游離氨與游離亞硝酸對中試膜生物反應(yīng)器短程硝化及微生物群落結(jié)構(gòu)的影響

張廣瑞, 胡利強(qiáng), 李海松

1.鄭州大學(xué)化工學(xué)院, 河南 鄭州 450001 2.新鄉(xiāng)學(xué)院化學(xué)與材料工程學(xué)院, 河南 新鄉(xiāng) 453003 3.鄭州大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院, 河南 鄭州 450001

高濃度NH4+-N廢水主要來源于焦化廢水、合成氨廢水、垃圾滲濾液等[1-3]，該類廢水具有成分復(fù)雜、可生化性差的特點(diǎn)，使得傳統(tǒng)脫氮工藝處理效果不佳[4]. 近年來，短程硝化工藝應(yīng)用廣泛，該工藝具有節(jié)省25%曝氣量和30%反應(yīng)時間的優(yōu)勢[5]，且能與反硝化[6-7]和厭氧氨氧化[8-9]工藝耦合實現(xiàn)高效經(jīng)濟(jì)脫氮. 據(jù)報道，高濃度NH4+-N可產(chǎn)生FA(游離氨)對NOB(亞硝酸鹽氧化菌)產(chǎn)生強(qiáng)烈抑制作用，抑制濃度范圍為0.1～1.0 mg/L，而FA對AOB(氨氧化菌)的抑制濃度范圍為10～150 mg/L[10]. FNA(游離亞硝酸)對AOB和NOB也有抑制作用，抑制濃度范圍分別為0.22～2.80和0.01～0.22 mg/L[11-12]. 由于AOB和NOB對FA和FNA的敏感性和耐受性具有較大差異，控制FA和FNA濃度成為實現(xiàn)NO2--N積累的重要條件之一[13-14].

在已有研究中，國內(nèi)外研究者在CSTR(連續(xù)攪拌反應(yīng)器)、SBR(序批式反應(yīng)器)、PFR(推流式反應(yīng)器)等傳統(tǒng)活性污泥工藝中通過FA與FNA對NOB的抑制作用實現(xiàn)了短程硝化過程[15-16]，但存在污泥流失、系統(tǒng)運(yùn)行不穩(wěn)定等問題[17]. MBR(膜生物反應(yīng)器)將膜分離單元與生物處理單元相結(jié)合，以膜組件取代傳統(tǒng)生物處理技術(shù)末端的二沉池，可實現(xiàn)污泥的高效截留[18]，有利于生長速率緩慢的AOB富集，從而縮短短程硝化的啟動時間. 因此，MBR在處理高濃度NH4+-N廢水并實現(xiàn)短程硝化方面有極大的潛力[19]. 李強(qiáng)等[20]研究表明，采用實驗室規(guī)模A/O-MBR 工藝處理模擬高濃度NH4+-N農(nóng)藥生產(chǎn)廢水，MBR運(yùn)行60 d后實現(xiàn)了穩(wěn)定的短程硝化，NO2--N平均積累率為94.50%. 王秀杰等[21]研究表明，在實驗室規(guī)模MBR中處理晚期垃圾滲濾液，在短程硝化穩(wěn)定運(yùn)行階段，NO2--N積累率達(dá)到98.22%.

目前，采用MBR處理高濃度NH4+-N廢水的研究主要集中于實驗室規(guī)模，且通常采用模擬廢水，而中試規(guī)模MBR處理實際高濃度NH4+-N廢水的研究鮮見報道. 該試驗旨在通過中試MBR處理實際高濃度NH4+-N廢水，通過控制系統(tǒng)內(nèi)FA與FNA濃度實現(xiàn)穩(wěn)定的短程硝化，同時考察系統(tǒng)中微生物群落結(jié)構(gòu)變化，確定優(yōu)勢菌群并預(yù)測功能基因，為實現(xiàn)可控化短程硝化實際應(yīng)用提供理論依據(jù)與指導(dǎo).

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

如圖1所示，中試MBR主要由配水池、反應(yīng)池和反洗水池組成. 反應(yīng)池有效容積為6.75 m3，內(nèi)置聚偏氟乙烯中空纖維膜，膜面積70 m2，膜孔徑0.05 μm，膜通量10～20 L/(m2·h). 膜組件采用間歇抽吸式出水，抽吸泵運(yùn)行8 min，停止2 min，當(dāng)抽吸泵累計運(yùn)行60 min后開啟反洗泵反沖洗2 min. 膜組件底部設(shè)有曝氣盤，通過空氣泵進(jìn)行曝氣. 反應(yīng)器內(nèi)設(shè)有pH計和溶氧儀探頭，對反應(yīng)器內(nèi)pH和DO(溶解氧)濃度進(jìn)行實時監(jiān)控. 反應(yīng)器的運(yùn)行通過PLC(可編程邏輯控制器)來控制.

注： 1—配水池；2—進(jìn)水泵；3—反應(yīng)池；4—膜組件；5—曝氣盤； 6—空氣泵；7—pH計；8—溶氧儀；9—抽吸泵； 10—反洗泵；11—反洗水池.圖1 中試MBR試驗裝置Fig.1 Diagram of pilot-scale MBR

1.2 試驗用水與反應(yīng)器接種

試驗根據(jù)進(jìn)水水質(zhì)不同分為2個階段，第1階段(1～30 d)為模擬工業(yè)廢水，第2階段(31～50 d)為河南省平頂山市某化工廠實際工業(yè)廢水，進(jìn)水水質(zhì)情況見表1. 試驗過程中向?qū)嶋H廢水中添加NaHCO3以維持系統(tǒng)堿度充足. 第1和第2階段進(jìn)水流量為4.27～10.22 m3/d，反應(yīng)池內(nèi)DO濃度通過PLC控制在1～2 mg/L. 接種污泥來源于該化工廠污水處理站A/O工藝好氧池，接種時泥水混合液懸浮固體濃度(MLSS)為 4 790 mg/L. 接種污泥馴化過程中進(jìn)水為模擬工業(yè)廢水，進(jìn)水流量為1.49～2.98 m3/d，馴化5 d后反應(yīng)器進(jìn)入第1階段. 兩個階段運(yùn)行過程中均未進(jìn)行排泥.

表1 進(jìn)水水質(zhì)情況

1.3 分析與測定

試驗測定指標(biāo)包括NH4+-N、NO3--N、NO2--N、DO和pH. NH4+-N濃度采用納氏試劑光度法測定；NO3--N濃度采用紫外分光光度法測定；NO2--N濃度采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定[22]；DO濃度和pH利用實時在線監(jiān)測系統(tǒng)進(jìn)行測定.

將反應(yīng)器運(yùn)行第0天(即接種污泥)和第50天的活性污泥樣本送至生工生物工程(上海)股份有限公司進(jìn)行16S rRNA基因高通量測序分析. 利用E.Z.N.ATM Mag-Bind Soil DNA Kit試劑盒提取DNA，PCR所用的引物為Miseq測序平臺的V3～V4通用引物，341F引物為CCCTACACGACGCTCTTCCGATCTG(barcode)CCTACGGGNGGCWGCAG，805R引物為GACTGGAGTTCCTTGGCACCCGAGAATTCCAGACTAC HVGGGTATCTAATCC，具體操作方法參見文獻(xiàn)[23].

1.4 相關(guān)計算：

NAR、FA和FNA的計算方法分別如式(1)[24]、式(2)[10]、式(3)[10]所示：

(1)

(2)

(3)

式中：NAR為亞硝酸鹽積累率，%；cNO2--N為出水NO2--N濃度，mg/L；cNO3--N為出水NO3--N濃度，mg/L；FA為游離氨濃度，mg/L；cNH4+-N為出水NH4+-N濃度，mg/L；T為水溫，℃；FNA為游離亞硝酸鹽氮濃度，mg/L.

2 結(jié)果與討論

2.1 中試MBR對NH4+-N的去除效果

中試MBR進(jìn)出水中氮素濃度及pH變化如圖2所示. 在反應(yīng)器運(yùn)行第1階段，進(jìn)水NH4+-N濃度逐漸提高，濃度在167～762 mg/L之間波動，此時反應(yīng)池內(nèi)DO濃度低于2 mg/L. 該階段出水NH4+-N濃度存在波動，但在穩(wěn)定運(yùn)行情況下NH4+-N去除率大于96%. 從圖2可以明顯看出，出水NO2--N濃度隨反應(yīng)器運(yùn)行呈逐漸升高趨勢，濃度由初始的1 mg/L最終達(dá)到380 mg/L左右. 而出水NO3--N濃度則呈下降趨勢，最終穩(wěn)定在110 mg/L左右. 該階段試驗結(jié)果表明，隨著NH4+-N容積負(fù)荷逐步提升，系統(tǒng)逐漸由完全硝化轉(zhuǎn)變成短程硝化，最終實現(xiàn)NO2--N的穩(wěn)定積累.

圖2 中試MBR進(jìn)出水氮素濃度及pH變化Fig.2 The variations of nitrogen concentration and pH in influent and effluent of pilot-scale MBR

第2階段將中試MBR進(jìn)水改為實際工業(yè)廢水，進(jìn)水NH4+-N濃度為389～1 089 mg/L，NO3--N濃度、NO2--N濃度和pH與第1階段接近. 從圖2也可以看出，除第33天外，該階段出水NH4+-N濃度穩(wěn)定在50 mg/L以下，去除率在93%以上，NO2--N濃度為346～552 mg/L，NO3--N濃度穩(wěn)定在120 mg/L左右. 該階段試驗結(jié)果表明，活性污泥經(jīng)過第1階段模擬高濃度NH4+-N廢水馴化后，能適應(yīng)相同NH4+-N容積負(fù)荷的實際工業(yè)廢水，并且能維持NO2--N的穩(wěn)定積累. 在中試MBR整個運(yùn)行過程中，出水pH始終低于進(jìn)水，穩(wěn)定在7.3～8.0，表明反應(yīng)器內(nèi)始終進(jìn)行著穩(wěn)定的硝化反應(yīng).

2.2 FA與FNA對短程硝化的影響

在模擬工業(yè)廢水作為進(jìn)水的第1階段，NH4+-N容積負(fù)荷逐漸從0.11 kg/(m3·d)提升至0.75 kg/(m3·d). 如圖3所示，反應(yīng)器運(yùn)行前17 d，NAR小于50%，從第18天開始，NAR明顯提高，最終在第1階段運(yùn)行結(jié)束時達(dá)到85%，相對應(yīng)出水中的NO2--N濃度為384 mg/L. 李柏林等[25]建立SBR反應(yīng)器，通過不斷提高進(jìn)水NH4+-N濃度實現(xiàn)出水NO2--N積累，系統(tǒng)運(yùn)行30 d后NAR達(dá)到75.71%，NH4+-N去除率為80%. 當(dāng)?shù)?階段進(jìn)水由模擬工業(yè)廢水調(diào)整為實際工業(yè)廢水時，維持NH4+-N容積負(fù)荷為0.50～0.74 kg/(m3·d)，NAR依然可以維持在70%以上. 在整個MBR運(yùn)行階段，隨著NH4+-N容積負(fù)荷的提高，反應(yīng)器成功實現(xiàn)了短程硝化過程并獲得了穩(wěn)定的NO2--N積累，進(jìn)水由模擬廢水向?qū)嶋H工業(yè)廢水的轉(zhuǎn)變并沒有對NAR產(chǎn)生較大影響，表明該中試MBR適應(yīng)能力較強(qiáng).

圖3 NAR及FA、FNA濃度隨運(yùn)行時間的變化Fig.3 The variations of NAR, FA and FNA concentrations with running time

FA與FNA是硝化過程的基質(zhì)，但FA與FNA濃度過高會影響AOB和NOB的生長及活性[26]. 研究表明，AOB比NOB具有更高的FA與FNA耐受性[14,27]，通過將FA與FNA的濃度控制在一定范圍內(nèi)能夠?qū)崿F(xiàn)NO2--N的積累. 由圖3可知，前15 d反應(yīng)器處于穩(wěn)定運(yùn)行時，F(xiàn)A濃度小于0.41 mg/L，F(xiàn)NA濃度小于0.011 mg/L，此時NAR低于20%，該運(yùn)行期間全程硝化過程占主導(dǎo). 從第16天開始，反應(yīng)器內(nèi)FA與FNA濃度升高，在第2階段反應(yīng)器處于穩(wěn)定運(yùn)行時，NH4+-N去除率為87.92%～97.18%，F(xiàn)A濃度變化范圍為1.03～3.52 mg/L，F(xiàn)NA濃度變化范圍為0.033～0.118 mg/L，F(xiàn)A與FNA濃度均在NOB抑制范圍內(nèi)，此時NAR為65.70%～80.24%，該運(yùn)行期間短程硝化過程占主導(dǎo). 值得注意的是，在反應(yīng)器運(yùn)行的第33天，進(jìn)水NH4+-N濃度高達(dá) 1 089 mg/L，導(dǎo)致反應(yīng)池內(nèi)FA濃度從1.80 mg/L增至11.11 mg/L，NAR由74.80%提高至87.41%，但NH4+-N去除率從90.01%降至86.06%，表明提高進(jìn)水NH4+-N濃度導(dǎo)致反應(yīng)器內(nèi)產(chǎn)生大量FA，F(xiàn)A對NOB產(chǎn)生的抑制作用促進(jìn)了NO2--N的積累，同時FA濃度升至AOB抑制濃度下限(10 mg/L)，F(xiàn)A對AOB的抑制作用導(dǎo)致NH4+-N去除率下降. 第34天時，進(jìn)水NH4+-N濃度恢復(fù)正常，同時NAR和NH4+-N去除率分別恢復(fù)至77.53%和93.03%，表明FA對AOB的短期抑制作用是可逆的，這與孫洪偉等[28]的研究結(jié)果一致. 因此在不同進(jìn)水條件下，維持反應(yīng)器內(nèi)FA與FNA濃度在合適的范圍內(nèi)是實現(xiàn)穩(wěn)定短程硝化過程的重要因素.

該研究采用中試MBR，通過控制反應(yīng)器內(nèi)FA與FNA濃度在NOB抑制范圍內(nèi)，成功實現(xiàn)短程硝化過程，為處理實際高濃度NH4+-N廢水提供了理論指導(dǎo)與數(shù)據(jù)參考，具有推動短程硝化技術(shù)工程化應(yīng)用的價值.

2.3 微生物群落分析

2.3.1生物多樣性分析

采用16S rRNA基因高通量測序技術(shù)對中試MBR運(yùn)行第0天和第50天的活性污泥樣本進(jìn)行測序，測序數(shù)據(jù)及α多樣性指數(shù)如表2所示. 由表2可見：第0天和第50天的污泥樣本序列數(shù)分別為 41 274 和 80 852，覆蓋率為93%和96%，表明樣本中大部分序列被檢測出，測序質(zhì)量較好；隨著反應(yīng)器的運(yùn)行，Chao1指數(shù)從第0天的 61 625.01 降至第50天的 17 998.21，表明反應(yīng)器內(nèi)微生物群落豐度降低；Simpson指數(shù)從0.09增至0.11，表明微生物群落多樣性降低. 反應(yīng)器內(nèi)微生物多樣性與水質(zhì)密切相關(guān)[29]，表明FA與FNA濃度升高是導(dǎo)致微生物群落豐度和多樣性下降的主要原因.

表2 樣本測序數(shù)據(jù)及α多樣性指數(shù)

2.3.2菌群結(jié)構(gòu)變化

MBR中試反應(yīng)器中微生物群落結(jié)構(gòu)組成(相對豐度大于1%)如圖4所示. 從門水平分布結(jié)果來看，Proteobacteria和Bacteroidetes為反應(yīng)器中的優(yōu)勢菌門，普遍存在于污水處理廠活性污泥系統(tǒng)中[30]. Proteobacteria相對豐度從第0天的68.91%降至第50天的27.92%，Bacteroidetes相對豐度從第0天的17.06%增至第50天的46.44%. 硝化細(xì)菌Nitrospirae的相對豐度從第0天的0.00%增至第50天的4.11%，表明高濃度NH4+-N廢水有利于系統(tǒng)中硝化細(xì)菌的生長和富集. 此外，當(dāng)反應(yīng)器運(yùn)行至第50天時，觀察到Planctomycetes、Firmicutes、Chloroflexi、Gemmatimonadetes和Verrucomicrobia的相對豐度表現(xiàn)出不同程度的增加，表明進(jìn)水條件的改變直接影響菌群結(jié)構(gòu)組成.

圖4 MBR中試反應(yīng)器中微生物群落結(jié)構(gòu)組成Fig.4 The composition of microbial community structure in MBR pilot reactor

從屬水平分布結(jié)果來看，隨著反應(yīng)器運(yùn)行微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生明顯改變. 反應(yīng)器內(nèi)的優(yōu)勢菌群由第0天的Ohtaekwangia、Meiothermus、Hyphmicrobium、Thauera和Methyloversatilis轉(zhuǎn)變?yōu)榈?0天的Nitrosomonas、Ohtaekwangia、Meiothermus、Nitrospira和Aridibacter.Nitrosomonas和Nitrospira分別為AOB和NOB的重要菌屬，是參與硝化過程的兩種重要微生物，其相對豐度和活性將決定系統(tǒng)內(nèi)NH4+-N的去除效果[31].Nitrosomonas和Nitrospira的相對豐度分別由第0天的0.55%和0.00%增至7.99%和4.11%，成為反應(yīng)器內(nèi)的優(yōu)勢菌屬. 第0天時反應(yīng)器內(nèi)FA和FNA濃度分別為0.01和0.000 mg/L，第50天時分別為0.50和0.099 mg/L，持續(xù)的底物供應(yīng)保障了Nitrosomonas和Nitrospira的增長. 此外，在第50天的微生物樣本中還檢測到反硝化菌存在，如Meiothermus和Aridibacter[32-33]. 中試MBR運(yùn)行過程中，或存在約10%的三氮之和損失率(數(shù)據(jù)未列出)，表明反應(yīng)器具有一定的反硝化作用.Ohtaekwangia始終是反應(yīng)器內(nèi)的優(yōu)勢菌屬，屬于Bacteroidetes[34]，其在反應(yīng)器內(nèi)發(fā)揮的功能有待進(jìn)一步研究.

2.3.3功能基因預(yù)測

采用KEGG代謝通路功能預(yù)測，對比了第0天和第50天污泥樣本中主要功能基因種類，結(jié)果如圖5所示. PICRUSt分析通過與數(shù)據(jù)庫對比，將微生物功能和菌群結(jié)構(gòu)變化情況及反應(yīng)器運(yùn)行性能變化聯(lián)系起來[35-36]. 由圖5(a)二級功能基因預(yù)測可知，氨基酸代謝(Amino Acid Metabolism)、膜運(yùn)輸(Membrane Transport)、碳水化合物代謝(Carbohydrate Metabolism)、復(fù)制和修復(fù)(Replication and Repair)、能量代謝(Energy Metabolism)、翻譯(Translation)、輔助因子和微生物代謝(Metabolism of Cofactors and Vitamins)和細(xì)胞過程和信號(Cellular Processes and Signaling)功能基因的表達(dá)相對較高. 氨基酸代謝包括脫氨基作用、氨的代謝等，與MBR中氮類污染物的相互轉(zhuǎn)化直接相關(guān)，為第0天污泥樣本中的首要功能基因，相對豐度為11.11%，膜運(yùn)輸功能基因相對豐度為13.25%. 反應(yīng)器運(yùn)行中，底物的運(yùn)輸與傳質(zhì)影響著微生物的形成及群落變化，在第50天的污泥樣本中，氨基酸代謝功能基因相對豐度保持穩(wěn)定(10.84%)，而膜運(yùn)輸功能基因相對豐度則降至8.75%.

圖5(b)為反應(yīng)器中與氮氧化及還原相關(guān)功能基因相對豐度變化情況. 由圖5(b)可見，Amo(氨單加氧酶)基因的相對豐度隨反應(yīng)器運(yùn)行時間有明顯增加趨勢，第50天為7.42%，約是第0天的371倍.Amo是實現(xiàn)短程硝化過程的關(guān)鍵酶，參與NH4+-N向NO2--N轉(zhuǎn)化的過程[37]，其功能基因相對豐度的增加進(jìn)一步證明反應(yīng)器內(nèi)實現(xiàn)了短程硝化過程. 參與反硝化反應(yīng)的Nap(硝酸鹽還原酶)、Nor(一氧化氮還原酶)和Nir(亞硝酸鹽還原酶)的基因相對豐度較低，結(jié)合反應(yīng)器內(nèi)三氮之和損失和反硝化菌相對豐度，證明反應(yīng)器存在一定的反硝化功能.

圖5 KEGG功能基因預(yù)測Fig.5 KEGG functional gene prediction

3 結(jié)論

a) 在中試MBR中通過將NH4+-N容積負(fù)荷從0.11 kg/(m3·d)提高至0.75 kg/(m3·d)，在第18天實現(xiàn)了全程硝化向短程硝化的轉(zhuǎn)變. 維持FA和FNA濃度分別在1.03～3.52 mg/L和0.033～0.118 mg/L之間，NAR為65.70%～80.24%，同時NH4+-N去除率為87.92%～97.18%. 進(jìn)水由模擬廢水向?qū)嶋H工業(yè)廢水的轉(zhuǎn)變并沒有對NAR產(chǎn)生較大影響，中試MBR具有較強(qiáng)適應(yīng)能力.

b) 高通量測序結(jié)果表明，高濃度NH4+-N進(jìn)水是導(dǎo)致微生物群落豐度和多樣性下降的主要原因. Proteobacteria和Bacteroidetes是反應(yīng)器中的優(yōu)勢菌門，通過控制反應(yīng)器內(nèi)FA和FNA濃度使硝化細(xì)菌Nitrosomonas得到富集，進(jìn)而實現(xiàn)NO2--N的積累.

c) 反應(yīng)器運(yùn)行第50天時Amo功能基因相對豐度約是第0天的371倍，進(jìn)一步驗證了反應(yīng)器內(nèi)成功實現(xiàn)了短程硝化過程.