2020, Vol. 41
厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX)是一种利用亚硝酸盐为电子受体, 将铵盐转化为氮气的新型脱氮工艺.与传统的硝化反硝化工艺相比, 因具有无需外加碳源、减少曝气量、脱氮效率高和剩余污泥产量少等优点[1~3], 受到广泛关注.目前, 该工艺已成功应用于污泥消化上清液[4]和垃圾渗滤液[1, 5]等高温、高氨氮废水[6, 7]的处理, 但由于温度条件的限制, 城市污水厌氧氨氧化工艺还没有得到大规模应用.并且厌氧氨氧化菌(AAOB)世代周期长(倍增时间为11 d)、污泥易流失、对环境条件敏感, 导致其工艺较难稳定运行[8~10].研究表明[11, 12], 颗粒化是通过提高调节能力、抗冲击能力和沉降能力来提高生物量保持能力的最有效的方法之一.因此, 如何在中温条件下快速启动ANAMMOX并实现污泥颗粒化是解决问题的关键.
唐崇俭等[13]以硝化反硝化污泥、短程硝化污泥、厌氧絮体污泥和厌氧颗粒污泥混合接种, 经过255 d的运行启动ANAMMOX中试反应器.刘晓宇等[14]以反硝化污泥掺杂少量厌氧氨氧化污泥为接种污泥, 在60 d内成功启动ANAMMOX反应并获得类厌氧氨氧化颗粒污泥.丛岩等[15]以好氧硝化颗粒污泥与厌氧氨氧化生物膜相结合的方法实现ANAMMOX反应启动, 运行第89 d, 总氮容积去除速率(NRR)达到4.758 kg ·(m3 ·d)-1.上述研究均以传统升流式厌氧污泥床(UASB)为反应器培养AAOB, 普遍存在启动时间较长和污泥易流失等缺点.有研究表明[16], 填料因具有比较大比表面积, 成为水处理中常见的用于提高污泥持留率和形成生物膜的载体.因此, 添加填料成为目前减少厌氧氨氧化污泥流失的一种有效方法.生物滤池是对填料利用较好的推流式反应结构, 其集生物膜和过滤于一体, 具有抗冲击负荷和占地面积小等优点[17~19], 比悬浮活性污泥体系具有更强的生物截留能力, 并且更易形成颗粒污泥.
为此, 本研究选用上流式生物滤池反应器, 接种少量厌氧氨氧化污泥, 在中温(25~29℃)环境下, 采用阶段变基质及缩短水力停留时间(HRT)的方法启动ANAMMOX反应, 并实现污泥颗粒化.提出ANAMMOX-生物滤池的快速启动及高效运行策略, 并评估了沿程污染物及污泥性质的变化规律.同时, 采用Illumina高通量测序技术, 明确了AAOB培养过程中微生物群落的沿程分布, 这为ANAMMOX-生物滤池反应体系中关键菌群的研究提供了一个全面的理解, 以期为ANAMMOX-生物滤池工艺的优化控制提供理论参考.
1 材料与方法 1.1 实验材料 1.1.1 实验装置本实验装置如图 1所示.反应器有效容积10.89 L, 内径17 cm, 由两段高100 cm有机玻璃柱组成.反应器底部设有30 cm砾石作为承托层, 向上依次填充陶粒(6~8 mm)和颗粒活性炭(3~5 mm)为滤料.顶部设有三相分离器, 并在沉淀区填充4颗纤维丝填料球, 以增强AAOB附着, 阻挡污泥流失, 加快反应器启动.柱体外每隔10 cm设置取样口, 合成废水由泵入反应器底部进入, 沿程选取4个取样点进行取样分析.反应器外缠绕加热带作为加热系统, 覆盖黑色保温棉保温并防止光照.
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图 1 ANAMMOX-生物滤池反应器示意 Fig. 1 ANAMMOX-biofilter reactor |
反应器启动时接种2 L实验室SBR运行的厌氧氨氧化絮状污泥, MLSS为2 600 mg ·L-1, NRR为0.12kg ·(m3 ·d)-1.
1.1.3 实验用水本实验进水为人工合成废水, 分别以(NH4)2SO4和NaNO2的形式提供铵源和亚硝酸盐源.无机碳源由NaHCO3 (0.6g ·L-1)提供.合成废水还包括以下化合物(g ·L-1): KH2PO4(0.025)、CaCl2 ·2H2O(0.15)、MgSO4 ·7H2O(0.3)、FeSO4 ·7H2O(0.01)、FeCl3(0.008)以及1.00 mL ·L-1的微量元素Ⅰ和Ⅱ.微量元素补充参照文献[20]制备.此外, 每周投加一次体积分数为0.15%的灭活污泥上清液作为微量元素补充.通过硫酸调节进水pH值为7.6±0.2, 未对进水进行脱氧处理, 溶解氧(DO)浓度为7.0~9.0 mg ·L-1.
1.2 实验设计及运行方式本实验在中温(25~29℃)环境下进行, 通过变负荷控制, 采用连续流启动ANAMMOX反应.实验分为3个阶段:0~42 d为启动期(阶段A), 43~67 d为快速增长期(阶段B), 68~97 d为稳定运行期(阶段C).启动期(0~42 d)对取样点1和5取样分析, 快速增长及稳定期(43~97 d)对取样点1~5取样分析.具体运行参数见表 1.
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表 1 反应器运行工况条件 Table 1 Operating conditions of the reactor |
1.3 检测项目及方法
水质测定采用国家标准方法[21]: NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法, NO2－-N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法, NO3－-N采用紫外分光光度法, COD采用联华科技COD快速消解仪测定.DO通过便携式溶解氧仪(哈希, USA)测定, pH值采用PHS-3C型pH计测定. TOC和IC含量检测采用总有机碳分析法, 仪器为总有机碳分析仪(Multi N/C 3100).污泥样品采用OLYMPUS显微镜进行观察并通过数码照相机进行拍摄.
1.3.1 微生物检测技术采用高通量Illumina MiSeq测序平台(Illumina, San Diego, USA)研究ANAMMOX生物滤池反应器中微生物的群落结构, 第67 d, 对取样点2~5的污泥样本进行测序.
利用土壤DNA快速提取试剂盒(Bio101, Vista, CA)从样本中提取DNA.采用NanoDrop 2000分光光度计测量DNA浓度.采用BIO-RAD T100TM Thermal Cyeler PCR仪进行PCR扩增.利用细菌引物341F(CCTACGGGNGGCWGCAG)和805R (GACTACHVGGGTATCTAATCC)扩增16S rRNA基因V3-V4区.利用Qubit3.0 DNA检测试剂盒对回收的DNA精确定量.采用Illumina HiSeq 2500 PE250进行测序.细菌16S rRNA基因序列与国家生物技术信息中心(NCBI)数据库进行比对.测序数据使用MEGAN软件进行环境微生物的16S分析, 将得到的序列按照一定的阈值进行归类, 生成97%序列相似阈值的操作分类单元(OTUs), 根据OTUs结果进行多样性的计算分析, 最后对分析结果进行可视化, 使信息更易理解.
1.3.2 脱氮贡献率计算方法厌氧氨氧化、硝化和反硝化脱氮贡献率参考曹雁[22]的计算方法.
2 结果与讨论 2.1 变负荷控制实现厌氧氨氧化生物滤池快速启动 2.1.1 启动期脱氮性能分析(0~42 d)ANAMMOX生物滤池的启动分为Ⅰ(1~18 d)、Ⅱ(19~32 d)和Ⅲ(33~42 d)这3个阶段, 每个阶段包含两个周期, 先后采用高、低负荷运行.由图 2可知, 第Ⅰ阶段低负荷运行时, AAOB处于对新反应体系的适应阶段, 活性较弱, 进、出水NH4+-N和NO2－-N无明显变化.因为接种了具有一定活性的厌氧氨氧化污泥, 本实验并没有出现其他研究中普遍存在的菌体自溶期[23~25].后期随着进水负荷提升, AAOB表现出一定的活性, 但由于反硝化竞争作用, 出水NO3－-N没有增加.第Ⅱ阶段重复第Ⅰ阶段的运行过程.此时, 反硝化作用开始减弱, ANAMMOX主反应建立, 体系NRR小幅度提升, 并且氮素去除比例的波动减小, 逐渐接近理论值.为进一步刺激AAOB生长, 在第Ⅲ阶段高负荷运行期, 提升底物进水浓度为Ⅰ和Ⅱ阶段的150%, 发现NH4+-N和NO2－-N出水浓度比第Ⅱ阶段末期略有增加.这可能是由于反应器初步建立, 体系内AAOB生物量不足, 对冲击负荷抵抗性较弱.但从整体看, 脱氮效果保持平稳, 并无恶化趋势, 同时出水NO3－-N显著增加.可见, 高底物浓度促进了AAOB活性表达, 这也说明体系ANAMMOX性能还有很大的提升空间.随后, 重复低负荷运行, 降低进水NH4+-N和NO2－-N浓度为200和250 mg ·L-1, 此时, 出水NH4+-N和NO2－-N浓度相比Ⅰ、Ⅱ阶段显著降低, TN去除率接近70%, NRR达到2.5kg ·(m3 ·d)-1.有研究指出[26, 27], NRR高于0.5kg ·(m3 ·d)-1可作为厌氧氨氧化工艺成功启动的判断标准.由此, 本实验通过变负荷运行策略, 历时22 d成功实现了ANAMMOX生物滤池的快速启动.
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图 2 启动期脱氮效果 Fig. 2 Nitrogen removal effect in the start-up period |
分析快速启动的原因, 除了采用变基质运行策略使AAOB活性得到稳步提升, 还与反应器的结构形式有关.首先, 生物滤池底部垫层及不同级配的滤料阻挡和过滤了部分DO, 缓解了DO对AAOB的抑制.AAOB对溶解氧十分敏感, 量浓度低于0.2 μmol ·L-1的分子氧即会对其产生抑制[28].因此, 培养初期, 在AAOB活性较弱的情况下, 保持良好的厌氧环境, 是实现其快速启动的关键.其次, 填料层以及沉淀区的纤维丝填料球加强了菌体附着, 减少了污泥流失.减少厌氧氨氧化反应器污泥流失或延长污泥停留时间是快速启动ANAMMOX反应和保证其稳定运行的重要措施之一[29].有研究显示[30], 填料的添加能有效提高反应器对AAOB的持留, 增强厌氧氨氧化反应器的性能.因此, 在传统的生物滤池反应器中设置沉淀区并添加轻质载体是今后ANAMMOX技术应用和发展的良好策略.
为了明确启动阶段脱氮途径, 对ANAMMOX生物滤池进行脱氮贡献率分析.可以发现, 第Ⅰ阶段硝化和反硝化在整体脱氮过程中占很大比例, 厌氧氨氧化的优势作用并没有得到发挥.这是由于接种污泥并非高纯AAOB, 在AAOB活性较弱条件下, 硝化菌和反硝化菌(DNB)等异养菌生长繁殖较快, 对环境适应性较强.因此在培养初期, ANAMMOX反应不易占优势.到第Ⅱ阶段, 随着总氮容积加载速率(NLR)提高, AAOB活性增强, 脱氮比例稳定, ANAMMOX脱氮贡献率逐步提升到90%以上, 成为体系主反应.此时, 硝化菌和DNB的贡献被削弱, 但为了保持体系稳定运行, 建立平衡的种群关系, 它们在氮转化过程中仍然发挥了一定作用.
此外, 即使是在启动末期, 反应体系底物去除比例与理论比例仍有一定偏差.这是由于实验进水未进行除氧, 反应器底部DO充足, 为兼性好氧的异养菌和硝化菌提供了适宜的生存环境.氨氧化菌(AOB)通过氧化NH4+-N获取能量, 同时为AAOB生存创造厌氧微环境[31]. van der Star等[32]在鹿特丹首座ANAMMOX污水处理厂运行中发现, 亚硝化单元的AOB与DNB随部分亚硝化单元出水进入到ANAMMOX生物滤池, 它们可以消耗进水中DO或者降低有机物对ANAMMOX的抑制作用.当部分亚硝化单元出水NO2－-N/NH4+-N的比值在一定范围内(1.01~1.45), 多微生物共同组成的功能菌群能够适应这种微小波动, 从而使ANAMMOX单元保持稳定的脱氮效果.本实验通过高通量测序技术也证明了这一结论, 并且DO的存在也为后续培养过程中微生物的沿程分布创造了条件(详见2.3节).
2.1.2 ANAMMOX活性的快速提高及生物滤池稳定运行(43~97 d)在快速增长期(43~67 d)和稳定运行期(68~97 d), 继续采用变负荷运行策略, 并逐步缩短HRT为3 h和1.82 h.首先, 通过取样点1和取样点5对生物滤池整体脱氮过程进行分析, B阶段和C阶段的运行情况如图 3所示.可以看出, NRR随着NLR的提高持续增长, 尽管总氮(TN)去除率在前期出现小幅波动, 但到稳定期, 其保持平稳上升, 不再受到负荷冲击作用影响.可见, AAOB在生物滤池内已有一定量积累, 反应体系运行稳定, 逐渐建立良好生态平衡, 因此具备了一定的抗冲击负荷能力.第94 d, 体系NRR最高达到5.64kg ·(m3 ·d)-1, NH4+-N、NO2－-N和TN去除率分别为86.2%、90%和78.6%.
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图 3 快速增长及稳定运行阶段的运行情况 Fig. 3 Operation in the rapid growth and stable operation stage |
随着NLR的提高, 体系N2产量不断上升, 由容积产气速率算得的气体表面上升流速, 稳定期体系上升流速接近0.06 m ·h-1.有研究表明, 反应器产气以及水流上升流速提高都可增大流体湍流程度, 从而加快液固界面传质[33].此外, 污泥的选择压力是影响污泥制粒的因素之一[34].选择压力一般取决于液体上升流速和气体产量, 其影响着施加给生物质的剪切力.即高液体上升流速导致高的水动力剪切力, 从而提高污泥的EPS含量和细胞疏水性[35], 增强颗粒化过程[36, 37].第68~97 d, HRT的减少优化了水力条件, 通过提升液体的上升流速, 使污泥与水流间的水力剪切力增大, 加速了絮状污泥结合成长为颗粒的过程.并且气体上升速率不断提高, 冲击压力增大, 气体在由下而上排出体系的过程中不断和污泥、填料及反应器内壁进行碰撞, 在一定程度上增强了颗粒污泥的强度, 使B阶段形成的AAOB聚集体变为结构紧实、形状清晰且有独立轮廓的颗粒结构(图 4).同时, 良好气、水循环可以自然松动填料, 增强传质, 减少了生物滤池普遍存在的反冲洗环节.
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(a)0 d; (b)60 d; (c)88 d; (d)88 d显微照片 图 4 污泥形态变化 Fig. 4 Change of sludge morphology |
从脱氮贡献率的变化上看, 与A阶段相比, B和C阶段ANAMMOX主反应的优势十分突出, 脱氮贡献率保持在85%以上, 其协同硝化、反硝化及少量NO3－-N异化转化为NH4+-N等其他氮转化途径脱氮.这表明, 生物滤池具有复杂的微生物群落组成.这些菌群的相对丰度虽然不及AAOB, 但却能改变厌氧氨氧化反应的底物(NH4+-N和NO2－-N)和产物(NO3－-N)的浓度, 导致最终去除比发生变化.首先, 硝化菌作用, 如前所述, 自来水配水携带的DO为硝化菌的生存提供了条件, 其代谢部分NH4+进行增殖; 其次, DNB作用, 由于定期投加灭活污泥上清液作为微量元素补充, 进水含有一定有机物, 再加之体系内微生物自身分泌的EPS和菌体凋亡等代谢产物, 均可作为有机碳源被DNB利用, 使部分NO2－-N和NO3－-N通过反硝化作用被去除.交互复杂的硝化和反硝化作用耦合ANAMMOX过程脱氮, 使得该阶段平均ΔNO2－-N/ΔNH4+-N为1.17, 平均ΔNO3－-N/ΔNH4+-N为0.17, 与ANAMMOX反应化学计量比的理论值出现偏差.
2.1.3 污泥的形态变化图 4(a)为絮状接种污泥, 经过53 d运行, 反应器顶部出现细小红褐色颗粒, 这表明污泥开始发生颗粒化.此时颗粒粒径为1 mm左右, 质地较软.随着TN去除率不断提高, 第88 d颗粒污泥平均粒径达到4.5 mm, 并且硬度增加, 形成菌簇[图 4(c)], 即厌氧氨氧化颗粒污泥典型的“花椰菜”状结构.这与丛岩等[15]和Tang等[38]的研究结果相似, 预示着成熟厌氧氨氧化颗粒污泥形成.这得益于气、液上升流速对污泥颗粒化的积极作用.此外, 反应器上部的沉淀区为颗粒污泥的生长创造了一个稳定的环境.在沉淀区内, 可以观察到随气、水循环而上下翻滚运动的厌氧氨氧化颗粒, 顶部三相分离器及纤维丝填料球对其起到了很好的拦截作用, 防止其因为产气上浮而从反应器中流失.可见, 体系内稳定的流场的存在加速了AAOB颗粒化.
2.2 生物滤池的沿程特性分析由于ANAMMOX生物滤池的结构形式, 体系内污染物的分布常常呈现沿程变化的特点.例如, ANAMMOX活性和生物量沿生物过滤层呈不均匀的“脊”状分布[39]. B和C阶段, 对取样点1~5分别取样分析, 以确定体系脱氮过程的沿程变化规律.
从图 5可以看出, 氮素的去除及pH值的上涨主要发生在取样点3, 取样点1~2变化较小, 而取样点4和5几乎没有差别.这与反应器中部为滤料污泥层, 上部为沉淀区的结构形式对应.取样点1~2, NH4+-N和NO2－-N值交替出现上升和下降, 这表明在硝化菌作用下, 小部分NH4+-N转化为NO2－-N和NO3－-N.并且由于生物滤池底部水力条件较差, 代谢产物易积累, 为DNB提供营养源, 在异化反硝化作用下, DNB进行细胞合成造成NH4+-N增加[40].同时, 反硝化过程也使取样点1~2的pH值平均增幅为0.19.随时间推移, 取样点3的pH值呈现不断升高趋势, 其变化与NRR相关性较好(图 6), 因此可以通过沿程pH变化表征反应器处理效果.取样点4~5的pH值与取样点3无明显差别, 分析原因是反应器顶部基质浓度较低, 无法满足颗粒污泥反应, 因此ANAMMOX过程较弱.
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图 5 不同取样点pH及氮浓度随时间变化 Fig. 5 Change of pH and nitrogen concentration with time at different sampling points |
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图 6 ΔpH与NRR拟合曲线 Fig. 6 The ΔpH and NRR fitting curve |
为了进一步明确沿程水质及污泥性能变化情况, 在第98~100 d通过对不同取样点的批次实验, 检测体系氮素、TOC、IC和SVI值变化.本实验采用3次重复法测定, 结果为3次的平均值.
如图 7所示, 与连续实验结果相同, NH4+-N和NO2－-N的去除主要发生在取样点2~3, 取样点1~2也有小部分转化, 而取样点4~5几乎没有差别.但体系的固碳过程主要发生在取样点1~2, 由于底部异养菌的存在, 进水TOC被有效利用, 同时将部分TOC转化为IC.自养硝化菌则利用周围环境中的NH4+-N氧化生成NO2－-N和NO3－-N, 并释放能量, 将CO2和水合成葡萄糖, 使TOC升高.取样点2~3处TOC略有上升, IC下降.这反映出AAOB生长代谢旺盛, 利用IC合成自身细胞质而释放有机物.取样点4~5氮素变化较平稳, 代表ANAMMOX主体反应已经完成; 而TOC和IC在取样点有5处略有上升, 说明细菌代谢产物随上向水流在出水口处积累的过程, 随后被排出反应器.
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图 7 沿程水质及污泥性质变化 Fig. 7 Change in water quality and sludge properties along the filter layer |
SVI是能够准确反映污泥沉淀性能的参数, SVI值越低, 说明污泥沉降性能越好[41].由图 7(b)可知, 各取样点SVI5的大小顺序为2＞4＞5＞3, 同时发现取样点3处污泥呈现棕红色, 部分形成细小致密颗粒, 并保持持续产气, 这充分证明取样点3的污泥性能最佳.SVI5与SVI30的比值也说明了这一点, 取样点3的SVI5/SVI30可达1, 可知在此已经富集了成熟的厌氧氨氧化颗粒污泥.此外, 部分利用微生物代谢产物进行生长繁殖的异养菌, 漂浮在反应器顶部, 使取样点4和5的SVI5/SVI30略有下降, 但均达到95%以上.可见, 反应器内污泥整体沉降性良好, 这与其优越的脱氮效果密切相关.
2.3 微生物结构沿程变化 2.3.1 微生物多样性和丰富度分析经测序分析, 4个样本共涵盖26门、51纲、77目、198科和463属的细菌.每个样本的α多样性估计函数如表 2所示, 所有样本覆盖值都超过97%, 表明本次测序的真实性较好, 已经基本覆盖样本中所有的物种.
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表 2 污泥沿程的多样性指数变化 Table 2 Diversity index changes of samples in different periods |
可以发现, 下层污泥序列数和OTU指数均高于上层污泥, 因此反应器下层污泥微生物多样性和丰富度均高于上层污泥, 这是由于滤池底部环境较复杂, 微生物种类相对较多.例如, 取样点2污泥的Chao1(估计群落中含OTU数目的指数)和ACE指数(菌群丰富度指数)最大, Simpson指数(反映样本中微生物多样性的指数)较低, 这都表明取样点2的样本具有较大的丰富度.在取样点3, Shannon指数降低到3.6, Simpson指数升高为0.12, 则说明微生物群落复杂度降低, 逐渐演化为具有一定功能结构的群落.取样点4和5具有相似的结果, 由此, 沉降区也形成了稳定的菌群结构.
2.3.2 功能微生物群属沿程分析接种的ANAMMOX污泥经过环境自然选择, 形成不同的生物结构.图 8显示了沿程微生物种群相对丰度的变化.在门的分类水平上[图 8(a)], 变形菌门(Proteobacteria, 79.66%)是取样点2处的绝对优势菌门.此外, 相对丰度≥1%的门还包括:拟杆菌门(Bacteroidetes, 7.55%)、芽单胞菌门(Gemmatimonadetes, 2.14%)、疣微菌门(Verrucomicrobia, 1.79%)、绿菌门(Ignavibacteriae, 1.5%)、俭菌总门(Parcubacteria, 1.5%)、栖热链球菌门(Deinococcus-Thermus, 1.25%)和厚壁菌门(Firmicutes, 1.08%).DNB在门水平上属于Proteobacteria和Bacteroidetes[16, 42], 具有亚硝化功能的Nitrosomonas也属于Proteobacteria.可见, 在进水富氧条件下, Proteobacteria利用NH4+-N或NO2－-N进行代谢和增殖活动, 这与之前的分析一致.由此, DO对ANAMMOX生物滤池反应器菌群的选择起着不可忽视的作用.
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(a)门水平; (b)属水平 图 8 细菌分类的群落组成相对百分比 Fig. 8 Relative percentage of the community composition of bacterial classification |
相比取样点2, 取样点3~5发生明显变化.AAOB所属的浮霉菌门(Planctomycetes, 34.33%)在取样点3超过变形菌门(32.94%)占到最大比重, 这表明AAOB在反应区得到富集.取样点4和5浮霉菌门占比分别为15.87%和20.36%, 仅次于变形菌门.研究表明[43], 变形菌门是厌氧反应器中常见的菌群, 在工业或市政污水处理厂中, 其经常为最占优势的细菌菌群.此外, 绿弯菌门(Chloroflexi)、装甲菌门(Armatimonadetes)、绿菌门(Ignavibacteriae)和芽单胞菌门(Gemmatimonadetes)占比上升.绿弯菌门属于光合菌, 可以发生不产氧的光合作用, 在厌氧氨氧化反应器中经常被检测到[44], 其作为异养菌, 主要消耗体系中AAOB衰老后产生的溶解性有机物质, 如胞外聚合物(EPS)[45].取样点3~5富集了较高活性的AAOB, 其旺盛的代谢活动为绿弯菌门的生长提供了更多的营养物质.为便于观察, 反应器沉淀区上部未进行完全遮光, 这也可能是其比例上升的原因.同时, 绿弯菌门在颗粒污泥形成过程中能够起到支撑和骨架作用, 该菌门丰度的提高有利于厌氧氨氧化污泥颗粒化[46].取样点5的颗粒污泥较多, 这与绿弯菌门在体系中占比:取样点5(4.13%)＞3(3.4%)＞4(2.38%)的规律相一致.Zhao等[47]的研究发现, 装甲菌门和变形菌门可为AAOB提供生长因子叶酸和钼辅因子.取样点3处装甲菌门丰度的突然升高, 也验证了ANAMMOX作用加强.可见, 经过运行调控, ANAMMOX生物滤池中微生物组成及数量都发生了改变.这归因于推流条件下, 滤池不同高度处的有机碳源和DO值不同, 导致了菌群结构的差异[48].
在属的分类水平上[图 8(b)], 取样点2处最显著类群是Comamonas(23.67%)和Nitrosomonas(6.65%), 其同属变形菌门.与之前对脱氮途径的分析相符, 它们为有机物及DO的消除做出了贡献.此外, 占比较高的菌属还有Thermomonas(3.45%)、Pseudomonas(3.61%)、Pseudoxanthomonas(5.81%), 它们均具有反硝化功能.而厌氧氨氧化功能菌Candidatus Kuenenia的丰度只有0.32%, 这充分说明生物滤池底部环境不利于AAOB生长.同样, 在取样点3处情况发生了改变.Comamonas占比骤降为0.85%, Candidatus Kuenenia达到31.73%, 此外还发现了少量Candidatus Brocadia(1.8%)的存在.这表明AAOB替代了DNB成为反应区的优势种属, 生物滤池形成了以ANAMMOX为主反应的脱氮过程.
取样点4和5的优势菌属同样为Candidatus Kuenenia, 占比分别达到14.71%和18.08%, 反硝化功能菌Comamonas则处于较低水平(3.76%; 1.63%).Nitrosomonas在取样点3~5占比分别减少为0.77%、0.58%、1.21%, 这得益于体系内良好的厌氧环境, 限制了硝化菌生长.有趣的是, 取样点4处Pseudomonas占比达到17.58%, 这验证了由于沉淀区较多细菌代谢产物的存在, 具有基质多样性和代谢多样性[49]的DNB容易得到底物而富集.并且悬浮态的异养菌密度较小, 因此在反应器上部生长较快[50].由此可见, 微生物群落组成随环境动态变化以维持体系平衡, 其演替的过程即是“维稳”与“自持”的过程.同时, 少量具有脱氮功能的其他菌属的存在, 例如:Armatimonadetes_gp 5、Ignavibacterium、Limnobacter、Gemmatimonas、Gp 3和Truepera等, 与AAOB之间通过基质、DO和代谢产物的竞争协同作用相互依存, 进而形成稳定群落结构.体系内营养物和污染物在这些菌群的作用下进行复杂的迁移转化, 共同影响着ANAMMOX反应器的脱氮性能.
3 结论(1) 生物滤池反应器在沉淀区添加纤维丝填料球对于减少菌体流失和稳定培养环境有积极作用, 中温(25~29℃)环境下, 不控制进水DO, 可以在22 d快速启动ANAMMOX反应.变基质策略促进ANAMMOX活性提高, 培养94 d, NRR达到5.64 kg ·(m3 ·d)-1.
(2) 产气速率和液体上升流速的增加有利于污泥颗粒化.运行88 d, 厌氧氨氧化颗粒污泥平均粒径达到4.5 mm, 具有“花椰菜”状紧实结构, 颜色呈现红棕色, 脱氮效果较好.
(3) 生物滤池的处理效果、pH值及污泥性质随滤池高度呈现沿程分布的特点.pH值与NRR相关性较好, 可以表征AAOB活性.
(4) 推流式运行引起的体系内环境变化对菌群结构影响显著.高通量测序发现, ANAMMOX生物滤池从下至上形成硝化菌-异养菌、AAOB和AAOB-异养菌为主的分层微生物结构.其中, 厌氧氨氧化功能菌Candidatus Kuenenia(AF375995.1)在反应区有效富集.生物滤池反应器具有的复杂的微生物群落组成有利于维持体系稳定.
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