活性污泥體系中C/N/S對硝酸鹽還原過程的影響

張鵬程,李曉玲,2*,王曉婷,張宇浩,張佳穎,劉心怡,張文勃

活性污泥體系中C/N/S對硝酸鹽還原過程的影響

張鵬程1,李曉玲1,2*,王曉婷1,張宇浩3,張佳穎1,劉心怡1,張文勃1

(1.長安大學建筑工程學院,陜西 西安 710061；2.長安大學建筑工程學院,住建部給水排水重點試驗室,陜西 西安 710054；3.西安中交環(huán)境工程有限公司,陜西 西安 710054)

采用序批式活性污泥反應器(ASBR),通過調(diào)整進水C/N和S/N,在活性污泥體系中探究電子受體有限的條件下,不同電子供體(有機物或者S2-)對反硝化和硝酸鹽氮異化還原成銨(DNRA)過程的影響.結果表明:較高的C/N進水條件,有利于反硝化過程的進行;而較高的S/N進水條件,更有利于DNRA過程的發(fā)生; DNRA過程的特征產(chǎn)物NH4+-N,在C/N/S=2:2:3、2:2:4條件下的出水中較明顯,其中C/N/S=2:2:4條件下,NH4+-N濃度達到最高為10.65mg/L.說明在電子受體有限時,過量的電子供體可促使反硝化向DNRA過程轉變.采用16SrRNA分子生物學技術對不同C/N/S下的微生物菌群結構進行分析,發(fā)現(xiàn)與氮還原相關的Proteobacteria、Anaerolineae、Bacteroidia、Actinobacteria等菌群豐度較高,且Actinobacteria菌與DNRA過程相關. 不同電子供體環(huán)境下氮轉移途徑的研究可為污水處理過程中碳,氮,硫的同步去除提供指導.

序批式活性污泥反應器(ASBR)；電子供體；反硝化；硝酸鹽異化還原為銨(DNRA)；C/N/S

反硝化過程被認為是最主要的硝酸鹽氮還原路徑[1],而在氮循環(huán)過程中存在硝酸鹽氮異化還原為銨(DNRA)現(xiàn)象.發(fā)酵型DNRA過程以有機碳源為電子供體,呼吸型DNRA過程以無機物(S2-,Fe,Fe2+等)為電子供體.DNRA過程有利于氮素在土壤中的蓄持,減小水體氮污染,增強土壤肥力,利于作物生長;還可以減少反硝化N2O的產(chǎn)生,為厭氧氨氧化系統(tǒng)中底物的供給(NH4+)提供了一種新的可能途徑[2].目前,關于DNRA的研究主要集中在土壤、河口和海洋中,對部分水體中硝酸鹽的歸趨轉化途徑認識不足[3],尤其對于活性污泥污水處理系統(tǒng)中的研究甚少[4-5],有機質(zhì)濃度、硫化物等主要影響因子對硝酸鹽氮還原路徑的研究仍是重點.

基于張宇浩等[6]在生物膜體系中的研究,本研究以CH3COONa和Na2S作為電子供體,NO3--N為電子受體,以序批式活性污泥反應器(ASBR)中的微生物作為載體實現(xiàn)電子轉移,通過改變C/N/S,影響活性污泥體系中不同微生物種群的活性,改變自養(yǎng)反硝化和異養(yǎng)反硝化的比例,探討不同C/N/S對硝酸鹽還原過程的影響.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

本實驗采用ASBR工藝,1號反應器用來馴化和培養(yǎng)活性污泥.采用有機玻璃材質(zhì)圓柱形反應器,內(nèi)徑25cm,高度30cm,總容積12L.反應器中接種污泥取自西安市鄧家村污水處理廠,活性污泥與待處理水的體積比為1:1,水力停留時間(HRT)為8h,反應器采用A-O-A的模式運行.

2號反應器用來改變條件以馴化獲取硝酸鹽還原過程的微生物.采用有機玻璃材質(zhì)圓柱形反應器,內(nèi)徑130mm,高度165mm,有效容積2L.反應器中的活性污泥均取自1號反應器,采用大功率恒溫磁力攪拌器使污泥抵抗重力沉降作用,轉速400r/min,溫度25℃.反應器的外壁和頂部用錫箔紙遮擋,防止光合作用微生物和藻類對實驗結果產(chǎn)生影響.

1.2 實驗材料

實驗進水為人工配置的模擬廢水,其主要成分及濃度為:KH2PO4350.00mg/L,NaHCO3800.00mg/L, CaCl250.00mg/L,微量元素[7]2.00mL,投加NaNO3,將NO3--N濃度控制為28.00mg/L的條件下,通過改變進水中CH3COONa和Na2S的投加量來探索不同C/N/S下的脫氮效率,具體投加比例見表1.

表1 不同C/N/S下的進水負荷

1.3 實驗方法

反應器進出水比為1:1,進水pH值控制在7.7～ 7.8,HRT=2h.為減少其它因素對實驗結果的影響,每次實驗前氮氣吹脫20min,使水中的溶解氧(DO)濃度低于0.3mg/L,容器內(nèi)固定好pH值、DO和ORP探頭,將配好的藥劑快速注入反應器中,每隔一段時間取樣5mL,在5000r/min的轉速下離心2min,用濾紙對樣品進行一次過濾,再用直徑13mm孔徑0.45μm的濾頭進行二次過濾,放入4℃冰箱保存待測.

1.4 分析項目與方法

NO3--N采用紫外分光光度法;NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NH4+-N采用納氏試劑分光光度法;S2-采用亞甲基藍分光光度法[8]; SO42-測定加入一包SulfaVer4試劑粉枕包,采用DR6000美國哈希/HACH紫外可見分光光度計測量[9];COD采用連華5B-3C型(V8)COD快速測定儀測定;DO,pH值采用WTWmulti3630IDS測定;氧化還原電位(ORP)采用雷磁PHSJ-3F測定.

1.5 NH4+-N的誤差分析

在水溶液中NH4+-N和S2-會發(fā)生式(1)的雙水解反應,使NH4+-N的測定結果受到一定的影響,為了降低S2-對NH4+-N的測定產(chǎn)生干擾,本實驗采用30組單一狀態(tài)下不同濃度的S2-濃度作為軸,以對應的NH4+-N濃度作為軸,繪制圖1所示擬合曲線(2= 0.93899 > 0.8),本文中涉及的NH4+-N濃度均采用此方法進行處理,即:(NH4+-N)實際=(NH4+-N)測量-(NH4+-N)干擾[6].

2NH4++ S2-+ 2H2O = 2NH3·H2O + H2S(1)

圖1 S2-對NH4+-N的影響擬合曲線

1.6 生物群落分析方法

16SrRNA高通量基因測序流程:環(huán)境樣品DNA抽取,設計合成引物接頭,PCR擴增與產(chǎn)物純化,PCR產(chǎn)物定量與均一化,構建PE文庫,Illumina測序.

2 結果與討論

2.1 有機物作為主要電子供體對氮轉移的影響

NO3--N濃度為28.00mg/L,S2-濃度為32.00mg/L時,投加不同量的CH3COONa,使進水C/N保持在1:1、2:1、4:1,分別對應表1中的實驗(a)、(b)、(c).

2.1.1 C/N對反硝化的影響 在不同進水C/N條件下,生物反硝化均以NO3--N作為電子受體,將其還原為NO2--N,NH4+-N,N2,NO.各C/N下含氮物質(zhì)的濃度見表2.C/N/S=2:2:1時,反應時間進行到60min,液態(tài)氮含量仍有10.03mg/L,反硝化速率為0.33mg/ (L×min);C/N/S=8:2:1時,反應進行到25min,反硝化速率為0.78mg/(L×min),液態(tài)氮基本反應完全,說明有機電子供體不足是影響反硝化進程的重要因素.

表2 不同C/N下的氮平衡

注:液態(tài)氮包含NO3--N,NO2--N,NH4+-N,氣態(tài)氮包含N2,NO,全部的質(zhì)量以N計,單位為mg/L.

由圖2知,a、b、c條件下NO3--N的還原速率分別為0.21, 0.32, 0.44mg/(L×min).1molCH3COONa參與反應轉移4mol電子,1mol S2-參與反應轉移8mol電子,所以在C/N/S=2:2:1、4:2:1、8:2:1時, CH3COONa與S2-提供電子比為1:1、2:1、4:1,說明系統(tǒng)中異養(yǎng)反硝化為主時有機電子供體越多,反硝化速率越高,這與張宇浩等[6]關于生物膜體系的研究結果是一致的.NO2--N作為反硝化過程的中間產(chǎn)物,其含量均呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢,在(b)、(c)中,其最大積累量基本保持一致且隨反應進行基本去除;在(a)中,出水仍有3.84mg/L的NO2--N,說明有機物與硫化物提供的電子供體嚴重不足,無法進行完全反硝化.(b)、(c)中,S2-出現(xiàn)后期又逐漸生成的現(xiàn)象,這與(a)中保持較低水平不同,可能是反應后期系統(tǒng)中的硫酸鹽還原菌利用剩余的有機碳源將生成的SO42-還原成S2-導致的.

2.1.2 C/N對DNRA的影響 由圖2a、b、c知,C/N不斷增大的條件下,反應后期沒有NH4+-N的積累,因此幾乎沒有出現(xiàn)硝酸鹽氮異化還原成銨(DNRA)現(xiàn)象,這與張宇浩等[6]在生物膜體系中得出的C/N/S=4:2:1時有DNRA過程產(chǎn)生的結論不一致.推測可能的原因是:在改變C/N的過程中,活性污泥體系中與DNRA相關的菌群(Actinobacteria等)含量很低,僅占0.96% (見2.4微生物部分),大量的反硝化菌對電子供體碳源有很高的親和力,競爭力強,導致碳源全部用于反硝化進程.

2.2 硫化物作為主要電子供體對氮轉移的影響

NO3--N濃度為28.00mg/L,COD為65.00mg/L 時,投加不同量的Na2S,使進水S/N保持在1:2, 2:2, 3:2, 4:2,分別對應表1中的實驗a、d、e、f.

2.2.1 S/N對反硝化的影響 在進水S/N不斷提高的條件下,硫自養(yǎng)反硝化在生物反硝化中逐漸占據(jù)主體地位,以NO3--N作為電子受體,將S2-逐步轉化為SO42-,由硫元素守恒可知,此過程中會有S、S2O32-、SO32-等硫的中間產(chǎn)物產(chǎn)生,具體不同S/N下各含硫物質(zhì)的組分見表3.在反硝化過程中,S、S2O32-、SO32-等硫的中間產(chǎn)物均呈現(xiàn)先增加后減少的趨勢.

由表3知,在反硝化過程中,強還原性的S2-不斷向S、S2O32-、SO32-、SO42-轉化.以S/N=2:2為例,反應進行到35min時,含硫中間產(chǎn)物的濃度到達峰值,說明在前35min主要發(fā)生了S2-作為電子供體向含硫中間產(chǎn)物的轉化.35min后SO42-、S2-總濃度呈現(xiàn)穩(wěn)定上升趨勢,其他含硫中間產(chǎn)物呈現(xiàn)穩(wěn)定下降趨勢,說明反應后期發(fā)生了含硫中間產(chǎn)物作為電子供體參與NO3--N、SO42-的還原過程.進水初期SO42-含量較高可能是日常含硫進水生成的過量SO42-在活性污泥底部積累所導致.

由圖2知,a、d、e、f對應的NO3--N還原率分別為0.21, 0.20, 0.16, 0.15mg/(L×min),隨進水S/N提高NO3--N還原速率降低.進水S/N從2:2增加到4:2過程中,反應進行到125min時S2-利用率由100%降低到70.08%,S/N=4:2時隨時間的增加S2-濃度呈現(xiàn)先減少后增加的趨勢,說明反應前期主要進行硫自養(yǎng)反硝化消耗S2-,后期增加可能是進水S2-濃度過高導致有機物剩余,硫的部分中間產(chǎn)物又被剩余的COD還原為S2-,說明投加過量S2-會增強自養(yǎng)反硝化菌對NO3--N的競爭,從而在一定程度上抑制異養(yǎng)反硝化[10].

表3 不同S/N下的硫平衡

注:單位為mg/L.

2.2.2 S/N對DNRA的影響 如圖2(a)、(d)所示, S/N=1:2、2:2時,整個反硝化過程中基本沒有NH4+- N出現(xiàn),說明當無機電子供體S2-不足時沒有DNRA現(xiàn)象產(chǎn)生.(e)、(f)顯示,S/N=3:2、4:2時,反應全過程中NH4+-N連續(xù)存在,后期NH4+-N濃度出現(xiàn)明顯上升.S/N=4:2時,后期NH4+-N濃度10.65mg/L ,DNRA率高達28.9%.與碳源為主時無DNRA現(xiàn)象產(chǎn)生不同,硫化物為主的高S/N條件下DNRA現(xiàn)象明顯,說明硫化物比有機碳源更適合作為電子供體誘導DNRA過程的產(chǎn)生.因此,在NO3--N受限的硫化物豐富的環(huán)境中,DNRA菌群活性更高[11].

2.3 不同C/N/S下ORP的變化

圖3 不同C/N/S下ORP的變化

如圖3所示,C/N/S=2:2:1時,電子供體不足, NO2--N有積累,ORP一直上升.C/N/S=2:2:2時,硫化物作為主要電子供體參與反硝化,后期有機物不足導致ORP趨于平緩.C/N/S=4:2:1時,0～10minNO3--N參與反硝化導致ORP上升,10～20minORP保持一個平緩上升期,剩余NO3--N與NO2--N參與反硝化,20min后剩余有機物被硫酸鹽還原菌利用重新生成S2-,導致ORP下降.C/N/S=8:2:1時,10min時NO3-- N反應完全,系統(tǒng)中NO2--N積累較多,隨后ORP下降.C/N/S=2:2:3和2:2:4時系統(tǒng)中有NH4+-N產(chǎn)生,說明存在DNRA過程,且C/N/S=2:2:4時生成的NH4+-N更多,系統(tǒng)中的ORP也更低,說明NO3--N受限的強還原性環(huán)境更利于DNRA現(xiàn)象的產(chǎn)生.有研究表明,在硫自養(yǎng)與異養(yǎng)混合亞硝酸鹽反硝化過程中,ORP持續(xù)穩(wěn)定在-400mV以下會出現(xiàn)DNRA現(xiàn)象[12].本實驗中出現(xiàn)DNRA現(xiàn)象時ORP持續(xù)保持在-420mV以下的強還原條件下.所以,ORP可以為DNRA過程提供一定的指示作用.

2.4 微生物群落分析

本實驗采用16SrRNA高通量基因測序分子生物學技術,對不同C/N/S下的微生物群落分析.

2.4.1 微生物多樣性分析 不同C/N/S下各樣本的稀釋曲線如圖4所示,各樣本的稀釋曲線趨近平緩,說明本實驗對環(huán)境樣本微生物群落的檢測比率接近飽和,目前的測序量能夠覆蓋樣本中的絕大部分物種[13].硫化物為主的條件下微生物多樣性明顯更低,說明較高濃度的硫化物對微生物生長有抑制作用.

圖4 不同C/N/S下各樣本的稀釋曲線

2.4.2 微生物結構分析 在綱水平上對微生物結構展開分析.不同條件下綱水平微生物群落豐度變化如圖5所示,反應系統(tǒng)中微生物以Gammaproteobacteria、Deltaproteobacteria、Alphaproteobacteria、Anaerolineae、Bacteroidia、Actinobacteria等為主.Gammaproteobacteria是綱水平上豐度最高的菌群,A～F組中分布為:59.70%、70.78%、64.64%、49.70%、55.83%、56.38%.Gammaproteobacteria中的某些細菌含有硫氧化菌的功能酶基因、和[14],以及參與反硝化過程的酶基因[15],所以在硫轉移和氮轉移過程中起重要作用. Deltaproteobacteria包含了大部分硫酸鹽還原菌,與后期硫化物的再生有關,其在A、B組中占比較高,說明這種菌更適應有機電子供體過量的環(huán)境. Anaerolineae是綱水平上豐度第二的菌群,是污水處理中去除COD和NH4+-N的主要菌群之一[16],A～F組中分布為:9.73%、15.59%、16.11%、13.43%、14.51%、10.98%,說明高電子供體對該菌有一定抑制作用.Bacteroidia具有脫氮除磷的功能,在A～F組中分布為:1.75%、1.32%、1.65%、7.67%、6.26%、11.20%,說明此菌更適合于硫化物為主要電子供體的環(huán)境中.部分Alphaproteobacteria中有序列,其中的某些型反硝化菌同時存在反硝化和DNRA通路.Actinobacteria中存在和序列,可能與N2O的排放、DNRA進程有關[17],其在D～F中的分布高于A～C,說明該菌在此系統(tǒng)內(nèi)硫化物為主的階段占比更高.

圖5 不同條件下微生物群落豐度變化(綱)

A～F組分別對應實驗(a)～-(f)微生物樣本,Origin為1號反應器污泥,作為對照

3 結論

3.1 通過不同C/N/S對硝酸鹽還原過程影響的研究發(fā)現(xiàn),無論在自養(yǎng)體系還是異養(yǎng)體系,C/N/S均會影響反硝化與DNRA途徑在氮轉移過程中的分配.

3.2 異養(yǎng)反硝化為主時,C/N越大,NO3--N還原率越高;自養(yǎng)反硝化為主時,S/N越大,NO3--N還原率越低.

3.3 硫化物比有機碳源更適合作為電子供體誘導DNRA過程的產(chǎn)生,NO3--N受限且硫化物過量的條件有利于DNRA的產(chǎn)生.

3.4 系統(tǒng)中Proteobacteria、Anaerolineae、Bac- teroidia、Actinobacteria等菌群結構表明存在自養(yǎng)和異養(yǎng)混合反硝化及DNRA過程多種氮轉移途徑.

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Effect of C/N/S on nitrate reduction process in activated sludge system.

ZHANG Peng-cheng1, LI Xiao-ling1,2*, WANG Xiao-ting1, ZHANG Yu-hao3, ZHANG Jia-ying1, LIU Xin-yi1, ZHANG Wen-bo1

(1.School of Civil Engineering, Chang'an University, Xi'an 710061, China；2.Key Laboratory of Water Supply & Sewage Engineering, Ministry of Housing and Urban-Rural Development, School of Civil Engineering, Chang'an University, Xi'an 710054, China；3.Xi'an Zhongjiao Environmental Engineering Co., Ltd., Xi'an 710054, China)., 2021,41(5)：2117～2122

The effect of different electron donors (organics or S2-) on denitrification and nitrate nitrogen reduction to ammonium (DNRA) was explored by adjusting inlet C/N and S/N ratios in an activated sequencing batch reactor (ASBR). The results showed that higher C/N ratios improved denitrification process, while higher S/N ratios were more beneficial to DNRA process. NH4+-N, the characteristic product of DNRA, greatly yielded when C/N/S were 2:2:3 and 2:2:4, with the highest effluent NH4+-N concentration of 10.65mg/L at C/N/S of 2:2:4. It indicated that when the electron acceptor was limited, the excess electron donor could increase the activity of DNRA and promote the conversion of denitrification to the DNRA process. 16SrRNA microbiological analysis clarified that Proteobacteria, Anaerolineae, Bacteroidia as well as Actinobacteria were closely related with nitrate reduction process, and Actinobacteria was corelated with the DNRA. Overall, this study provided alternative strategies for the simultaneous removal of carbon, nitrogen, and sulfur in the sewage treatment process.

activated sequencing batch reactor (ASBR)；electrondonor；denitrification；dissimilatory nitrate reduction to ammonium (DNRA)；C/N/S

X703.1

A

1000-6923(2021)05-2117-06

張鵬程(1997-),男,山東濰坊人,長安大學建筑工程學院碩士研究生,主要研究方向為污水生物脫氮及污泥資源化.

2020-08-31

陜西省自然科學基礎研究項目(2019JQ-686);國家自然科學基金資助項目(51808045)

* 責任作者, 講師, lixiaoling20030327@126.com