2019, Vol. 40
2. 农业部农村可再生能源开发利用重点实验室, 成都 610041
, DENG Liang-wei1,2 , YANG Hong-nan1,2 , YANG Han1,2 , XIAO You-qian1,2 , WANG Lan1,2
2. Laboratory of Development and Application of Rural Renewable Energy, Chengdu 610041, China
随着规模化生猪养殖业的发展, 大量未经处理的猪场废水集中排放, 带来严重的环境问题[1, 2].厌氧消化技术在去除污染物的同时又能回收沼气作为能源, 因此被广泛应用于猪场废水处理[3].但是厌氧消化不能有效去除猪场废水中的含氮物质, 所产生的厌氧消化液中氨氮浓度仍然较高, 有机物含量较低, 因此厌氧消化液具有低碳氮(C/N)比的特点.采用传统硝化-反硝化工艺对厌氧消化液进行脱氮处理时, 无法满足反硝化对碳源需求, 脱氮效能低[2, 4].
自养型同步脱氮工艺(autotrophic nitrogen removal, ANR)是一项基于短程硝化(partial nitrification, PN)和厌氧氨氧化(anaerobic ammonia oxidizing, ANAMMOX)工艺原理的新型、高效、低能耗的生物脱氮工艺, 常用于处理低碳氮比废水[5, 6].该工艺在限制溶解氧条件下, 利用好氧氨氧化细菌将部分NH4+-N转化为NO2--N, 而后利用厌氧氨氧化细菌, 以NH4+-N为电子供体, NO2--N为电子受体, 在同一装置内将剩余的NH4+-N和NO2--N转化为氮气.本课题组的前期研究表明, ANR工艺能够有效脱除猪场废水厌氧消化液中的氮素, 且总氮脱除速率高达3.90 kg·(m3·d)-1, 远远高于其他工艺, 总氮去除率达到73%[7], 该研究为猪场废水厌氧消化液脱氮处理带来了广阔的前景.
自养型同步脱氮工艺的主要功能微生物为氨氧化菌和厌氧氨氧化菌, 其中厌氧氨氧化菌的生长代谢对温度敏感.厌氧氨氧化菌为中温菌, 最适温度为30~40℃, 温度降低容易导致厌氧氨氧化细菌活性降低, 进而引起反应器脱氮效能恶化[8~10].有研究表明, 当温度从35℃降到15℃时, 最大比厌氧氨氧化活性降低近10倍, 导致反应器脱氮效能下降[11, 12].有研究表明, 利用ANAMMOX反应器处理市政废水时, 当温度为29℃时, 工艺负荷可达0.465 kg·(m3·d)-1, 但是当温度降低到12.5℃, 工艺负荷仅为0.046 kg·(m3·d)-1, 效能降低了10倍[13].也有研究表明, 当温度降至10℃时, 厌氧氨氧化细菌的活性几乎为零[12].但是也有研究表明, 在常温或低温条件下ANAMMOX工艺仍能保持部分脱氮效能.当温度从31.2℃降低到12.0℃时, 反应器的脱氮效能并没有受到影响, 厌氧氨氧化的混培物可以适应较低的温度[14].可见, 适当的降温(如降至20~15℃左右)虽然对厌氧氨氧化细菌活性有部分影响, 但反应器仍能正常运行.但是以上研究都是关于温度对厌氧氨氧化细菌的影响作用, 而在ANR工艺中, 不仅有ANAMMOX细菌的作用, 还有氨氧化细菌、亚硝酸盐细菌和反硝化细菌等功能微生物的作用, 单独研究温度对ANAMMOX的影响, 难以真实反映温度对ANR工艺的影响.在已有研究中鲜有关于温度对ANR工艺运行性能及其微生物群落影响的报道, 更鲜见温度对ANR工艺处理猪场废水厌氧消化液影响的研究.
本文采用气升式内循环反应器, 接种自养型同步脱氮污泥, 在30、25、20和15℃这4个不同温度条件下, 考察温度对ANR工艺处理猪场废水厌氧消化液脱氮效能的影响, 采用高通量测序技术, 探索不同温度下反应器的脱氮效能及微生物群落结构之间的关系, 以期为不同季节ANR工艺高效运行调控奠定理论基础.
1 材料与方法 1.1 实验废水和接种污泥本实验废水为四川简阳某猪场的猪场废水厌氧消化池出水, 取回后常温保存, 其水质指标如表 1所示.本实验所用接种污泥取自实验室培养的自养型同步脱氮污泥, 接种量为1L, MLVSS为9280 mg·L-1.
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表 1 实验用猪场废水厌氧消化液的水质指标 Table 1 Characteristics of digested swine wastewater effluent used as influent in the experimental autotrophic nitrogen removal reactors |
1.2 反应器的运行
本实验装置为4个有效容积为5 L的气升式内循环反应器, 结构如图 1所示.反应器由有机玻璃制成, 内径为60 mm, 外径为120 mm, 高度为805 mm.进水通过蠕动泵(型号WT600-2J, 保定兰格集团)从反应器底部泵入, 利用空气泵(型号ACO-002, 天津森森集团股份有限公司)将空气底部泵入反应器, 空气流量由转子流量计(LZB-6, 常州天晟热工仪表有限公司)调节器控制.进水和污泥随空气从主反应区向上流动, 而后污泥再经两边的沉淀区向下沉淀, 出水从反应器的顶部溢流排出.反应器顶部设置一个漏斗状浮泥挡板, 截留因污泥上浮导致的污泥流失.反应器用黑布覆盖防止微生物受光照的影响.
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图 1 ANR工艺处理猪场废水厌氧消化液实验装置示意 Fig. 1 Schematics of internal loop air-lift reactor |
本实验共设置4个温度梯度, 30、25、20和15℃, 通过水浴夹套对反应器运行温度进行控制.根据运行温度分别将反应器命名为ANR30、ANR25、ANR20和ANR15.进水流量为40 L·d-1, 水力停留时间为3 h, 每天测定进出水的pH、NH4+-N、NO2--N、NO3--N浓度和反应器内溶解氧(dissolved oxygen, DO)浓度.
1.3 分析方法NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度采用全自动流动注射仪(AA3, Bran + Luebbe, Norderstedt, Germany)测定; pH采用PHSJ-3C型pH计(雷磁PHSJ-3C, 上海精密科学仪器有限公司)测定; DO、温度采用WTW在线连续检测仪(MIQ/TC 2020X7, WTW Company, Germany)在线测定.
1.4 污泥特征反应器运行至100 d, 取出各反应器的污泥.采用体视显微镜(ZEISS, Discovery V8, Germany)对污泥形态进行观察摄影.采用QICPIC粒度仪(Sympatec GmbH, Germany)对污泥的粒径分布和粒级参数进行测量.
1.5 高通量测序取自接种污泥和4个反应器运行至100 d时的污泥, 分别命名为：Seed(接种污泥)、T30(ANR30)、T25(ANR25)、T20(ANR20)和T15(ANR15).采用PCR技术扩增细菌的16S rRNA基因.扩增体系为50 μL, 包括0.5 units Ex Taq DNA polymerase (TaKaRa, Dalian, China), 10 μL 1×Ex Taq loading buffer (TaKaRa, Dalian, China), 8 μL dNTP mix (TaKaRa, Dalian, China), 2 μL of each primer (10 mmol·L-1), 10~100 ng template DNA.扩增条件为：预变性(95℃) 3min, 变性(94℃)30 s, 退火(50℃)60 s, 延伸(73℃)60 s, 30个循环, 延伸(72℃)10 min.将各样品的PCR产物按照等摩尔量进行混合, 使用E.Z.N.A.TM公司的Gel Extraction Kit凝胶回收试剂盒切胶回收PCR混合产物.将获得的混合PCR产物用Illumina建库试剂盒进行标准建库, 利用HiSeq2500进行双端250 bp测序.具体分析步骤和相关生物信息分析方法参考文献[15].
2 结果与分析 2.1 不同温度ANR反应器脱氮性能4个ANR反应器(ANR30、ANR25、ANR20和ANR15)的运行温度分别控制在30、25、20和15℃, 进水NH4+-N浓度为160~450 mg·L-1, HRT稳定在3 h, 反应器总共运行了100 d.实验过程中, 根据出水三氮(NH4+-N、NO2--N和NO3--N)浓度调节DO浓度.实验开始阶段通过稀释厌氧消化液降低进水氮负荷来快速启动ANR工艺, 根据厌氧消化液的不同稀释比可将ANR30、ANR25和ANR20整个运行过程分为两个阶段, ANR15分为3个阶段, 各阶段的反应器的运行情况如图 2和表 2所示.
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(a)、(c)、(e)和(g)分别为ANR30、ANR25、ANR20和ANR15反应器进出水NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度随时间变化曲线; (b)、(d)、(f)和(h)分别为ANR30 ANR25、ANR20和ANR15反应器ARE、TNRE和DO随时间变化曲线 图 2 不同温度下ANR工艺处理猪场废水厌氧消化液的运行性能 Fig. 2 Performance of autotrophic nitrogen removal processes treating digested swine wastewater at different temperatures |
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表 2 不同温度下ANR工艺处理猪场废水厌氧消化液脱氮速率 Table 2 Nitrogen removal rate of autotrophic nitrogen removal processes treating digested swine wastewater at different temperatures |
当温度为30℃时(ANR30反应器), 第一阶段(0~40 d)进水中厌氧消化液占50%, 进水NH4+-N浓度为144~272 mg·L-1, 进水氨氮负荷(nitrogen loading rate, NLR)为(1.72±0.22)kg·(m3·d)-1, 此阶段控制DO浓度在0.55 mg·L-1左右.氨氮去除速率(ammonia removal rate, ARR)为(1.10±0.35)kg·(m3·d)-1, 总氮去除速率(total nitrogen removal rate, TNRR)为(0.80±0.22)kg·(m3·d)-1, 氨氮去除率(ammonia removal efficiency, ARE)在36%~88%之间, 总氮去除率(total nitrogen removal efficiency, TNRE)在26%~65%之间.反应器运行性能不稳定, 脱氮效能波动较大.这可能是由于反应器运行时间不够, 进水氨氮浓度较低且波动变化大造成的.此阶段平均出水NH4+-N浓度为76 mg·L-1, 出水NO2--N和NO3--N浓度分别为13 mg·L-1和30 mg·L-1.第二阶段(41~100 d), 进水为100%沼液, DO浓度提高到0.80~1.20 mg·L-1. NH4+-N浓度330~532 mg·L-1, NLR为(3.13±0.35)kg·(m3·d)-1.随着NLR的增加, ARR逐渐提高到(2.62±0.39)kg·(m3·d)-1, TNRR达到(2.29±0.39)kg·(m3·d)-1, 最大ARE和TNRE达到84%和73%.
25℃反应器(ANR25)第一阶段(0~46 d), 进水中厌氧消化液占比50%, NH4+-N浓度在144~284 mg·L-1之间, DO浓度控制在0.5 mg·L-1左右.此阶段平均NLR为(1.83±0.25)kg·(m3·d)-1, ARR先降低然后逐渐增加最后稳定在(0.96±0.40)kg·(m3·d)-1, 平均TNRR为(0.71±0.32)kg·(m3·d)-1, ARE和TNRE在18%~77%和11%~64%之间波动, 反应器运行性能不稳定.出水NH4+-N浓度较高(101 mg·L-1), 但NO2--N和NO3--N浓度较低.第二阶段(47~100 d), 进水中厌氧消化液占比提高到100%, NH4+-N浓度为274~424 mg·L-1, 同时加大曝气量, DO控制在0.8~1.0 mg·L-1范围.在第二阶段, NLR提高到(2.99±0.33)kg·(m3·d)-1, 随着NLR的提高, ARR逐渐提高, 最后稳定在(2.02±0.51)kg·(m3·d)-1, TNRR提高到(1.72±0.39)kg·(m3·d)-1.此阶段后期反应器实现稳定运行, ARE最后稳定在74%左右, TNRE稳定在60%左右.
当反应器运行温度为20℃(ANR20), 第一阶段(0~60 d)控制DO浓度在0.4~0.6 mg·L-1, 进水中厌氧消化液占比50%, NH4+-N浓度为(212±46)mg·L-1, NLR为(1.70±0.34)mg·L-1.此阶段ARR和TNRR分别为(0.92±0.31)kg·(m3·d)-1和(0.67±0.33)kg·(m3·d)-1, 反应器氨氮和总氮去除率波动较大, 运行效能不稳定. NO2--N和NO3--N积累量少, 但是有大量的氨氮积累, 浓度为(96±60)mg·L-1.在第二阶段(61~100 d), 进水中厌氧消化液占比提高至100%, NH4+-N浓度为(406±56)mg·L-1, 同时提高DO至0.6~0.9 mg·L-1, NLR逐渐从(2.58±0.19)kg·(m3·d)-1提高至(3.27±0.12)kg·(m3·d)-1.经过40 d的运行ARR和TNRR从(1.12±0.11)kg·(m3·d)-1和(1.07±0.18)kg·(m3·d)-1提升至(1.34±0.13)kg·(m3·d)-1和(1.18±0.88)kg·(m3·d)-1, ARE和TNRE分别为60%和42%.此阶段后期出现NO2--N的积累, 平均出水NO2--N浓度为(54±16)mg·L-1, 出水NO3--N浓度为(12±7)mg·L-1.
当反应器温度为15℃时, 第一阶段(0~7 d)DO浓度控制在3.0 mg·L-1以上, 以快速提高低温条件下的氨氧化细菌活性.此阶段进水中厌氧消化液占比为50%, 平均进水NH4+-N浓度为(313±35)mg·L-1, NLR为(2.53±0.27)kg·(m3·d)-1, ARR为(0.76±0.27)kg·(m3·d)-1, TNRR为(0.50±0.12)kg·(m3·d)-1, 平均ARE和TNRE为31%和20%, 出水NO2--N和NO3--N积累量少, 但是低温导致氨氧化细菌活性降低, 没有达到稳定的短程硝化, 出水中有大量的氨氮积累, 浓度为(220±67)mg·L-1.第二阶段(8~40 d), 降低进水NH4+-N浓度, 控制DO浓度在0.4~0.8 mg·L-1之间, 以快速启动ANR.平均进水NH4+-N浓度降低到(223±33)mg·L-1, NLR降低到(1.76±0.26)kg·(m3·d)-1, 随着NLR的减低, ARR增加到(0.85±0.31)kg·(m3·d)-1, TNRR达到(0.23±0.25)kg·(m3·d)-1, ARE提高到50%, TNRE却降低到13%.此阶段出现大量NO2--N的积累, 最大出水NO2--N浓度为62 mg·L-1, NO3--N积累较少, 浓度在0~33 mg·L-1之间.第三阶段(41~100 d), 进水厌氧消化液占比提高到100%, 进水NH4+-N浓度在291~433 mg·L-1之间, DO浓度在0.7~1.1 mg·L-1.进水NLR增加到(3.01±0.39)kg·(m3·d)-1, ARR增加到(1.24±0.53)kg·(m3·d)-1, TNRR从(0.53±0.43)kg·(m3·d)-1增加到(1.00±0.11)kg·(m3·d)-1, 此阶段ARE和TNRE分别稳定在50%左右和31%左右.出水中有大量NH4+-N和NO2--N积累, 浓度分别为(216±55)mg·L-1和(84±55)mg·L-1, NO3--N积累较少, 平均浓度为(15±5)mg·L-1.
2.2 不同温度条件下ANR反应器的污泥特性 2.2.1 污泥形态学本实验进行100 d后, 利用体视显微镜观察了4个反应器中污泥形态特征, 如图 3所示.从中可以看出, 运行温度30℃和25℃的反应器中, 污泥的颗粒化程度比较明显, 污泥颜色为红褐色, 且30℃反应器中的颜色更深.而运行温度20℃和15℃的反应器中, 污泥呈絮状, 颗粒化程度比较低, 且污泥颜色为黑褐色.据研究报道, 厌氧氨氧化细菌因富含血红蛋白呈现为红色, 污泥的颜色可以反映出反应器中厌氧氨氧化细菌浓度和活性[16~18].根据观察到的污泥颜色, 说明30℃和25℃反应器中厌氧氨氧化细菌比较富集且活性较高, 而20℃和15℃反应器中污泥呈絮状且颜色偏黑, 说明低温条件抑制了污泥的聚合与厌氧氨氧化细菌的活性, 这也与各反应器的运行性能结果相一致.
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图 3 不同温度下ANR工艺处理猪场废水厌氧消化液的污泥形态 Fig. 3 Sludge morphology of autotrophic nitrogen removal processes treating digested swine wastewater at different temperatures |
颗粒污泥的粒径影响污泥内部物质的传输, 影响功能微生物的分布与活性, 进而影响反应器的脱氮性能. 图 4是通过激光粒度仪测得的4个反应器中污泥的粒径累积分布, 包括表面积平均粒径(surface mean diameter, SMD)和体积平均粒径(volume surface mean diameter, VMD).从中可以得出, 运行温度30℃反应器中的污泥粒径最大, SMD和VMD分别为80.85μm和472.94μm.随着温度降低, 其平均粒径也呈下降趋势.运行温度25℃反应器污泥的SMD和VMD较运行温度20℃和运行温度15℃的高, 分别为79.95 μm和231.76 μm. ANR20和ANR15反应器污泥的SMD分别为63.21 μm和48.33 μm, VMD分别为151.96 μm和68.40 μm.
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Q3表示不同粒径颗粒的总体积占全部颗粒总体积的百分比; q3表示不同粒径颗粒的体积微分分布函数曲线 图 4 不同温度下ANR工艺处理猪场废水厌氧消化液的污泥粒径分布 Fig. 4 Sludge particle size distribution of autotrophic nitrogen removal processes treating digested swine wastewater at different temperatures |
采用MiSeq高通量测序技术对接种污泥、运行温度30、25、20和15℃反应器(以下用T30、T25、T20和T15表示)的污泥微生物群落结构进行了分析.通过barcode的识别, 去掉嵌合体序列, 总共获得了2 520个细菌OTUs和75个古菌OTUs.其中对于每个样品的序列来说, 93.99%~98.08%的细菌序列和100%的古菌序列可以精确到门水平. 图 5是5个污泥样品中的细菌和古菌在门水平下的分布情况.
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图 5 5个污泥样品在门水平上的相对丰度 Fig. 5 Relative abundances of microbial communities at the phylum level |
由图 5可知, 在门水平上, 共检测出了包括Proteobacteria、Bacteroidetes、Firmicutes、Ignavibacteriae、Actinobacteria、Euryarchaeota、Chloroflexi在内的11个门, 其中以Proteobacteria、Bacteroidetes、Firmicutes为主要优势门(丰度均大于10%).
对于每个序列样品, 有88%的细菌群落至少可以精确到目水平, 分析优势细菌目水平下(>1%)相对分布如图 5(a)所示.在古菌群落结构中, 各污泥样品中的古菌OTUs数量较低, 因此本研究在各OTUs能注释到的分类等级最低水平上分析了所有的古菌OTUs, 结果如图 5(b)所示.由图 5(a)可以看出, 在细菌域中, Sphingobacteriales、Clostridiales、Burkholderiales为各污泥的共有优势目, 其在各污泥样品中的丰度均大于8%.其中Sphingobacteriales隶属于Bacteroidetes, 是一类球状、好氧或兼性厌氧细菌, 大部分都具有发酵能力[19], 其在各污泥中的相对丰度分别为18.12%(Seed)、14.78%(T15)、21.54%(T20)、17.88%(T25)和32.53%(T30).进一步的分析发现, 各污泥中的Sphingobacteriales主要分布在Haliscomenobacter和Ferruginibacter这两个属中, 其在Seed、ANR15、ANR20、ANR25、ANR30中的丰度分别为7.81%、3.55%、12.34%、13.81%、24.45%和3.62%、6.96%、3.64%、0.62%和0.66%.由此可见随着反应器的运行, Haliscomenobacter的丰度随着温度的增加逐渐增加, 在T15中最低, 在T30中最高.而Ferruginibacter随着温度增加逐渐降低, 在T15中丰度最大, 在ANR30丰度最低. Haliscomenobacter为好氧菌, 以氧为电子受体, 葡萄糖, 果糖和淀粉等有机物为电子供体[19, 20], 而在沼液中仍然含有丰富的有机物, 因此, 笔者认为, Haliscomenobacter为中温条件下反应器中的优势发酵细菌(20, 25和30℃), 而Ferruginibacter为低温条件下反应器中的优势发酵细菌(15℃). Clostridiales是一类根据16S rRNA聚类而形成的目, 其在表现型、生理特性、生态特性等方面各不相同[21], 在各污泥中的浓度分别为7.69%(Seed)、11.6%(T30)、18.35%(T25)、10.04%(T20)和19.73%(T15).进一步的分析发现, 各污泥中的Clostridiales主要分布在Clostridiaceae这个科中, 其在Seed、T30、T25、T20和T15中的丰度分别为4.46%、6.97%、9.99%、5.03%和10.80%. Clostridiaceae是一类严格厌氧杆菌, 几乎所有的细菌都可通过分解有机物或自养生长产生有机酸(乙酸、丁酸)或酒精, 是沼气发酵工艺中的主要功能微生物之一. Burkholderiales在各污泥中的丰度分别为8.35%(Seed)、9.26%(T30)、13.66%(T25)、20.41%(T20)和17.01%(T15), 但是本研究中所检测到的Burkholderiales无法被进一步分类, 而Burkholderiales中各科属在表现型、代谢特性和生态特性上各不相同, 其中包括严格好氧或兼性厌氧化能异养菌和严格或兼性化能自养菌.另外, 接种污泥(Seed)中的Ignavibacteriales和T20中的Nitrosomonadales相对丰度均大于5%, 分别为8.46%和6.2%. Ignavibacteriales是一类嗜热菌, 严格或兼性厌氧的化能营养型细菌, 可以亚硝酸盐、Fe(Ⅲ)、As(Ⅴ)等作为电子受体[22].由于其为一类中性嗜热菌, 因此其在15℃条件下培养后, 丰度逐渐降至1.75%. Nitrosomonadales是主要的氨氧化菌群, 其在各污泥中的丰度分别为0.11%(Seed)、3.00%(T30)、2.85%(T25)、6.20%(T20)和1.68%(T15).可见, 随着反应器的运行, 其丰度逐渐增加. ANR15中其丰度明显低于其他污泥, 在温度为15℃时富集生长缓慢.
由图 5(a)和图 6(a)可知, 4个反应器中的氨氧化细菌Nitrosomonadales明显高于接种污泥, 说明在本研究的实验条件下, 氨氧化细菌得到有效富集. Nitrospirales是5个污泥样品检测出来的亚硝酸盐氧化细菌, 可与氨氧化细菌竞争氧气, 与厌氧氨氧化细菌竞争NO2--N, 本研究中T15、T20、T25和T30中Nitrospirales的相对丰度明显低于接种污泥, 说明在本实验条件下中, 低溶解氧与短HRT运行条件, 很好地抑制并洗出了亚硝酸盐氧化细菌.此外, 5个污泥样品中检测出的厌氧氨氧化细菌为Candidatus Brocadiales, 其隶属于浮霉菌, 在多个厌氧氨氧化反应器中均有检测出.在本研究中, Candidatus Brocadiales在T15和T20 (0.01%)的丰度明显低于T25和T30 (0.1%), 说明低温严重地抑制了其生长.在5个污泥样品中, 具有反硝化能力的发硝化细菌也有大量检测出, 包括Acidimicrobiales、Rhodospirillales、Flavobacteriales、Hydrogenophilales、Lactobacillales等.
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图 6 优势细菌(>1%)和全部的古菌在目水平下相对分布 Fig. 6 Relative abundance of bacterial orders (abundance>1%) and all archaeal orders |
由图 5(b)和图 6(b)可知, 各污泥中大部分的古菌都是产甲烷菌, 主要分类到3个目中, 即Methanosarcinales, Methanobacteriales和Methanomicrobiales.其中Methanosarcinales在各污泥中的相对丰度最大, 分别为75.60%(Seed), 32.06%(T30)、51.20%(T25)、33.97%(T20)和34.45%(T15). Methanosarcinales是一类假八叠状、球状、鞘杆状严格厌氧型产甲烷菌, 常出现在厌氧发酵污泥中[23]. Methanobacteriales和Methanomicrobiales在Seed、ANR30、ANR25、ANR20、ANR15中的丰度分别为14.35%、5.74%、4.31%、6.22%、13.88%和1.91%、3.35%、4.31%、3.83%、6.7%. Methanobacteriales和Methanomicrobiales利用氢气作为还原剂将二氧化碳、甲酸、甲醇等一碳化合物产生甲烷[23].由此可以推测, 反应器中产甲烷古菌的大量富集与其进水为猪场废水厌氧消化液有关.
3 讨论 3.1 温度对反应器脱氮性能的影响根据4个反应器的运行效果, 温度对自养型同步脱氮工艺处理猪场废水厌氧消化液的影响较大. 30℃条件下, 反应器的脱氮效果最佳.当NLR为3.13 kg·(m3·d)-1时, TNRR能达到2.92 kg·(m3·d)-1.随着运行温度的降低, 反应器的脱氮效能也逐渐降低. 25℃条件, 最大TNRR为1.72 kg·(m3·d)-1, 该效能与文献报道的同类工艺效能相当[7].当温度条件为20℃时, 反应器的最大TNRR为1.18 kg·(m3·d)-1, 尽管其显著低于25℃下的工艺效能, 但已显著高于文献报道的同类工艺效能[24].当温度为15℃时, 反应器工艺效能进一步降低, TNRR为0.50 kg·(m3·d)-1, 分别是30、25和20℃的17%、39%和66%, 该工艺效能与文献[25]报道的同类工艺效能相当.虽然在低温条件下获得的总氮去除率较低, 但显著高于前人研究(表 3).此外本研究发现, 在15℃时, 大量氨氮转化为NO2--N积累, 出水NO2--N浓度高达84 mg·L-1, 而NO3--N浓度却很低, 可见, 低温可以明显抑制厌氧氨氧化细菌的活性和亚硝酸盐氧化细菌的活性, 却对氨氧化菌的活性影响甚微, 该发现可为低温短程硝化工艺的开发和低温ANR工艺的效能优化提供依据和思路.
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表 3 其他研究报道的ANR工艺脱氮效能 Table 3 Comparison of nitrogen loading rates and autotrophic nitrogen removal rates in one-stage reactors at different temperatures |
3.2 温度对污泥性能的影响
本研究发现, 在30℃和25℃条件下, 污泥中形成的红色厌氧氨氧化颗粒明显, 且颜色呈现出深红色, 厌氧氨氧化细菌富集程度要明显高于20℃和15℃, 这可由16S rRNA测序结果得到验证, 30℃和25℃反应器中的厌氧氨氧化细菌的相对丰度是20℃和15℃的10倍, 高富集程度的厌氧氨氧化细菌是反应器高脱氮性能的关键.从粒径分析结果可以看出, 温度越低, 颗粒污泥的粒径越小, 这可能是低温不利于污泥的凝聚.污泥的粒径影响污泥的沉降性能, 而污泥的沉降性能又决定了污泥在反应器中的停留时间, 对于生长周期长的厌氧氨氧化细菌, 较长的污泥停留时间有利于细菌富集[29].污泥粒径越大, 氧的渗透压越低, 越有利于厌氧氨氧化反应的进行[30].进而, 污泥的粒径与反应器的脱氮性能和微生物的群落结构相关, 污泥粒径变化趋势也与反应器的脱氮性能一致.
3.3 温度对微生物群落的影响由于本研究所用的废水是猪场废水厌氧消化的出水, 其污水中含有大量厌氧消化过程的发酵细菌, 以及未发酵完全的有机物, 因此, 在各反应器中发酵细菌是主要的优势菌群, 其主要为Sphingobacteriales和Clostridiales, 在Seed、T30、T25、T20和T15中的丰度均大于10%.进一步分析发现, Sphingobacteriales中Haliscomenobacter更适宜在中温环境下生长, 而Ferruginibacter更适宜在低温条件下生长.古菌群落结构分析也发现在各污泥中产甲烷古菌是主要的古菌菌群, 其相对丰度大于41%.因此, ANR工艺在处理猪场废水厌氧消化液的过程中, 大量厌氧发酵微生物得以生存.高通量测序结果发现4个反应器中均存在较高相对丰度(>10%)的异养菌(Proteobacteria、Bacteroidetes和Firmicutes), 部分具有发酵能力的异养菌的存在可能是随进水进入反应器中, 利用进水或细胞解体产生的有机物进行生存与繁殖[31], 异养菌的存在对反应器中有机物的去除仍需进一步研究.本研究的4个反应器中的氨氧化细菌都得到有效富集, 而厌氧氨氧化细菌丰度却差异很大, 说明温度对氨氧化细菌的生长抑制并不明显, 对厌氧氨氧化细菌的生长明显.两种功能菌在低温条件下的温度依赖性差异是造成低温条件下亚硝酸盐积累的主要原因.
4 结论本研究通过运行4个不同温度条件下的ANR反应器, 探究了温度对ANR处理猪场废水厌氧消化液脱氮效能的影响, 并分析了微生物群落结构变化.实验结果表明, 温度对ANR污泥处理猪场废水厌氧消化液的脱氮效能具有较大影响.当温度由30℃降为25℃时, 温度降低对ANR污泥的形态和粒径(SMD由80.85 μm降为79.95 μm)变化不明显, 反应器仍能高效运行, TNRR为1.72 kg·(m3·d)-1, TNRE为66%.当温度低于20℃时, ANR污泥严重解体, 粒径急剧下降, 但是反应器仍能取得一定的脱氮效果, TNRR为1.18 kg·(m3·d)-1, TNRE为42%.而当温度为15℃时, 反应器难以稳定运行, 因此, 在寒冷的冬季反应器至少应该维持在20℃左右, 并通过降低负荷维持反应器的正常运行.微生物群落结构分析表明, 低温对厌氧氨氧化细菌的影响明显大于氨氧化细菌的影响.在本研究的运行条件下亚硝酸盐氧化细菌的含量得到有效抑制, 厌氧发酵微生物和反硝化细菌得到有效富集, 这或许可为低温短程硝化反硝化工艺的开发提供依据.
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