2017, Vol. 38
二氧化硫(SO2)、氮氧化物(NOx)是我国主要的大气污染物, 可造成酸雨、臭氧层破坏、光化学烟雾等环境污染, 严重威胁着人类和其他生物的健康[1].根据最新的中国空气环境状况公报(2016年11月公布), 2016年, 在全国338个地级以上城市中, SO2平均质量浓度为28 μg·m-3, 同比上升3.7%, NO平均质量浓度为38 μg·m-3, 同比上升11.8%.由这些数据可知, 虽然我国已经强制推行工业废气治理政策, 但是由于我国工业基础雄厚, 整体排放基数仍居高不下, 因此大气污染控制尤其是对SO2和NOx的控制任重道远.
相比于单独的烟气脱硫脱硝技术, 同步烟气脱硫脱硝技术具有设备简单、占地面积小和运行成本低等显著优点.常见的烟气同步脱硫脱硝技术主要包括等离子体法、液相氧化法、络合吸收法、吸附法等[2~4].然而, 这些方法仍存在着设备易结垢和腐蚀、二次污染和运行成本高等不足[5].基于这些工艺的缺点, 生物法同步脱硫脱硝技术由于其操作简单, 运行成本低以及不存在二次污染等优点日益受到了人们的关注[6].生物法烟气脱硫技术首先用碱液将烟气中的SO2吸收成硫酸盐(SO42-), 再利用硫酸盐还原菌(sulfate-reducing bacteria, SRB)将硫酸盐还原为硫化物(S2-), 最后利用硫氧化菌(sulfide-oxidizing bacteria, SOB)将硫化物氧化为单质硫, 如公式(2) 所示[7~10].烟气中的NOx主要成分是难溶于水的NO, 直接生物技术使得NO的实际净化率很低, 因此生物法烟气脱硝技术首先要解决的问题是NOx的气液传质问题, 即将水溶性较差的NO从气相中转移到液相. BioDeNOx技术是利用有机络合吸收剂, 如有机螯合铁-乙二胺四乙酸亚铁[Fe(Ⅱ)EDTA], 吸收NO转化为络合吸收产物[Fe(Ⅱ)EDTA-NO]以实现NO由气相到液相的转移, Fe(Ⅱ)EDTA-NO再通过微生物还原, NO转化为N2, 而Fe(Ⅱ)EDTA实现再生[11].工艺过程中由于氧气氧化Fe(Ⅱ)EDTA产生的Fe(Ⅲ)EDTA可以在异化铁还原微生物的作用下还原, 实现络合脱硝液的循环使用, 此过程如公式(2)~(5) 所示. BioDeNOx技术由于高效的去除效果、工艺简洁、成本低和无二次污染等优点拥有广阔的发展前景.
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基于生物法烟气脱硫技术(Bio-FGD)和络合吸收生物还原脱硝技术(BioDeNOx), 本课题组提出了一种生物结合络合吸收同步烟气脱硫脱硝的工艺：该工艺首先利用加入Fe(Ⅱ)EDTA的碱性吸收液同时吸收烟气中的SO2和NO, 随后在厌氧生物反应器中将烟气脱硫脱硝产物硫酸盐和Fe(Ⅱ)EDTA-NO/Fe(Ⅲ)EDTA同步还原[12].关于硫酸盐的厌氧还原过程和络合脱硝液中的Fe(Ⅱ)EDTA-NO/Fe(Ⅲ)EDTA的厌氧还原过程已有较多研究[13~15], 而在一个厌氧反应器内同步转化烟气脱硫脱硝产生的硫酸盐和Fe(Ⅱ)EDTA-NO/Fe(Ⅲ)EDTA没有公开报道[16].因此, 本文尝试在一个厌氧反应器中实现SO2和NO吸收产物的同步高效去除.本实验配制了一定浓度的硫酸盐和Fe(Ⅱ)EDTA-NO/Fe(Ⅲ)EDTA的模拟废水, 采用厌氧活性污泥反应器, 尝试利用驯化污泥中的SRB和反硝化菌将硫酸盐和Fe(Ⅱ)EDTA-NO代谢转化成S2-和N2, 而Fe(Ⅲ)EDTA可被S2-或者具有铁还原功能的细菌还原, 实现络合脱硝液的再生.
1 材料与方法 1.1 实验装置和接种污泥本实验采用厌氧活性污泥反应器, 如图 1所示.内径6 cm, 总高度115 cm, 反应区高度70 cm, 总容积4.95 L, 有效容积2.0 L, 高径比为11.7.反应柱上设3个取样口, 每个取样口间距为15 cm.最上方取样口距离反应器顶端76 cm.反应区柱体外侧有水浴夹层对反应器进行温度控制, 控制温度在30℃±1℃; 进水采用蠕动泵, 从反应器底部连续进水; 三相分离器的沉淀区设有回流口, 在回流口处经蠕动泵回流和进水混合后再进入到反应器内, 上升流速vup＝1.0 m·h-1.产生的气体由气袋进行收集.反应器启动的接种污泥取自大连市春柳污水处理厂二沉池.接种污泥投加质量浓度VSS=13.61 g·L-1, 投加量为2 L.
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1.硫酸盐溶液储罐; 2.脱硝液储罐; 3.进水泵; 4.厌氧反应器; 5.回流泵; 6.取样口; 7.出水箱; 8.水浴锅 图 1 厌氧体系同步脱硫脱硝的实验装置 Fig. 1 Experimental apparatus for simultaneous desulfurization and denitrification in an anaerobic system |
反应器的进水采用人工模拟配水, 共两种：① 在自来水中加入硫酸钠, 有机碳源为乳酸钠, 其他营养元素添加量如下：酵母浸粉, 2 g·L-1; K2HPO4, 0.5 g·L-1; MgCl2, 2.0 g·L-1; NH4Cl, 1.0 g·L-1; CaCl2, 0.1 g·L-1.另外在每升进水加入1 mL微量元素溶液, 微量元素溶液组成：(NH4)6Mo7O24·4H2O, 1.10 g·L-1; EDTA·2H2O, 55.35 g·L-1; ZnSO4·7H2O, 39.16 g·L-1; CaCl2, 5.54 g·L-1; MnSO4·H2O, 6.79 g·L-1; FeSO4·7H2O, 9.13 g·L-1; CuSO4·H2O, 2.45 g·L-1; CoCl2·6H2O, 2.95 g·L-1; ② 以pH=7的缓冲溶液配制成Fe(Ⅱ)EDTA-NO和Fe(Ⅲ)EDTA的混合溶液(除启动阶段外, 均在厌氧培养箱中配制).两种进水通过蠕动泵以相同流量同时加入反应器中.
1.3 分析方法pH值采用pH计测定(Mettlertoledo, FE20). Fe(Ⅱ)和总Fe含量采用邻啡啰啉法测定.硫化物采用亚甲基蓝法测定. NO3-、NO2-、S2O32-、SO42-采用离子色谱法测定(DIonex, ICS-1100). Fe(Ⅱ)EDTA-NO采用分光光度法在450 nm处测得[17]. N2和N2O的测定采用气相色谱仪(上海天美, GC7900)[16].硫化氢含量采用气相色谱仪测定(上海天美, GC-7890Ⅱ)[16].
1.4 高通量测序检测样品为反应器3个取样口处污泥等量混合离心后所得.
本实验利用OMEGA试剂盒E.Z.N.ATM Mag-Bind Soil DNA提取试剂盒提取DNA, 并将提取出来的DNA利用电泳凝胶(1%)进行检测.接下来, 将提取的DNA进行PCR扩增, 本实验中PCR所用引物为341F (CCCTACACGACGCTCTTCCGATCTG CCTACGGGNGGCWGCAG)和805R (GACTGGAG TTCCTTGGCACCCGAGAATTCCAGACTACHVGGGTA TCTAATCC), PCR两次, 反应条件如下：① 94℃反应3 min, 接下来5个循环过程包括94℃ 30 s, 45℃ 20 s和65℃ 30 s, 20个循环过程包括94℃ 20 s, 55℃ 20 s和72℃ 5 min, 最后72℃延伸5 min; ② 94℃反应3 min, 接下来5个循环过程包括94℃ 20 s, 55℃ 20 s和72℃ 30 s, 最后72℃延伸5 min. PCR扩增产物同样利用电泳凝胶(2%)进行检测.
2 结果与讨论 2.1 硫酸盐和Fe(Ⅱ)EDTA-NO/Fe(Ⅲ)EDTA厌氧同步去除过程特性厌氧反应器进水含有一定浓度的硫酸盐、Fe(Ⅱ)EDTA-NO和Fe(Ⅲ)EDTA.根据反应器的水力停留时间(HRT)的不同将反应分为6个阶段, 如表 1所示.
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表 1 反应各阶段条件 Table 1 Condition for every reaction phase |
在启动阶段, 为保证硫酸盐还原菌与反硝化菌顺利驯化, 本实验采用较长的水力停留时间(HRT为60 h), 进水中添加10 mmol·L-1的硫酸盐, 加入2 mmol·L-1的硝酸盐而未添加Fe(Ⅱ)EDTA-NO以促进反硝化菌的生长, 同时添加了1.13 mmol·L-1的Fe(Ⅱ)EDTA和0.84 mmol·L-1的Fe(Ⅲ)EDTA来培养微生物对络合液的耐受性.经过第一阶段18 d的驯化, 硫酸盐的去除率升至95%以上(图 2), 此时认为硫酸盐还原菌驯化成功.在络合剂还原方面, 培养12 d后系统就能将进水中85%以上的Fe(Ⅲ)还原为Fe(Ⅱ).该阶段反应器运行溶液中硫离子平均浓度较低, 这可能是因为此时微生物驯化时间较短, 而进水中Fe(Ⅲ)EDTA浓度较之后各反应阶段要高, 更有利于与硫离子发生氧化还原反应.
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图 2 反应器中硫酸盐和硫化物浓度变化特性 Fig. 2 Changes to sulfate and sulfide concentrations in the reactor |
根据图 2和图 3可知, 第二阶段(HRT为40 h)当Fe(Ⅱ)EDTA-NO(1.64 mmol·L-1)加入到反应体系后, 能够迅速达到较好的去除效果, 并且没对硫酸盐的去除效果造成影响.第二阶段硫酸盐平均去除率为93.43%, Fe(Ⅱ)EDTA-NO平均去除率为92.44%.但在该反应阶段配制Fe(Ⅱ)EDTA-NO时, EDTA与Fe的比值仅为1:1, 由于三价铁本身极易沉淀, 二价铁也较易与硫离子形成FeS沉淀, 此比值下, EDTA对铁的络合能力不够强, 造成出水中总铁有较多损失(图 4).当反应器运行一段时间后, 体系内便累积了较多的铁沉淀物.与此同时, 观察到硫酸盐与Fe(Ⅱ)EDTA-NO的去除率都略有下降.这可能是因为当铁盐形成沉淀, 不再是微生物可利用的溶解状态时, 会将微生物包裹住, 如果加入过多的铁盐, 包裹的一层铁沉淀往往会阻止营养物质向微生物转移, 从而造成硫酸盐与Fe(Ⅱ)EDTA-NO去除效率下降[18].
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图 3 反应器中Fe(Ⅱ)EDTA-NO浓度变化特性 Fig. 3 Change of Fe(Ⅱ)EDTA-NO concentration in the reactor |
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图 4 反应器中总铁浓度变化特性 Fig. 4 Changes of total iron concentration in the reactor |
第三阶段时, 将HRT降至30 h, 并清理了反应器的进出与循环水管及各接口处的沉淀, 调整Fe与EDTA的配制比值为1:2以增强铁和EDTA的络合作用而避免产生铁的沉淀.实验结果表明, 本阶段出水中的总铁相比进水不仅没有减少反而略有增加, 这说明反应器内部沉淀物中的铁可以与过量的EDTA络合.这一实验现象与张蕾[19]在CABR体系中发现的溶液中总铁浓度较低时, 铁元素可以重新被溶解到吸收液中类似.在其实验中铁元素只以氢氧化铁的形式损失, 本实验中还存在FeS沉淀, 而FeS的溶度积远大于氢氧化铁, 因此FeS会更容易被重新溶解到溶液中.由于缓解了体系中的沉淀状况, 此阶段硫酸盐与Fe(Ⅱ)EDTA-NO去除效率快速得到恢复.硫酸盐平均去除率为90.66%(图 2), Fe(Ⅱ)EDTA-NO平均去除率为94.49%(图 3).此阶段进水中的三价铁可完全被还原为二价铁(图 5).
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图 5 反应器中Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)浓度变化特性 Fig. 5 Changes of Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ) concentration in the reactor |
第四阶段, HRT为23 h时, 将Fe与EDTA的比值依次调整为1:1.2、1:1.5、1:1.8和1:2, 实验结果显示Fe与EDTA至少要保持在1:2的比例下, 才能够保证总铁不发生损失.此阶段的硫酸盐和Fe(Ⅱ)EDTA-NO去除率变化不大, 均为94.06%(图 2和图 3). Fe与EDTA的比值恢复到1:2后, 反应体系能够将进水中平均75%的三价铁还原为二价铁, 对络合剂再生能力良好.
第五阶段HRT继续降低至12.5 h, 此时出水总铁损失增加(图 4).通过第三和第四反应阶段, Fe与EDTA的比值均为1:2时的进出水Fe(Ⅲ)浓度数据可以发现, 随着HRT降低, 体系的三价铁还原率会下降.这可能是因为本实验体系中Fe(Ⅲ)浓度较低时, 微生物还原是Fe(Ⅲ)还原为Fe(Ⅱ)的主要途径, 而当HRT降低时, 微生物与液相的接触时间变短, 造成Fe(Ⅲ)还原率降低.硫酸盐与Fe(Ⅱ)EDTA-NO的去除率均因负荷提高而有所下降, 分别为87.08%和88.66%(图 2和图 3).
最后一阶段为了保证反应器保持高的硫酸盐、Fe(Ⅱ)EDTA-NO和Fe(Ⅲ)EDTA去除效率并且为了适当提高Fe(Ⅱ)EDTA-NO和Fe(Ⅲ)EDTA的进水浓度, 将HRT恢复到16 h, 同时增加进水Fe(Ⅱ)EDTA-NO和Fe(Ⅲ)EDTA浓度分别到2.88 mmol·L-1和0.48 mmol·L-1.硫酸盐与Fe(Ⅱ)EDTA-NO去除率分别上升至95.16%和96.61%(图 2和图 3).根据张蕾[19]的实验结论, 进水中Fe(Ⅲ)浓度增加, 总铁的损耗会随之大幅加快.再者, HRT为16 h时对于本体系内微生物铁还原过程可能还属于较高的负荷状态, 所以本阶段实验结果仍旧显示出水总铁发生损失, 三价铁还原率降低(图 5).
2.2 S、Fe元素转化与Fe(Ⅱ)EDTA-NO的还原产物分析 2.2.1 S平衡分析对反应器运行的第六阶段数据进行硫元素的平衡分析, 在液相中未发现亚硫酸根及硫代硫酸根, 气相中检测到硫化氢气体.结果如表 2.
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表 2 硫元素平衡分析 Table 2 Analysis of the sulfur element balance |
通过对硫元素的平衡分析可以发现, 平均4.86%的硫存在于出水中的硫酸盐中, 平均60.52%的硫转化为硫离子, 平均24.41%的硫转移到气相硫化氢中, 剩余10.21%的硫则可能是由微生物同化作用、Fe(Ⅲ)EDTA与硫化物反应生成单质硫、Fe(Ⅱ)与硫化物反应生成硫化亚铁沉淀等途径转化.
2.2.2 Fe(Ⅱ)EDTA-NO的还原产物分析同样针对反应器运行的第六阶段数据进行Fe(Ⅱ)EDTA-NO的还原产物分析.在液相中并没有发现硝氮及亚硝氮, 气相检测结果显示, 反应器产生气体中不含有N2O.具体结果如表 3.
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表 3 氮元素平衡分析 Table 3 Analysis of the nitrogen element balance |
出水中Fe(Ⅱ)EDTA-NO的平均氮负荷为2 g·(m3·d)-1, 占进水负荷的3.31%, 平均每天产生的N2中的量为54 g·(m3·d)-1, 占进水负荷的88.59%.剩余8.1%的氮可能是生物合成自身细胞所用以及计算误差[20].通过对液相和气相中各物质的分析检测, 发现反硝化最终的主要产物是N2.
2.2.3 Fe元素的转化分析本体系内, 进水中的Fe(Ⅱ)有两个去处：一是出水, 二是形成FeS沉淀[21]; 进水中的Fe(Ⅲ)有3个去处：一是出水, 二是形成氢氧化铁沉淀, 三是被还原为Fe(Ⅱ).因为氢氧化铁相比于硫化亚铁更容易沉淀, 所以当出水中发生总铁损失时首先是产生了氢氧化铁沉淀, 若损失量大于进出水中Fe(Ⅲ)浓度差值, 则认为还产生了硫化亚铁沉淀.
分析图 4和图 5中的数据, 反应第二阶段, 体系内出现总铁的持续损失, 损失量要高于进出水中Fe(Ⅲ)浓度差值.说明除了进水中的Fe(Ⅲ)会形成氢氧化铁沉淀之外, 进水中的Fe(Ⅱ)还与硫酸盐还原生成的硫离子形成FeS沉淀, 因此出水中Fe(Ⅱ)浓度也会出现减少.在反应器运行的第三、第四阶段, 由于调整了络合剂中Fe与EDTA的比值, 增强了EDTA对Fe的络合作用, 出水中总铁浓度不降反增, 表现出反应器中Fe(Ⅲ)只发生了还原反应, 而没有生成氢氧化铁沉淀.反应体系当中对Fe(Ⅲ)的还原有两种途径, 一个是微生物在异养条件下把Fe(Ⅲ)作为电子受体将其还原; 另一个是硫酸盐的还原产物硫离子与Fe(Ⅲ)发生氧化还原反应[22].结合实验结果可以看出, 当HRT降至23 h, 进水总铁在2 mmol·L-1的条件下, 系统可以保证总铁不发生损失(Fe与EDTA比值为1:2) 且能够通过生物和化学两种途径实现Fe(Ⅱ)EDTA的再生.第五阶段的数据显示, 有5 d发生了Fe(Ⅲ)的还原(进出水Fe(Ⅲ)差值大于总铁减少量), 另5 d发生了FeS沉淀(进出水Fe(Ⅲ)差值小于总铁减少量).这表明随着HRT降低, 体系总铁损失量会增加.第六阶段恢复HRT至16 h, 提升Fe(Ⅱ)EDTA-NO浓度为2.88 mmol·L-1, 进水Fe(Ⅲ)浓度随之增加至平均0.48 mmol·L-1.结果显示有7 d发生了Fe(Ⅲ)的还原, 另3 d产生了FeS沉淀.在Fe(Ⅲ)EDTA还原方面, 这7d的平均还原率仅为21.64%, 远低于第三、第四阶段.这是由于随着HRT降低, 微生物对Fe(Ⅲ)还原率下降; 另一方面, HRT降低造成总铁损失量的增加, 使微生物还没来得及将Fe(Ⅲ)还原, 部分Fe(Ⅲ)就已沉淀.这一阶段存在的一个特点为出水Fe(Ⅲ)浓度较高, 其余阶段中出水Fe(Ⅲ)浓度均接近0(产生沉淀或被还原).原因在于, 本身这一阶段进水Fe(Ⅲ)浓度更高, 根据实验中发现的规律, HRT为16 h时, 总铁损失量要少于第五阶段, 即络合剂对铁的络合能力要强于第五阶段, 但微生物对Fe(Ⅲ)的还原率却要低于第三、第四阶段, 所以最终出水中Fe(Ⅲ)浓度要高于其他阶段.另外, 由于体系进水Fe(Ⅲ)浓度始终处于较低的水平, 而且又在中性的反应条件下, 即Fe(Ⅲ)极易形成沉淀, Fe(Ⅲ)与硫离子的氧化还原反应并不占据优势.
2.3 反应器微生物群落结构分析在反应器运行第5阶段后取污泥样品分析反应器内的微生物群落结构(图 6).
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图 6 第5阶段反应器微生物群落结构分析 Fig. 6 Microbial community analysis of the fifth stage of the reactor |
体系内发现了Desulfomicrobium(脱硫微菌属)和Desulfobulbus(脱硫叶菌属)两种硫酸盐还原菌, 丰度分别达到20.6%和0.93%.这两种菌属都属于适宜利用乳酸盐作为碳源的不完全氧化型硫酸盐还原菌. Holmes等[23]证明了Desulfobulbus propionicus能够以Fe(Ⅲ)为电子受体生长, 因此本体系中Desulfobulbus对Fe(Ⅲ)EDTA还原可能有一定作用.体系内还发现了两种硫自养反硝化菌Sulfurimonas(硫微螺菌属)与Sulfurovum, 分别占比4.39%、3.67%. Sulfurimonas是一类主要利用硫化物和硫代硫化物为电子供体还原硝酸盐和亚硝酸盐, 并以CO2为唯一碳源的自养反硝化细菌[24]. Sulfurovum能够以化能自养方式同时氧化硫化物与还原硝酸盐[25].这两种菌的存在对于反应体系同时去除Fe(Ⅱ)EDTA-NO与硫化物起到一定作用, 并可能通过硫自养反硝化过程生成单质硫.体系内还存在异养反硝化细菌Pseudomonas(假单胞菌属), 占比2.67%. Pseudomonas是兼性厌氧菌, 已有研究证明Pseudomonas在BioDeNOx体系中可以还原Fe(Ⅱ)EDTA-NO[26]. Potter等[27]在批式实验里发现Pseudomonas denitrificans是参与了异养反硝化还原NO的菌株之一, 另外有研究也证明Pseudomonas可以完成对Fe(Ⅲ)EDTA的还原[28].该反应阶段反应器中还出现2种具有还原单质硫功能的菌属：Thermovirga与Mesotoga, 分别占比2.14%和2.81%. Dahle等[29]发现菌株Thermovirga lienii Cas60314T能够将单质硫还原为硫化物, 但不能还原硫代硫酸盐. Mesotoga是严格厌氧菌[30], 以硫代硫酸盐、亚硫酸盐和硫单质为电子受体时能够生长, 以硫酸、硝酸和亚硝酸作为电子受体时不能生长, 而在体系内并未检测出硫代硫酸根或亚硫酸根.这两种对单质硫有还原作用的菌属的存在也说明了体系内产生了硫单质.另外, 反应器中还发现了发酵产酸菌Macellibacteroides、Levilinea、Villonella(韦荣菌属)和Ornatilinea等, 还有与氨基酸代谢相关的菌属Aminivibrio、Aminomonas、Aminobacterium.该阶段体系内并未发现专一的铁还原菌.虽然Desulfobulbus与Pseudomonas都可能具有还原Fe(Ⅲ)EDTA的能力, 但现有文献证明大部分SRB在异化铁还原过程上都不能以Fe(Ⅲ)为唯一的电子受体长时间地维持生长[31].具有铁还原功能的反硝化细菌也会优先还原Fe(Ⅱ)EDTA-NO而不是Fe(Ⅲ)EDTA.这也解释了本阶段体系内Fe(Ⅲ)EDTA的还原率较低的原因(平均为52.72%).
3 结论(1) 在厌氧反应器运行的各个阶段中, 硫酸盐去除率和Fe(Ⅱ)EDTA-NO去除率一直保持较高水平, 平均去除率分别在87%、88%以上.
(2) 当络合剂配制中Fe与EDTA比值小于1:2时, 反应器中会发生铁的沉淀.当Fe与EDTA比值等于1:2, HRT为30、23 h时, 不会发生铁的沉淀, 且沉淀中的铁会被EDTA重新络合析出. HRT为12.5 h和16 h时均会发生总铁的损失, 损失量会随着HRT降低而增大.反应运行的各个阶段均可能实现对Fe(Ⅲ)EDTA的还原, 但Fe(Ⅲ)还原率也会随着HRT降低而下降.
(3) 第五阶段反应器的微生物群落分析结果表明：体系中主要的硫酸盐还原菌为Desulfomicrobium, 体系中不仅存在异养反硝化菌Pseudomonas, 还存在两种硫自养反硝化菌Sulfurimonas与Sulfurovum.发现了两种具有还原单质硫功能的菌属Thermovirga与Mesotoga, 但该阶段并未发现专一的铁还原菌.
| [1] |
谢志荣, 魏在山, 曾贵华, 等. 生物法同时脱硫脱硝试验研究[J]. 环境工程学报, 2009, 3(9): 1648-1652. Xie Z R, Wei Z S, Zeng G H, et al. Simultaneous desulfurization and denitrification by a biological method[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2009, 3(9): 1648-1652. |
| [2] | Zhao Y, Guo T X, Chen Z Y, et al. Simultaneous removal of SO2 and NO using M/NaClO2 complex absorbent[J]. Chemical Engineering Journal, 2010, 160(1): 42-47. DOI:10.1016/j.cej.2010.02.060 |
| [3] | Yuan Y, Zhang J Y, Li H L, et al. Simultaneous removal of SO2, NO and mercury using TiO2-aluminum silicate fiber by photocatalysis[J]. Chemical Engineering Journal, 2012, 192: 21-28. DOI:10.1016/j.cej.2012.03.043 |
| [4] | Huang L W, Dang Y X. Removal of SO2 and NOx by pulsed corona combined with in situ Ca(OH)2 absorption[J]. Chinese Journal of Chemical Engineering, 2011, 19(3): 518-522. DOI:10.1016/S1004-9541(11)60015-3 |
| [5] | Philip L, Deshusses M A. Sulfur dioxide treatment from flue gases using a biotrickling filter-bioreactor system[J]. Environmental Science & Technology, 2003, 37(9): 1978-1982. |
| [6] |
徐姣, 张卫江, 田桂林. 生物法同步脱除SO2和NO的实验研究[J]. 化学工程, 2010, 38(3): 61-63, 67. Xu J, Zhang W J, Tian G L. Experimental study on biological simultaneous removal of SO2-containing and NO-containing waste gases[J]. Chemical Engineering, 2010, 38(3): 61-63, 67. |
| [7] | De Lomas J G, Corzo A, Gonzalez J M, et al. Nitrate promotes biological oxidation of sulfide in wastewaters:experiment at plant-scale[J]. Biotechnology and Bioengineering, 2006, 93(4): 801-811. DOI:10.1002/(ISSN)1097-0290 |
| [8] | Garcia-de-Lomas J, Corzo A, Portillo M C, et al. Nitrate stimulation of indigenous nitrate-reducing, sulfide-oxidising bacterial community in wastewater anaerobic biofilms[J]. Water Research, 2007, 41(14): 3121-3131. DOI:10.1016/j.watres.2007.04.004 |
| [9] | Gevertz D, Telang A J, Voordouw G, et al. Isolation and characterization of strains CVO and FWKO B, two novel nitrate-reducing, sulfide-oxidizing bacteria isolated from oil field brine[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2000, 66(6): 2491-2501. DOI:10.1128/AEM.66.6.2491-2501.2000 |
| [10] | Kelly D P, Wood A P. Confirmation of Thiobacillus denitrificans as a species of the genus Thiobacillus, in the β-subclass of the Proteobacteria, with strain NCIMB 9548 as the type strain[J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2000, 50: 547-550. DOI:10.1099/00207713-50-2-547 |
| [11] | Chen M X, Zhang Y, Zhou J T, et al. Sulfate removal by Desulfovibrio sp. CMX in chelate scrubbing solutions for NO removal[J]. Bioresource Technology, 2013, 143: 455-460. DOI:10.1016/j.biortech.2013.06.037 |
| [12] |
陈明翔, 周集体, 路达, 等. 硫酸盐还原菌的脱硫性能和铁还原性能[J]. 河北大学学报(自然科学版), 2014, 34(6): 610-615, 636. Chen M X, Zhou J T, Lu D, et al. Sulfate and ferric reducing performances of a sulfate reducing bacterium[J]. Journal of Hebei University (Natural Science Edition), 2014, 34(6): 610-615, 636. |
| [13] |
曹从荣, 柯建明, 崔高峰, 等. 荷兰的烟气生物脱硫工艺[J]. 中国环保产业, 2002(5): 38-39. Cao C R, Ke J M, Cui G F, et al. Biological flue gas de-sulfurization technology in Netherlands[J]. China Environmental Protection Industry, 2002(5): 38-39. |
| [14] | Van der Maas P, Manconi I, Klapwijk B, et al. Nitric oxide reduction in BioDeNOx reactors:kinetics and mechanism[J]. Biotechnology and Bioengineering, 2008, 100(6): 1099-1107. DOI:10.1002/(ISSN)1097-0290 |
| [15] | Xia Y F, Zhao J K, Li M F, et al. Bioelectrochemical reduction of Fe(Ⅱ) EDTA-NO in a biofilm electrode reactor:performance, mechanism, and kinetics[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(7): 3846-3851. |
| [16] |
陈明翔. Desulfovibrio sp. CMX还原烟气脱硫脱硝络合溶液过程特性研究[D]. 大连: 大连理工大学, 2015. 51-52. Chen M X. The process and characteristics study on chelating solution reduction by Desulfovibrio sp. CMX for simultaneous desulfurization and denitrification[D]. Dalian:Dalian University of Technology, 2015. 51-52. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10141-1015355437.htm |
| [17] |
李宁. 络合脱硝溶液中脱氮副球菌ZGL1还原Fe(Ⅱ) EDTA-NO的研究[D]. 大连: 大连理工大学, 2012. 20-21. Li N. The research on reduction of Fe(Ⅱ) EDTA-NO using Paracoccus denitrificans ZGL1 in NOx absorption solution[D]. Dalian:Dalian University of Technology, 2012. 20-21. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10141-1012393564.htm |
| [18] | Carter J L, McKinney R E. Effects of iron on activated sludge treatment[J]. Journal of the Environmental Engineering Division, 1973, 99(2): 135-152. |
| [19] |
张蕾. 生物还原耦合化学吸收处理烟气中NOx-微生物群落特征和吸收剂损耗规律[D]. 杭州: 浙江大学, 2015. 68-76. Zhang L. Development of chemical absorption-biological reduction integrated system for NOx removal from flue gas:microbial communities feature and solvent degradation[D]. Hangzhou:Zhejiang University, 2015. 68-76. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10335-1015320449.htm |
| [20] |
陈川. 自养菌-异养菌协同反硝化脱硫工艺的运行与调控策略[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2011. 43-44. Chen C. The performance and control strategy for autotrophic and heterotrophic denitrifying sulfide removal[D]. Harbin:Harbin Institute of Technology. 2011. 43-44. http://www.docin.com/p-872723524.html |
| [21] | Manconi I, Van Der Maas P, Lens P N L. Effect of sulfur compounds on biological reduction of nitric oxide in aqueous Fe(Ⅱ) EDTA2- solutions[J]. Nitric Oxide, 2006, 15(1): 40-49. DOI:10.1016/j.niox.2005.11.012 |
| [22] | Demmink J F, Beenackers A A C M. Gas desulfurization with ferric chelates of EDTA and HEDTA:new model for the oxidative absorption of hydrogen sulfide[J]. Industrial & Engineering Chemistry Research, 1998, 37(4): 1444-1453. |
| [23] | Holmes D E, Bond D R, Lovley D R. Electron transfer by Desulfobulbus propionicus to Fe(Ⅲ) and graphite electrodes[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2004, 70(2): 1234-1237. DOI:10.1128/AEM.70.2.1234-1237.2004 |
| [24] | Takai K, Suzuki M, Nakagawa S, et al. Sulfurimonas paralvinellae sp. nov., a novel mesophilic, hydrogen-and sulfur-oxidizing chemolithoautotroph within the Epsilonproteobacteria isolated from a deep-sea hydrothermal vent polychaete nest, reclassification of Thiomicrospira denitrificans as Sulfurimonas denitrificans comb. nov. and emended description of the genus Sulfurimonas[J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2006, 56(8): 1725-1733. DOI:10.1099/ijs.0.64255-0 |
| [25] | Xu J L, Fan Y M, Li Z X. Effect of pH on elemental sulfur conversion and microbial communities by autotrophic simultaneous desulfurization and denitrification[J]. Environmental Technology, 2016, 37(23): 3014-3023. DOI:10.1080/09593330.2016.1173117 |
| [26] | Zhang S H, Li W, Wu C Z, et al. Reduction of Fe(Ⅱ) EDTA-NO by a newly isolated Pseudomonas sp. strain DN-2 in NOx scrubber solution[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2007, 76(5): 1181-1187. DOI:10.1007/s00253-007-1078-6 |
| [27] | Potter W T, Le U, Ronda S, et al. Biomimetic and microbial reduction of nitric oxide[J]. Applied Biochemistry and Biotechnology, 1995, 51(1): 771-784. |
| [28] | Straub K L, Benz M, Schink B, et al. Anaerobic, nitrate-dependent microbial oxidation of ferrous iron[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1996, 62(4): 1458-1460. |
| [29] | Dahle H, Birkeland N K. Thermovirga lienii gen. nov., sp. nov., a novel moderately thermophilic, anaerobic, amino-acid-degrading bacterium isolated from a North Sea oil well[J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2006, 56(7): 1539-1545. DOI:10.1099/ijs.0.63894-0 |
| [30] | Nesbø C L, Bradnan D M, Adebusuyi A, et al. Mesotoga prima gen. nov., sp. nov., the first described mesophilic species of the Thermotogales[J]. Extremophiles, 2012, 16(3): 387-393. DOI:10.1007/s00792-012-0437-0 |
| [31] |
汪国威. 一株铁/硝酸盐还原菌分离、特性鉴定及其与铁氧化物作用[D]. 合肥: 合肥工业大学, 2013. 4-5. Wang G W. The isolation, characterization and iron oxides reducing test of a dissimilatory Fe(Ⅲ) -and nitrate-reducing bacterium[D]. Hefei:Hefei University of Technology, 2013. 4-5. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10359-1013377761.htm |