C/N 對HN-AD 菌藻顆粒污泥體系處理農村污水的影響

劉 歡,楊晨曦,秦樹敏,龍 昆,趙婷婷,張 千(重慶理工大學化學化工學院,重慶 400054)

好氧顆粒污泥(AGS)是一種高效的廢水處理技術.然而,長期運行中顆粒結構易失穩(wěn),導致出水水質惡化以及機械曝氣能耗過高等弊端制約了該技術的大規(guī)模應用[1-3].近年來,有研究提出將AGS 技術與菌-藻共生系統(tǒng)耦合,構建菌-藻共生好氧顆粒污泥(ABGS)體系,以解決AGS 系統(tǒng)的技術難題.在ABGS 系統(tǒng)中,藻類通過光合作用將二氧化碳和水中的污染物同化,產(chǎn)生氧氣供給好氧細菌氧化有機物進而降低曝氣需求[4].而細菌氧化有機物產(chǎn)生的二氧化碳可供藻類利用.菌-藻共生關系有助于高效去除廢水中的有機物和氮磷[5-7],從而實現(xiàn)減污降碳.此外,有研究發(fā)現(xiàn)菌-藻共生可以通過分泌更多的胞外聚合物(EPS)來維持顆粒污泥的性能和穩(wěn)定[8].在共生系統(tǒng)中,由于細菌與藻之間代謝功能的變化,細菌與藻還可以通過生態(tài)位的變化來維持種間共生關系[9].盡管ABGS 系統(tǒng)具有較強的穩(wěn)定性,然而AGS 結構內部溶解氧傳導與基質擴散的主要限制因素也會對氮素去除效果產(chǎn)生影響[10].此外,碳氮比(C/N)是總氮(TN)去除的一個重要影響因素.ABGS系統(tǒng)在低C/N 條件下硝化菌增多,而高C/N 條件下光合作用受限,會破壞菌藻平衡及細菌種群生長[4].異養(yǎng)硝化好氧反硝化(HN-AD)菌在低碳條件下脫氮的潛能逐漸被挖掘,HN-AD 菌在C/N 為1.2～2 的條件下仍具有良好的脫氮性能[11-12].然而關于HNAD 菌與ABGS 系統(tǒng)結合的研究較少.有研究雖探討了C/N(C/N=2,4,6,8,10,12)對HN-AD 菌與藻的共生體系脫氮及微生物群落的影響,發(fā)現(xiàn)TN 去除率與C/N 成正相關.同時微生物分析表明C/N 與體系中的微生物豐富度也成正相關,是影響微生物群落結構的主要因素[13].但是不同C/N 對HN-AD 菌-藻顆粒污泥新體系的氮去除效果、微生物特性影響以及脫氮路徑鮮有研究.

綜上,本文將AGS 技術同小球藻和HN-AD 菌進行有機結合,建立HN-AD 菌-藻顆粒污泥共生體系(H-ABGS),以合成農村污水為研究對象,通過污染物的測定與微生物分析手段,考察C/N 對H-ABGS 系統(tǒng)的污染物去除效果、微生物特性影響,以期為構建穩(wěn)定、減碳降耗的新型ABGS 系統(tǒng)提供參考.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

實驗裝置如圖1 所示,反應器由雙層有機玻璃圓柱組成,外層是水浴層,內置加熱棒,控制溫度為(25±1)℃,反應器高80cm,內徑10cm,工作體積為5.5L.反應器底部設有曝氣盤,連接曝氣機.

圖1 實驗裝置Fig.1 Reactor

1.2 藻、顆粒污泥和菌劑

蛋白核小球藻(Chlorella pyrenoidosa,FACHB-9),購買自中科院水生生物所.接種蛋白核小球藻的質量濃度為14.07g/L,OD680為1.79.厭氧顆粒污泥購買自山東利博源環(huán)保材料有限公司.由厭氧顆粒污泥轉為好氧顆粒污泥后,顆粒污泥K1 的污泥濃度為1.89g/L,顆粒污泥K2 的污泥濃度為1.85g/L,顆粒污泥K3 的污泥濃度為1.93g/L.HN-AD 菌劑為TA-1混合菌劑,篩選自極端環(huán)境,經(jīng)過培養(yǎng)馴化后具有良好的脫氮特性.該混合菌劑由貪銅菌(Cupriavidus sp.SWA1) SWA1(10%～20%) 、 糞產(chǎn)堿桿菌(Alcaligenes faecalis)(5%～20%) 、 不動桿菌(Acinetobacter)(10%～30%)和蒼白桿菌 TAC-2(Ochrobactrum sp.TAC-2)(20%～50%)復合而成.按照反應體積的5%接種,接種275mL 菌液.

1.3 實驗條件及操作

顆粒污泥培養(yǎng)及馴化階段系統(tǒng)進水為人工合成廢水,進水特性如表1 所示.

表1 人工合成廢水水質特性Table 1 Characteristics of artificially synthesized wastewater quality

控制DO 為(1±0.1)mg/L,進水C/N 為10,平行運行3 個裝有厭氧顆粒污泥的反應器,分別編號為K1、K2、K3.將厭氧顆粒污泥在間歇式曝氣條件下培養(yǎng)成AGS 體系[14].然后將藻加入K1 形成ABGS 體系KZ1;K2 體系中不加藻,由于馴化后微生物群落變化,編號為 KZ2;將藻和 HN-AD 菌加入 K3 形成H-ABGS 體系KZ3.根據(jù)生物和水質參數(shù)的變化趨勢,當3 個反應器運行18d 后,出水指標TN、TP、COD、NH4+-N 穩(wěn)定(連續(xù)5d 去除率的誤差率在5%以內,此時認為反應器達到穩(wěn)定).此時進行碳氮比(C/N=1,2,4,6,8,10)優(yōu)化實驗.

1.4 水質分析方法

本實驗的水質指標均采用國家規(guī)定的標準方法,樣品均采用平行測定[15].NH4+-N 用納氏試劑分光光度法測定;TN 用堿性過硫酸鉀消解分光光度法測定;TP 用鉬酸銨分光光度法測定;CODcr 用重鉻酸鉀快速消解法測定.

1.5 微生物分析

DNA 提取前隨機選取污泥在5000r/min 下離心5min,去除上清液后將生理鹽水倒入樣品中保存在?80℃冰箱中.采用MobioPowerSoil? DNA Isolation Kit 試劑盒提取生物膜DNA,將獲得的DNA 樣本送至上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司進行多樣性分析,其中微生物樣本分析數(shù)據(jù)已作為期刊附件數(shù)據(jù)NMDCX0000256 存儲在國家微生物科學數(shù)據(jù)中心(NMDC),鏈接為https://nmdc.cn/resource/genomics/attachment/detail/NMDCX0000256).為了評估C/N對微生物群氮轉化能力的影響,通過重建未觀察狀態(tài)(PICRUSt2)對群落進行系統(tǒng)發(fā)育調查,通過將測序reads 分配到京都基因與基因組百科(KEGG)同源物并推斷功能途徑來進行功能預測[16].每個酶基因的相對豐度為其預測序列數(shù)占一個樣品中總序列數(shù)的百分比.為了研究細菌之間的共生模式,通過計算實體之間的成對Spearman 相關性來生成相關網(wǎng)絡,并使用Gephi 0.9.5 對該網(wǎng)絡進行可視化[17].

2 結果與討論

2.1 啟動階段AGS、ABGS 與H-ABGS 體系的污染物去除性能對比

如圖2(a～d)所示,AGS、ABGS 與H-ABGS 體系的COD 去除率分別為99.85%、86.01、83.62%,其中AGS 體系的COD 去除率最高.AGS、ABGS 與H-ABGS 體系的TN 去除率分別為50.57%、75.15%、89.62%.與AGS體系相比,ABGS體系的TN去除率提高了24.58%,這是由于接種微藻不但能夠讓污泥更快的形成成熟的顆粒結構,進而有穩(wěn)定的缺氧區(qū)域,而且微藻的接種增加了藻對硝酸鹽氮的同化作用[18].Su 等[19]利用ABGS 體系處理生活污水,當?shù)鞍缀诵∏蛟迮c污泥質量比為5:1 時,氮和磷去除率最高分別為(91.0±7.0)%和(93.5±2.5)%.有趣的是,H- ABGS 體系的TN 去除率比ABGS 體系高出14.47%.有研究表明,接種HN-AD 菌可強化TN 去除效率[20]. AGS、ABGS 與H-ABGS 體系的NH4+-N 去除率分別為99.56%、99.28%、99.29%,3 個體系的NH4+-N 去除率差別不大.AGS、ABGS 與H-ABGS 體系的NO3--N去除率分別為77.86%、57.07%、70.46%. AGS 體系比ABGS 體系與H-ABGS 體系的NO3--N 去除率分別高出20.79%、7.4%,這是由于藻類的大規(guī)模繁殖抑制了硝化細菌的增殖,導致硝化作用差[21].

圖2 AGS、ABGS、H-ABGS 體系水質指標變化情況Fig.2 Variations in water quality indicators in AGS, ABGS, and H-ABGS

2.2 不同C/N 對AGS、ABGS 與H-ABGS 體系中污染物去除效果影響

采用AGS、ABGS 與H-ABGS 體系處理人工合成廢水,在HRT 為6h,DO 為(0.4±0.1) mg/L 的條件下(目前大部分關于ABGS 研究的C/N 多為6-10,同時在AGS 體系中,當C/N 低于4 時,可能會出現(xiàn)顆粒的解體或者不穩(wěn)定.研究的主要目的是探究HN-AD 菌引入之后,該ABGS 體系能否在低碳環(huán)境下穩(wěn)定,并且能否實現(xiàn)減碳降耗功能,因此增設了1,2,4這3個低C/N的條件;而對于C/N為1,2,4,6,8,10梯度的設計,參考了Zhang 等[13]的文獻,同時這樣的C/N 設定可能更接近于實際廢水中的一些真實比值;此外,設定6 個C/N 對于統(tǒng)計學分析也更具意義),分別設置C/N為1,2,4,6,8,10連續(xù)運行.如圖3所示,C/N為4～10 時ABGS、H-ABGS 體系TN、NH4+-N、COD、TP 滿足《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》[一級A 標](分別為15,5,50,0.5mg/L)排放.圖3(a)表明,AGS體系的TN去除率與C/N為正相關,隨著C/N的減小TN 去除率逐步降低,當C/N=2 時,顆粒污泥體系崩潰,對應TN去除率僅為23%.Luo等[22]的研究也有相似的結果,在研究C/N 比對AGS 結構穩(wěn)定性的影響時,發(fā)現(xiàn)C/N 從4 降低到1 時,其胞外聚合物(EPS)中凈酪氨酸產(chǎn)量的減少,以及主要的微生物群落轉移,包括絲狀細菌的減少導致了AGS 的崩潰解體.ABGS 體系隨著C/N 的減小TN 去除率降低,其中當C/N=2 時,TN 去除率大幅下降,去除率僅為70%.值得注意的是,在ABGS 和H-ABGS 體系中,當C/N為1～10,TN 去除率可以達到《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》一級A 標排放,這表明ABGS 和H-ABGS 體系在低C/N 條件下仍然對TN 等污染物有較好的去除效果,這可能是由于在較低的C/N 條件下,藻在生長過程中,向環(huán)境釋放了許多胞外產(chǎn)物,如碳水化合物、氨基酸和多肽、糖、多元醇、維生素、酶等有機物[23],補充了菌必須的碳源.有趣的是,在C/N 為4 時,ABGS 和H-ABGS 體系的TN 去除率發(fā)生了明顯差異,H-ABGS 體系的總氮去除率高于 ABGS 體系(12.05%)和 AGS 體系(44.86%).H-ABGS 體系在低碳條件下仍然保持高TN 去除率.這可能是適應低碳環(huán)境的HN-AD 菌發(fā)揮了主要作用[24-25].由圖3(b)可知,AGS、ABGS 與H-ABGS 體系的TP 去除率隨著C/N 的增大而減小,當C/N 為2時,AGS 體系的TP 去除率急劇下降,低于29%.這是因為一方面,聚磷菌在碳源充足的條件下能進行釋磷和吸磷,而缺乏碳源則會抑制聚磷菌的聚磷效果[26].另一方面,聚磷菌在顆粒內部厭氧釋磷,同時顆粒外部好氧吸磷,從而大幅提高TP 的去除率.然而,當?shù)摵蛇^高時,大量污泥開始解體和疏松,導致微觀環(huán)境缺乏聚磷菌所需的條件[27],因此,TP 的去除率降低.其中ABGS 與H-ABGS 體系的TP 去除率遠高于AGS 體系,表明加入蛋白核小球藻能提高AGS體系的TP 去除率.由圖3(c)可知,ABGS 與H-ABGS體系中NH4+-N 去除率差別不大,NH4+-N 去除率隨C/N 變化波動較小.然而,當C/N≤2 時,AGS 體系中NH4+-N 去除率迅速下降,無法達標排放.由圖3(d)可知,ABGS 與H-ABGS 體系的COD 去除效率隨著C/N 增大而增大,其中當C/N 為1 時,ABGS 與H-ABGS 體系COD 去除率顯著高于AGS 體系.分析結果表明,低碳環(huán)境下(C/N≤4),AGS 體系表現(xiàn)出明顯的不適應,TN、TP、NH4+-N 及COD 的去除率較低且波動大.而H-ABGS 體系相較ABGS 體系和AGS 體系,其更適應低碳環(huán)境,仍可保持高污染物去除性能.

圖3 不同C/N 下AGS、ABGS、H-ABGS 體系水質指標變化情況Fig.3 Variations in water quality indicators in AGS, ABGS, and H-ABGS systems under different C/N ratios

2.3 不同C/N 對AGS、ABGS 與H-ABGS 體系微生物特性影響

2.3.1 AGS、ABGS 與H-ABGS 體系在不同C/N下的Alpha 多樣性分析 如表2 所示,檢測樣本的覆蓋率指數(shù)均在99.8%以上,表明測序結果足以顯示樣本中的大部分微生物.隨著進水C/N 的增加,Shannon 值減少,而Simpson 值增加,表明在較低C/N條件下3 個體系的群落多樣性有所提高.總體而言,微生物群落的多樣性和豐富度與進水C/N濃度呈負相關性.AGS 體系的生物群落多樣性高于ABGS 體系和H-ABGS 體系.由于藻的加入,ABGS 和HABGS 體系在共適應過程中,微生物群落豐富度(Ace、Chao)和多樣性(Shannon、Simpson)均降低,說明微生物群落受到藻積累的抑制[9].低碳環(huán)境下AGS 體系和ABGS 體系通過增加微生物多樣性來適應低碳帶來的影響,而H-ABGS 體系的群落的多樣性和豐富度維持穩(wěn)定狀態(tài),這可能是適應或對抗低碳環(huán)境的關鍵.此外,當C/N 為10 時,AGS 體系微生物菌群相對豐度最低,H-ABGS 體系中微生物菌群的相對豐度最高.有意思的是,這恰巧對應了圖3污染物去除的性能變化.圖4(b)稀疏曲線逐漸變平,說明測序深度充足合理.即使測序深度繼續(xù)增加,也不會有更多的OTU[28].如圖4(c)所示,利用Venn 圖可視化不同碳氮比下OTU 的分布.結果表明,共有607個OTU,其中51.73%的OTU 存在于所有C/N 比值中.相較而言,低碳環(huán)境(C/N≤2)的OTU 更高.綜上所述,H-ABGS體系可能通過加入藻和HN-AD菌形成了更穩(wěn)定的共生體系來適應低碳環(huán)境的變化.

表2 多樣性指數(shù)Table 2 Diversity index table

圖4 微生物多樣性(a) Alpha 多樣性評估,(b)稀疏曲線,(c)Venn 圖Fig.4 Microbial diversity(a) Alpha diversity assessment,(b) Rarefaction curve,(c) Venn diagram

2.3.2 不同C/N 對AGS、ABGS 與H-ABGS 體系微生物群落變化的影響 如圖5(a～c)所示,3 個體系中變形菌門(Proteobacteria)、綠彎菌門(Chloroflexi)、擬桿菌門(Bacteroidetes)這3 個菌門的豐度總和占比超過70%左右[29].這些細菌多為異養(yǎng)菌,可為有機物的高效去除提供保障[30].其中AGS 體系和ABGS 體系中Proteobacteria 菌門占主導地位,而H-ABGS 體系中Chloroflexi 菌門占主導地位.在AGS 體系中,隨著C/N 的增大,變形菌門(Proteobacteria)和擬桿菌門(Bacteroidota)的相對豐度逐漸增大,在C/N=10時,Proteobacteria 相對豐度最高為 55.50%,Bacteroidota 相對豐度最高是30.08%.在ABGS 體系中,隨著C/N 的增大,變形菌門(Proteobacteria)相對豐度逐漸降低,在 C/N=10 時,相對豐度最低是23.36%.Chloroflexi 被認為是組成顆粒污泥的主要菌門,它可以與絲狀菌相互纏繞形成顆粒核心,達到穩(wěn)定顆粒結構的效果[28].因此,Chloroflexi 在厭氧氨氧化體系中發(fā)揮著重要的作用.Chloroflexi 相對豐度先升高后下降,在C/N=4 時,其最高相對豐度是33.11%,在C/N=10 時,最低相對豐度為7.42%.這可能是其在低碳環(huán)境下維持較高氨氮去除率的關鍵.在H-ABGS 體系中,隨著C/N 的減小,綠彎菌門Chloroflexii 相對豐度逐漸增大,這保證了低碳環(huán)境下H-ABGS 體系的高氨氮去除性能.Bacteroidota 中大部分是厭氧桿菌,可以起到構建顆粒污泥骨架的作用,隨著C/N 的增大,擬桿菌門(Bacteroidota)的相對豐度逐漸增大.Bacteroidota 可能通過維持HABGD 系統(tǒng)的穩(wěn)定性,保障了生物群落的穩(wěn)定以及高效的污染物去除性能.

圖5 不同體系的微生物組成Fig.5 The microbial composition in different Systems

如圖5(d)所示,AGS 體系中norank_f_A4b 相對豐度逐漸減小,norank_f_A4b 菌屬更適合在低基質負荷條件下生存.在 AGS 體系中,在 C/N≤6 時Plasticicumulans 的相對豐度是逐漸增大,在C/N 為8時Plasticicumulans 消失.據(jù)報道,Plasticicumulans 是醋酸飼料培養(yǎng)中的優(yōu)勢種群,可以很好地適應其他脂肪酸,而蛋白核小球藻能產(chǎn)生脂肪酸[31],推測隨著C/N 的增大, 競爭碳源更加激烈, 從而Plasticicumulans 從AGS、ABGS 與H-ABGS 體系消失.在ABGS體系中,隨著C/N降低,norank_f__A4b的相對豐度先降低再增加.隨著C/N 降低,屬于藍藻細菌的norank_f__norank_o__Chloroplast 相對豐度逐漸增加,藻的積累抑制了微生物群落多樣性[9].在H-ABGS 體系中,隨著C/N 降低,norank_f_A4b 相對豐度升高,在 C/N=1 時,其相對豐度達 36.94%.norank_f_A4b 隨著C/N 增大,Thauera 的相對豐度先增大,在C/N=5 時相對豐度達到最大為13.50%,然后隨著C/N 增大而減少,Thauera 是低碳氮比條件下主要的分泌EPS 功能菌屬.norank_f__A4b 和芽孢桿菌屬在脫氨系統(tǒng)中經(jīng)常出現(xiàn),可參與大分子有機物的降解和反硝化過程.由此表明,Thauera 與norank_f__A4b 的存在可能是H-ABGS 體系高TN 與高NH4+-N 去除率的關鍵.

2.3.3 微生物共生模式對AGS、ABGS 與H-ABGS體系的影響 基于微藻對微生物多樣性的抑制作用,進一步分析了具有空間尺度和AGS 樣品的3 組共現(xiàn)網(wǎng)絡,探討了生態(tài)位和種間相互作用的內在特征.在共同適應過程中,微藻聯(lián)合體中的微生物也受到非隨機微生物共生模式的影響[9].加入藻后,ABGS與H-ABGS兩個系統(tǒng)微生物共生關聯(lián)的頻率逐漸減弱.邊緣值逐漸減小(542～645)、平均度(AD,5.797～6.862)和聚類系數(shù)(CC,0.536～0.56)均低于AGS(表3).而共生網(wǎng)絡的平均路徑長度(APL,5.853～6.251)和模塊化程度(MD,0.687～0.718)分別高于AGS(表3).AGS、ABGS 與H-ABGS 體系的微生物共生網(wǎng)絡根據(jù)網(wǎng)絡節(jié)點的門(a～c)和模塊類(d～f)進行視覺著色(OTUs,圖6),便于生態(tài)位與其分類特征之間的聯(lián)系.每個節(jié)點的大小與連接數(shù)(即度)成正比;兩個節(jié)點之間每個連接的邊厚(權值)與相關系數(shù)成正比.在細菌門中,Proteobacteria(41.18%～43.75%)和Bacteroidota(11.46%～15.96%)居群占絕對優(yōu)勢,其他細菌居群均低于5.88%和8.85%(圖6(a)～(c)).對于微生物模塊,細菌子網(wǎng)被拓撲劃分為8個模塊(離散生態(tài)位)(圖6d～f).與AGS 體系比較,ABGS、H-ABGS 體系的模組4 和模組5(增加)變化較大,而模組7 減少,說明微生物種群和功能隨著培養(yǎng)體系的變化而變化.微生物間相互作用受到微生物多樣性減少的影響,在ABGS 與H-ABGS 體系中,由于蛋白核小球藻的加入,細菌相互作用降低(圖6a、圖6c).細菌的子網(wǎng)絡分別減少至645 與542 條邊(表3).同時細菌的模塊數(shù)減少至12 和16(表3).由于微生物代謝功能的多樣性,當?shù)鞍缀诵∏蛟宓姆e累抑制了占據(jù)其原有生態(tài)位的優(yōu)勢微生物時,系統(tǒng)中其余微生物重新暴露,競爭并取代原有的代謝功能,在ABGS 體系中占據(jù)更多的生態(tài)位.然而,在H-ABGS 中,由于蛋白核小球藻在AGS 中的非優(yōu)勢地位,有更多的生態(tài)位來維持其生存;它們的生態(tài)位因加入HN-AD 菌,會隨著細菌的捕獲而最小化,故在H-ABGS 體系中又恢復到16 個模塊,與細菌和微藻共存.分析表明通過引入HN-AD菌有助于最小化生態(tài)位,與藻形成穩(wěn)定的共生體系,從而確保H-ABGS 系統(tǒng)的穩(wěn)定性.

表3 微生物群共生網(wǎng)絡的拓撲特性Table 3 The topological characteristics of microbial symbiotic networks

圖6 基于ABGS(a、d)、AGS(b、e)、H-ABGS(c、f)系統(tǒng)的相關性分析的共生網(wǎng)絡Fig.6 Symbiotic networks based on correlation analysis of ABGS(a, d), AGS(b, e), H-ABGS(c, f) system, colored by phylum(a～c) and module category(d～f)

2.3.4 微生物群落動態(tài)演替及關鍵影響因素 如圖7所示,反硝化菌o__Burkholderiales 和絲毛單胞菌種(f__Comamonadaceae)[32]、f__Competibacteraceae、g__unclassified_o__ Micrococcales 是ABGS 體系加藻前后群落結構差異的關鍵細菌屬; g__Runella、g__Thauera 、 g__norank_f__norank_o__norank_c__SJA-28 是導致H-ABGS 系統(tǒng)加藻和HN-AD 菌前后群落結構差異的關鍵細菌屬.

圖7 微生物群落的LEfSe 分析Fig.7 LEfSe analysis of microbial communities

進一步分析NH4+-N、TN、TP 和COD 去除率以及C/N 對AGS、ABGS 和H-ABGS 體系內菌屬的影響.如圖8 所示,在ABGS 和H-ABGS 體系中,TP去除率與Runella 有正相關性,有研究表明Runella從增強生物除磷的活性污泥中分離出來,出現(xiàn)于ABGS 體系中[33],表明小球藻的加入增強了好氧顆粒污泥的除磷性能.此外,H-ABGS 體系的TN、TP去除率與Thauera、Rhodobacter 等HN-AD 菌屬和Exiguobacterium 菌屬呈現(xiàn)正相關性.上述分析表明,Thauera、Rhodobacter 等 HN-AD 菌屬和Exiguobacterium 菌屬的出現(xiàn)保證了H-ABGS 體系的高脫氮性能.

圖8 相關性熱圖Fig.8 Correlation heatmap

2.3.5 C/N 對AGS、ABGS 和H-ABGS 系統(tǒng)中脫氮酶表達量的影響 AGS、ABGS 和H-ABGS 系統(tǒng)中,異養(yǎng)硝化和好氧反硝化(HN-AD)同時發(fā)生.來自有機物代謝的電子不同的電子傳遞鏈到不同的電子受體,NO3--N,NO2--N或O2(圖9).有機物的代謝產(chǎn)生能量分子,ATP 以及NADH[34]. NADH 攜帶的電子通過由絡合物I(Complex I)、絡合物III(Complex III)、絡合物IV(Complex IV)、細胞色素c(Cytc)以及硝酸還原酶(NAR)、亞硝酸還原酶(NIR)、一氧化氮還原酶(NOR)和一氧化氮合酶(NOS)組成的好氧反硝化過程的電子傳遞鏈進行傳遞[35].

圖9 AGS、ABGS 和H-ABGS 體系的異養(yǎng)硝化和好氧反硝化過程中的物質轉化和電子傳遞Fig.9 Substance transformation and electron transfer during heterotrophic nitrification and aerobic denitrification processes in AGS, ABGS, and H-ABGS systems

如圖10 所示,C/N 為4 時,H-ABGS 體系的硝酸還原酶(1.7.99.4)表達量最高,對應圖3A 和圖3C 的去除規(guī)律.高表達量的硝酸還原酶可能有助于確保H-ABGS 體系在低碳環(huán)境下具備卓越的脫氮性能.

圖10 三個體系在不同C/N 下的氮轉化路徑中各種酶的表達量Fig.10 Expression levels of various enzymes in nitrogen transformation pathways under different C/N ratios in the three systems

3 結論

3.1 C/N 為4 時,H-ABGS 體系的總氮去除率高于ABGS 體系(12.05%)和AGS 體系(44.86%).

3.2 微生物群落分析顯示,適應低碳的Thauera 菌屬與脫氨關鍵菌屬 norank_f__A4b 可能是保證H-ABGS 體系低碳環(huán)境下具有高脫氮性能的關鍵.

3.3 微生物群落共生模式和相關性分析表明,引入HN-AD 菌有助于最小化生態(tài)位,與藻共同形成穩(wěn)定的共生體系,從而確保H-ABGS 系統(tǒng)的穩(wěn)定性.

3.4 硝酸還原酶在C/N 為4 時的高表達有助于確保H-ABGS 體系在低碳環(huán)境下具備卓越的脫氮性能.