厭氧氨氧化UASB系統(tǒng)對(duì)氨氮的超量去除機(jī)制研究

袁林杰,袁林江*,陳 希,楊 睿,于麗萍,王 剛,賀向峰,楊江偉

厭氧氨氧化UASB系統(tǒng)對(duì)氨氮的超量去除機(jī)制研究

袁林杰1,袁林江1*,陳 希2,楊 睿1,于麗萍1,王 剛1,賀向峰1,楊江偉1

(1.西安建筑科技大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院,陜西省環(huán)境工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,西北水資源與環(huán)境生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,西安 710055；2.西安工程大學(xué)城市規(guī)劃與市政工程學(xué)院,西安 710048)

采用UASB反應(yīng)器在改變NO2--N/NH4+-N比條件下,考察厭氧氨氧化系統(tǒng)對(duì)NH4+-N的超量去除特征、相關(guān)酶的催化活性以及污泥菌群結(jié)構(gòu).結(jié)果表明,隨著進(jìn)水NO2--N濃度降低,反應(yīng)器對(duì)NH4+-N的去除量相比理論較大,在停供NO2--N情況下,反應(yīng)器內(nèi)NH4+-N去除可達(dá)55 mg/L.反應(yīng)器內(nèi)NH4+-N的去除并不是是來(lái)自進(jìn)水中SO42-和Fe3+/EDTA絡(luò)合物,而是存在NH4+-N的好氧硝化.過(guò)氧化氫酶測(cè)定聯(lián)合分子生物學(xué)技術(shù)分析顯示,好氧硝化的所需氧量分別來(lái)自進(jìn)水和過(guò)氧化氫酶產(chǎn)氧.反應(yīng)器底部污泥層的氨氧化菌(AOB)、厭氧氨氧化菌(AnAOB)活性?xún)?yōu)于上部污泥層,相反,上部污泥層的異養(yǎng)反硝化菌(HDB)活性?xún)?yōu)于底部污泥層,二者協(xié)同將NH4+-N轉(zhuǎn)化為N2.

厭氧氨氧化；氮超量去除；過(guò)氧化氫；過(guò)氧化氫酶

相比傳統(tǒng)硝化反硝化,厭氧氨氧化工藝對(duì)低碳氮比污水具有無(wú)需添加碳源、污泥產(chǎn)量少等特點(diǎn),在污水生物脫氮領(lǐng)域得到廣泛應(yīng)用[1-3].厭氧氨氧化工藝是指在厭氧條件下,厭氧氨氧化菌以NO2--N為電子受體將NH4+-N轉(zhuǎn)化為N2的過(guò)程.根據(jù)Strous[4]研究理論上厭氧氨氧化反應(yīng)器中NO2--N與NH4+-N消耗量之比(Rs)和NO3--N的產(chǎn)量與NH4+-N的消耗量之比(Rp)分別為1.32、0.26.然而,在實(shí)際運(yùn)行厭氧氨氧化反應(yīng)器時(shí),還原單位質(zhì)量的NO2--N所消耗的NH4+-N通常是高于理論值,即存在所謂的“氨的超量去除”現(xiàn)象[5-8].

李祥等[9]對(duì)厭氧氨氧化污泥中氨氧化的潛在電子受體進(jìn)行研究,發(fā)現(xiàn)除NO3--N、SO42-和Fe3+之外,還可能存在著導(dǎo)致過(guò)量NH4+-N轉(zhuǎn)化的其他物質(zhì).此外,Sabumon等[10]發(fā)現(xiàn)在有機(jī)條件下厭氧氨的去除可能通過(guò)過(guò)氧化氫酶產(chǎn)氧將氨氧化.厭氧氨氧化菌為化能自養(yǎng)型細(xì)菌,那么在常規(guī)無(wú)機(jī)條件下,是否也存在類(lèi)似情況,尚不清楚.關(guān)于厭氧氨氧化系統(tǒng)中,NH4+-N超量去除過(guò)程及影響機(jī)制仍未被充分揭示,有待進(jìn)一步研究.

本研究不僅從UASB厭氧氨氧化系統(tǒng)中可能電子受體SO42-、Fe3+/EDTA進(jìn)行研究,而且通過(guò)反應(yīng)器內(nèi)過(guò)氧化氫(H2O2)含量和過(guò)氧化氫酶活性進(jìn)行測(cè)定,論證了過(guò)氧化氫酶產(chǎn)氧將氨氧化的可能性.此外,本研究通過(guò)原位熒光雜交技術(shù),微生物群落結(jié)構(gòu)的解析及不同高度污泥層的微生物活性,揭示了系統(tǒng)中NH4+-N超量去除途徑及機(jī)制.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置及接種污泥

反應(yīng)器實(shí)際體積10.5L,有效體積6.3L,內(nèi)徑100mm,有效高度800mm(圖1),反應(yīng)器的溫度由水浴夾層控制在(32±2)℃,水力停留時(shí)間(HRT)為12h,原接種污泥為城市污水處理廠A2/O工藝的缺氧池污泥與少量課題組前期培養(yǎng)的厭氧氨氧化顆粒污泥.接種量為4L,MLSS、MLVSS分別為7.889g/L、4.131g/L.

圖1 試驗(yàn)裝置示意

1．進(jìn)水桶;2.進(jìn)水泵;3.回流泵;4.水浴保溫層;5.三相分離器;6.出水桶;7.水封瓶

1.2 模擬廢水

實(shí)驗(yàn)采用人工模擬廢水,主要以NH4Cl、NaNO2、Na2SO4按需配制,具體見(jiàn)表1,其他成分含量(mg/L):KHCO31250,KH2PO427.2,MgCl2·6H2O 165,CaCl2·2H2O 250;微量Ⅰ、Ⅱ各1mL/L.其中微量元素Ⅰ成分含量(g/L):EDTA 5,FeSO45;微量元素Ⅱ成分含量(g/L):EDTA 15,ZnSO4·7H2O 0.43, CuSO4·5H2O 0.25,NiCl2·6H2O 0.19,MnCl2·4H2O 0.99,CoCl2·6H2O 0.24,NaMoO4·2H2O 0.22,H3BO40.014[11].

表1 反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)水各組分濃度

1.3 分析方法

1.3.1 常規(guī)指標(biāo) 常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)參照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》[12]進(jìn)行分析:NH4+-N采用納氏試劑分光光度法;NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法;NO3--N采用紫外分光光度法;SO42-采用離子色譜法(ICS1100);MLSS、MLVSS采用重量法.溶解氧采用HQ40d型溶氧儀測(cè)定,污泥粒徑采用激光粒度分布儀(LS230/SVM),TOC總有機(jī)碳測(cè)定儀(耶拿multi N/C),H2O2采用鈦-硫酸鈦法[13],常規(guī)指標(biāo)測(cè)定均為一式三份.

1.3.2 活性測(cè)定 AOB、硝化細(xì)菌(NOB)活性的測(cè)定方法和頻率:從反應(yīng)器污泥層上部和底部分別取10mL的泥水混合物,用磷酸鹽緩沖液(PBS)沖洗3次并離心(4000r/min),置于100mL的血清瓶,分別同時(shí)加入NH4+-N 60mg/L、NO2--N 40mg/L模擬廢水至100mL,在33℃條件下充分曝空氣至飽和溶解氧(DO)每間隔1h取樣,通過(guò)分析水質(zhì)NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度變化計(jì)算AOB、NOB活性[14].

AnAOB活性的測(cè)定方法和頻率:從反應(yīng)器污泥層上部和底部分別取10mL的泥水混合物,用磷酸鹽緩沖液(PBS)沖洗3次并離心(4000r/min),置于100mL的血清瓶,同時(shí)加入NH4+-N 60mg/L、NO2--N 85mg/L模擬廢水至100mL,曝氮?dú)?0min,使DO控制在0.06mg/L以下,隨后置于搖床,搖床設(shè)定參數(shù)分別為33℃、150r/min, 每間隔6h取樣,通過(guò)分析水質(zhì)NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度變化計(jì)算AnAOB活性[14].

HDB活性的測(cè)定方法和頻率:從反應(yīng)器污泥層上部和底部分別取10mL的泥水混合物,用磷酸鹽緩沖液(PBS)沖洗3次并離心(4000r/min),置于100mL的血清瓶,同時(shí)加入COD 300mg/L、NO3--N 60mg/L模擬廢水至100mL,曝氮?dú)?min,隨后置于搖床,搖床設(shè)定參數(shù)分別為33℃、150r/min, 每間隔3h取樣, 通過(guò)分析水質(zhì)COD、NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度變化計(jì)算HDB活性[15].

1.3.3 過(guò)氧化氫酶定性、過(guò)氧化氫酶活性分析測(cè)定 過(guò)氧化氫酶定性:從反應(yīng)器內(nèi)取一定量污泥,轉(zhuǎn)入一個(gè)干凈的顯微鏡載玻片上,載玻片上先滴數(shù)滴去離子水,再加入少量3%的H2O2,靜觀20s,若20s內(nèi)出現(xiàn)氣泡,表明該污泥表現(xiàn)出過(guò)氧化氫酶活性,在沒(méi)有污泥的相似條件下也進(jìn)行空白對(duì)照實(shí)驗(yàn)[10].

過(guò)氧化氫酶活性的測(cè)定方法和頻率:取5mL泥水混合液于離心管中,離心5min(4000r/min)并倒掉上清液,將離心后的污泥樣品置于三角瓶中,依次加入40mL超純水和0.3%的H2O2溶液,隨后放入恒溫?fù)u床計(jì)時(shí)20min,搖床設(shè)定參數(shù)分別為25℃、150r/min,然后將其取下立即加入飽和明礬溶液0.5mL,隨后進(jìn)行過(guò)濾,濾液置于盛有5mL硫酸溶液(濃度為1.5mol/L)三角瓶,在波長(zhǎng)為240nm處測(cè)定其吸光度S,過(guò)濾后的污泥樣品放入烘箱(105℃,2h)烘干,進(jìn)行稱(chēng)重,取25mL無(wú)污泥樣品溶液用0.002mol/ L高錳酸鉀溶液滴定,同時(shí)做空白實(shí)驗(yàn)0和對(duì)照實(shí)驗(yàn)k,一式三份[16].

計(jì)算如下:

(2)

式中:為過(guò)氧化氫酶活性,mg H2O2/(g·h);-為單位吸光度;-為污泥的干重,g;為振蕩時(shí)間,min;e為消耗過(guò)氧化氫樣品溶液的吸光度0為空白溶液的吸光度;s為剩余過(guò)氧化氫樣品溶液的吸光度;k為無(wú)基質(zhì)對(duì)照溶液的吸光度;為高錳酸鉀溶液的濃度, mg/L;為高錳酸鉀溶液的體積,mL;0為空白溶液的體積,mL.

1.3.4 微生物測(cè)序分析 采用上海生工的Illumina Miseq平臺(tái)對(duì)污泥樣品進(jìn)行測(cè)序,使用E.Z.N. ATMMag-Bind Soil DNA Kit試劑盒(OMEGA)提取DNA,利用細(xì)菌V3-V4區(qū)域通用引物341F (CCTACGGGNGGCWGCAG)和805R(GACTACH- VGGGTATCTAATCC)對(duì)提取的合格DNA樣品進(jìn)行PCR擴(kuò)增及測(cè)序,進(jìn)行OTU聚類(lèi)分析和物種分類(lèi)學(xué)分析.以上工作均由上海生工生物工程有限公司(上海,中國(guó))完成,微生物多樣性分析于生工生物工程有限公司所提供的I-Sanger生信分析云平臺(tái)上完成.

1.3.5 熒光原位雜交(FISH) 采用熒光原位雜交[17]對(duì)反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥中的總菌、AnAOB、優(yōu)勢(shì)AOB()進(jìn)行觀察,通過(guò)激光共聚焦顯微鏡(TCS SP8,徠卡)在10倍物鏡下采集圖像.本研究所用探針如表2所示.

表2 研究中所用FISH探針

2 結(jié)果與討論

2.1 反應(yīng)器運(yùn)行狀況

由圖2可見(jiàn),隨著進(jìn)水NO2--N濃度的不斷降低直至為0,反應(yīng)器出水NH4+-N濃度逐漸上升,相反,反應(yīng)器內(nèi)部分NH4+-N超量去除更加明顯.當(dāng)進(jìn)水不提供NO2--N的情況下,反應(yīng)器內(nèi)NH4+-N仍有去除,這與之前研究者[9-11]發(fā)現(xiàn)厭氧氨氧化反應(yīng)器出現(xiàn)NH4+-N超量去除現(xiàn)象相似.按照Strous等[4]所推導(dǎo)出的厭氧氨氧化反應(yīng)方程式,以停供亞硝酸鹽氮期間最大NO3--N產(chǎn)生量3mg/L計(jì)算,消耗反應(yīng)器內(nèi)NH4+-N也只有11.54mg/L.同時(shí),通過(guò)對(duì)反應(yīng)器產(chǎn)生的氣體進(jìn)行收集及測(cè)定,發(fā)現(xiàn)反應(yīng)器內(nèi)產(chǎn)生的氣體主要為N2(82.09%)和CO2(17.91%),反應(yīng)器內(nèi)NH4+-N被氧化后的存在狀態(tài)主要為N2.因此,反應(yīng)器內(nèi)可能存在其他途徑將NH4+-N去除.

2.2 反應(yīng)器內(nèi)氨氮去除途徑研究

2.2.1 反應(yīng)器內(nèi)的潛在電子受體研究 研究者對(duì)厭氧氨氧化的深入研究,發(fā)現(xiàn)厭氧氨氧化微生物可以利用多種基質(zhì)進(jìn)行代謝[22-25].結(jié)合本研究反應(yīng)器含有的潛在電子受體SO42-和Fe3+/EDTA進(jìn)行探究.

圖2 厭氧氨氧化反應(yīng)器NH4+-N、NO2--N、NO3--N的去除變化

由于本研究通過(guò)以亞硝酸鹽型厭氧氨氧化為基礎(chǔ)啟動(dòng)硫酸鹽型厭氧氨氧化,以SO42-逐步替代NO2--N作為電子受體的方式進(jìn)行厭氧氨氧化研究.硫酸鹽型厭氧氨氧化是在厭氧條件下,以SO42-作為電子受體將氨轉(zhuǎn)化為N2[26-27].推測(cè)反應(yīng)器內(nèi)可能發(fā)生硫酸鹽型厭氧氨氧化,由圖3可見(jiàn),反應(yīng)器長(zhǎng)期運(yùn)行140d,并未發(fā)現(xiàn)SO42-有去除,說(shuō)明反應(yīng)器內(nèi)未出現(xiàn)硫酸鹽型厭氧氨氧化,換言之,以SO42-作為電子受體氧化氨的反應(yīng)在本系統(tǒng)中并未發(fā)生.

研究報(bào)道[23]以NH4+-N作為電子供體,同時(shí)以Fe3+/EDTA形成的絡(luò)合物作為電子受體,無(wú)機(jī)碳為碳源的情況下進(jìn)行氨氧化試驗(yàn).本研究通過(guò)不添加微量Ⅰ來(lái)研究反應(yīng)器的NH4+-N去除途徑.在第120～140d,發(fā)現(xiàn)在不添加微量Ⅰ反應(yīng)器內(nèi)NH4+-N仍有去除.說(shuō)明反應(yīng)器未出現(xiàn)鐵氨氧化反應(yīng),以Fe3+/EDTA形成的絡(luò)合物作為電子受體氧化氨的反應(yīng)在本系統(tǒng)中并未發(fā)生.

2.2.2 反應(yīng)器內(nèi)部其他途徑導(dǎo)致氨氧化研究 根據(jù)上述試驗(yàn),反應(yīng)器內(nèi)的潛在電子受體SO42-和Fe3+/EDTA并不能將NH4+-N轉(zhuǎn)化,對(duì)此,NH4+-N的轉(zhuǎn)化可能由其他物質(zhì)引起.Sabumon等[10,28]研究有機(jī)物存在情況下厭氧氨的去除途徑,發(fā)現(xiàn)氨是被氧化成NO2--N或NO3--N,然后通過(guò)自養(yǎng)或異養(yǎng)途徑脫氮,同時(shí),也指出過(guò)氧化氫酶產(chǎn)氧可能發(fā)揮了重要作用.下面對(duì)本研究中反應(yīng)器內(nèi)在無(wú)機(jī)條件下是否存在同種情況進(jìn)行探討和研究.

圖3 厭氧氨氧化反應(yīng)器內(nèi)SO42-的去除變化

由圖4可見(jiàn),本研究發(fā)現(xiàn)上部和底部污泥層過(guò)氧化氫酶活性分別為18.05mgH2O2/(gSS·min)、31.53mgH2O2/(gSS·min).對(duì)此,也證實(shí)了本研究的反應(yīng)器中存在過(guò)氧化氫酶產(chǎn)氧的可能性.同時(shí),本研究也針對(duì)反應(yīng)器內(nèi)過(guò)氧化氫含量進(jìn)行測(cè)定,發(fā)現(xiàn)反應(yīng)器內(nèi)上部和底部污泥層H2O2含量分別為0.11mg/ L、0.33mg/L.研究表明[29]在存在微量氧的情況下,兼性微生物利用自身的氧化酶產(chǎn)生H2O2.同樣,超氧自由基和H2O2是生物代謝不可避免的反應(yīng)副產(chǎn)物(超氧自由基和H2O2都是由鐵催化的芬頓反應(yīng)和各種酶產(chǎn)生的,如過(guò)氧化物酶、NADPH氧化酶等,超氧化歧化酶將超氧陰離子轉(zhuǎn)化成H2O2).在過(guò)氧化氫酶的作用下,將H2O2水解為H2O和O2[30-31].此外,也有研究報(bào)道[32-35]保護(hù)厭氧菌的抗活性氧的酶存在. 在本研究非嚴(yán)格厭氧的厭氧氨氧化系統(tǒng)中,反應(yīng)器內(nèi)的溶解氧濃度在0.06～0.14mg/L.因此,可以說(shuō)明本實(shí)驗(yàn)的反應(yīng)器內(nèi)微生物通過(guò)產(chǎn)生過(guò)氧化氫酶將H2O2水解H2O和O2來(lái)免受H2O2的毒害,而AOB利用釋放出的O2將部分NH4+-N氧化為NO2--N,與Anjali等研究報(bào)道相符[36].然而,由于實(shí)驗(yàn)的復(fù)雜性及時(shí)間限制,本研究未對(duì)H2O2分解釋放的氧量與進(jìn)水帶入氧量的比例進(jìn)行量化,后續(xù)還需進(jìn)一步研究.

圖4 反應(yīng)器內(nèi)不同高度污泥層過(guò)氧化氫酶活性、H2O2含量

2.3 反應(yīng)器中顆粒污泥的FISH分析

通過(guò)FISH技術(shù)對(duì)運(yùn)行后期(140d)反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥進(jìn)行原位觀察,由圖5可見(jiàn),整個(gè)顆粒污泥較為松散,然而,少部分AnAOB并未被藍(lán)色標(biāo)記,是因?yàn)樯俨糠諥nAOB不在探針標(biāo)記的“大多數(shù)細(xì)菌”的覆蓋范圍之內(nèi).其中AnAOB為顆粒污泥的優(yōu)勢(shì)菌屬.菌屬豐度低,主要分布在顆粒污泥的外圍,同時(shí)在顆粒污泥內(nèi)部也存在少量菌屬.意味著有少量O2通過(guò)顆粒污泥中的孔道進(jìn)入顆粒污泥內(nèi)部而被菌屬利用,另外,過(guò)氧化氫酶分解H2O2產(chǎn)生O2也有助于菌屬在污泥內(nèi)部生長(zhǎng).這個(gè)結(jié)果與污泥中過(guò)氧化氫酶及產(chǎn)生有過(guò)氧化氫最終可能產(chǎn)氧的推斷有一致性.

2.4 微生物菌群結(jié)構(gòu)分析

為了探究在停供NO2--N前后微生物群落結(jié)構(gòu)變化,采用16S rRNA基因高通量測(cè)序?qū)1(0d)、X2(140d)反應(yīng)器內(nèi)微生物群落結(jié)構(gòu)進(jìn)行解析.試驗(yàn)樣品的Coverage數(shù)值均達(dá)到0.99,說(shuō)明該樣品的多樣性分析結(jié)果是準(zhǔn)確的.從表3可以看出,在停供NO2--N的情況下,反應(yīng)器內(nèi)群落的多樣性在增加(高Shannon、低Simpson),這說(shuō)明出現(xiàn)適應(yīng)不同環(huán)境條件的菌群協(xié)同將反應(yīng)器內(nèi)的NH4+-N去除.Chao與Ace指數(shù)值均大于實(shí)驗(yàn)初期,說(shuō)明在停供NO2--N的情況下,使反應(yīng)器內(nèi)物種豐度在增大.

圖5 反應(yīng)器中顆粒污泥大多數(shù)細(xì)菌、AnAOB、優(yōu)勢(shì)AOB(Nitrosomonas)的FISH圖

A:藍(lán)色EUB338-Ⅰ;B:紅色AMX368;C:綠色Nsm156; D:EUB338-Ⅰ+AMX368+Nsm156

表3 反應(yīng)器內(nèi)微生物群落多樣性及豐度

由圖6可見(jiàn),在停供NO2--N前后,從7.36%降至6.14%、從0.84%降至0.71%、從0.03%降至0.01%,但仍以為優(yōu)勢(shì),說(shuō)明此時(shí)反應(yīng)器仍存在厭氧氨氧化反應(yīng).然而,可以明顯發(fā)現(xiàn)從0.06%升至16.17%、從0.26%升至0.37%、從0.01%升至0.14%、從0.01%升至0.14%,由于這些菌屬具有反硝化功能,意味著存在一條NO2--N生成的途徑,造成反應(yīng)器內(nèi)NH4+-N過(guò)量去除的原因之一.尤其注意的是屬于異養(yǎng)硝化-好氧反硝化菌,據(jù)報(bào)道[37]異養(yǎng)硝化菌能夠耐受更低的溶解氧的濃度.因此,反應(yīng)器內(nèi)NH4+-N過(guò)量去除與該菌屬存在某種關(guān)聯(lián).同時(shí),發(fā)現(xiàn)反應(yīng)器內(nèi)AOB中的從0.40%升至0.61%,相反,反應(yīng)器內(nèi)NOB中的從0.01%降至0.003%、從0.06%降至0.04%.研究報(bào)道[38-39],在低溶解氧的情況下AOB對(duì)氧的親和力高于NOB,進(jìn)而導(dǎo)致AOB相對(duì)豐度高于NOB相對(duì)豐度.另一方面可能是由于AOB產(chǎn)生的NO2--N迅速被AnAOB或HDB所利用導(dǎo)致NOB未能得到足夠的底物,進(jìn)而引起其相對(duì)豐度的下降.

圖6 反應(yīng)器內(nèi)主要微生物及豐度

2.5 反應(yīng)器內(nèi)不同高度污泥層特性分析

2.5.1 AOB、NOB、AnAOB、HDB活性研究 由于UASB反應(yīng)器具有垂直分布特征,使得UASB反應(yīng)器能夠營(yíng)造適合多種微生物共存的生長(zhǎng)環(huán)境[40-41].對(duì)此,本研究分別對(duì)上部和底部污泥的AOB、NOB、AnAOB、HDB活性進(jìn)行了測(cè)定.

在HDB活性測(cè)定中并未檢測(cè)到NH4+-N的產(chǎn)生,說(shuō)明沒(méi)有異養(yǎng)硝酸鹽還原氨(DNRA),另外,研究報(bào)道[42]厭氧氨氧化反應(yīng)主要是以NO2--N而非NO3--N作為主要的電子受體,對(duì)此,由于這兩個(gè)過(guò)程對(duì)NO3--N的去除影響較小,本研究未考慮通過(guò)DNRA和厭氧氨氧化過(guò)程消耗NO3--N,推斷反應(yīng)器內(nèi)的NO3--N主要以反硝化作用進(jìn)行.由圖7可見(jiàn),與反應(yīng)器底部污泥層的相關(guān)微生物活性相比,上部污泥層的AOB、AnAOB活性較低,然而,上部污泥層HDB活性高于底部污泥層,而反應(yīng)器內(nèi)NOB活性極低,幾乎檢測(cè)不到.由于本研究中進(jìn)水由底部進(jìn)入反應(yīng)器,進(jìn)水桶未除氧及回流裝置造成O2進(jìn)入反應(yīng)器,因此反應(yīng)器底部的微生物能夠優(yōu)先獲得進(jìn)水中的溶解氧,從而促進(jìn)AOB的生長(zhǎng),導(dǎo)致底部污泥層AOB活性高于上部[43].同時(shí),由于實(shí)驗(yàn)前期接種混合污泥(反硝化污泥和少量厭氧氨氧化顆粒污泥),結(jié)合USAB反應(yīng)器特征,絕大多數(shù)厭氧氨氧化顆粒污泥處于反應(yīng)器底部,因而造成底部污泥層的AnAOB活性高于上部污泥層.同樣,由于底部污泥層將進(jìn)水中的溶解氧消耗殆盡,從而為上部污泥層創(chuàng)造一個(gè)缺氧或厭氧的環(huán)境,上部污泥層的HDB利用微生物衰亡釋放的有機(jī)物將產(chǎn)生的NO3--N進(jìn)行內(nèi)源反硝化.

2.5.2 污泥層粒徑分析 取反應(yīng)器內(nèi)不同高度的污泥層,對(duì)其粒徑進(jìn)行測(cè)定.Miao等[44]認(rèn)為粒徑小于200μm被視為絮狀污泥,粒徑大于200μm被視為顆粒污泥.由圖8可見(jiàn),上部污泥層的顆?；潭刃?絮狀污泥較多,相反,底部污泥層的顆?；潭让黠@.此外,據(jù)報(bào)道[45-46]顆粒污泥具有大量的生物群體,對(duì)復(fù)雜的環(huán)境條件具有更強(qiáng)的適應(yīng)性.說(shuō)明本研究的反應(yīng)器內(nèi)底部污泥層相比于上部污泥層對(duì)復(fù)雜的環(huán)境條件更具有適應(yīng)性.

圖7 不同高度污泥層的AOB、NOB、AnAOB、HDB活性

2.6 反應(yīng)器內(nèi)不同高度污泥層的氨氮轉(zhuǎn)化

本研究測(cè)定反應(yīng)器內(nèi)不同高度的總有機(jī)碳(TOC)見(jiàn)圖9,發(fā)現(xiàn)從反應(yīng)器底部到污泥層上部,TOC濃度先增加后降低,結(jié)合2.3.1批式試驗(yàn)結(jié)果,說(shuō)明反應(yīng)器底部污泥層將部分NH4+-N氧化成NO2--N,隨后被AnAOB所利用,同時(shí)也發(fā)生部分反硝化,為AnAOB提供NO2--N的補(bǔ)給;反應(yīng)器上部污泥層通過(guò)底部污泥層產(chǎn)生的NO3--N完全反硝化或部分反硝化,同時(shí)也為AnAOB提供NO2--N的補(bǔ)給.因此,反應(yīng)器底部和上部污泥層協(xié)同最終將NH4+-N轉(zhuǎn)化為N2.

圖9 反應(yīng)器內(nèi)氨氮去除途徑

3 結(jié)論

3.1 隨著進(jìn)水NO2--N濃度相對(duì)不足,厭氧氨氧化反應(yīng)器對(duì)NH4+-N的去除含量相對(duì)增加,發(fā)生了NH4+-N超量去除的現(xiàn)象.

3.2 反應(yīng)器內(nèi)NH4+-N超量去除主要是通過(guò)氨氧化和厭氧氨氧化途徑,氨氧化所需的O2一部分是來(lái)自于進(jìn)水,另一部分通過(guò)微生物自身的過(guò)氧化氫酶降解H2O2獲取;厭氧氨氧化所需的NO2--N是通過(guò)氨氧化以及部分反硝化所獲得.

3.3 由于UASB反應(yīng)器的自身特征,造成不同高度污泥層的微生物活性及污泥粒徑的不同,通過(guò)底部和上部污泥層協(xié)同作用,將反應(yīng)器內(nèi)NH4+-N最終以N2的形式轉(zhuǎn)化.

[1] Kartal B, Kuenen J G, Van Loosdrecht M C M. Sewage Treatment with Anammox [J]. Science, 2010,328(5979):702-703.

[2] Ali M, Okabe S. Anammox-based technologies for nitrogen removal: Advances in process start-up and remaining issues [J]. Chemosphere, 2015,141(12):144-153.

[3] Wu P, Zhang X, Wang X, et al. Characterization of the start-up of single and two-stage Anammox processes with real low-strength wastewater treatment [J]. Chemosphere, 2019,245.

[4] Strous M, Heijnen J J, Kuenen J G, et al. The sequencing batch reactor as a powerful tool for the study of slowly growing anaerobic ammonium-oxidizing microorganisms [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 1998,50(5):589-596.

[5] Bae H, Park K S, Chung Y C, et al. Distribution of anammox bacteria in domestic WWTPs and their enrichments evaluated by real-time quantitative PCR [J]. Process Biochemistry, 2010,45(3):323-334.

[6] Xiong L, Wang Y Y, Tang C J, et al. Start-up characteristics of a granule-based Anammox UASB reactor seeded with anaerobic granular sludge [J]. Biomed Res Int, 2013,2013:1-9.

[7] Lotti T, Kleerebezem R, Lubello C, et al. Physiological and kinetic characterization of a suspended cell anammox culture [J]. Water Research, 2014,60:1-14.

[8] 閭 剛,李 田,徐樂(lè)中,等.基于不同接種污泥復(fù)合型厭氧氨氧化反應(yīng)器的快速啟動(dòng)特征[J]. 環(huán)境科學(xué), 2017,38(10):4324-4331.

Lu G, Li T, Xu LZ, et al. Quick start-up characteristics of a composite anammox reactor based on different inoculated sludge [J]. Environmental Science, 2017,38(10):4324-4331.

[9] 李 祥,林 興,王 凡,等.厭氧氨氧化污泥中氨氧化的潛在電子受體[J]. 環(huán)境科學(xué), 2017,38(7):2941-2946.

Li X, Lin X, Wang F, et al. Potential electron acceptors for ammonia oxidation in anammox sludge [J]. Environmental Science, 2017,38(7): 2941-2946.

[10] Sabumon P C. Anaerobic ammonia removal in presence of organic matter: A novel route[J]. Journal of Hazardous Materials, 2007,149(1): 49-59.

[11] 張 蕾,鄭 平,何玉輝,等.硫酸鹽型厭氧氨氧化性能的研究[J]. 中國(guó)科學(xué), 2008,(12):1113-1119.

Zhang L, Zheng P, He YH, et al. Study on the performance of sulfate-type anammox [J]. Chinese Science, 2008,(12):1113-1119.

[12] 國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局.水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法[M]. 北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 2004.

State Environmental Protection Administration. Water and wastewater monitoring and analysis methods [M]. Beijing: China Environmental Science Press, 2004.

[13] 李亞琪,王弘愷,朱維晃,等.聚苯胺/蒽醌修飾碳?xì)肿鳛殛帢O在電芬頓中的應(yīng)用[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2020,40(11):3905-3912.

Li Y Q, Wang H K, Zhu W H, et al. Application of polyaniline/ anthraquinone modified carbon felt as a cathode in electro-Fenton [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2020,40(11):3905-3912.

[14] 趙良杰,彭黨聰,呂 愷,等.一段式部分亞硝化-厭氧氨氧化工藝處理中低濃度模擬氨氮廢水 [J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2020,15(1):143-151.

Zhao L J, Peng D C, Lyu K, et al. Treatment of simulated medium ammonia wastewater by single-stage partial nitritation-anammox process [J]. Journal of Environmental Engineering, 2020,15(1):143- 151.

[15] 鄭照明,劉常敬,鄭林雪,等.不同粒徑的厭氧氨氧化顆粒污泥脫氮性能研究 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2014,34(12):3078-3085.

Zheng G M, Liu C J, Zheng L X, et al. Study on the denitrification performance of anaerobic ammonia oxidation granular sludge with different particle sizes [J]. China Environmental Science, 2014,34(12): 3078-3085.

[16] 崔璟宜.活性污泥中過(guò)氧化氫酶活性的測(cè)定及影響因素分析[D]: 吉林:吉林建筑大學(xué), 2013.

Cui JY. Determination of catalase activity in activated sludge and analysis of influencing factors [D]. Jilin: Jilin Jianzhu University, 2013.

[17] Amann R I, Krumholz L R, Stahl D A. Fluorescent-oligonucleotide probing of whole cells for determinative, phylogenetic, and environmental studies in microbiology [J]. Journal of Bacteriology, 1990,172(2):762-770.

[18] Amann R I, Binder B J, Olson R J, et al. Combination of 16S rRNA-targeted oligonucleotide probes with flow cytometry for analyzing mixed microbial populations [J]. Appl. Environ. Microbiol., 1990,56(6):1919-1925.

[19] Daims H, Br Hl A, Amann R, et al. The domain-specific probe EUB338is insufficient for the detection of all Bacteria: development and evaluation of a more comprehensive probe set [J]. Systematic & Applied Microbiology, 1999,22(3):434-444.

[20] Kartal B, Rattray J, Niftrik L, et al. Candidatus "" a new propionate oxidizing species of anaerobic ammonium oxidizing bacteria [J]. Systematic and applied microbiology, 2007,30(1):39-49.

[21] Mobarry B K, Wagner M, Urbain V, et al. Phylogenetic probes for analyzing abundance and spatial organization of nitrifying bacteria [J]. Applied & Environmental Microbiology, 1997,63(2):2156-2162.

[22] Liu S, Yang F, Gong Z, et al. Application of anaerobic ammonium- oxidizing consortium to achieve completely autotrophic ammonium and sulfate removal [J]. Bioresource Technology, 2008,99(15):6817- 6825.

[23] Sawayama S. Possibility of anoxic ferric ammonium oxidation [J]. Journal of bioscience and bioengineering, 2006,101(1):70-72.

[24] Kartal B, Rattray J, Niftrik L A V, et al. Candidatus "" a new propionate oxidizing species of anaerobic ammonium oxidizing bacteria [J]. Systematic and applied microbiology, 2007,30(1):39-49.

[25] Hulth S, Aller R C, Gilbert F. Coupled anoxic nitrification/manganese reduction in marine sediments [J]. Geochimicaet Cosmochimica Acta, 1999,63(1):49-66.

[26] Zhang D, Cui L, Zhu H, et al. Treatment performance and microbial community under ammonium sulphate wastewater in a sulphate reducing ammonium oxidation process [J]. Environmental technology, 2020.

[27] Fdz-Polanco F, Fdz-Polanco M, Fernandez N, et al. New process for simultaneous removal of nitrogen and sulphur under anaerobic conditions [J]. Water Research, 2001,35(4):1111-1114.

[28] Sabumo P C. Effect of potential electron acceptors on anoxic ammonia oxidation in the presence of organic carbon [J]. Journal of hazardous materials, 2009,172(1):280-288.

[29] Fu, Huihui, Gao,et al. Microbial oxidative stress response: Novel insights from environmental facultative anaerobic bacteria [J]. Archives of Biochemistry & Biophysics, 2015,584:28-35.

[30] Blokhina O, Virolainen E, Fagerstedt K V. Antioxidants, oxidative damage and oxygen deprivation stress: A review [J]. Annals of Botany, 2003,91(2):179-194.

[31] Davydova M N, Sabirova R Z. Anti-oxidant defense of the cell Desulfovibrio desulfuricans B-1388 [J]. Anaerobe, 2003,9(1):39-41.

[32] G D S W, I P, Y L M,et al. Purification and characterization of an iron superoxide dismutase and a catalase from the sulfate-reducing bacterium Desulfovibrio gigas [J]. Journal of bacteriology, 2000, 182(3):796-804.

[33] A B, A N, M S, et al. Protection of Methanosarcina barkeri against oxidative stress: identification and characterization of an iron superoxide dismutase [J]. Archives of microbiology, 2000,174(3): 213-216.

[34] M L, M F, D T, et al. Reaction of the desulfoferrodoxin fromwith superoxide anion. Evidence for a superoxide reductase activity [J]. The Journal of biological chemistry, 2000,275(1):115-121.

[35] L L H, V S N, O S A, et al. Rubrerythrin and rubredoxin oxidoreductase in: A novel oxidative stress protection system [J]. Journal of bacteriology, 2001,183(1):101-108.

[36] Anjali G, Sabumon P C. Development of simultaneous partial nitrification, anammox and denitrification (SNAD) in a non-aerated SBR [J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2017,119.

[37] Jetten M S M, Logemann S, Muyzer G, et al. Novel principles in the microbial conversion of nitrogen compounds [J]. Antonie van Leeuwenhoek, 1997,71(1/2).

[38] Guisasola A, Jubany I, Baeza J A, et al. Respirometric estimation of the oxygen affinity constants for biological ammonium and nitrite oxidation [J]. Journal of Chemical Technology & Biotechnology Biotechnology, 2010,80(4):388-396.

[39] Liu X, Kim M, Nakhla G. Operational conditions for successful partial nitrification in a sequencing batch reactor (SBR) based on process kinetics [J]. Environmental technology, 2016,38(6):694-704.

[40] Wang J, Lei Z, Wang L, et al. Insight into using up-flow anaerobic sludge blanket-anammox to remove nitrogen from an anaerobic membrane reactor during mainstream wastewater treatment [J]. Bioresource Technology, 2020,314.

[41] Yue H, Zhang Y, He Y, et al. Keystone taxa regulate microbial assemblage patterns and functional traits of different microbial aggregates in simultaneous anammox and denitrification (SAD) systems [J]. Bioresource Technology, 2019,290.

[42] Graaf A A, Van De, Mulder A, Bruijn P, De, et al. Anaerobic oxidation of ammonium is a biologically mediated process [J]. Applied & Environmental Microbiology, 1995,61(4):1246-1251.

[43] 付昆明,蘇雪瑩,王會(huì)芳,等.內(nèi)回流對(duì)厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器脫氮性能的影響 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2016,36(12):3560-3566.

Fu K M, Su X Y, Wang H F, et al. Influence of internal reflux on the denitrification performance of UASB reactor[J]. China Environmental Science, 2016,36(12):3560-3566.

[44] Miao Y, Peng Y, Zhang L,et al. Partial nitrification-anammox (PNA) treating sewage with intermittent aeration mode: Effect of influent C/N ratios [J]. Chemical Engineering Journal, 2018,334:664-672.

[45] Lu H-F, Zheng P, Ji Q-X, et al. The structure, density and settlability of anammox granular sludge in high-rate reactors [J]. Bioresource Technology, 2012, 123(123):312-317.

[46] 許冬冬,康 達(dá),郭磊艷,等.厭氧氨氧化顆粒污泥研究進(jìn)展 [J]. 微生物學(xué)通報(bào), 2019,46(8):1988-1997.

Xu D D, Kang D, Guo Ly, et al. Research progress of anammox granular sludge [J]. Microbiology Bulletin, 2019,46(8):1988-1997.

Mechanism of excessive removal of ammonia nitrogen by anammox UASB system.

YUAN Lin-jie1, YUAN Lin-jiang1*, CHEN Xi2, YANG Rui1, YU Li-ping1, WANG Gang1, HE Xiang-feng1, YANG Jiang-wei1

(1.Key Laboratory of Northwest Water Resources and Environmental Ecology, Ministry of Education, Key Laboratory of Environmental Engineering of Shaanxi Province, School of Environmental and Municipal Engineering, Xi'an University of Architecture and Technology, Xi'an, 710055, China；2.School of Urban Planning and Municipal Engineering, Xi'an Polytechnic University, Xi'an, 710048, China)., 2021,41(10)：4686～4694

The UASB reactor was used to investigate the excess removal characteristics of NH4+-N by the anaerobic ammonia oxidation system, the catalytic activity of related enzymes, and the bacterial communitystructure of the sludge with changing ratio of NO2--N / NH4+-N. The results showed that as the concentration of influent NO2--N decreaseed, the removal of NH4+-N by the reactor increaseed compared to the theory. When the supply of nitrite was stopped, the removal of NH4+-N in the reactor reached up to 55mg/L. The removal of NH4+-N was not due to the anaerobic ammonia oxidization by the SO42-and Fe3+/EDTA complex from the feed water, but the aerobic nitration of NH4+-N. The analysis of catalase determination combined with molecular biology technology showed that the oxygen required for aerobic nitrification came from influent water and catalase oxygen production. The activity of ammonia oxidizing bacteria (AOB) and anaerobic ammonia oxidizing bacteria (AnAOB) in the bottom sludge bed was better than that in the upper sludge bed. On the contrary, the activity of heterotrophic denitrifying bacteria (HDB) in the upper sludge bed was better than that in the bottom sludge bed, and the two parts of sludge bed synergistically converted NH4+-N into N2.

anaerobic ammonia oxidation；nitrogen excess removal；hydrogen peroxide；catalase

X703

A

1000-6923(2021)10-4686-09

袁林杰(1995-),男,安徽合肥人,西安建筑科技大學(xué)碩士研究生,主要從事城市污水處理理論與技術(shù).

2021-03-10

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51878538);陜西省自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(2021JQ-690)

* 責(zé)任作者, 教授, yuanlinjiang@xauat.edu.cn