我国城市生活污水处理厂多采用传统硝化反硝化工艺脱氮, 但由于城市生活污水中碳源有限, 需要投加外碳源确保出水氮素达标, 增加了处理成本.因此, 开发相对经济高效的城市生活污水的脱氮技术具有重要意义.
在可将氨氮和亚硝氮转化为氮气自养厌氧氨氧化被发现前, 异养反硝化被认为是将硝氮/亚硝氮转化为氮气的唯一途径.相比反硝化, 厌氧氨氧化能减少能耗和污泥产量, 被视为低碳氮比污水(如城市生活污水)更经济高效的脱氮途径.虽然厌氧氨氧化在城市污水中的应用面临着诸多挑战,但厌氧氨氧化菌却广泛存在于城市生活污水处理厂中, 我国北方的5座城市污水处理厂均检测到了厌氧氨氧化菌.此外, 在纽约一污水处理厂中, 其缺氧段搅拌桨上自发富集了大量的厌氧氨氧化菌, 该污水处理厂脱氮性能也明显变好.厌氧氨氧化菌或具有在污水处理系统中自发富集从而强化污水处理系统脱氮性能的潜能.因此, 富集城市污水处理系统中已存在的厌氧氨氧化菌, 部分总氮通过厌氧氨氧化去除(部分厌氧氨氧化), 从而强化传统城市污水处理系统脱氮有潜在的可能性.而目前也鲜少有利用城市生活污水处理厂中已存在的厌氧氨氧化菌强化脱氮的研究.
生长缓慢的厌氧氨氧化菌偏向于在聚集体中生长(如生物膜), 投加填料(载体)是富集厌氧氨氧化菌的有效手段之一.因此, 向传统污水处理反应器中投加填料构成悬浮载体双污泥系统或具有富集厌氧氨氧化菌的潜能.常见的悬浮载体双污泥反应器形式有生物膜流化床反应器(BFB)、生物膜升流式反应器(USB)、生物膜气升式反应器(BAS)和生物膜移动床反应器(MBBR).
本研究通过向后置反硝化SBR中投加填料构建了缺氧MBBR.通过监测缺氧MBBR长期进出水氨氮、硝氮和亚硝氮, 分析其脱氮性能.然后结合活性小试进一步分析厌氧氨氧化是否在缺氧MBBR中存在并对总氮去除有贡献.最后通过实时定量PCR对絮体污泥及缺氧填料生物膜进行厌氧氨氧化菌的测定, 分析厌氧氨氧化菌丰度的动态变化.
1 材料与方法
1.1 缺氧MBBR反应器的装置及运行
缺氧MBBR反应器是由机玻璃制成的SBR反应器, 反应器包裹有黑色PVC材料进行避光, 是由缺氧填料生物膜和絮体污泥组成的反硝化双污泥系统(图 1).缺氧MBBR的有效容积为9 L/10 L, 其中1 L为填料的体积, 即有效液体容积为8 L/9 L.投加的填料为聚丙烯环, 直径为25 mm, 密度为0.98~1.00 g ·cm-3, 孔隙率为94%~96%, 填充比为33.3%.配备两个进水箱分别盛放城市生活污水和A/O硝化液.进水通过两个蠕动泵来完成, 排水由时控开关和电磁阀控制.
图 1
缺氧MBBR在室温(16~25℃)下运行了250 d, 处理实际生活污水和A/O硝化液, 运行参数如表 1所示.缺氧MBBR一天运行两个周期, 每周期包括6阶段:进硝化液、进生活污水、缺氧搅拌反应、沉淀、排水和静置.根据每周期实际生活污水COD投加乙酸钠, 调节反应器进水后混合初始碳氮比(COD/TN)约为2.
表 1 缺氧MBBR运行参数
1.2 接种污泥和实验用水
缺氧MBBR是双污泥系统, 接种污泥包括絮体污泥和缺氧填料生物膜.絮体污泥使用相同A/O反应器的硝化液培养并以乙酸钠为碳源.缺氧填料生物膜来自于处理实际生活污水的AAO工艺的缺氧区, 缺氧填料生物膜具有良好的完全反硝化性能.
实验用水为来自于北京某大学家属区的实际生活污水以及处理同一生活污水的A/O硝化液.水质参数指标见表 2.
表 2 进水水质
1.3 活性小试实验
1.3.1 原位硝化活性小试
在缺氧MBBR中进行了原位硝化活性小试, 测定在仅搅拌的条件下氨氮氧化活性, 分为两部分：进水仅为生活污水的小试和进水中无可生化碳源的小试.
在进水仅为生活污水的小试中, 缺氧MBBR的进水为0.6 L生活污水和2.4 L蒸馏水(替代A/O硝化液).在进水中无可生化碳源的小试中, 进水为0.6 L的65mg ·L-1氯化铵溶液(替代生活污水)和2.4 L的A/O硝化液.原位硝化活性小试缺氧搅拌6 h, 小试过程中监测DO在0.0~1.0mg ·L-1变化, 取得的水样均测定氨氮、亚硝氮及硝氮.
1.3.2 异位厌氧氨氧化活性小试
缺氧MBBR反应器的厌氧氨氧化活性在500 mL的密封的棕色反应器中进行了8 h, 按照缺氧MBBR的填充比, 取絮体污泥和反硝化填料.厌氧氨氧化活性小试在30℃的水浴中进行, 一次投加15 mg ·L-1的氨氮, 亚硝氮在0 h和4 h分两次投加, 每次投加5 mg ·L-1.本实验用水均为曝氮气的无氧蒸馏水, 确保反应在密封无DO环境中进行, 所取水样测定氨氮、亚硝氮及硝氮.
1.4 分析方法
从缺氧MBBR中定期取得的水样, 用中速定性滤纸过滤后使用Lachat QuikChem 8500流动注射分析仪(Lachat QuikChem 8500, Lachant, USA)测定水中的氨氮、亚硝氮和硝氮.本研究中总氮为氨氮、亚硝氮和硝氮之和. COD测定使用一种快速测定装置(Lianhua, China).污泥浓度(MLSS)根据标准方法来测定.同时使用WTW mulit 340i离子计(WTW, Germany)来监测水温、DO和pH.缺氧填料生物膜的形态通过OLYMPUS_BX51光学显微镜(Olympus, Japan)观察.
1.5 DNA的提取和实时定量PCR
分别取0、64、100、211和246 d的絮体污泥和缺氧填料生物膜泥样冻干后提取DNA.每个干污泥样品称取0.05~0.10 g, 使用试剂盒(Fast DNA Spin kit for soil, MP, USA)对DNA进行提取, 提取后的DNA通过Nanodrop Spectrophotometer ND-1000 (Thermo Fisher Scientific, , USA)测量核酸浓度及纯度.提取后的DNA在-80℃下储存.
采用特异性引物对全菌和厌氧氨氧化菌的16S rRNA进行QPCR扩增.反应在Mx3005P实时定量PCR扩增仪(Agilent Technologies, USA)上进行, 采用试剂盒(SYBR Premix Ex Taq kit, TaKaRa, Japan)进行反应, 体系为20 μL包括10 μL的SYBR缓冲液, 正反向引物各0.3 μL (全菌0.2 μL), 0.3 μL ROX(全菌0.4 μL), DNA模板2 μL, 一定量的ddH2O.实时定量PCR程序见表 3.
表 3 实时定量PCR扩增程序及特异性引物
2 结果与讨论
2.1 缺氧MBBR长期脱氮性能
缺氧MBBR在室温下(16~25℃)运行了250 d, 处理实际生活污水和A/O反应器硝化液, 其脱氮性能如图 2所示.
图 2
2.1.1 硝氮去除性能
缺氧MBBR经过一段时间的运行后表现出了相对稳定且高效的硝氮去除性能[图 2(a)]. 1~31 d进水硝氮浓度从16mg ·L-1逐渐增长为45 mg ·L-1, 起初出水中基本无硝氮, 但当进水硝氮浓度高于25 mg ·L-1时, 出水硝氮不断积累. 32~106 d, 进水硝氮浓度稳定在(43.2±2.9) mg ·L-1, 出水硝氮浓度不断增长并在54 d时达到峰值25.7mg ·L-1. 55~92 d出水硝氮浓度逐渐降至10mg ·L-1以下, 平均出水硝氮浓度为9.6 mg ·L-1.但由于季节原因遭遇了降温, 出水硝氮浓度由83 d时的4.3 mg ·L-1逐渐增长至94 d时的21.1 mg ·L-1.在没有采取调控手段的情况下, 硝氮去除性能在95 d时开始好转, 逐渐恢复了较好的硝氮去除效果. 100~106 d的出水平均硝氮浓度仅为(6.3±4.0)mg ·L-1, 硝氮去除效率为(89.8±4.2)%.这表明缺氧MBBR具有对降温有一定的适应性.从107 d起缺氧MBBR始终表现出稳定高效的硝氮去除性能. 107~166 d的平均进水硝氮浓度为(35.5±4.5)mg ·L-1.出水中硝氮和亚硝氮浓度分别为(2.5±1.3)mg ·L-1和(1.1±1.3) mg ·L-1, 平均硝氮去除效率达到(92.8±5.9)%.从167 d起将反应时间缩短为4 h, 硝氮去除性能基本没有被影响. 167~202 d的平均进水硝氮浓度为(38.9±9.2)mg ·L-1, 出水中硝氮和亚硝氮的浓度分别为(2.6±2.0)mg ·L-1和(0.8±1.3)mg ·L-1, 平均硝氮去除率为(93.5±4.9)%. 203~250 d提高了处理负荷, 增大污水处理量, 将排水比由33.3%提高为40%(表 1).平均进水硝氮浓度为(44.1±4.5)mg ·L-1, 出水硝氮和亚硝氮的浓度分别降为(0.9±1.1)mg ·L-1和(0.5±1.4)mg ·L-1, 平均硝氮去除效率高达(97.7±2.9)%.
在缺氧MBBR中, 通过投加乙酸钠调节混合初始碳氮比(COD/TN)约为2, 而此碳氮比对于反硝化是不充足的.在缺氧MBBR启动初期出水硝氮的不断积累便是由于碳源的不足, 而硝氮的去除性能在没有增大碳氮比的情况下不断提高, 167~250 d的平均硝氮去除率达到了(97.7±2.9)%.这说明缺氧MBBR中可能存在碳源需求少的其他脱氮途径.具体联系污水宝或参见http://www.dowater.com更多相关技术文档。
2.1.2 氨氮去除性能
缺氧MBBR中的氨氮由生活污水提供, 在运行一段时间后表现出高效稳定的氨氮去除性能.运行中平均进水氨氮浓度为(61.9±5.0)mg ·L-1. 1~31 d出水氨氮逐渐积累, 31 d时出水氨氮浓度达到了20.8mg ·L-1.从32 d起出水氨氮浓度表现出稳定的下降趋势, 70 d时出水氨氮浓度仅1.8mg ·L-1.此后出水氨氮浓度均维持在一个较低的水平. 71~106 d出水氨氮的浓度稳定在(2.7±1.4)mg ·L-1, 平均氨氮去除率为(94.6±2.8)%. 83 d开始的降温使得出水氨氮有小幅上升, 但同硝氮去除性能一起最终得以恢复. 107~166 d的平均出水氨氮浓度进一步降低到(1.9±2.1)mg ·L-1, 平均氨氮去除率高达(97.1±3.3)%.缩短反应时间对氨氮的去除也基本无影响, 167~202 d的平均出水氨氮浓度小幅上升为(2.2±1.7)mg ·L-1, 平均氨氮去除率为(96.4±2.8)%.即使203~250 d提高负荷时, 平均出水氨氮浓度仍能维持在(4.5±1.1)mg ·L-1, 平均氨氮去除率为(93.3±2.9)%.
2.1.3 总氮去除性能
出水中的总氮主要为氨氮和硝氮, 其去除性能变化趋势与氨氮和硝氮变化趋势基本相同, 即出水总氮浓度先上升后下降, 遭遇降温后恶化并恢复, 最终维持在较低的浓度.稳定后的总氮去除性能令人满意. 107~166 d的平均出水总氮浓度和去除率分别为(5.3±2.8)mg ·L-1和(94.6±3.0)%; 167~202 d的平均出水总氮浓度和去除率分别为(4.9±2.6)mg ·L-1和(94.4±1.8)%; 203~250 d的平均出水总氮浓度和去除率分别为(5.9±2.7)mg ·L-1和(94.3±2.7)%.
缺氧MBBR经过一段时间的运行后获得了良好的脱氮性能, 出水的氨氮和总氮都达到了一级A排放标准(GB 18918-2002), 出水总氮在5 mg ·L-1左右, 实现了城市生活污水深度脱氮.
2.2 氨氮去除途径分析
缺氧MBBR实现了氨氮和硝氮的同步去除.硝氮主要通过缺氧反硝化去除, 而在反硝化的过程中还伴随着氨氮的同化作用.根据乙酸钠为碳源的完全反硝化化学方程式, 氨氮的同化量为硝氮反硝化量的0.167.以107~202 d为例, 其平均硝氮去除速率为(1.5±0.7)mg ·(L ·h)-1, 则理论氨氮的同化速率为(0.2±0.1)mg ·(L ·h)-1, 远小于107~202 d实际平均氨氮去除速率[(0.8±0.3)mg ·(L ·h)-1].因此, 同化作用不是缺氧MBBR中氨氮去除唯一途径, 还存在其他氨氮转化途径.
由于缺氧MBBR不密封, 难以避免搅拌带入水中的DO, 所以硝化也可能是氨氮转化的途径.于是在缺氧MBBR中进行了原位硝化活性小试(图 3), 但没有观察到明显的氨氮下降现象.在进水仅为生活污水的硝化活性小试中[图 3(a)], 氨氮仅降低了不足1.0mg ·L-1; 而在与实际运行状态更接近的进水中不含可生化碳源的硝化活性小试中[图 3(b)], 氨氮甚至出现了小幅的升高(1.5mg ·L-1).这说明缺氧MBBR中虽存在硝化反应但作用较为微弱.此外, 考虑到同化作用造成的理论氨氮去除后, 107~202 d的平均氨氮去除速率为(0.6±0.3)mg ·(L ·h)-1, 若全部通过硝化作用转化, 相应的平均理论氧气消耗量为(2.6±1.3)mg ·(L ·h)-1.然而缺氧MBBR反应阶段的DO是有限的(DO≤0.05mg ·L-1), 部分异养菌也会和硝化细菌竞争氧气, 仅搅拌带入的DO难以满足上述的硝化反应.因此, 推断硝化作用不是缺氧MBBR中氨氮去除现象的主要原因.
图 3
在硝氮去除性能的分析中推测缺氧MBBR中可能存在反硝化以外的脱氮途径, 结合氨氮去除现象, 推测缺氧MBBR中存在厌氧氨氧化反应.为了验证厌氧氨氧化的存在, 取絮体污泥和缺氧填料生物膜混合进行了异位厌氧氨氧化活性小试, 结果如图 4所示.氨氮与亚硝氮同步减少, 当亚硝氮耗尽时氨氮也不变; 再次投加亚硝氮后氨氮重新开始随亚硝氮一同减少.以240~300 min的数据计算得ΔNO2--N/ΔNH4+-N和ΔNO3--N/ΔNH4+-N为1.53和0.12, 与厌氧氨氧化反应的理论化学计量关系1.32和0.26相近, 是比较典型的厌氧氨氧化现象.厌氧氨氧化活性小试有力地支撑了缺氧MBBR中存在厌氧氨氧化反应.此外, 在缺氧填料生物膜也观察到靠近载体的生物膜中分布有暗红色的颗粒, 而富含亚铁血红素C的厌氧氨氧化菌也呈暗红色.因此, 缺氧MBBR中氨氮的去除有厌氧氨氧化的作用, 即缺氧MBBR中存在部分厌氧氨氧化.结合缺氧MBBR表现出的高效稳定的脱氮性能, 厌氧氨氧化对脱氮或有不可忽视的贡献.
图 4
2.3 厌氧氨氧化菌的实时定量PCR结果
缺氧MBBR中存在厌氧氨氧化反应, 而厌氧氨氧化由厌氧氨氧化菌参与完成.为了进一步了解缺氧MBBR中的厌氧氨氧化, 对0、64、100、211和246 d的絮体污泥和缺氧填料生物膜分别进行了总菌及厌氧氨氧化菌的16S rRNA实时定量PCR, 结果如图 5所示.实时定量PCR结果表明, 厌氧氨氧化菌在缺氧MBBR中富集, 尤其是在缺氧填料生物膜中.
图 5
厌氧氨氧化菌在缺氧填料生物膜中富集.厌氧氨氧化菌丰度由0 d的4.37×107 copies ·g-1增长到了246 d的2.28×1010 copies ·g-1, 相对丰度也由0.01%增至7.21%.缺氧填料生物膜的厌氧氨氧化菌丰度均呈增长趋势, 尤其是从211~246 d厌氧氨氧化菌相对丰度由1.93%增长至7.21%.在絮体污泥中也观察到了厌氧氨氧化菌的富集, 但絮体中厌氧氨氧化菌相对丰度始终较低, 且厌氧氨氧化丰度均大幅低于同一时间的缺氧填料生物膜. 211 d时絮体污泥中厌氧氨氧化菌丰度最高, 厌氧氨氧化菌丰度及相对丰度分别为4.75×107 copies ·g-1和0.02%, 远低于此时缺氧填料生物膜中的6.86×109copies ·g-1和1.93%.此外, 由于絮体污泥龄由22 d减少为13 d(表 1), 在246 d时絮体污泥中厌氧氨氧化菌丰度减少到了3.08×107 copies ·g-1, 絮体污泥中世代周期长的自养细菌(如厌氧氨氧化菌)被淘洗, 但缺氧填料生物膜中厌氧氨氧化菌仍然继续增长.生物膜具有独特分层结构能为不同生态生理特征的微生物提供生存机会.一般而言, 生长速率更快的微生物如异养菌会长在生物膜的外层, 而生长速率较慢的微生物例如厌氧氨氧化菌更偏向于生长于生物膜内层.内层细菌不易受外界剪切力影响和被淘洗, 有利于其持留.无论从厌氧氨氧化菌的富集程度还是抗环境冲击能力, 缺氧填料生物膜在缺氧MBBR的厌氧氨氧化菌富集中起着重要作用.
3 结论
(1) 缺氧MBBR在250 d长期运行中表现出稳定高效的脱氮性能, 出水总氮在5mg ·L-1左右, 实现了城市生活污水的深度脱氮.
(2) 缺氧MBBR中存在厌氧氨氧化反应, 结合长期脱氮性能与活性测试, 厌氧氨氧化有不可忽视的贡献, 实现了部分厌氧氨氧化脱氮.
(3) 厌氧氨氧化菌在缺氧MBBR中富集, 尤其是在缺氧填料生物膜中.缺氧填料生物膜中厌氧氨氧化菌相对丰度由0.01%增长到了7.21%.缺氧填料生物膜在厌氧氨氧化菌富集中有重要作用.(来源：环境科学 作者：杨岚)
