王萬鑫 王建芳,2,3# 錢飛躍,3,4 王弄潮 馮新宇

(1.蘇州科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇 蘇州 215009；2.蘇州科技大學(xué)天平學(xué)院，江蘇 蘇州215009；3.城市生活污水資源化利用技術(shù)國(guó)家地方聯(lián)合工程實(shí)驗(yàn)室，江蘇 蘇州215009；4.江蘇高校水處理技術(shù)與材料協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇 蘇州 215009)

N,N-二甲基乙酰胺(DMAC)是良好的極性溶劑，廣泛應(yīng)用于合成纖維材料和石油化工原料、涂料、醫(yī)藥[1]。DMAC廢水生物毒性較高，目前主要通過超臨界水氧化法[2]、Fenton氧化法[3-4]、光催化氧化法[5]、鐵碳內(nèi)解法[6]和吸附法[7]等進(jìn)行預(yù)處理。然而這些預(yù)處理技術(shù)存在能耗高、設(shè)備投入大、與后續(xù)生物法耦合效果不佳等缺點(diǎn)，因此非常有必要開發(fā)適合DMAC廢水特征的污水處理工藝。

DMAC在厭氧條件下能發(fā)生水解，轉(zhuǎn)化成小分子有機(jī)物，有機(jī)氮轉(zhuǎn)化成無機(jī)氨氮，厭氧后的水質(zhì)也從高濃度有機(jī)廢水變成低碳氮比廢水，后續(xù)可采用短程硝化/反硝化、以厭氧氨氧化為核心的完全自養(yǎng)脫氮技術(shù)進(jìn)行深度處理，避開傳統(tǒng)厭氧/好氧生物脫氮的矛盾[8]。厭氧折流板反應(yīng)器(ABR)利用污泥在水流、生物氣及自身重力的攪拌下與廢水充分混合，顆粒污泥在不同厭氧單元截留并實(shí)現(xiàn)相分離，極大地提高了反應(yīng)器的處理效率[9-11]，適用于中高濃度工業(yè)廢水處理。

關(guān)于DMAC廢水在厭氧條件下轉(zhuǎn)化規(guī)律的研究不多。本研究擬采用ABR預(yù)處理DMAC廢水，利用ABR的相分離特征，分析DMAC水解氨化和有機(jī)物降解過程，考察運(yùn)行控制條件對(duì)DMAC降解效能和轉(zhuǎn)化規(guī)律以及對(duì)出水碳氮比的影響，進(jìn)行ABR不同隔室污泥和微生物特征分析，為后續(xù)完全自養(yǎng)生物脫氮工藝提供良好的基質(zhì)，實(shí)現(xiàn)高效低耗的生物處理，為工程應(yīng)用提供技術(shù)參數(shù)。

1 研究方法

1.1 試驗(yàn)裝置及試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)裝置如圖1所示，反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成，包括4個(gè)隔室和1個(gè)沉淀區(qū)，有效容積為7.1 L(沉淀區(qū)不計(jì)為有效容積)，隔室內(nèi)升流、降流體積比為5∶1，隔室寬為10 cm，平均有效高度為20 cm。反應(yīng)器通過水浴控制溫度在(33±1) ℃。

圖1 ABR試驗(yàn)裝置示意圖Fig.1 Schematic diagram of the ABR experimental equipment

本試驗(yàn)期間維持穩(wěn)定的進(jìn)水DMAC濃度，厭氧污泥經(jīng)過DMAC廢水適應(yīng)性馴化15 d，運(yùn)行穩(wěn)定后，通過逐級(jí)縮短水力停留時(shí)間(HRT)調(diào)控反應(yīng)器運(yùn)行負(fù)荷，在每個(gè)HRT條件下穩(wěn)定運(yùn)行30 d，考察DMAC降解、氨化的變化規(guī)律以及微生物特征。具體運(yùn)行調(diào)控參數(shù)見表1。

表1 反應(yīng)器不同階段運(yùn)行參數(shù)

1.2 接種污泥及進(jìn)水水質(zhì)

接種初始污泥取自某氨綸廢水處理廠上流式厭氧污泥床(UASB)反應(yīng)器，初始接種污泥質(zhì)量濃度為15 g/L左右。試驗(yàn)進(jìn)水為人工配制，DMAC等水質(zhì)指標(biāo)模擬某氨綸廢水處理廠出水，通過添加碳酸氫鈉調(diào)節(jié)pH，具體進(jìn)水水質(zhì)見表2。

表2 廢水水質(zhì)特征

1.3 分析方法

DMAC濃度采用紫外分光光度法測(cè)定，通過全波段掃描后確定在196 nm波長(zhǎng)條件下測(cè)定吸光度。

COD采用重鉻酸鉀法測(cè)定；pH采用pH計(jì)(PB-10型)測(cè)定；氨氮采用納氏試劑分光光度法測(cè)定；污泥粒徑采用篩分法測(cè)定。

微生物多樣性高通量測(cè)序方法：ABR在HRT為22 h穩(wěn)定運(yùn)行條件下，取4個(gè)隔室的顆粒污泥，采用DNA提取試劑盒抽提基因組DNA。用16S rRNA基因引物338F(ACTCCTACGGGAGGCAGCAG)和806R(GGACTACHVGGGT-WTCTAAT)對(duì)細(xì)菌16S rRNA基因進(jìn)行聚合酶鏈?zhǔn)椒磻?yīng)(PCR)擴(kuò)增[12]。使用DNA凝膠回收試劑盒切膠回收PCR產(chǎn)物，由上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司完成對(duì)PCR擴(kuò)增產(chǎn)物的高通量測(cè)序。

2 結(jié)果與討論

2.1 HRT對(duì)DMAC厭氧降解過程的影響

HRT影響污泥截留性能、反應(yīng)器流態(tài)和運(yùn)行效能，是重要的運(yùn)行調(diào)控參數(shù)[13]。HRT決定了微生物與污染物的接觸反應(yīng)時(shí)間，合理的HRT是維持反應(yīng)器處理效率的基本要求[14]，較短的HRT有利于保持污泥床的流化狀態(tài)及反應(yīng)器的穩(wěn)定。

不同HRT條件下，DMAC在ABR中濃度變化見圖2。經(jīng)過4個(gè)厭氧隔室逐級(jí)降解，出水DMAC濃度逐漸下降，當(dāng)HRT為25 h時(shí)，DMAC降解率達(dá)99%左右；HRT縮短至22、19 h，DMAC降解率略有下降；HRT為16 h，DMAC平均降解率仍達(dá)93%。整體上看，DMAC平均降解率為95%。這表明DMAC在ABR中有著良好的降解性能，且通過控制合理的運(yùn)行負(fù)荷，DMAC有望完全分解。

圖2 反應(yīng)器中各隔室DMAC質(zhì)量濃度和降解率變化Fig.2 Variation of DMAC concentration and degradation rate in each compartment in the ABR

DMAC是含有氨基結(jié)構(gòu)的有機(jī)物，在厭氧條件下有機(jī)氮水解轉(zhuǎn)化成無機(jī)氨氮，甲基、乙酰基等官能團(tuán)水解成小分子有機(jī)物和二氧化碳[15]，因此COD和氨氮作為廢水重要的污染指標(biāo)，其濃度變化規(guī)律能更好反映DMAC的降解轉(zhuǎn)化過程。

COD的去除規(guī)律與DMAC的降解有很好的一致性(見圖3)。當(dāng)HRT為25 h，OLR為2.50 kg/(m3·d)時(shí)，COD幾乎完全去除，去除率達(dá)到99%，說明在較低的OLR下，ABR有能力完全降解DMAC和水解產(chǎn)物。隨著HRT縮短，OLR提高，COD去除率小幅下降；HRT為16 h，OLR為4.06 kg/(m3·d)時(shí)，COD去除率仍可達(dá)93%。段妮妮[16]采用UASB反應(yīng)器處理DMAC廢水，進(jìn)水DMAC為903 mg/L、COD為1 813 mg/L，當(dāng)HRT為18 h、OLR為2.41 kg/(m3·d)時(shí)，反應(yīng)器的DMAC降解率僅為87.1%；當(dāng)OLR逐步提高到4.06 kg/(m3·d)時(shí)，UASB反應(yīng)器內(nèi)COD去除率更是下降到了50%左右。相比之下，本研究結(jié)果優(yōu)于UASB反應(yīng)器中DMAC的降解結(jié)果。

圖3 ABR中COD去除率及去除負(fù)荷變化Fig.3 Variation of COD degradation rate and load removal in the ABR

隨著HRT的縮短，COD去除率雖略有下降，但ABR對(duì)COD去除負(fù)荷有顯著提升。HRT從25 h逐級(jí)縮短至16 h，ABR中COD去除負(fù)荷從2.4 kg/(m3·d)提升至3.5 kg/(m3·d)。反應(yīng)器中COD的高效去除結(jié)果表明，DMAC在ABR中的降解效率完全可以達(dá)到或超過其他物化、生化處理系統(tǒng)。

但本研究不以O(shè)LR去除量為主要指標(biāo)，更關(guān)注DMAC預(yù)處理后水質(zhì)變化。通過觀察ABR各個(gè)隔室的氨化率，可以從另一視角了解DMAC降解進(jìn)程。

DMAC水解過程中氮元素的轉(zhuǎn)化過程如圖4所示，當(dāng)HRT為25、22 h時(shí)，出水平均氨氮高達(dá)230 mg/L，氨化率為90%左右。相對(duì)于DMAC和COD的濃度變化，第一隔室氨氮濃度相對(duì)較低，第二隔室氨氮濃度快速上升。這主要?dú)w因于碳氮鍵水解斷裂，有機(jī)氮先轉(zhuǎn)化成胺等，再生成氨氮，氨化率略滯后于DMAC降解速率?？s短HRT至19、16 h，OLR隨之提高，會(huì)導(dǎo)致部分DMAC未完全水解，氨化率分別逐漸下降至86%和77%。

圖4 ABR各隔室氨氮質(zhì)量濃度及氨化率隨運(yùn)行時(shí)間的變化Fig.4 Variation of ammonia nitrogen concentration and ammoniation rate in each compartment with operation time in the ABR

DMAC厭氧水解過程中，COD快速下降，氨氮濃度逐漸增加，廢水的水質(zhì)由原來的高濃度有機(jī)廢水轉(zhuǎn)化成低碳氮比的高氨氮廢水。HRT為25 h，氨化充分，有機(jī)物降解徹底，COD/氨氮(質(zhì)量比)僅0.14左右。HRT縮短至16 h，COD/氨氮逐漸提高至0.9左右(見圖5)。ABR可以通過改變HRT來調(diào)整COD/氨氮，對(duì)耦合后續(xù)完全自養(yǎng)脫氮工藝提供了良好的調(diào)控空間。

圖5 COD/氨氮隨運(yùn)行時(shí)間的變化Fig.5 Variation of COD/ammonia nitrogen with operation time

2.2 ABR中不同隔室對(duì)DMAC降解的影響

ABR相當(dāng)于由多個(gè)UASB構(gòu)成，污泥在各個(gè)隔室中能夠?qū)崿F(xiàn)良好的相分離，各個(gè)隔室在污染物降解過程中發(fā)揮不同作用，污染物在各隔室中濃度不斷下降。由圖6可知，DMAC的降解主要集中于前兩個(gè)隔室。HRT為25 h，約95%的DMAC在前兩個(gè)隔室中降解，且第一隔室中DMAC的降解貢獻(xiàn)率達(dá)82%，占據(jù)絕對(duì)優(yōu)勢(shì)。隨著HRT縮短，OLR提高，第一隔室對(duì)DMAC降解的貢獻(xiàn)率逐漸下降，后續(xù)隔室的貢獻(xiàn)率提升，但前兩個(gè)隔室的貢獻(xiàn)率仍占明顯優(yōu)勢(shì)。這一結(jié)果表明，ABR相分離結(jié)構(gòu)有利于前置隔室高效厭氧降解有機(jī)物，當(dāng)OLR提升時(shí)，后續(xù)隔室可有效應(yīng)對(duì)負(fù)荷沖擊。

圖6 不同HRT下ABR各隔室DMAC降解貢獻(xiàn)率、COD去除貢獻(xiàn)率、COD/氨氮與pH變化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去除貢獻(xiàn)率與DMAC降解貢獻(xiàn)率的變化規(guī)律相似，第一隔室對(duì)COD的去除也占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)。

ABR第一隔室作為污染物降解最大貢獻(xiàn)者，不同HRT條件下COD和DMAC平均出水濃度，以及出水中殘余DMAC對(duì)COD的貢獻(xiàn)見表3。第一隔室出水中COD主要是由殘余DMAC引起的，占87%以上，表明DMAC水解易被直接礦化成二氧化碳，小分子有機(jī)物的積累率很低。HRT越短，殘余DMAC對(duì)出水COD的貢獻(xiàn)率越高。當(dāng)HRT為16 h，DMAC對(duì)COD貢獻(xiàn)率超過100%，說明DMAC在ABR中首先被厭氧顆粒污泥快速吸附，當(dāng)HRT較短時(shí)，吸附的DMAC未完全降解，逐漸釋放到水體中，導(dǎo)致貢獻(xiàn)率偏高。在后續(xù)的隔室中，隨著DMAC負(fù)荷的下降，吸附的DMAC被逐漸水解。

表3 不同HRT條件下ABR第一隔室出水DMAC、COD質(zhì)量濃度及DMAC的COD貢獻(xiàn)率1)

過高的COD/氨氮不利于自養(yǎng)脫氮。第一隔室COD/氨氮相對(duì)較高，在第二隔室以后，這一比值快速下降，說明氨化過程相對(duì)滯后于COD去除。通過HRT調(diào)控和ABR相分離，DMAC降解過程中，COD/氨氮可降到0.5以下，與后續(xù)自養(yǎng)生物脫氮反應(yīng)器耦合時(shí)，不會(huì)對(duì)后續(xù)自養(yǎng)脫氮微生物產(chǎn)生抑制，并具有更好的調(diào)控空間。

高負(fù)荷運(yùn)行的厭氧系統(tǒng)易因水解酸化性能下降，pH通常作為傳統(tǒng)高濃度廢水厭氧水解的重要指標(biāo)。在DMAC水解過程中，pH略有波動(dòng)，污水pH從第一隔室至第四隔室，先下降后回升，但穩(wěn)定在7.2～7.5，幾乎不受HRT的影響。這主要?dú)w因于DMAC水解產(chǎn)生無機(jī)氨氮，可形成有效緩沖體系，維持穩(wěn)定的pH。

2.3 ABR中不同隔室顆粒污泥粒徑與COD去除負(fù)荷的關(guān)系

自反應(yīng)器運(yùn)行第60天(HRT=22 h)取出部分污泥進(jìn)行分析，如圖7所示，各個(gè)隔室顆粒污泥粒徑與COD去除負(fù)荷大致呈正向關(guān)系，ABR隨污水推流，COD去除負(fù)荷下降，厭氧顆粒污泥的平均粒徑逐漸減小。第一隔室中，COD去除負(fù)荷為1.99 kg/(m3·d)，顆粒污泥平均粒徑為1.24 mm，粒徑0.8 mm以上的顆粒污泥占76.7%。第二隔室污泥粒徑集中于>0.50～1.25 mm，該粒徑范圍內(nèi)的顆粒污泥占75.7%，后續(xù)兩個(gè)隔室COD去除負(fù)荷為0.02～0.13 kg/(m3·d)，顆粒污泥粒徑明顯變小，>0.20～0.50 mm的顆粒污泥約占64%。ABR隔室相當(dāng)于1個(gè)獨(dú)立的小型UASB反應(yīng)器，厭氧產(chǎn)生的氣流推動(dòng)污泥床上浮，為顆粒污泥生長(zhǎng)提供有力的水力條件，且基質(zhì)濃度高，促進(jìn)基質(zhì)向顆粒污泥縱向傳質(zhì)。在后續(xù)隔室，顆粒污泥粒徑變小，比表面積較大，生物活性提高，截留、吸附污染物質(zhì)的能力也提高[17-18]，因此，盡管ABR的污染物去除集中于前兩個(gè)隔室，當(dāng)HRT縮短，污染物去除負(fù)荷從第一隔室向后移時(shí)，后續(xù)的隔室作為維持ABR較高性能的有益補(bǔ)充，提升ABR系統(tǒng)的穩(wěn)定性。

圖7 各隔室顆粒污泥粒徑與COD去除負(fù)荷Fig.7 Variations of particle size and COD removal load of sludge in each compartment

2.4 高通量測(cè)序結(jié)果分析

ABR中4個(gè)隔室的細(xì)菌在門水平上種群分布規(guī)律見圖8。ABR中細(xì)菌的門類多樣性較為豐富，按豐度排序，主要有綠彎菌門(Chloroflexi)、候選菌門(Patescibacteria)、變形菌門(Proteobacteria)、擬桿菌門(Bacteroidetes)、酸桿菌門(Acidobacteria)等門類，其中前3個(gè)門類占主導(dǎo)，豐度占比合計(jì)達(dá)57%～70%。綠彎菌門占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)，豐度占比達(dá)32%～40%，該菌普遍存在于厭氧發(fā)酵反應(yīng)器中。KINDAICHI等[19]發(fā)現(xiàn)綠彎菌門的絲狀結(jié)構(gòu)有利于生物膜的形成，對(duì)顆粒污泥的形成有重要意義。綠彎菌門主要作用是降解蛋白質(zhì)和糖類，對(duì)難降解有機(jī)物有很好的去除效果[20]。候選菌門屬于一種只能依賴宿主進(jìn)行共生[21]的超小細(xì)胞，在系統(tǒng)微生物豐度中居第二位。候選菌門下有很多細(xì)菌涉及硫、氮、鐵的循環(huán)，該菌的分布通常是由支持發(fā)酵的環(huán)境主導(dǎo)[22]。變形菌門是革蘭氏陰性菌，多是腐生異養(yǎng)菌，以有機(jī)物為碳源，在反應(yīng)器中承擔(dān)的主要作用同樣是去除有機(jī)物。擬桿菌門是化能有機(jī)營(yíng)養(yǎng)型細(xì)菌，在活性污泥工藝中無處不在[23]，主要負(fù)責(zé)高分子化合物的降解[24]。在厭氧低營(yíng)養(yǎng)的環(huán)境下，變形菌門會(huì)先誘導(dǎo)細(xì)菌裂解釋放出細(xì)胞內(nèi)物質(zhì)作為二級(jí)底物，進(jìn)行水解發(fā)酵增殖[25]。

圖8 ABR各隔室污泥細(xì)菌門水平的群落組成Fig.8 Taxonomic classification of bacterial communities in the compartment of ABR at a phylum level

對(duì)ABR各隔室中細(xì)菌屬水平的群落組成進(jìn)行分析，結(jié)果見圖9。反應(yīng)器隔室內(nèi)優(yōu)勢(shì)菌屬為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都屬于綠彎菌門厭氧繩菌綱(Aeaerolineea)，是厭氧消化的核心微生物，且SBR1031菌目成員編碼了脫氫產(chǎn)乙酸的關(guān)鍵基因[26]，使得微生物可利用DMAC作碳源降解，有機(jī)物降解的同時(shí)，有機(jī)氮轉(zhuǎn)化成氨氮。ABR中4個(gè)隔室氨氮濃度增加，norank_o_SBR1031菌屬豐度也大致增加，微生物菌屬的變化揭示了DMAC的降解規(guī)律，這一結(jié)果與WANG等[27]的研究一致。此外，SBR1031菌目下會(huì)有一些菌分泌有利于細(xì)胞黏連和聚團(tuán)生長(zhǎng)的緊密黏著蛋白[28]，這有利于顆粒污泥的穩(wěn)定。

圖9 ABR各隔室污泥細(xì)菌屬水平的群落組成Fig.9 Taxonomic classification of bacterial communities in the compartment of ABR at a genus level

3 結(jié) 論

(1) ABR對(duì)DMAC具有良好的降解性能，OLR在2.50～4.06 kg/(m3·d)時(shí)，DMAC平均降解率可達(dá)95%，COD去除率處于93%以上。氨化率和COD/氨氮可作為DMAC降解的有效參考指標(biāo)，可通過HRT調(diào)整出水COD/氨氮。

(2) DMAC的降解主要集中于ABR前兩個(gè)隔室，第一隔室發(fā)揮主導(dǎo)作用，OLR提高，后續(xù)隔室成為系統(tǒng)應(yīng)對(duì)負(fù)荷沖擊的有益補(bǔ)充。氨化過程相對(duì)滯后于COD去除，COD/氨氮隨隔室推移快速下降。

(3) ABR內(nèi)厭氧顆粒污泥的粒徑隨著隔室推移而減小，與COD去除負(fù)荷呈正向關(guān)系。

(4) ABR前兩個(gè)隔室優(yōu)勢(shì)菌相對(duì)集中，各隔室中綠彎菌門、候選菌門、變形菌門豐度占比合計(jì)達(dá)57%～70%，其中綠彎菌門占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)，豐度占比達(dá)32%～40%。