利用序批式生物膜反应器启动厌氧氨氧化研究

于英翠1,2 ,高大 1* ,陶 彧 1 ,陈春宏 1 (1.哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,黑龙江 哈尔滨

150090；2.西北农林科技大学资源环境学院,陕西 杨凌 712100)

摘要：研究了在缺氧条件下利用序批式生物膜反应器(SBBR)快速启动厌氧氨氧化过程,并考察了该过程中反应器的脱氮效率、厌氧氨氧化现象、生物膜性质及微生物群落的变化.从第 60d 开始出现 ANAMMOX 现象,经过 100 多天的启动,最高总氮负荷达 0.67kg-N/m 3 ?d,总氮去除率达到 87.3%.生物膜厚度和污泥颜色、形态发生明显变化,厌氧氨氧化菌的相对含量达到 40%以上,成为反应器的优势菌种.本研究表明 SBBR 是一种高效启动厌氧氨氧化的生物反应器.

关键词：厌氧氨氧化；序批式膜生物反应器；生物膜；脱氮

中图分类号：X172 献标识码：A 章编号：1000-6923(2012)05-0843-07

厌氧氨氧化菌以 NO 2 -N 作为电子受体,直接将氨氮氧化为氮气.厌氧氨氧化与传统的硝化反硝化相比,是一种更为高效且经济的脱氮方式,不仅能够节省 50%以上能源和 100%的有机碳源,还可以减少温室气体的排放 [1- 2] .近几年来厌氧氨氧化菌富集培养成为国内外研究热点.然而绝大多数厌氧氨氧化菌属是严格自养生长菌,其生长速度很缓慢,同时对氧分子等外界环境因子比较敏感,富集培养比较困难.

为有效保护厌氧氨氧化菌不受有害环境因子的影响,可以借助其他脱氮菌群(如好氧氨氧化菌,反硝化菌等)实现多个微生物种群之间互利共生.目前实现该目标最常见的手段是形成生物膜或培养颗粒污泥 [3- 4] .已有研究 [5 - 10] 证实好氧氨氧化菌、反硝化菌和厌氧氨氧化菌可以共存,厌氧氨氧化菌存在于颗粒污泥或生物膜的内层,而其他菌群则分布在外层.本试验采用序批式生物膜反应器(SBBR),通过引入填料形成多菌群共存的生态系统.加入的填料易挂膜,系统内产生的大量的氮气同时对填料进行反冲洗,不容易堵塞,成功的启动了 SBBR 反应器.

1 材料方法

1.1 试验装置和运行条件

试验装置采用序批式生物膜反应器(图 1),反应器主体由有机玻璃制成,有效容积 1L,内置改性微生物膜载体(大连宇都环境工程技术有限公司),其主要成分为高密度聚乙烯和生物酶的增强成分.填料用的纤维 装好,便于拆卸.填料单元料粒为环形,环形的外径为 10mm,比重为0.965~0.968,比表面积为 3m 2 /g,载膜后比重为0.98,填充比为 33%左右.由时间继电器配合 2 台蠕动泵控制进水和出水.SBBR 运行策略为:进水10min,反应 680min,静沉 20min,排水 10min.水浴加热保持 SBBR 内温度 35℃左右,控制进水 pH值在 7.8 左右.为了防止光合细菌和藻类的生长影响氨氮去除,反应器外部用遮光布包裹.

1.2 接种污泥和人工废水

SBBR 采用本试验室升流式厌氧固定床(UAFB)反应器内的挂膜填料(附着厌氧生物膜污泥)作为接种污泥 [11] .在接种前,UAFB 反应器已在室温下静置14个月.启动初期人工废水的主要成分如下:NH 4 Cl 为 133.7~374.5mg/L, NaNO 2为 35~483mg/L,KHCO 3 为 500mg/L,KH 2 PO 4 为10mg/L ,MgSO 4 ·7H 2 O 为 60mg/L,CaCl 2 ·2H 2 O 为5mg/L, FeSO 4 为 6.25mg/L,EDTA 为 6.25 mg/L,微量元素为 1.25mL/L.微量元素的成分如下:ZnSO 4 ·7H 2 O 为 430mg/L,CuSO 4 ·5H 2 O 为 250mg/L,MnCl 2 ·4H 2 O 为 990mg/L,NiCl 2 ·6H 2 O 为190mg/L,CoCl 2 ·6H 2 O 为 240mg/L,H 3 BO 4 为414mg/L,NaSeO 4 ·10H 2 O 为 210mg/L, NaSeO 4 ·10H 2 O 为 220mg/L [12- 14] .

1.3 试验项目和测定方法

氨氮采用纳氏试剂分光光度法测定;亚硝酸盐氮采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法进行的测定;硝酸盐氮采用硝酸根电极法进行测定;pH值和 DO 用德国 WTW(pH/Oxi 340i)手提式多参数测试仪进行测定;总氮采用具备 TN 测定附件的 TOC-VCPN-6000 进行测定.

1.4 微生物群落分析的方法

定期取微生物样品存放于-25℃冰箱中保存,利用上海生工公司提供的小剂量细菌提取试剂盒进行 DNA 提取,选取的引物为针对 16SrRNA基因的引物 8F 与 1492R,PCR 产物经试剂盒法(上海生工)纯化后,进行连接转化.筛选后的克隆 库送测序公司(上海生工)进行测序.在每个T-RFLP 图谱中,计算每个峰(T-RF)的峰面积与所有峰总面积的比率来表征每个 T-RF 的含量.由于存在一定误差,对于小于 50 bp 的片段舍去不进行分析,舍去相对数量小于 1% 的 T-RF.建立克隆 库,并对阳性克隆进行测序与 T-RFLP分析,识别 T-RFLP 中不同峰(T-RF)对应的微生物种类.

2 试验结果

2.1 SBBR 的脱氮效果

SBBR 反应器从启动开始共运行 107d,图 2反映了该期间反应器的脱氮情况可以看到,SBBR 的启动期主要分为 3 个阶段:第 I 阶段:脱氮不稳定期.该阶段从启动日开始持续约 27d.在不稳定期,氨氮和亚硝酸盐氮的含量按照理论值 1:1.32 加入,氨氮起始浓度为70mg/L,亚硝酸盐氮浓度为93mg/L.试验发现在此期间氨氮和亚硝酸盐氮的去除不稳定,亚硝酸盐氮的去除率几乎达到 100%,但是出水氨氮浓度不降反升.在此阶段出水几乎检测不到硝酸盐氮.

第 II 阶段:脱氮过渡期.第 28~55d,由于不稳定期底物的去除效果不佳,氨氮和亚硝酸盐氮进水浓度同时降低到 49mg/L.氨氮开始少量去除,亚硝酸盐氮的平均去除率和初期相比降低50%左右.此时总氮浓度在 98mg-N/L,其平均去除率仅为 20%左右.从第 56~90d,氨氮和亚硝酸盐氮浓度进一步降低到 35mg/L,二者去除效果仍然不明显.平均去除率均在 10%左右,其中出水氨氮在 30mg/L 以上,亚硝酸盐氮的出水浓度略低于氨氮浓度.总氮去除率约为 20%.反应器在运行 80d 以后在此阶段出水硝酸盐氮的浓度同样几乎为零.

第 III 阶段:高效脱氮期.从第 90d 开始,氨氮和亚硝酸盐氮的进水浓度仍然为35mg/L,反应器的出水氨氮和亚硝酸盐氮含量快速下降,出水氨氮低于 10mg/L,最低达到 7.1mg/L,出水亚硝酸盐氮含量为零.和前一阶段相比,总氮去除率大幅提高,氨氮的去除率达到 87.3%,亚硝酸盐氮几乎全部去除,而产生的硝酸盐氮含量较前两个阶段有明显提高.从 95d 开始逐渐提高底物浓度,此时反应器最高总氮负荷为0.67kg-N/m 3 ·d略高于 献 道的氮的负荷 [2,15- 17]

根据其化学反应方程(1),亚硝酸盐氮与氨氮的去除比为 1.32:1,产生的硝酸盐氮和去除的氨氮之间的比值为 0.26:1.通过测定反应器去除氨氮、亚硝酸盐氮和产生的硝酸盐氮之间的关系可以初步判定反应器是否出现厌氧氨氧化现象. 研究发现 SBBR 前期氨氮和亚硝酸盐氮的去除没有明显的规律,反应器运行60d后,氨氮和亚硝酸盐氮已接近理论值 1:1.32,产生的硝酸盐氮和氨氮的比值接近零.但是从第90d以后,降解的亚硝酸盐氮和氨氮的比值仍然接近理论值 1.32,产生的硝酸盐氮和去除的氨氮之间比值接近 0.26(图 3).

NH 4 + +1.32 NO 2- +0.066HCO3- +0.13H + →0.26NO 3- +1.02N2 +0.66CH 2 O 0.5 N 0.15 +2.03H 2 O [18] (1)

2.3 生物膜的变化

反应器运行期间,定期从反应器中取不同时间的填料进行比较观察(图4).从填料的挂膜情况来看,第 20d 填料内部开始有少量微生物沉积;第51d,内部和外部有成层的生物膜;在运行到第81d 后,生物膜较厚,生物膜呈现黄褐色.将生物

刮下置于 40 倍光学显微镜下观察,发现污泥颜色有明显的变化.第 51d 及其之前污泥大多呈棕黑色,但是在第 81d 以后,污泥颜色逐渐变浅(图 5).T-RFLP图谱(图 6)表明,污泥接种 20d 时 T-RF 峰多而杂,物种多样性最大.T-RF为72bp、100bp和420bp的三类峰相对明显.51d时,主要T-RF为111bp、421bp、438bp、452bp 和 469 bp.81d 时,主要的 T-RF 为67bp、437bp、452bp和468bp.

3 讨论

3.1 SBBR 的启动过程

进入过渡期,氨氮和亚硝酸盐氮有少量成比例去除,说明底物主要是被厌氧氨氧化菌利用,但是厌氧氨氧化菌的数量较少,活性较低,利用的底物较少,产生的硝酸盐的量也较少.不适应 SBBR环境的微生物种群逐渐被淘汰出系统,但是由于所剩少量的反硝化菌活性较强,出水硝酸盐氮浓度仍较低.此时厌氧氨氧化菌可能成为系统内优势菌种,底物利用率较低.

进入高效脱氮期后,氨氮和亚硝酸盐氮的出水浓度明显下降且开始成比例去除,硝酸盐氮的浓度和前 2 个时期相比有一定提高.同时监测反应器内TOC含量有明显的变化,由前两阶段的大于 20mg/L 降低到 10mg/L 以下,反硝化的作用由于缺少有机碳源而减弱.厌氧氨氧化作用逐渐增强,此时厌氧氨氧化菌达到了一定的数量,底物的利用率有明显的上升,厌氧氨氧化菌开始成为系统的优势菌(图 7) [20] .

3.2 SBBR 的优势

厌氧氨氧化菌的世代时间长,对环境(如氧分子)敏感.袁怡等 [21] 发现进水不除溶解氧的反应器会使厌氧氨氧化现象滞后.另外,厌氧氨氧化菌培养过程中污泥的流失是造成厌氧氨氧化菌富集培养失败的重要原因.

本试验研究表明 SBBR 反应器具有独特的优势:

SBBR 填料为厌氧氨氧化菌提供了良好的生长微环境.尽管厌氧氨氧化菌严格厌氧,但是由于外层生物膜(主要是好氧菌或兼性菌)的保护作用 [22] ,在生物膜内层的厌氧氨氧化菌并未因反应器无盖而受到影响.经过一段时间的运行,厌氧氨氧化现象逐渐明显,亚硝酸盐氮和氨氮的比值开始接近理论值 1.32(图 3),这与以往的研究结果非常接近 [23] .从污泥形态上来看,污泥逐渐从黑棕色变成黄褐色(图5),也表明厌氧氨氧化菌的浓度逐渐增大 [24] .

SBBR 填料承载污泥效果明显.由于磁力搅拌作用不强,污泥几乎全部附着在填料层,为形成生物膜提供了良好的基础.试验发现反应器底部水质澄清,减少了出水时污泥沉淀时间.

SBBR 具备较强的抗冲击负荷能力和对环境的适应能力.厌氧氨氧化菌生长的适宜温度在35℃左右,但是本试验采用常温进水,冬季哈尔滨自来水温度甚至低至 4~5℃.尽管如此,进入高效脱氮期后并没有发现脱氮速率波动的情况.另外,进水溶解氧始终大于 1.0mg/L,反应器与空气接触(敞口运行),进入反应器 20min 后,溶解氧的浓度低于 0.5mg/L.因此,低温进水和较高溶解氧对反应器的影响不大.

SBBR 启动速度快,效率高,不易堵塞,反应器启动时间相对较短.SBBR 反应器仅用 3 个月即实现厌氧氨氧化过程,与同类研究 [2,25- 26] 相比,启动时间大大缩短.IKUO [27] 研究证实缩短 HRT 和加大氨氮和亚硝酸盐氮的摩尔比有利于提高总氮负荷,但是氨氮和亚硝酸盐氮的转化率较低,而SBBR 系统通过缩短 HRT,提高氮的负荷.HRT 从72h 缩短至 12h 后,氨氮和亚硝酸盐氮的转化率没有受到影响.同时,从反应器外壁可以观察到大量得气泡,由于底部搅拌的作用,从反应器底部向上溢出,可能对填料有一定的清洗作用,避免堵塞,造成短流.

3.3 微生物群落结构

T-RFLP 图谱上每一个末端限制性酶切片段(T-RF)至少代表一种微生物(如图7).每个峰面积和总峰面积的比值(Pi)反映出该物种的相对数量.反应器运行前 20d 的微生物种类较多,物种相对含量相差不大.51d 时,微生物种类逐渐减少.81d 时,菌种变得比较单一.从 20d 到81d,1 号菌种因不适应反应器环境而逐渐被淘汰(相对数量由 8.28%减少到 2.47%).3 号菌种是淡水环境中较常见的厌氧氨氧化菌 Anammoxoglobuspropionicus [28] ,其相对含量由 11.61%(51d)增加到40.06%(81d).反应器运行到后期, Anammoxoglobuspropionicus 成为系统的优势菌种.2 号菌种从小于 1%增加到 9.13%,4号菌种的数量从 2.99%增加到 14.08%,关于其功能和属性还有待进一步研究.微生物相对含量的变化体现了微生物群落演替的过程.这个变化过程影响了系统脱氮能力,同时为 3 个脱氮时期的划分提供了理论依据.

4 结论

4.1 反应器的启动期主要经历 3个阶段:脱氮不稳定期,脱氮过渡期和高效脱氮期.脱氮过渡期开始出现厌氧氨氧化现象,达到高效脱氮期后,反应器内厌氧氨氧化现象明显,总氮去除率较高,达到87.3%.

4.2 SBBR 反应器因内置填料并形成生物膜,具有较强抗冲击能力,较低进水温度和少量溶解氧对 SBBR 系统的影响很小,厌氧氨氧化脱氮系统稳定且高效.

4.3 系统中微生物群落出现较为明显的动态演替 现 象 . 厌 氧 氨 氧 化 菌 Anammoxoglobuspropionicus 在后期逐渐成为优势菌种.

参考 献：

[1] De Graaff M S, Temmink H, Zeeman G, et al. Autotrophicnitrogen removal from black water: Calcium addition as arequirement for settleability [J]. Water Research. 2011,45(1):63 - 74.

[2] Joss A, Salzgeber D, Eugster J, et al. Full-scale nitrogen removalfrom digester liquid with partial nitritation and anammox in oneSBR [J]. Environmental Science and Technology, 2009,43(14):5301 - 5306.

[3] Fernandez I, Vazquez-Padin J R, Mosquera-Corral A, et al.Biofilm and granular systems to improve Anammox biomassretention [J]. Biochemical Engineering Journal, 2008,42(3):308 -313.

[4] Ni S Q, Gao B Y, Wang C C. et al. Fast start-up, performance andmicrobial community in a pilot-scale anammox reactor seededwith exotic mature granules [J]. Bioresource Technology,2011,102(3):2448 - 2454.

[5] Vlaeminck S E, Terada A, Smets, B F, et al. Aggregate size andarchitecture determine microbial activity balance for one-stagepartial nitritation and anammox [J]. Applied and EnvironmentalMicrobiology, 2010,76(3):900 - 909.

[6] Kindaichi T, Tsushima I, Ogasawara Y, et al. In situ activity andspatial organization of anaerobic ammonium-oxidizing (anammox)bacteria in biofilms [J]. Applied and Environmental Microbiology,2007,73(15):4931 - 4939.

[7] Xiao Y, Zeng G M, Yang Z H, et al. Coexistence of nitrifiers,denitrifiers and Anammox bacteria in a sequencing batch biofilmreactor as revealed by PCR-DGGE [J]. Journal of AppliedMicrobiology, 2009,106(2):496 - 505.

[8] Vazquez-Padin J R, Pozo M J, Jarpa M, et al. Treatment ofanaerobic sludge digester effluents by the CANON process in anair pulsing SBR [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,166(1):336 - 341.

[9] Gong Z, Liu S T, Yang F L, et al. Characterization of functionalmicrobial community in a membrane-aerated biofilm reactoroperated for completely autotrophic nitrogen removal [J].Bioresource Technology, 2008,99(8):2749 - 2756.