上流式厭氧氨氧化反應(yīng)器的快速啟動及微生物群落研究

高俊玲, 王辰風(fēng), 孫 慶

(1.陜西科技大學(xué) 前沿科學(xué)與技術(shù)轉(zhuǎn)移研究院， 陜西 西安 710021; 2.陜西科技大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院， 陜西 西安 710021; 3.西安石油大學(xué) 西部低滲-特低滲油藏開發(fā)與治理教育部工程研究中心， 陜西 西安 710065)

0 引言

氮的去除通常有物理方法、化學(xué)方法和生物方法,其中物理和化學(xué)方法不經(jīng)濟,同時會有二次污染物的產(chǎn)生,因此不適宜廣泛應(yīng)用.生物方法,是目前應(yīng)用最廣泛的方法,傳統(tǒng)的生物脫氮法由硝化工藝和反硝化工藝組成,但這種工藝存在工藝流程長、常需外加碳源、能耗大、基建成本及運行費用高、系統(tǒng)抗沖擊能力較弱、可能造成二次污染等缺點[1].目前，新型的生物脫氮工藝-厭氧氨氧化(anaerobic ammonia oxidation,anammox)工藝由于不需要添加額外碳源、污泥量小、不需要曝氣等優(yōu)點受到日益關(guān)注.但由于厭氧氨氧化菌(anaerobic ammonium oxidation bacteria,AnAOB)自身倍增緩慢[2],同時受諸多因素如溫度、溶解氧(DO)、底物濃度及反應(yīng)器類型等的影響,導(dǎo)致厭氧氨氧化菌的規(guī)?；囵B(yǎng),即厭氧氨氧化反應(yīng)器的快速啟動,成為目前厭氧氨氧化工程化應(yīng)用面臨的一個重要挑戰(zhàn).

反應(yīng)器類型會直接影響厭氧氨氧化菌的富集、工藝的啟動和穩(wěn)定運行,是厭氧氨氧化工藝高效運行的關(guān)鍵一環(huán).因UASB反應(yīng)器具有較高的污泥截留能力并能實現(xiàn)較高的容積負荷,使其較多應(yīng)用于厭氧氨氧化的工藝中，如周少奇等[3]接種污水處理廠濃縮污泥在UASB反應(yīng)器中成功啟動厭氧氨氧化反應(yīng)；Wang等[4]利用厭氧氨氧化顆粒污泥接種于UASB反應(yīng)器,經(jīng)過178 d的啟動及穩(wěn)定運行,NLR與NRR分別可高達8.25 kg/(m3·d)與6.93 kg/(m3·d).但由于UASB反應(yīng)器構(gòu)造復(fù)雜且造價高,使其受限于實際工程應(yīng)用中.此外,Zhang等[5]以生物海綿介質(zhì)載體填充序批式膜生物反應(yīng)器(SBBR,填充體積比20%),接種硝化污泥成功啟動后 AnAOB 基因數(shù)從1.11×104增加至1.69×106基因拷貝/mL,基質(zhì)去除速率超過90%；毛弘宇等[6]利用上流式厭氧反應(yīng)器接種厭氧顆粒污泥在140 d成功啟動厭氧氨氧化反應(yīng),并通過后續(xù)150 d的運行,NH4+和NO2-去除率在90%以上,總氮去除率在70%左右.相較于上述兩種反應(yīng)器,上流式厭氧反應(yīng)器有著構(gòu)造簡單,造價低,并且具有防止污泥流失并耐沖擊負荷,有利于厭氧氨氧化菌的富集的優(yōu)點,這些優(yōu)點使得上流式厭氧反應(yīng)器應(yīng)用于厭氧氨氧化工藝成為一種趨勢.

目前,已有諸多文獻報道快速啟動厭氧氨氧化工藝的策略[7-11],這類文獻表明接種不同的污泥會對厭氧氨氧化反應(yīng)的啟動產(chǎn)生不同的影響.楊洋等[12]利用好氧污泥作為接種污泥于250 d后成功啟動厭氧氨氧化反應(yīng)器；朱曉桐等[13]利用厭氧消化污泥成功啟動厭氧氨氧化工藝,并經(jīng)過164 d的穩(wěn)定運行,厭氧氨氧化的脫氮速率穩(wěn)定在1 200 mg/(L·d)；李蕓等[14]通過接種厭氧氨氧化顆粒污泥和亞硝化絮狀污泥的混合污泥在35 d時快速啟動了厭氧氨氧化反應(yīng)器.事實上,在穩(wěn)定運行的厭氧氨氧化反應(yīng)器中,厭氧氨氧化菌通常會和它共同作用的細菌以顆粒形式存在[15],顆粒污泥生物體間結(jié)構(gòu)緊湊,污泥的沉降性較好,可持留大量的厭氧氨氧化菌,并具有較高的總氮容積轉(zhuǎn)化速率.厭氧顆粒污泥具有相似的性質(zhì),利用厭氧顆粒污泥進行馴化培養(yǎng)厭氧氨氧化菌可能會縮短培養(yǎng)時間.因此針對上述不同的污泥類型,選擇合適的接種污泥快速高效的富集厭氧氨氧化菌也成為厭氧氨氧化工藝快速啟動的關(guān)鍵.

為此,本研究以厭氧顆粒污泥為接種源,利用上流式厭氧反應(yīng)器啟動厭氧氨氧化菌反應(yīng)器并進行厭氧氨氧化菌的富集培養(yǎng).通過考察反應(yīng)器啟動過程中反應(yīng)器的脫氮性能及微生物群落結(jié)構(gòu)的演替規(guī)律探尋上流式厭氧反應(yīng)器快速啟動厭氧氨氧化工藝的可能性,以期為實際工程應(yīng)用中上流式厭氧氨氧化反應(yīng)器的快速啟動以及穩(wěn)定運行提供依據(jù)和指導(dǎo).

1 實驗部分

1.1 試驗裝置

試驗裝置為有機玻璃制成的上流式厭氧反應(yīng)器,如圖1所示.

圖1 上流式厭氧氨氧化反應(yīng)器裝置

反應(yīng)器呈圓柱狀,反應(yīng)區(qū)內(nèi)徑13.8 cm,高度為44.15 cm,有效容積為6.6 L,為增加對厭氧氨氧化菌的攔截作用,在反應(yīng)區(qū)內(nèi)放入市售聚酯氨工業(yè)海綿作為掛膜載體(厚度為10 cm,孔隙密度為25 ppi),填充率為40%.通過恒溫循環(huán)器將反應(yīng)器溫度控制在(34±1)℃.原水在運行的109 d前未經(jīng)脫氣處理,109 d后為了降低溶解氧對厭氧氨氧化菌影響,采用充氮氣的方法將進水溶解氧保持在2 mg/L以下.原水經(jīng)蠕動泵從反應(yīng)器底部連續(xù)進入,出水從反應(yīng)器上端排出.反應(yīng)器頂端用保鮮膜覆蓋以達到密封的目的,外部裹錫紙以避免光照產(chǎn)生的不利影響.

1.2 接種污泥

種污泥為來自實驗室UASB厭氧罐中的厭氧顆粒污泥,污泥整體呈黑色,懸浮固體質(zhì)量濃度(MLSS)為50.4 g/L,揮發(fā)性懸浮固體質(zhì)量濃度(MLVSS)為41 g/L,顆粒直徑為0.3～3 mm,沉降速度為30～150 m/h.接種污泥前使用去離子水對污泥洗滌數(shù)十次,去除污泥本身所含有的氨氮、亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮,接種污泥量為2.2 L.

1.3 試驗廢水

反應(yīng)器進水采用人工模擬廢水,模擬廢水基質(zhì)包括氮源、礦物質(zhì)和微量元素.其成分為:CaCl2·2H2O為5.6 mg/L,KH2PO4為10 mg/L,MgSO4·7H2O為300 mg/L,KHCO3為500 mg/L,微量元素溶液1為1.25 mL/L,微量元素溶液2為1.25 mL/L.其中,微量元素溶液1:EDTA為5 g/L,FeSO4為5 000 mg/L.微量元素溶液2:EDTA為1.5 g/L,ZnSO4·7H2O為430 mg/L,CoCl2·6H2O為240 mg/L,MnCl2·4H2O為990 mg/L,CuSO4·5H2O為250 mg/L,NiCl2·6H2O為190 mg/L,H3BO3為14 mg/L,NaMoO4·2H2O為220 mg/L.ρ(NH4+)∶ρ(NO2-)=1∶1.32分別由NH4Cl和NaNO2提供.

1.4 分析方法

各項指標參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》進行測定：NH4+-N采用納氏分光光度法測定；NO2--N采用 N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法測定；NO3--N采用紫外分光光度法測定,定期取進、出水測定水樣的NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度,并計算反應(yīng)器的總氮容積負荷(NLR)和總氮去除負荷(NRR).

2 結(jié)果與討論

2.1 厭氧氨氧化啟動期間氮素變化特征

厭氧氨氧化反應(yīng)器快速啟動時間共歷時140 d,整個過程經(jīng)歷了菌體水解(階段Ⅰ)、活性遲滯(階段Ⅱ)、活性提升(階段Ⅲ)和穩(wěn)定運行(階段Ⅳ)4個階段.

階段Ⅰ為菌體水解期(1～12 d),反應(yīng)器進水NH4+-N和NO2--N濃度均為40 mg/L,水力停留時間(HRT)恒定為12 h.由圖2可知,1～12 d內(nèi)出水NH4+-N濃度高于進水NH4+-N濃度,這與此前的研究一致[13,16,17].進水中的NH4+-N沒有參與反應(yīng),且接種污泥由于不適應(yīng)環(huán)境逐漸死亡產(chǎn)生了NH4+-N,導(dǎo)致處于菌體水解階段的出水NH4+-N高于進水NH4+-N,出水NH4+-N最高濃度達81.8 mg/L.此階段出水NO2--N濃度低于進水NO2--N濃度,是因為反硝化菌能利用細胞溶解產(chǎn)生的有機氮源及NO3-或NO2-為代謝底物產(chǎn)生氮氣.NO2--N平均降解速率為14.8 mg/(L·d),NO3--N濃度接近于零.由于厭氧氨氧化反應(yīng)的基本特征是NH4+-N和NO2--N的同步去除并伴有少量NO3--N的生成,因此該階段沒有出現(xiàn)厭氧氨氧化反應(yīng),氨化反應(yīng)或厭氧反硝化反應(yīng)處于主導(dǎo)地位.

圖2 厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動期間進、出水基質(zhì)濃度變化趨勢

階段Ⅱ為活性遲滯期(13～81 d),第13 d首次檢測到出水NH4+-N濃度低于進水NH4+-N濃度,此后出水NH4+-N濃度一直低于進水NH4+-N濃度.從13～58 d,氨氮和亞硝態(tài)氮去除率沒有明顯的上升,氨氮去除率在20%～30%之間,亞硝態(tài)氮去除率在30%～40%之間.Deng等[18]提出NO2--N的匱乏會降低厭氧氨氧化活性甚至使厭氧氨氧化菌失活,利用過量的亞硝酸鹽可以有效誘導(dǎo)厭氧氨氧化反應(yīng)的快速發(fā)生.因此,從58 d開始將進水NH4+-N和NO2--N濃度分別提高為60 mg/L和70 mg/L.運行78 d時,出水NH4+-N濃度急劇下降至24.9 mg/L,去除率達到64%.此階段平均氨氮降解速率為18.45 mg/(L·d).亞硝態(tài)氮降解速率同樣得到提升,平均降解速率達到25.8 mg/(L·d).與階段Ⅰ相比,亞硝態(tài)氮平均降解速率提升了74.2%.在反應(yīng)器運行的13～58 d期間,出水NO2--N濃度呈現(xiàn)先降低后上升最后又降低的趨勢,這可能是隨著反應(yīng)器的運行,系統(tǒng)內(nèi)菌體溶解逐漸完成,有機碳源亦被消耗完,反硝化作用因缺少碳源而逐漸減弱.這一階段出水NO2--N濃度最低達到20.5 mg/L,去除率為51%.NO3--N出現(xiàn)積累,且隨著NH4+-N和NO2--N去除率的升高,NO3--N的積累增加.反應(yīng)器系統(tǒng)內(nèi)同時出現(xiàn)氨氮、亞硝態(tài)氮的消耗和硝酸鹽的積累,說明在反硝化競爭作用逐漸弱化情況下,厭氧氨氧化作用開始出現(xiàn).這一階段中總氮去除速率為29.09 mg/(L·d)(見圖3).

圖3 厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動期間總氮去除率的變化

階段Ⅲ為活性提升期(81～126 d),如圖2和圖3所示,進水NH4+-N和NO2--N濃度分別提升到80 mg/L和90 mg/L,HRT仍維持為12 h.81～90 d期間NH4+-N和NO2--N平均出水濃度為10.5 mg/L和5.2 mg/L,去除率分別為87%和94%,總氮去除率達到80%.此后繼續(xù)提高進水負荷,將進水NH4+-N和NO2--N濃度分別提升到230 mg/L和240 mg/L,出水NH4+-N和NO2--N濃度出現(xiàn)波動,但經(jīng)過短暫適應(yīng)之后,NH4+-N和NO2--N去除率仍維持在90%左右.但此時反應(yīng)器內(nèi)大部分污泥并沒有形成厭氧氨氧化菌的紅色特征.這可能是反應(yīng)器內(nèi)DO含量較高會導(dǎo)致氨氧化細菌(AOB)快速繁殖,將一部分NH4+-N變成NO2--N,因此盡管此階段NH4+-N和NO2--N去除率較高,但考慮到原水未經(jīng)脫氧處理,較高的溶解氧可能抑制了一部分厭氧氨氧化菌的活性,氨氧化細菌和亞硝酸鹽氧化菌(NOB)在此過程中起到了主導(dǎo)作用[19].因此從109 d開始,通過通氮氣的方法去除原水中溶解氧,使進水中溶解氧保持在2 mg/L以下.結(jié)果表明脫氧后出水NH4+-N和NO2--N濃度升高,去除率分別下降到73%和79%,總氮去除率下降為69%.這表明之前原水中溶解氧的存在促進了AOB和NOB的生長,使之與厭氧氨氧化菌產(chǎn)生了競爭,在一定程度上抑制了厭氧氨氧化菌的生長.為了防止反應(yīng)器脫氮性能出現(xiàn)惡化,從112 d將進水氨氮和亞硝態(tài)氮濃度分別降低到165 mg/L和210 mg/L,經(jīng)過后續(xù)14 d的運行,反應(yīng)器對氨氮的去除率重新達到89%,亞硝態(tài)氮的去除率達到93%,總氮去除率恢復(fù)到81%.

階段Ⅳ為穩(wěn)定運行期(126～140 d),經(jīng)過140 d的運行,出水NH4+-N和NO2--N濃度均保持在15 mg/L以下,兩者的去除率均在90%以上,出水總氮在70 mg/L 左右,其中主要為NO3--N,總氮去除率達到82%,說明反應(yīng)器對氮的去除效果良好.反應(yīng)器底部出現(xiàn)較多的紅色污泥,且部分紅色污泥聚合形成較大的顆粒.此階段ΔNH4+-N∶ΔNO2--N和ΔNH4+-N∶ΔNO3--N均逐漸趨于理論值1.32和0.26,表明厭氧氨氧化反應(yīng)器成功啟動.

2.2 進水負荷與化學(xué)計量比

厭氧氨氧化顆粒污泥反應(yīng)器可以獲得較高的總氮去除負荷,王俊敏等[20]將顆粒污泥反應(yīng)器的HRT設(shè)為0.21 h,NRR最高達到3.6 kg N/(m3·d)；Zhu等[21]等采用UASB-顆粒污泥反應(yīng)器,設(shè)置HRT為0.76 h時,NRR 約為1.0 kg N/(m3·d).在本研究中反應(yīng)器四個階段的NLR(總氮容積負荷)分別為0.167 kg N/(m3·d)、0.195 kg N/(m3·d)、0.651 kg N/(m3·d)、0.80 kg N/(m3·d),對應(yīng)的NRR(總氮去除負荷)分別為0.047 kg N/(m3·d)、0.063 kg N/(m3·d)、0.504 kg N/(m3·d)、0.79 kg N/(m3·d).

從圖4可以看出，在啟動初期,厭氧顆粒污泥在無有機物的環(huán)境中不具備去除氨氮和亞硝態(tài)氮的能力,因此在低負荷的環(huán)境下,NRR也非常低,且無硝酸鹽的產(chǎn)生,亞硝態(tài)氮的去除是內(nèi)源反硝化作用.經(jīng)過一段時間的運行,NRR開始逐漸升高,并隨著NLR的升高而升高,到Ⅲ階段結(jié)束時,NRR已增加到0.504 kg N/(m3·d),穩(wěn)定階段時NRR可以達到0.79 kg N/(m3·d),并且就脫氮趨勢而言,本研究的反應(yīng)器還具有一定的負荷提升空間.

圖4 厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動期間NRR與NLR的變化

厭氧氨氧化反應(yīng)發(fā)生的一個重要標志是三氮的化學(xué)計量比,即ΔNH4+-N∶ΔNO2--N∶ΔNO3-N的理論化學(xué)計量比為1∶1.32∶0.26[22],但在反應(yīng)器實際運行時觀察到的厭氧氨氧化化學(xué)計量可能會受環(huán)境擾動而出現(xiàn)一些變化.

從圖5可以看出，啟動初期ΔNH4+-N∶ΔNO2--N∶ΔNO3-N波動較大,并沒有呈現(xiàn)理論上的三氮比例,運行到79 d后,三氮比例逐漸趨于穩(wěn)定,標志著厭氧氨氧化反應(yīng)開始趨于穩(wěn)定,但與理論值仍有差距,特別是ΔNH4+-N∶ΔNO3--N的值較高,這可能是因為反應(yīng)器內(nèi)DO的存在使一部分氨氮和硝酸鹽在氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌的作用下產(chǎn)生了較多的硝酸鹽.DO是影響本研究反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化菌的生長一個重要環(huán)境因子.因此在反應(yīng)器運行109 d后對系統(tǒng)進行脫氧處理,此后反應(yīng)器內(nèi)ΔNH4+-N∶ΔNO2--N∶ΔNO3--N的比值接近理論值,表明厭氧氨氧化反應(yīng)已經(jīng)占據(jù)主導(dǎo)地位,反應(yīng)器成功啟動.

圖5 厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動 過程中的化學(xué)計量比變化趨勢

2.3 污泥外貌以及粒徑的變化

為了污泥理化性質(zhì)考察反應(yīng)器內(nèi)污泥形態(tài)的變化,對反應(yīng)器內(nèi)污泥在不同階段的外貌特征形態(tài)進行觀察與測定,直觀的揭示了厭氧氨氧化污泥的形成過程.從圖6可以看出，在反應(yīng)器0～140 d的運行期間污泥顏色變化較大,顆粒污泥的顏色由厭氧顆粒的黑色先轉(zhuǎn)變棕黃色最后出現(xiàn)厭氧氨氧化菌獨有的紅褐色.

(a)0 d (b)55 d (c)80 d (d)109 d (e)140 d圖6 不同時期污泥的外貌變化

利用激光粒度分析儀對顆粒污泥的粒徑進行測定分析,其結(jié)果如圖7所示.由圖可知，0 d、80 d、140 d的粒徑逐漸增大.系統(tǒng)啟動140 d后,0.3～1.8 mm的粒徑占比達到61.67%,菌體水解階段、活性遲滯階段和穩(wěn)定階段平均粒徑分別為346.480μm、534.071μm和556.265μm,這表明隨著厭氧氨氧化菌逐漸增多,污泥粒徑逐漸增大,這是因為反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化菌本身是由顆粒污泥馴化培養(yǎng),在厭氧氨氧化污泥形成過程中,多個小顆粒污泥會發(fā)生聚集行為.小顆粒之間存在提供基質(zhì)或氣體傳遞和擴散的空隙[23],使得污泥粒徑增大,厭氧氨氧化反應(yīng)性能增強.

(a)0 d時反應(yīng)器內(nèi)污泥粒徑分布圖

(b)80 d時反應(yīng)器內(nèi)污泥粒徑分布圖

(c)140 d時反應(yīng)器內(nèi)污泥粒徑分布圖圖7 厭氧氨氧化反應(yīng)器不同時期污泥粒徑變化圖

2.4 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

為考察反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化菌的富集情況,在反應(yīng)器運行80 d(活性遲滯期)、100 d(負荷提升期)以及140 d(穩(wěn)定運行期)進行高通量測序分析.結(jié)果如表1所示,三個不同階段OTUs均是先增加后減少,表明隨著反應(yīng)器的啟動運行,厭氧氨氧化菌逐漸占據(jù)主導(dǎo)地位,反應(yīng)器內(nèi)生物豐富度隨之減少.但Shannon和Simpson指數(shù)的增加,表明反應(yīng)器內(nèi)生物多樣性逐漸增加,在穩(wěn)定運行期系統(tǒng)內(nèi)群落多樣性達到最高.

表1 厭氧氨氧化反應(yīng)器三個階段的Alpha多樣性指數(shù)統(tǒng)計表

與厭氧氨氧化群落相關(guān)的細菌菌門主要有浮霉菌門(Planctomycetes)、變形菌門(Proteobacteria)、綠彎菌門(Chloroflexi),厚壁菌門(Firmicutes)、酸桿菌門(Acidobacteria)和擬桿菌門(Bacteroidetes)等[22,24],這五種菌門在反應(yīng)器穩(wěn)定運行階段,豐度占總菌門的81%.厭氧氨氧化菌一直隸屬于浮霉菌門[25].

從圖8可以看出，浮霉菌門的豐度從一開始的0.28%增長到11.26%,進一步證實上流式厭氧氨氧化反應(yīng)器的成功啟動.厚壁菌門具有反硝化作用,在反應(yīng)器的過渡階段后期,厚壁菌門的豐度為36.3%,說明此時反硝化作用在系統(tǒng)內(nèi)仍然起主導(dǎo)作用,其中利用的有機物可能是之前老化死亡的一部分細菌,而到了穩(wěn)定階段,厭氧氨氧化菌的大量出現(xiàn)使反硝化作用逐漸變?nèi)?厚壁菌門的豐度下降至9.59%.綠彎菌門通常會降解多聚糖、蛋白質(zhì)和厭氧氨氧化菌群衰老后產(chǎn)生的有機物,對厭氧氨氧化菌的形成有一定作用[26].在啟動過程中,綠彎菌門的豐度出現(xiàn)了先上升后下降的現(xiàn)象,這可能是由于反應(yīng)器初期污泥不適應(yīng)環(huán)境出現(xiàn)較多的死亡,被綠彎菌門利用,使其豐度升高,而在穩(wěn)定階段時反應(yīng)器內(nèi)細菌死亡減少,綠彎菌門的豐度下降.變形菌門則是穩(wěn)定階段中豐度最高的菌門,達到了33.8%,其大量存在的一部分原因是變形菌門包含許多與脫氮相關(guān)的菌屬,例如Thiobacillus、Nitrosomonas、Simplicispira、Nitrosospira等菌屬[6],在溶解氧通過進水進入反應(yīng)器時,變形菌可以利用氨氮和亞硝態(tài)氮在溶解氧存在條件下進行自身的代謝和生長,消耗溶解氧氮營造厭氧的活動[27].厭氧氨氧化反應(yīng)器內(nèi)變形菌門的豐度較高是一種較為正常的現(xiàn)象,有研究發(fā)現(xiàn)在穩(wěn)定處理低基質(zhì)濃度污水的UASB反應(yīng)器中發(fā)現(xiàn),變形菌門豐度(41.9%)也遠高于浮霉菌門(3.1%)[28].

圖8 反應(yīng)器不同時期細菌菌門水平豐度

為了考察反應(yīng)器內(nèi)與厭氧氨氧化相關(guān)的菌屬,在對菌門分析的基礎(chǔ)上進一步對浮霉菌門的菌屬進行分析(見表2).

表2 浮霉菌門中主要菌屬的豐度變化/%

結(jié)果表明,浮霉菌門中檢測出的有CandidatusBrocadia屬、CandidatusJettenia屬、CandidatusKuenenia屬、UnclassifiedPlanctomycetaceae屬等常見屬種.在穩(wěn)定運行階段反應(yīng)器內(nèi)主要的厭氧氨氧化菌為CandidatusKuenenia,CandidatusKuenenia菌是人工或自然厭氧氨氧化系統(tǒng)內(nèi)常見的菌屬,它生長速率較低但是對基質(zhì)的親和力高[29].當(dāng)處理低濃度氨氮廢水時,CandidatusKuenenia通常為優(yōu)勢菌屬[6],本研究反應(yīng)器既是從低基質(zhì)啟動,后續(xù)處理的污水氨氮濃度也低于200 mg/L,屬于低基質(zhì)濃度范圍,故反應(yīng)器內(nèi)存在較多的CandidatusKuenenia菌,其豐度占總菌屬的7.116%,此外反應(yīng)器內(nèi)還存在另外兩種厭氧氨氧化菌CandidatusBrocadia和CandidatusHydrogenedens但豐度較低(<1%).

3 結(jié)論

(1)以上流式厭氧反應(yīng)器以及厭氧顆粒污泥為接種污泥成功在140 d內(nèi)實現(xiàn)了厭氧氨氧反應(yīng)器的快速啟動.A經(jīng)過13 d的馴化培養(yǎng),反應(yīng)器出現(xiàn)同步去除NH4+-N 和 NO2--N的現(xiàn)象,表明厭氧氨氧化反應(yīng)開始出現(xiàn),在109 d時厭氧氨氧化反應(yīng)逐漸占據(jù)優(yōu)勢地位,NH4+-N 和 NO2--N去除率分別為87%和94%,總氮去除率達到80%.同時發(fā)現(xiàn)對進水進行脫氧處理有利于厭氧氨氧化污泥的富集,反應(yīng)器啟動140 d后,NH4-N 和 NO2--N的去除率達到90%以上,總氮去除率保持在80%以上,反應(yīng)器底部存在較多的紅色顆粒污泥,表明成功培養(yǎng)出厭氧氨氧化菌.

(2)通過對污泥理化性質(zhì)的觀察和測定,反應(yīng)器中生物污泥由接種時黑色的厭氧顆粒成功馴化培養(yǎng)為紅褐色的厭氧氨氧化污泥,且粒徑較大,表明其具有良好沉降性能與脫氮性能.

(3)高通量測序?qū)ξ⑸锶郝浣Y(jié)構(gòu)分析表明反應(yīng)器內(nèi)優(yōu)勢菌門分別為浮霉菌門(11.26%)、變形菌門(33.86%)、綠彎菌門(3.52%)、厚壁菌門(9.59%)、酸桿菌門(2.93%)和擬桿菌門(13.59%),其中變形菌門為豐度最高的菌門,與厭氧氨氧化菌相關(guān)浮霉菌門的豐度在穩(wěn)定階段時豐度較高,并且發(fā)現(xiàn)低基質(zhì)啟動的反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化菌的優(yōu)勢菌屬為CandidatusKuenenia菌.