厭氧氨氧化作為新型生物脫氮工藝具有節(jié)約能耗、污泥產(chǎn)量低、脫氮效率高等優(yōu)點(diǎn)，已經(jīng)成功應(yīng)用于污泥水、滲濾液等高氨氮廢水處理。而如何將厭氧氨氧化應(yīng)用于城鎮(zhèn)污水的脫氮處理是目前國(guó)內(nèi)外的研究熱點(diǎn)。實(shí)現(xiàn)厭氧氨氧化反應(yīng)的前提是獲得穩(wěn)定的亞硝酸氮作為電子受體，而城鎮(zhèn)污水中氨氮濃度低(20~45 mg·L−1)，出水水質(zhì)要求高，通過(guò)低溶氧、游離氨或游離亞硝酸抑制等傳統(tǒng)方法很難實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定的部分亞硝化(partial nitrification)，且部分亞硝化與厭氧氨氧化聯(lián)用技術(shù)仍不能解決出水中含有大量硝態(tài)氮的問(wèn)題。因此，有研究提出將部分污水中的氨氮首先完全硝化為硝酸鹽氮，然后將硝酸鹽氮還原為亞硝酸鹽氮，從而為厭氧氨氧化的實(shí)現(xiàn)提供穩(wěn)定的電子受體，有望成為未來(lái)城鎮(zhèn)污水高效低耗脫氮處理工藝，于是對(duì)城鎮(zhèn)污水的厭氧氨氧化脫氮研究轉(zhuǎn)化為如何將硝酸鹽還原與厭氧氨氧化進(jìn)行高效地耦合。目前認(rèn)為可能的途徑有3條：1)利用厭氧氨氧化菌自身可進(jìn)行部分硝酸鹽異化還原(DNRA)的partial DNRA-anammox耦合工藝;2)利用反硝化甲烷古菌進(jìn)行部分反硝化(DAMO)的DAMO-anammox耦合工藝;3)利用異養(yǎng)反硝化菌進(jìn)行部分反硝化(partial denitrification)的partial denitrification-anammox耦合工藝。

　　DNRA-anammox耦合工藝與DAMO-anammox耦合工藝存在控制困難、氧化速率慢、效率低、功能微生物難富集等問(wèn)題，在實(shí)際污水脫氮中的應(yīng)用還有一定的難度。在反硝化過(guò)程中，亞硝酸鹽積累是一個(gè)普遍存在的現(xiàn)象，可通過(guò)選擇合適的碳源、控制適宜的碳氮比和反應(yīng)時(shí)間等條件，較易篩選出將硝酸鹽僅還原到亞硝酸鹽的部分反硝化異養(yǎng)菌，實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽的穩(wěn)定積累。部分反硝化與厭氧氨氧化技術(shù)聯(lián)用可以實(shí)現(xiàn)同步脫氮除碳，避免了出水中硝酸鹽的積累，同時(shí)通過(guò)部分反硝化途徑為厭氧氨氧化反應(yīng)提供了亞硝酸鹽，具有操作簡(jiǎn)單、運(yùn)行穩(wěn)定等優(yōu)點(diǎn)，有望實(shí)現(xiàn)厭氧氨氧化技術(shù)在城鎮(zhèn)污水處理主流工藝中的應(yīng)用。

　　本研究以接種具有高效部分反硝化能力的部分反硝化菌(Thauera)和厭氧氨氧菌(Candidatus Brocadia)在同一反應(yīng)器中形成耦合系統(tǒng)，以乙酸鈉為碳源，在COD/NO3−-N比為2.5，進(jìn)水NO3−-N/NH4+-N比為1.2的條件下，通過(guò)2種污泥的活性計(jì)算，使得接種到耦合系統(tǒng)的2種污泥能同時(shí)發(fā)生部分反硝化與厭氧氨氧化反應(yīng)，以達(dá)到在低COD情況下可同時(shí)去除氨氮與硝酸鹽的目的。

　　1 材料與方法

　　1.1 接種污泥

　　厭氧氨氧化接種污泥取自穩(wěn)定運(yùn)行5年的SBR，總氮(TN)去除負(fù)荷為1.7 kg·(m3·d)−1，TN去除率為(89.87±0.43)%，污泥呈紅棕色，顆�；�程度良好。宏基因組測(cè)序[12]結(jié)果表明污泥中的優(yōu)勢(shì)菌為Candidatus Brocadia (34.1%)。

　　部分反硝化接種污泥取自穩(wěn)定運(yùn)行1年的SBR，進(jìn)水COD/NO3−-N比為2.5，NO3−-N濃度為50 mg·L−1，NO2−-N的積累率穩(wěn)定在95%。宏基因組測(cè)序結(jié)果表明，污泥中的優(yōu)勢(shì)菌為Thauera (71.85%)。

　　1.2 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行方式

　　實(shí)驗(yàn)裝置為工作容積1 L的SBR，通過(guò)恒溫水浴控制反應(yīng)器溫度為30 ℃左右。實(shí)驗(yàn)方式分為批式實(shí)驗(yàn)和連續(xù)實(shí)驗(yàn)。批式實(shí)驗(yàn)分4批進(jìn)行，各批次的厭氧氨氧化菌和部分反硝化菌的污泥濃度及進(jìn)水條件相同，但NO3−-N/NH4+-N比不同，考察不同NO3−-N/NH4+-N比下TN去除效果。在批式實(shí)驗(yàn)的基礎(chǔ)上，以最佳NO3−-N/NH4+-N比進(jìn)行連續(xù)實(shí)驗(yàn)，考察厭氧氨氧化菌和部分反硝化菌的活性變化。SBR的運(yùn)行周期為130 min，其中，進(jìn)水2 min，曝氣攪拌100 min，沉淀20 min，出水3 min，閑置5 min。

　　1.3 實(shí)驗(yàn)廢水

　　實(shí)驗(yàn)反應(yīng)器采用人工配制的進(jìn)水，組分組成：NH4Cl(以N計(jì)) 20~40 mg·L−1，NaNO3(以N計(jì)) 20~50 mg·L−1，乙酸鈉(以COD計(jì)) 60~120 mg·L−1，KHCO3 500 mg·L−1，KH2PO4 50 mg·L−1，CaCl2·2H2O 180 mg·L−1 ，MgSO4·7H2O 100 mg·L−1，微量元素Ⅰ、Ⅱ[14]各1 mL·L−1。

　　1.4 反應(yīng)活性的測(cè)定方法

　　厭氧氨氧化反應(yīng)、反硝化反應(yīng)及厭氧氨氧化耦合部分反硝化反應(yīng)的活性測(cè)定方法相同，具體操作步驟如下：反應(yīng)周期結(jié)束時(shí)，從反應(yīng)器中取200 mL顆粒污泥混合液，經(jīng)無(wú)氧水淘洗后置于500 mL用錫箔紙包裹的廣口瓶中，依據(jù)測(cè)定的活性不同，加入相應(yīng)的基質(zhì)，然后用含微量元素的無(wú)氧水定容至400 mL，用橡膠塞塞緊后向瓶?jī)?nèi)通入高純氮?dú)?99.999%)以維持厭氧條件。反應(yīng)pH由PBS緩沖溶液控制在7.5，定時(shí)取樣，分析測(cè)定樣品中的NH4+-N、NO3−-N、NO2−-N等指標(biāo)。厭氧氨氧化反應(yīng)活性測(cè)定時(shí)起始基質(zhì)濃度為NH4+-N 30 mg·L−1，NO2−-N 40 mg·L−1，KHCO3 0.5 g·L−1;反硝化活性測(cè)定時(shí)起始基質(zhì)濃度為NO3−-N 30 mg·L−1，COD 75 mg·L−1;厭氧氨氧化耦合部分反硝化反應(yīng)活性測(cè)定時(shí)所加起始基質(zhì)濃度為NH4+-N 30 mg·L−1，NO3−-N 36 mg·L−1，COD 90 mg·L−1。耦合反應(yīng)中用氨氮的氧化速率和硝酸鹽的還原速率分別代表厭氧氨氧化菌與部分反硝化菌的活性。

　　1.5 分析方法

　　1.5.1 常規(guī)指標(biāo)分析

　　各項(xiàng)指標(biāo)均按文獻(xiàn)中的方法[15]進(jìn)行測(cè)定：NH4+-N：納氏試劑分光光度法;NO2−-N：(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NO3−-N：紫外分光光度法;pH采用雷磁PHS-3C型pH計(jì);MLSS和MLVSS采用重量法。

　　1.5.2 熒光原位雜交

　　接種的厭氧氨氧化顆粒污泥中的微生物菌群采用熒光原位雜交法進(jìn)行分析，具體操作參照文獻(xiàn)中的方法[16]進(jìn)行。顆粒污泥采用冷凍切片機(jī)(Leica CM 1950，Germany)進(jìn)行切片，雜交后的樣品通過(guò)激光共聚焦顯微鏡(TCS SP8，萊卡)進(jìn)行觀察，并在100倍的物鏡下采集圖像。實(shí)驗(yàn)所用探針如表1所示，總細(xì)菌采用Eub338mix(為Eub338，Eub338Ⅱ及Eub338Ⅲ三者等體積混合)，厭氧氨氧化菌采用Amx368。厭氧氨氧化菌的定量是在每個(gè)污泥樣品共隨機(jī)采集 50 張圖像，經(jīng) Image-Pro Plus 軟件處理后，統(tǒng)計(jì)目標(biāo)微生物占總生物量的比例。

　　表1 熒光原位雜交實(shí)驗(yàn)中監(jiān)測(cè)厭氧氨氧化菌所用探針

　　1.6 速率及轉(zhuǎn)化效率計(jì)算

　　部分反硝化過(guò)程的速率及亞硝氮積累率按式 (1)~(3)計(jì)算：

　　R H, NO 3 − −N =−dC NO 3 − −N dt X RH, NO3−-N=−dCNO3−−NdtX(1)

　　R S, NO 2 − −N =dC NO 2 − −N dt X RS, NO2−−N=dCNO2−−NdtX(2)

　　R J, NO 2 − −N =C tNO 2 − −N −C 0NO 2 − −N C 0NO 3 − −N −C tNO 3 − −N ×100% RJ, NO2−−N=CtNO2−−N−C0NO2−−NC0NO3−−N−CtNO3−−N×100%(3)

　　厭氧氨氧化過(guò)程的速率按式 (4)~(6)計(jì)算：

　　R O, NH 4 + −N =−dC NH 4 + −N dt X RO, NH4+−N=−dCNH4+−NdtX(4)

　　R H, NO 2 − −N =−dC NO 2 − −N dt X RH, NO2−-N=−dCNO2−−NdtX(5)

　　R S, NO 3 − −N =dC NO 3 − −N dt X RS, NO3−-N=dCNO3−−NdtX(6)

　　式中：R H, NO 3 − −N RH, NO3−-N 與R H, NO 2 − −N RH, NO2−-N 分別為NO3−-N與NO2−-N還原速率，mg·(g·h)−1;R O, NH 4 + −N RO, NH4+-N 為NH4+-N氧化速率，mg·(g·h)−1;R S, NO 2 − −N RS, NO2−-N 為NO2−-N生成速率，mg·(g·h)−1;R J, NO 2 − −N RJ, NO2−-N 為NO2−-N積累率，%;CNO3−-N與CNO2−-N分別為NO3−-N與NO2−-N濃度，mg·L−1;C0NOx−-N與CtNOx−-N分別為取樣起始與取樣t時(shí)刻N(yùn)O2−-N或NO3−-N濃度，mg·L−1;X為污泥濃度，g·L−1，以VSS計(jì)。

　　2 結(jié)果與討論

　　2.1 厭氧氨氧化接種污泥種群結(jié)構(gòu)

　　接種的厭氧氨氧化污泥熒光原位雜交照片如圖1所示。圖1中顯示紅色熒光信號(hào)(厭氧氨氧化菌)與綠色熒光信號(hào)(總細(xì)菌)的重合度較高，且顆粒污泥的熒光信號(hào)呈環(huán)形，外部熒光信號(hào)比內(nèi)部強(qiáng)，這是因?yàn)槭軅髻|(zhì)阻力的影響，使得顆粒污泥外部基質(zhì)濃度較高，顆粒內(nèi)部基質(zhì)不足而引起細(xì)胞自融所致。由局部放大圖(圖1(d))可見顆粒污泥微生物以微小的菌落群聚集分布，各群落間可能含有大量胞外聚合物，而胞外聚合物有利于污泥顆粒化。厭氧氨氧化菌的含量占總細(xì)菌含量的(90.39±4.76)%，說(shuō)明接種污泥中厭氧氨氧化菌為優(yōu)勢(shì)菌屬，接種該污泥有利于耦合實(shí)驗(yàn)的進(jìn)行。

　　圖1 接種厭氧氨氧化顆粒污泥FISH分析

　　2.2 耦合前部分反硝化與厭氧氨氧化污泥活性

　　圖2為部分反硝化污泥的反應(yīng)活性測(cè)定結(jié)果。實(shí)驗(yàn)結(jié)果顯示，隨著反應(yīng)的進(jìn)行，硝酸鹽濃度逐漸降低，同時(shí)亞硝酸鹽濃度逐漸增加。反應(yīng)起始時(shí)測(cè)得NO3−-N與NO2−-N濃度分別為32.45 mg·L−1與0.68 mg·L−1，反應(yīng)60 min時(shí)測(cè)得NO3−-N與NO2−-N濃度分別為0.81 mg·L−1與29.22 mg·L−1,反應(yīng)過(guò)程中硝酸鹽的還原量與亞硝酸鹽的積累量大致相同,可實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽的穩(wěn)定積累。由式 (1)~式 (3)計(jì)算可得硝酸鹽的還原速率為257.68 mg·(g·h)−1,亞硝酸鹽的積累速率為225.76 mg·(g·h)−1,亞硝氮的積累率高達(dá)90.19%。

　　圖2 部分反硝化反應(yīng)過(guò)程中NO3−-N與NO2−-N濃度隨時(shí)間的變化.

　　圖3為厭氧氨氧化污泥的反應(yīng)活性測(cè)定結(jié)果。反應(yīng)過(guò)程中NH4+-N、NO2−-N的降解與NO3−-N的產(chǎn)生均為零級(jí)反應(yīng),線性關(guān)系良好。其中,ΔNO2−-N/ΔNH4+-N為1.36±0.11,ΔNO3−-N/ΔNH4+-N為0.25±0.04,比LOTTI等[20]報(bào)道的理論值(1.146)偏大。反應(yīng)結(jié)束后測(cè)得MLVSS為2 067 mg·L−1，由式 (4)~式 (6)計(jì)算得氨氮與亞硝氮的降解速率分別為9.13 mg·(g·h)−1 和12.84 mg·(g·h)−1，硝氮的生成速率為3.02 mg·(g·h)−1。

　　由活性測(cè)定結(jié)果可知，部分反硝化過(guò)程中亞硝酸鹽的積累速率是厭氧氨氧化過(guò)程中亞硝酸鹽還原速率的17.58倍，為保證耦合過(guò)程中兩者的速率平衡，按此比例向反應(yīng)器中接種厭氧氨氧化污泥與部分反硝化菌污泥量。具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　圖3 厭氧氨氧化反應(yīng)過(guò)程中NH4+-N、NO2−-N和NO3−-N濃度隨時(shí)間的變化

　　2.3 不同NO3−-N/NH4+-N比下耦合批式實(shí)驗(yàn)結(jié)果

　　不同NO3−-N/NH4+-N比的批式實(shí)驗(yàn)結(jié)果見圖4。當(dāng)NO3−-N/NH4+-N比在0.8~1.6的范圍時(shí)，隨著反應(yīng)的進(jìn)行，NH4+-N和NO3−-N濃度均呈下降趨勢(shì)，表明反應(yīng)器中厭氧氨氧化作用與反硝化作用同步進(jìn)行，實(shí)現(xiàn)了兩者的耦合。

　　進(jìn)水NO3−-N/NH4+-N比不同，各反應(yīng)物的去除率也不相同。圖4(a)和圖4(b)是NO3−-N/NH4+-N比分別為0.8和1.0的情況。當(dāng)NO3−-N被完全消耗后，尚有部分剩余NH4+-N存在，且比值越高，剩余越少。這是由于進(jìn)水硝酸鹽量太少不能為厭氧氨氧化反應(yīng)提供足夠的NO2−-N，使得厭氧氨氧化反應(yīng)由于缺乏電子供體而終止。當(dāng)NO3−-N/NH4+-N比值為1.2時(shí)(圖4(c))，反應(yīng)過(guò)程中部分反硝化反應(yīng)產(chǎn)生的NO2−-N剛好被厭氧氨氧化反應(yīng)所利用，兩者協(xié)同脫氮。當(dāng)NO3−-N/NH4+-N比值繼續(xù)增大為1.6時(shí)(圖4(d))，硝酸鹽經(jīng)部分反硝化提供的NO2−-N已超過(guò)厭氧氨氧化反應(yīng)所需數(shù)值，NH4+-N被完全消耗后，尚有部分剩余的硝酸鹽，此后，厭氧氨氧化反應(yīng)終止，剩余的NO3−-N被繼續(xù)還原。由于水中無(wú)氨氮存在，阻礙了反硝化菌的合成，因此，相應(yīng)的硝酸鹽利用速率也隨之下降，由6.83 mg·(g·h)−1降為1.89 mg·(g·h)−1。剩余NO3−-N一部分還原為NO2−-N，另一部分被完全反硝化還原為N2。雖然此時(shí)TN的去除率仍高達(dá)91.98%，但在該條件下長(zhǎng)期運(yùn)行，由于具有完全反硝化功能的異養(yǎng)菌增殖，將不利于耦合系統(tǒng)的穩(wěn)定。

　　批式實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，NO3−-N/NH4+-N的最佳比值為1.2，此時(shí)NH4+-N、NO3−-N及TN的去除率分別為92.85%、99.68%和96.42%。

　　圖4 不同進(jìn)水NO3−-N/NH4+-N比下耦合反應(yīng)中各氮素濃度變化

　　2.4 耦合系統(tǒng)的連續(xù)運(yùn)行狀況

　　耦合系統(tǒng)連續(xù)運(yùn)行20個(gè)周期, 進(jìn)出水三氮變化及結(jié)果見圖5。在起始的2個(gè)周期進(jìn)水NO3−-N/NH4+-N比較小，分別為0.96和0.99，以便反硝化菌和厭氧氨氧化菌逐漸適應(yīng)培養(yǎng)環(huán)境;其后，進(jìn)水NO3−-N/NH4+-N比值均控制在最佳范圍(1.1~1.3)。在實(shí)驗(yàn)條件下，耦合系統(tǒng)在低濃度氨氮下獲得了穩(wěn)定的脫氮效果。在進(jìn)水NH4+-N濃度20~30 mg·L−1、NO3−-N濃度為25~35 mg·L−1時(shí)，出水NH4+-N濃度從12 mg·L−1逐漸降低到3 mg·L−1以下，NO3−-N與NO2−-N濃度均在1.5 mg·L−1以下，NH4+-N、NO3−-N和TN的平均去除率分別為86.5%、95.2%和94.88%。

　　圖5 部分反硝化厭氧氨氧化耦合反應(yīng)器運(yùn)行期間脫氮性能

　　圖5(c)為運(yùn)行期間耦合系統(tǒng)中厭氧氨氧化反應(yīng)與部分反硝化反應(yīng)的活性變化情況。在耦合反應(yīng)器運(yùn)行過(guò)程中，厭氧氨氧化菌對(duì)氨氮的氧化速率基本恒定，維持在(4.62±0.44) mg·(g·h)−1;而部分反硝化菌對(duì)硝酸鹽的還原速率在呈逐漸增大的趨勢(shì)，由(4.04±0.43) mg·(g·h)−1增加到(5.51±0.30) mg·(g·h)−1，這是由于部分反硝化菌的增殖速率(Y=0.3) [21]相對(duì)厭氧氨氧化菌(Y=0.066±0.01)[22]較快，單位體積中的部分反硝化菌含量增高所致。

　　從耦合系統(tǒng)典型周期內(nèi)各氮素變化的趨勢(shì)(圖5(d))也可以看出，隨著培養(yǎng)周期的增加，耦合系統(tǒng)中微生物降解氨氮的曲線斜率基本不變，而硝酸鹽還原的曲線斜率逐漸增大，這與耦合系統(tǒng)中2種不同的微生物的脫氮途徑(硝酸鹽經(jīng)亞硝酸鹽由厭氧氨氧化菌轉(zhuǎn)化為氮?dú)夂拖跛猁}經(jīng)亞硝酸鹽由反硝化菌轉(zhuǎn)化為氮?dú)?有關(guān)，可以用參與耦合反應(yīng)的ΔNO3−-N/ΔNH4+-N的比值來(lái)衡量。當(dāng)NO3−-N通過(guò)部分反硝化全部還原為NO2−-N為氨氧化提供電子受體時(shí)，在不考慮細(xì)胞合成的條件下，ΔNO3−-N/ΔNH4+-N的比值與厭氧氨氧化的ΔNO2−-N/ΔNH4+-N的比值相同，即1.146;在考慮部分反硝化菌的合成時(shí)，由于部分反硝化菌的增殖會(huì)消耗部分氨氮，從而導(dǎo)致ΔNO3−-N/ΔNH4+-N的比值降低，由本實(shí)驗(yàn)第2周期的結(jié)果可見，ΔNO3−-N/ΔNH4+-N的比值約為0.99，與KALYUZHNY等[23]的研究結(jié)果(0.97)相近。隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加,參與耦合反應(yīng)的ΔNO3−-N/ΔNH4+-N比值逐漸增大，并且穩(wěn)定在1.15±0.21(第20周期)，出水中并未檢測(cè)到NO2−-N積累，說(shuō)明超出的亞硝酸鹽被繼續(xù)還原為氮?dú)�，�?jīng)計(jì)算，該部分NO3−-N占進(jìn)水NO3−-N的15.7%。YESHI等[24]在研究主流厭氧氨氧化工藝處理低濃度市政廢水時(shí)同樣發(fā)現(xiàn)異養(yǎng)反硝化與厭氧氨氧化共存，且通過(guò)反硝化去除的氮占進(jìn)水總氮的20%。雖然在低氨氮濃度下厭氧氨氧化耦合部分反硝化過(guò)程中不能避免硝酸鹽/亞硝酸鹽會(huì)被繼續(xù)還原，但不同周期內(nèi)耦合系統(tǒng)對(duì)氨氮的氧化速率基本維持不變，表明厭氧氨氧化菌活性并未受到完全反硝化反應(yīng)的競(jìng)爭(zhēng)而降低，而是表現(xiàn)為協(xié)同作用與反硝化菌共同脫氮。

　　3 結(jié)論

　　1)通過(guò)接種優(yōu)勢(shì)菌群為Thauera (71.85%)的反硝化污泥與培養(yǎng)成熟的厭氧氨氧化污泥可實(shí)現(xiàn)部分反硝化與厭氧氨氧化耦合，在乙酸鈉做碳源的條件下可實(shí)現(xiàn)同步去除NH4+-N和NO3−-N，為低濃度氨氮廢水(城鎮(zhèn)污水)的高效脫氮提供了基礎(chǔ)。

　　2)在COD/NO3−-N比為2.5，進(jìn)水NO3−-N/NH4+-N比在0.8~1.6的范圍內(nèi)均可實(shí)現(xiàn)部分反硝化與厭氧氨氧化協(xié)同脫氮，TN的去除率分別為73.20%、87.89%、96.42%、91.98%，最佳的NO3−-N/NH4+-N比為1.2。

　　3)耦合系統(tǒng)內(nèi)厭氧氨氧化菌與異養(yǎng)反硝化菌存在協(xié)同與競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系，進(jìn)水NO3−-N的84.3%通過(guò)厭氧氨氧化途徑轉(zhuǎn)化為氮?dú)�，剩�?5.7%通過(guò)異養(yǎng)反硝化途徑轉(zhuǎn)化為氮?dú)狻?來(lái)源：環(huán)境工程學(xué)報(bào) 作者：陳國(guó)燕)