王衫允,馬 斌,賈方旭,彭永臻,*

?

AAO污水處理工藝中厭氧氨氧化效能及微生物交互作用

王衫允1,馬 斌2,賈方旭2,彭永臻1,2*

(1.哈爾濱工業(yè)大學,城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 150090；2.北京工業(yè)大學,北京市水質科學與水環(huán)境恢復工程重點實驗室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術研究中心,北京 100124)

選取3座AAO工藝市政污水處理廠為研究對象,應用qPCR和15N穩(wěn)定同位素示蹤技術,考察活性污泥樣品中厭氧氨氧化菌豐度、速率、功能及與其他氮循環(huán)微生物的季節(jié)性交互作用.結果表明,所有樣品中均能檢測到厭氧氨氧化菌,其豐度為106~107copies/g VSS,速率為0.11~0.90μmol N/(g VSS·h).較自養(yǎng)硝化而言,異養(yǎng)反硝化過程不僅具有為厭氧氨氧化菌提供更多NO2-的潛勢,還是NO2-的強力競爭者;而自養(yǎng)硝化過程中的AOB較AOA能提供更多NO2-.厭氧氨氧化菌對氨氧化的貢獻率為2.55%~7.89%,對系統脫氮的貢獻率為2.07%~6.59%,且夏季表現均高于冬季.CCA結果進一步證明環(huán)境溫度是活性污泥中厭氧氨氧化表現的關鍵環(huán)境要素之一,而反硝化和硝化速率則是關鍵微生物因素.說明雖然厭氧氨氧化菌在污水生物處理系統中的豐度并不高,但依然起著不容忽視的脫氮效能,該研究結果補充了污水生物處理脫氮過程和氮素遷移轉化過程中的氮平衡計算,為厭氧氨氧化在低氨氮城市污水處理領域的生產性應用提供理論支持.

厭氧氨氧化；硝化；反硝化；氨氧化；脫氮效率

傳統氮循環(huán)理論認為,異養(yǎng)反硝化是自然界氮氣生成的唯一生物過程,而新型氮循環(huán)過程厭氧氨氧化的發(fā)現改變了這一認識.厭氧氨氧化(Anammox)是指在缺氧條件下厭氧氨氧化菌以亞硝酸鹽(NO2-)為電子受體將氨(NH4+)直接氧化為氮氣(N2)的生物過程,其中,厭氧氨氧化菌是一類化能自養(yǎng)型細菌,30~40℃條件下,倍增時間為10~14d[1].

目前,厭氧氨氧化已被廣泛發(fā)現于自然生態(tài)系統.在海洋系統,厭氧氨氧化多發(fā)生于洋流交匯區(qū),即氧最小區(qū)(OMZ)[2],且承擔了超過50%的氮循環(huán)貢獻量[3].而在陸地系統的多種環(huán)境條件[4-5]均檢測到具有活性的厭氧氨氧化反應,且在湖泊岸邊帶系統發(fā)生厭氧氨氧化“熱區(qū)”效應,對氮循環(huán)的貢獻率高達35%[5-6].厭氧氨氧化在海洋和陸地自然生態(tài)系統的廣泛發(fā)現表明,厭氧氨氧化菌具有廣闊的生態(tài)位[7],且對氮循環(huán)起重要的作用,同時推測,在高氮通量和介質交匯區(qū)易發(fā)生活躍的厭氧氨氧化反應[8].

厭氧氨氧化同樣被發(fā)現于部分人工生態(tài)系統,如:人工濕地[9]、農田[10]等.作為世界上最大最典型的人工生態(tài)系統應用,污水處理廠利用人工強化生物硝化反硝化過程來實現氮污染廢水的凈化,對解決水體富營養(yǎng)化甚至全球氮循環(huán)都起到不可忽視的作用.氨氮作為污水最主要的污染物之一,使污水處理廠具有極高的氮通量[11];由于曝氣攪拌等基礎工藝運行條件引起泥水兩相介質間進行頻繁的交互作用[11];且厭氧氨氧化菌自身具有廣闊的生態(tài)位[7].因此,推測厭氧氨氧化反應很有可能發(fā)生于普通市政污水處理系統.然而,到目前為止,厭氧氨氧化是否也廣泛發(fā)生于污水處理系統,及其對氮污染物的去除能力和對氮循環(huán)的貢獻率尚不明確.

厭氧-缺氧-好氧工藝(AAO)是國內外應用最廣泛的同步脫氮除磷工藝[12].本文選取3座AAO工藝市政污水處理廠為研究對象,應用實時定量qPCR技術和15N穩(wěn)定同位素示蹤技術,考察季節(jié)性活性污泥樣品中厭氧氨氧化菌豐度、活性、以及與其他氮循環(huán)微生物過程(硝化、反硝化)的耦合關系.探討厭氧氨氧化在污水處理系統的存在性及其對氮污染物去除和氮循環(huán)的貢獻.同時,為厭氧氨氧化在低氨氮城市污水處理領域的生產性應用提供理論支持.

1 材料與方法

1.1 污泥和進水水質特征

選取3座位于中國北方的AAO工藝市政污水處理廠為研究對象,其基本運行參數詳見表1.樣品取自各市政污水處理廠的AAO曝氣池的泥水混合物,3個平行樣,冬夏兩季分別取樣.樣品取好后,迅速置于冰上,盡快運送回實驗室,一部分進行理化指標檢測,一部分進行氮循環(huán)微生物過程速率測定,剩余樣品儲存于-80℃冰箱,用于后續(xù)分子生物學分析.

1.2 檢測分析方法

溶解氧(DO)、pH值和溫度(T)采用便攜式多參數水質測試儀(WTW Company, Weilheim, Germany)原位測定;水樣分析項目中的氨氮(NH4+)、硝氮(NO-)和總氮(TN)采用連續(xù)流動分析儀Milwaukee, WI, USA)測定;COD和揮發(fā)性懸浮固體濃度(VSS)依據國家標準方法[13]測定.理化指標結果詳見表1.

1.3 DNA提取和qPCR技術

稱取0.2g左右經-50℃冷凍干燥處理的活性污泥樣品,利用土壤DNA快速提取試劑盒(Bio 101, Vista, CA)提取樣品的總DNA.分別采用通用引物341f/535r和特異性功能基因引物HSBeta396F/HSBeta742R對全細菌和厭氧氨氧化細菌進行定量分析,引物序列、反應體系及升溫程序見文獻[14,16-18].標準曲線是將已知濃度的質粒DNA進行10倍梯度稀釋建立完成.標準品和待測樣均設3個平行,同時設置陰性對照,要求擴增效率和可決系數2分別大于95%和0.98.

1.4 各氮循環(huán)微生物過程速率測定

1.4.115N穩(wěn)定同位素技術測定厭氧氨氧化和反硝化速率 取10.0mL已知污泥濃度的泥水混合物分別加入數個柱狀平底玻璃瓶(Labco,UK)中,注滿飽和氦氣吹脫過的實際污水,營造無氧環(huán)境,于原位溫度(夏天:24℃,冬天:13℃)進行前處理,耗盡樣品殘留NO-;分別注入豐度為99.3%的Na15NO3的15N或豐度為98.2%的(15NH4)2SO4的15N,保證各瓶內NO3-和NH4+的總終濃度達50mg/L左右,其中①陰性對照組,加15NH4+;②陽性對照組,加14NO3-和15NH4+;③正常反應組,加15NO3-和14NH4+.

表1 3個AAO工藝市政污水處理廠的運行參數及進出水指標 Table 1 Operational parameters, influent and effluent characteristics of the three municipal WWTPs with AAO process

注: a-夏季; b-冬季.

在旋轉培養(yǎng)器上進行32h連續(xù)培養(yǎng),按照0, 4,8,16,32h時間點,向對應Labco培養(yǎng)瓶中注入200μL 7mol/L ZnCl2溶液終止微生物反應,完成取樣步驟;培養(yǎng)實驗結束后,樣品瓶產生的N2,通過氣相色譜-同位素比值質譜儀(MAT253with Gasbench II and autosampler,GC PAL,Finnigan)測定,得到28N2、29N2、30N2濃度.通過數值回歸,分別得到活性污泥樣品中厭氧氨氧化和反硝化速率[5-6],并基于樣品中厭氧氨氧化菌豐度和反應速率,進一步計算比厭氧氨氧化細胞活性[4-5,14].

1.4.2 批次試驗測定硝化速率 批次試驗開始前向500mL小試模擬反應器內加入20mL (1mmol/L)磷酸緩沖液(g/L:NaCl,8.0;KCl,0.2; Na2HPO4,1.44;NaH2PO4,0.24; pH7.4);投加碳酸氫銨溶液,使氨氮初始濃度為50mg/L;調整初始污泥濃度為2000mg/L左右,控制DO為4mg/L左右,設置曝氣時間為30min.每批次設置3組平行試驗.水樣經Millipore 0.45μm濾膜過濾后檢測水樣中NH4+濃度.

1.5 數據處理

采用Origin 7.5作圖,Canoco軟件實現典范對應分析(CCA).

2 結果與討論

2.1 污水處理系統中厭氧氨氧化菌分布及活性特征

2.1.1 厭氧氨氧化菌B功能基因的豐度 應用實時定量qPCR技術,選用針對編碼聯胺合成酶的關鍵功能基因B的特異性引物,定量活性污泥樣品中厭氧氨氧化菌豐度.圖1(A)結果表明,在3個AAO工藝污水處理系統冬夏兩季的活性污泥樣品中,均檢測到厭氧氨氧化菌B功能基因存在,但在不同污水處理廠具有不同的豐度表現,豐度范圍為106~107copies/g VSS,占全細菌的比例為0.02‰~0.08‰,與厭氧氨氧化菌在陸地淡水生態(tài)系統的豐度水平相當[4-5],但高于海洋氧最小區(qū)的豐度水平~104copies/g[19].說明即使在非厭氧氨氧化工藝的普通市政污水處理系統中,厭氧氨氧化菌也具有廣泛存在性,并在不同污水處理生態(tài)系統間具有強異質性特點.

從時空角度分析定量結果表明,在不同污水處理系統中夏季樣品的厭氧氨氧化菌豐度范圍為(1.57~6.24)×107copies/g VSS,均高于相應的冬季樣品豐度(2.27~3.19)×105copies/g VSS.另外,對于同一季節(jié)的樣品而言,由于污水系統的異質性,不同系統間厭氧氨氧化菌豐度存在差異性.但對于冬季樣品而言,不同污水處理系統樣品的厭氧氨氧化菌豐度不僅處于同一低豐度水平,而且系統間異質性較小;而在夏季溫度升高時,不同活性污泥系統厭氧氨氧化菌豐度升高程度不同,其中,AAO-1和AAO-2活性污泥樣品厭氧氨氧化菌豐度季節(jié)性差異大,夏季豐度是冬季的19.9~ 20.9倍;而AAO-3厭氧氨氧化菌豐度冬夏差異小,夏季僅是冬季的4.9倍.說明在普通市政污水處理系統中,高溫比低溫環(huán)境更利于厭氧氨氧化菌的增長;而在不同生存環(huán)境和基質條件下,厭氧氨氧化菌增長速率不同.以上結果與厭氧氨氧化菌的最適生長溫度(28~35oC)有關[20].

2.1.2 厭氧氨氧化速率特征 應用15N穩(wěn)定同位素技術,測得活性污泥樣品中厭氧氨氧化速率,如圖1(B)所示.AAO工藝的不同污水處理系統中,夏季厭氧氨氧化速率范圍為(0.72~0.90) μmol N/(g VSS·h),高于冬季速率(0.11~0.14) μmol N/(g VSS·h);但季節(jié)性變化不大.說明在AAO工藝污水處理系統中,冬夏環(huán)境條件下,檢測到的厭氧氨氧化菌均具有活性,且夏季高于冬季;在普通市政污水處理系統的運行過程中,厭氧氨氧化過程起著實際的脫氮效能.

在以往針對普通污水處理工藝的物料平衡研究中,硝化作用、反硝化作用、同步硝化反硝化作用、甚至微生物同化作用,均在統籌計算的考慮范圍內[21],然而從未考慮過厭氧氨氧化作用.本研究結果表明,厭氧氨氧化在污水處理系統氮通量的物料計算中不容忽視.

2.1.3 比厭氧氨氧化細胞活性特征 基于已得厭氧氨氧化豐度和速率值,計算活性污泥樣品中比厭氧氨氧化細胞活性,表明在污水處理系統樣品的厭氧氨氧化菌比細胞活性均約為1fmol N/(cell·d)左右,低于自然環(huán)境報道值(2~20)fmol N/(cell·d)[4-5].

綜合不同時間、不同空間的厭氧氨氧化菌豐度、活性和比細胞速率的結果分析,表明在AAO工藝污水處理系統中,即使比細胞速率不高,但具有活性的厭氧氨氧化菌廣泛存在,且夏季的豐度和活性表現均高于冬季.因此,可以推測在普通市政污水處理廠中,極有可能廣泛存在厭氧氨氧化菌,并在實際工藝運行中起著一定的脫氮效能.該研究結果補充了污水生物處理脫氮過程和氮素遷移轉化過程中的氮平衡計算.另外,厭氧氨氧化在污水處理系統豐度較高的夏季,活性表現也高.因此,推測如果能有效持留厭氧氨氧化菌,就有可能實現厭氧氨氧化在低氨氮城市污水處理領域的強化應用.

2.2 基于關鍵底物NO2-的厭氧氨氧化與硝化、反硝化的微生物交互作用

NO2-不僅是傳統硝化-反硝化工藝的中間產物,還是厭氧氨氧化的關鍵底物之一.而市政污水富含NH4+污染物、缺乏NO2-,因此,在污水處理系統中,厭氧氨氧化工藝應用瓶頸是關鍵底物NO2-[22].本研究從NO2-的微生物供給和競爭角度,基于相應的微生物豐度或速率結果,分析了厭氧氨氧化菌與相關氮循環(huán)微生物間的交互作用.

2.2.1 基于NO2-供給潛能的微生物共生作用 由于厭氧氨氧化過程需要關鍵底物NO2-的供給,因此,工藝研究方面常見厭氧氨氧化與其他產NO2-過程的耦合.目前,好氧硝化過程的氨氧化步驟是應用最為廣泛的NO2-獲取途徑,即短程硝化過程,與厭氧氨氧化的組合工藝有CANON工藝[22-24].最新研究表明,通過反硝化過程也能實現NO2-的穩(wěn)定積累,即部分反硝化過程,典型組合工藝為DEAMOX工藝[22,25].因此,從傳統理論和工藝應用方面,硝化和反硝化過程都具有為厭氧氨氧化供給NO2-的潛勢.

對比分析微生物季節(jié)性速率水平,結果顯示夏季溫度條件下的微生物硝化和反硝化速率整體高于冬季表現,說明在傳統氮轉化過程中,微生物在夏季環(huán)境能提供更多的NO2-;另外,不論夏季還是冬季,活性污泥樣品中反硝化速率均高于相應的硝化速率,說明較硝化速率而言,單位時間內反硝化作用可能產生更多的NO2-.因此可知,較高的溫度條件,不僅利于厭氧氨氧化菌自身的生長和反應速率,而且利于其他微生物為厭氧氨氧化菌提供NO2-;其中,反硝化過程具有為厭氧氨氧化菌提供更多底物NO2-的潛勢.Zhu等[5]研究表明,在湖泊濕地中,硝化和反硝化提供NO2-的能力不同,其中在厭氧氨氧化熱區(qū)湖泊岸邊帶,反硝化是NO2-的主要提供者.

氨氧化是硝化過程的產NO2-步驟,一直被認為是氮循環(huán)的限速步驟,氨氧化細菌AOB為唯一執(zhí)行者.自2005年第一株氨氧化古菌AOA成功分離[26]以來,有關AOA和AOB在自然和人工生態(tài)系統對氨氧化貢獻率[18,27]以及與厭氧氨氧化耦合[4-5]的研究均得到迅速開展.本研究通過定量分析AOA和AOB的關鍵功能基因A豐度,探討AOA和AOB在污水處理系統中的氨氧化貢獻率,即對底物NO2-貢獻率.圖3(A)表明,不論冬季還是夏季, AOA在污水處理系統廣泛存在,并與AOB同時承擔氨氧化任務,而AOB功能基因A豐度比AOA豐度高100倍以上.說明單位時間內較AOA而言,AOB有可能競爭到更多的NH4+底物,從而有機會氧化生成更多的NO2-,以供厭氧氨氧化菌生長代謝需要.研究結果與Wang等[18]在典型高氨氮自然濕地系統的研究結果一致.然而,其他研究表明在部分污水處理系統和自然濕地系統,AOA對氨氧化貢獻率超過AOB[5,27].

2.2.2 基于NO2-攝取潛勢的微生物競爭作用 硝化和反硝化過程一方面為厭氧氨氧化菌提供底物NO2-,另一方面還會與厭氧氨氧化菌競爭底物NO2-.通過比較不同季節(jié)時硝化、反硝化和厭氧氨氧化速率比,發(fā)現不論夏季和冬季樣品,硝化/厭氧氨氧化速率比、反硝化/厭氧氨氧化速率比、反硝化/硝化速率比分別為11.67~ 27.46、14.17~47.27、1.21~2.36,且冬季速率差均高于夏季,表明在非厭氧氨氧化工藝的普通污水處理系統中,雖然硝化過程、反硝化過程和厭氧氨氧化過程共存,但反硝化速率>硝化速率>厭氧氨氧化速率,且厭氧氨氧化速率受溫度影響高于硝化和反硝化速率,如圖2(A)、圖3(A)、圖3(B)所示.其原因可歸納為功能菌特性和生存環(huán)境條件兩方面[22-23]:反硝化過程的執(zhí)行菌為異養(yǎng)菌主導,而硝化細菌和厭氧氨氧化菌是典型的自養(yǎng)菌,異養(yǎng)菌的最大比生長速率max高于自養(yǎng)菌的max值;污水中富含COD為異養(yǎng)反硝化提供了可利用的有機碳源,異養(yǎng)菌增殖,反硝化速率同步提高[28].因此,在污水處理系統中,對底物NO2-的攝取潛勢,異養(yǎng)反硝化>自養(yǎng)硝化>自養(yǎng)厭氧氨氧化.

從功能菌角度進一步分析硝化和厭氧氨氧化競爭NO2-的能力,比較冬夏兩季活性污泥樣品中NOB和Anammox豐度高低,如圖3(C)所示. NOB豐度是Anammox的20.74~3054.86倍.其中,夏季NOB和Anammox豐度差異較大,NOB/ Anammox豐度比高達1080.26~3054.86倍;冬季差異相對較小,豐度比為20.74~465.77.另外,已有動力學參數顯示Anammox對底物NO2-半飽和常數(s Kuenenia= 0.2~0.3μmol/L;sBrocadia≈5μmol/L)[20]低于NOB(s Nitrospira=10μmol/L;s Nitrobacter=21~ 135μmol/L)[23].結果表明,即使NOB較Anammox在豐度上占有絕對優(yōu)勢,但是較低的s NO2-使Anammox即使在低NO2-環(huán)境仍具有生存能力.因此,評價污水處理系統中NOB與Anammox對底物NO2-的競爭,功能菌豐度高低一定程度上可以反映出競爭潛勢.

2.3 厭氧氨氧化過程對氮污染物的去除性能

2.3.1 厭氧氨氧化過程對NH4+去除性能 NH4+是市政污水里最主要的污染物之一,其大量流入水體是導致富營養(yǎng)化的主要原因,其中,好氧硝化作用一直是污水生物處理工藝中NH4+去除的核心步驟.

本研究檢測到市政污水處理系統中廣泛存在厭氧氨氧化菌,且具有生物活性,而NH4+是厭氧氨氧化的兩個關鍵底物之一.因此推測厭氧氨氧化菌和好氧硝化菌之間協同作用于污水NH4+去除過程.通過批次小試實驗,測得不同活性污泥樣品的硝化速率,如圖4(A).與厭氧氨氧化活性結果類似,夏季樣品中硝化速率高于冬季,其中,夏季活性范圍為(8.41~12.4)μmol N/(g VSS·h),冬季活性范圍為(3.57~4.20)μmol N/(gVSS·h),見圖2(A).

根據已得厭氧氨氧化和硝化活性,估算厭氧氨氧化過程對NH4+去除的潛在貢獻率.結果表明,在AAO工藝活性污泥樣品中,厭氧氨氧化菌對系統NH4+去除的貢獻率為2.55%~7.89%,其中,夏季較高,為5.63%~7.89%;冬季較低,為2.55%~ 3.74%.說明在普通市政污水處理過程中,厭氧氨氧化對系統NH4+去除貢獻率最大可達7.89%.

2.3.2 厭氧氨氧化過程脫氮性能 將污水中氮素污染物轉化為氮氣返回到自然循環(huán)系統中,是污水生物脫氮的根本目的.而在厭氧氨氧化發(fā)現前的一百多年中,異養(yǎng)反硝化過程一直被認為是生物氮循環(huán)中氮氣生成的唯一過程,是污水生物脫氮最重要的步驟.為了更加深入分析AAO工藝污水處理系統中厭氧氨氧化的脫氮功效.本研究在測定厭氧氨氧化活性的同時,測定了同等同位素培養(yǎng)條件下,活性污泥樣品中的反硝化活性.研究結果表明,夏季樣品中反硝化活性高于冬季,其中,夏季活性范圍為(10.2~14.7)μmol N/(g VSS·h),冬季活性范圍為(5.2~6.5)μmol N/(g VSS·h),如圖2(B)所示.

根據同位素示蹤得到經厭氧氨氧化和反硝化過程產生的氮氣量,從而計算厭氧氨氧化過程對污水處理系統總脫氮量的貢獻率.結果表明,在AAO工藝活性污泥樣品中,厭氧氨氧化菌對系統脫氮的貢獻率為2.07%~6.59%.其中,夏季較高,但系統間異質性較大,為4.47%~6.59%;冬季較低,但貢獻率穩(wěn)定在2.07%~2.35%.雖然低于很多自然系統發(fā)現的厭氧氨氧化貢獻率[4-5],但厭氧氨氧化菌對系統脫氮貢獻率最高仍可達6.59%,因此是普通工藝污水處理脫氮過程中不可忽視的一部分.

通過研究厭氧氨氧化對污水處理系統中氨氮去除性能和整體脫氮性能的貢獻率,可知在非厭氧氨氧化的普通工藝污水處理廠,廣泛存在著厭氧氨氧化菌,而且雖然厭氧氨氧化菌絕對豐度和占全細菌的比例并不高,但厭氧氨氧化依然起著不容忽視的氮素污染物去除效能;并對污水生物處理脫氮過程進行補充,在今后物料平衡計算過程中,厭氧氨氧化作用應該列入計算范疇.

2.4 厭氧氨氧化及相關氮循環(huán)微生物過程的相關性關系

典范對應分析(CCA)解釋了環(huán)境因子(環(huán)境變量、微生物變量)對厭氧氨氧化豐度和厭氧氨氧化速率的影響(圖5).研究樣方以3個AAO工藝市政污水處理廠的冬夏兩季樣品為代表,環(huán)境變量以市政污水處理廠的常規(guī)運行參數(日處理量Flow rate、VSS、SRT、HRT、DO、環(huán)境溫度)和進出水指標(NH4+、NOx-、TN、COD)代表,環(huán)境微生物變量以硝化速率、反硝化速率及硝化細菌(AOA、AOB、NOB)代表.其中,環(huán)境因子經過lg(+1)標準化轉換消除量綱影響,排序結果用物種-環(huán)境關系雙序圖表示.

CCA排序分析對環(huán)境變量與因變量厭氧氨氧化之間前兩軸關系變異的累積解釋率達到82.7%.對于不同季節(jié)的樣品而言,來源相同的樣品聚類在一起.在所考察的環(huán)境變量中,溫度對厭氧氨氧化影響最大,呈顯著正相關,其中,對厭氧氨氧化速率的正相關指數為0.99(=0.00),對厭氧氨氧化豐度的正相關指數為0.82(=0.05).其次,HRT和SRT對厭氧氨氧化也呈正相關影響,相關指數僅高于0.30.除此之外的環(huán)境因子對厭氧氨氧化的影響指數均低于0.20.CCA分析結果進一步證明了研究結果和結論,環(huán)境溫度是活性污泥中厭氧氨氧化表現的關鍵環(huán)境變量影響要素之一,這與厭氧氨氧化菌種特性和工藝研究一致[20,22].

CCA多元關系分析對環(huán)境微生物變量與厭氧氨氧化之間關系變異的前兩軸累積解釋率達到89.8%.對于不同季節(jié)性樣品來說,冬季樣品聚類在一起,而夏季樣品分散.說明季節(jié)性溫度升高帶來較顯著微生物活性和群落結構變化,而低溫環(huán)境使微生物表現歸于統一.反硝化速率和硝化速率對厭氧氨氧化速率均呈顯著正相關關系,相關指數均高于0.93(=0.00);反硝化速率、硝化速率對厭氧氨氧化豐度也呈正相關,相關指數分別為0.66(=0.16)、0.81(=0.05).說明污水處理系統中的厭氧氨氧化,尤其是對于厭氧氨氧化速率而言, 硝化、反硝化速率是影響厭氧氨氧化表現的關鍵微生物過程因素.另外,厭氧氨氧化速率和厭氧氨氧化豐度相關指數為0.87 (=0.02),呈顯著正相關,而硝化速率和硝化細菌(AOA、AOB、NOB)間的相關指數僅高于0.60,兩者之間并沒有顯著的相關性關系.說明厭氧氨氧化豐度水平一定程度上能夠直觀反映厭氧氨氧化速率高低.與Zhu等[5]在自然生態(tài)系統中厭氧氨氧化及相關微生物的相關分析結果一致.

3 結論

3.1 在所有AAO工藝污水處理系統樣品中,均檢測到厭氧氨氧化菌存在,豐度為106~ 107copies g VSS,速率為0.11~0.9μmol N/ (g VSS×h),比厭氧氨氧化細胞速率僅為0.31.5fmol N/(cell×d),其中,相同季節(jié)不同系統間差異不明顯,而單系統季節(jié)性差異明顯,夏季厭氧氨氧化豐度和速率均高于冬季,分別為4.9~20.9倍和5.14~6.92倍;

3.2 較自養(yǎng)硝化而言,異養(yǎng)反硝化過程一方面具有為厭氧氨氧化菌提供更多NO2-的潛勢,另一方面還是底物NO2-的更強力競爭者;而自養(yǎng)硝化過程中的AOB較AOA能提供更多NO2-,NOB是底物NO2-的又一競爭者;

3.3 厭氧氨氧化菌對系統NH4+去除的貢獻率為2.55%~7.89%,對系統脫氮的貢獻率為2.07%~ 6.59%,且夏季貢獻率均高于冬季;

3.4 CCA分析結果進一步證明了環(huán)境溫度是活性污泥中厭氧氨氧化表現的關鍵環(huán)境變量影響要素之一,而反硝化速率和硝化速率是影響厭氧氨氧化表現的關鍵微生物過程因素.

Strous M, Fuerst J A, Kramer E H, et al. Missing lithotroph identified as new planctomycete [J]. Nature, 1999,400(6743): 446-9.

Lam P, Kuypers M M. Microbial nitrogen cycling processes in oxygen minimum zones [J]. Annual Review of Marine Science, 2011,3:317-345.

Thamdrup B, Dalsgaard T. Production of N2through anaerobic ammonium oxidation coupled to nitrate reduction in marine sediments [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2002,68(3):1312-1318.

Wang S Y, Zhu G B, Peng Y Z, et al. Anammox bacterial abundance, activity, and contribution in riparian sediments of the Pearl River Estuary [J]. Environmental Science & Technology, 2012,46(16):8834-8842.

Zhu G, Wang S, Wang W, et al. Hotspots of anaerobic ammonium oxidation at land-freshwater interfaces [J]. Nature Geoscience, 2013,6(2):103-107.

王衫允,祝貴兵,曲冬梅,等.白洋淀富營養(yǎng)化湖泊濕地厭氧氨氧化菌的分布及對氮循環(huán)的影響 [J]. 生態(tài)學報, 2012,32(21): 6591-6598.

陳婷婷,鄭 平,胡寶蘭.厭氧氨氧化菌的物種多樣性與生態(tài)分布 [J]. 應用生態(tài)學報, 2009,20(5):1229-1235.

Zhu G, Jetten M S M, Kuschk P, et al. Potential roles of anaerobic ammonium and methane oxidation in the nitrogen cycle of wetland ecosystems [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2010,86(4):1043-1055.

Zhu G B, Wang S Y, Feng X J, et al. Anammox bacterial abundance, biodiversity and activity in a constructed wetland [J]. Environmental Science & Technology, 2011,45(23):9951-9958.

Nie S A, Li H, Yang X R, et al. Nitrogen loss by anaerobic oxidation of ammonium in rice rhizosphere [J]. The ISME Journal, 2015, DOI: 10.1038/ismej.2015.25.

Peng Y, Zhu G. Biological nitrogen removal with nitrification and denitrification via nitrite pathway [J]. Applied and Microbiology Biotechnology, 2006,73(1):15-26.

Wang X, Peng Y, Wang S, et al. Influence of wastewater composition on nitrogen and phosphorus removal and process control in A2O process [J]. Bioprocess & Biosystems Engineering, 2006,28(6):397-404.

國家環(huán)境保護總局.水和廢水監(jiān)測分析方法 [M]. 北京:中國環(huán)境科學出版社, 2002.

Wang Y, Zhu G, Harhangi H R, et al. Co-occurrence and distribution of nitrite-dependent anaerobic ammonium and methane-oxidizing bacteria in a paddy soil [J]. FEMS Microbiology Letters, 2012,336(2):79-88.

Wang S, Wang Y, Feng X, et al. Quantitative analyses of ammonia-oxidizing archaea and bacteria in the sediments of four nitrogen-rich wetlands in China [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2011,90(2):779-787.

Geets J, de Cooman M, Wittebolle L, et al. Real-time PCR assay for the simultaneous quantification of nitrifying and denitrifying bacteria in activated sludge [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2007,75(1):211-21.

Koike S, Krapac I G, Oliver H D, et al. Monitoring and source tracking of tetracycline resistance genes in lagoons and groundwater adjacent to swine production facilities over a 3-year period [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2007,73(15): 4813-23.

Wang S Y, Wang Y, Feng X J, et al. Quantitative analyses of ammonia-oxidizing Archaea and bacteria in the sediments of four nitrogen-rich wetlands in China [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2011,90(2):779-787.

Lam P, Lavik G, Jensen M M, et al. Revising the nitrogen cycle in the Peruvian oxygen minimum zone [J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2009,106(12):4752-7.

Strous M, Kuenen J G., Jetten M S M. Key physiology of anaerobic ammonium oxidation [J]. Applied and Environmental Microbiology, 1999,65(7):3248-3250.

葛士建,彭永臻,張 亮,等.改良UCT分段進水脫氮除磷工藝性能及物料平衡 [J]. 化工學報, 2010,61(4):1009-1017.

Ma B, Wang S, Cao S, et al. Biological nitrogen removal from sewage via anammox: Recent advances [J]. Bioresource Technology, 2016,200:981-990.

Ge S, Wang S, Yang X, et al. Detection of nitrifiers and evaluation of partial nitrification for wastewater treatment: A review [J]. Chemosphere, 2015,140:85-98.

張肖靜,李 冬,梁瑜海,等.氨氮濃度對CANON工藝性能及微生物特性的影響 [J]. 中國環(huán)境科學, 2014,34(7):1715-1721.

Du R, Peng Y Z, Cao S B, et al. Advanced nitrogen removal from wastewater by combining anammox with partial denitrification [J]. Bioresource Technology, 2015,179:497-504.

Konneke M, Bernhard A E, de la Torre J R, et al. Isolation of an autotrophic ammonia-oxidizing marine archaeon [J]. Nature, 2005,437(7058):543-546.

Gao J F, Luo X, Wu G X, et al. Quantitative analyses of the composition and abundance of ammonia-oxidizing archaea and ammonia-oxidizing bacteria in eight full-scale biological wastewater treatment plants [J]. Bioresource Technology, 2013, 138:285-296.

操沈彬,王淑瑩,吳程程,等.有機物對厭氧氨氧化系統的沖擊影響 [J]. 中國環(huán)境科學, 2013,33(12):2164-2169.

致謝：本實驗的采樣工作得到了北京市排水集團研發(fā)中心張樹軍博士和張亮博士的幫助,在此表示感謝.

* 責任作者, 中國工程院院士, pyz@bjut.edu.cn

The role and microbial interaction of anammox in WWTPs with AAO process

WANG Shan-yun1, MA Bin2, JIA Fang-xu2, PENG Yong-zhen1,2 *

(1.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China；2.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Engineering Research Center of Beijing, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)., 2016,36(7)：1988~1996

Basing on qPCR assay and15N isotope tracing technique, the abundance, rate, role, and microbial interaction of anammox was investigated in three WWTPs of anaerobic-anoxic-oxic (AAO) process. Results showed anammox bacteria was detected in all samples with abundance of 106~107copies/g VSS, and rate of 0.11~0.90 μmol N/(gVSS·h). As for the microbial interaction among anammox and other microbial process, heterotrophic denitrification was not only a more important provider but a stronger competitor for NO2-, compared with autotrophic nitrification, in which AOB was the major NO2-producer. The roles of anammox to ammonia oxidation and nitrogen removal were calculated to be 2.55%~7.89% and 2.07%~6.59%, respectively, and the role of anammox in summer was higher than that in winter. Further, canonical correspondence analysis (CCA) proved the temperature is one of the key environmental variables, and nitri- & denitri- rates were primary microbial factors for anammox. Results suggested although the abundance of anammox bacteria was not high, the widespread of anammox played an overlooked role of N removal, which supplemented N balance calculation in biological wastewater treatment process, and provided theoretical support for the realization of anammox in the field of low-NH4+-N sewage treatment.

anammox；nitrification；denitrification；ammonia oxidation；nitrogen removal rate

X703.5

A

1000-6923(2016)07-1988-09

王衫允(1986-),女,河北安平人,哈爾濱工業(yè)大學博士研究生,主要從事陸地水生態(tài)系統和污水處理系統厭氧氨氧化研究.發(fā)表論文10余篇.

2016-01-21

國家自然科學基金資助項目(51478013);哈爾濱工業(yè)大學城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室開放基金項目(QAK201502)