厌氧折流板反应器处理N,N-二甲基乙酰胺效能及其微生物群落特征*

2021-10-11王万鑫王建芳钱飞跃王弄潮冯新宇

环境污染与防治 2021年9期

王万鑫王建芳,2,3# 钱飞跃,3,4 王弄潮冯新宇

(1.苏州科技大学环境科学与工程学院，江苏苏州 215009；2.苏州科技大学天平学院，江苏苏州215009；3.城市生活污水资源化利用技术国家地方联合工程实验室，江苏苏州215009；4.江苏高校水处理技术与材料协同创新中心，江苏苏州 215009)

N,N-二甲基乙酰胺(DMAC)是良好的极性溶剂，广泛应用于合成纤维材料和石油化工原料、涂料、医药[1]。DMAC废水生物毒性较高，目前主要通过超临界水氧化法[2]、Fenton氧化法[3-4]、光催化氧化法[5]、铁碳内解法[6]和吸附法[7]等进行预处理。然而这些预处理技术存在能耗高、设备投入大、与后续生物法耦合效果不佳等缺点，因此非常有必要开发适合DMAC废水特征的污水处理工艺。

DMAC在厌氧条件下能发生水解，转化成小分子有机物，有机氮转化成无机氨氮，厌氧后的水质也从高浓度有机废水变成低碳氮比废水，后续可采用短程硝化/反硝化、以厌氧氨氧化为核心的完全自养脱氮技术进行深度处理，避开传统厌氧/好氧生物脱氮的矛盾[8]。厌氧折流板反应器(ABR)利用污泥在水流、生物气及自身重力的搅拌下与废水充分混合，颗粒污泥在不同厌氧单元截留并实现相分离，极大地提高了反应器的处理效率[9-11]，适用于中高浓度工业废水处理。

关于DMAC废水在厌氧条件下转化规律的研究不多。本研究拟采用ABR预处理DMAC废水，利用ABR的相分离特征，分析DMAC水解氨化和有机物降解过程，考察运行控制条件对DMAC降解效能和转化规律以及对出水碳氮比的影响，进行ABR不同隔室污泥和微生物特征分析，为后续完全自养生物脱氮工艺提供良好的基质，实现高效低耗的生物处理，为工程应用提供技术参数。

1 研究方法

1.1 试验装置及试验设计

试验装置如图1所示，反应器由有机玻璃制成，包括4个隔室和1个沉淀区，有效容积为7.1 L(沉淀区不计为有效容积)，隔室内升流、降流体积比为5∶1，隔室宽为10 cm，平均有效高度为20 cm。反应器通过水浴控制温度在(33±1) ℃。

图1 ABR试验装置示意图Fig.1 Schematic diagram of the ABR experimental equipment

本试验期间维持稳定的进水DMAC浓度，厌氧污泥经过DMAC废水适应性驯化15 d，运行稳定后，通过逐级缩短水力停留时间(HRT)调控反应器运行负荷，在每个HRT条件下稳定运行30 d，考察DMAC降解、氨化的变化规律以及微生物特征。具体运行调控参数见表1。

表1 反应器不同阶段运行参数

1.2 接种污泥及进水水质

接种初始污泥取自某氨纶废水处理厂上流式厌氧污泥床(UASB)反应器，初始接种污泥质量浓度为15 g/L左右。试验进水为人工配制，DMAC等水质指标模拟某氨纶废水处理厂出水，通过添加碳酸氢钠调节pH，具体进水水质见表2。

表2 废水水质特征

1.3 分析方法

DMAC浓度采用紫外分光光度法测定，通过全波段扫描后确定在196 nm波长条件下测定吸光度。

COD采用重铬酸钾法测定；pH采用pH计(PB-10型)测定；氨氮采用纳氏试剂分光光度法测定；污泥粒径采用筛分法测定。

微生物多样性高通量测序方法：ABR在HRT为22 h稳定运行条件下，取4个隔室的颗粒污泥，采用DNA提取试剂盒抽提基因组DNA。用16S rRNA基因引物338F(ACTCCTACGGGAGGCAGCAG)和806R(GGACTACHVGGGT-WTCTAAT)对细菌16S rRNA基因进行聚合酶链式反应(PCR)扩增[12]。使用DNA凝胶回收试剂盒切胶回收PCR产物，由上海美吉生物医药科技有限公司完成对PCR扩增产物的高通量测序。

2 结果与讨论

2.1 HRT对DMAC厌氧降解过程的影响

HRT影响污泥截留性能、反应器流态和运行效能，是重要的运行调控参数[13]。HRT决定了微生物与污染物的接触反应时间，合理的HRT是维持反应器处理效率的基本要求[14]，较短的HRT有利于保持污泥床的流化状态及反应器的稳定。

不同HRT条件下，DMAC在ABR中浓度变化见图2。经过4个厌氧隔室逐级降解，出水DMAC浓度逐渐下降，当HRT为25 h时，DMAC降解率达99%左右；HRT缩短至22、19 h，DMAC降解率略有下降；HRT为16 h，DMAC平均降解率仍达93%。整体上看，DMAC平均降解率为95%。这表明DMAC在ABR中有着良好的降解性能，且通过控制合理的运行负荷，DMAC有望完全分解。

图2 反应器中各隔室DMAC质量浓度和降解率变化Fig.2 Variation of DMAC concentration and degradation rate in each compartment in the ABR

DMAC是含有氨基结构的有机物，在厌氧条件下有机氮水解转化成无机氨氮，甲基、乙酰基等官能团水解成小分子有机物和二氧化碳[15]，因此COD和氨氮作为废水重要的污染指标，其浓度变化规律能更好反映DMAC的降解转化过程。

COD的去除规律与DMAC的降解有很好的一致性(见图3)。当HRT为25 h，OLR为2.50 kg/(m3·d)时，COD几乎完全去除，去除率达到99%，说明在较低的OLR下，ABR有能力完全降解DMAC和水解产物。随着HRT缩短，OLR提高，COD去除率小幅下降；HRT为16 h，OLR为4.06 kg/(m3·d)时，COD去除率仍可达93%。段妮妮[16]采用UASB反应器处理DMAC废水，进水DMAC为903 mg/L、COD为1 813 mg/L，当HRT为18 h、OLR为2.41 kg/(m3·d)时，反应器的DMAC降解率仅为87.1%；当OLR逐步提高到4.06 kg/(m3·d)时，UASB反应器内COD去除率更是下降到了50%左右。相比之下，本研究结果优于UASB反应器中DMAC的降解结果。

图3 ABR中COD去除率及去除负荷变化Fig.3 Variation of COD degradation rate and load removal in the ABR

随着HRT的缩短，COD去除率虽略有下降，但ABR对COD去除负荷有显著提升。HRT从25 h逐级缩短至16 h，ABR中COD去除负荷从2.4 kg/(m3·d)提升至3.5 kg/(m3·d)。反应器中COD的高效去除结果表明，DMAC在ABR中的降解效率完全可以达到或超过其他物化、生化处理系统。

但本研究不以OLR去除量为主要指标，更关注DMAC预处理后水质变化。通过观察ABR各个隔室的氨化率，可以从另一视角了解DMAC降解进程。

DMAC水解过程中氮元素的转化过程如图4所示，当HRT为25、22 h时，出水平均氨氮高达230 mg/L，氨化率为90%左右。相对于DMAC和COD的浓度变化，第一隔室氨氮浓度相对较低，第二隔室氨氮浓度快速上升。这主要归因于碳氮键水解断裂，有机氮先转化成胺等，再生成氨氮，氨化率略滞后于DMAC降解速率。缩短HRT至19、16 h，OLR随之提高，会导致部分DMAC未完全水解，氨化率分别逐渐下降至86%和77%。

图4 ABR各隔室氨氮质量浓度及氨化率随运行时间的变化Fig.4 Variation of ammonia nitrogen concentration and ammoniation rate in each compartment with operation time in the ABR

DMAC厌氧水解过程中，COD快速下降，氨氮浓度逐渐增加，废水的水质由原来的高浓度有机废水转化成低碳氮比的高氨氮废水。HRT为25 h，氨化充分，有机物降解彻底，COD/氨氮(质量比)仅0.14左右。HRT缩短至16 h，COD/氨氮逐渐提高至0.9左右(见图5)。ABR可以通过改变HRT来调整COD/氨氮，对耦合后续完全自养脱氮工艺提供了良好的调控空间。

图5 COD/氨氮随运行时间的变化Fig.5 Variation of COD/ammonia nitrogen with operation time

2.2 ABR中不同隔室对DMAC降解的影响

ABR相当于由多个UASB构成，污泥在各个隔室中能够实现良好的相分离，各个隔室在污染物降解过程中发挥不同作用，污染物在各隔室中浓度不断下降。由图6可知，DMAC的降解主要集中于前两个隔室。HRT为25 h，约95%的DMAC在前两个隔室中降解，且第一隔室中DMAC的降解贡献率达82%，占据绝对优势。随着HRT缩短，OLR提高，第一隔室对DMAC降解的贡献率逐渐下降，后续隔室的贡献率提升，但前两个隔室的贡献率仍占明显优势。这一结果表明，ABR相分离结构有利于前置隔室高效厌氧降解有机物，当OLR提升时，后续隔室可有效应对负荷冲击。

图6 不同HRT下ABR各隔室DMAC降解贡献率、COD去除贡献率、COD/氨氮与pH变化Fig.6 Contribution rate of DMAC degradation and COD removal,as well as COD/ammonia nitrogen and pH for each compartment of the ABR under different HRT

ABR各隔室的COD去除贡献率与DMAC降解贡献率的变化规律相似，第一隔室对COD的去除也占绝对优势。

ABR第一隔室作为污染物降解最大贡献者，不同HRT条件下COD和DMAC平均出水浓度，以及出水中残余DMAC对COD的贡献见表3。第一隔室出水中COD主要是由残余DMAC引起的，占87%以上，表明DMAC水解易被直接矿化成二氧化碳，小分子有机物的积累率很低。HRT越短，残余DMAC对出水COD的贡献率越高。当HRT为16 h，DMAC对COD贡献率超过100%，说明DMAC在ABR中首先被厌氧颗粒污泥快速吸附，当HRT较短时，吸附的DMAC未完全降解，逐渐释放到水体中，导致贡献率偏高。在后续的隔室中，随着DMAC负荷的下降，吸附的DMAC被逐渐水解。

表3 不同HRT条件下ABR第一隔室出水DMAC、COD质量浓度及DMAC的COD贡献率1)

过高的COD/氨氮不利于自养脱氮。第一隔室COD/氨氮相对较高，在第二隔室以后，这一比值快速下降，说明氨化过程相对滞后于COD去除。通过HRT调控和ABR相分离，DMAC降解过程中，COD/氨氮可降到0.5以下，与后续自养生物脱氮反应器耦合时，不会对后续自养脱氮微生物产生抑制，并具有更好的调控空间。

高负荷运行的厌氧系统易因水解酸化性能下降，pH通常作为传统高浓度废水厌氧水解的重要指标。在DMAC水解过程中，pH略有波动，污水pH从第一隔室至第四隔室，先下降后回升，但稳定在7.2～7.5，几乎不受HRT的影响。这主要归因于DMAC水解产生无机氨氮，可形成有效缓冲体系，维持稳定的pH。

2.3 ABR中不同隔室颗粒污泥粒径与COD去除负荷的关系

自反应器运行第60天(HRT=22 h)取出部分污泥进行分析，如图7所示，各个隔室颗粒污泥粒径与COD去除负荷大致呈正向关系，ABR随污水推流，COD去除负荷下降，厌氧颗粒污泥的平均粒径逐渐减小。第一隔室中，COD去除负荷为1.99 kg/(m3·d)，颗粒污泥平均粒径为1.24 mm，粒径0.8 mm以上的颗粒污泥占76.7%。第二隔室污泥粒径集中于>0.50～1.25 mm，该粒径范围内的颗粒污泥占75.7%，后续两个隔室COD去除负荷为0.02～0.13 kg/(m3·d)，颗粒污泥粒径明显变小，>0.20～0.50 mm的颗粒污泥约占64%。ABR隔室相当于1个独立的小型UASB反应器，厌氧产生的气流推动污泥床上浮，为颗粒污泥生长提供有力的水力条件，且基质浓度高，促进基质向颗粒污泥纵向传质。在后续隔室，颗粒污泥粒径变小，比表面积较大，生物活性提高，截留、吸附污染物质的能力也提高[17-18]，因此，尽管ABR的污染物去除集中于前两个隔室，当HRT缩短，污染物去除负荷从第一隔室向后移时，后续的隔室作为维持ABR较高性能的有益补充，提升ABR系统的稳定性。

图7 各隔室颗粒污泥粒径与COD去除负荷Fig.7 Variations of particle size and COD removal load of sludge in each compartment

2.4 高通量测序结果分析

ABR中4个隔室的细菌在门水平上种群分布规律见图8。ABR中细菌的门类多样性较为丰富，按丰度排序，主要有绿弯菌门(Chloroflexi)、候选菌门(Patescibacteria)、变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、酸杆菌门(Acidobacteria)等门类，其中前3个门类占主导，丰度占比合计达57%～70%。绿弯菌门占绝对优势，丰度占比达32%～40%，该菌普遍存在于厌氧发酵反应器中。KINDAICHI等[19]发现绿弯菌门的丝状结构有利于生物膜的形成，对颗粒污泥的形成有重要意义。绿弯菌门主要作用是降解蛋白质和糖类，对难降解有机物有很好的去除效果[20]。候选菌门属于一种只能依赖宿主进行共生[21]的超小细胞，在系统微生物丰度中居第二位。候选菌门下有很多细菌涉及硫、氮、铁的循环，该菌的分布通常是由支持发酵的环境主导[22]。变形菌门是革兰氏阴性菌，多是腐生异养菌，以有机物为碳源，在反应器中承担的主要作用同样是去除有机物。拟杆菌门是化能有机营养型细菌，在活性污泥工艺中无处不在[23]，主要负责高分子化合物的降解[24]。在厌氧低营养的环境下，变形菌门会先诱导细菌裂解释放出细胞内物质作为二级底物，进行水解发酵增殖[25]。

图8 ABR各隔室污泥细菌门水平的群落组成Fig.8 Taxonomic classification of bacterial communities in the compartment of ABR at a phylum level

对ABR各隔室中细菌属水平的群落组成进行分析，结果见图9。反应器隔室内优势菌属为norank_o_SBR1031(11.54%～20.65%)、norank_o_Candidatus_Moranbacteria(2.26%～23.38%)、norank_c_Anaerolineea(6.63%～13.73%)等。norank_o_SBR1031、norank_c_Aeaerolineea都属于绿弯菌门厌氧绳菌纲(Aeaerolineea)，是厌氧消化的核心微生物，且SBR1031菌目成员编码了脱氢产乙酸的关键基因[26]，使得微生物可利用DMAC作碳源降解，有机物降解的同时，有机氮转化成氨氮。ABR中4个隔室氨氮浓度增加，norank_o_SBR1031菌属丰度也大致增加，微生物菌属的变化揭示了DMAC的降解规律，这一结果与WANG等[27]的研究一致。此外，SBR1031菌目下会有一些菌分泌有利于细胞黏连和聚团生长的紧密黏着蛋白[28]，这有利于颗粒污泥的稳定。