黃魯寧，馬成偉

（1.山東省臨沂市生態(tài)環(huán)境局，山東 臨沂 276000；2.山東建業(yè)工程科技有限公司，山東 臨沂 276000）

在倡導(dǎo)“節(jié)能降碳”的大背景下，生物脫氧工藝已是污水處理領(lǐng)域的應(yīng)用熱點(diǎn)。相比之下，PN/A系統(tǒng)有著顯著優(yōu)勢(shì)，如切實(shí)減少曝氣能耗、減少污泥產(chǎn)量等，它的優(yōu)勢(shì)還體現(xiàn)在微生物載體，利于資源化利用。根據(jù)自養(yǎng)脫氮原理，該系統(tǒng)的正常運(yùn)行依賴于氧化菌的協(xié)作及對(duì)氧化菌生長(zhǎng)的抑制。處理高氨氮廢水時(shí)，硝酸鹽含量會(huì)超過(guò)理論值，硝態(tài)氮是出水總氮的核心成分。因?yàn)槿鄙僖捉到庥袡C(jī)物，添加碳源是脫氮的可行手段，經(jīng)常使用的反硝化碳源主要是水溶性物質(zhì)。該技術(shù)的不足是需要準(zhǔn)確控制投加量，避免有機(jī)碳超標(biāo)。另外，甲醇、乙酸等的特性，對(duì)碳源保存運(yùn)輸條件提出了嚴(yán)格要求。近年來(lái)，以廢棄物、聚合物等為載體的SPD系統(tǒng)備受關(guān)注，其所用的碳源不用使用投加設(shè)備，其釋放率和菌群結(jié)構(gòu)、協(xié)同作用有關(guān)。在反應(yīng)原理上是把聚合物轉(zhuǎn)變成有機(jī)物，借助有機(jī)碳實(shí)現(xiàn)脫氮，剩余碳源擴(kuò)散到水體內(nèi)。

相比之下，聚合物組分固定，容易實(shí)現(xiàn)規(guī)?；a(chǎn)，具有較快的反硝化速率，可用于深度脫氮。近年來(lái)，PN/A顆粒污泥技術(shù)獲得了較快發(fā)展，可以持續(xù)運(yùn)行。將PN/A顆粒污泥和SPD系統(tǒng)進(jìn)行組合可明顯提高脫氮效率，更好地達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)要求。如今，針對(duì)組合工藝應(yīng)用的研究不多，相關(guān)人員還需進(jìn)一步明確菌群協(xié)同關(guān)系。對(duì)此，本研究以反應(yīng)器作為前置單元，選擇多種填料，啟動(dòng)組合工藝，用于脫氮處理，并采用高通量測(cè)序等技術(shù)，觀察填料的效能差異，且基于功能基因預(yù)測(cè)，揭示菌群的協(xié)同機(jī)制，希望為組合工藝的改善和普及提供參考和借鑒。

1 亞硝化工藝

1.1 亞硝化工藝的原理

PN是基于控制OD、FA等操作條件讓硝化停留于首步，也就是把硝化作用停留于亞硝氮環(huán)節(jié)，實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽積累。目前，相關(guān)人員在PN工藝領(lǐng)域進(jìn)行了很多研究，為聯(lián)合使用奠定了基礎(chǔ)。亞硝化工藝成功的核心在于抑制NOB，而讓AOB變成優(yōu)勢(shì)菌。相關(guān)人員對(duì)決定其性能的參數(shù)進(jìn)行分析，有利于控制功能菌，進(jìn)而達(dá)成亞硝化過(guò)程，這受限于環(huán)境原因、抑制劑等因素，且在反應(yīng)器類型、啟動(dòng)形式不同時(shí)，容易造成結(jié)果的差異化[1]。

1.2 影響亞硝化的原因

1.2.1 溶解氧

控制DO濃度有助于亞硝氮的積累及富集，很多研究顯示，低DO運(yùn)行體系更易于出現(xiàn)積累。即便在濃度較低時(shí)，雖然會(huì)影響功能菌的生長(zhǎng)速度，但其易于被抑制，進(jìn)而達(dá)到亞硝氮 的積累。有研究表明，相比于AOB功能菌，NOB的氧半飽和常數(shù)較大，這表明前者對(duì)氧的親和力更好，所以在爭(zhēng)奪溶解氧時(shí)，NOB功能菌常常處于劣勢(shì)，可據(jù)此達(dá)到亞硝酸鹽的積累。實(shí)際上，因?yàn)椴僮鳁l件等的不同，適宜溶解氧濃度的差異也較大。因?yàn)樯锬ご嬖谝欢ê穸?，有著氧濃度梯度，因此在體系中，當(dāng)膜過(guò)厚時(shí)，擴(kuò)散能力會(huì)降低，因此為了確保硝化過(guò)程正常開(kāi)展，應(yīng)該確?；旌弦壕邆漭^大的氧濃度。

1.2.2 溫度

溫度較高時(shí)，AOB功能菌增長(zhǎng)較為迅速，而處于低溫環(huán)境下，NOB的氧化較快，所以可以控制溫度來(lái)達(dá)成亞硝化過(guò)程。高大文等[2]提出，溫度為28 ℃時(shí)有助于達(dá)成亞硝化。本研究采取PN/A工藝對(duì)含氮廢水進(jìn)行處理時(shí)，溫度為26～30 ℃，獲得了超過(guò)85%的積累率。

1.2.3 有機(jī)物

廢水中存在一定濃度的有機(jī)物，通常來(lái)講，在高COD負(fù)荷下，相比于化能自養(yǎng)菌，異養(yǎng)微生物在競(jìng)爭(zhēng)營(yíng)養(yǎng)上有著較為顯著的優(yōu)勢(shì)，進(jìn)而造成硝化菌活性下降。然而很多研究表明，可基于控制其它性能參數(shù)來(lái)達(dá)成亞硝化。齊京燕等[3]在豬場(chǎng)廢水中，獲得了超過(guò)94%的積累率，去除率介于59.2%～68.6%之間，達(dá)到了穩(wěn)定運(yùn)行狀態(tài)。通過(guò)反應(yīng)器處理滲濾液時(shí)，也獲得了很高的積累率。

2 厭氧氨氧化工藝

2.1 厭氧氨氧化的原理

其原理是在厭氧環(huán)境下，將游離態(tài)氨作為電子供體，把其氧化成氮?dú)狻Ｍㄟ^(guò)不斷實(shí)踐和研究，針對(duì)Anammox菌，相關(guān)人員進(jìn)一步研究了其生理特性及反應(yīng)能力，使相應(yīng)的厭氧氨氧化技術(shù)獲得了較大的發(fā)展與推廣[2]。

2.2 厭氧氨氧化的影響因素

2.2.1 有機(jī)物

通常來(lái)講，高濃度有機(jī)物會(huì)影響Anammox菌，分析有機(jī)物的抑制功效有利于處理廢水工藝的應(yīng)用。抑制作用存在兩種機(jī)制，在第一種機(jī)制中，濃度較大時(shí)，異養(yǎng)菌相對(duì)增長(zhǎng)較快，造成其數(shù)量超過(guò)Anammox菌，進(jìn)而導(dǎo)致脫氧能力降低。在第二種機(jī)制中，Anammox菌屬于優(yōu)勢(shì)菌，但其代謝途徑有差異，也就是具有代謝多樣性特點(diǎn)。

2.2.2 濃度抑制

在含鹽量較大時(shí)會(huì)有礙于Anammox菌活性發(fā)揮，主要因?yàn)檩^高鹽度會(huì)導(dǎo)致滲透壓變高，進(jìn)而造成微生物死亡。根據(jù)有關(guān)報(bào)道，鹽度處于3～15 g NaCl/L之間，會(huì)促進(jìn)顆粒污泥產(chǎn)生，但超過(guò)此范圍時(shí)會(huì)形成抑制效果。

2.2.3 OD和溫度

在難以確保厭氧環(huán)境時(shí)，厭氧菌將被抑制而影響其活性發(fā)揮，但溶解氧的影響是可逆的。有研究表明，在溶解氧濃度不一樣時(shí)，對(duì)厭氧菌也將形成不一樣的影響。在溶解氧濃度大于2.5 mg/L時(shí)，厭氧菌難以發(fā)揮性能，但在溶解氧減小到一定數(shù)值之后，菌的活性又得以恢復(fù)。溫度除了會(huì)影響微生物，也能決定反應(yīng)中的酶，其在大于適宜范圍時(shí)，將抑制微生物增長(zhǎng)。有研究表明，適宜的增長(zhǎng)溫度介于30～40 ℃之間。在反應(yīng)溫度大于45 ℃時(shí)，菌出現(xiàn)不可逆失活，并且低溫條件下的操作也會(huì)抑制其生長(zhǎng)。學(xué)者們研究了不同溫度下的脫氮負(fù)荷，結(jié)果顯示，在溫度為37 ℃時(shí)，氮去除負(fù)荷為11.5 kg.m-3.d-1，在溫度介于20～22 ℃之間時(shí)，氮去除負(fù)荷下降到8.15 kg.m-3.d-1。

3 固相反硝化技術(shù)

目前，業(yè)界人士高度關(guān)注利用固相反硝化技術(shù)去除污水與水中的硝酸鹽，該技術(shù)在通常情況下可分為兩類，一是纖維素類，二是人工合成類。碳源能夠提供碳的來(lái)源，也能夠作為生物膜載體處理不能富集的問(wèn)題。并且，碳源溶解也受限于生物膜，不同之處在于其能夠控制投加量，提供穩(wěn)定的生物環(huán)境。纖維素類物質(zhì)，被當(dāng)作固體碳源進(jìn)行研究，通過(guò)其去除硝酸鹽污染，并使用稻草、砂等進(jìn)行處理，基于滲透回流到土壤內(nèi)，水在完成凈化之后，可滿足飲用水要求。一些研究人員使用報(bào)紙作為碳源處理飲用水，構(gòu)建了反應(yīng)器，能夠徹底去除硝酸鹽且不存在累積，但水中還存在一定濃度的有機(jī)碳。一些研究人員將玉米芯、稻殼等作為固體碳源，研究表明，玉米芯去除率最大，稻殼最小，去除率低于90%[3]?？缮锝到饩酆衔锇琍HBV、PHB及PHA等，把它們作為固體碳源，系統(tǒng)出水DOC較低，但需投入較大成本。伴隨混合聚合物重量比的提高，去除率隨之變大，主要是由于有機(jī)碳的增多，且重量比與出水pH值有負(fù)相關(guān)關(guān)系。

4 PN/A顆粒污泥和SPD組合工藝研究

4.1 PN/A-SPD反應(yīng)器結(jié)構(gòu)和各階段的運(yùn)行條件

反應(yīng)器分成前段和后段，前段是顆粒污泥反應(yīng)區(qū)，容積為7.6 L，后段是三個(gè)并聯(lián)的SPD反應(yīng)區(qū)，容積為1.2 L，分別填充石英砂（比較組，粒徑介于2～5 mm之間）、PBS（乳白色橢球體，粒徑為5 mm）、PHBV（圓柱體，粒徑介于2～5 mm之間），填充高度為8 cm。設(shè)計(jì)雙層填料旨在避免發(fā)生短流、溝流情況，確保脫氮效果。在顆粒污泥反應(yīng)區(qū)，接種脫氮顆粒污泥，濃度低于4 000 mg/L，后段不添加接種污泥。碳源是碳酸氫鈉，氮源是氯化銨，進(jìn)水濃度約為200 mg/L，還要添加一定的硫酸鎂等模擬高氨氮廢水，運(yùn)行溫度介于28～32 ℃之間。反應(yīng)器分成三個(gè)階段，使用連續(xù)流方式運(yùn)行，通過(guò)縮短水力停留時(shí)長(zhǎng)，增加負(fù)荷。在第三階段初期，可在SPD反應(yīng)區(qū)裝入多種填料，達(dá)到組合運(yùn)行。

以下是各階段的運(yùn)行條件：反應(yīng)器第一運(yùn)行階段，運(yùn)行時(shí)間為第1～15 d，在顆粒污泥反應(yīng)區(qū)，水力停留時(shí)間為3.5 h；反應(yīng)器第二運(yùn)行階段，運(yùn)行時(shí)間為第16～30 d，在顆粒污泥反應(yīng)區(qū)，水力停留時(shí)間為2.5 h；反應(yīng)器第三運(yùn)行階段，運(yùn)行時(shí)間為第31～100 d，在顆粒污泥反應(yīng)區(qū)，水力停留時(shí)間為2 h，在SPD反應(yīng)區(qū)，水力停留時(shí)間為0.4 h，上升流速為每小時(shí)0.3 m。

4.2 生物膜觀察及樣品高通量測(cè)序

4.2.1 進(jìn)出水水樣測(cè)定及填料表面生物膜觀察

在運(yùn)行過(guò)程中，本研究收集水樣，并通過(guò)國(guó)標(biāo)法檢測(cè)游離態(tài)氨、總氮等的濃度；通過(guò)重鉻酸鉀法掌握需氧量濃度；在第三階段運(yùn)行穩(wěn)定之后，通過(guò)顯微鏡觀察填料生物膜。處理方式：取適量掛膜填料，置于戊二醛溶液浸沒(méi)，在4 ℃條件下固定24 h；通過(guò)乙酸開(kāi)展梯度脫水，待干燥之后噴金觀測(cè)；并借助清洗機(jī)對(duì)生物膜實(shí)行剝離，對(duì)VSS進(jìn)行稱量，且將其當(dāng)作高通量測(cè)序樣品。

4.2.2 樣品高通量測(cè)序

本研究收集了顆粒污泥與填料生物膜樣品，并儲(chǔ)存在零下80 ℃的環(huán)境中。通過(guò)試劑盒對(duì)樣品開(kāi)展DNA提取，提取三組平行樣。選擇引物，開(kāi)展基因PCR擴(kuò)增（見(jiàn)圖1）。在此之后，對(duì)產(chǎn)物開(kāi)展純化及定量。高通量測(cè)序通過(guò)測(cè)序平臺(tái)完成，全部樣本覆蓋度都超過(guò)0.99[4]。對(duì)操作分類單元開(kāi)展聚類，基因序列分類借助分類器算法和數(shù)據(jù)庫(kù)開(kāi)展分析，置信閾值為70%。根據(jù)觀測(cè)到的操作分類單元，通過(guò)軟件計(jì)量豐富度及多樣性指數(shù)（豐富度指數(shù)R=s，多樣性指數(shù)D1=1-∑（Pi×Pi），s表示物種數(shù)，Pi=Ni/N，N表示多度指標(biāo)之和，Ni表示第i個(gè)種的指標(biāo)），并開(kāi)展主坐標(biāo)分析；對(duì)比菌群結(jié)構(gòu)差異性，并對(duì)功能菌相對(duì)豐度開(kāi)展分析。針對(duì)各種樣品，本文選擇斯皮爾曼等級(jí)系數(shù)，闡述功能菌之間的關(guān)系，并借助軟件預(yù)測(cè)潛在代謝功能。

圖1 PCR擴(kuò)增

4.3 PN/A-SPD反應(yīng)器的運(yùn)行過(guò)程

在第一階段，調(diào)整曝氣量，確保DO濃度介于0.5～0.7 mg/L之間。接種污泥的脫氮性能逐漸提升，運(yùn)行到第15 d，出水總氮（TN）去除率為87.5%。在第二階段，把水力停留時(shí)間縮短到2.5 h，在進(jìn)水負(fù)荷增加的同時(shí)，控制溶解氧濃度低于0.8 mg/L。通過(guò)一星期的沖擊恢復(fù)，NH4+-N去除率穩(wěn)定于94.7±0.7%，出水總氮（TN）去除率穩(wěn)定于82.7±0.9%。在第三階段，進(jìn)一步增強(qiáng)顆粒污泥反應(yīng)區(qū)的進(jìn)水NH4+-N（游離態(tài)氨）負(fù)荷到（2.44±0.04）kg.m-3.d-1，通過(guò)6 d的沖擊恢復(fù)之后，出水總氮去除率為82.8%。前期研究表明，在反應(yīng)器中，保持較高的NH4+-N濃度有助于保持菌群活性，并可抑制其生長(zhǎng)，維持脫氮體系的可靠性。另外，針對(duì)反應(yīng)形成的硝酸鹽污染還需開(kāi)展深度脫氮，降低出水總氮濃度。

實(shí)驗(yàn)運(yùn)行到第40 d，相關(guān)人員在SPD反應(yīng)區(qū)填充填料，將進(jìn)水溶解氧濃度控制在0.6±0.1 mg/L。在后續(xù)大概60天的運(yùn)行中，比較組出水游離態(tài)氨下降了1.4±1.1 mg/L，這表明水解提供的碳源（COD）可生化性不高，反硝化功效十分有限。在掛膜啟動(dòng)之后，作用逐步提升。第71～100 d，出水總氮去除率實(shí)現(xiàn)93.4%±0.7%，表明PHBV（共聚酯填料）遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過(guò)其它填料的水平。有研究表明，石油基、短碳鏈等更易于水解，這可使SPD系統(tǒng)啟動(dòng)時(shí)長(zhǎng)更短，碳源消耗更迅速。在第三階段，在共聚酯出水中，剩余碳源濃度遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過(guò)丁二醇酯（PBS）的水平。過(guò)多的有機(jī)物溶出產(chǎn)生了低溶解氧的環(huán)境，在提供足夠碳源的同時(shí)，也造成了還原成氨的情況，出水濃度超過(guò)進(jìn)水濃度。除了化學(xué)構(gòu)成之外，填料外形也能決定反硝化狀況。石英砂生物量最低，不易找出成型膜。PBS為橢球狀，上升流速一樣時(shí)，有著較大沖刷力，難以實(shí)現(xiàn)剝離，這屬于造成反硝化性能發(fā)生改變的核心因素。相比于PBS填料，共聚酯表面生物量是其1.8倍，交聯(lián)水平較高。

4.4 填料表面菌群生物多樣性有著明顯差異

在反應(yīng)器運(yùn)行過(guò)程中，洗脫菌體被當(dāng)作接種污泥。相比于PN/A顆粒污泥，石英砂表面菌群有著較高的多樣性和豐富度，增加204個(gè)OTU，約占總數(shù)的29.7%。在菌群結(jié)構(gòu)上，PBS和石英砂填料較為相似，二者有一樣的OTU（操作分類單元）數(shù)量，實(shí)現(xiàn)了434個(gè)。在多組樣本中，PHBV填料菌群多樣性較低，同顆粒污泥有著顯著差異，這表明碳源的水解和使用對(duì)菌群發(fā)揮了選擇作用。在顆粒污泥中，浮霉菌門約占總量的34.7%，然后是變形菌門，約占總量的30%，擬桿菌門約占總量的18.5%等。較為常見(jiàn)的共生異養(yǎng)菌門，其形成的很多胞外聚合物為保持顆粒形態(tài)提供了支持。在石英砂填料生物膜中，擁有水解、反硝化作用的厚壁菌門等得以富集，豐度顯著下降。在PBS表面生物膜中，菌屬承擔(dān)碳源水解功能，形成的有機(jī)碳供給菌屬完成反硝化，豐度比值大概為0.3。在共聚酯表面生物膜中，水解菌是主要菌屬，約占總量的48.3%，相比于反硝化菌，有著較高的相對(duì)豐度。并且，很多有機(jī)物的溶出在很大程度上抑制了自養(yǎng)菌生長(zhǎng)，相比于石英砂、PBS填料，共聚酯填料有著較高的豐度。除此之外，脫硫弧菌在共聚酯中也實(shí)現(xiàn)了富集。根據(jù)反應(yīng)器運(yùn)行狀況，合理協(xié)調(diào)碳、氮代謝過(guò)程，屬于控制化學(xué)需氧量、游離態(tài)氨的核心所在，這也屬于在具體工程中共聚酯需要和惰性填料開(kāi)展復(fù)配利用的核心因素。

4.5 填料菌群功能有差異

在顆粒污泥中，主導(dǎo)菌屬和共生異養(yǎng)菌組成的模塊屬于驅(qū)動(dòng)脫氮反應(yīng)的重要菌群，而一些異養(yǎng)菌難以切實(shí)參加氮素轉(zhuǎn)化。在比較組中，相比于顆粒污泥，石英砂菌屬之間的邊條數(shù)增加了16.9%，系統(tǒng)平均度顯著提高，菌群網(wǎng)絡(luò)更為復(fù)雜[5]。關(guān)聯(lián)性受到削弱，這和反硝化替代PN/A的反應(yīng)一致。在SPD體系中，菌群網(wǎng)絡(luò)被重構(gòu)，邊條數(shù)相當(dāng)。相比之下，共聚酯的菌群網(wǎng)絡(luò)較為簡(jiǎn)單，關(guān)聯(lián)性更高，利用反硝化菌達(dá)到了偶聯(lián)。這促使共聚物具備較高的溶出濃度及反硝化速度，并且也體現(xiàn)了內(nèi)生態(tài)位特點(diǎn)差異。通過(guò)Faprotax軟件對(duì)功能基因開(kāi)展注釋及選擇，對(duì)于PN/A顆粒污泥，主要是自養(yǎng)脫氮功能，氮循環(huán)基因豐度最大，并且也存在較多的碳循環(huán)基因。在反應(yīng)器內(nèi)，異養(yǎng)型功能基因?qū)崿F(xiàn)了富集，共聚酯對(duì)反硝化基因豐度最大。除了自養(yǎng)型基因被淘洗之外，參加硫循環(huán)的潛力也顯著提高，功能基因得以富集，這為協(xié)同體系夯實(shí)了基礎(chǔ)，相關(guān)人員還需要進(jìn)一步研究元素協(xié)同循環(huán)體系。

5 結(jié)論

本研究采取連續(xù)流運(yùn)行方式，把PN/A顆粒污泥和SPD系統(tǒng)進(jìn)行組合，用來(lái)處理廢水。在進(jìn)水NH4+-N（游離態(tài)氨）負(fù)荷為（2.44±0.04）kg.m-3.d-1的條件下，去除率超過(guò)82%。通過(guò)大概兩星期的掛膜啟動(dòng)，共聚酯的反硝化性能遠(yuǎn)超過(guò)其它填料，使出水總氮去除率大于93%。在生物膜中，水解菌和反硝化菌產(chǎn)生協(xié)同關(guān)系，明顯增強(qiáng)了功能潛力。在應(yīng)用中，耦合工藝要基于剩余有機(jī)物情況采用控制措施，以達(dá)到脫氮處理要求。