AAO污水處理工藝中厭氧氨氧化效能及微生物交互作用

王衫允,馬 斌,賈方旭,彭永臻,*

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AAO污水處理工藝中厭氧氨氧化效能及微生物交互作用

王衫允1,馬 斌2,賈方旭2,彭永臻1,2*

(1.哈爾濱工業(yè)大學(xué),城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,黑龍江 哈爾濱 150090；2.北京工業(yè)大學(xué),北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心,北京 100124)

選取3座AAO工藝市政污水處理廠為研究對象,應(yīng)用qPCR和15N穩(wěn)定同位素示蹤技術(shù),考察活性污泥樣品中厭氧氨氧化菌豐度、速率、功能及與其他氮循環(huán)微生物的季節(jié)性交互作用.結(jié)果表明,所有樣品中均能檢測到厭氧氨氧化菌,其豐度為106~107copies/g VSS,速率為0.11~0.90μmol N/(g VSS·h).較自養(yǎng)硝化而言,異養(yǎng)反硝化過程不僅具有為厭氧氨氧化菌提供更多NO2-的潛勢,還是NO2-的強(qiáng)力競爭者;而自養(yǎng)硝化過程中的AOB較AOA能提供更多NO2-.厭氧氨氧化菌對氨氧化的貢獻(xiàn)率為2.55%~7.89%,對系統(tǒng)脫氮的貢獻(xiàn)率為2.07%~6.59%,且夏季表現(xiàn)均高于冬季.CCA結(jié)果進(jìn)一步證明環(huán)境溫度是活性污泥中厭氧氨氧化表現(xiàn)的關(guān)鍵環(huán)境要素之一,而反硝化和硝化速率則是關(guān)鍵微生物因素.說明雖然厭氧氨氧化菌在污水生物處理系統(tǒng)中的豐度并不高,但依然起著不容忽視的脫氮效能,該研究結(jié)果補(bǔ)充了污水生物處理脫氮過程和氮素遷移轉(zhuǎn)化過程中的氮平衡計(jì)算,為厭氧氨氧化在低氨氮城市污水處理領(lǐng)域的生產(chǎn)性應(yīng)用提供理論支持.

厭氧氨氧化；硝化；反硝化；氨氧化；脫氮效率

傳統(tǒng)氮循環(huán)理論認(rèn)為,異養(yǎng)反硝化是自然界氮?dú)馍傻奈ㄒ簧镞^程,而新型氮循環(huán)過程厭氧氨氧化的發(fā)現(xiàn)改變了這一認(rèn)識.厭氧氨氧化(Anammox)是指在缺氧條件下厭氧氨氧化菌以亞硝酸鹽(NO2-)為電子受體將氨(NH4+)直接氧化為氮?dú)?N2)的生物過程,其中,厭氧氨氧化菌是一類化能自養(yǎng)型細(xì)菌,30~40℃條件下,倍增時(shí)間為10~14d[1].

目前,厭氧氨氧化已被廣泛發(fā)現(xiàn)于自然生態(tài)系統(tǒng).在海洋系統(tǒng),厭氧氨氧化多發(fā)生于洋流交匯區(qū),即氧最小區(qū)(OMZ)[2],且承擔(dān)了超過50%的氮循環(huán)貢獻(xiàn)量[3].而在陸地系統(tǒng)的多種環(huán)境條件[4-5]均檢測到具有活性的厭氧氨氧化反應(yīng),且在湖泊岸邊帶系統(tǒng)發(fā)生厭氧氨氧化“熱區(qū)”效應(yīng),對氮循環(huán)的貢獻(xiàn)率高達(dá)35%[5-6].厭氧氨氧化在海洋和陸地自然生態(tài)系統(tǒng)的廣泛發(fā)現(xiàn)表明,厭氧氨氧化菌具有廣闊的生態(tài)位[7],且對氮循環(huán)起重要的作用,同時(shí)推測,在高氮通量和介質(zhì)交匯區(qū)易發(fā)生活躍的厭氧氨氧化反應(yīng)[8].

厭氧氨氧化同樣被發(fā)現(xiàn)于部分人工生態(tài)系統(tǒng),如:人工濕地[9]、農(nóng)田[10]等.作為世界上最大最典型的人工生態(tài)系統(tǒng)應(yīng)用,污水處理廠利用人工強(qiáng)化生物硝化反硝化過程來實(shí)現(xiàn)氮污染廢水的凈化,對解決水體富營養(yǎng)化甚至全球氮循環(huán)都起到不可忽視的作用.氨氮作為污水最主要的污染物之一,使污水處理廠具有極高的氮通量[11];由于曝氣攪拌等基礎(chǔ)工藝運(yùn)行條件引起泥水兩相介質(zhì)間進(jìn)行頻繁的交互作用[11];且厭氧氨氧化菌自身具有廣闊的生態(tài)位[7].因此,推測厭氧氨氧化反應(yīng)很有可能發(fā)生于普通市政污水處理系統(tǒng).然而,到目前為止,厭氧氨氧化是否也廣泛發(fā)生于污水處理系統(tǒng),及其對氮污染物的去除能力和對氮循環(huán)的貢獻(xiàn)率尚不明確.

厭氧-缺氧-好氧工藝(AAO)是國內(nèi)外應(yīng)用最廣泛的同步脫氮除磷工藝[12].本文選取3座AAO工藝市政污水處理廠為研究對象,應(yīng)用實(shí)時(shí)定量qPCR技術(shù)和15N穩(wěn)定同位素示蹤技術(shù),考察季節(jié)性活性污泥樣品中厭氧氨氧化菌豐度、活性、以及與其他氮循環(huán)微生物過程(硝化、反硝化)的耦合關(guān)系.探討厭氧氨氧化在污水處理系統(tǒng)的存在性及其對氮污染物去除和氮循環(huán)的貢獻(xiàn).同時(shí),為厭氧氨氧化在低氨氮城市污水處理領(lǐng)域的生產(chǎn)性應(yīng)用提供理論支持.

1 材料與方法

1.1 污泥和進(jìn)水水質(zhì)特征

選取3座位于中國北方的AAO工藝市政污水處理廠為研究對象,其基本運(yùn)行參數(shù)詳見表1.樣品取自各市政污水處理廠的AAO曝氣池的泥水混合物,3個(gè)平行樣,冬夏兩季分別取樣.樣品取好后,迅速置于冰上,盡快運(yùn)送回實(shí)驗(yàn)室,一部分進(jìn)行理化指標(biāo)檢測,一部分進(jìn)行氮循環(huán)微生物過程速率測定,剩余樣品儲存于-80℃冰箱,用于后續(xù)分子生物學(xué)分析.

1.2 檢測分析方法

溶解氧(DO)、pH值和溫度(T)采用便攜式多參數(shù)水質(zhì)測試儀(WTW Company, Weilheim, Germany)原位測定;水樣分析項(xiàng)目中的氨氮(NH4+)、硝氮(NO-)和總氮(TN)采用連續(xù)流動分析儀Milwaukee, WI, USA)測定;COD和揮發(fā)性懸浮固體濃度(VSS)依據(jù)國家標(biāo)準(zhǔn)方法[13]測定.理化指標(biāo)結(jié)果詳見表1.

1.3 DNA提取和qPCR技術(shù)

稱取0.2g左右經(jīng)-50℃冷凍干燥處理的活性污泥樣品,利用土壤DNA快速提取試劑盒(Bio 101, Vista, CA)提取樣品的總DNA.分別采用通用引物341f/535r和特異性功能基因引物HSBeta396F/HSBeta742R對全細(xì)菌和厭氧氨氧化細(xì)菌進(jìn)行定量分析,引物序列、反應(yīng)體系及升溫程序見文獻(xiàn)[14,16-18].標(biāo)準(zhǔn)曲線是將已知濃度的質(zhì)粒DNA進(jìn)行10倍梯度稀釋建立完成.標(biāo)準(zhǔn)品和待測樣均設(shè)3個(gè)平行,同時(shí)設(shè)置陰性對照,要求擴(kuò)增效率和可決系數(shù)2分別大于95%和0.98.

1.4 各氮循環(huán)微生物過程速率測定

1.4.115N穩(wěn)定同位素技術(shù)測定厭氧氨氧化和反硝化速率 取10.0mL已知污泥濃度的泥水混合物分別加入數(shù)個(gè)柱狀平底玻璃瓶(Labco,UK)中,注滿飽和氦氣吹脫過的實(shí)際污水,營造無氧環(huán)境,于原位溫度(夏天:24℃,冬天:13℃)進(jìn)行前處理,耗盡樣品殘留NO-;分別注入豐度為99.3%的Na15NO3的15N或豐度為98.2%的(15NH4)2SO4的15N,保證各瓶內(nèi)NO3-和NH4+的總終濃度達(dá)50mg/L左右,其中①陰性對照組,加15NH4+;②陽性對照組,加14NO3-和15NH4+;③正常反應(yīng)組,加15NO3-和14NH4+.

表1 3個(gè)AAO工藝市政污水處理廠的運(yùn)行參數(shù)及進(jìn)出水指標(biāo) Table 1 Operational parameters, influent and effluent characteristics of the three municipal WWTPs with AAO process

注: a-夏季; b-冬季.

在旋轉(zhuǎn)培養(yǎng)器上進(jìn)行32h連續(xù)培養(yǎng),按照0, 4,8,16,32h時(shí)間點(diǎn),向?qū)?yīng)Labco培養(yǎng)瓶中注入200μL 7mol/L ZnCl2溶液終止微生物反應(yīng),完成取樣步驟;培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)結(jié)束后,樣品瓶產(chǎn)生的N2,通過氣相色譜-同位素比值質(zhì)譜儀(MAT253with Gasbench II and autosampler,GC PAL,Finnigan)測定,得到28N2、29N2、30N2濃度.通過數(shù)值回歸,分別得到活性污泥樣品中厭氧氨氧化和反硝化速率[5-6],并基于樣品中厭氧氨氧化菌豐度和反應(yīng)速率,進(jìn)一步計(jì)算比厭氧氨氧化細(xì)胞活性[4-5,14].

1.4.2 批次試驗(yàn)測定硝化速率 批次試驗(yàn)開始前向500mL小試模擬反應(yīng)器內(nèi)加入20mL (1mmol/L)磷酸緩沖液(g/L:NaCl,8.0;KCl,0.2; Na2HPO4,1.44;NaH2PO4,0.24; pH7.4);投加碳酸氫銨溶液,使氨氮初始濃度為50mg/L;調(diào)整初始污泥濃度為2000mg/L左右,控制DO為4mg/L左右,設(shè)置曝氣時(shí)間為30min.每批次設(shè)置3組平行試驗(yàn).水樣經(jīng)Millipore 0.45μm濾膜過濾后檢測水樣中NH4+濃度.

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用Origin 7.5作圖,Canoco軟件實(shí)現(xiàn)典范對應(yīng)分析(CCA).

2 結(jié)果與討論

2.1 污水處理系統(tǒng)中厭氧氨氧化菌分布及活性特征

2.1.1 厭氧氨氧化菌B功能基因的豐度 應(yīng)用實(shí)時(shí)定量qPCR技術(shù),選用針對編碼聯(lián)胺合成酶的關(guān)鍵功能基因B的特異性引物,定量活性污泥樣品中厭氧氨氧化菌豐度.圖1(A)結(jié)果表明,在3個(gè)AAO工藝污水處理系統(tǒng)冬夏兩季的活性污泥樣品中,均檢測到厭氧氨氧化菌B功能基因存在,但在不同污水處理廠具有不同的豐度表現(xiàn),豐度范圍為106~107copies/g VSS,占全細(xì)菌的比例為0.02‰~0.08‰,與厭氧氨氧化菌在陸地淡水生態(tài)系統(tǒng)的豐度水平相當(dāng)[4-5],但高于海洋氧最小區(qū)的豐度水平~104copies/g[19].說明即使在非厭氧氨氧化工藝的普通市政污水處理系統(tǒng)中,厭氧氨氧化菌也具有廣泛存在性,并在不同污水處理生態(tài)系統(tǒng)間具有強(qiáng)異質(zhì)性特點(diǎn).

從時(shí)空角度分析定量結(jié)果表明,在不同污水處理系統(tǒng)中夏季樣品的厭氧氨氧化菌豐度范圍為(1.57~6.24)×107copies/g VSS,均高于相應(yīng)的冬季樣品豐度(2.27~3.19)×105copies/g VSS.另外,對于同一季節(jié)的樣品而言,由于污水系統(tǒng)的異質(zhì)性,不同系統(tǒng)間厭氧氨氧化菌豐度存在差異性.但對于冬季樣品而言,不同污水處理系統(tǒng)樣品的厭氧氨氧化菌豐度不僅處于同一低豐度水平,而且系統(tǒng)間異質(zhì)性較小;而在夏季溫度升高時(shí),不同活性污泥系統(tǒng)厭氧氨氧化菌豐度升高程度不同,其中,AAO-1和AAO-2活性污泥樣品厭氧氨氧化菌豐度季節(jié)性差異大,夏季豐度是冬季的19.9~ 20.9倍;而AAO-3厭氧氨氧化菌豐度冬夏差異小,夏季僅是冬季的4.9倍.說明在普通市政污水處理系統(tǒng)中,高溫比低溫環(huán)境更利于厭氧氨氧化菌的增長;而在不同生存環(huán)境和基質(zhì)條件下,厭氧氨氧化菌增長速率不同.以上結(jié)果與厭氧氨氧化菌的最適生長溫度(28~35oC)有關(guān)[20].

2.1.2 厭氧氨氧化速率特征 應(yīng)用15N穩(wěn)定同位素技術(shù),測得活性污泥樣品中厭氧氨氧化速率,如圖1(B)所示.AAO工藝的不同污水處理系統(tǒng)中,夏季厭氧氨氧化速率范圍為(0.72~0.90) μmol N/(g VSS·h),高于冬季速率(0.11~0.14) μmol N/(g VSS·h);但季節(jié)性變化不大.說明在AAO工藝污水處理系統(tǒng)中,冬夏環(huán)境條件下,檢測到的厭氧氨氧化菌均具有活性,且夏季高于冬季;在普通市政污水處理系統(tǒng)的運(yùn)行過程中,厭氧氨氧化過程起著實(shí)際的脫氮效能.

在以往針對普通污水處理工藝的物料平衡研究中,硝化作用、反硝化作用、同步硝化反硝化作用、甚至微生物同化作用,均在統(tǒng)籌計(jì)算的考慮范圍內(nèi)[21],然而從未考慮過厭氧氨氧化作用.本研究結(jié)果表明,厭氧氨氧化在污水處理系統(tǒng)氮通量的物料計(jì)算中不容忽視.

2.1.3 比厭氧氨氧化細(xì)胞活性特征 基于已得厭氧氨氧化豐度和速率值,計(jì)算活性污泥樣品中比厭氧氨氧化細(xì)胞活性,表明在污水處理系統(tǒng)樣品的厭氧氨氧化菌比細(xì)胞活性均約為1fmol N/(cell·d)左右,低于自然環(huán)境報(bào)道值(2~20)fmol N/(cell·d)[4-5].

綜合不同時(shí)間、不同空間的厭氧氨氧化菌豐度、活性和比細(xì)胞速率的結(jié)果分析,表明在AAO工藝污水處理系統(tǒng)中,即使比細(xì)胞速率不高,但具有活性的厭氧氨氧化菌廣泛存在,且夏季的豐度和活性表現(xiàn)均高于冬季.因此,可以推測在普通市政污水處理廠中,極有可能廣泛存在厭氧氨氧化菌,并在實(shí)際工藝運(yùn)行中起著一定的脫氮效能.該研究結(jié)果補(bǔ)充了污水生物處理脫氮過程和氮素遷移轉(zhuǎn)化過程中的氮平衡計(jì)算.另外,厭氧氨氧化在污水處理系統(tǒng)豐度較高的夏季,活性表現(xiàn)也高.因此,推測如果能有效持留厭氧氨氧化菌,就有可能實(shí)現(xiàn)厭氧氨氧化在低氨氮城市污水處理領(lǐng)域的強(qiáng)化應(yīng)用.

2.2 基于關(guān)鍵底物NO2-的厭氧氨氧化與硝化、反硝化的微生物交互作用

NO2-不僅是傳統(tǒng)硝化-反硝化工藝的中間產(chǎn)物,還是厭氧氨氧化的關(guān)鍵底物之一.而市政污水富含NH4+污染物、缺乏NO2-,因此,在污水處理系統(tǒng)中,厭氧氨氧化工藝應(yīng)用瓶頸是關(guān)鍵底物NO2-[22].本研究從NO2-的微生物供給和競爭角度,基于相應(yīng)的微生物豐度或速率結(jié)果,分析了厭氧氨氧化菌與相關(guān)氮循環(huán)微生物間的交互作用.

2.2.1 基于NO2-供給潛能的微生物共生作用 由于厭氧氨氧化過程需要關(guān)鍵底物NO2-的供給,因此,工藝研究方面常見厭氧氨氧化與其他產(chǎn)NO2-過程的耦合.目前,好氧硝化過程的氨氧化步驟是應(yīng)用最為廣泛的NO2-獲取途徑,即短程硝化過程,與厭氧氨氧化的組合工藝有CANON工藝[22-24].最新研究表明,通過反硝化過程也能實(shí)現(xiàn)NO2-的穩(wěn)定積累,即部分反硝化過程,典型組合工藝為DEAMOX工藝[22,25].因此,從傳統(tǒng)理論和工藝應(yīng)用方面,硝化和反硝化過程都具有為厭氧氨氧化供給NO2-的潛勢.

對比分析微生物季節(jié)性速率水平,結(jié)果顯示夏季溫度條件下的微生物硝化和反硝化速率整體高于冬季表現(xiàn),說明在傳統(tǒng)氮轉(zhuǎn)化過程中,微生物在夏季環(huán)境能提供更多的NO2-;另外,不論夏季還是冬季,活性污泥樣品中反硝化速率均高于相應(yīng)的硝化速率,說明較硝化速率而言,單位時(shí)間內(nèi)反硝化作用可能產(chǎn)生更多的NO2-.因此可知,較高的溫度條件,不僅利于厭氧氨氧化菌自身的生長和反應(yīng)速率,而且利于其他微生物為厭氧氨氧化菌提供NO2-;其中,反硝化過程具有為厭氧氨氧化菌提供更多底物NO2-的潛勢.Zhu等[5]研究表明,在湖泊濕地中,硝化和反硝化提供NO2-的能力不同,其中在厭氧氨氧化熱區(qū)湖泊岸邊帶,反硝化是NO2-的主要提供者.

氨氧化是硝化過程的產(chǎn)NO2-步驟,一直被認(rèn)為是氮循環(huán)的限速步驟,氨氧化細(xì)菌AOB為唯一執(zhí)行者.自2005年第一株氨氧化古菌AOA成功分離[26]以來,有關(guān)AOA和AOB在自然和人工生態(tài)系統(tǒng)對氨氧化貢獻(xiàn)率[18,27]以及與厭氧氨氧化耦合[4-5]的研究均得到迅速開展.本研究通過定量分析AOA和AOB的關(guān)鍵功能基因A豐度,探討AOA和AOB在污水處理系統(tǒng)中的氨氧化貢獻(xiàn)率,即對底物NO2-貢獻(xiàn)率.圖3(A)表明,不論冬季還是夏季, AOA在污水處理系統(tǒng)廣泛存在,并與AOB同時(shí)承擔(dān)氨氧化任務(wù),而AOB功能基因A豐度比AOA豐度高100倍以上.說明單位時(shí)間內(nèi)較AOA而言,AOB有可能競爭到更多的NH4+底物,從而有機(jī)會氧化生成更多的NO2-,以供厭氧氨氧化菌生長代謝需要.研究結(jié)果與Wang等[18]在典型高氨氮自然濕地系統(tǒng)的研究結(jié)果一致.然而,其他研究表明在部分污水處理系統(tǒng)和自然濕地系統(tǒng),AOA對氨氧化貢獻(xiàn)率超過AOB[5,27].

2.2.2 基于NO2-攝取潛勢的微生物競爭作用 硝化和反硝化過程一方面為厭氧氨氧化菌提供底物NO2-,另一方面還會與厭氧氨氧化菌競爭底物NO2-.通過比較不同季節(jié)時(shí)硝化、反硝化和厭氧氨氧化速率比,發(fā)現(xiàn)不論夏季和冬季樣品,硝化/厭氧氨氧化速率比、反硝化/厭氧氨氧化速率比、反硝化/硝化速率比分別為11.67~ 27.46、14.17~47.27、1.21~2.36,且冬季速率差均高于夏季,表明在非厭氧氨氧化工藝的普通污水處理系統(tǒng)中,雖然硝化過程、反硝化過程和厭氧氨氧化過程共存,但反硝化速率>硝化速率>厭氧氨氧化速率,且厭氧氨氧化速率受溫度影響高于硝化和反硝化速率,如圖2(A)、圖3(A)、圖3(B)所示.其原因可歸納為功能菌特性和生存環(huán)境條件兩方面[22-23]:反硝化過程的執(zhí)行菌為異養(yǎng)菌主導(dǎo),而硝化細(xì)菌和厭氧氨氧化菌是典型的自養(yǎng)菌,異養(yǎng)菌的最大比生長速率max高于自養(yǎng)菌的max值;污水中富含COD為異養(yǎng)反硝化提供了可利用的有機(jī)碳源,異養(yǎng)菌增殖,反硝化速率同步提高[28].因此,在污水處理系統(tǒng)中,對底物NO2-的攝取潛勢,異養(yǎng)反硝化>自養(yǎng)硝化>自養(yǎng)厭氧氨氧化.

從功能菌角度進(jìn)一步分析硝化和厭氧氨氧化競爭NO2-的能力,比較冬夏兩季活性污泥樣品中NOB和Anammox豐度高低,如圖3(C)所示. NOB豐度是Anammox的20.74~3054.86倍.其中,夏季NOB和Anammox豐度差異較大,NOB/ Anammox豐度比高達(dá)1080.26~3054.86倍;冬季差異相對較小,豐度比為20.74~465.77.另外,已有動力學(xué)參數(shù)顯示Anammox對底物NO2-半飽和常數(shù)(s Kuenenia= 0.2~0.3μmol/L;sBrocadia≈5μmol/L)[20]低于NOB(s Nitrospira=10μmol/L;s Nitrobacter=21~ 135μmol/L)[23].結(jié)果表明,即使NOB較Anammox在豐度上占有絕對優(yōu)勢,但是較低的s NO2-使Anammox即使在低NO2-環(huán)境仍具有生存能力.因此,評價(jià)污水處理系統(tǒng)中NOB與Anammox對底物NO2-的競爭,功能菌豐度高低一定程度上可以反映出競爭潛勢.

2.3 厭氧氨氧化過程對氮污染物的去除性能

2.3.1 厭氧氨氧化過程對NH4+去除性能 NH4+是市政污水里最主要的污染物之一,其大量流入水體是導(dǎo)致富營養(yǎng)化的主要原因,其中,好氧硝化作用一直是污水生物處理工藝中NH4+去除的核心步驟.

本研究檢測到市政污水處理系統(tǒng)中廣泛存在厭氧氨氧化菌,且具有生物活性,而NH4+是厭氧氨氧化的兩個(gè)關(guān)鍵底物之一.因此推測厭氧氨氧化菌和好氧硝化菌之間協(xié)同作用于污水NH4+去除過程.通過批次小試實(shí)驗(yàn),測得不同活性污泥樣品的硝化速率,如圖4(A).與厭氧氨氧化活性結(jié)果類似,夏季樣品中硝化速率高于冬季,其中,夏季活性范圍為(8.41~12.4)μmol N/(g VSS·h),冬季活性范圍為(3.57~4.20)μmol N/(gVSS·h),見圖2(A).

根據(jù)已得厭氧氨氧化和硝化活性,估算厭氧氨氧化過程對NH4+去除的潛在貢獻(xiàn)率.結(jié)果表明,在AAO工藝活性污泥樣品中,厭氧氨氧化菌對系統(tǒng)NH4+去除的貢獻(xiàn)率為2.55%~7.89%,其中,夏季較高,為5.63%~7.89%;冬季較低,為2.55%~ 3.74%.說明在普通市政污水處理過程中,厭氧氨氧化對系統(tǒng)NH4+去除貢獻(xiàn)率最大可達(dá)7.89%.

2.3.2 厭氧氨氧化過程脫氮性能 將污水中氮素污染物轉(zhuǎn)化為氮?dú)夥祷氐阶匀谎h(huán)系統(tǒng)中,是污水生物脫氮的根本目的.而在厭氧氨氧化發(fā)現(xiàn)前的一百多年中,異養(yǎng)反硝化過程一直被認(rèn)為是生物氮循環(huán)中氮?dú)馍傻奈ㄒ贿^程,是污水生物脫氮最重要的步驟.為了更加深入分析AAO工藝污水處理系統(tǒng)中厭氧氨氧化的脫氮功效.本研究在測定厭氧氨氧化活性的同時(shí),測定了同等同位素培養(yǎng)條件下,活性污泥樣品中的反硝化活性.研究結(jié)果表明,夏季樣品中反硝化活性高于冬季,其中,夏季活性范圍為(10.2~14.7)μmol N/(g VSS·h),冬季活性范圍為(5.2~6.5)μmol N/(g VSS·h),如圖2(B)所示.

根據(jù)同位素示蹤得到經(jīng)厭氧氨氧化和反硝化過程產(chǎn)生的氮?dú)饬?從而計(jì)算厭氧氨氧化過程對污水處理系統(tǒng)總脫氮量的貢獻(xiàn)率.結(jié)果表明,在AAO工藝活性污泥樣品中,厭氧氨氧化菌對系統(tǒng)脫氮的貢獻(xiàn)率為2.07%~6.59%.其中,夏季較高,但系統(tǒng)間異質(zhì)性較大,為4.47%~6.59%;冬季較低,但貢獻(xiàn)率穩(wěn)定在2.07%~2.35%.雖然低于很多自然系統(tǒng)發(fā)現(xiàn)的厭氧氨氧化貢獻(xiàn)率[4-5],但厭氧氨氧化菌對系統(tǒng)脫氮貢獻(xiàn)率最高仍可達(dá)6.59%,因此是普通工藝污水處理脫氮過程中不可忽視的一部分.

通過研究厭氧氨氧化對污水處理系統(tǒng)中氨氮去除性能和整體脫氮性能的貢獻(xiàn)率,可知在非厭氧氨氧化的普通工藝污水處理廠,廣泛存在著厭氧氨氧化菌,而且雖然厭氧氨氧化菌絕對豐度和占全細(xì)菌的比例并不高,但厭氧氨氧化依然起著不容忽視的氮素污染物去除效能;并對污水生物處理脫氮過程進(jìn)行補(bǔ)充,在今后物料平衡計(jì)算過程中,厭氧氨氧化作用應(yīng)該列入計(jì)算范疇.

2.4 厭氧氨氧化及相關(guān)氮循環(huán)微生物過程的相關(guān)性關(guān)系

典范對應(yīng)分析(CCA)解釋了環(huán)境因子(環(huán)境變量、微生物變量)對厭氧氨氧化豐度和厭氧氨氧化速率的影響(圖5).研究樣方以3個(gè)AAO工藝市政污水處理廠的冬夏兩季樣品為代表,環(huán)境變量以市政污水處理廠的常規(guī)運(yùn)行參數(shù)(日處理量Flow rate、VSS、SRT、HRT、DO、環(huán)境溫度)和進(jìn)出水指標(biāo)(NH4+、NOx-、TN、COD)代表,環(huán)境微生物變量以硝化速率、反硝化速率及硝化細(xì)菌(AOA、AOB、NOB)代表.其中,環(huán)境因子經(jīng)過lg(+1)標(biāo)準(zhǔn)化轉(zhuǎn)換消除量綱影響,排序結(jié)果用物種-環(huán)境關(guān)系雙序圖表示.

CCA排序分析對環(huán)境變量與因變量厭氧氨氧化之間前兩軸關(guān)系變異的累積解釋率達(dá)到82.7%.對于不同季節(jié)的樣品而言,來源相同的樣品聚類在一起.在所考察的環(huán)境變量中,溫度對厭氧氨氧化影響最大,呈顯著正相關(guān),其中,對厭氧氨氧化速率的正相關(guān)指數(shù)為0.99(=0.00),對厭氧氨氧化豐度的正相關(guān)指數(shù)為0.82(=0.05).其次,HRT和SRT對厭氧氨氧化也呈正相關(guān)影響,相關(guān)指數(shù)僅高于0.30.除此之外的環(huán)境因子對厭氧氨氧化的影響指數(shù)均低于0.20.CCA分析結(jié)果進(jìn)一步證明了研究結(jié)果和結(jié)論,環(huán)境溫度是活性污泥中厭氧氨氧化表現(xiàn)的關(guān)鍵環(huán)境變量影響要素之一,這與厭氧氨氧化菌種特性和工藝研究一致[20,22].

CCA多元關(guān)系分析對環(huán)境微生物變量與厭氧氨氧化之間關(guān)系變異的前兩軸累積解釋率達(dá)到89.8%.對于不同季節(jié)性樣品來說,冬季樣品聚類在一起,而夏季樣品分散.說明季節(jié)性溫度升高帶來較顯著微生物活性和群落結(jié)構(gòu)變化,而低溫環(huán)境使微生物表現(xiàn)歸于統(tǒng)一.反硝化速率和硝化速率對厭氧氨氧化速率均呈顯著正相關(guān)關(guān)系,相關(guān)指數(shù)均高于0.93(=0.00);反硝化速率、硝化速率對厭氧氨氧化豐度也呈正相關(guān),相關(guān)指數(shù)分別為0.66(=0.16)、0.81(=0.05).說明污水處理系統(tǒng)中的厭氧氨氧化,尤其是對于厭氧氨氧化速率而言, 硝化、反硝化速率是影響厭氧氨氧化表現(xiàn)的關(guān)鍵微生物過程因素.另外,厭氧氨氧化速率和厭氧氨氧化豐度相關(guān)指數(shù)為0.87 (=0.02),呈顯著正相關(guān),而硝化速率和硝化細(xì)菌(AOA、AOB、NOB)間的相關(guān)指數(shù)僅高于0.60,兩者之間并沒有顯著的相關(guān)性關(guān)系.說明厭氧氨氧化豐度水平一定程度上能夠直觀反映厭氧氨氧化速率高低.與Zhu等[5]在自然生態(tài)系統(tǒng)中厭氧氨氧化及相關(guān)微生物的相關(guān)分析結(jié)果一致.

3 結(jié)論

3.1 在所有AAO工藝污水處理系統(tǒng)樣品中,均檢測到厭氧氨氧化菌存在,豐度為106~ 107copies g VSS,速率為0.11~0.9μmol N/ (g VSS×h),比厭氧氨氧化細(xì)胞速率僅為0.31.5fmol N/(cell×d),其中,相同季節(jié)不同系統(tǒng)間差異不明顯,而單系統(tǒng)季節(jié)性差異明顯,夏季厭氧氨氧化豐度和速率均高于冬季,分別為4.9~20.9倍和5.14~6.92倍;

3.2 較自養(yǎng)硝化而言,異養(yǎng)反硝化過程一方面具有為厭氧氨氧化菌提供更多NO2-的潛勢,另一方面還是底物NO2-的更強(qiáng)力競爭者;而自養(yǎng)硝化過程中的AOB較AOA能提供更多NO2-,NOB是底物NO2-的又一競爭者;

3.3 厭氧氨氧化菌對系統(tǒng)NH4+去除的貢獻(xiàn)率為2.55%~7.89%,對系統(tǒng)脫氮的貢獻(xiàn)率為2.07%~ 6.59%,且夏季貢獻(xiàn)率均高于冬季;

3.4 CCA分析結(jié)果進(jìn)一步證明了環(huán)境溫度是活性污泥中厭氧氨氧化表現(xiàn)的關(guān)鍵環(huán)境變量影響要素之一,而反硝化速率和硝化速率是影響厭氧氨氧化表現(xiàn)的關(guān)鍵微生物過程因素.

Strous M, Fuerst J A, Kramer E H, et al. Missing lithotroph identified as new planctomycete [J]. Nature, 1999,400(6743): 446-9.

Lam P, Kuypers M M. Microbial nitrogen cycling processes in oxygen minimum zones [J]. Annual Review of Marine Science, 2011,3:317-345.

Thamdrup B, Dalsgaard T. Production of N2through anaerobic ammonium oxidation coupled to nitrate reduction in marine sediments [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2002,68(3):1312-1318.

Wang S Y, Zhu G B, Peng Y Z, et al. Anammox bacterial abundance, activity, and contribution in riparian sediments of the Pearl River Estuary [J]. Environmental Science & Technology, 2012,46(16):8834-8842.

Zhu G, Wang S, Wang W, et al. Hotspots of anaerobic ammonium oxidation at land-freshwater interfaces [J]. Nature Geoscience, 2013,6(2):103-107.

王衫允,祝貴兵,曲冬梅,等.白洋淀富營養(yǎng)化湖泊濕地厭氧氨氧化菌的分布及對氮循環(huán)的影響 [J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2012,32(21): 6591-6598.

陳婷婷,鄭 平,胡寶蘭.厭氧氨氧化菌的物種多樣性與生態(tài)分布 [J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2009,20(5):1229-1235.

Zhu G, Jetten M S M, Kuschk P, et al. Potential roles of anaerobic ammonium and methane oxidation in the nitrogen cycle of wetland ecosystems [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2010,86(4):1043-1055.

Zhu G B, Wang S Y, Feng X J, et al. Anammox bacterial abundance, biodiversity and activity in a constructed wetland [J]. Environmental Science & Technology, 2011,45(23):9951-9958.

Nie S A, Li H, Yang X R, et al. Nitrogen loss by anaerobic oxidation of ammonium in rice rhizosphere [J]. The ISME Journal, 2015, DOI: 10.1038/ismej.2015.25.

Peng Y, Zhu G. Biological nitrogen removal with nitrification and denitrification via nitrite pathway [J]. Applied and Microbiology Biotechnology, 2006,73(1):15-26.

Wang X, Peng Y, Wang S, et al. Influence of wastewater composition on nitrogen and phosphorus removal and process control in A2O process [J]. Bioprocess & Biosystems Engineering, 2006,28(6):397-404.

國家環(huán)境保護(hù)總局.水和廢水監(jiān)測分析方法 [M]. 北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社, 2002.

Wang Y, Zhu G, Harhangi H R, et al. Co-occurrence and distribution of nitrite-dependent anaerobic ammonium and methane-oxidizing bacteria in a paddy soil [J]. FEMS Microbiology Letters, 2012,336(2):79-88.

Wang S, Wang Y, Feng X, et al. Quantitative analyses of ammonia-oxidizing archaea and bacteria in the sediments of four nitrogen-rich wetlands in China [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2011,90(2):779-787.

Geets J, de Cooman M, Wittebolle L, et al. Real-time PCR assay for the simultaneous quantification of nitrifying and denitrifying bacteria in activated sludge [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2007,75(1):211-21.

Koike S, Krapac I G, Oliver H D, et al. Monitoring and source tracking of tetracycline resistance genes in lagoons and groundwater adjacent to swine production facilities over a 3-year period [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2007,73(15): 4813-23.

Wang S Y, Wang Y, Feng X J, et al. Quantitative analyses of ammonia-oxidizing Archaea and bacteria in the sediments of four nitrogen-rich wetlands in China [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2011,90(2):779-787.

Lam P, Lavik G, Jensen M M, et al. Revising the nitrogen cycle in the Peruvian oxygen minimum zone [J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2009,106(12):4752-7.

Strous M, Kuenen J G., Jetten M S M. Key physiology of anaerobic ammonium oxidation [J]. Applied and Environmental Microbiology, 1999,65(7):3248-3250.

葛士建,彭永臻,張 亮,等.改良UCT分段進(jìn)水脫氮除磷工藝性能及物料平衡 [J]. 化工學(xué)報(bào), 2010,61(4):1009-1017.

Ma B, Wang S, Cao S, et al. Biological nitrogen removal from sewage via anammox: Recent advances [J]. Bioresource Technology, 2016,200:981-990.

Ge S, Wang S, Yang X, et al. Detection of nitrifiers and evaluation of partial nitrification for wastewater treatment: A review [J]. Chemosphere, 2015,140:85-98.

張肖靜,李 冬,梁瑜海,等.氨氮濃度對CANON工藝性能及微生物特性的影響 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2014,34(7):1715-1721.

Du R, Peng Y Z, Cao S B, et al. Advanced nitrogen removal from wastewater by combining anammox with partial denitrification [J]. Bioresource Technology, 2015,179:497-504.

Konneke M, Bernhard A E, de la Torre J R, et al. Isolation of an autotrophic ammonia-oxidizing marine archaeon [J]. Nature, 2005,437(7058):543-546.

Gao J F, Luo X, Wu G X, et al. Quantitative analyses of the composition and abundance of ammonia-oxidizing archaea and ammonia-oxidizing bacteria in eight full-scale biological wastewater treatment plants [J]. Bioresource Technology, 2013, 138:285-296.

操沈彬,王淑瑩,吳程程,等.有機(jī)物對厭氧氨氧化系統(tǒng)的沖擊影響 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2013,33(12):2164-2169.

致謝：本實(shí)驗(yàn)的采樣工作得到了北京市排水集團(tuán)研發(fā)中心張樹軍博士和張亮博士的幫助,在此表示感謝.

* 責(zé)任作者, 中國工程院院士, pyz@bjut.edu.cn

The role and microbial interaction of anammox in WWTPs with AAO process

WANG Shan-yun1, MA Bin2, JIA Fang-xu2, PENG Yong-zhen1,2 *

(1.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China；2.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Engineering Research Center of Beijing, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)., 2016,36(7)：1988~1996

Basing on qPCR assay and15N isotope tracing technique, the abundance, rate, role, and microbial interaction of anammox was investigated in three WWTPs of anaerobic-anoxic-oxic (AAO) process. Results showed anammox bacteria was detected in all samples with abundance of 106~107copies/g VSS, and rate of 0.11~0.90 μmol N/(gVSS·h). As for the microbial interaction among anammox and other microbial process, heterotrophic denitrification was not only a more important provider but a stronger competitor for NO2-, compared with autotrophic nitrification, in which AOB was the major NO2-producer. The roles of anammox to ammonia oxidation and nitrogen removal were calculated to be 2.55%~7.89% and 2.07%~6.59%, respectively, and the role of anammox in summer was higher than that in winter. Further, canonical correspondence analysis (CCA) proved the temperature is one of the key environmental variables, and nitri- & denitri- rates were primary microbial factors for anammox. Results suggested although the abundance of anammox bacteria was not high, the widespread of anammox played an overlooked role of N removal, which supplemented N balance calculation in biological wastewater treatment process, and provided theoretical support for the realization of anammox in the field of low-NH4+-N sewage treatment.

anammox；nitrification；denitrification；ammonia oxidation；nitrogen removal rate

X703.5

A

1000-6923(2016)07-1988-09

王衫允(1986-),女,河北安平人,哈爾濱工業(yè)大學(xué)博士研究生,主要從事陸地水生態(tài)系統(tǒng)和污水處理系統(tǒng)厭氧氨氧化研究.發(fā)表論文10余篇.

2016-01-21

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51478013);哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室開放基金項(xiàng)目(QAK201502)