厌氧氨氧化耦合部分反硝化处理低浓度氨氮废水.docx

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1、厌氧氨氧化耦合局部反硝化处理低浓度氨氮废水厌氧氨氧化作为新型生物脱氮工艺具有节约能耗、污泥 产量低、脱氮效率高等优点，已经成功应用于污泥水、渗滤 液等高氨氮废水处理。而如何将厌氧氨氧化应用于城镇污水 的脱氮处理是目前国内外的研究热点。实现厌氧氨氧化反响的前提是获得稳定的亚硝酸氮作 为电子受体，而城镇污水中氨氮浓度低(2045 mg - L- 1), 出水水质要求高，通过低溶氧、游离氨或游离亚硝酸抑制等 传统方法很难实现稳定的局部亚硝化(partial nitrification),且局部亚硝化与厌氧氨氧化联用技术仍不 能解决出水中含有大量硝态氮的问题。因此，有研究提出将局部污水中的氨氮首先完全

2、硝化为 硝酸盐氮，然后将硝酸盐氮复原为亚硝酸盐氮，从而为厌氧 氨氧化的实现提供稳定的电子受体，有望成为未来城镇污水 高效低耗脱氮处理工艺，于是对城镇污水的厌氧氨氧化脱氮 研究转化为如何将硝酸盐复原与厌氧氨氧化开展高效地耦 合。目前认为可能的途径有3条：1)利用厌氧氨氧化菌自身 可开展局部硝酸盐异化复原(DNRA)的partial DNRA-anammox 耦合工艺；2)利用反硝化甲烷古菌开展局部反硝化(DAMO)的 DAMO-anammox耦合工艺;3)利用异养反硝化菌开展局部反硝 化 (partial denitrification) 的 partial denitrif ication-a

3、nammox 耦合工艺。中不能防止硝酸盐/亚硝酸盐会被继续复原，但不同周期内 耦合系统对氨氮的氧化速率基本维持不变，说明厌氧氨氧化 菌活性并未受到完全反硝化反响的竞争而降低，而是表现为 协同作用与反硝化菌共同脱氮。3结论1）通过接种优势菌群为Thauera （71. 85%）的反硝化污泥 与培养成熟的厌氧氨氧化污泥可实现局部反硝化与厌氧氨 氧化耦合，在乙酸钠做碳源的条件下可实现同步去除NH4+-N 和N03- -N,为低浓度氨氮废水（城镇污水）的高效脱氮提供 了根底。2）在 C0D/N03- -N 比为 2. 5,进水 N03- -N/NH4+-N 比在 的范围内均可实现局部反硝化与厌氧氨氧化

4、协同脱 氮，TN 的去除率分别为 73. 20%、87.89%、96.42%、91.98%, 最正确的N03- -N/NH4+-N比为1. 2。3）耦合系统内厌氧氨氧化菌与异养反硝化菌存在协同 与竞争关系，进水NO3-N的84. 3%通过厌氧氨氧化途径转 化为氮气，剩余15. 7%通过异养反硝化途径转化为氮气。DNRA-anammox耦合工艺与DAMO-anammox耦合工艺存在 控制困难、氧化速率慢、效率低、功能微生物难富集等问题， 在实际污水脱氮中的应用还有一定的难度。在反硝化过程中，亚硝酸盐积累是一个普遍存在的现象, 可通过选择合适的碳源、控制适宜的碳氮比和反响时间等条 件，较易筛选出将

5、硝酸盐仅复原到亚硝酸盐的局部反硝化异 养菌，实现亚硝酸盐的稳定积累。局部反硝化与厌氧氨氧化技术联用可以实现同步脱氮 除碳，防止了出水中硝酸盐的积累，同时通过局部反硝化途 径为厌氧氨氧化反响提供了亚硝酸盐，具有操作简单、运行 稳定等优点，有望实现厌氧氨氧化技术在城镇污水处理主流 工艺中的应用。本研究以接种具有高效局部反硝化能力的局部反硝化 菌(Thauera)和厌氧氨氧菌(Candidatus Brocadia)在同一反 应器中形成耦合系统，以乙酸钠为碳源，在COD/NO3- -N比 为2. 5,进水N03- -N/NH4+-N比为1.2的条件下,通过2种 污泥的活性计算，使得接种到耦合系统的2

6、种污泥能同时发 生局部反硝化与厌氧氨氧化反响，以到达在低COD情况下可 同时去除氨氮与硝酸盐的目的。1材料与方法接种污泥厌氧氨氧化接种污泥取自稳定运行5年的SBR,总氮(TN) 去除负荷为1.7 kg (m3 d) - 1, TN去除率为(89. 87 0.43)%,污泥呈红棕色，颗粒化程度良好。宏基因组测序结 果说明污泥中的优势菌为Candidatus Brocadia (34. 1%) o局部反硝化接种污泥取自稳定运行1年的SBR,进水 C0D/N03- -N 比为 2. 5, N03- -N 浓度为 50 mg - L- 1, N02 -N的积累率稳定在95九 宏基因组测序结果说明，污泥

7、中 的优势菌为 Thauera （71. 85%） 实验装置与运行方式实验装置为工作容积1 L的SBR,通过恒温水浴控制反 应器温度为309左右。实验方式分为批式实验和连续实验。 批式实验分4批开展，各批次的厌氧氨氧化菌和局部反硝化 菌的污泥浓度及进水条件一样，但N03- -N/NH4+-N比不同， 考察不同NO3- -N/NH4+-N比下TN去除效果。在批式实验的 根底上，以最正确NO3- -N/NH4+-N比开展连续实验，考察 厌氧氨氧化菌和局部反硝化菌的活性变化。SBR的运行周期 为130 min,其中，进水2 min,曝气搅拌100 min,沉淀 20 min, 出水 3 min, 闲

8、置 5 min。1.1 实验废水实验反响器采用人工配制的进水，组分组成：NH4cl （以 N 计）2040 mg - L- 1, NaNO3（以 N 计）2050 mg - L- 1, 乙酸钠（以 C0D 计）60120 mg - L- 1, KHCO3 500 mg - L- 1, KH2P04 50 mg - L- 1, CaC12 2H20 180 mg - L- 1 , MgS04 7H20 100 mg - L- 1,微量元素 I、 II各 1 mL - L- 1。1. 4反响活性的测定方法厌氧氨氧化反响、反硝化反响及厌氧氨氧化耦合局部反 硝化反响的活性测定方法一样，具体操作步骤如下

9、：反响周 期完毕时，从反响器中取200 mL颗粒污泥混合液，经无氧 水淘洗后置于500 mL用锡箔纸包裹的广口瓶中，依据测定 的活性不同，参加相应的基质，然后用含微量元素的无氧水 定容至400 mL,用橡胶塞塞紧后向瓶内通入高纯氮气 (99. 999%)以维持厌氧条件。反响pH由PBS缓冲溶液控制在 7. 5,定时取样，分析测定样品中的NH4+-N、N03-N、N02 N等指标。厌氧氨氧化反响活性测定时起始基质浓度为NH4+-N 30 mg - L- 1, N02- -N 40 mg - L- 1, KHC03 0. 5 g - L- 1；反 硝化活性测定时起始基质浓度为N03- -N 30

10、mg - L- 1, COD 75 mg - L- 1;厌氧氨氧化耦合局部反硝化反响活性测定时所 加起始基质浓度为 NH4+-N 30 mg - L- 1, N03- -N 36 mg - L- 1, COD 90 mg - L- lo耦合反响中用氨氮的氧化速率和 硝酸盐的复原速率分别代表厌氧氨氧化菌与局部反硝化菌 的活性。1. 5分析方法. 1常规指标分析各项指标均按文献中的方法开展测定：NH4+-N：纳氏试 剂分光光度法;N02- -N： (1-蔡基)-乙二胺分光光度法;N03 -N：紫外分光光度法;pH采用雷磁PHS-3C型pH计;MLSS 和MLVSS采用重量法。荧光原位杂交接种的厌氧

11、氨氧化颗粒污泥中的微生物菌群采用荧光 原位杂交法开展分析，具体操作参照文献中的方法开展。颗 粒污泥采用冷冻切片机(Leica CM 1950, Germany)开展切片， 杂交后的样品通过激光共聚焦显微镜(TCS SP8,莱卡)开展 观察，并在100倍的物镜下采集图像。实验所用探针如下表1所示，总细菌采用Eub338mix（为 Eub338, Eub338 n及Eub338m三者等体积混合），厌氧氨氧 化菌采用Amx368o厌氧氨氧化菌的定量是在每个污泥样品共 随机采集50张图像，经Image-Pro Plus软件处理后，统 计目标微生物占总生物量的比例。表1荧光原位杂交实验中监测厌氧氨氧化菌

12、所用探针速率及转化效率计算局部反硝化过程的速率及亚硝氮积累率按式（1）（3） 计算：厌氧氨氧化过程的速率按式（4）（6）计算：2结果与讨论厌氧氨氧化接种污泥种群构造接种的厌氧氨氧化污泥荧光原位杂交照片如图1所示。 图1中显示红色荧光信号（厌氧氨氧化菌）与绿色荧光信号 （总细菌）的重合度较高，且颗粒污泥的荧光信号呈环形，外 部荧光信号比内部强，这是因为受传质阻力的影响，使得颗 粒污泥外部基质浓度较高，颗粒内部基质缺陷而引起细胞自 融所致。由局部放大图（图1（d）可见颗粒污泥微生物以微小 的菌落群聚集分布，各群落间可能含有大量胞外聚合物，而 胞外聚合物有利于污泥颗粒化。厌氧氨氧化菌的含量占总细 菌

13、含量的（90.394.76）%,说明接种污泥中厌氧氨氧化菌为 优势菌属，接种该污泥有利于耦合实验的开展。图1接种厌氧氨氧化颗粒污泥FISH分析耦合前局部反硝化与厌氧氨氧化污泥活性图2为局部反硝化污泥的反响活性测定结果。实验结果 显示，随着反响的开展，硝酸盐浓度逐渐降低，同时亚硝酸 盐浓度逐渐增加。反响起始时测得N03- -N与N02- -N浓度 分别为 32. 45 mg L- 1 与 0. 68 mg , L- 1,反响 60 min 时 测得N03-N与NO2- -N浓度分别为0. 81mg L- 1与29. 22 mg - L- 1,反响过程中硝酸盐的复原量与亚硝酸盐的积累量 大致一样，

14、可实现亚硝酸盐的稳定积累。由式(1)式(3)计 算可得硝酸盐的复原速率为257. 68 mg - (g h) - 1,亚硝酸 盐的积累速率为225. 76 mg - (g h) - 1,亚硝氮的积累率高 达 90.19%o图2局部反硝化反响过程中N03-N与N02-N浓度随 时间的变化.图3为厌氧氨氧化污泥的反响活性测定结果。反响过程 中NH4+-N.N02- -N的降解与NO3- -N的产生均为零级反响, 线性关系良好。其中， N02- -N/ NH4+-N为1. 36 + 0. 11, AN03- -N/ A NH4+-N 为 0. 250. 04,比 LOTTI 等报道的理论 值(1.

15、146)偏大。反响完毕后测得MLVSS为2 067 mg - L- 1, 由式(4)式(6)计算得氨氮与亚硝氮的降解速率分别为 9. 13 mg (g , h) - 1 和 12. 84 mg , (g , h) - 1,硝氮的生成 速率为 3. 02 mg , (g , h) - lo由活性测定结果可知，局部反硝化过程中亚硝酸盐的积 累速率是厌氧氨氧化过程中亚硝酸盐复原速率的17.58倍, 为保证耦合过程中两者的速率平衡，按此比例向反响器中接 种厌氧氨氧化污泥与局部反硝化菌污泥量。图3厌氧氨氧化反响过程中NH4-N、N02N和N03 -N浓度随时间的变化2. 3不同N03- -N/NH4+-

16、N比下耦合批式实验结果不同N03- -N/NH4+-N比的批式实验结果见图4。当N03 -N/NH4+-N比在0.81.6的范围时，随着反响的开展， NH4+-N和N03- -N浓度均呈下降趋势，说明反响器中厌氧氨 氧化作用与反硝化作用同步开展，实现了两者的耦合。进水N03-N/NH4+-N比不同，各反响物的去除率也不 一样。图4(a)和图4(b)是N03- -N/NH4+-N比分别为0. 8和 1.0的情况。当NO3-N被完全消耗后，尚有局部剩余NH4+-N 存在，且比值越高，剩余越少。这是由于进水硝酸盐量太少 不能为厌氧氨氧化反响提供足够的N02-N,使得厌氧氨氧 化反响由于缺乏电子供体而

17、终止。当NO3- -N/NH4+-N比值为1. 2时(图4(c),反响过程 中局部反硝化反响产生的N02- -N刚好被厌氧氨氧化反响所 利用，两者协同脱氮。当N03- -N/NH4+-N比值继续增大为 1.6时(图4(d),硝酸盐经局部反硝化提供的N02- -N已超 过厌氧氨氧化反响所需数值，NH4+-N被完全消耗后，尚有部 分剩余的硝酸盐，此后，厌氧氨氧化反响终止，剩余的N03 -N被继续复原。由于水中无氨氮存在，阻碍了反硝化菌的合成，因此, 相应的硝酸盐利用速率也随之下降，由6. 83 mg , (g , h) - 1 降为1. 89 mg - (g - h) - lo剩余N03- -N一

18、局部复原为N02 -N,另一局部被完全反硝化复原为N2。虽然此时TN的去 除率仍高达91. 98%,但在该条件下长期运行，由于具有完全 反硝化功能的异养菌增殖，将不利于耦合系统的稳定。批式实验结果说明，N03- -N/NH4+-N的最正确比值为 1. 2,此时NH4+-N、N03-N及TN的去除率分别为92.的、 99. 68%和 96. 42%o图4不同进水N03- -N/NH4+-N比下耦合反响中各氮素 浓度变化4耦合系统的连续运行状况耦合系统连续运行20个周期，进出水三氮变化及结果 见图5O在起始的2个周期进水NO3- -N/NH4+-N比拟小，分 别为0. 96和0. 99,以便反硝化

19、菌和厌氧氨氧化菌逐渐适应 培养环境;其后，进水N03- -N/NH4+-N比值均控制在最正确 范围(1.11.3)。在实验条件下，耦合系统在低浓度氨氮下 获得了稳定的脱氮效果。在进水NH4+-N浓度2030 mg - L- h N03- -N浓度为 2535 mg-L- 1时，出水NH4+-N浓度从12 mg - L- 1逐渐 降低到3 mg L- 1以下，N03- -N与NO2- -N浓度均在1. 5 mg L- 1以下，NH4+-N、N03- -N和TN的平均去除率分别 为 86. 5%、95. 2%和 94. 88%o图5局部反硝化厌氧氨氧化耦合反响器运行期间脱氮 性能图5(c)为运行期

20、间耦合系统中厌氧氨氧化反响与局部 反硝化反响的活性变化情况。在耦合反响器运行过程中，厌 氧氨氧化菌对氨氮的氧化速率基本恒定，维持在(4.62 土 0. 44) mg , (g , h) - 1；而局部反硝化菌对硝酸盐的复原速率 在呈逐渐增大的趋势，由(4. 040.43) mg - (g h) - 1增加 到(5. 51。30) mg - (g h) - 1,这是由于局部反硝化菌的 增殖速率(Y=0. 3)相对厌氧氨氧化菌(Y=0. 0660. 01)较快, 单位体积中的局部反硝化菌含量增高所致。从耦合系统典型周期内各氮素变化的趋势(图5(d)也 可以看出，随着培养周期的增加，耦合系统中微生物

21、降解氨 氮的曲线斜率基本不变，而硝酸盐复原的曲线斜率逐渐增大, 这与耦合系统中2种不同的微生物的脱氮途径(硝酸盐经亚 硝酸盐由厌氧氨氧化菌转化为氮气和硝酸盐经亚硝酸盐由 反硝化菌转化为氮气)有关，可以用参与耦合反响的ANO3- -N/ A NH4+-N的比值来衡量o当N03- -N通过局部反硝化全部复原为N02- -N为氨氧 化提供电子受体时，在不考虑细胞合成的条件下，ANO3- -N/ A NH4+-N的比值与厌氧氨氧化的 N02 - -N/ NH4+-N的 比值一样，即1.146；在考虑局部反硝化菌的合成时，由于部 分反硝化菌的增殖会消耗局部氨氮，从而导致AN03- -N/A NH4+-N的比值降低，由本实验第2周期的结果可见，AN03 -N/ A NH4+-N的比值约为0. 99,与KALYUZHNY等的研究结 果(0. 97)相近。随着培养时间的增加，参与耦合反响的 N03- -N/ NH4+-N比值逐渐增大，并且稳定在1. 150. 21(第20周期), 出水中并未检测到N02- -N积累，说明超出的亚硝酸盐被继 续复原为氮气，经计算，该局部N03-N占进水N03-N的 15. 7%o YESHI等在研究主流厌氧氨氧化工艺处理低浓度市政 废水时同样发现异养反硝化与厌氧氨氧化共存，且通过反硝 化去除的氮占进水总氮的20%o虽然在低氨氮浓度下厌氧氨氧化耦合局部反硝化过程