2019, Vol. 40
2. 华南理工大学生物科学与工程学院, 广州 510006
2. School of Biology and Biological Engineering, South China University of Technology, Guangzhou 510006, China
含氮污染物是困扰环保界的主要环境问题之一, 而氨氮是造成氮污染的最主要氮形式[1, 2].根据文献[3]的统计数据, 我国每年的氨氮排放量达到141.8万t.氨氮被认为是相对惰性的还原性物质, 目前从废水中生物性去除氨氮主要有两种路径：其一是好氧氨氧化菌利用氧分子氧化氨氮为亚硝酸盐或硝酸盐, 再通过反硝化途径去除[4, 5]; 其二是厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX)菌介导氨氮和亚硝酸盐之间的电子转移, 在缺氧条件下将废水中的氮素一步转化为氮气[6, 7].前者需要大量能量和化学药剂的投入, 后者虽然可以实现氨氮的自养去除, 被视为高氨氮废水最具前景的处理方式, 但是ANAMMOX菌需要以亚硝酸盐作为电子受体, 且进水总氮的11.2%左右继续以硝酸盐的形式残留, 导致出水总氮无法彻底去除, 意味着单一的ANAMMOX工艺难以满足废水脱氮的要求.因此, 纯粹的ANAMMOX路径的广泛应用和产业化受到限制.
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传统上, ANAMMOX在主流脱氮工艺上的应用集中于耦合短程硝化过程[8].通过抑制亚硝酸盐氧化菌(NOB)的生长, 实现氨氮向亚硝酸盐的稳定转化[9, 10].但少量硝酸盐在这个过程中仍会产生, 且构建亚硝酸盐和氨氮的固定比例为1.32在实际工程中具有很大的难度[11].有趣的是, 异养/自养反硝化过程的中间产物也是亚硝酸盐.厌氧氨氧化-异养反硝化(ANAMMOX-heterotrophic denitrification, AN-HD)耦合路径在达到高效除氮的同时, 也促进了有机物的削减, 但控制恰当的进水C/N比(COD与硝酸盐浓度的比值)仍然是一个挑战[12~17].迄今在厌氧氨氧化-自养反硝化(ANAMMOX-autotrophic denitrification, AN-AD)耦合路径方面的电子供体选择侧重于单质S、S2-和S2O32-, 但也存在一些不足：pH的急剧下降和大量硫酸盐的产生被认为是单质S应用的固有缺陷; 作为液态电子供体, S2O32-逃脱不了需要对投加量精准控制的挑战; 一定浓度的游离S2-会显著抑制厌氧氨氧化菌的活性[18~22].
通过FeS作为自养反硝化的固相电子供体, 有可能解决上述耦合系统中存在的问题[23]. FeS是使用二价铁盐进行工业废水硫化物(S2-)控制过程中常见的沉淀物, 作用原理如式(2)所示[24, 25].本团队先前对FeS驱动的自养反硝化脱氮性能进行了研究, 观察到亚硝酸盐累积的现象, 且整个反应过程没有S2-的溢出[26], 硝酸盐与FeS分两步进行反应, 即反应式(3)和(4).
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基于上述考虑, 本研究尝试构建了FeS驱动的自养反硝化(AD)和厌氧氨氧化(AN)耦合的复合群落系统, 并考察了该系统的脱氮性能.以总氮趋零为目标, 探讨了电子供体量(FeS)、电子受体比例(NO3--N/NO2--N)及组合污泥比例(XAN/XAD)对氨氮、硝酸盐和总氮去除的影响, 结合反应计量参数讨论了AD和AN路径对总氮去除的贡献.基于两种污泥单独、竞争和合作状态下各种氮污染物及副产物硫酸盐浓度随反应时间的动态变化, 进一步揭示了微生物复合群落的耦合作用机制, 尝试解析微生物群落之间的分工与合作规律.
1 材料与方法 1.1 接种污泥与硫化亚铁自养反硝化种子污泥为本团队以硫代硫酸盐和硝酸盐的模拟废水为进水富集培养的7 L UASB中的污泥.反硝化污泥的氮负荷达到0.74 g ·(L ·d)-1, 且Thiobacillus为污泥中主要的属, 丰度占比25.73%以上, 未鉴定出与厌氧氨氧化功能相关的菌属[26].厌氧氨氧化污泥取自本团队实验室正在运行的15 L UASB反应器, 该反应器的进水氮负荷为1.2 g ·(L ·d)-1, 经测序其主要的属为Candidatus kuenenia[27].
本实验污泥从培养反应器取出后, 用超纯水洗涤3次, 去除其中残留的硝酸盐、亚硝酸盐、氨氮和硫酸盐等化合物.合成废水中包含的NO3--N、NO2--N和NH4+-N, 为化学品NaNO3、NaNO2和NH4Cl所配制.合成废水中其他成分还包括(mg ·L-1): 10 KH2PO4、140 CaCl2 ·2H2O、140 MgSO4 ·7H2O、500 NaHCO3、6.25 FeSO4 ·7H2O、6.25 EDTA-2Na和1.25 mL微量元素溶液[27, 28].调节溶液的pH值为7.5±0.1.
为保证实验所使用的FeS包含较少的杂质, 利于实验数据的定量分析.在恒温30℃下, 迅速把过量的FeCl2溶液倒入Na2S溶液中, 立刻出现FeS沉淀[23, 29].待反应完全后, 用超纯水洗涤3次, 经冷冻干燥得到FeS粉末, 保存于干燥器中待用.
1.2 批次实验为了评估电子供体、电子受体和污泥浓度对耦合系统脱氮性能的影响, 在120 mL的血清小瓶中进行了批次实验, 作为后续连续实验的条件基础.将两种污泥、FeS和合成废水依次加入小瓶中, 瓶中混合液的体积为100 mL.通入高纯氮气驱除溶解氧, 并使用配套胶塞迅速密封, 使系统在整个反应阶段处于缺氧状态.将所有小瓶置于恒温摇床, 控制温度(30.0±1.0)℃, 转速180 r ·min-1, 避光反应48 h后取样分析.实验具体设计如下：
(1) 电子供体FeS的投加量控制小瓶中含有100 mg ·L-1 NO3--N、100 mg ·L-1 NH4+-N、500 mg ·L-1 AD污泥和1500 mg ·L-1 AN污泥的条件下, 考察了不同的FeS投加量(5、10、20、40、80、160和240 mg)对反应体系脱氮性能的影响.
(2) NO3--N/NO2--N的比值保持AD与AN污泥浓度分别为500 mg ·L-1和1 500 mg ·L-1, 两种污泥的电子供体FeS与NH4+-N分别为40 mg和100 mg ·L-1.在NOx--N(NO3--N和NO2--N之和)恒定为100 mg ·L-1的情况下, 分析了NO3--N/NO2--N(0、0.25、0.5、1.0、2.0和4.0)对含氮污染物去除的影响.
(3) AN与AD生物量的比值在100 mg ·L-1 NO3--N、100 mg ·L-1 NH4+-N、40 mg FeS和500 mg ·L-1 AD污泥条件下探索了XAN/XAD(0、1、2、3、4、5和6)对含氮污染物去除的影响.
1.3 含氮化合物浓度随时间的动态变化在上述稳态研究的基础上, 利用1 L的烧瓶进行了动力学实验, 以清晰4个典型反应周期内化合物浓度随时间的动态变化过程.烧瓶置于(30.0±1.0)℃的恒温水浴锅中, 且持续曝氮气搅拌, 以保证反应在缺氧恒温的环境中进行.每间隔4 h取样一次, 直到反应到达稳态.根据污泥与含氮化合物反应的速度, 实验具体设计如表 1所示, 表中数据为目标设计值, 实际数据由取样过程决定.
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表 1 4组动力学实验的起始条件 Table 1 Initial conditions for four groups of kinetic experiments |
1.4 分析方法
水样均通过0.45 μm水系滤膜过滤后分析.无机阴离子(NO3-、NO2-和SO42-)使用ICS-900型离子色谱(Dionex, 美国)测定; 氨氮和污泥浓度(MLSS)依据标准方法分析[30]; pH值使用SX731型便携式pH计(三星, 中国)测量.总氮(TN)为NO3--N、NO2--N和NH4+-N的加和.本研究的所有实验均重复3次.
1.5 计算总氮去除率(TNR)：
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厌氧氨氧化对总氮去除的贡献率(ANP)：
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自养反硝化对总氮去除的贡献率(ADP)：
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式中, NO3--Nrem、NO2--Nrem、NH4+-Nrem和TNrem分别为反应前后NO3--N、NO2--N、NH4+-N和TN的去除量, mg ·L-1; TNinitial是初始TN浓度, mg ·L-1; 数值1.32和0.26是依据厌氧氨氧化反应[反应式(1)]得到的化学计量参数.
2 结果与讨论 2.1 电子供体量对污染物去除的影响AD利用FeS为电子供体, 把NO3--N还原为NO2--N, 为AN反应提供底物, 是AN与AD的耦合系统能否实现的先决条件和关键因素.因此, 考察了FeS投加量对耦合系统去除NH4+-N和NO3--N的影响, 以及两种微生物对TN去除的贡献值, 如图 1所示.本实验采用序批实验的方法, 其他初始实验条件保持不变(见1.2节)的情况下, 控制对反应体系FeS梯度增加为5.0、10.0、20.0、40.0、80.0、160.0和240.0 mg, 相对应的提供电子的能力分别为5.11、10.23、20.45、40.90、81.82、163.64和245.45 mmol ·L-1.如图 1(a)所示, 当投加的FeS(5 mg和10 mg)量不足时, 会造成反应体系中NO3--N的残留, 相对应的残留量为69.87 mg ·L-1和38.31 mg ·L-1.随着FeS的投加量增加到20 mg, 反应达到稳态后已检测不到NO3--N的存在, 此时剩余的NH4+-N量在所有测试中处于最低的水平.理论上100 mg ·L-1的NO3--N完全反硝化为N2需要电子供体提供35.72 mmol ·L-1的电子, 远远高于20 mg的FeS所能提供的电子, 这说明大部分NO3--N通过短程反硝化途径转化为NO2--N.但在所有测试稳态时NO2--N均没有被检测到, 这表明所生成的NO2--N和投加的NH4+-N通过厌氧氨氧化途径被去除.随着FeS投加量的进一步增加, NH4+-N的残留量有轻微的上升, 但仍保持在29.27 mg ·L-1.
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(a) NO3--N、NH4+-N和SO42-最终浓度; (b) AN与AD菌对TN去除的贡献率 图 1 不同硫化亚铁量下混合污泥协同脱氮性能 Fig. 1 Synergistic removal performance of nitrogen by mixed sludge with varied FeS dosages |
AN与AD对总氮去除的贡献也被反应体系中FeS的投加量所影响, 如图 1(b)所示.当FeS投加量为5 mg和10 mg时, AN对总氮去除的贡献率接近于100%, 换言之, 在电子供体不足的情况下, NO3--N倾向于被硝酸盐还原酶还原为亚硝酸盐, 为厌氧氨氧化菌提供代谢底物.随着FeS量从20 mg增加为240 mg, AN途径的贡献率降低并最终保持在85.60%的水平, 说明FeS投加量的增加会引起AN和AD对亚硝酸盐的竞争, 这一点从生成的硫酸根浓度由227.34 mg ·L-1增加为258.94 mg ·L-1所证实[图 1(a)].此外, 反应体系在初始NO3--N/NH4+-N比例为1.0的条件下, 对TN的去除率由29.54%增加为85.90%.总的来说, 过高的S/N比并不会影响AN菌的代谢活性, 这是使用有机碳源的异养反硝化和厌氧氨氧化耦合所不具备的优点.因为当进水C/N比为2.0或更高时, 会观察到AN能力的丧失且不可恢复[31, 32].
2.2 NO3--N/NO2--N比例对污染物去除的影响对AD而言, 硝酸盐和亚硝酸盐的还原均以FeS为电子供体, 且亚硝酸盐又是AN和AD的共同代谢底物.在NOx--N恒定为100.0 mg ·L-1的情况下(其它实验条件见1.2节), 研究了NO3--N/NO2--N比例对耦合系统含氮化合物去除效果的影响, 如图 2所示.分别控制废水中NO3--N/NO2--N的起始比例为0、0.25、0.5、1、2和4, 相对应的NO3--N(NO2--N)浓度为0.0、20.0、33.3、50、66.7和80 mg ·L-1(100.0、80.0、66.7、50、33.3和20 mg ·L-1).由于所投加电子供体量充足, 所有测试比例中NO3--N和NO2--N都实现了完全的去除.显而易见, 当反应体系中仅存在NO2--N时, AN和AD菌均利用NO2--N为代谢电子受体, 两者处于一种竞争的关系, 而非合作.此时, NH4+-N的残留量、AN对TN去除的贡献率以及TN去除率分别为56.76 mg ·L-1、62.72%和71.89%.随着NO3--N/NO2--N比例的增加, NH4+-N的残留量逐渐减少为33.43 mg ·L-1, 相对应的AN途径的贡献率和TN去除率分别提升为82.34%和83.60%.这是因为AD可选择NO3--N为代谢电子受体, 从而调节了两种微生物的竞争程度, 逐渐转换为合作的关系.虽然更多的亚硝酸盐通过AN途径去除, 但还原NO3--N需要更多的电子, 故SO42-产生量随着NO3--N/NO2--N比例的增加而增加.
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(a) NO3--N、NH4+-N和NO2--N初始浓度; (b) AN与AD菌对TN去除的贡献率; (c) NH4+-N和SO42-的最终浓度 图 2 不同NO3--N/NO2--N比例下混合污泥协同脱氮性能 Fig. 2 Synergistic removal performance of nitrogen by mixed sludge with varied ratios of NO3--N/NO2--N |
在AN与AD的协同过程中, 电子供体、电子受体和污泥浓度均是影响污染物去除的重要因素.对于耦合共培养系统, AN和AD的相对生物量决定了两者之间合作与竞争的关系及程度.在NO3--N和NH4+-N初始浓度均为100.0 mg ·L-1的条件下, 向500 mg ·L-1 AD污泥中加入梯次浓度AN污泥, 探究了XAN/XAD对两种污泥耦合反应的影响.如图 3所示, 当反应体系中XAN/XAD由0.0提高到5.0时, NH4+-N的绝对去除量从0.0逐渐增加到85.50 mg ·L-1, 相应地经AN途径去除的TN与TN去除率分别由0.0%、50.0%升至94.73%、92.42%.这些结果表明, 在XAN/XAD值较小时, AD产生亚硝酸盐的速率要高于AN对亚硝酸盐的消耗速率, 因此两者之间的合作程度会随比例的增加而加深.但是, 随着XAN/XAD提高到6.0, 反应体系的脱氮性能并未进一步提升, 说明此时AN菌比反硝化菌占优势, 硝酸盐通过AD转化为亚硝酸盐后, 即刻被AN菌捕获并去除.当XAN/XAD增加到一定值后, AD的反应速率成为耦合反应体系的限速因素.
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(a) NH4+-N最终浓度及反应化学计量比; (b) AN与AD菌对TN去除的贡献率; (c) SO42-最终浓度及反应化学计量比 图 3 不同厌氧氨氧化与自养反硝化菌(XAN/XAD)比例下混合污泥协同脱氮性能 Fig. 3 Synergistic removal performance of nitrogen by mixed sludge with varied anammox-to-denitrifying biomass ratios (XAN/XAD) |
电子供受体的化学计量比对耦合反应体系实现TN趋零具有重要意义.根据反应式(1)和(3), 理论上Δn(FeS):Δn(NH4+-N):Δn(NO3--N)的比值为0.276:0.943:1.0.然而, 在两种污泥生物量的比例实验中, Δn(NH4+-N)/Δn(NO3--N)由0.0逐渐趋向稳定值0.85, 见图 3(a), Δn(FeS)/Δn(NO3--N)从初始值0.56逐渐逼近0.30, 见图 3(c).也就是说, 随XAN/XAD的增大, FeS、NH4+-N和NO3--N这3个反应底物的化学计量比可能为0.30:0.85:1.0, 反应式(8)表达了整个耦合反应.从三者摩尔计量比的变化规律及其与理论值的对比中, 可以发现AN菌对底物亚硝酸盐的竞争力随XAN/XAD的增加而提高, 从而减少了FeS电子的释放量, SO42-产生量的变化趋势进一步验证了这个观点.值得注意的是, 由于FeS的过量投加, 只要初始NH4+-N/NO3--N小于0.85, 即可实现耦合系统TN趋零的目标.与单一的AN过程需要固定的反应底物摩尔比, 这是一个明显的优势[33].
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为了进一步揭示两种污泥协同去除硝酸盐和氨氮污染物的作用机制, 根据实验条件(见表 1)设计了4组动力学实验, 分别考察了2种污泥单独、竞争和合作状态下各种氮污染物(NO3--N、NO2--N和NH4+-N)及副产物硫酸盐浓度随反应时间的动态变化.如图 4(a)所示, 对于单一的AN过程, NO2--N和NH4+-N的绝对去除量之比约等于1.32, 而且20.3 mg ·L-1的NO3--N累积被观察到, 这与先前的研究结果是一致的[27].然而, 当2种污泥混合培养共同利用底物亚硝酸盐时[图 4(c)], NO2--N和NH4+-N的绝对去除量分别为100.0 mg ·L-1和43.8 mg ·L-1, 且NO2--N的降解速率为6.3 mg ·(L ·h)-1, 约为单一AN过程的两倍, 这种现象可以被理解为是AD和AN对底物竞争的结果, SO42-浓度变化趋势的不同也证实了这个观点.当AD为单一污泥时, 可以观察到明显的亚硝酸盐产生与累积, 这是实现2种污泥耦合的前提条件. NO2--N的变化趋势为先逐渐累积到一个峰值69.6 mg ·L-1, 随后由于NO3--N的不足, NO2--N开始被FeS还原到0.0 mg ·L-1, 这说明在NO3--N存在的情况下, AD菌更倾向于使用NO3--N作为电子受体, 而不是NO2--N.此外, 在整个反应过程中, NH4+-N浓度始终保持不变.当投加AN污泥后, NH4+-N以近乎恒定的速率被去除, NO2--N的最高累积量和硫酸盐的生成量仅分别为15.9 mg ·L-1和235.7 mg ·L-1, 且到达反应稳态所需的时间更短.这是因为通过AD所生成的中间物质NO2--N, 为AN提供了充足的电子受体. 4组实验的TN去除率分别为77.5%、50.0%、71.9%和86.5%, 到达反应稳态所需的时间分别为32、40、16和28 h.
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(a)单独AN污泥; (b)单独AD污泥; (c) AN和AD污泥以NO2--N为底物共培养; (d) AN和AD污泥以NO3--N为底物共培养 图 4 2类污泥单独、竞争及协同状态NO3--N、NO2--N、NH4+-N和SO42-浓度随时间的变化 Fig. 4 Time courses of NO3--N, NO2--N, NH4+-N, and SO42- in monocultures of AN and AD as well as their competition and cooperation |
对于众多的活性污泥法工艺, 原理上就是协调不同功能微生物的关系, 以达到化合物向人类所希望的方向有序转化的目的.在本研究中, 通过对AN与AD两种功能细菌的共培养, 成功建立了一个同时去除废水中氨氮和硝酸盐的新途径, 如图 5所示.硝酸盐在AD菌的作用下, 被FeS提供的电子还原为亚硝酸盐, 从而引发了AN反应, 被氨氮进一步还原为氮气.同时AN过程产生的大约11.2%的硝酸盐, 又为AD菌补充了电子受体.两种微生物构成了相互交叉喂养的功能互补群落, 从而实现氨氮和硝酸盐的同时去除.相比于单一的AN与AD过程, 在同等的进水TN下, 耦合群落具有更高的TN去除效率和速率, 且避免了AN过程中硝酸盐的形成.
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图 5 AN与AD菌协同脱氮机制分析 Fig. 5 Analysis of the synergistic removal mechanisms of nitrogen between AN and AD |
含氮污染物去除率的不同揭露了混合群落中存在的合作与竞争行为规律.电子受体之比(NO3--N/NO2--N)和微生物生物量之比(XAN/XAD)是两个主要的混合群落生态功能“控制器”.通过调控它们, 可以降低AD菌对亚硝酸盐的竞争, 使AN过程成为TN去除的主要途径. AN细菌具有较低的细胞增殖速率, 倍增时间为10~14 d, 维持AN细菌的高活性, 对保持混合群落的种群平衡以及长期运行过程的稳定性有重要意义[34].此外, FeS作为AD的电子供体, 过量的投加并不会对菌群的代谢活性产生影响, 有效地避免了有机碳源需精准投加的难题, 这是未来耦合系统可以在实际废水处理中应用的技术基础.
这项工作的未来应用可能会以两种形式开展：①不同种类废水的相互组合, 例如好氧硝化出水和金属工业废水等含NO3--N废水, 与垃圾渗滤液和沼气发酵液等含NH4+-N废水的组合; ②高氨氮废水的自我调配, 即把部分废水硝化之后和废水原水的组合.为达到耦合系统TN趋零的目的, 调配废水的关键控制点是NH4+-N与NO3--N的比值.对此, 应该以不同工业废水作为案例加以检验, 研究在(AN+AD)TN→0脱氮工艺中其它相关污染物的同步去除规律, 以及各种自养反硝化电子供体的可行性与经济性.
3 结论本研究构建了厌氧氨氧化和自养反硝化复合菌落的耦合系统, 实现了含氮废水的高效去除, 通过调控反应条件, 指出了总氮浓度趋零的可能性, 并将上述过程定义为(AN+AD)TN→0工艺.针对常见的含氨氮和硝酸盐的低C/N比废水, 相同初始TN浓度条件下, AN和AD处于单独、竞争和合作状态下, TN去除率分别为77.5%、50.0%、71.9%和86.5%;当AN与AD污泥浓度大于5.0时, 两者的合作表现出最佳的动力学匹配关系, 此时AN对TN去除的贡献率达到94.73%;氨氮的残留限制了耦合系统对TN的去除率, 调配NH4+-N与NO3--N的初始比小于0.85, 以及自养反硝化电子供体的足量投加, 是实现TN浓度趋零的先决条件.通过物料浓度的调控, 结合AN+AD工艺污泥中微生物之间功能交互作用的实现, 可以设计出彻底脱氮的废水处理新工艺, 可能成为具有潜力的节能低耗污染控制技术.
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