2021, Vol. 42
2. 西北水资源与环境生态教育部重点实验室, 西安 710055
2. Key Laboratory of Northwest Water Resource, Environment and Ecology, Ministry of Education, Xi'an 710055, China
厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX)工艺相较于传统硝化-反硝化脱氮工艺, 具有曝气量少、不消耗有机物及污泥产率低等特点[1, 2], 并且已成功应用于城市污水处理厂污泥水及与此类似的含有高浓度氨氮的工业废水[3~5]. 一段式部分亚硝化厌氧氨氧化工艺是将氨氮的氧化和厌氧氨氧化过程集合在一个反应器内, 从而一步实现氨氮的高效去除.
截至2014年, 全球已有100座以厌氧氨氧化工艺运行的污水处理工程, 其中约88%采用一段式部分亚硝化厌氧氨氧化工艺[6], 但其大多数用于处理低C/N的高浓度含氮废水.一段式部分亚硝化厌氧氨氧化工艺稳定运行的关键在于维持系统内亚硝酸盐氧化菌(nitrite oxidation bacteria, NOB)数量或活性维持在较低的水平[7, 8].有研究表明, 在高氨氮环境下, 通过控制溶解氧(dissolved oxygen, DO)、游离氨(free ammonia, FA)和游离亚硝酸(free nitrite acid, FNA)等[9~11]可实现抑制或淘汰NOB, 从而达到稳定的高效脱氮.然而, 在中低氨氮浓度条件下, 可获得的FA或FNA浓度较低, 对NOB的抑制减弱或消失.而有研究发现, 仅通过低DO浓度难以实现对NOB的长期限制.因此, 探究在中低氨氮浓度条件下一段式亚硝化厌氧氨氧化工艺的稳定运行具有重要的研究价值.
本文以序批式移动床生物膜反应器(sequencing moving bed biofilm reactor, SMBBR)为研究对象, 在常温条件下以一段式亚硝化厌氧氨氧化工艺处理中低浓度氨氮废水. 通过控制DO浓度, 探讨在中低氨氮浓度条件下能否实现稳定脱氮, 同时对AOB、ANAMMOX及NOB活性进行测定, 并采用高通量测序对生物膜中的功能微生物进行分析, 以期为一段式部分亚硝化厌氧氨氧化技术处理中低浓度氨氮废水提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 SMBBR运行及接种填料SMBBR有效容积为5 L, 水力停留时间(HRT)为12~18 h, 温度为室温, pH值控制在7.5~8.2. 反应器以序批式模式运行, 进出水及搅拌均由自控系统控制.反应器进水为人工配水, 各实验阶段进水氮组分浓度见表 1, 其它成分为KHCO3 0.5 g·L-1、KH2PO4 0.5 g·L-1、CaCl2·2H2O 0.18 g·L-1和MgSO4·7H2O 0.10 g·L-1, 微量元素[12]为1 mL·L-1. 接种生物膜为稳定运行的处理高浓度氨氮废水的一段式亚硝化厌氧氨氧化反应器, 填料型号为K3 (比表面积: 500 m2·m-3), 填充率为25%.
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表 1 各实验阶段进水氮组分浓度 Table 1 Concentration of nitrogen components in each phase |
1.2 水质指标测定
NH4+-N、NO2--N和NO3--N的测定参照标准分析方法[13]. NH4+-N的测定采用纳氏试剂分光光度法, NO2--N的测定采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法, NO3--N的测定采用紫外分光光度法, MLSS和MLVSS的测定采用重量法. pH值由在线式pH计(Inpro 4010, 梅特勒)测定. 溶解氧(DO)由在线式溶氧仪(Inpro 6050, 梅特勒)测定.
1.3 活性的测定ANAMMOX菌活性测定方法如下: 取出若干填料, 用无氧水淘洗2~3次后, 置于600 mL的反应瓶中, 同时加入30 mg·L-1 NH4+-N、40 mg·L-1 NO2--N及微量元素, 然后通入氮气5 min, 使DO降低至0.05 mg·L-1以下, 最后加入KHCO3(0.5 g·L-1). 在测定过程中, 反应瓶置于恒温摇床上以保证基质混合均匀, 温度设定为35℃, 定期从反应瓶中取出水样, 通过分析水样中的NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度变化以确定ANAMMOX活性.
AOB和NOB活性测定方法如下: 取出若干填料, 用纯水淘洗2~3次后, 置于600 mL的反应瓶中, 分别加入30 mg·L-1 NH4+-N、40 mg·L-1 NO2--N及微量元素等, 然后曝入空气, 控制DO浓度在5 mg·L-1以上. 在测定过程中, 温度控制为室温, 定期从反应瓶中取出水样, 通过分析水样中的NH4+-N和NO2--N浓度变化以确定AOB和NOB活性.
1.4 NO3--N生成贡献估算反应中产生的NO3--N由NOB和ANAMMOX两部分构成(图 1), NOB对NO3--N的贡献XNOB和ANAMMOX的贡献XANAMMOX分别定义为：
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(1) |
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(2) |
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图 1 一段式亚硝化厌氧氨氧化氮组分转化关系 Fig. 1 Nitrogen conversion of single partial nitritation-ANAMMOX process |
其关系符合式(3)和式(4):
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(3) |
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(4) |
式中, XNOB和XANAMMOX分别为NOB和ANAMMOX对NO3--N的生成贡献占比, %; ΔNO3-(NOB)为NOB的NO3--N生成量, mg·L-1; ΔNO3-(ANAMMOX)为ANAMMOX的NO3--N生成量, mg·L-1; cEffNO3-为出水NO3--N, mg·L-1.
由于进水中不含有机物, 因此, 反应器中的氮损失ΔTN(ANAMMOX)全部由厌氧氨氧化贡献, 即：
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(5) |
式中, ΔTN(ANAMMOX)为反应器中的氮损失, mg·L-1; cTNInf为进水TN, mg·L-1; cTNEff为出水TN, mg·L-1.
依据厌氧氨氧化分解代谢过程的化学计量关系[14], ANAMMOX菌以1∶1消耗NH4+-N和NO2--N生成N2, 因此, ANAMMOX反应消耗的NH4+-N按式(6)计算.
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(6) |
在进行厌氧氨氧化过程中, 每消耗1 g的NH4+-N理论上要产生0.26 g的NO3--N, 因此ANAMMOX生成的NO3--N量按式(7)进行计算.
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(7) |
将式(7)代入式(2), 可得式(8), 即通过测定进出水TN和出水NO3--N, 依据式(8)和式(3), 可确定NOB和ANAMMOX各自对NO3--N的贡献.
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(8) |
从生物填料上取下一定数量的生物膜, 经去离子水淘洗离心后按照试剂盒E.Z.N.A.® soil DNA Kit (Omega Bio-tek, Norcross GA, U.S.)规定的方法对DNA进行提取.以提取的DNA为PCR模板, 采用V3-V4引物(序列338F: 5′-ACTCCTACGGG AGGCAGCAG-3′和806R：5′-GGACTACHVGGGTWT ATAAT-3′), 在ABI Gene Amp® 9700 PCR thermo-cycler (ABI, CA, USA)上进行PCR反应. 所获数据均在上海美吉生物云在线平台进行分析.
2 结果与分析 2.1 SMBBR运行效果SMBBR运行效果见图 2, 根据有无外源NO2--N, 将整个启动过程分为2个阶段, 分别为阶段Ⅰ和阶段Ⅱ.
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图 2 SMBBR运行效果 Fig. 2 Performance of SMBBR |
在阶段Ⅰ (0~115 d) 中, 由于起始AOB活性较低, 不能为ANAMMOX菌提供足够的NO2--N, 因此, 在进水中配有一定浓度的NO2--N以维持ANAMMOX活性. 在此阶段中, 进水NH4+-N浓度从200 mg·L-1降至150 mg·L-1, 进水NO2--N/NH4+-N比值也从0.60先降至0.53, 再降至0.33. 当进水NH4+-N浓度为200 mg·L-1时, 去除负荷为(0.33±0.01)kg·(m3·d)-1. 当进水NH4+-N浓度降至150 mg·L-1, NO2--N/ NH4+-N比值为0.53时, 去除负荷为(0.27±0.03) kg·(m3·d)-1. 随着进水NO2--N浓度的降低(NO2--N/ NH4+-N比值为0.33), 去除负荷进一步降至(0.20±0.02) kg·(m3·d)-1. 综上, 随着进水NO2--N/ NH4+-N比值的降低, 去除负荷呈下降趋势, 这主要和ANAMMOX菌不能获得足够的NO2--N有关. 当进水中含有较高浓度NO2--N时, ANAMMOX菌能以最大速率进行厌氧氨氧化反应, 而当进水中NO2--N浓度较低时, NO2--N的主要来源为AOB的氧化, 考虑到AOB氧化能力有限, ANAMMOX菌受到限制.
在阶段Ⅱ(115~180 d)中, 进水中不含NO2--N且NH4+-N浓度从150 mg·L-1降至100 mg·L-1, 此时ANAMMOX菌所用NO2--N全由AOB提供. 在此阶段中, 负荷为0.16 kg·(m3·d)-1, 去除率为(51.58±6.80)%, 表明ANAMMOX和AOB菌之间形成了良好的协同关系. Qiao等[15]的研究显示, 当仅进行亚硝化和厌氧氨氧化过程时, ΔNO3--N/Δ NH4+-N应为0.11 [见式(9)], 当进行完全硝化过程时, ΔNO3--N/Δ NH4+-N应为1.00 [见式(10)]. 在本阶段中, 生成NO3--N和去除NH4+-N的比值变化见图 3. 生成NO3--N和去除NH4+-N的比值为0.52±0.11, 此数值高于0.11, 但又小于1.00 (完全硝化), 表明除厌氧氨氧化过程外, 还存在完全硝化过程.根据式(8)和式(3)对生成NO3--N的贡献占比进行核算, ANAMMOX和NOB的贡献分别为(28.53±16.42)%和(71.47±16.42)%, 约有17 mg·L-1的NO2--N被NOB直接氧化为NO2--N. 因此如何提高此部分NO2--N的利用率是提高反应器脱氮效率的关键.
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(9) |
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图 3 阶段Ⅱ生成NO3--N和去除NH4+-N的比值 Fig. 3 Ratio of produced NO3--N to removed NH4+-N in phase Ⅱ |
完全硝化过程:
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(10) |
图 4为阶段Ⅱ典型周期内DO、pH及氮组分变化情况.在进水结束后, 由于进水中含有较高浓度的DO, DO浓度可达2 mg·L-1以上, 随后DO浓度快速下降并稳定在0.7 mg·L-1左右, 这为同步亚硝化厌氧氨氧化创造了良好的条件.从图 4(b)中可以看出, 整个周期内的NH4+-N浓度呈现出下降的趋势, 从进水结束时的49.61 mg·L-1降低至19.50 mg·L-1, FA浓度分别为1.79 mg·L-1和0.33 mg·L-1. 整个周期内, FA浓度仅有约90 min大于1 mg·L-1, 大于FA对NOB的抑制阈值(1 mg·L-1)[16]. NO2--N浓度在进水结束时达到2.09 mg·L-1, 而其余阶段均低于1.5 mg·L-1, FNA浓度远低于NOB抑制阈值(0.023 mg·L-1)[17]. NO3--N浓度在进水结束后开始上升, 浓度从17.19 mg·L-1增至26.15 mg·L-1, 而NH4+-N减少量远大于NO3--N增加量, 表明发生了同步亚硝化厌氧氨氧化过程. 对周期内每小时基质变化情况进行分析(图 5), 发现周期内ANAMMOX和NOB对NO3--N生成贡献维持恒定, 平均分别为32.61%和67.39%, 表明ANAMMOX和NOB菌活性保持恒定.
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图 4 SMBBR典型周期内氮组分、DO及pH变化 Fig. 4 Variations of nitrogen components, DO, and pH in typical cycle |
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图 5 典型周期内NO3--N生成贡献 Fig. 5 Contribution of produced nitrate in a typical cycle |
一段式亚硝化厌氧氨氧化工艺处理高浓度氨氮废水过程中, 通过FA或FNA可实现对NOB的抑制, 从而可避免NO2--N被进一步氧化为NO3--N. 而本实验中, FA浓度最高仅为2 mg·L-1左右, 此数值接近NOB阈值下限, 而NOB活性始终维持在较低水平, 因此, 有必要探究其背后机制, 这也是后期的研究重点.
2.3 活性变化由测定结果可知(图 6), 在阶段Ⅰ中, 由于ANAMMOX菌在进水中获得一定量的NO2--N, 其增殖量大于衰减量, 活性从3 987.54 mg·(m2·d)-1增至5 132.89 mg·(m2·d)-1. 而AOB和NOB趋于稳定, 其分别为(1 537.25±163.81) mg·(m2·d)-1和(678.29±132.61) mg·(m2·d)-1.
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图 6 各功能微生物活性变化 Fig. 6 Variation in ANAMMOX, AOB, and NOB activity |
进入阶段Ⅱ后, 由于进水中不含NO2--N, ANAMMOX活性在小幅度下降后趋于稳定, 平均为(4 847.46±332.89) mg·(m2·d)-1. AOB和NOB活性在前20 d有明显增加, 后期趋于稳定, 平均值分别为(2 253.21±502.10) mg·(m2·d)-1和(1 455.17±473.83) mg·(m2·d)-1. 本研究中ANAMMOX活性远大于NOB, ANAMMOX和NOB在竞争NO2--N时具有优势, 在一定程度上有利于一段式亚硝化厌氧氨氧化反应的稳定运行.
2.4 微生物种群结构高通量结果显示[图 7 (a)], 在启动前后, Chloroflexi、Planctomycetota和Proteobacteria仍为主要微生物. Chloroflexi普遍存在于ANAMMOX反应器中[18~20], Planctomycetota和Proteobacteria分别包括ANAMMOX和AOB菌. 从属水平可知[图 7 (b)], 本实验中的ANAMMOX菌为Ca. Brocadia, 此结果和其它主流系统内已探明的典型种属一致[21, 22], 其占比从20.85%降至11.57%, 这主要是ANAMMOX菌衰减和其它微生物增殖所致. 对AOB和NOB而言, 本实验探明的AOB主要为Nitrosomonas, 占比从0.24%增至1.01%, NOB主要为Nitrospira, 占比从0.03%增加至0.94%. 在本实验中, ANAMMOX菌所占份额远高于NOB, 表明ANAMMOX菌和NOB菌竞争NO2--N的时候具有优势.
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图 7 生物膜种群结构组成 Fig. 7 Compositions of bacterial community in biofilm |
赵良杰等[23]和Chen等[24]以ANAMMOX颗粒污泥运行一段式亚硝化厌氧氨氧化SBR, 负荷分别为0.24 kg·(m3·d)-1和0.60 kg·(m3·d)-1, 去除率分别达到75.84%和71.80%. De等[25, 26]在两种条件下以生物转盘运行OLAND工艺, 负荷为0.85 kg·(m3·d)-1和1.1~1.4 kg·(m3·d)-1, 去除率达到50%~60%. Zhang等[27]在进水NH4+-N浓度为88 mg·L-1条件下以CANON工艺运行MBR反应器时, 负荷为1.1 kg·(m3·d)-1, 去除率达到70%. 综上所述, 以一段式亚硝化厌氧氨氧化工艺处理中低浓度氨氮废水要取得较高的TN去除率比较困难. 本实验中, 在负荷为0.16 kg·(m3·d)-1的条件下, 去除率仅有(51.68±6.80)%, 此数值低于上述研究, 而这主要和系统内的NOB种属有关. 高通量结果显示, 实验所得NOB为Nitrospira, 其起源于厌氧或微需氧菌, 对DO的亲和力较强[28], 尤其在FA抑制作用较弱的情况下, Nitrospira将氧化所得的部分NO2--N进一步氧化为NO3--N (完全硝化), 这是造成总氮去除偏低的主要原因, 但目前又无可行的办法解决此问题. 通过比较ANAMMOX、AOB和NOB的实际发挥活性和最大活性, 发现其实际发挥活性仅为最大活性的8%、30%和18%, 表明该SMBBR并未发挥全部脱氮能力, 而这与其运行条件有关. 为限制NOB将过多的NO2--N氧化为NO3--N和避免DO对ANAMMOX产生抑制[29], DO浓度需控制在较低水平, 但这又限制了AOB将NH4+-N氧化为NO2--N的能力, 而NO2--N的产出直接影响反应器的脱氮效果. 因此, 如何发掘该SMBBR的脱氮潜力是后期的研究重点.
4 结论(1) 在常温条件下, 进水NH4+-N浓度为100 mg·L-1, DO浓度为0.4~0.7 mg·L-1条件下, 一段式亚硝化厌氧氨氧化SMBBR负荷为0.16 kg·(m3·d)-1, 去除率可达(51.58±6.80)%, 实现了一段式亚硝化厌氧氨氧化的稳定运行.
(2) 稳定运行阶段, AOB、ANAMMOX和NOB活性分别为(2 253.21±502.10)、(4 847.46±332.89)和(1 455.17±473.83) mg·(m2·d)-1, 分子生物检测结果显示, Ca. Brocadia (ANAMMOX)、Nitrosomonas(AOB)和Nitrospira (NOB)占比分别为11.57%、1.01%和0.94%.
(3) 生物膜上的AOB和ANAMMOX菌形成了良好的协同作用并有效抑制NOB, 一段式亚硝化厌氧氨氧化SMBBR具有较好的运行稳定性.
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