厭氧折流板反應器處理N,N-二甲基乙酰胺效能及其微生物群落特征*

王萬鑫 王建芳,2,3# 錢飛躍,3,4 王弄潮 馮新宇

(1.蘇州科技大學環境科學與工程學院，江蘇 蘇州 215009；2.蘇州科技大學天平學院，江蘇 蘇州215009；3.城市生活污水資源化利用技術國家地方聯合工程實驗室，江蘇 蘇州215009；4.江蘇高校水處理技術與材料協同創新中心，江蘇 蘇州 215009)

N,N-二甲基乙酰胺(DMAC)是良好的極性溶劑，廣泛應用于合成纖維材料和石油化工原料、涂料、醫藥[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]、鐵碳內解法[6]和吸附法[7]等進行預處理。然而這些預處理技術存在能耗高、設備投入大、與后續生物法耦合效果不佳等缺點，因此非常有必要開發適合DMAC廢水特征的污水處理工藝。

DMAC在厭氧條件下能發生水解，轉化成小分子有機物，有機氮轉化成無機氨氮，厭氧后的水質也從高濃度有機廢水變成低碳氮比廢水，后續可采用短程硝化/反硝化、以厭氧氨氧化為核心的完全自養脫氮技術進行深度處理，避開傳統厭氧/好氧生物脫氮的矛盾[8]。厭氧折流板反應器(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現相分離，極大地提高了反應器的處理效率[9-11]，適用于中高濃度工業廢水處理。

關于DMAC廢水在厭氧條件下轉化規律的研究不多。本研究擬采用ABR預處理DMAC廢水，利用ABR的相分離特征，分析DMAC水解氨化和有機物降解過程，考察運行控制條件對DMAC降解效能和轉化規律以及對出水碳氮比的影響，進行ABR不同隔室污泥和微生物特征分析，為后續完全自養生物脫氮工藝提供良好的基質，實現高效低耗的生物處理，為工程應用提供技術參數。

1 研究方法

1.1 試驗裝置及試驗設計

試驗裝置如圖1所示，反應器由有機玻璃制成，包括4個隔室和1個沉淀區，有效容積為7.1 L(沉淀區不計為有效容積)，隔室內升流、降流體積比為5∶1，隔室寬為10 cm，平均有效高度為20 cm。反應器通過水浴控制溫度在(33±1) ℃。

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

本試驗期間維持穩定的進水DMAC濃度，厭氧污泥經過DMAC廢水適應性馴化15 d，運行穩定后，通過逐級縮短水力停留時間(HRT)調控反應器運行負荷，在每個HRT條件下穩定運行30 d，考察DMAC降解、氨化的變化規律以及微生物特征。具體運行調控參數見表1。

表1 反應器不同階段運行參數

1.2 接種污泥及進水水質

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)反應器，初始接種污泥質量濃度為15 g/L左右。試驗進水為人工配制，DMAC等水質指標模擬某氨綸廢水處理廠出水，通過添加碳酸氫鈉調節pH，具體進水水質見表2。

表2 廢水水質特征

1.3 分析方法

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

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

微生物多樣性高通量測序方法：ABR在HRT為22 h穩定運行條件下，取4個隔室的顆粒污泥，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)對細菌16S rRNA基因進行聚合酶鏈式反應(PCR)擴增[12]。使用DNA凝膠回收試劑盒切膠回收PCR產物，由上海美吉生物醫藥科技有限公司完成對PCR擴增產物的高通量測序。

2 結果與討論

2.1 HRT對DMAC厭氧降解過程的影響

HRT影響污泥截留性能、反應器流態和運行效能，是重要的運行調控參數[13]。HRT決定了微生物與污染物的接觸反應時間，合理的HRT是維持反應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及反應器的穩定。

不同HRT條件下，DMAC在ABR中濃度變化見圖2。經過4個厭氧隔室逐級降解，出水DMAC濃度逐漸下降，當HRT為25 h時，DMAC降解率達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行負荷，DMAC有望完全分解。

圖2 反應器中各隔室DMAC質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是含有氨基結構的有機物，在厭氧條件下有機氮水解轉化成無機氨氮，甲基、乙?；裙倌軋F水解成小分子有機物和二氧化碳[15]，因此COD和氨氮作為廢水重要的污染指標，其濃度變化規律能更好反映DMAC的降解轉化過程。

COD的去除規律與DMAC的降解有很好的一致性(見圖3)。當HRT為25 h，OLR為2.50 kg/(m3·d)時，COD幾乎完全去除，去除率達到99%，說明在較低的OLR下，ABR有能力完全降解DMAC和水解產物。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，COD去除率仍可達93%。段妮妮[16]采用UASB反應器處理DMAC廢水，進水DMAC為903 mg/L、COD為1 813 mg/L，當HRT為18 h、OLR為2.41 kg/(m3·d)時，反應器的DMAC降解率僅為87.1%；當OLR逐步提高到4.06 kg/(m3·d)時，UASB反應器內COD去除率更是下降到了50%左右。相比之下，本研究結果優于UASB反應器中DMAC的降解結果。

圖3 ABR中COD去除率及去除負荷變化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COD去除負荷有顯著提升。HRT從25 h逐級縮短至16 h，ABR中COD去除負荷從2.4 kg/(m3·d)提升至3.5 kg/(m3·d)。反應器中COD的高效去除結果表明，DMAC在ABR中的降解效率完全可以達到或超過其他物化、生化處理系統。

但本研究不以OLR去除量為主要指標，更關注DMAC預處理后水質變化。通過觀察ABR各個隔室的氨化率，可以從另一視角了解DMAC降解進程。

DMAC水解過程中氮元素的轉化過程如圖4所示，當HRT為25、22 h時，出水平均氨氮高達230 mg/L，氨化率為90%左右。相對于DMAC和COD的濃度變化，第一隔室氨氮濃度相對較低，第二隔室氨氮濃度快速上升。這主要歸因于碳氮鍵水解斷裂，有機氮先轉化成胺等，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，會導致部分DMAC未完全水解，氨化率分別逐漸下降至86%和77%。

圖4 ABR各隔室氨氮質量濃度及氨化率隨運行時間的變化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，廢水的水質由原來的高濃度有機廢水轉化成低碳氮比的高氨氮廢水。HRT為25 h，氨化充分，有機物降解徹底，COD/氨氮(質量比)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來調整COD/氨氮，對耦合后續完全自養脫氮工藝提供了良好的調控空間。

圖5 COD/氨氮隨運行時間的變化Fig.5 Variation of COD/ammonia nitrogen with operation time

2.2 ABR中不同隔室對DMAC降解的影響

ABR相當于由多個UASB構成，污泥在各個隔室中能夠實現良好的相分離，各個隔室在污染物降解過程中發揮不同作用，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隔室。HRT為25 h，約95%的DMAC在前兩個隔室中降解，且第一隔室中DMAC的降解貢獻率達82%，占據絕對優勢。隨著HRT縮短，OLR提高，第一隔室對DMAC降解的貢獻率逐漸下降，后續隔室的貢獻率提升，但前兩個隔室的貢獻率仍占明顯優勢。這一結果表明，ABR相分離結構有利于前置隔室高效厭氧降解有機物，當OLR提升時，后續隔室可有效應對負荷沖擊。

圖6 不同HRT下ABR各隔室DMAC降解貢獻率、COD去除貢獻率、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去除貢獻率與DMAC降解貢獻率的變化規律相似，第一隔室對COD的去除也占絕對優勢。

ABR第一隔室作為污染物降解最大貢獻者，不同HRT條件下COD和DMAC平均出水濃度，以及出水中殘余DMAC對COD的貢獻見表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，小分子有機物的積累率很低。HRT越短，殘余DMAC對出水COD的貢獻率越高。當HRT為16 h，DMAC對COD貢獻率超過100%，說明DMAC在ABR中首先被厭氧顆粒污泥快速吸附，當HRT較短時，吸附的DMAC未完全降解，逐漸釋放到水體中，導致貢獻率偏高。在后續的隔室中，隨著DMAC負荷的下降，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質量濃度及DMAC的COD貢獻率1)

過高的COD/氨氮不利于自養脫氮。第一隔室COD/氨氮相對較高，在第二隔室以后，這一比值快速下降，說明氨化過程相對滯后于COD去除。通過HRT調控和ABR相分離，DMAC降解過程中，COD/氨氮可降到0.5以下，與后續自養生物脫氮反應器耦合時，不會對后續自養脫氮微生物產生抑制，并具有更好的調控空間。

高負荷運行的厭氧系統易因水解酸化性能下降，pH通常作為傳統高濃度廢水厭氧水解的重要指標。在DMAC水解過程中，pH略有波動，污水pH從第一隔室至第四隔室，先下降后回升，但穩定在7.2～7.5，幾乎不受HRT的影響。這主要歸因于DMAC水解產生無機氨氮，可形成有效緩沖體系，維持穩定的pH。

2.3 ABR中不同隔室顆粒污泥粒徑與COD去除負荷的關系

自反應器運行第60天(HRT=22 h)取出部分污泥進行分析，如圖7所示，各個隔室顆粒污泥粒徑與COD去除負荷大致呈正向關系，ABR隨污水推流，COD去除負荷下降，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，該粒徑范圍內的顆粒污泥占75.7%，后續兩個隔室COD去除負荷為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隔室相當于1個獨立的小型UASB反應器，厭氧產生的氣流推動污泥床上浮，為顆粒污泥生長提供有力的水力條件，且基質濃度高，促進基質向顆粒污泥縱向傳質。在后續隔室，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隔室，當HRT縮短，污染物去除負荷從第一隔室向后移時，后續的隔室作為維持ABR較高性能的有益補充，提升ABR系統的穩定性。

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

2.4 高通量測序結果分析

ABR中4個隔室的細菌在門水平上種群分布規律見圖8。ABR中細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個門類占主導，豐度占比合計達57%～70%。綠彎菌門占絕對優勢，豐度占比達32%～40%，該菌普遍存在于厭氧發酵反應器中。KINDAICHI等[19]發現綠彎菌門的絲狀結構有利于生物膜的形成，對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和糖類，對難降解有機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行共生[21]的超小細胞，在系統微生物豐度中居第二位。候選菌門下有很多細菌涉及硫、氮、鐵的循環，該菌的分布通常是由支持發酵的環境主導[22]。變形菌門是革蘭氏陰性菌，多是腐生異養菌，以有機物為碳源，在反應器中承擔的主要作用同樣是去除有機物。擬桿菌門是化能有機營養型細菌，在活性污泥工藝中無處不在[23]，主要負責高分子化合物的降解[24]。在厭氧低營養的環境下，變形菌門會先誘導細菌裂解釋放出細胞內物質作為二級底物，進行水解發酵增殖[25]。

圖8 ABR各隔室污泥細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ABR各隔室中細菌屬水平的群落組成進行分析，結果見圖9。反應器隔室內優勢菌屬為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乙酸的關鍵基因[26]，使得微生物可利用DMAC作碳源降解，有機物降解的同時，有機氮轉化成氨氮。ABR中4個隔室氨氮濃度增加，norank_o_SBR1031菌屬豐度也大致增加，微生物菌屬的變化揭示了DMAC的降解規律，這一結果與WANG等[27]的研究一致。此外，SBR1031菌目下會有一些菌分泌有利于細胞黏連和聚團生長的緊密黏著蛋白[28]，這有利于顆粒污泥的穩定。

圖9 ABR各隔室污泥細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 論

(1) ABR對DMAC具有良好的降解性能，OLR在2.50～4.06 kg/(m3·d)時，DMAC平均降解率可達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，可通過HRT調整出水COD/氨氮。

(2) DMAC的降解主要集中于ABR前兩個隔室，第一隔室發揮主導作用，OLR提高，后續隔室成為系統應對負荷沖擊的有益補充。氨化過程相對滯后于COD去除，COD/氨氮隨隔室推移快速下降。

(3) ABR內厭氧顆粒污泥的粒徑隨著隔室推移而減小，與COD去除負荷呈正向關系。

(4) ABR前兩個隔室優勢菌相對集中，各隔室中綠彎菌門、候選菌門、變形菌門豐度占比合計達57%～70%，其中綠彎菌門占絕對優勢，豐度占比達32%～40%。