongjiang, China)

The studies of partial nitrification and anaerobic ammonium oxidation(anammox) mainly focus on high ammoniacal concentration effiuents. A few research about domestic sewage of low ammonia nitrogen concentration was reported. The domestic sewage was pumped into the UASB reactor after carbon removal and partial nitrification to explore the impact of domestic sewage on mature anammox granular sludge. The results showed that the concentrations of NH+4-N and NO-2-N in effluent were below 5 mg·L-1and 1 mg·L-1, respectively when the inflow became domestic sewage. But the NO-3-N concentration was higher than the theoretical value because the increased dissolved oxygen enhanced nitrification. The color of anammox sludge in UASB reactor changed from light red to dark red. The T-EPS content of sludge decreased and the PN/PS value increased from 1.13 to 3.66. The settleability of the sludge turned better. The percentage ofbacteria in the sludge decreased from 17.7% to 14.4%. The ammonia-oxidizing bacteria and nitrite-oxidizing bacteria contents in the sludge increased. If dissolved oxygen into the UASB reactor can be reduced, the NO-3-N concentration in effluent may decrease and total nitrogen removal efficiency may be higher.

domestic sewage; anaerobic ammonium oxidation(ANAMMOX); UASB; granular sludge; EPS

10.11949/j.issn.0438-1157.20161681

X 703.1

A

0438—1157（2017）05—2066—08

王淑瑩。

高夢(mèng)佳（1992—），女，碩士研究生。

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(51478013)；北京市教委資助項(xiàng)目。

2016-11-28收到初稿，2017-01-25收到修改稿。

2016-11-28.

Prof. WANG Shuying, wsy@bjut.edu.cn

supported by the National Natural ScienceFoundation of China (51478013) and the Funding Projects of Beijing Municipal Commission of Education.