2019, Vol. 40
短程硝化反硝化是一种高效低能的脱氮工艺, 与传统的硝化和反硝化相比, 短程硝化反硝化不仅氧气消耗降低了25%, 而且有机碳源的使用也减少了40%[1].短程硝化反硝化过程可分为氨氧化过程和反硝化过程.在氨氧化过程, 铵根离子(NH4+)被氧化为亚硝酸根离子(NO2-), 在反硝化过程, NO2-被还原为氮气(N2). N2O是一种温室效应气体, 相当于同体积CO2的265倍, 全球温室效应有6%的比重是由于N2O形成的[2].无论是氨氧化过程, 还是反硝化过程都会产生N2O. N2O主要有3个产生途经：①氨氧化过程羟胺(NH2OH)不完全氧化产生N2O; ②氨氧化过程NH2OH与亚硝酸盐的反应, 即AOB反硝化; ③N2O作为反硝化过程的中间产物, 当氮素还原酶电子供给不足时会导致其积累[3].
关于生物法处理含氮废水过程中N2O的释放, 国内外的学者进行了大量的研究.杨玉兵等[4]利用同位素分析技术, 对N2O产生途径进行分析, 并得出随着溶解氧的升高, 短程硝化过程N2O的产生途径会受到影响, AOB反硝化过程产生的N2O在氨氧化过程产生的N2O中所占比例减少, 但是90%以上的N2O仍然是通过AOB反硝化过程产生. Pan等[5]研究了pH对N2O累积和释放的影响, 并利用甲醇作为还原剂进行脱氮, 比较了pH为6.0、6.5和7.0下的N2O累积量, 发现随着pH的降低, N2O的累积量在逐渐增加, 据此做出假设, 可能是由于低pH下游离亚硝酸浓度较高, 抑制氧化亚氮还原酶活性, 从而导致N2O的大量释放.付昆明等[6]研究初始pH对序批式CANON工艺产N2O的影响, 也得出N2O的释放量随着初始pH的降低而升高的结论. Reino等[7]研究了温度对高浓度污泥部分硝化产N2O的影响, 比较温度为10、15和20℃下的N2O产量, 结果表明N2O的产量随温度的升高而增加, 温度在大于15℃后N2O产量快速增加, 并从3个方面做出了假设：①温度对氨氧化细菌氨氧化酶和羟胺氧化酶的不同影响; ②温度对游离氨浓度的影响; ③温度对氧气在颗粒污泥中的渗透能力的影响. Peng等[8]研究在含AOB的污泥中溶解氧对N2O产量的影响, 通过富集NOB来降低亚硝酸盐的累积量, 从一定程度上保证N2O是由羟胺不完全氧化而产生的, 结果表明溶解氧对于AOB脱氮有抑制作用, 溶解氧从0.2mg·L-1升至3.0mg·L-1, N2O的产率从10.6%下降到2.4%, AOB脱氮的贡献从92%~95%下降至66%~73%.
盐度对生物脱氮有很大的影响, 高盐环境使得细胞发生质壁分离, 从而抑制细胞的活性[9]. Liu等[10]研究证实了NOB对盐浓度的敏感性高于AOB, 高盐环境对NOB的抑制作用比AOB大, 从而使得硝化作用停留在亚硝酸盐阶段.盐浓度(以NaCl计)在一定程度上的增加(从5 g·h-1增加到37 g·h-1)会抑制NOB的硝化过程, 但不会抑制氨氧化过程和亚硝酸盐的反硝化过程[11].邹高龙等[12]比较了盐浓度变化对SBBR与SBR中处理含氨废水的影响, 得出在一定范围内, 随着盐浓度的增加, SBBR中亚硝化过程受到抑制的程度大于SBR. Wang等[13]采用同步硝化反硝化工艺处理高盐高碳氮废水, 并且比较了几种不同碳源下氮的去除效率和微生物群落结构.在3个SBBR中, 乙酸盐、葡萄糖和两者的混合物被分别用作有机源, 运行120 d的平均总氮去除率分别为97.15%、63.94%和94.99%.尚会来等[14]研究盐度对硝化过程中N2O产量的影响, 当盐度从7.5 g·h-1急剧增加到10.0 g·h-1后, 硝化过程中N2O产量和转化率均有大幅度上升.刘甜甜等[15]研究盐度耦合亚硝酸对短程硝化反硝化过程中N2O还原的影响, 同样得出在盐度超过10.0 g·h-1后, 脱氮过程会产生大量的N2O.王珊珊等[16]研究盐度对好氧颗粒污泥硝化过程中N2O产量的影响, 得出随着盐浓度的增加, 溶解态N2O与释放的N2O逐渐增加.综上可见, 高盐环境对脱氮的影响已经有了很深入的研究, 但在高盐高碱环境下, 由于复杂机制的影响, 不同碳氮比对脱氮过程中N2O的产量以及产生机制的报道较少.由于氮素还原酶对电子的竞争, 不同的碳氮比会导致不同的N2O产生量, 而高盐高碱环境对N2O还原酶的抑制作用会影响不同碳氮比下的电子竞争, 因此有必要去探究在高盐高碱废水脱氮过程中不同碳氮比下N2O的产生量.
本实验通过研究碳氮比对高盐高碱污水硝化反硝化过程及N2O产量的影响, 从而得到处理高盐高碱污水过程中不同碳氮比条件下氮素的转化规律及N2O的产生特征, 揭示在高盐高碱抑制下异养反硝化细菌氮素还原酶的电子竞争机制, 以期为工程实际提供参考.
1 材料与方法 1.1 参数设定与实验流程本实验装置选用SBBR反应器, 主体部分是有效容积为8.6 L的柱状有机玻璃容器, 内部填充半软性纤维组合填料, 填充比为1:3, 外层设恒温水浴桶, 通过温控仪和加热棒将实验装置内的水温控制在(29±2)℃, 利用转子流量计控制通气量为40 L·h-1.实验工况由微电脑时控开关(KG316T)控制, 本实验使用pH仪, 溶解氧仪及液相N2O浓度仪实时在线监测. SBBR反应器采用An/O/A模式运行, 运行1个周期为720 min, 进水5 min, 厌氧60 min, 曝气420 min, 后缺氧阶段运行180 min, 排水5 min, 闲置50 min.当反应器运行稳定后, 在C/N为0、2和5下进行批次实验.为了探究高盐高碱和低溶解氧对NOB的不同抑制作用, 在曝气阶段NH4+-N基本反应完全后持续曝气1 h, 以观察比较硝酸盐的累积情况.
为得到准确的氨氮氧化速率, 在批次实验后进行了30 d的连续进出水实验, 将进水的硅胶管口深入反应器底部, 从底部进水, 反应器的侧壁留有与设计水面相切的圆孔出水口.通气流量为40 L·h-1, 进水流量为1 L·h-1, 水力停留时间(HRT)控制为8 h, 保持与批次实验相同的进水水质和温度, 3种碳氮比条件下各运行10 d.
1.2 污泥来源与进水配方采用活性污泥挂膜法, 选取西安市江村沟垃圾渗滤液处理厂生化池的污泥作为菌种, 由于垃圾渗滤液中含有高浓度的HCO3-和Cl-, 污泥中的微生物有很好的耐盐耐碱性, 经过较短时间驯化, 对高盐碱性废水便有较好的去除效果.
本实验采用人工配制废水, 进水的NH4HCO3浓度(以N计)为100 mg·L-1, 葡萄糖(以COD计)按需求投加, HCO3-浓度(主要由NaHCO3与KHCO3提供, 并按质量比2:1投加)为8 000 mg·L-1, NaCl浓度(以Cl-计)为5 000 mg·L-1, CaCl2浓度为4 mg·L-1, MgSO4·7H2O浓度为200mg·L-1.微量元素浓缩液投加量0.1 mL·L-1.微量元素的成分为：H3BO3 50 mg·L-1, CuCl2 30 mg·L-1, ZnCl2 50 mg·L-1, (NH4)6Mo7O2·4H2O 50 mg·L-1, MgSO4·7H2O 500 mg·L-1, CoCl2·6H2O 50 mg·L-1, AlCl3 50 mg·L-1, NiCl2 50 mg·L-1, 浓盐酸1 mL·L-1.
1.3 测定及计算方法NH4+-N、NO2-N和NO3--N采用紫外可见分光光度计测定(型号TU-1810, 北京普析通用仪器), 溶解氧浓度采用HQ30d-美国哈希便携式溶解氧测定仪测定, pH采用HQ11d-美国哈希便携式pH测定仪测定, 溶解态N2O采用丹麦Unisense N2O-500-807724微电极在线监测系统测定.由于反应器中有高浓度的氯离子, 因而不能直接测定COD, 本实验将所取的水样, 经硝酸银预处理, 除去样本中绝大多数的氯离子后, 采用连华科技5B-3A型号消解比色一体COD测定仪测定.
亚硝酸盐累积率(Nitrite accumulation ratio, NAR)根据Zeng等[17]的方法计算, 如公式(1)所示; 总氮去除率RTN(total nitrogen removal efficiency)根据Rahimi等[18]的方法计算, 如公式(2)所示; 同步硝化反硝化效率RSND(simultaneous nitrification and denitrification efficiency)根据Ma等[19]的方法计算, 如公式(3)所示.
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(1) |
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(3) |
式中, c(NO2--N)表示亚硝酸盐浓度(mg·L-1), c(NO3--N)表示硝酸盐浓度[mg·L-1], TNi表示进水总氮浓度(mg·L-1), TNe表示出水总氮浓度(mg·L-1), c(NH4+-N)i表示进水氨氮浓度(mg·L-1), c(NH4+-N)e表示出水氨氮浓度(mg·L-1).
根据Ge等[20]计算方法确定N2O产生与释放量, 计算公式如下：
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(4) |
式中, rg表示单位时间N2O产生量[mg·(L·h)-1], ra表示为单位时间液相N2O的积累量[mg·(L·h)-1], re表示为单位时间N2O释放量[mg·(L·h)-1].
当N2O从水扩散到空气时, N2O的释放量可以用下式计算：
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(5) |
式中, cN2O为液相中N2O的浓度(mg·L-1), KLaN2O表示N2O从水扩散到空气时的容积扩散系数(h-1). cS为与空气中N2O相平衡的液相中的N2O的饱和浓度, 假设为0mg·L-1.
需要通过实验来进行测定：把适量的N2O通入装有填料和清水的反应器中, 分别测定曝气条件下和缺氧条件下(内循环搅拌)反应器内N2O浓度随时间的降低情况; 通过re和cN2O的线性拟合得到曝气条件下KLaN2O=1.5 h-1, 缺氧条件下KLaN2O=0.12 h-1.通过对反应时间内的N2O产生速率进行积分, 可得到总N2O逸出量, 总的逸出量加上溶解态N2O浓度可得到总的N2O产生量.
1.4 方差分析为确保实验数据的准确性, 在不同碳氮比下分别测量3次.不同碳氮比的每一个项目下相同时间点所取的样均有其各自的平均值和均方差, 误差过大的数据舍弃并重新进行实验.在表格中直接以加减均方差的一半表示, 在图形中以误差棒的形式表现.
1.5 高通量测序分析在实验进行到第93 d, 取SBBR中的活性污泥进行微生物鉴定, 用于调查反应器中微生物群落结构.在生工生物工程股份有限公司(中国上海)采用宏基因组测序的方式, 把所测样本中的所有微生物作为一个整体, 研究样品中的功能基因以及其在环境中所起的作用而不用关心其来自哪个微生物.
将用于测序的PCR产物通过Illumina MiSeq得到原始图像数据文件, 经CASAVA碱基识别(Base Calling)分析转化为原始测序序列, 使用Usearch去除预处理后序列中非扩增区域序列, 而后对序列进行测序错误校正, 并调用Uchime进行鉴定嵌合体, 最后将去除嵌合体的序列与数据库代表性序列进行Blastn比对, 剔除低于阈值的序列.采用操作分类单元(OTU)分类, 将97%相似水平下的OTU进行生物信息统计分析, 并确定优化序列为可操作分类单元(OTUs).利用Blastn将OTU序列与对应数据库进行比对, 筛选出OTU序列的最佳比对结果, 并对比对结果进行过滤, 满足相似度>90%且覆盖度>90%的序列被用来后续分类, 不满足条件的序列则被归为未分类(unclassified), 可得到在各个分类层级水平上的各样本主要序列数目.
2 结果与讨论 2.1 反应器硝化反硝化特征图 1所示为不同碳氮比下SBBR一个周期内An/O/A过程NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN和COD的过程曲线.在不改变初始NH4+-N浓度的条件下(NH4+-N=100 mg·L-1), 通过投加不同量的有机碳源(COD为0、200和500 mg·L-1)来探究高盐高碱进水下硝化反硝化的特征.设置COD=0作为对照组, 以对比说明有碳源情况下异养反硝化对总氮去除率及N2O产生量的贡献.
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图 1 不同碳氮比下的NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN以及COD过程曲线 Fig. 1 Profiles of NH4+-N, NO2-N, NO3-N, TN, and COD over time at different ratios for carbon/nitrogen |
在高盐高碱条件下, NOB受到很强的抑制作用, 硝化过程基本停留在亚硝酸盐阶段.如图 1所示, 3种碳氮比下的NO3--N浓度均很低, NO2--N浓度累积量很高, 反应器基本实现了短程硝化.已知抑制NOB实现亚硝酸盐积累的条件有高温、限氧、高NH4+-N、高盐等.为证明在高盐高碱环境下, 以亚硝酸盐为硝化终产物的生化工程的持续稳定性, 在An/O/A的曝气过程, 通过溶解氧曲线斜率变化可以判断, 当NH4+-N基本被全部氧化完之后, 溶解氧浓度将出现快速上升.因此, 当NH4+-N基本被全部氧化完之后, 持续曝气1h使得反应器内溶解氧升高, 观察硝酸盐的累积情况.结果表明硝酸盐并没有明显升高, 经过多次重复, 所得的结果一致, 表明即使在并不严格的控制曝气阶段时长的情况下, 也不会破坏短程硝化过程.
曝气阶段, 生物膜内同时存在的厌氧环境, 有利于同步硝化反硝化的进行, 即使有少量硝酸盐生成, 也会被异养反硝化细菌消耗.在图 1(a)中, 整个反应过程NO3--N的浓度基本为零, 其原因可能是在C/N=5时, 碳源比较充足, 硝酸盐的反硝化速率等于其生成速率, 因而没有出现硝酸盐的积累.在图 1(b)和1(c)中NO3--N的浓度在曝气前期基本为零, 当NH4+-N反应完全且溶解氧明显升高后亚硝酸盐浓度出现略微地上升, 其原因可能是在低碳氮比的条件下反硝化速率较低, 引起了硝酸盐的少量积累, 但系统仍然以短程硝化为主导.这说明了高盐高碱环境对NOB有很强的抑制作用, 即使在同步反硝化作用较差时, 硝酸盐的积累量依然很小.
2.1.2 高盐高碱环境下NH4+-N氧化特征NH4+-N的去除主要有两种途径, 即自养硝化作用和同化作用.在厌氧的1 h内, 图 1中NH4+-N均有明显地下降, 这可能是两方面原因形成的：一方面厌氧阶段微生物利用NH4+-N、COD和磷等营养物质合成自身细胞, 即细胞的同化作用; 另一方面可能是由于碱性环境下, 且同时存在磷酸盐、氨及镁离子的情况下, 会有少量磷酸铵镁颗粒的生成并被生物膜吸附, 导致NH4+-N浓度下降.在An/O/A过程的厌氧阶段, 微生物会将短链脂肪酸贮存为胞内多聚物(如PHA), 本实验在曝气阶段, 整个氨氧化过程NH4+-N基本以稳定的速度氧化, 这说明投加的碳源在厌氧段基本全部被细胞贮存为内碳源.外碳源(溶解性碳源)剩余很小, 否则在曝气阶段外碳源的氧化过程会使得NH4+-N氧化过程滞后.
表 1所示为30d连续进水全程曝气模式下的进出水NH4+-N浓度、溶解氧和氨氮氧化速率(每10 d取平均值).从中可知, 随着碳氮比的降低, 出水氨氮浓度随之降低, 氨氮氧化速率和氨氮去除率上升, 溶解氧浓度也在相应上升.在有碳源的情况下, 异养细菌和氨氧化细菌利用氧气分别氧化COD和氨氮, 使得溶解氧消耗增大, 因而溶解氧浓度较低; 而由于异养细菌与氨氧化细菌对氧气的竞争作用, 同时也使得氨氮的氧化速率较低.在没有碳源的情况下, 仅有氨氧化细菌利用氧气氧化氨氮, 因此氨氮的氧化速度较快, 溶解氧浓度也较高.但由表 1可知, 3种碳氮比下的氨氮氧化速率相差并不是很大, 这说明了添加一定的碳源对氨氮的氧化影响较小.
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表 1 不同碳氮比下的进出水NH4+-N浓度、溶解氧和氨氮氧化速率 Table 1 Concentrations of ammonia nitrogen in and out of water, dissolved oxygen, and oxidation rates of ammonia nitrogen with different ratios of carbon/nitrogen |
2.1.3 高盐高碱An/O/A过程pH变化特征
由图 2中pH曲线可知, 3组碳氮比实验都在偏碱性(pH为8.2~9.5)的环境下进行, 而在碱性环境下部分NH4+-N会以游离氨的形式存在, 游离氨对NOB也存在一定的抑制作用.由脱氮过程所发生的反应可知, 氨氧化过程为产酸过程, 反硝化为产碱过程, 理论上pH应表现出先下降后上升的规律.而图 2中pH曲线所示, 在整个反应过程中, pH在缓慢地上升. She等[11]采用An/O/A工艺, 其反应器环境为高盐环境, pH表现出先下降后上升的规律.由此说明了本研究中pH表现出不同的变化规律并不是由于高盐环境引起的.由于本实验不仅存在高盐环境, 还提供了高浓度的HCO3-.在高浓度的HCO3-下, 反应器中会形成部分的H2CO3.曝气阶段, H2CO3分解所产生的CO2会随着空气溢出, 导致反应器中的碱度上升, 从而出现整个曝气过程pH呈现上升的现象.
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图 2 不同碳氮比下的pH、溶解氧、溶解态N2O以及总N2O产生量过程曲线 Fig. 2 Profiles of pH, dissolved oxygen, dissolved N2O, and total N2O production over time with different ratios of carbon/nitrogen |
由图 2中不同碳氮比下的溶解态N2O和总N2O产生量曲线可知, 在厌氧的1 h内, 其中N2O基本为0 mg·L-1, 这是由于前一周期剩余的NO2--N在缺氧过程被完全还原, 在本周期的厌氧阶段未发生氨氧化反应和反硝化反应, 只存在贮存有机物的反应[如图 1(a)所示COD快速降低], 因而没有N2O的产生和积累.
由表 2可知, 在好氧段, C/N为5和2时, N2O产量分别为(25.95±1.22)mg·L-1和(17.54±0.90)mg·L-1, 而C/N=0时N2O产生量仅为(9.65±0.60)mg·L-1. C/N=0时, N2O主要是由氨氧化和细胞内源呼吸反硝化所产生; 在C/N为5和2时, N2O主要是由胞内贮存反硝化、氨氧化和细胞内源呼吸反硝化所产生. C/N为5和2时, N2O的产生量远大于C/N=0时所产生的N2O.这可能是由于高盐高碱环境对N2O还原酶的抑制作用[16], 使得异养反硝化过程产生的N2O远大于氨氮氧化产生的N2O, 而碳氮比越大, 有更多的有机碳源供给反硝化细菌, 因而产生的N2O量越大. C/N=5时, N2O产量在曝气开始后快速上升, 充足的碳源使得反硝化过程以恒定的速度进行, 因而N2O产生速度也趋于稳定; C/N=2时, N2O产量在曝气前期上升较快, 在曝气后期速度逐渐降低, 其原因可能是曝气前期, 细菌能利用其贮存的碳源进行反硝化, 所产生的N2O较多, 使得N2O能够快速上升, 随着反应的进行, 碳源逐渐降低, 反硝化速率也在逐渐降低, 从而使得N2O产生速率下降; C/N=0时, N2O产量在曝气前段上升速度较快, 后段N2O产生的速率逐渐变慢.这可能是由于在氨氧化过程中产生的N2O主要与NH2OH不完全氧化以及AOB反硝化有关, 而这两个途径均与NH2OH的量有关.由于曝气前期, 氨氧化过程基本是以相同的速率进行, 所以对应中间产物NH2OH应该是基本保持不变, 因而N2O的产生速率基本不变.曝气后期随着NH4+-N浓度降低, 氨氧化速率降低, 中间产物NH2OH的浓度下降, 使得N2O的产生速率逐渐变缓.
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表 2 不同碳氮比下的N2O产量和转化率、总氮去除率以及同步硝化反硝化率 Table 2 N2O production and conversion rate, total nitrogen removal rate, and simultaneous nitrification, and denitrification rate with different ratios of carbon/nitrogen |
在缺氧段, 缺氧环境使得反硝化速率增加, 由于高盐高碱环境对N2O还原酶的抑制作用及氮素还原酶对电子的竞争作用, 反硝化过程会产生N2O, N2O产量随着反硝化速率的增加而增加, 并且由于缺氧环境, N2O的溢出速率减慢, 因而N2O产量出现了快速上升的现象. C/N=5时的缺氧段, 反硝化细菌利用厌氧时所贮存的有机碳进行反硝化, 反硝化速率远大于另两组碳氮比实验, 因而N2O产生速率也大于另两组碳氮比实验. C/N=2时, 由于碳源供应不足, 曝气阶段厌氧贮存的碳源便已消耗殆尽, 在缺氧段可能是反硝化细菌进行内源呼吸反硝化, 因而N2O产生速率较高碳氮比的低. C/N=0时的反硝化速率较低, 在缺氧段可能也是细菌进行的内源呼吸反硝化.在C/N=5的缺氧段, 当亚硝酸盐被还原完后, 液相N2O浓度呈现快速下降, 而C/N为2和0时, 缺氧段并没有出现相同的现象.这可能是由于C/N=5时, 厌氧贮存的碳源仍有剩余, 并且没有亚硝酸盐还原酶与N2O还原酶竞争电子, 因而反硝化细菌能将液相中的N2O还原为N2.
综上所述, 在厌氧段, 基本上没有N2O的产生; 在好氧段, 碳氮比越高N2O的产量越大; 在缺氧段, C/N=5时, N2O产生速度最快.这是由于高盐高碱环境对N2O还原酶的抑制作用, 使得异养反硝化过程产生的N2O远大于氨氮氧化过程.在生物膜中能发生同步硝化反硝化, 由表 2可知碳氮比越高同步硝化反硝化率越大, 氨氧化和反硝化产生的N2O会随着空气溢出, 使得好氧段产生的N2O远高于其他两个时段.
2.3 不同碳氮比对N2O总产生量的影响由表 2可知, C/N为0、2和5时, 总N2O产量分别为(17.32±0.95)、(21.81±0.85)和(32.07±2.03)mg·L-1, 总N2O产量随碳氮比的增加而增加.葛光环[21]研究不同碳氮比对N2O释放量的影响, 得出C/N为1、2、3和4时, N2O的总产生量分别为12.99、16.71、13.49和3.61 mg·L-1, 由于异养反硝化细菌氮素还原酶对电子的竞争, 以及需要一定的碳源进行反硝化, 使得在C/N=2时N2O的总产生量最大.而本研究中总N2O产量随碳氮比的增加而增加, 这是由于高盐高碱环境对N2O还原酶的抑制作用, 使得高碳氮比下总N2O产量最大.
虽然异养反硝化过程氮素还原酶对电子的竞争在高盐高碱环境下表现得不是很显著, 但其竞争作用仍有所体现.由表 2可知, C/N为5、2和0时, 总氮去除率分别为(98.17±0.42)%、(65.78±2.47)%和(44.08±0.27)%; N2O的转化率分别为(29.75±0.93)%、(30.04±2.17)%和(41.69±0.80)%.随着碳氮比的降低, N2O的转化率在逐渐升高.这可能是由于碳源的减少, 使得胞内异养反硝化过程氮素还原酶对电子的竞争更加激烈, 当不添加碳源时, 仅依靠细胞内源呼吸所进行反硝化的电子竞争达到极致, 此时主要产物是N2O和N2.所以说碳氮比越低, 电子竞争越激烈, 反硝化产N2O所占的比例越高, 因而N2O的转化率越高.
由上述的实验现象规律可得出高盐高碱性环境不仅会抑制NOB的活性, 还会抑制N2O还原酶活性, N2O的积累主要是高盐高碱环境对N2O还原酶活性的抑制所引起的, 碳氮比越高, N2O产量越大.因此, 在处理高盐高碱废水时, 为了减少总N2O的产生量, 应在满足碳源的需求情况下, 控制一个适宜的碳氮比.另外, 在处理高盐高碱低碳氮比废水时应减少后缺氧段的时间或投加碳源, 从而降低N2O的产量.
2.4 高通量测序分析为研究微生物群落结构, 在实验进行的93 d, 取SBBR中的污泥样本进行高通量测序分析, 得到的原始序列大约20 995个, 序列平均长度为460.54;除去低质量的序列后, 序列数目为20 639, 序列平均长度为421.54, 去除嵌合体序列数目1 994, 剩余序列数目为18 645, 然后将样本聚类后得到的OTU数目为1109, 将OTU序列与对应数据库进行比对可得到各个分类层的群落组成. 图 3为属(genus)水平上的样本分类序列数目在总序列数目18 645中的百分比.
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图 3 属水平上的细菌群落分布 Fig. 3 Distribution of bacterial communities at the genus level |
如图 3所示, 在高盐高碱条件下, SBBR中的微生物群落主要由13个属组成, 分别是Thauera、Phycisphaera、Azoarcus、Gemmobacter、Phaeodactylibacter、Thiobacillus、Nitrosomonas、Pseudofulvimonas、Saccharibacteria genera incertaesedis、Paracoccus、Ohtaekwangia、Desulfofustis和Halomonas.这些属很多都是广泛存在于自然以及人为的环境中, 例如土壤、河流和海洋、空气、植物根部、活性污泥污水处理系统, 体现了在高盐高碱环境下微生物的多样性和复杂性.其中Thauera(19.62%)为陶厄氏细菌属, 据报道其与脱氮密切相关, 在NO2-浓度较高的环境中丰富度较高[22]; Phycisphaera(6.91%)在自养型脱氮的反应器中占据主要部分, 与氨氧化反应有关[23]; Azoarcus(6.06%)为固氮弧菌属, 其作用是将N2转化为含氮物质, 部分转化为NH4+-N, 不利于本系统中NH4+-N的氧化[24]; Gemmobacter(5.70%)为芽殖杆菌属, 有关研究表明其与反硝化过程相关[25]; Nitrosomonas(3.74%)为典型的氨氧化菌, 即AOB菌[26], 这些菌属都是SBBR中参与脱氮过程的细菌, 这可以从微生物层面揭示了反应器中所发生的氨氧化过程和反硝化过程.由于并没有发现NOB菌的大量存在, 因而可以进一步表明高盐碱性环境下, NOB受到很强的抑制作用, 使得硝化过程停留在亚硝酸盐阶段.
3 结论(1) 在高盐高碱条件下, NOB受到很强的抑制作用, 实验条件下, 硝酸盐的浓度均很低, 硝化过程基本停留在亚硝酸盐阶段.
(2) 在高盐高碱条件下, N2O还原酶受到抑制, C/N为0、2和5时, 总N2O产量分别为(17.32±0.95)、(21.81±0.85)和(32.07±2.03)mg·L-1, 随着碳氮比的增加, 有更多的碳源用于反硝化过程, 总氮去除率和N2O产量均随之增加.
(3) 在高盐高碱条件下, 氮素还原酶对电子的竞争依然存在, C/N为5、2和0时, N2O的转化率分别为(29.75±0.93)%、(30.04±2.17)%和(41.69±0.80)%, 随着碳氮比的降低, N2O的转化率越高, 更多的TN以N2O的形式去除.
(4) 系统中存在的微生物群落主要是由与脱氮有关的异养细菌(如：Thauera、Azoarcus和Gemmobacter)和自养细菌AOB(如：Nitrosomonas)组成.
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宋小燕, 刘锐, 税勇, 等. 间歇曝气SBR处理养猪沼液的短程脱氮性能[J]. 环境科学, 2016, 37(5): 1873-1879. Song X Y, Liu R, Shui Y, et al. Stability of short-cut nitrification nitrogen removal in digested piggery wastewater with an intermittently aerated sequencing batch reactor[J]. Environmental Science, 2016, 37(5): 1873-1879. |
| [2] | Davidson E A. The contribution of manure and fertilizer nitrogen to atmospheric nitrous oxide since 1860[J]. Nature Geoscience, 2009, 2(4): 659-662. |
| [3] | Ding X Q, Zhao J Q, Hu B, et al. Mathematical modeling of nitrous oxide production in an anaerobic/oxic/anoxic process[J]. Bioresource Technology, 2016, 222: 39-48. DOI:10.1016/j.biortech.2016.09.092 |
| [4] |
杨玉兵, 杨庆, 李洋, 等. 基于同位素技术的短程硝化过程N2O产生途径[J]. 环境科学, 2018, 39(11): 5051-5057. Yang Y B, Yang Q, Li Y, et al. N2O Production pathways in partial nitrification based on isotope technology[J]. Environmental Science, 2018, 39(11): 5051-5057. |
| [5] | Pan Y T, Ye L, Ni B J, et al. Effect of pH on N2O reduction and accumulation during denitrification by methanol utilizing denitrifiers[J]. Water Research, 2012, 46(15): 4832-4840. DOI:10.1016/j.watres.2012.06.003 |
| [6] |
付昆明, 王会芳, 苏雪莹, 等. 初始pH值对序批式CANON工艺脱氮效果和N2O释放的影响[J]. 环境科学, 2016, 37(11): 4261-4267. Fu K M, Wang H F, Su X Y, et al. Effect of initial pH on nitrogen removal performance and N2O emission of a sequencing batch CANON reactor[J]. Environmental Science, 2016, 37(11): 4261-4267. |
| [7] | Reino C, van Loosdrecht M C M, Carrera J, et al. Effect of temperature on N2O emissions from a highly enriched nitrifying granular sludge performing partial nitritation of a low-strength wastewater[J]. Chemosphere, 2017, 185: 336-343. DOI:10.1016/j.chemosphere.2017.07.017 |
| [8] | Peng L, Ni B J, Erler D, et al. The effect of dissolved oxygen on N2O production by ammonia-oxidizing bacteria in an enriched nitrifying sludge[J]. Water Research, 2014, 66: 12-21. DOI:10.1016/j.watres.2014.08.009 |
| [9] | Vendramel S, Dezotti M, Sant'Anna Jr G L. Nitrification of an industrial wastewater in a moving-bed biofilm reactor:effect of salt concentration[J]. Environmental Technology, 2011, 32(8): 837-846. DOI:10.1080/09593330.2010.514949 |
| [10] | Liu S T, Yang F L, Gong Z, et al. Assessment of the positive effect of salinity on the nitrogen removal performance and microbial composition during the start-up of CANON process[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2008, 80(2): 339-348. DOI:10.1007/s00253-008-1536-9 |
| [11] | She Z L, Zhao L T, Zhang X L, et al. Partial nitrification and denitrification in a sequencing batch reactor treating high-salinity wastewater[J]. Chemical Engineering Journal, 2016, 288: 207-215. DOI:10.1016/j.cej.2015.11.102 |
| [12] |
邹高龙, 李小明, 李启武, 等. 盐度变化对SBBR和SBR中含氨氮废水的处理影响[J]. 环境科学, 2009, 30(9): 2603-2608. Zou G L, Li X M, Li Q W, et al. Effects of salinity variation on the treatment wastewater containing ammonia in the SBBR and SBR[J]. Environmental Science, 2009, 30(9): 2603-2608. |
| [13] | Wang J L, Gong B Z, Wang Y M, et al. The potential multiple mechanisms and microbial communities in simultaneous nitrification and denitrification process treating high carbon and nitrogen concentration saline wastewater[J]. Bioresource Technology, 2017, 243: 708-715. DOI:10.1016/j.biortech.2017.06.131 |
| [14] |
尚会来, 彭永臻, 张静蓉, 等. 盐度对污水硝化过程中N2O产量的影响[J]. 环境科学, 2009, 30(4): 1079-1083. Shang H L, Peng Y Z, Zhang J R, et al. Effects of salinity concentration on N2O production during nitrification[J]. Environmental Science, 2009, 30(4): 1079-1083. DOI:10.3321/j.issn:0250-3301.2009.04.023 |
| [15] |
刘甜甜, 刘牡, 王淑莹, 等. 盐度耦合FNA对短程反硝化过程中N2O还原的影响[J]. 中南大学学报(自然科学版), 2013, 44(8): 3561-3568. Liu T T, Liu M, Wang S Y, et al. Impact of salinity coupling FNA on N2O reduction during denitrification via nitrite[J]. Journal of Central South University (Science and Technology), 2013, 44(8): 3561-3568. |
| [16] |
王珊珊, 梁红, 高大文. 盐度对好氧颗粒污泥硝化过程中N2O产生量的影响[J]. 环境科学, 2014, 35(11): 4237-4243. Wang S S, Liang H, Gao D W. Effects of Salinity on N2O production during nitrification using aerobic granular sludge[J]. Environmental Science, 2014, 35(11): 4237-4243. |
| [17] | Zeng W, Li B X, Wang X D, et al. Integration of denitrifying phosphorus removal via nitrite pathway, simultaneous nitritation-denitritation and anammox treating carbon-limited municipal sewage[J]. Bioresource Technology, 2014, 172: 356-364. DOI:10.1016/j.biortech.2014.09.061 |
| [18] | Rahimi Y, Torabian A, Mehrdadi N, et al. Simultaneous nitrification-denitrification and phosphorus removal in a fixed bed sequencing batch reactor (FBSBR)[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 185(2-3): 852-857. DOI:10.1016/j.jhazmat.2010.09.098 |
| [19] | Ma W W, Han Y X, Ma W C, et al. Enhanced nitrogen removal from coal gasification wastewater by simultaneous nitrification and denitrification (SND) in an oxygen-limited aeration sequencing batch biofilm reactor[J]. Bioresource Technology, 2017, 244: 84-91. DOI:10.1016/j.biortech.2017.07.083 |
| [20] | Ge G H, Zhao J Q, Li X L, et al. Effects of influent COD/N ratios on nitrous oxide emission in a sequencing biofilm batch reactor for simultaneous nitrogen and phosphorus removal[J]. Scientific Reports, 2017, 7(1): 7417. DOI:10.1038/s41598-017-06943-0 |
| [21] |
葛光环.序批式生物膜反应器脱氮过程中N2O释放特征及其机理研究[D].西安: 长安大学, 2017. Ge G H. N2O emission characteristics and mechanisms during nitrogen removal in a sequencing batch biofilm reactor[D]. Xi'an: Chang'an University, 2017. |
| [22] | Du R, Cao S B, Wang S Y, et al. Performance of partial denitrification (PD)-ANAMMOX process in simultaneously treating nitrate and low C/N domestic wastewater at low temperature[J]. Bioresource Technology, 2016, 219: 420-429. DOI:10.1016/j.biortech.2016.07.101 |
| [23] | Gonzalez-Martinez A, Rodriguez-Sanchez A, Rodelas B, et al. 454-pyrosequencing analysis of bacterial communities from autotrophic nitrogen removal bioreactors utilizing universal primers:effect of annealing temperature[J]. BioMed Research International, 2015, 2015: 892013. |
| [24] | Hurek T, Handley L L, Reinhold-Hurek B, et al. Azoarcus grass endophytes contribute fixed nitrogen to the plant in an unculturable state[J]. Molecular Plant-microbe Interactions:MPMI, 2002, 15(3): 233-242. DOI:10.1094/MPMI.2002.15.3.233 |
| [25] | Zhao J G, Li Y H, Chen X R, et al. Effects of carbon sources on sludge performance and microbial community for 4-chlorophenol wastewater treatment in sequencing batch reactors[J]. Bioresource Technology, 2018, 255: 22-28. DOI:10.1016/j.biortech.2018.01.106 |
| [26] | Liu J J, Yuan Y, Li B K, et al. Enhanced nitrogen and phosphorus removal from municipal wastewater in an anaerobic-aerobic-anoxic sequencing batch reactor with sludge fermentation products as carbon source[J]. Bioresource Technology, 2017, 244: 1158-1165. DOI:10.1016/j.biortech.2017.08.055 |