MBR-SNAD工艺处理生活污水效能及微生物特征

张肖静，李 冬，梁瑜海，张 杰，3

(1.环境污染治理与生态修复河南省协同创新中心 (郑州轻工业学院)，450001郑州;2.水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室(北京工业大学)，100124北京;3.城市水资源与水环境国家重点实验室(哈尔滨工业大学)，150090哈尔滨)

全程自养脱氮工艺(completely nitrogen removal over nitrite，CANON)是近年来在厌氧氨氧化反应的基础上发展起来的，该工艺将亚硝化反应和厌氧氨氧化反应结合在同一个反应器中，在单一系统内完成总氮的去除［1-2］，其反应式［3］

然而，该工艺的最大总氮去除率仅为89%，无法实现完全脱氮.此外，该工艺完全不消耗COD，而不含任何COD的废水几乎是没有的.因此，在CANON工艺的基础上，提出了同步亚硝化厌氧氨氧化反硝化(simultaneous partial nitrification，anammox and denitrification，SNAD)工艺［4-5］.该工艺将反硝化反应

耦合进CANON工艺，即将式(2)与式(1)两种反应结合，去除CANON反应生成的硝氮，同时消耗一部分 COD，实现碳氮的同时去除［4，6］.SNAD 工艺已经在几个处理高温高氨氮废水的实验室系统中得到成功应用［5，7-10］，目前关于低氨氮废水的研究还较少，尤其是生活污水的研究未见报道.

本文在MBR内首先启动了CANON工艺，之后通过逐渐加入COD转变为SNAD工艺，在其稳定运行后逐步引入生活污水，考察了常温下MBR-SNAD工艺应用于实际生活污水处理的可行性及系统内的脱氮路径，利用克隆-测序技术分析了处理生活污水的MBR系统内的微生物特征，以期为该工艺的应用提供技术指导.

1 实 验

1.1 实验装置

以SNAD工艺稳定运行的MBR用于处理生活污水，考察污染物去除效果及相应的微生物特征，MBR反应器装置见图1.反应器高40 cm，内径13 cm，有效体积3 L.内部放置聚偏氟乙烯中空纤维膜组件(厦门，鲲扬)，膜孔径 0.1μm，有效面积0.2 m2，膜清水通量36 L/h.反应器底部设曝气环供氧，内部设机械搅拌器混合泥水.连续进水的同时，通过蠕动泵经由膜丝连续抽吸出水.整个反应器置于直径30 cm的水浴中，保证恒温25℃运行.实验过程中曝气量为0.4 L/min左右，DO 为0.15 mg/L，HRT 为 3.0～3.1 h.

图1 MBR反应器装置原理

1.2 实验用水

首先以1/2生活污水加1/2配水的条件运行，其中配水中以(NH4)2SO4、NaHCO3及葡萄糖为主要基质，并添加少量 KH2PO4、MgSO4·H2O、无水 CaCl2及微量元素溶液［11］，配水中氨氮质量浓度为100 mg/L，COD为400 mg/L.运行1个月之后，将进水改为全部生活污水.该生活污水取自某家属区化粪池沉淀后废水，实验期间生活污水水质见表1.

表1 实验期间生活污水水质

1.3 分析方法

NH4+-N:纳氏试剂分光光度法;NO2--N:N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NO3--N:紫外分光光度法;COD:5B-3B型COD快速测定仪;碱度:ZDJ-2D电位滴定仪;DO、pH、T:WTW多电极测定仪.

1.4 DNA提取和克隆测序

在实验的最后1 d从反应器中取污泥，利用DNA提取试剂盒(上海生工)根据说明书步骤提取基因组DNA，提取出的DNA在0.8%的琼脂糖凝胶中电泳检测，以检查纯度及长度是否正确.之后利用纯化试剂盒对DNA进行纯化，以去除蛋白质等杂质.

对纯化后的DNA采用正义引物27 F(5’-AGAGTTTGATCCTGGCTCAG-3’)和反义引物1492 R(5’-GGTTACCTTGTTACGACTT-3’)进行基因组16SrRNA的扩增.PCR扩增条件如下:94℃，5 min;35个循环(94℃，30 s;55℃，40 s;72℃，90 s);72℃，8 min.之后利用纯化试剂盒(上海生工)将PCR产物纯化回收，采用pMD19-T克隆系统进行克隆，克隆子送至上海生工公司在ABI3730系统上进行测序.共测得22个有效序列，有效序列采用BLAST工具与GenBank数据库中的注册序列进行比对.

2 结果与讨论

2.1 生活污水中污染物的同时高效去除

在稳定运行的MBR-SNAD系统，第1阶段(第6～37天)首先加入1/2的生活污水及1/2的人工配水，第2阶段(第38～96天)则改为全部生活污水，总氮去除效果如图2所示.在反应器引入1/2生活污水后，出水氨氮最初有几天升高，这可能是由于生活污水中存在的有机物、表面活性剂等，使得微生物不能很快适应水质的变化.同时，总氮去除率和总氮去除负荷(RNR)也有一定程度的下降.然而，生活污水的引入并没有对该系统造成太大的冲击，RNR很快开始升高，而且一直呈现升高的趋势.运行1个月时RNR基本稳定，出水亚氮和硝氮几乎均检测不到.这些结果表明，反应器里亚硝化、厌氧氨氧化和反硝化很好地完成了相互适应的过程，在同一个系统内协同合作，实现了异养脱氮与自养脱氮的耦合.1个月后，将进水改为全部生活污水，进水氨氮质量浓度波动较大，然而在两个月的运行期间，反应器均能够保持较高的RNR，基本稳定在0.65 kg/(m3·d)，总氮去除率稳定在93.3%，出水氨氮小于5 mg/L，能够达到城市污水一级A排放标准.可见，总氮去除率远远高于CANON工艺的理论最高去除率，这说明将生活污水引入CANON工艺，实现了反硝化与CANON工艺的耦合，即SNAD工艺，能够提高总氮去除率，进一步增强脱氮效果.

图2 生活污水中总氮去除效果

生活污水中COD的去除效果如图3所示，生活污水中COD在300 mg/L左右，质量浓度波动较大，但是出水COD一般能保持在50 mg/L以下，达到城市污水厂的一级A出水要求，COD去除率最终稳定在87.2%左右.SNAD最大的优势是能够利用COD反硝化CANON反应产生的硝氮，既能提高总氮的去除率，又能减少降解COD消耗的溶解氧.之前的一些CANON工艺中，根据反应式理论的最大总氮去除率为89%，实际中都要小于理论值.Chang等［12］的研究得出在常温CANON生物滤柱中总氮去除率为70.14%，而本文稳定在87.2%.之前的研究均采用先将COD去除，再进行CANON工艺自养脱氮的方式，或者直接对人工配制的不含COD的废水进行研究，总氮去除率均在80%以下［12-13］.而本文在一个反应器中同时实现了COD和总氮的高效去除，总氮去除率稳定在93.3%，且不需要外加任何物质，具有良好的发展前景.

由图4可知，该系统对SS具有很好的去除能力，进水浊度在14.1～145 NTU波动，而出水浊度一直保持在1 NTU以下.这是由于膜组件的高效过滤作用，膜孔径为0.1μm，绝大部分SS均得到有效去除.在城市污水厂中，一般先前设初沉池对SS进行去除，再进行生物反应.本实验中，只在配水桶中对生活污水进行简单初沉之后，将大块杂质去除以免堵塞膜孔，之后即进水反应，得到较好的出水水质.如后续接化学除磷装置，则可实现生活污水中所有污染物的同时高效去除.实验结果证明了MBR-SNAD系统是处理生活污水的适宜装置，可以有效去除生活污水中的多种污染物，达到污水排放标准.该系统可作为小区回用水装置或者小型工业废水处理装置等，为含氮废水的单独处理提供了一个新思路.

图3 生活污水中COD去除效果

图4 生活污水中浊度去除效果

2.2 脱氮路径分析

在处理生活污水的过程中，Δρ(硝氮)与Δρ(氨氮)比小于CANON反应的理论值0.11，推断反应器内存在反硝化反应.为进一步考察反硝化在生活污水处理系统中的作用，对反应器运行的两个阶段进行脱氮路径分析，其计算基于 CANON反应式(式(1))和反硝化反应式(式(2)).由于之后的微生物检测中没有检测到NOB，假设反应器中不存在硝化过程，也不存在由反硝化生成的亚氮［6，8］.选各阶段最后15 d的数据进行分析，进出水水质见表2.

表2 各阶段稳定期的平均进出水水质 mg·L-1

在阶段1，反应器出水中亚氮和硝氮均有积累，亚氮的积累是由AOB将氨氮氧化而anammox没有及时转化所致.因此，在阶段I氨氮的转化量分为两部分，一部分转化为亚氮(a)，一部分被anammox(b)利用.而转化生成的亚氮又可分为残留在反应器中的部分(c)和被anammox利用的部分(d).由于anammox进行厌氧氨氧化反应消耗氨氮和亚氮的摩尔比为1∶1，被anammox利用的亚氮对应的氨氮为d，其与anammox利用的氨氮之和为参与CANON反应的氨氮量.因此，氨氮的转化量包括残留在反应器中的亚氮(c)和参与CANON反应的部分(b+d).

基于以上分析，参与CANON反应的氨氮为

根据式(1)，CANON反应去除的总氮为81.08×0.89=72.16 mg/L;

生成的硝氮为 0.11×81.08=8.92 mg/L;

因此，反硝化消耗的硝氮为 8.92+0.36-0.9=8.38 mg/L;

根据式(2)，反硝化1 g硝氮需消耗2.86 g COD，因此，反硝化消耗的 COD 为 7.4×2.86=21.16 mg/L;

COD 总去除量为 294.94-39.82=255.12 mg/L;

其余的COD去除则由异养菌氧化完成，即255.12-21.16=233.96 mg/L;

总氮去除量为 ρ进水(NH4+)+ρ进水(NO2-)+ ρ进水(NO3-)-(ρ出水(NH4+)+ρ出水(NO2-)+ρ出水(NO3-))=94.62+0.36+0.36-(13.12+0.78+0.9)=80.54 mg/L.

所以，反硝化占总氮去除的比例为8.38/80.54=10.4%;厌氧氨氧化所占的比例为 72.16/80.54=89.6%.

在阶段2，出水中亚氮和硝氮均为0.进水中的亚氮由CANON反应转化，CANON反应生成的硝氮及进水中的硝氮则均由反硝化反应转化.

因此，参与CANON反应的氨氮和亚氮总和为

根据式(1)，CANON反应去除的总氮为81.66×0.89=72.68 mg/L;

生成的硝氮为 0.11×81.66=8.98 mg/L.

因此，反硝化消耗的硝氮为 8.98+1.06-0.06=9.98 mg/L;

反硝化消耗的 COD 为 9.98×2.86=28.55 mg/L;COD 总去除量为 262.43-32.88=229.55 mg/L;

其余的COD去除则由异养菌氧化，即229.55-28.55=201 mg/L;

总氮去除量为ρ进水(NH4+)+ ρ进水(NO2

-)+ρ进水(NO3

-)-(ρ出水(NH4+)+ρ出水(NO2

-)+ρ出水(NO3

-))=84.96+0.11+1.06-(3.41+0+0.06)=82.66 mg/L.

所以，反硝化占总氮去除的比例为 9.98/82.66=12.07%;厌氧氨氧化所占的比例为 72.68/82.66=87.93%.

由上述结果可知，在处理全部生活污水阶段，反应器中反硝化比例高达12.44%，而SNAD工艺中反硝化的理论最大比例仅为11%.出现该差异的原因是进水中含有少量硝氮，而这部分硝氮也被反硝化转化，因此增加了反硝化比例.同时，该阶段的结果说明，系统内的COD大多通过好氧氧化去除，经反硝化去除的COD不足30 mg.因此，在实际应用中，可以首先前接厌氧产能工艺，将生活污水中大部分COD转化为能源，出水进入MBR-SNAD系统进行氨氮去除和COD的进一步去除，从而实现能源回收和低耗脱氮.

2.3 生活污水处理系统中的微生物特征

该生活污水处理系统运行稳定后，取泥样进行微生物群落组成分析，克隆测序结果见表3.可以看出，克隆 1、2、3均 属于亚 硝化 单 胞菌(Nitrosomonas)，属于AOB，在该系统内主要负责氨氮的好氧氧化.而克隆 4为厌氧氨氧化库氏菌(Candidatus Kuenenia stuttgartiensis)，属于 anammox菌［14］，主要负责将AOB生成的亚氮和剩余的氨氮转化为氮气排放.克隆5和6属于反硝化菌，同时克隆7也具有反硝化功能［15］，负责将anammox生成的硝氮转化为氮气，实现TN的进一步去除.由此可见，在测得的22个有效序列中包含有1/3的脱氮功能菌，因此，脱氮菌仍然是系统内的优势微生物，该系统是以脱氮为主体的反应系统，这与反应器表现出高效的脱氮性能一致.另一方面，3个AOB的序列均属于亚硝化单胞菌，说明AOB群落较单一，从侧面也证明了是自养脱氮为主体的工艺，因为自养脱氮系统对于亚硝化单胞菌具有优先选择性.同时，3种脱氮菌的共存也证明了反硝化与CANON工艺的成功耦合，即SNAD工艺的成功实现.3种微生物在该系统内协同作用，完成了COD和TN的同时去除.

反应器内COD的去除主要是由好氧异养菌和厌氧反硝化菌两类细菌完成.由2.2节的计算过程可知，通过反硝化去除的COD很少，COD的去除大部分由好氧异养菌完成.好氧异养菌的分类很多，且很多细菌均具有该能力，因此，目前没有很好的微生物学方法对其进行鉴定或者划分.在这22个序列中，有12个序列属于变形菌门，证明了变形菌门的优势地位，此外还包含一些与未培养的序列相似度较高的序列.克隆22为菌胶团，证明反应器内主要是以活性污泥法为主体的生态系统.

表3 16S rRNA的克隆－测序结果

3 结论

1)MBR-SNAD工艺适宜处理生活污水，可实现C、N及 SS的同时高效去除.总氮去除负荷达到0.65 kg/(m3·d)，出水氨氮小于 5 mg/L;COD 去除率达87%，出水COD小于50 mg/L;浊度去除率达99%，出水浊度小于1 NTU.

2)处理生活污水的MBR-SNAD工艺中主要存在好氧氨氧化、厌氧氨氧化和反硝化多种脱氮路径，其中自养脱氮比例为88%，异养反硝化比例为12%.

3)系统内脱氮微生物为亚硝化单胞菌、厌氧氨氧化库氏菌和反硝化菌，3种微生物协同作用完成了COD和TN的同时去除.

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