隨著水體中氮素污染日益嚴重，已經影響到了人類健康，我國控制N、P的排放也越來越嚴格.新的排放標準對脫氮工藝提出了更高的要求，傳統脫氮工藝已無法滿足可持續發展的要求，經濟高效的新型脫氮工藝亟需開發.厭氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX)反應是指在厭氧或缺氧條件下，厭氧氨氧化微生物以NO2--N為受體，氧化NH4+-N為氮氣的過程，憑借工藝流程簡短、無需外加有機碳源、曝氣能耗低、污泥產量低等優勢，成為污水生物脫氮領域的研究熱點.近年來，國內外研究開發了多種以厭氧氨氧化為主體的污水處理工藝，其中最為廣泛的為亞硝化-厭氧氨氧化工藝(Sharon-ANAMMOX).該工藝在亞硝化階段將原廢水中50%~60%的NH4+-N轉化為NO2--N，在ANAMMOX階段，ANAMMOX菌將剩余的NH4+-N與在亞硝化生成的NO2--N進行厭氧氨氧化反應生成氮氣.
目前亞硝化-厭氧氨氧化工藝已在高氨氮廢水領域得到了廣泛應用，而在低氨氮廢水處理領域的應用尚不成熟.本課題組基于前期的研究成果，構建連續流完全混合反應器(CSTR)亞硝化-膜生物反應器(MBR)厭氧氨氧化系統，且為減少有機碳源對亞硝化及厭氧氨氧化的影響，在CSTR-MBR前端設置ABR除碳系統，將三者耦合成一體化ABR除碳-CSTR亞硝化-MBR厭氧氨氧化工藝處理生活污水，同時采用MiSeq高通量測序技術對系統內微生物進行檢測，從分子生物學角度分析菌群結構變化，以期為ABR除碳-亞硝化-厭氧氨氧化工藝處理城市生活污水提供宏觀和微觀依據.
1 材料與方法1.1 實驗裝置
本實驗裝置由有機玻璃制成，如圖 1，總有效體積16.24 L，反應器長63 cm，寬8 cm，有效高度30 cm，由ABR除碳系統、CSTR亞硝化和MBR厭氧氨氧化系統組成. ABR系統每隔室升流區和降流區隔間寬度比為4:1，折流板導向角為45℃，有效容積為8.8 L.亞硝化系統為連續流完全混合式反應器，分為曝氣池和沉淀池兩部分組成，有效容積分別為2.64 L和0.96 L.厭氧氨氧化反應器中設置簾式中空纖維微濾膜組件，膜孔徑0.1 μm，膜面積為0.2 m2，有效容積為3.84 L. MBR厭氧氨氧化進水由ABR除碳系統出水和亞硝化出水兩部分組成，以此保證厭氧氨氧化進水NH4+-N:NO2--N濃度在1:1左右.一體式反應器通過蠕動泵連續進水，由蠕動泵經中空纖維微濾膜間歇抽吸出水，抽吸周期為10 min(8 min抽吸和2 min反沖洗).整個反應器始終置于恒溫水浴箱中，溫度控制在(30±1)℃.
圖 1
1.2 接種污泥和實驗進水
ABR除碳污泥取自蘇州某生活污水處理廠缺氧池污泥，ABR反應器各隔室接種污泥約占各隔室容積的2/3，污泥濃度(MLSS)為7.9 g·L-1.亞硝化污泥和厭氧氨氧化污泥均來源于實驗室的亞硝化反應器和厭氧氨氧化反應器，MLSS分別為4.5 g·L-1和6.9 g·L-1.
采用人工配水模擬城市污水，以(NH4)2SO4為氮源(NH4+-N濃度為50 mg·L-1左右)，以乙酸鈉為碳源(COD濃度為300~400 mg·L-1)，加碳酸氫鈉以調節pH至7.5左右.另外還包括生物所需的其他營養元素氯化鈣(10 mg·L-1)、硫酸鎂(10 mg·L-1)、磷酸氫二鉀(4 mg·L-1 )及微量元素.微量元素分為微量元素Ⅰ和微量元素Ⅱ，微量元素按照1 mL·L-1添加.微量元素Ⅰ組分(g·L-1)：EDTA 5，FeSO4 5;微量元素Ⅱ組分(g·L-1)：EDTA 15，ZnSO4·7H2O 0.43，CoCl2·6H2O 0.24，MnCl2·4H2O 0.99，CuSO4·5H2O 0.25，NaMoO4·2H2O 0.22，NiCl2·6H2O 0.19，NaSeO4·10H2O 0.21，H3BO40.014.
1.3 分析方法
本實驗過程中每隔1 d取水樣測定，測定項目主要包括：NH4+-N;納氏試劑分光光度法;NO2--N:N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NO3--N：紫外分光光度法;MLSS、MLVSS：標準重量法;SVI：30 min沉降法;pH：pHS-9V數顯酸度計;溶解氧：YSI550A溶氧儀.
1.4 微生物高通量測序分析
分別將實驗前后的CANON系統中污泥采集送樣，采用FastPrep DNA提取試劑盒(QBIOGENE，USA)DNA，完成基因組DNA抽提后，利用1%瓊脂糖凝膠電泳檢測抽提的基因組DNA.用16S rRNA基因引物338F(ACTCCTACGGGAGGCAGCAG)和806R(GGACTACHVGGGTWTCTAAT)對細菌16S rRNA基因進行PCR擴增，PCR儀采用ABI GeneAmp®9700型，采用TransGen AP221-02;TransStart Fastpfu DNA Polymerase，20 μL反應體系.反應程序為95℃預變性3 min，95℃變性30 s，55℃退火30 s，72℃延伸45 s，27個循環后，72℃延伸10 min，每個樣品重復3次.
使用AxyPrepDNA凝膠回收試劑盒(AXYGEN公司)切膠回收PCR產物，委托上海美吉生物醫藥科技有限公司完成對PCR擴增產物的高通量測序，微生物多樣性分析于上海美吉醫藥生物科技有限公司所提供的I-Sanger生信分析云平臺上完成.
2 結果與討論2.1 亞硝化系統
因為厭氧氨氧化反應的基質配比NH4+-N:NO2--N濃度為1:1左右，所以亞硝化和厭氧氨氧化的聯合工藝的關鍵在于如何實現穩定的部分亞硝化，而實現長期穩定的部分亞硝化十分困難.本實驗廢水先經ABR除碳系統除碳后，一部分ABR除碳出水進入亞硝化進行完全亞硝化，另一部分ABR出水直接進入厭氧氨氧化系統中與亞硝化出水合并作為厭氧氨氧化進水，工藝路線如圖 2.本工藝路線同樣可以保證厭氧氨氧化的進水中NH4+-N和NO2--N濃度比為1:1，而控制完全亞硝化比部分亞硝化要容易得多.
圖 2
在ABR除碳-亞硝化耦合厭氧氨氧化一體式工藝啟動過程中，人工模擬城市污水，控制一體式反應器進水COD濃度300~400 mg·L-1、NH4+-N濃度50 mg·L-1、pH值7.5左右，一體式反應器HRT 18 h.此時ABR除碳系統出水COD濃度為120 mg·L-1，不會對后續亞硝化系統產生不利影響[13, 14].如圖 3，控制亞硝化系統HRT為3 h、DO濃度為0.8~1.2 mg·L-1，亞硝化系統出水NH4+-N濃度在前5d后迅速降低至10 mg·L-1以下，這與李田等[15]接種儲存亞硝化污泥實驗結果一致，出水NO2--N逐步由20 mg·L-1以下提升至35 mg·L-1左右，出水NO3--N濃度始終在6 mg·L-1以下，出水COD濃度在40 mg·L-1左右.在接下來的70 d的一體式反應器啟動過程中，亞硝化系統出水NH4+-N濃度維持在6~10 mg·L-1，氨氮去除率在80%~90%，氨氮去除率并未進一步提高，是因為NH4+-N出水濃度過低，會降低亞硝化系統中游離氨(free ammonia，FA)濃度.有研究發現，FA對氨氧化細菌(ammonia oxidizing bacteria, AOB)和亞硝酸鹽氧化菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)產生抑制的濃度分別為10~150 mg·L-1和0.1~1.0 mg·L-1，本實驗亞硝化系統出水NH4+-N濃度維持在6~10 mg·L-1，FA濃度控制在2~10 mg·L-1，這也是本實驗亞硝化系統出水NO3--N較低的原因之一，亞硝累計率(NAR)在85%~93%.
圖 3
值得一提的是，在亞硝化系統的整個啟動過程中，始終有10%~15%的氮損存在，這是因為亞硝化反應器存在局部死區，造成局部厭氧環境，且亞硝化系統中同時有氨氮和亞硝態氮的存在，為厭氧氨氧化菌的生存提供了條件，發生了厭氧氨氧化反應，故而出現氮損的現象.在啟動的前5 d，甚至出現了出水總氮大于進水總氮的現象，這是由于部分接種的亞硝化污泥，不能適應所在環境的改變而發生細胞自溶，釋放出大量的NH4+-N.具體聯系污水寶或參見http://www.bnynw.com更多相關技術文檔。
2.2 厭氧氨氧化系統
厭氧氨氧化系統的進水由亞硝化系統出水和ABR除碳系統出水兩部分組成，在一體式反應器啟動的前37 d中，控制亞硝化系統出水和ABR除碳系統出水比例為(1.5:1)、厭氧氨氧化系統HRT 4.5 h，如圖 4，此時厭氧氨氧化系統出水即一體式ABR除碳-亞硝化-厭氧氨氧化反應器出水NH4+-N呈現先下降后上升的變化，出水NO2--N一直處于較低水平(1~3 mg·L-1).這是因為本實驗厭氧氨氧化系統中接種的是培養成熟的厭氧氨氧化污泥，污泥活性良好，故接種后一體式反應器出現出水NH4+-N濃度迅速下降的現象;而ABR除碳系統出水中NH4+-N濃度為50 mg·L-1，NO2--N濃度為0 mg·L-1，而厭氧氨氧化系統進水中雖然亞硝化出水所占比例為ABR除碳系統的1.5倍，但是亞硝化出水中NO2--N濃度只有35 mg·L-1左右，且還存在6~10 mg·L-1左右的NH4+-N，經計算此時厭氧氨氧化進水中NO2--N:NH4+-N濃度為0.6~0.8:1，而目前，學術界普遍接受的厭氧氨氧化反應方程式如式(1)所示.從中可知，該反應NO2--N和NH4+-N消耗量的理論比為1.32:1，而本實驗厭氧氨氧化系統進水中NO2--N濃度所占比例較小，ANAMMOX菌長期得不到均衡的基質，故而出水NH4+-N濃度又出現上升的現象.
圖 4
在一體式反應器運行37 d后，將厭氧氨氧化系統進水比例中亞硝化系統出水:ABR除碳系統出水(1.5:1)調整為2:1.經計算，此時厭氧氨氧化系統進水NO2--N:NH4+-N濃度為1:1左右，基本滿足厭氧氨氧化反應所需基質，在之后40 d的實驗運行中，厭氧氨氧化系統出水即一體式反應器出水NH4+-N、NO2--N濃度穩定在3 mg·L-1以下，出水NO3--N濃度在4 mg·L-1左右，總氮去除率在86%~92%.
此外，如圖 5，厭氧氨氧化系統進水經亞硝化系統出水和ABR除碳系統出水混合后COD濃度在60~80 mg·L-1，出水COD濃度在20~40 mg·L-1，有機物并未對厭氧氨氧化產生不良影響.近年來，研究者在有機物對ANAMMOX影響方面展開了大量研究，150 mg·L-1以下有機物濃度可使異養菌與ANAMMOX菌共存，并達到相互促進的作用，這也是本實驗厭氧氨氧化系統能夠穩定運行的原因.
圖 5
2.3 微生物菌群結構變化
利用MiSeq高通量測序平臺對實驗前后亞硝化系統和厭氧氨氧化系統污泥中微生物多樣性進行分析，本次研究中4個樣品的覆蓋度均大于99.99%，可確保本次測序結果能夠代表樣本中微生物群落組成.如表 1所示，ACE指數和Chao1指數表征菌群豐度[24]，實驗后亞硝化系統和厭氧氨氧化系統的Chao1和ACE指數均有所增加，表明實驗后亞硝化系統和厭氧氨氧化系統均擁有更高的微生物物種豐度. Shannon指數和Simpson指數表征菌群多樣性，Shannon值越大則表征微生物菌群組成復雜程度越高，亞硝化系統和厭氧氨氧化系統實驗后Shannon指數均略有增加，是因為在一體式ABR除碳-亞硝化-厭氧氨氧化反應器啟動過程中，前置系統中有部分微生物隨水流至下一系統中，從而造成微生物組成復雜程度變高.而Simpson指數表征微生物多樣性，Simpson指數越大，則表明優勢菌群占微生物量的比重越大，反應器性能提升的重要原因是反應器中功能菌群不斷淘汰弱勢菌群成為反應器的優勢菌群，實驗后亞硝化系統和厭氧氨氧化系統Simpson指數均得到提升，這也從微生物角度表征了亞硝化系統和厭氧氨氧化系統功能得到提升.
表 1 實驗前后微生物多樣性變化
圖 6為亞硝化系統實驗前后各菌群在綱水平上的相對豐度，從中可以看出γ-Protebacteria綱得到顯著提升，而Protebacteria門幾乎涵蓋了所有類型的AOB，且γ-Protebacteria綱包含兼具呼吸、發酵代謝方式的兼性異養菌，它們是COD降解的主要參與者，這也從微生物角度解釋了亞硝化系統降解COD的原理，且γ-Protebacteria綱與反硝化密切相關，反硝化菌消耗有機物將亞硝化系統中NO2--N、NO3--N氧化為N2，這也解釋了亞硝化系統中存在氮損的原因. Sphingobacteria(鞘脂桿菌綱)數量有所減少，Sphingobacteria綱與分泌EPS有關，這可能與亞硝化污泥接種前后生存環境變化有關，接種前亞硝化污泥所在種泥反應器更容易形成顆粒狀，而顆粒污泥與EPS密切相關，故Sphingobacteria綱在實驗后有所減少.
圖 6
如圖 7，厭氧氨氧化系統實驗前后主要菌群均為Anaerolineae(厭氧繩菌綱)、norank_p_WWE3、β-Proteobacteria和Sphingobacteria綱. Anaerolineae綱是厭氧生物反應器中常見的微生物菌群，對比實驗前，實驗后厭氧氨氧化系統中Sphingobacteria綱有顯著增加，有研究表明[27]Sphingobacteria綱具有提高微生物生長速率和脫氮速率的功能，故從微生物角度解釋了實驗后厭氧氨氧化系統脫氮性能提高的原因.
圖 7
3 結論
(1) 控制亞硝化系統HRT為3h、DO為0.8~1.2 mg·L-1，FA濃度2~10 mg·L-1，亞硝化系統出水NH4+-N濃度6~10 mg·L-1，氨氮去除率80%~90%，NAR 85%~93%，出水COD濃度在40 mg·L-1左右，不會對后續ANAMMOX系統產生不良影響.
(2) 控制亞硝化系統出水和ABR除碳出水比例為2:1作為厭氧氨氧化系統進水，滿足ANAMMOX所需NO2--N和NH4+-N基質比1:1左右.一體式反應器出水NH4+-N、NO2--N濃度穩定在3 mg·L-1以下，出水NO3--N濃度在4 mg·L-1左右，出水COD濃度在20~40 mg·L-1，總氮去除率在86%~92%，COD去除率85%以上，ABR除碳-亞硝化耦合厭氧氨氧化工藝能夠有效用于處理城市污水脫氮除碳.
(3) 實驗后，亞硝化系統和厭氧氨氧化系統均擁有更高的微生物物種豐度，亞硝化系統中與反硝化密切相關的γ-Protebacteria綱有所增加，厭氧氨氧化系統中具有較高微生物生長速率和增強脫氮速率功能的Sphingobacteria綱顯著增加，從微生物角度解釋了實驗后一體式反應器脫氮性能提高的原因.(來源：環境科學 作者：李田)
