餐廚沼液處理PN/A組合技術(shù)
近年來，隨著城鎮(zhèn)化和人民生活水平的不斷提高，餐廚垃圾產(chǎn)生量逐步增加。厭氧發(fā)酵由于能耗低、占地少、資源可回收等優(yōu)點成為餐廚垃圾的主流處理工藝，但會產(chǎn)生大量成分復(fù)雜且含有高濃度氨氮、SS、有機(jī)物和鹽分的餐廚沼液，餐廚沼液的有效處理處置對于餐廚垃圾無害化和資源化具有重大意義。目前國內(nèi)對餐廚沼液的處理大部分采用“預(yù)處理+兩級A/O生化處理+深度處理”工藝。但是在實際工程應(yīng)用中，兩級A/O生化處理工藝通常需要投加大量碳源，并且曝氣能耗較高、占地面積較大、運行成本較高。因此有必要開發(fā)新型高效、經(jīng)濟(jì)、節(jié)能的餐廚沼液處理工藝。
短程硝化-厭氧氨氧化（PN/A）被認(rèn)為是目前最高效的生物脫氮工藝，與傳統(tǒng)的硝化-反硝化生物脫氮工藝相比，PN/A工藝具有曝氣能耗低、無需外加碳源、污泥產(chǎn)率低等優(yōu)勢，目前已被用于垃圾滲濾液、污泥消化液等高氨氮、低C/N廢水的處理。但餐廚沼液具有較高的COD濃度，直接進(jìn)入PN/A系統(tǒng)容易引起異養(yǎng)菌的過度繁殖，與厭氧氨氧化菌（AnAOB）競爭NO2--N。因此，采用PN/A工藝處理餐廚沼液之前，需采用合適的前處理手段降低沼液的COD濃度。常見的降碳前處理手段包括混凝沉淀化學(xué)強化、厭氧消化（AD）和A/O生物處理等。其中，混凝沉淀工藝會引入新的化學(xué)物質(zhì)，可能會抑制AnAOB活性，并且該工藝對有機(jī)物的去除能力有限；AD工藝雖然技術(shù)較為成熟，運行成本較低，但是反應(yīng)時間較長，且需設(shè)置沼氣收集和處理系統(tǒng)，操作管理復(fù)雜；A/O工藝在實際工程中應(yīng)用較為普遍，且流程簡單，反應(yīng)時間相對較短，是去除COD的有效途徑。鑒于此，筆者以一體式PN/A池為核心脫氮單元，在其前端設(shè)置缺氧/反應(yīng)沉淀一體式矩形氣升環(huán)流反應(yīng)池（A/RPIR）作為除碳單元，并在其后端設(shè)置RPIR池作為深度處理單元，構(gòu)建A/RPIR-PN/A-RPIR組合工藝中試裝置，用于處理深圳市某環(huán)境園的餐廚沼液，研究該組合工藝對餐廚沼液的脫氮除碳性能，并探討各單元的運行特性和對目標(biāo)污染物的去除過程及機(jī)制，以期為餐廚沼液的處理提供一種經(jīng)濟(jì)、高效的技術(shù)路徑。
1、材料與方法
1.1 工藝流程及設(shè)計參數(shù)
如圖1所示，中試采用的反應(yīng)器為一體化撬裝式設(shè)備（V=53.7m3），包括A/RPIR池（V=24.3m3）、PN/A池（V=22.5m3）和RPIR池（V=6.9m3）3個反應(yīng)單元。其中，A/RPIR池通過中間隔墻分為缺氧區(qū)（8.1m3）和好氧區(qū)（16.2m3），設(shè)有內(nèi)回流裝置，實現(xiàn)好氧區(qū)到缺氧區(qū)的混合液回流，回流比在200%~400%之間；PN/A池的溶解氧（DO）濃度控制在0.5mg/L以下，pH控制在7.0~8.5，不控制水溫，實際監(jiān)測溫度為25~35℃；RPIR池的DO濃度控制在2~5mg/L。各反應(yīng)單元底部均設(shè)有曝氣系統(tǒng)，上部均設(shè)有RPIR模塊。各反應(yīng)單元的混合液通過曝氣氣升作用進(jìn)入RPIR模塊，在其內(nèi)部發(fā)生沉淀分離，污泥回流至池體內(nèi)，上清液出水進(jìn)入下一反應(yīng)單元。該組合工藝設(shè)計處理水量為10m3/d，無需設(shè)置沉淀池，減少占地面積的同時實現(xiàn)污泥齡的單獨控制。以10m3/d的設(shè)計處理水量計算，A/RPIR池、PN/A池和RPIR池的水力停留時間（HRT）分別為2.4、2.2和0.7d。
組合工藝中試系統(tǒng)處理餐廚沼液的過程如下：沼液首先進(jìn)入A/RPIR池發(fā)生硝化與反硝化反應(yīng)，以去除有機(jī)物及少量TN；A/RPIR池出水進(jìn)入PN/A池進(jìn)行厭氧氨氧化（Anammox）脫氮，實現(xiàn)NH4+-N和TN的大幅去除；最后PN/A池出水進(jìn)入RPIR池，進(jìn)一步降低出水NH4+-N和COD濃度。
1.2 試驗用水和接種污泥
中試裝置位于深圳市某環(huán)境園，收集的餐廚垃圾經(jīng)分離去渣、破碎制漿、三相離心后進(jìn)入到CSTR反應(yīng)器進(jìn)行厭氧消化，厭氧消化之后的混合物通過板框壓濾機(jī)進(jìn)行固液分離，分離后的液體為高氨氮、高有機(jī)物的餐廚沼液。本研究以此餐廚沼液為試驗用水，具體水質(zhì)如下：COD為2214~8577mg/L、NH4+-N為1017~1579mg/L、TN為1046~1748mg/L、SS為340~1480mg/L、pH為7.25~7.87。
A/RPIR池和RPIR池的接種污泥均取自深圳市某污水處理廠生化池污泥，接種后A/RPIR池缺氧區(qū)和好氧區(qū)的污泥濃度分別為5540、9000mg/L，RPIR池的污泥濃度為4420mg/L。PN/A池的接種污泥取自實驗室培養(yǎng)的厭氧氨氧化顆粒污泥和污水處理廠的生化池污泥，接種后顆粒污泥濃度為1072mg/L，絮狀污泥濃度為2208mg/L，總污泥濃度為3280mg/L。
1.3 運行方式
A/RPIR-PN/A-RPIR組合工藝中試系統(tǒng)共運行86d，分為3個階段，各個階段的運行參數(shù)如表1所示（NLR為總氮負(fù)荷）。階段Ⅰ為低負(fù)荷運行階段，系統(tǒng)啟動初期PN/A池的厭氧氨氧化活性較低，因此將該階段A/RPIR池的一部分出水排入PN/A池，另一部分出水進(jìn)入RPIR池，以緩解PN/A池的運行負(fù)荷壓力，并通過間歇曝氣方式精準(zhǔn)控制PN/A池DO濃度，促進(jìn)該階段PN/A池內(nèi)AnAOB活性的逐步提升；階段Ⅱ為負(fù)荷提升階段，在該階段將PN/A池的曝氣方式改為連續(xù)曝氣，使得PN/A池的DO濃度能夠?qū)?yīng)負(fù)荷增加的正向相關(guān)關(guān)系，保證AnAOB活性逐漸提高；階段Ⅲ為滿負(fù)荷運行階段，該階段的處理水量穩(wěn)定在10m3/d以上，達(dá)到設(shè)計規(guī)模，系統(tǒng)穩(wěn)定運行。
1.4 分析項目及檢測方法
各水質(zhì)指標(biāo)均采用標(biāo)準(zhǔn)方法進(jìn)行測定。TN采用過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法測定；NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定；NO2?-N采用N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法測定；NO3?-N采用紫外分光光度法測定；COD采用重鉻酸鹽法測定；SS采用稱重法測定；pH和DO分別采用pH計和溶解氧測定儀測定。
氮平衡計算：參照Zhang等采用的化學(xué)計量方程反應(yīng)式對PN/A單元進(jìn)出水氮素指標(biāo)進(jìn)行氮平衡計算，以確定PN/A單元的氮素轉(zhuǎn)化質(zhì)量和脫氮途徑。脫氮系統(tǒng)的氮素轉(zhuǎn)化主要考慮氮的氨氧化、亞硝酸鹽氧化、反硝化和厭氧氨氧化。
微生物測定：利用DNA試劑盒提取污泥樣品的DNA，并選用16SrDNAV3-V4區(qū)域的引物進(jìn)行PCR擴(kuò)增，擴(kuò)增產(chǎn)物通過IlluminaMiSeq平臺進(jìn)行高通量測序，測序結(jié)果在美吉生物云平臺進(jìn)行分析。
2、結(jié)果與討論
2.1 組合工藝的脫氮除碳效果
2.1.1 氮素去除效果
A/RPIR-PN/A-RPIR組合工藝對氮素的去除效果如圖2所示。系統(tǒng)運行第3天，PN/A池出水TN和NH4+-N濃度分別為358和346mg/L，RPIR池出水TN和NH4+-N濃度分別為291和223mg/L，遠(yuǎn)超過中試項目設(shè)計出水水質(zhì)要求，這是由于啟動初期PN/A池的AnAOB活性不足，系統(tǒng)脫氮能力有限。因此，為快速降低PN/A池的NH4+-N和TN濃度，在第4~17天將A/RPIR池的一部分出水超越至RPIR池，降低PN/A池進(jìn)水氮負(fù)荷，并配合間歇曝氣方式精準(zhǔn)控制DO濃度，以促進(jìn)AnAOB活性的提升，在此期間PN/A池出水NH4+-N和TN濃度逐步降至45和115mg/L，系統(tǒng)的厭氧氨氧化脫氮能力逐漸提高，總氮去除負(fù)荷（NRR）從0.04kg/（m3·d）提高至0.08kg/（m3·d）。運行至第19天，A/RPIR池出水全部進(jìn)入PN/A池，PN/A池采用連續(xù)曝氣方式，PN/A池出水NH4+-N濃度能夠降至100mg/L以下，組合工藝中試系統(tǒng)的NH4+-N和TN去除率分別可達(dá)到91.15%和83.54%，NRR可達(dá)到0.10kg/（m3·d），可見此時系統(tǒng)已適應(yīng)進(jìn)水水質(zhì)，實現(xiàn)了初步啟動，因此在后續(xù)階段系統(tǒng)保持全進(jìn)全出的進(jìn)水方式，正常運行并逐步提高進(jìn)水NLR，探究逐步提高到滿負(fù)荷運行條件下組合工藝中試系統(tǒng)的脫氮性能及穩(wěn)定性。
在階段Ⅱ，總氮負(fù)荷逐漸提升，組合工藝中試系統(tǒng)出水NH4+-N濃度穩(wěn)定在45mg/L以下，出水TN濃度維持在40~150mg/L之間，NH4+-N和TN平均去除率分別為98.43%和92.57%，NRR由0.10kg/（m3·d）逐步提升至0.21kg/（m3·d），說明在負(fù)荷逐漸增加的條件下，系統(tǒng)仍能夠保持良好的脫氮效果，工藝穩(wěn)定運行，具有一定的抗沖擊負(fù)荷能力。在階段Ⅲ，系統(tǒng)處理水量保持在10m3/d以上，達(dá)到設(shè)計規(guī)模，NH4+-N和TN平均去除率分別為97.10%和87.39%，最高分別可達(dá)98.96%和88.09%，NRR由0.21kg/（m3·d）逐步提升至0.31kg/（m3·d），說明此階段系統(tǒng)能夠維持穩(wěn)定高效的脫氮效果。湯萌萌等采用預(yù)處理-兩級硝化反硝化-臭氧氧化工藝處理餐廚廢水，總HRT約為7d，進(jìn)水NH4+-N濃度均值約為1250mg/L，NH4+-N去除率可達(dá)到98.87%，NRR約為0.18kg/（m3·d）；朱霞等采用UASB-A2/O-MBR組合工藝處理餐廚廢水，進(jìn)水TN濃度在180~430mg/L，TN去除率達(dá)到70%以上，NRR約為0.05kg/（m3·d）。總體而言，組合工藝中試系統(tǒng)在滿負(fù)荷運行條件下，能夠?qū)崿F(xiàn)餐廚沼液中NH4+-N和TN的高效穩(wěn)定去除，達(dá)到較好的氮素污染物去除效果，而且相比傳統(tǒng)“預(yù)處理-兩級AO或A2/O-深度處理”工藝，其脫氮效率更高、占地面積小，同時無需外加碳源、節(jié)省曝氣能耗，為餐廚沼液的處理提供了一種高效、低成本的新途徑。
另外，從圖2（a）和（b）可以明顯看出，系統(tǒng)穩(wěn)定運行期間，PN/A池出水NH4+-N和TN濃度相較于A/RPIR池出水大幅下降，RPIR池出水NH4+-N和TN濃度相較于PN/A池出水略微下降。在階段Ⅲ，餐廚沼液的NH4+-N和TN平均濃度分別為1477和1626mg/L，A/RPIR池、PN/A池和RPIR池3個反應(yīng)單元對NH4+-N的去除量分別為171、1217和46mg/L，對TN的去除量分別為206、1197、18mg/L，由此得出3個反應(yīng)單元對NH4+-N的去除貢獻(xiàn)率分別為11.92%、84.87%和3.21%，對TN的去除貢獻(xiàn)率分別為14.50%、84.24%和1.26%，表明在組合工藝中試系統(tǒng)中PN/A池起到主要的生物脫氮作用，通過厭氧氨氧化自養(yǎng)脫氮實現(xiàn)NH4+-N和TN的大量去除，A/RPIR池和RPIR池分別通過硝化-反硝化和硝化作用去除少量NH4+-N和TN。
2.1.2 COD去除效果
A/RPIR-PN/A-RPIR組合工藝對COD的去除效果如圖3所示。可以看出，系統(tǒng)進(jìn)水COD濃度存在較大波動，但系統(tǒng)出水COD能夠穩(wěn)定在較低水平，在階段Ⅱ和階段Ⅲ穩(wěn)定運行后期，出水COD濃度維持在500mg/L左右，階段Ⅱ和階段Ⅲ對COD的平均去除率分別達(dá)到83.58%和82.36%。王瀟采用AnMBR+PN-ANAMMOX組合工藝處理餐廚廢水，COD去除率能夠穩(wěn)定在60%~70%；李恒英采用前置厭氧UASB-短程硝化-厭氧氨氧化組合工藝處理餐廚垃圾發(fā)酵廢水，COD去除率平均值為82%。相比國內(nèi)類似研究，本研究組合工藝中試系統(tǒng)對COD的去除效果能夠達(dá)到較高水平，同時具有良好的抗進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷波動性能。
另外，值得注意的是，A/RPIR池、PN/A池和RPIR池3個反應(yīng)單元出水COD濃度相差不大（在階段Ⅲ出水COD均值分別為982、731、577mg/L），表明餐廚沼液中大部分可生化有機(jī)物已通過A/RPIR池的反硝化作用去除。在階段Ⅲ，A/RPIR池、PN/A池和RPIR池對COD的去除量分別為2620、251、154mg/L，對COD的去除貢獻(xiàn)率分別為86.61%、8.30%和5.09%，表明A/RPIR池起到主要的COD去除作用，A/RPIR池能夠充分利用并降解餐廚沼液中的可生化COD，避免進(jìn)水COD對后續(xù)PN/A池的厭氧氨氧化脫氮性能產(chǎn)生不良影響。
2.2 A/RPIR單元的除碳特性
圖4為A/RPIR單元進(jìn)出水C/N和COD去除率的變化。可以看出，盡管A/RPIR單元進(jìn)水C/N波動較大（在1.56~8.19范圍內(nèi)變化），進(jìn)水水質(zhì)不穩(wěn)定，但A/RPIR單元出水始終能夠保持較穩(wěn)定的C/N（基本維持在0~1范圍內(nèi)）；在階段Ⅲ穩(wěn)定運行期間，A/RPIR單元出水C/N平均值為0.62，同時A/RPIR單元能夠一直保持較高的COD去除率，COD平均去除率可達(dá)69.93%。Chamchoi等研究表明，當(dāng)進(jìn)水C/N超過2時，有機(jī)質(zhì)的過度干預(yù)使異養(yǎng)菌在基質(zhì)和生存空間的競爭中相對于自養(yǎng)菌具有絕對優(yōu)勢，從而抑制PN/A反應(yīng)過程中AOB和AnAOB的活性；Ni等研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)進(jìn)水C/N在0~1之間時，AnAOB能夠保持較高活性，有機(jī)物對厭氧氨氧化脫氮性能影響不大。綜上可知，組合工藝中試系統(tǒng)的A/RPIR單元具有較強的耐有機(jī)負(fù)荷沖擊能力和水質(zhì)適應(yīng)能力，能夠在進(jìn)水水質(zhì)波動較大的情況下實現(xiàn)高效、穩(wěn)定的除碳性能，出水C/N保持在0~1的低水平，為后續(xù)PN/A單元創(chuàng)造了良好的進(jìn)水條件，避免過多有機(jī)物產(chǎn)生競爭干擾，保障PN/A單元厭氧氨氧化脫氮過程的穩(wěn)定進(jìn)行。
2.3 PN/A單元的脫氮機(jī)理
2.3.1 PN/A單元的氮素去除過程
圖5為PN/A單元進(jìn)出水氮素濃度和NRR的變化。在階段Ⅰ，PN/A單元進(jìn)水NLR平均值僅為0.16kg/（m3·d），出水NH4+-N濃度由346mg/L逐漸降至88mg/L，NRR由0.06kg/（m3·d）逐漸提升至0.25kg/（m3·d），表明PN/A單元能夠在較短時間內(nèi)完成厭氧氨氧化自養(yǎng)脫氮工藝的啟動。在階段Ⅱ提升進(jìn)水氮負(fù)荷，PN/A單元進(jìn)水NLR平均值為0.39kg/（m3·d），出水NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度基本保持穩(wěn)定，在66~70d出水NH4+-N和NO2--N濃度分別穩(wěn)定低于45和10mg/L，NRR提升至0.38kg/（m3·d），說明PN/A單元逐步呈現(xiàn)出較高的脫氮性能，AOB和AnAOB達(dá)到良好的協(xié)同脫氮作用，實現(xiàn)出水水質(zhì)的穩(wěn)定控制。在階段Ⅲ，處理水量達(dá)到設(shè)計規(guī)模，PN/A單元進(jìn)水NLR平均值達(dá)到0.63kg/（m3·d），由于進(jìn)水NH4+-N濃度較高，出水NH4+-N濃度相比階段Ⅱ有所增加，但出水氮素濃度仍保持穩(wěn)定，NRR顯著提升至0.57kg/（m3·d）。葛聰?shù)炔捎梦⒀跗貧?一段式厭氧氨氧化-反硝化組合工藝處理餐廚沼液，穩(wěn)定運行后厭氧氨氧化單元的NRR為0.48kg/（m3·d）。趙航等采用陶瓷膜-微氧曝氣-MABR（PN/A）處理餐廚沼液，在最佳運行條件下NRR為0.30kg/（m3·d）。綜上可知，本研究組合工藝的PN/A單元啟動周期短、脫氮效果穩(wěn)定高效，在進(jìn)水氮負(fù)荷較高條件下仍能呈現(xiàn)優(yōu)異的脫氮性能。
為了進(jìn)一步明確PN/A單元的氮素轉(zhuǎn)化規(guī)律，對運行穩(wěn)定后階段Ⅲ的進(jìn)出水氮素指標(biāo)進(jìn)行氮平衡計算，結(jié)果如圖6所示。可知，PN/A單元進(jìn)水中大約有82.12%的TN通過Anammox和反硝化作用轉(zhuǎn)化為N2，有3.27%的TN以有機(jī)氮形式貯存在AOB、NOB、AnAOB和反硝化菌（DNB）等微生物體內(nèi)，剩余14.61%的TN殘留在出水中。PN/A單元生物脫氮過程中Anammox脫氮貢獻(xiàn)率為97.26%，反硝化脫氮貢獻(xiàn)率為2.74%，這進(jìn)一步說明在PN/A單元中，厭氧氨氧化過程處于優(yōu)勢狀態(tài)，而反硝化過程處于輔助狀態(tài)，這也充分說明了此PN/A單元和組合工藝的穩(wěn)定性和優(yōu)越性，保證厭氧氨氧化過程可以充分發(fā)揮高效的脫氮性能，實現(xiàn)TN的穩(wěn)定去除。
2.3.2 PN/A單元的微生物群落結(jié)構(gòu)
PN/A單元在不同階段的門水平微生物群落組成及相對豐度變化如圖7（a）所示。可知，在不同階段PN/A單元的主要優(yōu)勢菌門均為Proteobacteria、Chloroflexi、Bacteroidota和Planctomycetota，四者的相對豐度之和在各個階段均超過70%。
Proteobacteria是污水處理系統(tǒng)中的常見菌門，包含多種AOB、NOB和DNB。Bacteroidota大部分為厭氧桿菌，可以存在于缺氧和低氧條件下，參與反硝化降解有機(jī)物過程。Planctomycetota是目前已知AnAOB所屬的唯一菌門。Chloroflexi是一類多細(xì)胞絲狀細(xì)菌，其絲狀結(jié)構(gòu)能在絮體污泥中起到骨架作用，絲狀菌相互纏繞形成顆粒核心，有利于顆粒污泥的形成，并且Chloroflexi可分解死亡的AnAOB，因此Chloroflexi在厭氧氨氧化體系中發(fā)揮著重要作用。階段Ⅰ至階段Ⅲ，Proteobacteria和Bacteroidota的相對豐度逐漸下降，分別由30.51%和22.38%降至18.67%和16.07%，而Chloroflexi和Planctomycetota的相對豐度逐漸上升，分別由17.33%和10.73%升至23.41%和20.32%，Chloroflexi和Planctomycetota在階段Ⅲ成為相對豐度最高和次高的菌門，說明隨著反應(yīng)的進(jìn)行，厭氧氨氧化自養(yǎng)菌群正在逐漸生長富集。
PN/A單元在不同階段的屬水平功能菌群相對豐度變化如圖7（b）所示。可知，PN/A單元存在Candidatus_Brocadia和Candidatus_Kuenenia兩種AnAOB屬，在階段Ⅰ兩種AnAOB屬的相對豐度分別為5.66%和0.52%，隨著運行時間的增長，AnAOB屬的相對豐度逐漸提高，在階段Ⅱ升至6.84%和1.29%，在階段Ⅲ進(jìn)一步升至10.14%和2.45%，表明AnAOB在PN/A單元得到有效富集，培養(yǎng)的AnAOB能很好地適應(yīng)水質(zhì)環(huán)境，在體系中維持較高豐度，因此PN/A單元在階段Ⅱ和階段Ⅲ表現(xiàn)出優(yōu)越的脫氮效果和穩(wěn)定性。Nitrosomonas是目前唯一已知的自養(yǎng)AOB屬，從階段Ⅰ至階段Ⅲ其相對豐度呈上升趨勢，由0.66%升至2.23%。Nitrospira和Nitrolancea是本研究PN/A單元中檢測出的兩種NOB屬，從階段Ⅰ至階段ⅢNOB屬的豐度有所下降，Nitrolancea和Nitrospira相對豐度之和由0.59%降至0.49%。以上結(jié)果說明，反應(yīng)過程中AOB活性逐漸增強，NOB活性被抑制，這是由于本研究在組合工藝運行期間通過采用低DO濃度（0.02~0.50mg/L）、間歇曝氣及弱堿性pH等多種手段結(jié)合的方式有效降低NOB活性，使得AOB處于競爭優(yōu)勢，最終控制PN/A單元短程硝化不穩(wěn)定的現(xiàn)象，保障厭氧氨氧化脫氮反應(yīng)穩(wěn)定進(jìn)行。DNB是反應(yīng)器內(nèi)常見的菌屬，本研究PN/A單元中檢測到Denitratisoma、unclassified_f__Comamonadaceae、Thauera、Comamonas四種主要的DNB，從階段Ⅰ至階段Ⅲ四種DNB的總相對豐度顯著下降，由15.20%降至4.04%，印證了Proteobacteria和Bacteroidota菌門相對豐度的變化趨勢，證實DNB在PN/A單元中處于競爭劣勢，餐廚沼液經(jīng)過A/RPIR單元處理后，有機(jī)物被大量去除，進(jìn)入PN/A單元的沼液C/N得到有效控制，使得異養(yǎng)DNB未能實現(xiàn)富集，為AnAOB的富集和發(fā)揮脫氮性能提供了優(yōu)質(zhì)的環(huán)境，PN/A單元最終實現(xiàn)了對TN的穩(wěn)定高效去除。另外，在PN/A單元中還檢測出一些豐度相對較高的其他異養(yǎng)菌群（OHB），主要包括unclassified_f__A4b、unclassified_o__SBR1031和Limnobacter。其中，unclassified_f__A4b、unclassified_o__SBR1031均屬于Chloroflexi菌門，在階段Ⅱ和Ⅲ相對豐度有所提高，促進(jìn)厭氧氨氧化顆粒污泥的形成；Limnobacter屬于異養(yǎng)菌，研究表明Limnobacter能夠與AnAOB共生并可緩解有機(jī)物對AnAOB的影響，因此Limnobacter的存在一定程度上能夠強化厭氧氨氧化脫氮系統(tǒng)的穩(wěn)定性。
綜上所述，PN/A單元經(jīng)過86d的運行，AnAOB和AOB等脫氮功能菌得以富集，NOB和DNB的活性受到抑制，這從微觀層面上解釋了2.3.1節(jié)中從階段Ⅰ至階段ⅢPN/A單元的脫氮效率逐漸強化并維持穩(wěn)定的原因，同時也印證了2.2節(jié)的結(jié)論，前端A/RPIR單元能夠有效降低進(jìn)水有機(jī)物對PN/A單元的影響，避免反硝化異養(yǎng)菌和AnAOB菌群競爭問題，保障厭氧氨氧化脫氮反應(yīng)的穩(wěn)定進(jìn)行，最終實現(xiàn)高效穩(wěn)定脫氮。
3、結(jié)論
①采用A/RPIR-PN/A-RPIR組合工藝處理餐廚沼液可實現(xiàn)高效穩(wěn)定的脫氮除碳效果，NH4+-N、TN和COD平均去除率分別可以達(dá)到97.10%、87.39%和82.36%，系統(tǒng)和PN/A單元的NRR最高分別可達(dá)0.31和0.57kg/（m3·d），相比傳統(tǒng)“預(yù)處理-兩級AO或A2/O-深度處理”工藝，該組合工藝具有高效、節(jié)能且低成本的優(yōu)勢。
②在A/RPIR-PN/A-RPIR組合工藝中試系統(tǒng)中，A/RPIR單元對COD的平均去除率可達(dá)69.93%，在組合工藝中占據(jù)86.61%的貢獻(xiàn)度；另外，在進(jìn)水水質(zhì)波動較大的情況下，A/RPIR單元出水C/N始終保持在0~1的較低范圍，為后續(xù)PN/A單元創(chuàng)造了良好的進(jìn)水條件，避免過多有機(jī)物進(jìn)入PN/A單元而導(dǎo)致菌群競爭，保障了厭氧氨氧化脫氮反應(yīng)的穩(wěn)定進(jìn)行。
③在A/RPIR-PN/A-RPIR組合工藝中試系統(tǒng)中，PN/A單元對脫氮的貢獻(xiàn)率達(dá)到了84.24%；微生物高通量測序結(jié)果顯示，在PN/A單元中AnAOB和AOB的相對豐度分別由階段Ⅰ的6.18%和0.66%升至階段Ⅲ的12.59%和2.23%，NOB和DNB的相對豐度分別由階段Ⅰ的0.59%和15.20%降至階段Ⅲ的0.49%和4.04%，說明A/RPIR-PN/A-RPIR組合工藝可以有效解決PN/A反應(yīng)過程中功能菌群間競爭和短程硝化不穩(wěn)定的問題，實現(xiàn)高效穩(wěn)定的除碳脫氮性能。
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