傳統(tǒng)污水處理技術(shù)多為“以能耗換水質(zhì)”，國際污水處理行業(yè)正形成污染物削減功能進(jìn)一步強化、低碳處理和能源開發(fā)技術(shù)收到重視、實現(xiàn)處理過程與資源回收同步等3個明顯的發(fā)展態(tài)勢。我國已明確提出“碳達(dá)峰”和“碳中和”戰(zhàn)略目標(biāo)，在節(jié)能低碳和資源能源回收的污水處理新需求下，也面臨污水處理技術(shù)的革新。
厭氧消化能將有機污染物轉(zhuǎn)化為清潔能源甲烷，具有運行能耗低、能源回收效率高、占地面積小等優(yōu)勢，可為主流城市污水處理實現(xiàn)可持續(xù)發(fā)展提供新思路。然而，在厭氧消化過程中，有機物含有的氮最終被轉(zhuǎn)化為氨氮(NH+4NH4+-N)，還需進(jìn)一步脫氮處理以實現(xiàn)污水的達(dá)標(biāo)排放。厭氧氨氧化(anaerobicammoniumoxidation，anammox)是一種資源節(jié)約、環(huán)境友好的污水脫氮技術(shù)。厭氧氨氧化菌(anaerobicammoniumoxidationbacteria，AnAOB)能在厭氧條件下，以亞硝氮(NO−2NO2−-N)為電子受體將NH+4NH4+-N轉(zhuǎn)化為N2，而無需曝氣和外加碳源。主流城市污水經(jīng)厭氧消化處理后其出水C/N低，與anammox耦合可充分發(fā)揮二者的技術(shù)優(yōu)勢。在實際應(yīng)用中，anammox工藝已成功實現(xiàn)對污泥消化液、垃圾滲濾液等廢水的處理。然而，對于氨氮較低(C/N比亦較低)的主流城市污水處理的研究則較少，這是由于在該反應(yīng)體系內(nèi)反應(yīng)基質(zhì)NO−2NO2−-N很難穩(wěn)定獲取。
目前，普遍采用短程硝化(partialnitrification，PN)過程來獲取NO−2NO2−-N。然而，anammox工藝的理論最高脫氮效率僅為89%，且PN難以穩(wěn)定控制亞硝酸鹽氧化菌(nitriteoxidizingbacteria，NOB)，導(dǎo)致出水硝氮(NO3−-N)質(zhì)量濃度偏高，這也進(jìn)一步限制了該過程的脫氮效果。基于此，本研究擬通過外加人工合成城市污水來提供碳源，在移動床生物膜反應(yīng)器(movingbedbiofilmreactor，MBBR)中，通過調(diào)控運行參數(shù)，將短程反硝化(partialdenitritation，PD)與PN/A進(jìn)行耦合，從而強化其對主流厭氧消化出水的脫氮效果，以期為類似低C/N比污水的處理提供參考。
1、材料與方法
1.1 實驗裝置
實驗裝置如圖1所示。MBBR為有機玻璃制成，其工作體積為(2.0~2.3)L、內(nèi)徑為14cm、外徑為45cm、高度為20cm。反應(yīng)器的外部設(shè)有水浴層，可通過恒溫水浴裝置實時將溫度控制在(25±1)℃。反應(yīng)器的進(jìn)出水通過定時裝置控制蠕動泵(BT100J-1A，慧宇；中國)的啟閉來實現(xiàn)。主體反應(yīng)區(qū)內(nèi)部有填充率為20%的填料作為生物膜附著生長的載體，且中間設(shè)機械攪拌槳，轉(zhuǎn)速為80r·min−1。填料由疏水性聚丙烯樹脂制成，為中空圓柱體，其尺寸為φ4mm×4mm、比重為0.98g·cm−3、比表面積為1500m2·m−3。反應(yīng)器底部內(nèi)置微孔曝氣盤，由定時裝置控制其中的微型真空泵(VBY7506-24V，氣海；中國)來實現(xiàn)間歇曝氣，同時曝氣量由玻璃轉(zhuǎn)子氣體流量計(LZB-4WB，雙環(huán)；中國)控制；頂部設(shè)哈希便攜式多功能測定儀(HQ30d，HACH；美國)用于溫度、pH和DO的實時監(jiān)測；側(cè)壁設(shè)取樣口便于排泥及樣品采集。
注：Ti為時間控制裝置，以實現(xiàn)進(jìn)水和曝氣的自動啟閉；P為蠕動泵。
1.2 接種污泥與實驗進(jìn)水
接種污泥取自西安市第四污水廠一期A2O缺氧池末端(含AnAOB)。接種后反應(yīng)器中污泥的混合液懸浮固體(mixedliquorsuspendedsolid，MLSS)和混合液揮發(fā)性懸浮固體(mixedliquorvolatilesuspendedsolid，MLVSS)質(zhì)量濃度分別為2.64和1.44g·L−1，而MLVSS/MLSS為0.55。在實驗前期，進(jìn)水為人工合成氨氮廢水，以NH4HCO3為NH4+-N來源，投加800mg·L−1 NaHCO3、21.9mg·L−1 KH2PO4(5.00mg·L−1 PO43--P)、36.0mg·L−1 CaCl2·2H2O、25.0mg·L−1 MgCl2·6H2O、0.5mL·L−1微量元素Ⅰ(5.00g·L−1 Na2·EDTA·2H2O、5.00g·L−1 FeSO4·7H2O)和0.5mL·L−1微量元素Ⅱ(3.30g·L−1 Na2·EDTA·2H2O、0.215g·L−1 ZnSO4·7H2O、0.120g·L−1 CoCl2·6H2O、0.495g·L−1 MnCl2·4H2O、0.125g·L−1 CuSO4·5H2O、0.110g·L−1 Na2MoO4·2H2O、0.095g·L−1 NiCl2·6H2O、0.078g·L−1 Na2SeO3、0.007g·L−1 H3BO4)作為營養(yǎng)物質(zhì)。在反應(yīng)器穩(wěn)定運行后，進(jìn)水采用主流厭氧消化出水（來自處理人工合成城市污水的厭氧膜生物反應(yīng)器出水），其[NH4+-N]為(51.0±2.3)mg·L−1、COD為(24.9±2.8)mg·L−1、堿度(以CaCO3計)為(370±10)mg·L−1、pH為(7.58±0.16)。人工合成城市污水的COD為(500±50)mg·L−1，TN為(50.0±5.0)mg·L−1。
1.3 反應(yīng)器的運行工況
MBBR以序批式模式連續(xù)運行68d，其運行參數(shù)及調(diào)配策略如表1所示。實驗分為2個階段：階段Ⅰ主要通過處理人工合成氨氮廢水進(jìn)行污泥馴化；階段Ⅱ分兩部分，前期通過外加110~160mL人工合成城市污水以調(diào)整適宜的C/N，后期則處理主流厭氧消化出水并結(jié)合外加碳源策略強化脫氮性能。
1.4 分析項目與檢測方法
水樣采用0.45μm濾膜過濾后測定其水質(zhì)指標(biāo)：NH4+-N采用納氏試劑分光光度法、NO2−-N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法、NO3−-N采用紫外分光光度法、COD采用快速消解分光光度法(哈希快速消解儀)。采用熱提法提取污泥混合液胞外聚合物(extracellularpolymericsubstances，EPS)，并分別采用苯酚-硫酸法和福林-酚法測定蛋白質(zhì)和多糖的含量。MLSS、MLVSS采用重量法測定，用到105℃恒溫烘箱、600℃馬弗爐及梅特勒天平等設(shè)備。
1.5 氮轉(zhuǎn)化活性的測定
氮轉(zhuǎn)化活性主要包括氨氧化活性(specificammoniaoxidationactivity，SAOA)、亞硝酸鹽氧化活性(specificnitriteoxidationactivity，SNOA)、厭氧氨氧化活性(specificanammoxactivity，SAA)和反硝化活性(specificdenitrificationactivity，SDA)。在實驗開始前，分別測定絮體污泥和生物膜的MLSS和MLVSS，且批實驗均設(shè)置平行實驗。
1)SAOA和SNOA的測定。取反應(yīng)器中污泥混合液160mL，經(jīng)5‰氯化鈉淘洗后分別置于2個250mL廣口瓶中；各加入200mL基質(zhì)(其中含有50.0mg·L−1 NH4+-N、50.0mg·L−1 NO2−-N)，于25℃恒溫磁力攪拌水浴中持續(xù)充分曝氣，再間隔20min取樣。結(jié)束后測定NH4+-N、NO2−-N、NO3−-N的質(zhì)量濃度并計算SAOA和SNOA。
2)SAA和SDA的測定。取反應(yīng)器中污泥混合液80mL，經(jīng)5‰氯化鈉淘洗后分別置于2個120mL血清瓶中，各加入80mL基質(zhì)(SAA測定含25.0mg·L−1 NH4+-N和25.0mg·L−1 NO2−-N，SDA測定含50.0mg·L−1 NO3−-N和225mg·L−1 COD)，再用氮氣吹掃血清瓶頂空進(jìn)行除氧并密封置于25℃恒溫水浴搖床中，每間隔1h取樣，結(jié)束后測定NH4+-N、NO2−-N、NO3−-N濃度并計算SAA和SDA；取50顆載體測定生物膜的SAA，步驟同上。
1.6 氮轉(zhuǎn)化全周期實驗
反應(yīng)器運行全周期過程中，在曝氣、厭氧攪拌階段每間隔5~8min取樣測定NH4+-N、NO2−-N和NO3−-N的質(zhì)量濃度，并分析耦合系統(tǒng)中氮的去除路徑。
1.7 微生物菌群分布分析
采用熒光原位雜交技術(shù)(fluorescenceinsituhybridization，FISH)觀察微生物菌群分布。先用磷酸鹽緩沖溶液洗滌絮體污泥和載體生物膜樣品，并將其于4℃的4%多聚甲醛溶液中固定4h；再將絮體污泥涂片，載體生物膜包埋并采用薄片切片機(CM1950，徠卡；德國)分成30μm厚度的切片后固定在載玻片上；將其分別雜交后通過激光共聚焦顯微鏡(TCSSP8，徠卡；德國)進(jìn)行觀察并采集圖像，使用ImageJ軟件計算功能菌的目標(biāo)生物量。實驗所用探針：總菌采用EUBmix(EUB338、EUBⅡ、EUB338Ⅲ、EUB338Ⅳ)；氨氧化細(xì)菌(ammoniaoxidizingbacteria，AOB)采用Nso1225；AnAOB采用Amx820；NOB采用NOBmix(NIT3和CNIT3)。
2、結(jié)果與討論
2.1 耦合系統(tǒng)對污染物的去除效果
在連續(xù)運行的68d里，MBBR對不同階段污染物的去除效果如圖2所示。階段I(1~33d)為污泥馴化培養(yǎng)階段。其中，在運行初期(1~20d)，反應(yīng)器中氮負(fù)荷(NLR)為0.80kg·(m3·d)−1、溶解氧(DO)穩(wěn)定在(0.21±0.02)mg·L−1、曝氣/厭氧時間比為3﹕1，需通過維持較長的曝氣時間來實現(xiàn)AOB活性的快速提高。在此階段，出水[NH4+-N]由148.0mg·L−1逐步降至(76.3±9.0)mg·L−1、[NO2−-N]和[NO3−-N]分別為(77.0±6.2)mg·L−1和(28.4±5.6)mg·L−1(圖3(a))，而NO2−-N/NO3−-N為2.71表明了NOB可被有效抑制。這與進(jìn)水較高濃度的NH4+-N產(chǎn)生高游離氨(FA)濃度有關(guān)(FA為1.71~4.20mg·L−1)。[NOx−-N]/[NH4+-N]、[NO2−-N]/[NH4+-N]分別用于表征系統(tǒng)氨氧化和亞硝氮累積性能。在此期間,[NOx−-N]/[NH4+-N]逐漸增大，NH4+-N轉(zhuǎn)化率(ARE)由29.5%增至(67.2±3.2)%，此時的[NO2−-N]/[NH4+-N]達(dá)到(1.13±0.06)，表明高效的PN系統(tǒng)已構(gòu)建完成。運行至第21~33天，將NLR降至0.40kg·(m3·d)−1，此時Δ[NO3−-N]/Δ[NH4+-N]增至0.56，遠(yuǎn)高于理論值0.11。這是由于進(jìn)水[NH4+-N]降低，導(dǎo)致出水FA降至(0.68~1.34)mg·L−1，故NOB對FA的抑制作用減弱。
階段Ⅱ(34~68d)為調(diào)整運行模式階段。在此階段，通過增加厭氧攪拌時長和降低曝氣/厭氧時間比，可優(yōu)化AnAOB生存條件以強化AnAOB對NO2−-N的競爭。此外，為降低出水[NO3−-N]，強化脫氮性能，曝氣結(jié)束后實施外加碳源策略，即根據(jù)[NO3−-N]和反硝化化學(xué)計量關(guān)系計算對COD的需求量，逐漸往MBBR內(nèi)添加110~160mL人工合成城市污水，將C/N調(diào)整為0.25~0.34以促進(jìn)NO3−-N的反硝化。在階段Ⅱ前期(34~53d)，為保證曝氣階段NH4+-N的轉(zhuǎn)化率，將曝氣量從0.65L·min−1逐漸增至1.05L·min−1，此時的DO維持在(0.52±0.06)mg·L−1，而出水[NH4+-N]由37.4mg·L−1降至22.3mg·L−1、[NO3−-N]由21.6mg·L−1降至9.8mg·L−1、ΔNO3−-N/ΔNH4+-N由0.35降至0.12，且?guī)缀鯚oNO2−-N殘留(圖3)。結(jié)果表明，NH4+-N轉(zhuǎn)化率和TN去除率(NRE)最高分別達(dá)81.4%和68.8%，TN去除負(fù)荷(NRR)增至0.27kg·(m3·d)−1。在此系統(tǒng)中，低質(zhì)量濃度的有機物會誘導(dǎo)系統(tǒng)中異養(yǎng)反硝化菌(denitrifyingbacteria，DB)通過短程反硝化和/或反硝化作用避免NO3−-N的過量積累，還可避免有機物對AOB和AnAOB活性的潛在抑制，以提高系統(tǒng)脫氮性能。在階段II后期(54~68d)，反應(yīng)器進(jìn)水采用主流厭氧消化出水。此時，縮短HRT以保持NLR不變。有研究表明，在處理主流厭氧消化出水過程中，低DO環(huán)境并不能長期保持AOB的活性，因此為保障NH4+-N轉(zhuǎn)化，需要增加曝氣量使DO進(jìn)一步提高，最終達(dá)到(1.45±0.15)mg·L−1。在第58~68天，NH4+-N的轉(zhuǎn)化率提高至(86.8±4.5)%，NH4+-N去除負(fù)荷(ARR)達(dá)到0.35±0.02kg·(m3·d)−1；出水中TN低至(10.7±2.4)mg·L−1、平均TN去除率為(78.9±4.9)%、最高達(dá)84.0%，TN去除負(fù)荷達(dá)到0.38kg·(m3·d)−1。Δ[NO3−-N]/Δ[NH4+-N]遠(yuǎn)低于0.11。這表明系統(tǒng)中AnAOB和反硝化菌能穩(wěn)定共存并協(xié)同高效作用。值得注意的是，中高DO運行的MBBR不僅能保證較高的NH4+-N轉(zhuǎn)化率，而且其中載體對AnAOB的有效持留和保護(hù)會使系統(tǒng)具有較強的抗沖擊負(fù)荷能力，并穩(wěn)定脫除主流厭氧消化出水中的氮。
2.2 耦合系統(tǒng)中氮的去除路徑
在MBBR運行第43天開始進(jìn)行全周期實驗，以探究系統(tǒng)的氮去除過程及路徑。整個過程中N的變化情況如圖4所示。曝氣階段無有機碳源添加，故不考慮異養(yǎng)反硝化作用。在整個過程中，[NH4+-N]降低33.0mg·L−1，[NO2−-N]、[NO3−-N]分別增加18.0mg·L−1、9.4mg·L−1，因此，系統(tǒng)的脫氮效率為6.7%，全部來源于厭氧氨氧化過程。再由化學(xué)計量關(guān)系分析系統(tǒng)內(nèi)發(fā)生的短程硝化、硝化、厭氧氨氧化反應(yīng)。系列反應(yīng)包括：部分NH4+-N發(fā)生PN反應(yīng)轉(zhuǎn)化為NO2−-N，剩余部分參與anammox反應(yīng)生成NO3−-N；系統(tǒng)中的NO2−-N來自初始NO2−-N和PN過程，其部分參與anammox反應(yīng)，而另一部分發(fā)生硝化反應(yīng)轉(zhuǎn)化為NO3−-N，剩余部分為殘留。該過程中氮的轉(zhuǎn)化關(guān)系參見式(1)～(3)。
式中：M1為PN消耗的NH4+-N；M2為anammox消耗的NH4+-N；M3為硝化消耗的NO2−-N。
以上計算結(jié)果表明：91.8%的NH4+-N參與了PN過程、剩余8.2%參與了anammox反應(yīng)；11.9%NO2−-N參與anammox反應(yīng)、28.7%由NOB轉(zhuǎn)化為NO3−-N，并積累59.4%為后續(xù)反應(yīng)提供基質(zhì)。這說明曝氣階段以PN反應(yīng)為主，伴隨少量anammox反應(yīng)。
在厭氧攪拌開始的10min內(nèi)(40~50min)，逐步向反應(yīng)器內(nèi)加入共計160mL人工合成城市污水，使得COD/NO3−-N為1.40~2.15。系統(tǒng)內(nèi)主要發(fā)生的厭氧氨氧化、短程反硝化和/或反硝化反應(yīng)有：NH4+-N全部參與anammox反應(yīng)，故anammox過程的脫氮量為((1+1.32-0.26)×Δ[NH4+-N])；NO2−-N來自初始NO2−-N及PD過程，亦有部分參與了anammox反應(yīng)，其余部分殘留；NO3−-N來自初始NO3−-N及anammox反應(yīng)，亦有部分發(fā)生PD和/或反硝化作用，其余部分殘留。該過程中氮的轉(zhuǎn)化關(guān)系參見式(4)～(7)。
式中：M4為anammox消耗的NH4+-N；M5為PD生成的NO2−-N；M6為反硝化消耗的NO3−-N。
當(dāng)反應(yīng)結(jié)束時，Δ[NO2−-N]/Δ[NH4+-N]為1.10，低于理論值1.32，這說明有的NO2−-N((1.32−1.10)×Δ[NH4+-N])來源于短程反硝化，計算結(jié)果表明，消耗的NO3−-N中有78.4%被還原為NO2−-N，而剩余21.6%被還原為N2。據(jù)報道，COD/NO3−-N低于2.5有利于實現(xiàn)更高的NO2−-N積累[25]，這與本研究的結(jié)論相同。厭氧攪拌階段anammox的脫氮貢獻(xiàn)率為97.1%，而反硝化的脫氮貢獻(xiàn)率為2.9%。這表明通過外加碳源提供有機物后，誘導(dǎo)反硝化菌主要發(fā)生短程反硝化反應(yīng)，僅存在少量反硝化脫氮過程，其主要原因有：1)根據(jù)反應(yīng)過程的吉布斯自由能，NO3−-N還原為NO2−-N較NO2−-N還原為N2更容易發(fā)生，而且由于反硝化還原酶的差異性，NO2−-N的還原速率比NO3−-N更低，適當(dāng)?shù)姆磻?yīng)時間可引起NO2−-N的積累；2)有研究表明，反硝化菌對電子受體的利用存在選擇性，即在相同條件下會優(yōu)先選擇NO3−-N而產(chǎn)生NO2−-N累積，在少量NO3−-N且碳源充足時才會利用NO2−-N。
綜上所述，系統(tǒng)脫氮貢獻(xiàn)主要來源于anammox反應(yīng)。本研究通過調(diào)控使短程反硝化在系統(tǒng)脫氮過程中承擔(dān)重要角色，可在降低出水[NO3−-N]的同時為anammox基質(zhì)的獲取提供途徑。這兩種作用相互協(xié)同，可實現(xiàn)低C/N條件下系統(tǒng)的穩(wěn)定高效脫氮。
2.3 耦合系統(tǒng)污泥的特性
2.3.1 對污泥活性的分析
在MBBR脫氮效率持續(xù)提升的階段(第50天之后)，反應(yīng)器內(nèi)絮體污泥MLVSS為1.44g·L−1，此時測定相關(guān)功能菌群AOB、NOB、AnAOB和DB的最大活性值。如圖5(a)所示，絮體污泥中AOB和NOB的活性(以每克MLVSS中的N計)分別為(381.6±31.8)mg·(g·d)−1和(135.0±11.7)mg·(g·d)−1，且DB的短程反硝化活性可達(dá)(299.3±1.7)mg·(g·d)−1。這表明AOB和DB可為anammox反應(yīng)提供穩(wěn)定充足的底物NO2−-N，以保證耦合系統(tǒng)持續(xù)實現(xiàn)NH4+-N和NO3−-N的同步去除。如圖5(b)所示，載體和絮體中AnAOB的活性分別為873.9mg·(g·d)−1和79.0mg·(g·d)−1，這說明載體上已有效富集了AnAOB。
2.3.2 污泥EPS含量及特性分析
EPS是微生物生長代謝分泌的一類高分子聚合物，主要具有物質(zhì)能量交換、自我保護(hù)和相互黏附的作用，能促進(jìn)聚集體的形成和沉降，是生物膜的主要成分，對微生物的持留有重要意義。EPS分為松散結(jié)合型EPS(LB-EPS)和緊密結(jié)合型EPS(TB-EPS)。LB-EPS通常存在于外層，而TB-EPS在內(nèi)層[28]。在MBBR運行的第50天測定EPS中蛋白質(zhì)(污泥形成的骨架)和多糖(促使污泥形成穩(wěn)定結(jié)構(gòu))的含量，結(jié)果如圖6所示。TB-載體、TB-絮體的含量(以每克MLVSS中的質(zhì)量計)分別為1554.4mg·g−1、76.1mg·g−1，分別占總EPS的97.4%和99.2%。這表明TB-EPS是EPS的主要成分，使得污泥結(jié)構(gòu)緊湊。TB-載體上蛋白質(zhì)的質(zhì)量分?jǐn)?shù)(1374.3mg·g−1)是TB-絮體的21倍，有利于加強微生物的黏附使其聚集到載體表面形成生物膜；多糖的質(zhì)量分?jǐn)?shù)(180.4mg·g−1)是絮體的16倍，則有利于生物膜的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定。
2.4 微生物群落分析
AnAOB是一種富含血紅素的菌群，具有鮮明的外觀特征。在MBBR系統(tǒng)中，載體形貌如圖7(a)所示。隨著系統(tǒng)的長期穩(wěn)定運行，載體顏色逐漸變紅，載體上AnAOB的熒光信號如圖7(b)所示。這表明載體可為AnAOB提供受保護(hù)的附著表面，AnAOB在載體上以生物膜的形式得到有效富集和保留，并在DO高達(dá)(1.45±0.15)mg·L−1的系統(tǒng)中生長繁殖，使得系統(tǒng)具有一定的抗沖擊能力。利用ImageJ軟件計算絮體污泥中微生物的占比，AOB、AnAOB和NOB豐度分別占總菌的(38.7±5.9)%、(29.0±6.4)%、(7.8±2.8)%。這說明NOB得到一定程度的抑制，且反應(yīng)器內(nèi)AOB和AnAOB為優(yōu)勢菌，可促進(jìn)耦合系統(tǒng)的穩(wěn)定脫氮。
3、結(jié)論
1)一段式短程硝化-厭氧氨氧化耦合短程反硝化工藝處理主流厭氧消化出水實現(xiàn)了高效脫氮。
2)采用中高DO運行有利于長期保持AOB的活性，提高NH4+-N的轉(zhuǎn)化率，且載體上的生物膜能有效持留和保護(hù)AnAOB，以避免持續(xù)中高DO沖擊使AnAOB活性受到抑制。
3)低濃度有機物可通過促進(jìn)短程反硝化產(chǎn)生NO2−-N，從而增加anammox反應(yīng)的基質(zhì)獲取途徑，同時減少NO3−-N的積累量，強化耦合系統(tǒng)的協(xié)同脫氮效果。（來源：西安建筑科技大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院，西北水資源與環(huán)境生態(tài)教育部重點實驗室）
