桑穩(wěn)姣,李 棟,馮逸捷,豐洋洋,張宛君,徐 茜

電磁波加載回流污泥對A2O厭氧池功能的影響

桑穩(wěn)姣1*,李 棟1,馮逸捷1,豐洋洋2,張宛君3,徐 茜3

(1.武漢理工大學土木工程與建筑學院,湖北 武漢 430070；2.安徽省城建設計研究總院股份有限公司,安徽 合肥 230051；3.中國市政工程中南設計研究總院有限公司,湖北 武漢 430010)

基于電磁波加載污泥的生物效應和溶出效應,將A2O系統(tǒng)的回流污泥進行電磁波加載,以期從微生物群落結構變化角度考察其對系統(tǒng)中厭氧池功能的影響.結果表明,電磁波加載回流污泥后,污泥絮體分解,細胞破壁;回流污泥中C、N、P的溶出效應顯著.與加載前對比,厭氧池中TP富集效果更明顯,富集率由122.9%增至152.2%;TN、COD去除率分別由7.3%、58.8%上升為32.1%和65.4%.MiSeq焦磷酸測序分析表明,回流污泥經電磁波加載后,厭氧池微生物群落的豐度增加,但其微生物多樣性降低.碳源得到補充,厭氧池中微生物的代謝活性明顯提高,活菌數(shù)量增加.厭氧池中富集了、、等菌屬.

A2O；電磁波；回流污泥；溶出效應；微生物群落結構

在城市污水和工業(yè)廢水處理領域,A2O工藝作為主流技術已被廣泛使用[1].在A2O工藝中,磷在厭氧池中得到釋放,并成為后續(xù)好氧池中聚磷菌過量攝磷得以實現(xiàn)生物除磷的必要條件和決定性因素[2].同時,污水與回流污泥在厭氧池中充分混合,給予優(yōu)勢菌群較好的生長條件,并保持一定的生物活性.因此,若能通過一定技術手段作用于回流污泥以提升厭氧池的功能,將對整個A2O系統(tǒng)的運行起到積極的作用.有學者在回流污泥管線上增設污泥缺氧池[3]或加載超聲-臭氧處理裝置[4],改變了系統(tǒng)的微生物特征,促進了系統(tǒng)降污能力的提升.但在研究系統(tǒng)整體功能的改善時,對單體厭氧池功能提升的分析提及較少.電磁波作用于污泥具有溶出效應和生物效應已被證實[5-6].電磁波加載污泥可破壞污泥絮體結構,將復雜的有機物質分解為更小、更易生物降解的物質[7],還可直接分解部分細胞壁和細胞膜,促進細胞物質如蛋白質等的溶出[8].同時,電磁波的加載能夠改變細胞DNA、蛋白質、酶的組成構象,使細胞中生物酶活性改變,并影響微生物的代謝過程[9-10].以往研究中,電磁波技術的工程應用常以促進污泥脫水[11],污泥減量[12]以及污泥厭氧消化[13]為主,但將電磁波加載與A2O系統(tǒng)相結合以促進系統(tǒng)功能提升的研究鮮有報道.

鑒于電磁波的溶出效應和生物效應,以及厭氧池在A2O系統(tǒng)中的關鍵地位.本文采用電磁波加載A2O系統(tǒng)的回流污泥.在滿足出水達到一級A排放標準的前提下,從厭氧池中微生物群落結構特征的變化入手,研究其對厭氧池功能的提升效果,旨在為A2O系統(tǒng)降污能力的提升提供理論指導.

1 材料與方法

1.1 進水水質

實驗用水采用人工模擬廢水.碳源、氮源和磷源分別由淀粉、葡萄糖(COD=240~250mg/L), NH4Cl (TN=35~40mg/L)和KH2PO4(TP=3.5~4.0mg/L)組成;投加NaHCO3調節(jié)進水pH=6~8;MgSO4·7H2O為27mg/L;CaCl2為30mg/L;微量元素為1mL/L.

1.2 實驗裝置與操作條件

實驗采用的A2O反應器由透明有機玻璃制成(圖1),處理水量為5L/h.厭氧池、缺氧池、好氧池和二沉池的有效容積分別為10,15,40,29L.試驗期間,反應器溫度控制在25℃左右,好氧池的溶解氧濃度約為4mg/L.各反應池水力停留時間分別為2,3,8h;污泥停留時間為15d;回流污泥和硝化液回流比分別為100%和200%.系統(tǒng)運行穩(wěn)定后,在A2O反應器的回流污泥管路上,加設連續(xù)流2450MHz電磁波加載回流污泥的線路.

圖1 實驗裝置工藝流程

實驗中,保持其他運行參數(shù)不變,按電磁波加載功率(:105~420W)、加載時間(:15~75s)、回流污泥加載百分比(:10%~80%)的先后順序,進行電磁波加載回流污泥的單因素試驗,分為3個階段,記為階段Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ.加上回流污泥未加載電磁波的對比試驗(階段Ⅰ),共4階段.在每個操作條件下,反應器連續(xù)運行直至穩(wěn)定.運行期內每隔1d,從厭氧池取入流、出流水樣進行檢測分析,同時對經電磁波加載前后的回流污泥進行取樣分析.每一工況下,選取反應器運行穩(wěn)定的6d數(shù)據(jù)進行分析.各階段的運行條件和系統(tǒng)運行情況如表1所示.

1.3 分析方法

用定性濾紙對進、出厭氧池的混合液以及回流污泥樣品進行過濾,測定濾液中的TP、TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N、COD濃度,均采用國家標準方法[14].通過將三苯基四唑氯化物(TTC)還原法測定脫氫酶活性(DHA)[15].采用最大或然數(shù)(MPN)計數(shù)法對樣品中的活菌進行計數(shù).用JSM- IT300掃描電子顯微鏡(SEM,日本電子株式會社)進行污泥結構的檢測.

回流污泥中物質溶出倍數(shù)表示為:

溶出倍數(shù)=X(加載后)/X(加載前)(1)

式中:X(加載前)、X(加載后)分別為電磁波加載前后回流污泥中C、N、P的濃度,mg/L.

厭氧池混合液中物質富集/去除率表示為:

富集/去除率=∣X(流出)-X(流入)∣/X(流入)(2)

式中:X(流入)和X(流出)分別為厭氧池入流和出流混合液中污染物濃度,mg/L.對于TP,公式用于計算富集率,%;對于TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N、COD,公式用于計算去除率,%.

1.4 高通量測序

取厭氧池混合液和回流污泥樣品,通過MiSeq測序分析微生物群落的演變.在將污泥樣品進行高通量測序之前,進行PMA染料預處理、DNA提取、PCR擴增.PCR擴增產物經瓊脂糖電泳檢測后,進行純化回收.使用生工生物工程(上海)股份有限公司的Illumina-MiSeq平臺對擴增后樣品進行測序.

將高通量測序得到DNA序列采用RDP classifier貝葉斯算法,對97%相似度水平的OTU代表序列進行物種分類注釋.通過Mothur軟件(http: //www.mothur.org)統(tǒng)計每個生物樣本的物Chao、Ace、Shannon、Simpson、Coverage等alpha多樣性指數(shù).

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

運用Excel 2016軟件對測定數(shù)據(jù)進行整理,統(tǒng)計細菌群落數(shù)據(jù)并繪制柱狀圖;統(tǒng)計平均數(shù)和標準差并利用Origin 2017軟件繪制水質指標及生物活性變化圖.

表1 反應器各階段電磁波加載條件及出水指標

注: “-”表示未加載;obs為剩余污泥表觀產率.

2 結果與討論

2.1 回流污泥中C、N、P的溶出效應

電磁波溶出效應(圖2)是影響厭氧池進水特征變化的主要原因.活性污泥絮體在電磁波的作用下,胞內物質的溶出使有機物含量增加,污泥中的C、N、P等轉化為可被微生物利用的溶解性有機物.與加載前相比,加載后回流污泥中TP、TN、COD含量明顯增加,分別在階段Ⅱ末端(350~420W)、階段Ⅲ末端(60~75s)、階段Ⅳ始端(10%~20%)達到最大溶出倍數(shù),但NH4+-N、NO3--N、NO2--N的濃度變化并不顯著,說明電磁波加載致TN的溶出主要以有機氮為主.隨著加載功率的增大、加載時間的延長以及加載百分比的減小,C、N、P表現(xiàn)出更好的溶出效果.在=265W、=45s、=10%下(工況12)TP、TN、COD、NH4+-N、NO3--N、NO2--N溶出倍數(shù)達到最大值,分別為15.5,4.5,9.0,5.7,1.4和1.3.

圖2 回流污泥中C、N、P的溶出效果

a.TP,TN,COD; b.NH4+-N,NO3--N,NO2--N

2.2 回流污泥絮體結構變化

回流污泥絮體在電磁波加載前后的電鏡掃描結果如圖3所示.與原回流污泥相比,經電磁波加載后的回流污泥的絮體結構已被破壞,變得分散和膨脹.污泥絮體形態(tài)發(fā)生裂變,密實度降低,出現(xiàn)了明顯的裂縫(圖3b).

圖3 回流污泥結構對比

可見,電磁波加載產生的高能電磁場破碎了污泥中復雜的有機大分子物質,導致回流污泥絮體被分解.同時,電磁波加載可以使回流污泥中微生物的胞內水分產生機械性撞擊,有利于破壞細胞膜和細胞壁的基本結構,導致細胞溶解[11],微生物(如PAOs)細胞中的物質得到部分釋放(圖2).污泥的分解和微生物細胞的破壁是回流污泥混合液中C、N、P增加的2個主要原因.同時,污泥的解體也有利于后續(xù)厭氧過程的完成[16].

2.3 厭氧池中污染物的去除

圖4表明,經電磁波加載的污泥回流至厭氧池后,流入?yún)捬醭氐幕旌弦褐兴形镔|的濃度均增大.經厭氧池處理后,出流TP濃度繼續(xù)變大,但TN、COD、NH4+-N、NO3--N、NO2--N含量減少.在階段Ⅰ,厭氧池TP的富集率為122.9%,TN、COD、NH4+-N、NO3--N、NO2--N去除率分別為7.3%, 58.8%,10.5%,99.6%,96.1%.

在Ⅱ、Ⅲ階段末期和Ⅳ階段初期,厭氧池出水受到的影響最為明顯.在=265W、=45s、=30%(工況14)時,系統(tǒng)最終出水水質達到一級A排放標準[17],其中TN、TP分別為12.69和0.49mg/L.經計算,厭氧池中TP富集率增至152.2%, TN、COD、NH4+-N、NO3--N、NO2--N去除率分別增至32.1%, 65.4%, 10.9%,99.9%和98.4%.此時,TN、TP、COD和NH4+-N、NO3--N、NO2--N的溶出倍數(shù)分別為5.2,2.2,8.0,和2.6,1.3, 1.1.

a.TP,TN,COD; b.NH4+-N,NO3--N,NO2--N

電磁波加載回流污泥后,厭氧池中的有機物負荷增大,可有效緩解反硝化菌和聚磷菌共存對碳源競爭的矛盾[18],使聚磷菌分解胞內聚磷酸鹽的能力更強,TP富集率顯著增大,這證明了電磁波加載回流污泥可促使厭氧釋磷效果得到提升,同時使整個系統(tǒng)的除磷更加徹底.

厭氧池中增加的溶解性有機物作為碳源補充了反硝化細菌所需的電子供體[19],異養(yǎng)反硝化菌對碳源的競爭強于聚磷菌,以NO3--N、NO2--N為電子受體進行反硝化作用的能力得到加強.被加載后的回流污泥流入?yún)捬醭?使系統(tǒng)中的營養(yǎng)物質更為豐富,為更多種類的生物生存和生長提供了更好的環(huán)境,活菌數(shù)量增多,這與本文微生物群落分析中,加載后系統(tǒng)厭氧池內生物豐度優(yōu)于傳統(tǒng)A2O系統(tǒng)厭氧池內生物豐度的結果一致.此時,厭氧池中NH4+-N因參與細胞合成而被部分去除[20].反硝化作用聯(lián)同微生物合成代謝使厭氧池TN去除效果得以提升.

回流污泥經電磁波加載后,流入?yún)捬醭氐幕旌弦褐杏袡C物含量明顯上升,更有利于厭氧發(fā)酵菌的代謝,促進大分子有機物的分解轉化.與此同時,厭氧池中的合成代謝、反硝化作用以及聚磷菌吸收有機物轉化為細胞內含物PHA,都會增強池內COD的消耗,使COD去除率得到提高.

2.4 厭氧池微生物特性

如圖5所示,適當條件的電磁波加載可增強厭氧池微生物脫氫酶活性.未加載時,厭氧池微生物脫氫酶活性為53.75mgTF/(gMLSS·h).在Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ階段,微生物脫氫酶活性各自在=265W、=45s和=30%時達到最大值,分別為63.27, 66.22, 70.57mgTF/(gMLSS·h).同時發(fā)現(xiàn),整個試驗過程中,在工況14 (=265W、=45s、=30%)時,系統(tǒng)的污泥產量最小.因此,分別選擇工況1和工況14的厭氧池混合液,檢測分析活菌數(shù)目和微生物群落結構等.

圖5 厭氧池微生物脫氫酶活性的變化

通過MPN計數(shù)分析了電磁波加載前后厭氧池混合液內活菌數(shù)量的變化.結果顯示,在A2O系統(tǒng)污泥回流段增加電磁波加載環(huán)節(jié),可使厭氧池單位體積污泥中活菌數(shù)量由4.78×1012cells/mL增大至5.11×1012cells/mL.這是由于回流污泥中有機物的溶出補充了厭氧池聚磷菌等微生物所需的碳源以增強微生物合成代謝,使得異養(yǎng)細菌數(shù)量上升,活菌數(shù)增加.

與傳統(tǒng)A2O系統(tǒng)相比,適當條件的電磁波加載回流污泥后,厭氧池中的生物量和脫氫酶活性都變大,說明對回流污泥進行適當條件的電磁波加載,能夠使絮體中具有活性的細菌數(shù)目增多,同時可使活性污泥表現(xiàn)出更高的代謝活性,有利于厭氧池生物降解能力的改善和提升.

2.5 厭氧池微生物群落結構

2.5.1 微生物群落豐富度與多樣性 電磁波加載前后回流污泥和厭氧池混合液樣品的微生物群落豐富度和多樣性的綜合評估如表2所示.各污泥樣品的文庫覆蓋率均超過0.98,說明本次測序結果接近樣品中微生物的實際情況.在=0.03(即相似度97%)的水平上,聚類得到5個樣品操作分類單元(OTU)分別為2340,3582,3321,2237,3032.根據(jù)多樣性分析結果推斷,電磁波的加載對回流污泥和厭氧池混合液微生物種群分布影響明顯.與未加載的A2O系統(tǒng)(R0,Y0)相比,工況14中回流污泥與厭氧池(R1,Y1)微生物群落ACE指數(shù)和Chao指數(shù)顯著增加.說明電磁波加載回流污泥,可通過促進胞內物質的溶出,為A2O系統(tǒng)中的發(fā)酵細菌提供更多水解底物,促進了細菌群落豐度的增加[21].對比加載系統(tǒng)中電磁波加載前、后的回流污泥樣品(R1,R2),豐富度和多樣性指數(shù)都有所減小,表明電磁波加載對回流污泥中微生物群落結構的豐富度和多樣性影響較大.這是由于電磁波的加載具有生物效應,致使回流污泥中部分微生物失活,微生物豐度降低,同時也降低了細菌菌群的均勻性.與此同時,相比于未加載電磁波系統(tǒng)中的厭氧池混合液Y0,工況14中混合液Y1的Shannon指數(shù)減小,Simpson指數(shù)略有增大,表明電磁波加載回流污泥后,厭氧池微生物群落多樣性略有減小,這與電磁波對微生物的“滅活”作用有關.變化并不那么明顯,說明不同菌群對電磁波生物效應的敏感度不同,導致微生物的“滅活”結果不一樣.同時電磁波溶出效應使碳源得到補充,有利于厭氧池中微生物的生長,生物效應和溶出效應相互作用于菌群結構,使系統(tǒng)成熟后具有較強的生物穩(wěn)定性.

2.5.2 微生物群落組成 為了解電磁波加載回流污泥對厭氧池微生物群落組成的影響,對Y0、Y1樣品序列進行分類學分類,并計算門和屬的水平相對豐度.厭氧池細菌群落在門水平的分布特性如圖6(a)所示.在電磁波加載前后,兩樣品中豐富度最高的門均為Proteobacteria(Y0:61.3%、Y1:65.0%)、其次是Bacteroidetes(Y0:10.5%、Y1: 17.1%)、Firmicutes (Y0:2.8%、Y1:7.6%),表明這些菌門在厭氧池內占主導地位.A2O系統(tǒng)交替的厭氧-缺氧-好氧環(huán)境有利于Proteobacteria中兼性細菌和脫氮除磷細菌的生存.電磁波加載回流污泥導致有機物溶出,增加了厭氧池中異養(yǎng)菌生長所需的營養(yǎng)底物,使厭氧池中Proteobacteria的豐度增大,進而附屬于該菌門的聚磷菌含量增多,厭氧釋磷效果得到提升. Bacteroidetes門所含細菌大多可將蛋白質等大分子有機物水解成有機酸類小分子物質供聚磷菌吸收[22],電磁波加載回流污泥過程中的溶出物質多以大分子有機物為主,回流至厭氧池后,有益于刺激Bacteroidetes門中分泌水解酶的細菌生長,致使該菌門豐富度增大,易于厭氧池中COD含量的有效降低. Planctomycetes菌門主要包括各種厭氧氨氧化菌屬,加載前系統(tǒng)中豐度為8.9%,表明加載前厭氧池中有一部分的NH4+-N由于厭氧氨氧化反應得以去除.回流污泥中有機物溶出可補充系統(tǒng)異養(yǎng)反硝化菌的有機碳源,但不利于厭氧氨氧化菌屬的生存,導致電磁波加載回流污泥后該菌門在厭氧池中豐富度顯著下降(Y1:1.8%).

表2 回流污泥和厭氧池中微生物群落豐富度和多樣性分析

注:R0為工況1的回流污泥;R1為工況14中經電磁波加載前的回流污泥;R2為工況14中經電磁波加載后的回流污泥;Y0為工況1的厭氧池混合液;Y1為工況14的厭氧池混合液.

圖6(b)顯示,電磁波加載回流污泥后,厭氧池細菌群落的優(yōu)勢菌屬與未加載系統(tǒng)完全不同.加載前,樣品Y0中優(yōu)勢菌屬依次為(8.0%)、(6.3%)、(3.7%)、(3.4%)、(3.3%);加載后厭氧池混合液樣品Y1中最豐富的屬為(12.4%),其次是(8.9%)、(8.3%)、(3.4%)、(3.2%).產生上述結果的主要原因是電磁波對不同菌屬所產生的生物效應不同.

在活性污泥中的豐富度與污水中碳源的利用關系密切,能在反硝化和生物強化除磷過程中發(fā)揮重要作用[23].可降解污水中大分子污染物[24],但因其對電磁波抵抗能力較弱,在加載后被淘汰直至消失.同時,電磁波加載后和豐度下降,說明與其他菌屬相比,它們不具備競爭優(yōu)勢.為污泥菌膠團結構形成過程中的主要功能菌屬,同時是一種反硝化菌[25].電磁波加載回流污泥過程中,污泥絮體變得分散,進入?yún)捬醭睾?豐富度增大,成為第一優(yōu)勢菌屬(12.4%),完成了污泥絮體的再聚集過程.為厭氧發(fā)酵菌屬,在電磁波加載后成為厭氧池第二優(yōu)勢菌屬 (8.9%).菌屬可降解高分子物質生成揮發(fā)性脂肪酸[26],電磁波加載后其豐度由0.2%升至3.4%.可進行厭氧發(fā)酵,是一種化能異養(yǎng)型脫氮菌,與有機物質積累、糖原形成和反硝化有關[27],電磁波加載回流污泥后,厭氧池中該菌屬豐度有所增加,達到3.2%.是一種兼性厭氧硫還原細菌[28],能夠以硝酸鹽作為電子受體,發(fā)生反硝化反應,經電磁波加載后,其在厭氧池中的豐富度也明顯增大(Y1:1.7%).在有氧和缺氧條件下均可存活,具有良好的反硝化作用和有機底物降解能力[29].可以在厭氧池釋放多聚磷酸鹽并在生物強化除磷過程中發(fā)揮積極作用,同時它們的部分菌種使用NO3--N或NO2--N作為唯一氮源[30].但試驗中,經電磁波加載后厭氧池豐富度(0.2%)相比于加載前(0.5%)有所降低.是一種常見的聚磷菌,在電磁波加載后的各種除磷菌屬中占主導地位(1.1%).同時,厭氧池中新出現(xiàn)了反硝化聚磷菌(0.6%).

綜上所述,經電磁波加載后,回流污泥中有機物溶出可補充異養(yǎng)厭氧菌屬(、、等)代謝所需的有機底物濃度,促進其生長繁殖并進行厭氧發(fā)酵,隨之大部分有機物被生物利用,有助于厭氧池COD的降解.有機物的溶出可作為反硝化碳源,使厭氧池污泥中異養(yǎng)型反硝化菌的多樣性增大,提升了反硝化菌屬(、、、、等)的豐富度,促進了厭氧池中NO3--N和NO2--N的降解,聯(lián)合細胞微生物合成代謝以增強TN的去除.兼性發(fā)酵細菌將厭氧池混合液中可生物降解的大分子有機物轉化為水解酸化產物.聚磷菌屬(、、、等)分解胞內的聚磷酸鹽釋放能量,攝取揮發(fā)性有機酸等水解酸化產物.隨著持續(xù)的電磁波加載,回流污泥溶出的有機物不斷進入?yún)捬醭?池中的有機物負荷增大,提升了厭氧釋磷效果.與此同時,厭氧池內碳源的補充以及厭氧釋磷能力的提升使整個A2O系統(tǒng)的脫氮除磷進行的更加徹底.

3 結論

3.1 在A2O系統(tǒng)增加電磁波加載回流污泥單元,實現(xiàn)了系統(tǒng)整體降污能力的提高,同時,厭氧池運行效果得到提升.在=265W、=45s、=30%的加載條件下,電磁波生物效應和溶出效應交互作用效果明顯.厭氧池中TP富集效應增大,TN、COD去除效果顯著增加.

3.2 溶出效應致使回流污泥中有機物含量的增大,有助于厭氧池中異養(yǎng)菌的代謝活性提升,分解代謝有機物的能力得到提高,活菌數(shù)目增多.

3.3 回流污泥經電磁波加載后的A2O系統(tǒng)中,厭氧池內微生物群落豐富度增加,OTU分布更均勻.Proteobacteria和Bacteroidetes為主要門,主要屬為.同時,厭氧池中富集了厭氧發(fā)酵菌屬(、、、),異養(yǎng)反硝化菌屬(、、、、)以及聚磷菌屬(、、).

[1] Baek G, Cheon S P, Kim S, et al. Modular neural networks prediction model based A2/O process control system [J]. International Journal of Precision Engineering & Manufacturing, 2012,13(6):905-913.

[2] Carucci A, Kühni M, Brun R, et al. Microbial competition for the organic substrates and its impact on EBPR systems under conditions of changing carbon feed [J]. Water Science and Technology, 1999, 39(1):75-85.

[3] 余宏剛,袁林江.回流污泥缺氧時間對A2O系統(tǒng)脫氮除磷的影響 [J]. 水處理技術, 2018,44(2):63-67. Yu H, Yuan L. Effect of returned sludge anoxia time on Nitrogen and Phosphorus removal in A2O system [J]. Technology of Water Treatmrnt, 2018,44(2):63-67.

[4] 孟昭輝.超聲-臭氧溶胞回流AAO工藝效能強化及剩余污泥產氫 [D]. 哈爾濱:哈爾濱工業(yè)大學, 2014. Meng Z. Enhanced excess slugde reduction in AAO process and energy production based on combined ozone-ultrasound pretreatment [D]. Habin:Harbin Institute of Technology, 2014.

[5] 桑穩(wěn)姣,方笑笑,龔雅君,等.連續(xù)流2450MHz電磁波剩余污泥脫水與溶出效果研究 [J]. 中國環(huán)境科學, 2014,34(8):2024-2029. Sang W, Fang X, Gong Y, et al. Study on dewaterability and solubilization of intracellular substances during sludge dewatered by continuous inflow with 2450MHz electromagnetic wave [J]. China Environmental Science, 2014,34(8):2024-2029.

[6] 桑穩(wěn)姣,豐洋洋,李 棟,等.加載連續(xù)流電磁波對回流污泥脫氫酶活性的影響 [J]. 中國給水排水, 2018,34(23):14-20. Sang W, Feng Y, Li D, et al. Effect of continuous flow electromagnetic wave loading on dehydrogenase activity of returned sludge [J]. China Water & Wastewater, 2018,34(23):14-20.

[7] Xiao Q, Yan H, Wei Y, et al. Optimization of H2O2dosage in microwave-H2O2process for sludge pretreatment with uniform design method [J]. Journal of Environmental Sciences, 2012,24(12):2060- 2067.

[8] 李丹熠,桑穩(wěn)姣,張 倩,等.2450MHz電磁波污泥脫水過程中的溫度效應 [J]. 中國環(huán)境科學, 2018,38(11):4147-4152. Li D, Sang W, Zhang Q, et al. Temperature effect of 2450MHz electromagnetic wave during sludge dewatering [J]. China Environmental Science, 2018,38(11):4147-4152.

[9] Stanislavov A S, Sukhodub L F, Sukhodub L B, et al. Structural features of hydroxyapatite and carbonated apatite formed under the influence of ultrasound and microwave radiation and their effect on the bioactivity of the nanomaterials [J]. Ultrasonics Sonochemistry, 2018, 42:84-96.

[10] Zhao Z, Yu S, Xu M, et al. Effects of microwave on extracellular vesicles and microRNA in milk [J]. Journal of Dairy Science, 2018, 101(4):2932-2940.

[11] 田 禹,方 琳,黃君禮.微波輻射預處理對污泥結構及脫水性能的影響 [J]. 中國環(huán)境科學, 2006,26(4):459-463. Tian Y, Wan L, Huang J. Influence of microwave pretreatment on activated sludge structure and dewaterability [J]. China Environmental Science, 2006,26(4):459-463.

[12] 王亞煒,肖慶聰,閻 鴻,等.基于微波預處理的源頭污泥減量研究 [J]. 中國給水排水, 2013,29(15):19-23. Wang Y, Xiao Q, Yan H, et al. Source sludge reduction by conventional activated sludge process combined with microwave pretreatment [J]. China Water & Wastewater, 2013,29(15):19-23.

[13] Gil A, Siles J A, Martín M A, et al. Effect of microwave pretreatment on semi-continuous anaerobic digestion of sewage sludge [J]. Renewable Energy, 2018,115:917-925.

[14] 國家環(huán)境保護總局.水和廢水監(jiān)測分析方法 [M]. 北京:中國環(huán)境科學出版社, 2002:210-279. State Environmental Protection Administration. Water and wastewater monitoring and analysis methods [M]. Beijing:China Environmental Science Press, 2002:210-279.

[15] Klapwuk A, Drent J, Steenvoorden J H A M. A modified procedure for the TTC-dehydrogenase test in activated-sludge [J]. Water Research, 1974,8(2):121-125.

[16] Lee I S, Rittmann B E. Effect of low solids retention time and focused pulsed pre-treatment on anaerobic digestion of waste activated sludge [J]. Bioresource Technology, 2011,102(3):2542-2548.

[17] GB 18918-2002 城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準 [S]. GB 18918-2002 Discharge standard of pollutants for municipal wastewater treatment plant [S].

[18] 趙偉華,王梅香,李建偉,等.A2/O工藝和A2/O+BCO工藝的脫氮除磷性能比較 [J]. 中國環(huán)境科學, 2019,39(3):994-999. Zhao W, Wang M, Li J, et al. Nitrogen and phosphorus removal performance comparison between A2O and A2O+BCO system [J]. China Environmental Science, 2019,39(3):994-999.

[19] Kampas P, Parsons S A, Pearce P, et al. An internal carbon source for improving biological nutrient removal [J]. Bioresource Technology, 2009,99(1):149-154.

[20] 王曉蓮,彭永臻,等.A2/O法污水生物脫氮除磷處理技術與應用 [M]. 北京:科學出版社, 2017:24-25. Wang X, Peng Y, et al. Application and technology of A2/O biological nitrogen and phosphorus removal in wastewater treatment [M]. Beijing:Science and Technology Press, 2017:24-25.

[21] Akgul D, Cella M A, Eskicioglu C. Influences of low-energy input microwave and ultrasonic pretreatments on single-stage and temperature-phased anaerobic digestion (TPAD) of municipal wastewater sludge [J]. Energy, 2017,123:271-282.

[22] Han X, Wang Z, Ma J, et al. Membrane bioreactors fed with different COD/N ratio wastewater: impacts on microbial community, microbial products, and membrane fouling [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015,22(15):11436-11445.

[23] He Q, Song Q, Zhang S, et al. Simultaneous nitrification, denitrification and phosphorus removal in an aerobic granular sequencing batch reactor with mixed carbon sources: reactor performance, extracellular polymeric substances and microbial successions [J]. Chemical Engineering Journal, 2018,331:841-849.

[24] Yang Z, Liu J, Cao J, et al. A comparative study of pilot-scale bio- trickling filters with counter-and cross-current flow patterns in the treatment of emissions from chemical fibre wastewater treatment plant [J]. Bioresource Technology, 2017,243:78-84.

[25] Wang C, Liu Y, Lv W, et al. Enhancement of nitrogen removal by supplementing fluidized-carriers into the aerobic tank in a full-scale A2/O system [J]. Science of The Total Environment, 2019,660:817- 825.

[26] Liu J, Zhang H, Zhang P, et al. Two-stage anoxic/oxic combined membrane bioreactor system for landfill leachate treatment: pollutant removal performances and microbial community [J]. Bioresource Technology, 2017,243:738-746.

[27] Lyu W, Huang L, Xiao G, et al. Effects of carbon sources and COD/N ratio on N2O emissions in subsurface flow constructed wetlands [J]. Bioresource Technology, 2017,245:171-181.

[28] Goris T, Schenz B, Zimmermann J, et al. The complete genome of the tetrachloroethene-respiring Epsilonproteobacterium[J]. Journal of Biotechnology, 2017,255:33-36.

[29] Sun H, Wu Q, Yu P, et al. Denitrification using excess activated sludge as carbon source: performance and the microbial community dynamics [J]. Bioresource Technology, 2017,238:624-632.

[30] Tarayre C, Charlier R, Delepierre A, et al. Looking for phosphate-accumulating bacteria in activated sludge processes: a multidisciplinary approach [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2017,24(9):8017-8032.

Effect on function of anaerobic tank in A2O system with electromagnetic wave loading on returned sludge.

SANG Wen-jiao1*, LI Dong1, FENG Yi-jie1, FENG Yang-yang2, ZHANG Wan-jun3, XU Qian3

(1.School of Civil Engineering and Architecture, Wuhan University of Technology, Wuhan 430070, China；2.Anhui Urban Construction Design Institute Co.Ltd., Hefei 230051, China；3.Central and Southern China Municipal Engineering Design & Research Institute Co.Ltd., Wuhan 430010, China)., 2019,39(7)：2796~2803

Based on the biological and dissolution effects of electromagnetic wave on sludge, returned sludge in A2O reactor was loaded by electromagnetic wave, and effect on the function of the anaerobic tank was investigated from the perspective of microbial community diversity. Sludge flocs were decomposed, and cell structure in returned sludge was destroyed owing to electromagnetic wave loading. The dissolution ratio of C, N and P was obvious. By contrast, the enrichment effect of TP in the anaerobic tank was significantly enhanced with the enrichment rate increased from 122.9% to 152.2%. The removal rates of TN and COD increased from 7.3% and 58.8% to 32.1% and 65.4%, respectively. MiSeq pyrosequencing showed that the abundance of microbial communities in the anaerobic tank increased, while the microbial diversity decreased. Carbon resource was supplemented due to the interaction of the biological and dissolution effects of electromagnetic wave on returned sludge. Consequently, the metabolic activity of microorganisms and the number of live bacteria in the anaerobic tank increased greatly.,,and other bacterial genera were enriched in the anaerobic tank.

A2O；electromagnetic wave；returned sludge；dissolution effect；microbial community structure

X703,X172

A

1000-6923(2019)07-2796-08

桑穩(wěn)姣(1974-),女,湖北公安人,副教授,博士,主要從事水污染控制與污泥減量等方面研究.發(fā)表論文30余篇.

2018-11-30

國家自然科學基金資助項目(51108360);湖北省科技支撐計劃資助項目(2015BCA304);中央高?；究蒲袠I(yè)務費專項資助項目(185206009)

* 責任作者, 副教授, whlgdxswj@126.com