1 引言(introduction)
厭氧氨氧化(Anammox)作為一種新型脫氮工藝近年來逐漸引起關(guān)注, 其原理為厭氧氨氧化菌利用NO2--N作為電子受體將氨氮氧化為氮氣.如何高效穩(wěn)定地獲得NO2--N是Anammox工藝成敗的關(guān)鍵.在以往的實驗研究中, NO2--N的獲得主要通過短程硝化來實現(xiàn), 這一過程通常需要較高的溫度(Van et al., 2001)或較低的溶解氧(Tokutomi, 2004), 且該過程不穩(wěn)定易變成全程硝化.因此, 通過控制反硝化反應(yīng)條件, 將NO3--N僅還原至NO2--N, 成為獲得厭氧氨氧化所需NO2--N的一種新的途徑(孟雪征等, 2009).
研究結(jié)果表明, 反硝化反應(yīng)是在硝酸還原酶(NaR)、亞硝酸還原酶(NiR)、一氧化氮還原酶(NoR)和一氧化二氮還原酶(Nos)的作用下, 逐級將NO3--N還原為N2的過程(式(1)).
然而并非所有的反硝化菌都可進行完整的反硝化反應(yīng)(Bothe et al., 1990;Kloos et al., 1999; Nielsen and Nielsen, 2002), 部分反硝化菌只能完成反硝化反應(yīng)鏈中的一個或多個步驟, 這些微生物在反硝化反應(yīng)鏈上所承擔的角色取決于其所擁有的反硝化還原酶的種類和數(shù)量(圖 1b).如在活性污泥中常見的假單胞菌(Pseudomonas), 它同時具有反硝化呼吸鏈中的全部反硝化還原酶, 可將NO3--N還原為N2(Stouthamer, 1992)(圖 1a), 而埃希氏大腸桿菌(E.coli)及反硝化古菌(Archaea, ANME-2d)僅含有硝酸還原酶, 只能將NO3--N還原為NO2--N(Ferguson, 1994; Haroon et al., 2013).通過改變反應(yīng)條件, 富集僅含有硝酸還原酶的反硝化菌, 即可實現(xiàn)亞硝氮的積累.
圖 1兩種反硝化路徑的示意圖(a.含有全部反硝化酶的微生物獨立完成反硝化過程, b.含有不同反硝化酶的不同微生物協(xié)作完成反硝化過程)
碳源種類和碳氮比(COD/NO3--N)也是影響反硝化過程中NO2--N積累的重要因素.研究表明反硝化反應(yīng)以乙酸鈉作為碳源時具有最大比反硝化速率, 且存在NO2--N積累現(xiàn)象(殷芳芳等, 2009).當碳源不足時(C/N < 3.2), NO2--N會出現(xiàn)明顯積累, 且積累量隨碳源增加而增加(曹相生等, 2010).
本研究以城市污水處理廠營養(yǎng)物去除系統(tǒng)中的活性污泥為對象, 乙酸鈉為碳源, 在不同的C/N下, 通過控制反應(yīng)時間, 將反硝化過程控制在NO3--N還原為NO2--N這一步驟, 以達到為厭氧氨氧化反應(yīng)提供NO2--N的目的.同時通過對比不同C/N下NO2--N積累率, 探究實現(xiàn)NO2--N穩(wěn)定積累的最佳C/N, 為現(xiàn)有反硝化系統(tǒng)組成理論提供依據(jù).
2 材料與方法(Materials and methods)2.1 接種污泥及富集培養(yǎng)方法
實驗在3個平行的SBR反應(yīng)器中進行, 進水C/N分別為1、2.5和4.反應(yīng)器容積均為1 L, 初始污泥濃度為1000 mg·L-1, HRT為12 h, SRT為8 d, 反應(yīng)溫度為25~27 ℃.接種污泥取自西安市第四污水處理廠A/A/O生物反應(yīng)池中好氧區(qū)末端.
試驗期間, 通過不斷縮短反應(yīng)時間, 達到將NO3--N僅還原至NO2--N的目的.具體操作方式為:進水結(jié)束后, 監(jiān)測反應(yīng)器內(nèi)的亞硝酸鹽濃度, 當其濃度達到最大值時, 強制沉淀排水, 終止反應(yīng), 此后, 反應(yīng)器處于閑置狀態(tài), 等待下一個循環(huán).之后維持該反應(yīng)時間不變, 待NO2--N積累率降低時, 再次縮短反應(yīng)時間, 以此往復(fù).
2.2 實驗用水
實驗用水采用自來水人工配制, 進水NO3--N濃度均為50 mg·L-1, 乙酸鈉分別按照C/N=1、2.5和4添加, 同時加入氯化銨和磷酸二氫鉀補充微生物增長所需氮磷, 并通過NaHCO3調(diào)節(jié)pH, 保持混合液的pH為7.0~8.0.
2.3 批次試驗
(1) 反硝化活性測定
定期測定不同C/N下反硝化過程中NOx--N的濃度變化, 以此考察活性污泥的反硝化活性.具體操作方式為:反應(yīng)周期結(jié)束時從不同C/N反應(yīng)器中各取200 mL活性污泥, 經(jīng)淘洗后分別置于3個400 mL廣口瓶中, 用氮氣吹脫5 min后加入基質(zhì)(NO3--N:50 mg·L-1), 并按照C/N=1、2.5和4分別添加乙酸鈉, 密閉后放入25 ℃恒溫水浴振蕩器中進行培養(yǎng).反應(yīng)過程中每間隔5 min定時取樣, 分析測定樣品中的NO3--N、NO2--N、COD等指標.
(2) 碳源含量對反硝化活性影響
為了探究碳源含量對反硝化過程中NO2--N積累的影響, 設(shè)計實驗:取C/N=2.5反應(yīng)器中的污泥進行反硝化反應(yīng), 在NO2--N積累量達到最大時停止反應(yīng), 之后繼續(xù)添加足量COD, 整個反應(yīng)過程中定時取樣, 取樣結(jié)束后立即分析測定水樣的NO3--N、NO2--N、COD等指標.
2.4 分析項目與方法
各項指標測定方法均為標準方法(國家環(huán)境保護局, 2002), 其中NO3--N采用紫外分光光度法; NO2--N采用乙二胺分光光度法; COD采用重鉻酸鉀滴定法; NH4+-N采用納氏試劑分光光度法; pH采用玻璃電極法.由于NO2--N的存在會影響COD的測定, 因此, 對測定COD進行校正: COD校正= COD實測-1.14CNO2--N(付昆明等, 2011).
2.5 反硝化速率及轉(zhuǎn)化效率計算
通過活性試驗測定反硝化過程中NOx--N的濃度變化及污泥濃度, 根據(jù)式(2)~(5) 計算反硝化速率及轉(zhuǎn)化效率.
NO3--N還原速率:
NO2--N積累速率:
NO3--N轉(zhuǎn)化率:
NO2--N積累率:
式中, μNO3--N為NO3--N還原速率(mg·g-1·h-1); μNO2--N為NO2--N積累速率(mg·g-1·h-1); ΔCNO3--N為單位時間還原的NO3--N量(mg·L-1); ΔCNO2--N為單位時間積累的NO2--N量(mg·L-1); X為污泥濃度(g·L-1)(以VSS計); 50為進水NO3--N濃度50 mg·L-1.
2.6 高通量宏基因組微生物測序
從反應(yīng)器中取一定量活性污泥, 經(jīng)去離子水淘洗, 離心后按照OMEGA試劑盒E.Z.N.ATM Mag-Bind Soil DNA Kit的試劑盒使用說明(http://www.omegabiotek.com.cn/vancheerfile/files/2016/11/20161116125337431.pdf)提取DNA.
以提取的DNA為PCR模板, 采用V4引物(序列為: 5′-CCCTACACGACGCTCTTCCGATCT-3′和5′-GACTGGAGTTCCTTGGCACCCGAG-3′), 在MyiQ Real-time PCR擴增儀(美國, Biorad)上進行PCR反應(yīng).擴增產(chǎn)物通過瓊脂糖凝膠(1%)電泳檢測合格后, 利用Qubit2.0 DNA檢測試劑盒(Life, Q10212) 對DNA進行精確定量, 以質(zhì)量比1:1等量混合后上機測序.
3 結(jié)果與討論(Results and discussion)3.1 反應(yīng)器運行情況特征
在不同的C/N值下, 通過控制反硝化反應(yīng)時間, 在SBR反應(yīng)器中經(jīng)過108 d的培養(yǎng)后, 實現(xiàn)了NO2--N的穩(wěn)定積累.圖 2為各個反應(yīng)器出水NOx--N、NO2--N積累率、NO3--N轉(zhuǎn)化率及污泥濃度與反應(yīng)時間的歷時變化.由圖可知, 在C/N=1和C/N=2.5的反應(yīng)器中, 隨著反應(yīng)時間的減少, 出水NO3--N濃度逐漸降低, NO3--N轉(zhuǎn)化率和NO2--N積累率均逐漸增大, 這一結(jié)果表明被還原的NO2--N并未繼續(xù)參與后續(xù)反應(yīng), 實現(xiàn)了穩(wěn)定積累; 而在C/N=4的反應(yīng)器中, 隨著反應(yīng)時間的縮短, NO3--N轉(zhuǎn)化率逐漸增大, 出水NO2--N濃度和NO2--N積累率先增大后減小.這是由于在培養(yǎng)后期, 反硝化菌活性增大, NO2--N快速積累, 反硝化菌利用剩余COD將部分積累的NO2--N繼續(xù)還原成N2, 從而導(dǎo)致出水NO2--N濃度和NO2--N積累率下降.
圖 2各個反應(yīng)器出水NOx--N、積累率、轉(zhuǎn)化率及污泥濃度與反應(yīng)時間的歷時變化(a. C/N=1; b. C/N=2.5;c. C/N=4; d.污泥濃度的歷時變化)
富集培養(yǎng)過程中, 在培養(yǎng)初期由于污泥處于馴化期, 排泥量大于污泥增長量, 導(dǎo)致污泥濃度持續(xù)降低, 隨著培養(yǎng)過程的進行, 污泥活性增大, 每天排泥量約等于污泥增長量, 污泥濃度恒定在1.1 g·L-1.
3.2 污泥的活性變化
培養(yǎng)過程中, 通過定時測定NO3--N最大還原速率和NO2--N最大積累速率來表征反硝化活性, 結(jié)果見圖 3.當碳氮比為1、2.5和4時NO3--N最大還原速率和NO2--N最大積累速率分別為300.73和300.15、417.29和402.01、426.73和420.86 mg·g-1·h-1.隨著培養(yǎng)時間的增長, NO3--N最大還原速率和NO2--N最大積累速率均逐漸增大并達到穩(wěn)定狀態(tài), 且兩者之間的差值也逐漸減小, 表明還原的NO3--N幾乎全部轉(zhuǎn)化為NO2--N并實現(xiàn)穩(wěn)定積累.
圖 3不同C/N下反硝化速率變化情況(a. NO3--N最大還原速率; b. NO2--N最大積累速率)
同時碳氮比對反硝化活性也有較大影響.隨著碳氮比的增大, 反硝化活性也逐漸增大.不同C/N下的反硝化活性試驗結(jié)果如圖 4所示.當C/N為1和2.5時, 反硝化過程實現(xiàn)了穩(wěn)定的NO2--N積累, COD在NO2--N積累量達到峰值時基本被完全消耗, 且NO2--N積累量隨著C/N值的增大而增大:當C/N=1時, NO2--N最大積累量為20 mg·L-1, 平均積累率為88%;C/N=2.5時, NO2--N最大積累量為40 mg·L-1, 平均積累率為95%;當C/N=4時, NO2--N達到最大積累量(45 mg·L-1)后繼續(xù)反應(yīng)還原為N2, 至反應(yīng)結(jié)束時, NO2--N積累率僅為65%, 而COD在NO2--N最大積累量處時仍剩余70 mg·L-1.分析以上實驗結(jié)果可知, 較低的C/N有利于實現(xiàn)NO2--N的穩(wěn)定積累, 這是由于在反應(yīng)過程中基質(zhì)的限制導(dǎo)致NO2--N無法繼續(xù)還原為N2.
圖 4不同C/N值下NOx--N和COD變化(第108 d時)(a.C/N=1; b.C/N=2.5; c.C/N=4)
3.3 碳源含量對反硝化過程中亞硝氮積累的影響
碳源含量對反硝化過程中亞硝氮積累的影響的實驗結(jié)果如圖 5所示.在反應(yīng)開始20 min內(nèi), 由于碳源充足, 反硝化菌活性最大, NO3--N最大還原速率為417.25 mg·g-1·h-1, NO2--N最大積累速率為409.38 mg·g-1·h-1; 反應(yīng)20~60 min時, 由于基質(zhì)限制, 反硝化菌活性下降, NO3--N還原速率和NO2--N積累速率均逐漸降低, 分別為92.12 mg·g-1·h-1和52.68 mg·g-1·h-1, 在60 min時NO2--N積累量達到最大; 60 min后碳源耗盡, 反硝化菌利用內(nèi)源呼吸緩慢還原NO2--N, 最大還原速率僅為23.23 mg·g-1·h-1.隨后加入足量COD, 反硝化菌將積累的NO2--N還原為N2, 最大還原速率為65.68 mg·g-1·h-1.
圖 5碳源含量對反硝化過程的影響
在碳源充足和硝酸鹽含量較高的條件下(反應(yīng)的前20 min), NO3--N還原速率和NO2--N積累速率基本相同.在此期間, NO3--N還原量為35.53 mg, NO2--N積累量為32.81 mg, 消耗COD量為92.79 mg, 對應(yīng)的NH4+-N消耗量為3.27 mg; 其中NO3--N還原消耗COD量比重(ΔCOD/ΔNO3--N)為1.12 g·g-1(理論值為1.148 g·g-1), 根據(jù)NH4+-N消耗量計算合成細胞消耗COD量為49.29 mg, 剩余3.7 mg COD被用于還原部分NO2--N, 1 g NO2--N被還原至N2理論上需要消耗1.72 g COD.由上可知除細胞合成外, COD大部分用于還原NO3--N, 僅有少量COD被用于還原NO2--N.此時, 電子受體NO3--N和NO2--N相互競爭, 反硝化菌利用碳源將NO3--N僅還原至NO2--N, 還原的NO2--N幾乎全部積累.由于反硝化酶合成順序中硝酸還原酶早于亞硝酸還原酶的合成, 并且NO3--N還原比NO2--N的還原釋放更多的自由能(Mooyoung et al., 2001), 導(dǎo)致了NO3--N存在會抑制NO2--N的還原, 所以反應(yīng)初期NO2--N的還原速率和內(nèi)源呼吸時還原速率基本相同, 從而導(dǎo)致NO2--N的積累.
而當碳源不足時(反應(yīng)的20~100 min), 基質(zhì)的限制導(dǎo)致NO2--N積累, 同時反硝化菌的亞硝酸還原酶(NiR)活性逐漸恢復(fù).當向系統(tǒng)補充了足量的COD后(反應(yīng)的100~125 min), NiR活性增大, 促使積累的NO2--N被迅速還原, 但此時NO2--N的最大還原速率仍遠遠低于初始NO3--N還原速率, 這可能是由于在培養(yǎng)過程中, 部分反硝化菌中的NaR含量增加, NiR含量降低, 使NO3--N優(yōu)先還原, 從而出現(xiàn)了上述情況.
3.4 微生物種群組成
本研究中培養(yǎng)污泥中的優(yōu)勢菌群為Thauera屬(占71.85%), 屬于β-Proteobacteria綱, 除此之外活性污泥中還存在Dechloromonas屬(占6.48%)、Flavobacterium屬(占4.62%)和Bdellovibrio屬(占2.35%)等微生物, 培養(yǎng)污泥種群結(jié)構(gòu)組成見圖 6.
圖 6培養(yǎng)污泥種群結(jié)構(gòu)組成
Thauera和Flavobacterium僅能將NO3--N還原為NO2--N, 從而導(dǎo)致反硝化系統(tǒng)中NO2--N積累.一般認為Thauera屬中大部分種僅含有硝酸鹽還原酶(Nar), 即在厭氧環(huán)境下僅將NO3--N還原為NO2--N(Srinandan et al., 2011; Liu et al., 2013); 而最新的研究表明Thauera屬中部分種同時存在其它的反硝化酶, 但當NO3--N存在時, 微生物無法合成亞硝酸鹽還原酶(Nir)(Liu et al., 2013), 這也是本研究采用了較短的反應(yīng)時間, 當硝酸鹽消耗殆盡時, 即停止反應(yīng), 從而獲得最大的NO2--N積累和Thauera屬微生物的富集. Flavobacterium具有與Thauera相同的特性(Payne, 1974).而當NO3--N被完全還原后, 此時, 如果繼續(xù)反應(yīng), Thauera和Flavobacterium的亞硝酸鹽還原酶(Nir)活性將逐漸恢復(fù), 將NO2--N繼續(xù)還原至NO, N2O或N2, 且此時NO2--N的最大還原速率低于初始NO3--N的還原速率(圖 5).
除此之外, 培養(yǎng)污泥中還含有少量Dechloromonas和Bdellovibrio, 兩者為常見反硝化菌, 含有反硝化過程全部酶系, 可將NO3--N還原為N2(Coates et al., 2011; Heylen, 2007).這些菌屬的存在也是導(dǎo)致本研究中仍有部分積累NO2--N被還原為N2的原因.具體參見污水寶商城資料或http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
4 結(jié)論(Conclusions)
1) 通過控制反應(yīng)時間和碳源供給, 將反硝化過程控制在NO3--N還原為NO2--N這一步驟, 實現(xiàn)NO2--N的穩(wěn)定積累.
2) 在碳氮比為2.5時, 經(jīng)108 d的培養(yǎng), 反硝化反應(yīng)時間從60 min縮短至20 min, NO3--N還原速率和NO2--N積累速率分別為0.417 g·g-1·h-1和0.402 g·g-1·h-1, NO2--N最大積累率達到95%.
3) 反硝化活性隨著碳氮比的增大而增大, 而較低的C/N更有利于實現(xiàn)穩(wěn)定的NO2--N積累.
4) 在反硝化亞硝氮積累的過程中, 當碳源充足時, NO3--N和NO2--N同時作為電子受體互相競爭碳源, NO3--N的存在會抑制NO2--N的還原, 從而導(dǎo)致NO2--N積累; 而當碳源不足時, 基質(zhì)的限制使得NO3--N優(yōu)先還原, 導(dǎo)致NO2--N的積累.
5) 培養(yǎng)污泥中的優(yōu)勢菌群為Thauera(占71.85%), 該菌僅能將NO3--N還原為NO2--N, 從而導(dǎo)致NO2--N的積累.
