传统生物脱氮工艺具有同时去除有机物和氮, 水力停留时间短, 运行费用低, 处理水量大的优点, 在我国污水处理中广泛应用, 但采用传统的生物脱氮工艺处理低C/N废水会存在种间竞争问题及微生物对碳源和氮源间的需求矛盾.充足的碳源是生物脱氮的关键, 因此, 利用传统的生物脱氮工艺处理低C/N废水时常需要外加有机碳源来提高C/N比值以达到反硝化效果.
离子交换膜是一种具有离子交换性能的高分子材料薄膜, 由于结构和功能的不同对不同离子具有选择透过性, 这一特性使离子交换膜被广泛应用于水处理过程中, 并逐渐被应用于废水处理中.Fukumoto等将离子交换膜与生物法结合处理养猪废水, 在NO3-和PO43-的去除方面获得了良好的效果.Park等采用离子交换系统结合生物反应器系统(IEBR), 有效地应用于同步去除NH4+和有机物.张岩等采用具有富集NH4+和截留有机物特性的CEM-UF组合膜, 考察了电极条件、电流强度、膜出水流量等对CEM-UF组合膜的氨氮富集效果和COD截留效果.王修平利用针对amoA基因、nirS基因的引物构建克隆文库, 对CEM-UF组合膜-硝化/反硝化系统的脱氮功能微生物群落结构进行研究.由此可见, 将离子交换法与生物法结合应用于废水处理中是可行的, 但在处理低C/N废水过程中, 由于C/N较低会影响反硝化效果, 为此本实验进行离子交换膜结合硝化/反硝化法充分利用进水有机物达到高效脱氮的研究.
本研究采用CEM-UF组合膜-硝化/反硝化系统, 通过改变反硝化进水流量比以达到提高反硝化进水碳氮比的目的, 进而最大效率利用进水有机物, 为处理低C/N废水提供了新的方法.分别考察不同流量比下CEM-UF组合膜的氨氮分离富集效果, 硝化、反硝化脱氮特性, 以及不同流量比下系统去除有机物和脱氮的效能, 并依托Illumina高通量测序平台, 对硝化、反硝化活性污泥中的细菌进行测定, 弥补了特异性引物构建克隆文库在功能微生物研究过程中存在的缺陷, 分析微生物多样性及菌群结构特征, 探讨功能微生物与污水处理效果的相关关系, 以期为CEM-UF组合膜在低C/N废水处理中的应用和硝化/反硝化工艺实际运行提供理论依据.
1 材料与方法1.1 实验装置
CEM-UF组合膜-硝化/反硝化系统如图 1所示, 系统包括三部分, 分别为氨氮分离器、硝化反应器和反硝化反应器.氨氮分离器中, 板式CEM-UF组合膜[8]竖直放置于两电极板间, 阳离子交换膜与阳极相对, 超滤膜与阴极相对, 两电极板连接直流电源.
图 1
图 1 CEM-UF组合膜-硝化/反硝化系统
原水通过蠕动泵进入氨氮分离器, 水在蠕动泵的抽吸作用下通过超滤膜进入组合膜内, 氨氮分离器中的NH4+离子在电场力作用下透过具有一价阳离子选择透过性的阳离子交换膜迁移至组合膜内, 在组合膜内形成高浓度的氨氮浓缩液; 组合膜出水通过蠕动泵进入硝化反应器中, 在硝化反应器中进行硝化反应; 硝化出水与分离器出水按比例进入反硝化反应器中进行反硝化脱氮.二沉池中的污泥通过污泥回流泵分别回流至硝化、反硝化反应器中.
CEM-UF组合膜-硝化/反硝化系统接种污泥取自北京某污水处理厂A2/O工艺二沉池回流污泥, 在硝化反应器与反硝化反应器中通过人工配水单独培养, 出水水质稳定后进行系统的连接运行.
1.2 实验用水
实验用水采用人工配水模拟低C/N生活污水, 水质情况如表 1所示, 进水平均C/N为2.65.
1.3 运行参数及运行工况
氨氮分离器中电流强度为0.25A、组合膜出水流量为4.8mL ·min-1、抽停比为8 :5.硝化反应器中溶解氧浓度为2~3 mg ·L-1, pH为7.0±0.5, 水力停留时间8 h.反硝化反应器中溶解氧浓度为0.2~0.5 mg ·L-1, pH为7.5±0.2, 水力停留时间6 h.
反硝化进水流量比为硝化反应器出水进入反硝化反应器的流量(Q1) :氨氮分离器出水进入反硝化反应器的流量(Q2), 系统的进水流量为(Q1+Q2).根据反硝化进水流量比的变化将运行分为4个工况, 实验运行工况如表 2所示, 每个工况初始条件相同.
表 2 实验运行工况表
1.4 分析方法
COD、氨氮、硝氮和亚硝氮的测定采用标准方法[9].采用16Sr DNA高通量测序方法分析微生物种群结构, 委托生工生物(中国, 上海)进行测序.
氨氮富集率:
η=[(c2-c1)/c1]×100%
式中, η为NH4+-N富集率(%), c2为IEM-UF组合膜出水的NH4+-N浓度(mg ·L-1), c1为氨氮分离器中的NH4+-N浓度(mg ·L-1).
2 结果与讨论2.1 不同流量比下氮和有机物在各反应器中的转化
流量比为1 :2、1 :3、1 :4、1 :6工况下, 膜出水、分离器出水的氨氮浓度及氨氮富集率变化如图 2(a)所示.膜出水的氨氮浓度在4种工况下稳定时膜出水平均氨氮浓度分别为94.6、104.9、92.4和98.6 mg ·L-1, 分离器出水平均氨氮浓度分别为38、43.1、42.7和43.1 mg ·L-1.经计算4个工况下的氨氮富集率分别为148.9%、143.3%、122.7%和128.8%.工况Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ的氨氮富集率逐渐减小, 这可能是由于流量比的增加使得氨氮分离器进水流量增加, 分离器的水力停留时间减小, 氨氮富集率随之降低.在工况Ⅳ时, 氨氮富集率小幅度增加, 说明进水流量增加到一定程度时, 水力停留时间不再是制约氨氮富集的重要因素.
图 2
(a)膜出水、分离器出水氨氮浓度及氨氮富集率变化; (b)膜出水、分离器出水COD浓度的变化图 2 氨氮和COD在氨氮分离器内的转化
4种工况下膜出水、分离器出水的COD浓度变化如图 2(b)所示.4个工况下分离器出水平均COD浓度分别为67.34、83.11、84.42和79.14 mg ·L-1.数据表明, 流量比从1 :2升到1 :3时, 分离器出水的COD浓度上升明显; 流量比从1 :3升到1 :6时, 分离器出水的COD浓度变化不明显.
硝化进水均来自于组合膜出水, 各工况下的硝化进水流量不变且进水浓度变化不大, 因此流量比的改变对于硝化反应基本无影响.硝化反应器中氨氮浓度、硝态氮浓度及氨氮去除率变化如图 3所示.运行稳定时硝化出水主要以硝酸盐形式存在, 亚硝酸盐浓度很低, 在0~0.48 mg ·L-1之间波动, 平均值为0.083 mg ·L-1.表明硝化作用进行较完全.运行稳定时平均出水氨氮浓度为1.22 mg ·L-1, 平均氨氮去除率为98.7%.
图 3
图 3 硝化反应器中氨氮、硝态氮浓度及氨氮去除率变化
反硝化反应器中硝态氮浓度、硝态氮去除率及C/N变化如图 4所示.4个工况下反硝化出水平均硝氮浓度分别为23.1, 13.93, 7.71和0.96 mg ·L-1, 计算得反硝化进水m(COD)/m(NO3--N)分别为1.65、2.72、3.77、5.28, 硝氮去除率随流量比增大而提高, 工况Ⅳ时硝氮去除率最高为86.28%.反硝化反应器中m(COD)/m(NO3--N)的变化主要依靠流量比变化产生的稀释作用, 反硝化完全进行C/N的理论值为2.86, 实际的反硝化过程所需的C/N远高于2.86, 工况Ⅰ、Ⅱ尚且不满足反硝化C/N的理论值, 导致硝氮去除率低下; 随反硝化进水流量比的增加反硝化进水C/N增加, 使得硝氮去除率随之提高.
图 4
图 4 反硝化反应器中硝态氮浓度、硝态氮去除率及C/N变化
2.2 不同流量比下系统总氮和有机物的去除
系统进出水总氮浓度和总氮去除率变化如图 5所示.随流量比增加出水总氮浓度逐渐下降, 平均总氮去除率分别为22.56%、27.59%、38.98%和46.8%.出水总氮来自于两部分:①氨氮分离器中组合膜富集不完全进入反硝化反应器的NH4+-N, 该部分氨氮在反硝化反应器中基本不反应; ②反硝化反应器中反应不完全剩余的NO3--N.系统出水中的氮主要以NH4+-N和NO3--N形式存在, 在实验范围内, 氨氮浓度随流量比增加的趋势小于硝氮浓度降低的趋势, 说明随流量比的增加, 第①部分氨氮的增加量小于第②部分硝氮的去除量, 使得出水总氮浓度随流量比的增加而降低, 总氮去除率增加. 具体联系污水宝或参见http://www.dowater.com更多相关技术文档。
图 5
图 5 系统进出水总氮浓度和总氮去除率变化
系统进出水COD浓度和COD去除率变化如图 6所示.各工况下系统出水的COD浓度较为稳定, 均小于60 mg ·L-1, 平均为27.77 mg ·L-1, 达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》的一级A标准.在实验浓度范围内, CEM-UF组合膜-硝化/反硝化系统对COD的去除率均在80%以上, 最高可达93.97%.
图 6
图 6 系统进出水COD浓度和COD去除率变化
2.3 活性污泥种群结构分析
在总氮去除率最高的流量比(Q1 :Q2=1 :6)下利用16S rDNA高通量测序方法分别对硝化反应器中活性污泥(样本1)菌群结构和反硝化反应器中活性污泥(样本2)菌群结构进行分析.2个样本的有效序列分别为51 748个和44 517个, 按照优化标准对结果进行去杂, 得到51 266个和43 915个序列.根据序列之间的相似性将序列分成不同的操作单元(OTU), 得到OTU数分别为3 176和2 728, 在97%相似度水平下进行多样性指数分析和群落结构的分类学分析.Chao1和Ace均是用来估计群落中含OTU数目的指数, 在生态学中常被用来估计物种总数; Shannon用来估算样品中微生物多样性指数, Shannon越大, 群落多样性越高; 盖度表示各样品文库的覆盖率, 盖度越大, 样本中序列没有被测出的概率越低.
硝化、反硝化活性污泥的α多样性统计如表 3所示, 表明两反应器中的活性污泥均具有较高的菌群丰度和多样性, 同时样本的盖度值较高, 说明测序数据量足够大, 可以反映样本中绝大多数的微生物信息.
表 3 α多样性统计
对两个样本进行门水平下的菌种相对丰度分析如图 7、表 4所示.与一些早期的关于活性污泥的研究相似, 样本1(硝化反应器中活性污泥)中主要菌群有Bacteroidetes(拟杆菌门41.04%)、Proteobacteria(变形菌门30.9%)、Acidobacteria(酸杆菌门10.24%)和Nitrospirae(硝化螺旋菌门3.06%).样本2(反硝化反应器中活性污泥)中主要菌群有Proteobacteria(变形菌门53.13%)、Bacteroidetes(拟杆菌门10.93%)、Candidatus Saccharibacteria(10.6%)和Chloroflexi(绿弯菌门5.56%).
图 7
图 7 样本1、样本2在门水平上物种相对丰度柱状图
表 4 各菌种在菌群中的比例(菌种水平大于1%)
其中Bacteroidetes可以降解蛋白质、糖类等物质.Proteobacteria是细菌中最大的一门, 其中包括很多可以固氮的细菌, 在降解有机物的同时可以完成系统的脱氮除磷功能.Acidobacteria大多数为嗜酸菌, 有8种不同的类群, 广泛存在于自然界的各种环境中, 在生态系统中具有重要作用, 可去除COD.Planctomycetes为一小门水生细菌, 其中一类Planctomycetes sp.被称作厌氧氨氧化菌, 可以在缺氧环境下利用亚硝酸盐氧化铵离子生成氮气.Chloroflexi细菌是兼性厌氧生物, 有绿色的色素, 在光合作用中不产生氧气且不能固氮, 主要用于分解糖类物质和硝化、反硝化脱氮.Candidatus Saccharibacteria广泛存在于自然界中, 对其生态学和发展史了解较少, 在有氧条件下可降解有机物和糖类, 厌氧条件下降低硝酸盐含量.样本1中的Nitrospirae是一类革兰氏阴性细菌, 为重要的亚硝酸盐氧化菌, 其中的Nitrospira(硝化螺旋菌属)为硝化细菌, 可将亚硝酸盐氧化成硝酸盐.样本2中的优势菌门Proteobacteria中84.68%为β-Proteobacteria纲, β-Proteobacteria纲中大部分微生物趋于在厌氧环境下通过分解有机物来获取营养物质, 被认为与污泥反硝化作用密切相关.下文将从属水平更详细地探讨硝化反应器中活性污泥样本和反硝化反应器中活性污泥样本的微生物种群结构.
表 5中列出了样本1在属水平下鉴定出的优势菌、氨氧化菌(AOB)、亚硝酸盐氧化菌(NOB)及其丰度.丰度最高的是Flavihumibacter, 其次是Terrimonas和Sediminibacterium, 三者均属于拟杆菌门, 硝化细菌Nitrosomonas、Nitrosospira和Nitrobacter属于变形菌门, Nitrospira属于硝化螺旋菌门.有研究表明, 氨氧化菌可将氨氧化成亚硝酸盐, 主要包含的菌属有:亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)、亚硝化螺菌属(Nitrosospira)、亚硝化球菌属(Nitrosococcus)、亚硝化弧菌属(Nitrosovibrio)和亚硝化液菌属(Nitrosololobus), 硝酸盐氧化菌将亚硝酸盐进一步氧化成硝酸盐, 主要包括硝化螺旋菌属(Nitrospira)、硝酸菌属(Nitrobacter)等.本研究在属水平上共发现了两种AOB细菌Nitrosomonas、Nitrosospira和两种NOB细菌Nitrospira、Nitrobacter.具有硝化作用的异养型细菌产碱菌属(Alcaligenes)及秸秆菌属(Arthrobacter)均未在污泥样品中检出.样本1中检测到AOB菌(5.1%)和NOB菌(3.12%)比例较高, 这与硝化反应器中较好的硝化效果相一致, 同时在微生物层面体现了CEM-UF组合膜分离氨氮与有机物, 保证硝化反应器中自养硝化细菌为优势菌种, 使硝化效果维持在较高水平的优势.
表 5 样本1在属水平上鉴定出的优势菌、AOB、NOB及其丰度
在反硝化反应器活性污泥样本中共检测到微生物183个属, 反硝化细菌约有50多个属, 130多个种, 本研究发现在属水平上具有反硝化脱氮作用的相关菌属及其相对丰度如表 6所示.
表 6 样本2在属水平上鉴定出的反硝化脱氮作用相关菌属及其丰度
反硝化脱氮有关的主要菌属多属于Proteobacteria菌门, 这与Heylen等的研究结果一致, 本研究的Proteobacteria菌门中所含有的反硝化细菌种类主要有厌氧反硝化菌Dechloromonas、Thauera、Castellaniella、Alicycliphilus和好氧反硝化菌Azospira、Comamonas, 其中Dechloromonas可以利用有机物提供电子将NO3-还原成N2.Thauera属细菌属于β-Proteobacteria纲, 是一类广泛存在于各类型废水处理装置中并具有多种芳香族污染物降解能力的重要功能类群.Castellaniella是一种可以高效地将硝酸盐还原为NO、N2O和N2进而降低污水中硝酸盐浓度的细菌.Azospira可作为电子受体可以还原硝酸盐.Alicycliphilus以H2作为电子供体进行反硝化作用.Caldilinea和Saccharibacteria均可以消耗有机物, 将硝酸盐和亚硝酸盐作为电子受体, 减少硝氮含量.反硝化反应器中存在多种具有反硝化功能的微生物, 占全部细菌的25.91%, 对系统反硝化脱氮有一定的贡献.
3 结论
(1) 采用CEM-UF组合膜-硝化/反硝化系统处理低C/N人工废水, 硝化过程在各流量比下均进行较完全, 运行稳定时平均出水氨氮浓度为1.22 mg ·L-1, 平均氨氮去除率为98.7%;随流量比的增加反硝化进水m(COD)/m(NO3--N)增加, 硝氮去除率随之增加.
(2) 系统总氮去除率随流量比增加逐渐增加, 流量比从1 :2、1 :3、1 :4增加到1 :6时, 总氮去除率从22.56%增加到46.8%;COD去除率在各流量比下均在80%以上, 最高可达93.97%.
(3) 硝化反应器中AOB菌与NOB菌占总菌比例分别为5.1%和3.12%, 这与硝化反应器中较好的硝化效果相一致, 在微生物层面体现了CEM-UF组合膜富集氨氮分离有机物的优势.反硝化反应器活性污泥中在属水平上检测到多种具有反硝化功能的微生物, 反硝化菌所占比例为25.91%, 对系统反硝化脱氮有一定的贡献.(来源：环境科学 作者：邢金良)