厭氧氨氧化(ANAMMOX)是一種利用厭氧氨氧化菌(AnAOB)在厭氧/缺氧條件下以NO2−-N為電子受體，將NH4+-N轉化為N2和少量NO3−-N的新型生物脫氮技術。ANAMMOX工藝被公認是替代完全硝化-反硝化工藝的廢水脫氮技術。相比于完全硝化-反硝化工藝，ANAMMOX具有曝氣能耗低、無需投加有機碳源和污泥產(chǎn)量少等特點，在處理高氨氮或低C/N廢水時優(yōu)勢顯著，是水處理領域的熱點技術，可廣泛應用于印染廢水、鐵路糞便污水、垃圾滲濾液、污泥消化液等高氨氮廢水處理領域。垃圾滲濾液是一類典型的含有高濃度NH4+-N和有機物的難處理廢水。部分亞硝化/厭氧氨氧化(PN/A)作為一種先進的自養(yǎng)脫氮技術特別適用于垃圾滲濾液處理。由于垃圾滲濾液中有機物濃度過高，不利于AnAOB生長，長期運行ANAMMOX甚至可能被反硝化所取代。而且，PN/A工藝的脫氮效率理論上最高只有89%。為了提高脫氮效率，研究者對基于ANAMMOX的各種組合工藝開展了廣泛研究。比如REN等基于一體式固定膜活性污泥的單級PN/A工藝，建立了連續(xù)推流式多級缺氧/好氧系統(tǒng)處理垃圾滲濾液，總無機氮去除率(TINRE)達到98.1%，ZHANG等構建的兩級序批式PN/A-PD/A垃圾滲濾液處理系統(tǒng)，TINRE高達到98.8%。
在工程項目中，某些突發(fā)狀況可能會導致廢水處理系統(tǒng)無法正常運行。由于AnAOB對氮素基質(zhì)、溫度、pH和DO等環(huán)境條件的變化較為敏感，ANAMMOX工藝長期停止運行必然會導致AnAOB活性降低和增殖速度變慢。因此，在工程化廢水處理系統(tǒng)無法正常運行時維持AnAOB活性，以及系統(tǒng)運行恢復后快速恢復工藝性能，對ANAMMOX工藝的工程應用發(fā)展具有極為重要的意義。
王瑩等總結了溫度、底物基質(zhì)、反應器類型和外加條件(重金屬等)對AnAOB保藏后活性恢復的影響。李冬等研究發(fā)現(xiàn)，在4℃無基質(zhì)條件下保藏的ANAMMOX顆粒污泥，投加適量葡萄糖可以提高胞外聚合物(EPS)的含量，豐富ANAMMOX反應途徑，使菌種活性更快恢復。XING等評估了高活性的ANAMMOX顆粒污泥在4℃條件下饑餓50d后的再活化特征，發(fā)現(xiàn)恢復運行4d后即可恢復污泥脫氮性能，8d后可完全恢復活性。YE等對ANAMMOX污泥進行了重復短期饑餓后再活化實驗，發(fā)現(xiàn)在低底物濃度條件下ANAMMOX脫氮能力迅速恢復。馬冰冰等探究了ANAMMOX生物濾柱和膜生物反應器長期饑餓后的恢復特征，結果表明長期斷流后生物濾柱具有較高的穩(wěn)定性，性能更易恢復，經(jīng)過39d總氮去除率恢復87.0%；膜生物反應器則在進水基質(zhì)濃度較高的條件下恢復效果更好。李祥等在實驗室室溫條件下驗證了定期投加基質(zhì)緩解ANAMMOX污泥活性衰減的可行性；另一研究結果表明微生物在低負荷條件下會分泌更多的EPS，有助于系統(tǒng)應對氮負荷的變化。這為通過此類方法保持ANAMMOX污泥活性提供了理論依據(jù)。
但是，在實驗室小試和模擬廢水條件下對菌種活性保藏和恢復的研究與工程應用中面臨的情況存在較大差距，對指導工程項目實施的可參考性存在一定的疑問。為此，本研究以處理典型老齡垃圾滲濾液的中試規(guī)模前置反硝化部分亞硝化耦合PN/A脫氮系統(tǒng)為研究對象，探討了在系統(tǒng)無法正常運行時通過維持PN/A單元低負荷運行保持AnAOB活性的策略，并考察了系統(tǒng)性能恢復特征和微生物種群結構的變化特征，以期為ANAMMOX工藝在老齡垃圾滲濾液處理工程中的應用提供技術指導。
1、材料與方法
1.1 滲濾液水質(zhì)特征和實驗裝置
中試項目位于某生活垃圾填埋場，老齡垃圾滲濾液經(jīng)調(diào)節(jié)池收集沉淀后直接進入中試裝置進行處理。實驗期間原水水質(zhì)特征如下：(2085.3~3707.1mg·L−1)NH4+-N，滲濾液原水中檢測不到NO2−-N，(24.1~32.6mg·L−1)NO3−-N，pH=7.74~8.13，(2189.5~4296.5mg·L−1)COD，C/N比為COD值與TIN(總無機氮)質(zhì)量濃度之比(0.83~1.24)，屬于典型的老齡化低C/N垃圾滲濾液。
圖1為中試規(guī)模前置反硝化部分亞硝化耦合PN/A組合工藝(下稱“組合工藝”)實驗裝置示意圖。原水桶體積5m3，通過進水泵連續(xù)進水至反硝化池底部。反硝化池體積5m3，部分亞硝化池體積8m3，部分亞硝化池出水通過管道溢流至反硝化池，部分亞硝化池和反硝化池安裝球形組合填料，填充率5%。沉淀池體積3m3，上清液通過提升泵輸送至PN/A池頂部。PN/A池體積30m3，池內(nèi)安裝纖維填料，填充率20%，出水池體積3m3，通過溢流出水至出水桶。污泥回流從沉淀池回流至部分亞硝化池；外回流從出水池回流至部分亞硝化池，用于稀釋污泥回流液；PN/A單元內(nèi)回流從出水池回流至PN/A單元前部用于稀釋PN/A單元的進水。在部分亞硝化池和PN/A池底部安裝曝氣盤，通過風機連續(xù)曝氣。其中PN/A單元和出水池集成為一個標準化集裝箱，除進水池外其他所有單元和控制設備集成在另一個標準化集裝箱中，標準化集裝箱的尺寸為6m×2.4m×3m，采用鋼結構防腐設計。
圖1前置反硝化部分亞硝化耦合PN/A工藝流程示意圖
1.2 裝置運行設計
滲濾液原水與部分亞硝化池出水混合進入反硝化池，反硝化菌利用滲濾液中的可生化COD作為反硝化碳源，主要利用部分亞硝化池提供的NO2−-N作為氮源，實現(xiàn)部分有機物和氮素的去除，避免過量有機物影響后續(xù)的ANAMMOX工藝。反硝化池出水分2個部分，一部分進入部分亞硝化池，為氨氧化菌(ammoniaoxidizingbacteria，AOB)提供NH4+-N；另一部分作為PN/A單元進水，廢水中約55%的NH4+-N在AOB作用下轉化為NO2−-N，剩余NH4+-N與產(chǎn)生的NO2−-N在AnAOB作用下轉化為N2和少量NO3−-N。系統(tǒng)在環(huán)境溫度下運行，反硝化、部分亞硝化和PN/A單元的水溫在(35±5)℃。此組合工藝中部分亞硝化池的優(yōu)點在于不必嚴格控制NO2−-N的產(chǎn)量，部分亞硝化池產(chǎn)生的NO2−-N主要為反硝化池提供基質(zhì)，反硝化池出水中的NO2−-N也可作為后續(xù)PN/A池ANAMMOX的反應基質(zhì)。此中試項目工程設計要求組合工藝出水NH4+-N低于300mg·L−1，TIN低于450mg·L−1，pH在6~9，以便進行下一階段處理。
系統(tǒng)在不同階段的具體運行操作步驟如下。正常運行階段：連續(xù)進水，部分亞硝化池和PN/A池的曝氣量分別為40m3·h−1和85m3·h−1，DO分別控制在3.5mg·L−1和3.0mg·L−1左右，外回流0.3~0.4m3·h−1，污泥回流約0.3m3·h−1，PN/A單元內(nèi)回流8~9m3·h−1。PN/A單元低負荷運行階段：停止進水，投加NH4Cl和NaHCO3作為氮源和堿度。PN/A單元內(nèi)回流維持運行，曝氣量降低至15m3·h−1，DO維持在1mg·L−1。關閉進水泵、提升泵、外回流泵和污泥回流泵，停止部分亞硝化池曝氣，部分亞硝化池和反硝化池停止運行。PN/A單元恢復階段：連續(xù)進水，部分亞硝化池曝氣量恢復至40m3·h−1，PN/A池曝氣量根據(jù)穩(wěn)定運行階段負荷和曝氣量的比例關系(負荷為0.5kg·(m3·d)−1時，所需的曝氣量約80m3·h−1)，在提高負荷的同時逐步提高曝氣量，使PN/A池DO維持在3.0mg·L−1左右，外回流0.3~0.4m3·h−1，污泥回流約0.3m3·h−1，PN/A單元內(nèi)回流8~9m3·h−1。
1.3 分析項目及測試方法
實驗過程中各項水質(zhì)指標的監(jiān)測方法參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》：NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定，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，COD采用重鉻酸鉀法測定。TIN計為NH4+-N、NO2−-N和NO3−-N質(zhì)量濃度之和。pH測定采用梅特勒-托利多SG23型多參數(shù)測試儀，溫度和DO的測定采用雷磁JPB-607A便攜式溶解氧測定儀。三維熒光光譜分析：水樣用0.45µm濾膜過濾，使用超純水稀釋150倍，將待測溶液TOC調(diào)節(jié)至10mg·L−1左右，用超純水做空白。三維熒光光譜儀參數(shù)如下：發(fā)射波長(Em)220~550nm，激發(fā)波長(Ex)為200~400nm，掃描速度1200nm·min−1。
高通量測序：在系統(tǒng)正常運行最后1d，PN/A單元低負荷運行最后1天和恢復運行第9天取PN/A單元的污泥，樣品分別記為S1、S2和S3。采用高通量基因測序技術分析微生物群落結構變化特征，樣品測序由上海派森諾生物科技公司完成。方法如下：取適量污泥樣品，采用PowersoilDNA試劑盒提取樣品DNA，使用特異性引物319F-806R對細菌的16SrRNAV3V4區(qū)進行PCR擴增反應，在Novaseq-PE250測序平臺進行測序。
參考文獻中方法計算氨氮去除率(ARE)、總無機氮去除率、進水氨氮負荷(ALR)和總無機氮去除負荷(TINRR)。參考LI等的方法，將PN/A單元每日去除氮的總量占整個組合工藝每日去除氮的總量的百分比作為PN/A單元的脫氮貢獻率。
2、結果與討論
2.1 工藝穩(wěn)定運行階段性能
圖2(a)為穩(wěn)定運行階段組合工藝進水、出水氮素濃度變化和去除率。由于進水NH4+-N質(zhì)量濃度(2085.3~3462.7mg·L−1)受降雨影響變化較大，穩(wěn)定運行階段根據(jù)進水NH4+-N質(zhì)量濃度調(diào)節(jié)進水量。平均出水NH4+-N、NO2−-N和NO3−-N質(zhì)量濃度分別為102.0、12.3和2.0mg·L−1，平均ARE和TINRE分別達到96.6%和96.1%以上，最高ARE和TINRE分別達到99.5%和99.0%，組合工藝表現(xiàn)出優(yōu)異的脫氮性能。其中出水中NO3−-N質(zhì)量濃度低于理論值，這可能是來自反硝化池的反硝化菌與PN/A單元的AOB和AnAOB共存，通過反硝化作用將ANAMMOX產(chǎn)生的NO3−-N轉化為NO2−-N或N2。
圖2穩(wěn)定運行階段氮素濃度和COD的變化
穩(wěn)定運行階段各處理單元的COD變化和組合工藝的COD去除率見圖2(b)。進水COD(2189.5~3416.0mg·L−1)受降雨影響波動較大，但平均出水COD穩(wěn)定在1282.4mg·L−1，說明處理系統(tǒng)對進水水質(zhì)變化所導致的負荷沖擊有很大的耐受性。王凡等采用反硝化-短程硝化-厭氧氨氧化工藝處理老齡垃圾滲濾液，COD去除率為36.7%。本組合工藝對垃圾滲濾液的COD去除率更高，平均可達53.1%。組合工藝處理前后滲濾液中有機物的三維熒光特性分析結果表明，出水中的COD主要是難降解的類腐殖酸類有機物。
圖3(a)反映了組合工藝穩(wěn)定運行階段各處理單元出水pH變化情況。其中，進水pH在7.74~8.13；因為反硝化反應會產(chǎn)生堿度，而亞硝化反應消耗堿度，同時由于存在污泥回流和外回流的混合稀釋作用，各個反應單元的pH在7.6~8.4。AOB菌群的最適宜pH約8.0，亞硝酸鹽氧化菌(nitriteoxidizingbacteria，NOB)的最適宜pH約7.0。因此，組合工藝正常運行時無需調(diào)節(jié)pH，部分亞硝化池和PN/A池也更有利于AOB生長。
圖3中試系統(tǒng)穩(wěn)定運行階段pH和TINRR的變化
匯總各單元水質(zhì)數(shù)據(jù)進行分析，正常運行階段組合工藝的TINRR變化和PN/A單元的脫氮貢獻率如圖3(b)所示。結果表明，組合工藝平均TINRR為0.359kg·(m3·d)−1，PN/A單元的平均TINRRPN/A為0.525kg·(m3·d)−1，最高可達0.655kg·(m3·d)−1，PN/A單元的平均脫氮貢獻率達到81.5%。由上述結果可知，組合工藝的PN/A單元展示出極穩(wěn)定的脫氮性能，能大幅削減老齡垃圾滲濾液的TIN。
2.2 厭氧氨氧化菌活性維持策略
上述中試項目由于垃圾滲濾液輸送管道改造，滲濾液臨時無法供應給中試系統(tǒng)。因為AnAOB對環(huán)境條件的變化極為敏感，考慮通過維持PN/A單元低負荷運行維持AnAOB活性。低負荷運行期間停止進水，投加NH4Cl作為氮源，使PN/A池內(nèi)NH4+-N質(zhì)量濃度維持在100~250mg·L−1。按NaHCO3:NH4+-N質(zhì)量比為10:1投加NaHCO3，質(zhì)量比參照實際垃圾滲濾液的堿度與NH4+-N質(zhì)量濃度確定。關于NO2−-N對AnAOB的抑制濃度，從50~350mg·L−1眾說紛紜，本實驗過程中PN/A單元NO2−-N質(zhì)量濃度維持在10mg·L−1左右，避免對AnAOB產(chǎn)生抑制作用。PN/A單元低負荷運行期間平均TINRRPN/A為0.024kg·(m3·d)−1，遠低于正常運行階段的0.525kg·(m3·d)−1。低負荷運行10d后管道改造施工完成，此時觀察填料上的污泥呈暗紅色，與正常運行階段相比無明顯變化。在第11天系統(tǒng)調(diào)整回正常運行狀態(tài)，恢復連續(xù)進水和曝氣，部分亞硝化池和PN/A池曝氣量與正常運行階段一致(這一天作為系統(tǒng)恢復階段第1天)。第11天系統(tǒng)出水NH4+-N和TIN質(zhì)量濃度分別為340.4mg·L−1和344.4mg·L−1，ARE和TINRE均達到89.5%以上。TINRRPN/A為0.227kg·(m3·d)−1，達到穩(wěn)定運行階段的43.3%，與低負荷運行階段的TINRRPN/A=0.024kg·(m3·d)−1相比提高9.5倍，表明AnAOB活性保持在較高水平。與李祥等人在實驗室室溫條件下定期投加基質(zhì)將ANAMMOX污泥保存15d后的活性恢復實驗結果基本一致。
因此，在整個系統(tǒng)無法正常運行時，通過低負荷運行維持ANAMMOX活性的策略適用于較大規(guī)模ANAMMOX廢水處理項目，可以經(jīng)濟便利地維持AnAOB活性，有助于應對各種突發(fā)狀況而導致的系統(tǒng)停運問題。
2.3 組合工藝性能恢復策略
圖4(a)反映了系統(tǒng)恢復階段各處理單元COD的變化和去除率。平均進水和出水COD分別在3421.7mg·L−1和1405.7mg·L−1，進水COD存在較大波動，而出水COD較為穩(wěn)定，平均COD去除率達到58.6%，甚至超過穩(wěn)定運行階段的53.1%，表明系統(tǒng)的COD去除能力可以迅速恢復。這與以前的研究結果一致,將活性污泥饑餓處理后恢復正常運行4~5d，污泥的硝化、反硝化和COD去除性能即可恢復或超過饑餓前的正常水平。
圖4中試系統(tǒng)恢復階段COD和氮素濃度變化
關于系統(tǒng)脫氮性能的恢復，采用逐步提高ALR，并相應的提高PN/A池曝氣量，維持DO與正常運行階段基本一致的方法。圖4(b)為恢復過程中組合工藝的氮素濃度變化和去除率，由于恢復運行第1天ALR超過了系統(tǒng)的脫氮能力，出水NH4+-N質(zhì)量濃度達到340.4mg·L−1，超過了中試項目設計的出水要求。為快速降低PN/A池的NH4+-N，在第2天關閉進水泵、提升泵和外回流泵，并根據(jù)PN/A池負荷與曝氣量的比例關系降低曝氣量，悶曝1d后PN/A池NH4+-N降至112.9mg·L−1，然后根據(jù)系統(tǒng)能力恢復進水。由圖4(b)分析可知，在系統(tǒng)脫氮性能恢復過程中平均進水NH4+-N質(zhì)量濃度為3499.3mg·L−1，平均出水NH4+-N、NO2−-N和NO3−-N質(zhì)量濃度分別在85.6、13.9和15.8mg·L−1，平均ARE和TINRE分別超過97.5%和96.7%。因此，采用逐步提高ALR的恢復策略，在恢復階段系統(tǒng)出水也能滿足工藝設計要求。
圖5為組合工藝恢復階段ALR和TINRR的變化。在系統(tǒng)性能恢復階段，PN/A單元和組合工藝的TINRR逐漸升高，在恢復運行第9天，TINRRPN/A已經(jīng)達到0.513kg·(m3·d)−1，恢復到穩(wěn)定運行階段的97.7%；整個組合工藝的TINRR也恢復到0.346kg·(m3·d)−1，達到穩(wěn)定運行階段的96.4%。結果表明，組合工藝的脫氮性能經(jīng)過9d得到完全恢復。
圖5中試系統(tǒng)恢復階段ALR和TINRR以及DO的變化
通常，當ANAMMOX系統(tǒng)處于完全饑餓狀態(tài)時，菌體會進行內(nèi)源呼吸進而導致AnAOB活性降低，甚至大量死亡分解。由于AnAOB生長周期較長，倍增速度緩慢，因此，系統(tǒng)性能的恢復需要較長時間。馬冰冰等將ANAMMOX生物濾柱通過長期饑餓后，經(jīng)過39d后NRE恢復到87.0%；ANAMMOX膜生物反應器的恢復則需要更長時間，經(jīng)過76d后NRE恢復到87.6%。LI等直接使用滲濾液原水恢復長期休眠的DN-PN-ANAMMOX工藝時，由于原水NH4+-N質(zhì)量濃度很高以及耦合工藝微生物活性難以同時恢復，容易導致NH4+-N和NO2−-N積累，抑制微生物活性，通過延長HRT，恢復31d后NRE才達到70.9%。本研究發(fā)現(xiàn)，采用簡單投加基質(zhì)維持PN/A單元低負荷運行，可以實現(xiàn)將AnAOB活性維持在較高水平，這種簡單的活性維持策略適用于較大規(guī)模的ANAMMOX工藝廢水處理項目。在系統(tǒng)脫氮性能恢復過程中直接使用滲濾液原水，通過逐步提高進水負荷結合控制DO的恢復策略可以實現(xiàn)工藝性能快速恢復。
2.4 微生物群落結構變化特征
以Goodscoverage(覆蓋度)指數(shù)表征微生物測序樣品覆蓋度，本實驗中樣品覆蓋度均大于0.99。以Shannon指數(shù)表征微生物群落的多樣性，Shannon指數(shù)越大表明微生物群落多樣性越高。結果表明，S1和S2的Shannon指數(shù)分別為7.512和7.909，這說明PN/A單元低負荷運行期間會導致優(yōu)勢菌群比例降低，微生物群落的生物多樣性升高。恢復運行第9天Shannon指數(shù)下降到7.524(S3)，此時組合工藝的脫氮性能已得到完全恢復，說明原本占優(yōu)勢的菌種相對豐度得到恢復，導致微生物群落的生物多樣性降低。
圖6為脫氮相關功能微生物在屬水平上的分布情況。AnAOB屬于浮霉菌屬的一個分支，目前共有7個菌屬被鑒定為屬于AnAOB，Ca_Anammoxoglobus和Ca_Kuenenia兩個ANAMMOX菌屬在3個污泥樣品中均被檢出。穩(wěn)定運行階段2個菌屬的相對豐度分別為12.41%和3.17%(S1)，低負荷運行10d后相對豐度均有所降低，分別為5.88%和0.85%(S2)，系統(tǒng)恢復后的相對豐度分別為11.19%和0.51%(S3)。說明Ca_Anammoxoglobus更能適應老齡垃圾滲濾液水質(zhì)，是PN/A單元的AnAOB優(yōu)勢菌屬。恢復運行第9天，Ca_Anammoxoglobus菌屬的相對豐度已基本恢復到系統(tǒng)穩(wěn)定運行時的正常水平，這與整個系統(tǒng)的脫氮能力恢復情況相吻合。而S3中Ca_Kuenenia菌屬的相對豐度相比于S2進一步降低，CAO等研究發(fā)現(xiàn)Ca_Kuenenia菌屬的生長速率較低，因此在系統(tǒng)恢復過程中Ca_Kuenenia菌屬的增殖速度較慢，導致其相對豐度進一步降低。
圖6脫氮功能微生物在屬水平上分布情況
由圖6可知，在S1中AOB菌屬Nitrosomonas的相對豐度為5.78%，低負荷運行10d后，由于原本占優(yōu)勢的AnAOB相對豐度下降，Nitrosomonas的相對豐度上升到8.16%(S2)，系統(tǒng)完全恢復后Nitrosomonas的相對豐度下降到8.01%(S3)。NOB在PN/A單元未檢出，這是因為游離氨(FA)質(zhì)量濃度處于2.33~58.80mg·L−1，高于其對NOB的抑制范圍(0.1~1mg·L−1),實現(xiàn)對NOB菌群的選擇性抑制。在PN/A單元低負荷運行期間，DO質(zhì)量濃度維持在1mg·L−1，低于NOB的氧飽和系數(shù)(1.2~1.5mg·L−1)，同樣可以選擇性抑制NOB。由圖6可知，在PN/A單元占優(yōu)勢的反硝化菌屬有3種，分別為SBR1031、Limnobacter和Truepera，其中SBR1031是常見的與AnAOB共存的短程反硝化菌屬，有研究表明，Limnobacter可以保護AnAOB免受高濃度有機物和高DO的影響，上述3種反硝化菌屬相對豐度的變化與AOB菌屬相同。這些具有反硝化脫氮功能的微生物在PN/A單元可通過與AnAOB合作互補的形式參與脫氮，使PN/A出水中的NO3−-N濃度低于理論值。
3、結論
1)中試實驗結果表明，在脫氮系統(tǒng)無法正常運行時，維持組合工藝的PN/A單元低負荷運行可以有效保持AnAOB活性。
2)通過逐步提高進水負荷結合控制DO的恢復策略，僅需9d即可快速恢復組合工藝的脫氮性能，TINRRPN/A達到穩(wěn)定運行階段的97.7%，整個組合工藝的TINRR達到穩(wěn)定運行階段的96.4%。
3)高通量測序結果表明，Ca_Anammoxoglobus菌屬更能適應老齡垃圾滲濾液水質(zhì)，是PN/A單元的AnAOB優(yōu)勢菌屬，其在穩(wěn)定運行階段最后1d和恢復運行第9天的相對豐度分別為12.41%和11.19%，其相對豐度的變化與系統(tǒng)脫氮能力的恢復情況相吻合。（來源：華南理工大學環(huán)境與能源學院，華南師范大學環(huán)境學院，佛山市化爾銨生物科技有限公司）
