復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)脫氮效能及微生物群落研究

楊一飛，楊津津，李紹康，羅景文，常根旺，周繼紅，李 翔*

1. 河北工程大學(xué)能源與環(huán)境工程學(xué)院，河北 邯鄲 056038

2. 中國環(huán)境科學(xué)研究院，環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室，北京 100012

隨著城市人口和工業(yè)需求的擴大，生活、養(yǎng)殖、化肥工業(yè)等產(chǎn)生的含氮廢水排放量逐年增加[1-2]，而傳統(tǒng)生物脫氮工藝處理能耗和成本較高，致使人們開始尋找新的脫氮思路. 1995年，Mulder等[3]在流化床反應(yīng)器中觀察到ANAMMOX現(xiàn)象，并命名為“厭氧氨氧化”，這一發(fā)現(xiàn)為含氮廢水處理提供了新思路.ANAMMOX工藝具有節(jié)省曝氣、剩余污泥產(chǎn)量少和無需外加碳源等優(yōu)點[4]，是一種經(jīng)濟、環(huán)境友好的廢水生物脫氮工藝. 但是由于厭氧氨氧化菌(AnAOB)生長周期長(倍增時間在11~14 d)，細胞產(chǎn)率低，污泥易流失[5-6]，導(dǎo)致AnAOB難以富集，極大程度地限制了ANAMMOX工藝的工程化應(yīng)用.

為高效富集AnAOB，研究人員常在反應(yīng)器中添加填料以提高反應(yīng)器的生物截留性能和脫氮能力. 佟智達等[7]在EGSB反應(yīng)器中加入填料，80 d后反應(yīng)器成功啟動，160 d后，TN容積負荷(NLR)達到0.88 kg/(m3·d). 不同材質(zhì)和結(jié)構(gòu)的填料對微生物的富集作用不一，目前研究中常用的填料有海綿填料、塑料填料、活性炭填料、纖維填料和組合填料等，其中活性炭具有吸附特性，可以選擇性地吸附疏水蛋白，有利于形成良好的疏水ANAMMOX生物膜[8-9]. 有研究[10-11]表明，活性炭還具有電子轉(zhuǎn)移能力，可以通過刺激ANAMMOX體中關(guān)鍵酶活性誘導(dǎo)AnAOB的生長.Liu等[12]以活性炭為載體，僅用17 d就成功啟動了ANAMMOX系統(tǒng)，并在活性炭表面發(fā)現(xiàn)了大量紅色ANAMMOX污泥. 組合填料具有較大的比表面積，親水性能好，對微生物親和性高，有利于菌體附著.Wang等[13]對比研究了組合填料和立體性纖維載體對ANAMMOX工藝脫氮效能的影響，發(fā)現(xiàn)組合填料結(jié)構(gòu)更有利于AnAOB的穩(wěn)定附著、增殖和聚集. 目前，ANAMMOX系統(tǒng)中關(guān)于菌種高效富集的研究多集中于在反應(yīng)器啟動初期加入填料，然而在反應(yīng)器運行的不同時期，污泥形態(tài)和氮素濃度處于時刻變化中，根據(jù)系統(tǒng)運行實際情況選擇性添加合適填料的研究鮮見報道.

該研究在ANAMMOX系統(tǒng)運行的不同時期分別加入活性炭填料和組合填料，構(gòu)建復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)，通過探究復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)在啟動和運行過程中的脫氮性能和微生物群落結(jié)構(gòu)變化特征，闡明填料對AnAOB富集效能的影響，以期為AnAOB的高效富集提供理論依據(jù)和技術(shù)支持.

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

圖1為試驗裝置示意圖. 裝置主體是由有機玻璃制成，內(nèi)徑10 cm，有效高度90 cm，有效容積7 L，試驗采用人工模擬廢水，由蠕動泵將廢水從反應(yīng)器底部泵入，經(jīng)過頂部三相分離器進行氣、液、固分離后，經(jīng)溢流槽排出. 反應(yīng)器中排出的氣體由集氣瓶進行收集，溫度由反應(yīng)器水浴層控制. 另外，為避免光照對ANAMMOX反應(yīng)的影響，反應(yīng)器表面用黑色塑料袋包裹.

圖1 試驗裝置示意Fig.1 Schematic diagram of experimental equipment

圖2為試驗裝置內(nèi)的填料. 試驗中使用的活性炭外觀呈黑色柱狀，粒徑約為1 mm，使用前用蒸餾水反復(fù)清洗以去除表面雜質(zhì). 組合填料由纖維素、聚乙烯塑料和中心繩構(gòu)成，采用螺旋鐵絲將其固定在反應(yīng)器中，增加與污泥的接觸面積.

圖2 試驗裝置內(nèi)的填料Fig.2 Fillers in the experimental equipment

1.2 接種污泥

接種污泥包括厭氧污泥、好氧活性污泥和ANAMMOX污泥(見圖3)，其中，厭氧污泥和好氧活性污泥分別取自某工廠污水處理站的厭氧池和二沉池，ANAMMOX污泥取自某生產(chǎn)性ANAMMOX裝置，占非ANAMMOX污泥體積的3.25%，試驗裝置中接種的混合污泥濃度(MLSS)為6 100 mg/L. 污泥接種前，先用清水將其沖洗3次，以去除污泥表面的殘留基質(zhì).

圖3 試驗接種污泥Fig.3 Experimental inoculated sludge

1.3 試驗用水

試驗采用人工配制的模擬廢水，以(NH4)2SO4和NaNO2為氮源，其他組分包括NaHCO31 250 mg/L、MgSO4·7H2O 300 mg/L、KH2PO410 mg/L、CaCl25.6 mg/L，微量元素Ⅰ 1 mL/L，微量元素Ⅱ 1 mL/L[14]，微量元素主要成分如表1所示. 同時，在進水中額外投加了無水Na2SO3，采用化學(xué)還原脫氧法以降低進水中的溶解氧，達到脫氧效果，如式(1)所示.

表1 微量元素的配比Table 1 The ratio of microelement

1.4 試驗分析項目及檢測方法

NH4+-N、NO2?-N和NO3?-N濃度參考《水和廢水的監(jiān)測分析方法(第四版)》，分別采用納氏試劑分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法和紫外分光光度法測定；總無機氮濃度為NH4+-N、NO2?-N、NO3?-N三者濃度之和；pH采用便攜式pH計(pH-100A，力辰科技)檢測.

采用16S rRNA高通量測序技術(shù)研究復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)中的微生物多樣性和群落結(jié)構(gòu). 樣品取自復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)中運行第30天、第60天和第160天時的ANAMMOX污泥.

1.5 復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)運行工況

復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)在冬季啟動，初期啟動溫度為23~26 ℃. 隨著季節(jié)的變化，在復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)運行60 d后溫度逐步達到27~30 ℃，pH為7.5±0.2，ρ(DO)為0.6 mg/L. 試驗采用逐步提高進水基質(zhì)濃度〔ρ(NH4+-N)和ρ(NO2?-N)〕和縮短水力停留時間(HRT)兩種方式提高復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)容積負荷，試驗運行工況見表2.

表2 復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)的運行工況Table 2 Operation condition of ANAMMOX system with combined fillers

2 結(jié)果與討論

2.1 復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)脫氮效果

第Ⅰ階段(1~25 d)為菌體自溶期，進水ρ(NH4+-N)和ρ(NO2?-N)分別為33.3和35.3 mg/L，HRT為24 h，溫度為23~26 ℃. 如圖4(a)所示，第Ⅰ階段由于接種污泥中存在較多不適應(yīng)無機營養(yǎng)環(huán)境的異氧菌，導(dǎo)致大量細胞出現(xiàn)自溶解體現(xiàn)象[15]，污泥中有機物分解產(chǎn)生NH4+-N，造成出水ρ(NH4+-N)高于進水ρ(NH4+-N).而污泥中的反硝化微生物直接利用NO2?-N和菌體自溶過程中釋放的有機碳源進行反硝化作用[16]，使復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)出水ρ(NO2?-N)低于進水ρ(NO2?-N)，NO2?-N的去除率在85%以上〔見圖4(b)〕.同時，NO3?-N濃度幾乎接近于0，氨化作用和缺氧反硝化作用占主導(dǎo)，ANAMMOX作用尚未顯現(xiàn).

第Ⅱ階段(26~94 d)為活性提高期，在復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)運行第26天時加入占試驗裝置有效容積15%的活性炭. 如圖4(a)所示，第26天出水ρ(NH4+-N)迅速降低，第37天時，NH4+-N和NO2?-N的去除率均達到95%，TN的去除率達到84.31%. 賴瑋毅等[17]研究表明，活性炭具有物理吸附和生物降解的協(xié)同作用. 在菌體自溶期結(jié)束后加入活性炭，此時污泥中的大部分有機質(zhì)已被分解，避免了活性炭的吸附能力被無效占用. Zhang等[18]在反應(yīng)器運行一段時間后加入活性炭，NH4+-N和NO2?-N的去除率分別提高到93.07%和80.92%，表明在反應(yīng)器運行一段時間后添加活性炭填料，有利于提高反應(yīng)器的傳質(zhì)能力和脫氮性能.

復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)在低基質(zhì)負荷下穩(wěn)定運行后，對進水基質(zhì)濃度進行多次小幅提升，在第43天進水ρ(NH4+-N)和ρ(NO2?-N)分別提高至86.2和93.0 mg/L，第65天 進水ρ(NH4+-N)和ρ(NO2?-N)分別提高至169.8和199.8 mg/L. 由圖4(b)可知，在2次進水氮負荷提升過程中，NH4+-N和NO2?-N的去除率均保持在90%以上. 第76天TN的去除率達到85%，再次將進水ρ(NH4+-N)和ρ(NO2?-N)分別提高至283.8和314.0 mg/L. 第80天時，復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)受到高負荷沖擊，出現(xiàn)抑制現(xiàn)象，TN的去除率降至60%. 為使脫氮性能恢復(fù)，通過翻動活性炭床和降低基質(zhì)濃度對復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)進行調(diào)控. 由圖4(b)(c)可知，復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)運行第94天時，NH4+-N和NO2?-N的去除率恢復(fù)至90%以上，NLR和TN容積去除負荷(NRR)分別達到0.51和0.43 kg/(m3·d)，TN容積負荷去除率(NRE)達到84.5%. 活性炭的吸附特性為過量的底物提供了臨時存儲場所，提高了反應(yīng)器在高NLR沖擊下的耐受能力[19].

第Ⅲ階段(95~160 d)為穩(wěn)定運行期，水力停留時間由24 h減至16 h. 該階段復(fù)合填料ANAMMOX顆粒污泥數(shù)量明顯增加，考慮到活性炭在復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)中處于流動狀態(tài)，不易使大量顆粒污泥固定在填料上. 為加快AnAOB富集，第95天在試驗裝置中添加組合填料，構(gòu)建復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng). 第140天時，進水ρ(NH4+-N)和ρ(NO2?-N)分別提高至306.1和340.8 mg/L，NH4+-N和NO2?-N的去除率均保持在90%以上，TN的去除率達到85.29%.由圖4(c)可知，在160 d時，NLR和NRR分別達到0.97和0.83 kg/(m3·d). 彭永臻等[20]提出，通過投加合適的填料，AnAOB的群體感應(yīng)現(xiàn)象增強，最終實現(xiàn)AnAOB的良好聚集和復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)脫氮性能的有效提升. 試驗中由于組合填料通過鐵絲螺旋固定在反應(yīng)器中，不易受到水流沖擊，并且具有較強的韌性和較大的比表面積，使菌體大量附著不易脫落，生物膜逐漸趨向成熟，促使復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)脫氮效果趨于穩(wěn)定化.

圖4 運行期間反應(yīng)器的脫氮性能Fig.4 Nitrogen removal performance of the reactor during operation

2.2 活性提高期及穩(wěn)定運行期化學(xué)計量比變化

復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)成功啟動的重要參考標準之一是△NO2?-N/△NH4+-N(NO2?-N和NH4+-N的消耗量之比，下同)為1.32，△NO3?-N/△NH4+-N(NO3?-N生成量與NH4+-N的消耗量之比，下同)為0.26[21-22]， ANAMMOX反應(yīng)的化學(xué)方程如式(2)[23]所示. 然而在實際情況中，由于復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)運行條件和菌群結(jié)構(gòu)不同，NH4+-N的消耗量和NO3?-N的生成量常常與理論值有所出入. 如圖5所示：26~33 d時，復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)中△NO2?-N/△NH4+-N和△NO3?-N/△NH4+-N的波動均較大，且均明顯高于理論值，這說明復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)中AnAOB的活性表現(xiàn)甚微，異養(yǎng)反硝化反應(yīng)占主導(dǎo)[24]；33~78 d和95~160 d時，△NO2?-N/△NH4+-N和△NO3?-N/△NH4+-N均 接近于理論值，但都略低于理論值，這可能與復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)中的綠彎菌門微生物有關(guān)[25-26]；79~93 d，復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)處于失穩(wěn)狀態(tài)，出現(xiàn)△NO3?-N/△NH4+-N高于理論值，△NO2?-N/△NH4+-N略低于理論值的現(xiàn)象. 復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)中AnAOB和多種菌種相互作用易造成化學(xué)計量比(△NO2?-N/△NH4+-N和△NO3?-N/△NH4+-N)偏差，同時由于試驗為人工模擬廢水，進水濃度配比與理論化學(xué)計量比存在一定差距，這也是一個不可忽視的因素.

圖5 活性提高期及穩(wěn)定運行期化學(xué)計量比的變化Fig.5 Variation of stoichiometric ratio of activity improvement stage and stable operation stage

2.3 ANAMMOX顆粒污泥形態(tài)變化

在復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)運行過程中，污泥顏色變化可以作為判定復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)中菌群變化的依據(jù)，研究表明，AnAOB的細胞內(nèi)含有大量的細胞色素C，使污泥外觀呈現(xiàn)獨特的紅色[27]. 當復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)中出現(xiàn)大面積紅色污泥時，說明AnAOB成功富集. 復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)運行第30天時污泥整體呈現(xiàn)黑色〔見圖6(a)〕，細胞自溶期污泥顏色未發(fā)生明顯變化，活性提高期污泥顏色逐漸變淺，由黑色逐漸變?yōu)辄S褐色〔見圖6(b)〕.經(jīng)過提高負荷培養(yǎng)后，污泥顏色逐漸變?yōu)榧t褐色. 在穩(wěn)定運行期間紅色加深，有明顯的顆粒狀〔見圖6(c)〕，表現(xiàn)出較強ANAMMOX活性，說明AnAOB成功得到富集.

圖6 不同時期污泥的表觀變化Fig.6 Apparent changes of sludge at different stages

在復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)運行160 d的過程中，活性炭表面包裹著AnAOB，但相對于組合填料，活性炭富集AnAOB的效果較弱. 組合填料表面有大量的AnAOB附著，填料表現(xiàn)出明顯紅色，大量的ANAMMOX污泥聚集形成生物膜(見圖7). 研究表明，當AnAOB達到一定活性時就會引發(fā)群體感應(yīng)現(xiàn)象，使周圍菌群活性和生長速率得到提高[28]. 因此，復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)為AnAOB提供了適宜的生長條件，對AnAOB的富集起到了良好的促進作用.

圖7 生物膜的表觀特性Fig.7 Apparent properties of biofilms

2.4 微生物群落特征分析

2.4.1 微生物多樣性分析

為考察復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)運行過程中的微生物群落變化特征，通過高通量測序?qū)Φ?0天、第60天和第160天的污泥樣品進行微生物多樣性分析. 由表3可知，Coverage覆蓋率均大于99%，表明檢測樣品的細菌可以代表復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)內(nèi)大部分微生物群落的變化情況. Chao1指數(shù)、Ace指數(shù)可以反映群落多樣性，與Shannon-Wiener指數(shù)成正比，與Simpson指數(shù)成反比. 30~60 d時，NLR由0.07 kg/(m3·d)提至0.19 kg/(m3·d)，微生物豐富度和多樣性呈現(xiàn)上升趨勢，OTU數(shù)由923增至1 039，該階段微生物逐漸適應(yīng)新環(huán)境導(dǎo)致群落豐度提高. 隨著ANAMMOX活性逐漸顯現(xiàn)，脫氮性能逐漸增強，第160天時，NRR提升到0.83 kg/(m3·d)，群落的豐富度呈現(xiàn)下降趨勢，系統(tǒng)經(jīng)過菌種篩選，部分不適應(yīng)環(huán)境的微生物被淘汰，功能菌逐漸占據(jù)主導(dǎo)地位.

表3 微生物群落的多樣性指數(shù)Table 3 Diversity index of microbial community

2.4.2 門水平上物種相對豐度分析

由圖8可見：第30天時，復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)中門水平的微生物主要包括浮霉菌門(Planctomycetotes)、綠彎菌門(Chloroflexi)、擬桿菌門(Bacteroidota)、脫硫菌門(Desulfobacterota)和變形菌門(Proteobacteria)，相對豐度分別為0.77%、9.17%、16.88%、17.13%和32.25%；第60天時，復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)中浮霉菌門、綠彎菌門和擬桿菌門的相對豐度分別提高至2.29%、17.28%和23.04%，變形菌門和脫硫菌門分別降至24.82%和10.82%；第160天時，浮霉菌門和綠彎菌門的相對豐度分別提高至33.17%和22.65%，變形菌門、脫硫菌門和擬桿菌門的相對豐度分別降至19.21%、0.50%和7.49%.

圖8 不同時期門水平上微生物相對豐度的變化Fig.8 Changes in relative abundance of microorganisms at phylum level at different stages

AnAOB屬于化能自養(yǎng)生物，是浮霉菌門的重要組成部分，在復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)穩(wěn)定運行第160天時，浮霉菌門占優(yōu)勢地位. 值得一提的是，在第80天時脫氮性能有所下降，這可能與復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)正在經(jīng)歷篩菌過程，造成附屬脫氮菌種的生物量減少有關(guān). 經(jīng)過一段時間的適應(yīng)，AnAOB成為主導(dǎo)，復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)脫氮效果恢復(fù). 此外，據(jù)報道[29]顯示，綠彎菌門與AnAOB處于協(xié)同作用，其絲狀結(jié)構(gòu)能夠促進ANAMMOX生物膜的形成，故復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)中綠彎菌門的相對豐度逐漸升高. 變形菌門和擬桿菌門為復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)中的重要菌群，這與已有研究結(jié)果[30-31]一致. 同時，第60天和第160天這兩個時期的化學(xué)計量比均小于理論值，該現(xiàn)象可能歸因于綠彎菌門相對豐度的提高. 變形菌門中包含了亞硝酸鹽氧化細菌和反硝化細菌等多種脫氮功能菌[32-33]，能促進脫氮過程的進行，擬桿菌門也可以參與部分反硝化作用實現(xiàn)廢水脫氮[34-35]，但由于復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)中缺乏足夠的有機碳源供應(yīng)，這兩種菌門對復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)的適應(yīng)性較低，故隨著時間的推移逐漸被淘汰，變形菌門和擬桿菌門的相對豐度整體呈現(xiàn)下降趨勢.

2.4.3 屬水平上菌群結(jié)構(gòu)分析

由圖9可見，第30~60天，反硝化菌Denitratisom的相對豐度由7.75%提升至12.17%，占據(jù)重要地位.雖然反應(yīng)初期接種了ANAMMOX污泥，但接種量甚微，第30天和第60天均未檢測到明顯的ANAMMOX菌屬，ANAMMOX活性仍處于劣勢. 在第160天時，隨著進水氮負荷的提升和復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)的構(gòu)建，無機環(huán)境對反硝化菌起到了抑制作用，反硝化菌整體呈現(xiàn)下降趨勢.norank_f_norank_o_SBR103的相對豐度從2.69%升至9.84%，norank_f_norank_o_SBR10作為厭氧菌，屬于綠彎菌門的Anaerolinea綱，是菌膠團的重要組成部分，起到輔助脫氮作用[36]. 此外，第160天時在復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)中檢測出了AnAOB菌屬Candidatus Jettenia和Candidatus Brocadia，其相對豐度分別為30.56%和1.93%. 可見，AnAOB傾向于聚集生長，向復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)中投加填料可以為AnAOB聚集生長提供更好的環(huán)境.

圖9 不同時期屬水平上微生物相對豐度的變化Fig.9 Changes of relative abundance of microorganisms at genus level in different periods

3 結(jié)論

a) 該研究成功構(gòu)建了復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)，穩(wěn)定運行期NLR和NRR最大值分別為0.97和0.83 kg/(m3·d). 復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)具有良好的穩(wěn)定性，抗沖擊負荷能力強，AnAOB表現(xiàn)出良好的自我聚集能力.

b) 高通量測序分析表明，復(fù)合填料ANAMMOX系統(tǒng)運行過程中微生物多樣性降低，浮霉菌門和綠彎菌門的相對豐度得到提升，而其他菌屬的相對豐度呈現(xiàn)下降趨勢. 通過提升進水氮負荷以及先后投加活性炭和組合填料，AnAOB得到有效富集，AnAOB優(yōu)勢菌屬Candidatus jettenia和Candidatus brocadia的相對豐度分別提升至30.56%和1.93%.