Fe(II)EDTA 絡(luò)合吸收耦合H2-MBfR 處理NO 效能

劉婉婷,錢飛躍,2,趙俊杰,徐正慧,王建芳,2,*,繆潤珠(.蘇州科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,江蘇 蘇州 25009；2.城市生活污水資源化利用技術(shù)國家地方聯(lián)合工程實(shí)驗(yàn)室,江蘇高校水處理技術(shù)與材料協(xié)同創(chuàng)新中心,江蘇 蘇州 25009；.蘇州科技大學(xué)天平學(xué)院,江蘇 蘇州 25009)

大氣中的氮氧化物(NOx)主要來源于各種運(yùn)輸活動(dòng)及工業(yè)過程,尤其是燃煤發(fā)電廠或鍋爐的工業(yè)煙氣[1].NO 是NOx的主要成分,在煙氣中約占90%[2].近些年來,選擇性催化還原(SCR),選擇性非催化還原(SNCR),吸附和吸收等方法被陸續(xù)用于NOx的去除[3-5],然而這些控制策略存在高成本、低效率等弊端.NOx生物去除技術(shù)運(yùn)營成本低、能源低以及產(chǎn)生的二次污染少.化學(xué)吸收-生物還原(CABR)使用亞鐵乙二胺四乙酸酯(Fe(II)EDTA)作為溶劑快速吸收NO,利用反硝化細(xì)菌將NOx還原為無害的N2的同時(shí),實(shí)現(xiàn)Fe(II)EDTA 的再生[6].由于工業(yè)煙氣通常含有3%～8%的O2,會(huì)導(dǎo)致Fe(II)EDTA很容易被氧化成Fe(III)EDTA,進(jìn)而使NO 無法與之發(fā)生絡(luò)合反應(yīng),嚴(yán)重影響處理效率.該技術(shù)的關(guān)鍵過程是Fe(II)EDTA的再生,涉及Fe(III)EDTA 和Fe(II)EDTA-NO 向Fe(II)EDTA 的生物轉(zhuǎn)化.

CABR 雖然性能穩(wěn)定且操作簡便,但仍存在氣液傳質(zhì)效率低,生物膜堵塞等問題[7].此外,Fe(II)EDTA 再生緩慢會(huì)導(dǎo)致NO 去除率降低[8],且Fe(III)EDTA 和Fe(II)EDTA-NO 還原分別需要反硝化和鐵還原微生物.氫基質(zhì)膜生物膜反應(yīng)器(H2-MBfR)利用清潔的H2作為電子供體,采用無泡曝氣的方式,提高了氣體傳質(zhì)效率及H2利用率[9].H2-MBfR 的無泡曝氣技術(shù)和絡(luò)合劑Fe(II)EDTA 的使用,可有效改善NO 氣液傳質(zhì)效率低的問題[10].一體化絡(luò)合吸收- H2-MBfR 的快速啟動(dòng)及維持反應(yīng)器內(nèi)Fe(II)EDTA 濃度是增強(qiáng)處理效果的關(guān)鍵因素[11],關(guān)于以H2為電子供體的混合功能微生物培養(yǎng)研究較少.目前研究人員利用膜改性方法改變中空纖維膜絲的表面特性[12-13]縮短啟動(dòng)時(shí)間;添加還原性金屬[14-15];利用生物膜電極反應(yīng)器[16-17];混合吸收劑(Fe(II)Cit/Fe(II)EDTA)[18]等加速Fe(II)EDTA 再生.然而,這些方法的局限性也相對(duì)明顯,例如加劇膜污染,能耗和成本偏高,可持續(xù)性較差.本研究構(gòu)建Fe(II)EDTA 絡(luò)合吸收NO 耦合H2-MBfR 還原一體化系統(tǒng),通過啟動(dòng)H2-MBfR,馴化具有同步反硝化及鐵還原性能混合菌種,探究在H2-MBfR 體系中,H2作為唯一電子供體的反硝化和鐵還原效能以及NO的去除效率,研究進(jìn)水Fe(II)EDTA 濃度、pH 值對(duì)一體化系統(tǒng)中NO 去除效率的影響,分析微生物群落結(jié)構(gòu)特征.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

本實(shí)驗(yàn)使用雙管式MBfR,分別命名為A 管和B管,A 管通入H2(氫氣發(fā)生器QL-300 7350,山東賽克賽斯),B 管通入NO(河南源正),通過蠕動(dòng)泵(Longer,China)促進(jìn)反應(yīng)器內(nèi)液體循環(huán).反應(yīng)器總體積為80mL,有效容積60mL,反應(yīng)器內(nèi)徑1.2cm,高度36cm.實(shí)驗(yàn)用膜絲(830Y-0.20,日本杜邦帝人)單組含有32根PVDF 中空纖維膜,膜內(nèi)徑250μm,外徑350μm,膜絲表面積為13.5cm2,具體裝置如圖1 所示.

圖1 H2-MBfR 反應(yīng)器裝置圖Fig.1 Diagram of H2-MBfR reactor installation

1.2 實(shí)驗(yàn)水質(zhì)

采用實(shí)驗(yàn)室人工模擬廢水,由NaNO3,KH2PO4,K2HPO4及微量元素組成,NaHCO3作為唯一無機(jī)碳源,投加量20mg/L.Fe(III)EDTA 由FeCl3·6H2O,乙二胺四乙酸四鈉按比例配置而成.

為維持微生物生長,在模擬廢水中投加微量元素:1.98mg/L MnCl2·4H2O,0.5mg/L CuSO4·5H2O,0.44mg/L Na2MoO4·2H2O,0.38mg/L NiCl2·6H2O,0.028mg/L H3BO3,0.2mg/L ZnSO4·7H2O,0.002mg/L CaCl2·2H2O,0.1mg/L MgCl2.

1.3 實(shí)驗(yàn)試劑

NaNO3(≥99.0%);NiCl2·6H2O(≥98.0%);ZnSO4·7 H2O(≥99.5%)及CaCl2·2H2O(≥74.0%)均購買自上海凌峰化學(xué)試劑有限公司.KH2PO4(≥99.5%);K2HPO4(≥99.0%);FeCl3·6H2O(≥99.0%);乙二胺四乙酸四鈉(≥99.0%);MnCl2·4H2O(≥99.0%);CuSO4·5H2O(≥99.0%);Na2MoO4·2H2O(≥99.0%);MgCl2(≥99.0%)均購買自天津市科密歐化學(xué)試劑有限公司.NaHCO3(≥99.5%);H3BO3(≥99.0%)均購買自無錫市晶科化工有限公司.所有藥品的純度均為AR.NO 濃度為400×10-6(3.01%,河南源正).

1.4 分析項(xiàng)目及檢測(cè)方法

1.4.1 水樣測(cè)試指標(biāo)及方法 本實(shí)驗(yàn)通過無菌注射器取樣,水樣經(jīng)過0.45μm 水系PES 濾膜過濾.硝態(tài)氮采用紫外分光光度法HJ/T 346-2007 測(cè)定;亞硝態(tài)氮采用N-(1-奈基)-乙二胺分光光度法測(cè)定;pH 值采用pH 計(jì)(BestLab 962244)測(cè)定;NO 采用煙氣分析儀(testo 340)測(cè)定;Fe(II)EDTA 采用1,10-菲羅啉分光光度法測(cè)定[19];Fe(II)EDTA-NO 采用分光光度法進(jìn)行測(cè)定[20];總鐵濃度采用鄰菲羅啉分光光度法測(cè)定[21].

1.4.2 生物膜樣品的采集與16S rRNA 高通量測(cè)序分析 取同步反硝化鐵還原階段第27d 膜絲表面的生物膜樣,命名為DQ;一體化系統(tǒng)第50d 膜絲表面的生物膜樣,其中與溶液相接觸的生物膜樣,命名為DS,A 管供氫側(cè)與中空纖維膜接觸的生物膜樣,命名為DH,B 管通NO 側(cè)與中空纖維膜接觸的生物膜樣,命名為DN,共4 個(gè)生物膜樣品.

4 組生物膜樣品送至美吉公司進(jìn)行16S rRNA高通量測(cè)序分析. 16S rRNA 基因在V3～V4 高變區(qū)測(cè)序,選用細(xì)菌通用引物 338F(5’-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3’)及806R(5’-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3’).在優(yōu)化序列的基礎(chǔ)上按照97%相似性分析,得到每個(gè)OTU 對(duì)應(yīng)的物種分類信息,并在各水平上統(tǒng)計(jì)每個(gè)樣品的群落組成,獲得樣品中微生物門(phylum)和屬(genus)等物種組成及豐 度.

1.5 數(shù)據(jù)處理

1.6 實(shí)驗(yàn)方法

1.6.1 反應(yīng)器運(yùn)行 本實(shí)驗(yàn)主要分為2 個(gè)階段:菌種馴化及生物膜培養(yǎng)(S1)、構(gòu)建Fe(II)EDTA 絡(luò)合吸收NO 耦合H2-MBfR 還原一體化系統(tǒng)(S2).其中菌種馴化階段(S1)分為兩個(gè)部分:馴化具有氫自養(yǎng)反硝化能力的菌種及生物膜培養(yǎng)(S1-SR),馴化具有同步反硝化及鐵還原能力的混合菌種(S1-SF).

反應(yīng)器接種來自蘇州某污水廠厭氧污泥,接種污泥濃度為5000mg/L,S1 階段在A 管和B 管的PVDF 膜內(nèi)通入H2,氫分壓維持在0.06MPa.S2 階段A 管通入H2,氫分壓為0.06MPa,B 管通入400×10-6的NO,分壓維持在0.06MPa.本實(shí)驗(yàn)控制進(jìn)水pH 值為6.8～7.0,HRT 設(shè)置為8h.內(nèi)循環(huán)泵流速維持在72mL/min 以保障A 管和B 管基質(zhì)與生物膜良好接觸.保證反應(yīng)器內(nèi)氫通量JH2 為0.096g H2/(m2·d),NO通量 JNO為0.117g NO/(m2·d).

S1-SR 階段:為了更好地掛膜,初期采用間歇式運(yùn)行反應(yīng)器,HRT 為48h.運(yùn)行2d 后,HRT 縮短至24h,間歇運(yùn)行3d,PVDF 膜上附著一層生物膜,進(jìn)一步縮短HRT 至8h,運(yùn)行3d,反應(yīng)器轉(zhuǎn)為連續(xù)運(yùn)行,并逐漸提高進(jìn)水硝酸鹽的濃度.直到 NO3--N 提高至5mmol/L,硝酸鹽去除率穩(wěn)定,則認(rèn)為已完成氫自養(yǎng)反硝化微生物馴化及效能提升.之后實(shí)驗(yàn)維持HRT為8h 不變.

S1-SF 階段:在H2-MBfR 具有穩(wěn)定反硝化性能的基礎(chǔ)上,在反應(yīng)器內(nèi)加入不同濃度的Fe(III)EDTA,培養(yǎng)具有同步反硝化及鐵還原能力的生物膜,探究同步反硝化與鐵還原的性能.

S2 階段:在具有良好的同步鐵還原和反硝化性能的H2-MBfR 的基礎(chǔ)上,調(diào)整進(jìn)水濃度及配比.通過系統(tǒng)還原Fe(III)EDTA 產(chǎn)生的Fe(II)EDTA 絡(luò)合NO,逐漸降低硝酸鹽基質(zhì)濃度,構(gòu)建Fe(II)EDTA 絡(luò)合吸收NO 耦合H2-MBfR 還原一體化系統(tǒng),探究絡(luò)合吸收、反硝化與鐵還原以及整體系統(tǒng)對(duì)NO 的去除能力.

1.6.2 批次實(shí)驗(yàn) 在具有良好性能的Fe(II)EDTA絡(luò)合吸收NO 耦合H2-MBfR 還原一體化系統(tǒng)的基礎(chǔ)上,控制pH 值在6.8～7.0,探究初始Fe(II)EDTA 濃度(1,3,5,10mmol/L)對(duì)系統(tǒng)的影響.保持初始Fe(II)EDTA 濃度為5mmol/L,HRT 為8h,通氣壓力0.06MPa,探究pH 值(6,7,8,9)對(duì)系統(tǒng)的影響.

表1 實(shí)驗(yàn)條件Table 1 Experimental conditions

2 結(jié)果與討論

2.1 氫自養(yǎng)反硝化菌種馴化(S1-SR 階段)

在圖1 所示反應(yīng)器內(nèi),雙管都通入H2,進(jìn)行氫自養(yǎng)反硝化菌種的馴化及生物膜的培養(yǎng).考慮到后期一體化系統(tǒng)的構(gòu)建,在保證充足電子供體的前提下,提升硝酸鹽濃度至5mmol/L.滿足在單管供氫的工況下,進(jìn)水硝酸鹽能夠被完全消耗,確保氫自養(yǎng)反硝化菌種的活性.

由圖2 可以看出,氫自養(yǎng)反硝化菌逐漸適應(yīng)進(jìn)水基質(zhì),隨著進(jìn)水硝酸鹽濃度從1mmol/L 提升到5mmol/L,硝態(tài)氮去除率整體呈現(xiàn)先快速提升,后維持平穩(wěn)的趨勢(shì).在硝酸鹽濃度達(dá)到5mmol/L 時(shí)(R5 階段),硝態(tài)氮去除率維持在98.93%以上.H2-MBfR 能夠在短時(shí)間內(nèi)啟動(dòng)且具有較高的脫氮效率[22].值得注意的是當(dāng)硝酸鹽濃度由1mmol/L 提升到2mmol/L時(shí),硝態(tài)氮去除率出現(xiàn)下降趨勢(shì),在第10d 的時(shí)候出現(xiàn)最低去除率,為84.06%,這主要是因?yàn)樵隈Z化初期,反硝化菌性能不穩(wěn)定.而當(dāng)進(jìn)水硝酸鹽濃度超過2mmol/L 后,硝態(tài)氮去除率波動(dòng)較小,表明微生物逐步適應(yīng)環(huán)境及進(jìn)水基質(zhì),表現(xiàn)出穩(wěn)定的氫自養(yǎng)反硝化性能,此階段反應(yīng)器完成掛膜.

圖2 H2-MBfR 反硝化啟動(dòng)及效能變化Fig.2 Denitrification initiation and efficiency changes in H2-MBfR

在第32d 于反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行原位批次實(shí)驗(yàn),進(jìn)水硝酸鹽濃度為2mmol/L.由圖3 可以看出,隨著時(shí)間的增加,硝態(tài)氮去除率逐漸增加.60min 后,反應(yīng)速率的變化較小.在180min 時(shí),硝態(tài)氮去除率達(dá)到100%,說明此時(shí)反應(yīng)系統(tǒng)內(nèi)的硝酸鹽已經(jīng)被微生物全部消耗,進(jìn)一步驗(yàn)證了此時(shí)反應(yīng)器內(nèi)馴化完全的微生物具有高效的反硝化性能,能夠滿足后續(xù)實(shí)驗(yàn)需求.硝酸鹽去除速率隨著時(shí)間的增加呈現(xiàn)先增加后減小的趨勢(shì),在 30min 時(shí)獲得最大去除速率為0.38mmol/(L·min).說明反應(yīng)器內(nèi)馴化完全的微生物,其反硝化效能達(dá)到穩(wěn)定.

圖3 第32d H2-MBfR 反硝化批次實(shí)驗(yàn)Fig.3 Day 32d enitrification batch experiments in H2-MBfR

2.2 馴化具有同步反硝化及鐵還原能力的混合菌種(S1-SF 階段)

改變進(jìn)水工況,馴化具有同步反硝化及鐵還原能力的混合菌種,如圖4 所示.F1 階段(1～12d)設(shè)置進(jìn)水Fe(III)EDTA 為5mmol/L,NO3--N 為1mmol/L.運(yùn)行過程中發(fā)現(xiàn),混合體系中硝酸鹽優(yōu)先還原,當(dāng)監(jiān)測(cè)到出水中有Fe(II)EDTA 時(shí),硝酸鹽及亞硝酸鹽濃度基本消耗至0mg/L.硝酸鹽在反應(yīng)器中作為第一電子受體,能夠優(yōu)先利用H2進(jìn)行還原[23].

圖4 H2-MBfR 同步反硝化及鐵還原效能Fig.4 Simultaneous denitrification and iron reduction efficiency in H2-MBfR

F1 階段,在反應(yīng)第1d 出水Fe(III)EDTA 的濃度快速降至0.39mmol/L,還原率達(dá)到90.87%,表明部分反硝化菌具有一定的鐵還原性能,因此能夠在工況改變的初期保持較高的鐵還原率.在2～12d之間,出水Fe(III)EDTA 濃度穩(wěn)定在0.20mmol/L 以下,鐵還原率最大值出現(xiàn)在第7d,為99.84%,此階段微生物已經(jīng)適應(yīng)環(huán)境內(nèi)Fe(III)EDTA 濃度.在第13d,將進(jìn)水Fe(III)EDTA 濃度提高至10mmol/L,同時(shí)進(jìn)水硝酸鹽濃度提升至2mmol/L(F2 階段).此時(shí)出水 Fe(III)EDTA 出現(xiàn)小幅度提升,出水中Fe(II)EDTA 濃度有所下降,鐵還原率也降至91.19%,隨后出水Fe(II)EDTA 開始逐步提升,最終達(dá)到穩(wěn)定.在 21d 時(shí),鐵還原率出現(xiàn)最大值為98.06%,這也表明0.06MPa 的氫分壓可以提供充足的電子供體.

以上結(jié)果表明,H2-MBfR 通過快速富集反硝化菌,實(shí)現(xiàn)同步反硝化和鐵還原的功能.當(dāng)實(shí)驗(yàn)進(jìn)行28d 后,鐵還原效率維持高水平,因此認(rèn)為同步反硝化和鐵還原混合菌種馴化及生物膜掛膜完成.

2.3 Fe(II)EDTA 絡(luò)合吸收NO 耦合H2-MBfR 還原體系對(duì)NO 的去除效能(S2 階段)

直接在體系內(nèi)通入NO,監(jiān)測(cè)一體化體系對(duì)NO的去除率,逐步利用Fe(II)EDTA-NO 替代硝酸鹽.由圖5 可知,在A1 階段(1～10d)連續(xù)通入400×10-6的NO,為保證反硝化微生物在耦合初期還能維持活性,進(jìn)水Fe(III)EDTA 為10mmol/L,進(jìn)水NO3--N 為2mmol/L.運(yùn)行的第1d,出水Fe(II)EDTA 濃度維持在9.04mmol/L 以上,NO 去除率為90.87%.隨著運(yùn)行時(shí)間的增加,出水Fe(II)EDTA 濃度及NO 去除率逐漸增加.在第10d,出水Fe(II)EDTA 濃度及NO 去除率分別為9.61mmol/L 和99.50%.說明Fe(II)EDTA 絡(luò)合吸收耦合H2-MBfR 還原體系能夠做到對(duì)NO 的高效且穩(wěn)定的去除.

圖5 Fe(II)EDTA 絡(luò)合吸收NO 耦合H2-MBfR 還原一體化系統(tǒng)脫氮效能Fig.5 The removal efficiency of NO by Fe(II) EDTA complexing absorption coupled with H2-MBfR reduction integrated system

A2 階段(11～21d)降低進(jìn)水 Fe(III)EDTA 至5mmol/L,進(jìn)水NO3--N 降低至1mmol/L,考察進(jìn)水Fe(III)EDTA 濃度對(duì)NO 去除效率的影響.改變運(yùn)行工況初期,出水Fe(II)EDTA 濃度及NO 去除率發(fā)生明顯波動(dòng),出水Fe(III)EDTA 濃度也有所提升.此時(shí)Fe(II)EDTA 生成量最小值為3.32mmol/L,NO 去除率最小值為89.11%.考慮是由于進(jìn)水Fe(III)EDTA濃度下降,導(dǎo)致生成的Fe(II)EDTA 濃度降低,發(fā)生短暫波動(dòng).在此工況下運(yùn)行15d 后,微生物逐步適應(yīng)Fe(III)EDTA 濃度降低,出水Fe(II)EDTA 濃度明顯回升,同時(shí)NO 去除率也開始穩(wěn)步提升.出水Fe(II)EDTA 最大值為 4.76mmol/L,NO 去除率最高為97.24%.

A3 階段(22～36d),不再投加硝酸鹽,進(jìn)水Fe(III)EDTA 濃度維持5mmol/L 不變.出水Fe(II)EDTA略有下降,下降至3.32mmol/L,NO去除率下降至94.20%.此時(shí)生成的Fe(II)EDTA 濃度與工況改變前的濃度存在差距,但與第11d 的NO 去除率明顯下降不同,第22d 的NO 去除率只降低了2.98%.考慮是由于A2 階段不僅減少了硝酸鹽投加量,同時(shí)進(jìn)水Fe(III)EDTA 濃度的降低導(dǎo)致了絡(luò)合劑的Fe(II)EDTA 生成量減少.體系內(nèi)Fe(II)EDTA 濃度的降低直接導(dǎo)致了NO 去除率的明顯減低.A3 階段保持進(jìn)水Fe(III)EDTA 濃度不變且不再投加硝酸鹽.Li等研究證明,反硝化菌能夠有效還原Fe(II)EDTANO,因此在前期減少硝酸鹽投加量,促使反硝化菌逐步適應(yīng),提高對(duì)Fe(II)EDTA-NO 的還原效率[24].而在之后的批次實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn),6h 內(nèi)Fe(II)EDTA-NO 濃度快速下降,證實(shí)了前期論述,此時(shí)反硝化菌能夠高效還原Fe(II)EDTA-NO,加快Fe(II)EDTA 的循環(huán)再生,達(dá)到NO 的高效去除.由此可以推斷,此時(shí)改變系統(tǒng)的運(yùn)行工況,不易影響 NO 去除率.維持出水Fe(II)EDTA 穩(wěn)定后,NO 去除率也隨之穩(wěn)定,說明在電子供體供應(yīng)充足的條件下,本系統(tǒng)能夠?qū)崿F(xiàn)穩(wěn)定高效去除NO.

A4 階段(37～51d),進(jìn)一步降低進(jìn)水Fe(III)EDTA濃度至1mmol/L,考察低進(jìn)水Fe(III)EDTA 濃度下的影響.第37d,出水Fe(II)EDTA 濃度為0.77mmol/L,NO 去除率明顯下降至69.85%.隨著反應(yīng)時(shí)間的增加,NO 去除率最大值為82.21%.出氣端NO 濃度提升,說明NO 去除不完全,可能是體系內(nèi)絡(luò)合吸收劑Fe(II)EDTA 不足造成.進(jìn)水Fe(III)EDTA 的減少,導(dǎo)致生成的Fe(II)EDTA 不足,能夠吸收的NO 總量下降,最終導(dǎo)致NO 去除率的下降.Zhao 等研究表明,Fe(II)EDTA 濃度是吸收 NO 的關(guān)鍵,體系內(nèi)高Fe(II)EDTA 濃度能夠加快NO 的去除[17].反之,低Fe(II)EDTA 濃度會(huì)導(dǎo)致NO 去除量減少,驗(yàn)證了A4段的實(shí)驗(yàn)結(jié)果.

綜上所述,保證體系內(nèi)具有一定濃度的Fe(II)EDTA,是保證Fe(II)EDTA 絡(luò)合吸收NO 耦合H2-MBfR 還原一體化系統(tǒng)穩(wěn)定、高效去除NO 的關(guān)鍵因素之一.

2.4 各類體系中Fe(II)EDTA-NO 還原效率比較

如表2 所示,生物膜電極反應(yīng)器對(duì)Fe(II)EDTANO 去除率僅在79.1%[17].而Xia 等雖然對(duì)反應(yīng)器進(jìn)行了優(yōu)化,提升了Fe(II)EDTA-NO 的去除率,但遠(yuǎn)沒有一體化體系更為穩(wěn)定高效[25].利用還原劑[26-28]、金屬鐵粉[29]及鋅粉[15]對(duì)Fe(II)EDTA-NO 進(jìn)行還原再生,都存在去除效率較低的問題,而金屬粉末易氧化失效,從而喪失循環(huán)利用的能力.本研究采用Fe(II)EDTA 絡(luò)合吸收NO 耦合H2-MBfR 還原一體化系統(tǒng),可以更為穩(wěn)定高效的去除 NO,實(shí)現(xiàn)Fe(II)EDTA 快速循環(huán)再生.

表2 不同體系中Fe(II)EDTA-NO 還原對(duì)比Table 2 Comparison of Fe(II)EDTA-NO reduction in different systems

2.5 影響因素

2.5.1 進(jìn)水Fe(II)EDTA 濃度對(duì)NO 去除率的影響由圖6(a)可以看出,在60min內(nèi)基本實(shí)現(xiàn)Fe(II)EDTA消耗完全.由圖6(b)可知,體系中Fe(II)EDTA-NO 濃度持續(xù)增加.隨著初始Fe(II)EDTA 濃度的增加,60min 時(shí)體系中Fe(II)EDTA-NO 濃度也隨之提升,說明初始Fe(II)EDTA 濃度越高,能夠吸收的NO 總量越大,有利于體系對(duì)NO的快速去除.由圖6(c)可以看出,初始Fe(II)EDTA 濃度越高,體系內(nèi)的NO 平均去除速率越高.在Fe(II)EDTA 濃度為10mmol/L 時(shí),達(dá)到最大去除速率為 44.68mg/(m3·h). 初始Fe(II)EDTA 濃度5mmol/L 和10mmol/L 時(shí),其NO 平均去除速率差別較小,認(rèn)為在此NO 濃度及進(jìn)氣流速限制下,5mmol/L 的Fe(II)EDTA 即能達(dá)到良好的NO 去除效果,因此增加初始Fe(II)EDTA 濃度,NO 的平均去除速率未出現(xiàn)提升[31].

圖6 初始Fe(II)EDTA 濃度對(duì)NO 去除的影響Fig.6 Effect of initial Fe(II)EDTA concentration on NO removal

在圖6(d)中,Fe(II)EDTA-NO 積累速率出現(xiàn)先上升再下降的趨勢(shì),且Fe(II)EDTA 濃度越高,生成速率越高,Fe(II)EDTA-NO 在初期運(yùn)行的第10min內(nèi)快速積累,積累速率分別為0.039,0.075,0.129 和0.185mmol/(L·min),此時(shí)吸收速率高于生物還原速率.隨著反應(yīng)時(shí)間延長,Fe(II)EDTA-NO 濃度下降,表明高濃度的初始Fe(II)EDTA 有利于NO 的快速絡(luò)合.

體系中 Fe(II)EDTA-NO 最終濃度與初始Fe(II)EDTA 濃度之間存在差異,認(rèn)為是由于反應(yīng)器內(nèi)生成 Fe(II)EDTA-NO 的同時(shí),也發(fā)生著部分Fe(II)EDTA-NO 的還原.測(cè)定的出水Fe(II)EDTANO 濃度為體系內(nèi)的積累量,即生成量與消耗量的差值,因此會(huì)與初始Fe(II)EDTA 濃度存在差異.

2.5.2 進(jìn)水pH 值對(duì)NO 去除效率的影響 由圖7(a)可以看出,pH 值越高,相同反應(yīng)時(shí)間體系內(nèi)剩余Fe(II)EDTA 濃度越高,說明 pH 值能夠影響Fe(II)EDTA 對(duì)NO 的吸收能力.圖7(b)可以看出,pH值越高,體系中Fe(II)EDTA-NO 濃度越小.當(dāng)pH 值為 6 時(shí),Fe(II)EDTA-NO 的即時(shí)濃度最高,達(dá)4.24mmol/L.隨著pH 值的提升,體系中Fe(II)EDTANO 濃度也隨之降低.pH 值為9 時(shí),Fe(II)EDTA-NO濃度為 0.89mmol/L,表明 pH 值過高不利于Fe(II)EDTA 對(duì)NO 進(jìn)行絡(luò)合,符合前期分析.由圖7(c)可以看出,隨著pH 值的升高,NO 的平均去除速率逐漸下降.當(dāng)pH 值為6 時(shí),NO 平均去除速率明顯高于其他三組,為43.86mg/(m3·h).當(dāng)pH值提高至9時(shí),NO平均去除速率明顯下降,僅為pH 值為6 時(shí)的50%左右,為23.66mg/(m3·h).

圖7 進(jìn)水pH 值對(duì)NO 去除的影響Fig.7 Effect of influent pH on NO removal

根據(jù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果分析可知,Fe(II)EDTA 充足情況下,與NO 的絡(luò)合能力同樣影響著一體化反應(yīng)體系對(duì)NO 的去除.Fe(II)在偏酸性的環(huán)境下更容易與EDTA 形成螯合物[32].殷祥男等研究發(fā)現(xiàn) pH>8時(shí),Fe(II)EDTA 對(duì)NO 的絡(luò)合能力對(duì)比pH 值在6～8時(shí)出現(xiàn)下降,NO 的吸收速率較低[33].pH 值過高時(shí)Fe(II)EDTA 的穩(wěn)定性降低,游離的Fe2+會(huì)與溶液中的OH-生成Fe(OH)2沉淀,從而失去對(duì)NO 的絡(luò)合吸收能力[34].當(dāng)系統(tǒng)內(nèi)環(huán)境呈堿性時(shí),會(huì)造成EDTA 的降解[35],降低參與反應(yīng)的Fe(II)EDTA 濃度,從而影響對(duì)NO 的去除能力.且H2溶于水,以H+作為電子供體被利用,因此更適應(yīng)偏中性的環(huán)境[36].

研究表明,pH>8.4 時(shí),反硝化關(guān)鍵酶的活性會(huì)受到影響[33],進(jìn)水pH 值過高會(huì)導(dǎo)致微生物還原能力受到抑制.由圖7(d)可知,隨著pH 值的提升,體系中Fe(II)EDTA-NO 積累速率逐漸降低,進(jìn)水pH 值為9時(shí),最高Fe(II)EDTA-NO積累速率遠(yuǎn)低于進(jìn)水pH值為6 時(shí)的積累速率.

pH 值控制為6 時(shí),系統(tǒng)快速生成Fe(II)EDTANO 的同時(shí),也被微生物快速還原,實(shí)現(xiàn)Fe(II)EDTA的高速循環(huán)再生.在此條件下,Fe(II)EDTA 與Fe(II)EDTA-NO 維持穩(wěn)定的平衡.過高的pH 值會(huì)嚴(yán)重影響微生物活性及絡(luò)合吸收劑Fe(II)EDTA 的吸收效率,從而影響NO 的去除.將pH 值調(diào)控在6 左右,有利于一體化系統(tǒng)高效去除NO.

2.6 微生物群落分析

2.6.1 微生物群落多樣性分析 由表3 可知,4 個(gè)樣品中的微生物測(cè)序樣本覆蓋率較高,均大于0.99,所測(cè)微生物多樣性數(shù)據(jù)具有說服力.Simpson 指數(shù)值排序?yàn)?DH>DN>DS>DQ,說明不同位置微生物群落多樣性存在細(xì)微差距,與H2接觸近的組分物種豐度較高,但沒有明顯差異.Chao 指數(shù)能夠有效估計(jì)物種數(shù)量,從Chao 指數(shù)分析,DS、DH、DN 無明顯差異,但遠(yuǎn)高于同步反硝化及鐵還原階段.這是由于通入NO后,體系內(nèi)反硝化及鐵還原的反應(yīng)更為復(fù)雜,需要更多的微生物參與到還原過程中,具有硝酸鹽還原功能的Dechlorosoma 及具有鐵還原功能的Geothrix菌屬僅在DS、DH、DN 樣品屬水平中得以發(fā)現(xiàn).梁岑研究發(fā)現(xiàn),Fe(II)EDTA-NO 濃度的升高會(huì)導(dǎo)致總的微生物物種多樣性會(huì)出現(xiàn)上升趨勢(shì)[37].DS、DH、DN 階段的Shannon 指數(shù)對(duì)比同步反硝化鐵還原階段下降,這是由于NO具有毒性,靠近NO進(jìn)氣端的微生物受到影響, 后期發(fā)現(xiàn) Lutispora 、Chitinophagaceae、Anaerovorax 等參與氮循環(huán),具有硝酸鹽降解功能的部分菌屬被淘汰.同時(shí)NO 與體系中Fe(II)EDTA 結(jié)合,使得反硝化及鐵還原代謝途徑進(jìn)一步增強(qiáng),反硝化菌及鐵還原菌屬在生存方面的優(yōu)勢(shì)增大,部分不適應(yīng)環(huán)境的微生物,例如Rhodocyclaceae、Aquimonas 即被淘汰,優(yōu)勢(shì)菌種占比上升.Sobs 指數(shù),即生態(tài)優(yōu)勢(shì)度指數(shù),數(shù)值大小排序?yàn)镈S>DN>DH>DQ,說明微生物群落內(nèi)物種數(shù)量分布不均勻,優(yōu)勢(shì)菌種占比大,符合預(yù)期.

表3 微生物群落α-多樣性分析Table 3 Microbial community α-diversity analysis

2.6.2 門水平微生物群落結(jié)構(gòu)分析 由圖8 可知,變形菌門Proteobacteria、擬桿菌門Bateroidota、厚壁菌門Frimicutes 為同步反硝化及鐵還原馴化階段的優(yōu)勢(shì)菌種,分別占比44.1%,17.11%,33.76%.變形菌門Proteobacteria 中包含亞硝化細(xì)菌、硝化細(xì)菌和反硝化類的細(xì)菌,利用進(jìn)水中的氮元素進(jìn)行反應(yīng)活動(dòng),促進(jìn)微生物生長,在調(diào)節(jié)微生物群落結(jié)構(gòu)方面有重要影響,是體系中的優(yōu)勢(shì)菌種,相對(duì)豐度較高[38].擬桿菌門Bateroidota 異養(yǎng)菌,參與氮磷的去除,分解進(jìn)水中的分子聚合物重新組成溶解性有機(jī)物[39].厚壁菌門Firmicutes 是典型鐵還原富集物中的常見菌屬,即鐵還原富集菌群的優(yōu)勢(shì)菌門[40].以上幾類菌種的出現(xiàn),結(jié)合此階段的硝酸鹽及亞硝酸鹽被完全消耗,鐵還原率穩(wěn)定在98.60%以上,可以從微生物水平表明同步反硝化及鐵還原階段菌群馴化完成,具備反硝化能力和鐵還原能力的微生物具有高豐度,確保了進(jìn)水硝酸鹽及Fe(III)EDTA 能夠被快速消耗還原.

圖8 同步反硝化及鐵還原階段門水平微生物Fig.8 Microorganisms at the phylum level in the simultaneous denitrification and iron reduction stage

由圖9 可知,在一體化階段,優(yōu)勢(shì)菌種同前一階段相同,但占比出現(xiàn)明顯變化.DS 及DN 階段變形菌門Proteobacteria 及擬桿菌門Bacteroidetes 相對(duì)豐度明顯增加.DH 段變形菌門Proteobacteria、擬桿菌門Bateroidota、厚壁菌門 Frimicutes 分別占比50.35%,16.43%,14.98%,說明持續(xù)通入NO 可以促進(jìn)反硝化菌種的富集,此階段最低NO 去除率也可達(dá)81.20%,由此證明了Fe(II)EDTA-NO 在一體化階段中占比較高時(shí),促進(jìn)了Proteobacteria 和Bacteroidetes菌種大量繁殖積累.而DN段由于靠近NO側(cè),厚壁菌門Frimicutes 相對(duì)豐度有所降低,說明具有鐵還原功能的菌屬對(duì)NO 敏感,不適宜在NO 濃度較高的環(huán)境中生存.對(duì)比之下,DH 段由于靠近供氫端,厚壁菌門Frimicutes 相對(duì)豐度對(duì)比其他兩組最高,根據(jù)前期分析可知, Fe(III)EDTA 與硝酸鹽共存時(shí),微生物優(yōu)先還原硝酸鹽,然后進(jìn)行鐵還原.而反硝化過程消耗了大量的電子供體,因此只有在電子供體充足的條件下,鐵還原功能菌屬才能大量繁殖[41].DH 階段厚壁菌門 Frimicutes 相對(duì)豐度較高,有利于強(qiáng)化Fe(III)EDTA 還原過程[42],此時(shí)出水Fe(III)EDTA 還原率在78.66%以上.

圖9 一體化階段門水平微生物Fig.9 Microorganisms at the phylum level in the integration stage

而與同步反硝化及鐵還原階段相比,變形菌門Proteobacteria 及擬桿菌門Bateroidota,相對(duì)豐度有所上升,而厚壁菌門Frimicutes 物種相對(duì)豐度下降.而根據(jù)前期微生物群落多樣性分析可知,一體化階段三組樣本的微生物數(shù)量,都遠(yuǎn)高于同步反硝化及鐵還原階段,說明一體化階段更有利于微生物繁殖富集,典型菌種的大量出現(xiàn)也確保了系統(tǒng)對(duì)NO 的高效去除,這一微生物特征與NO 去除效能相匹配.

2.6.3 一體化系統(tǒng)進(jìn)化樹分析 由圖10 可以看出,DS、DH、DN 階段具有相同的菌種,但其豐度有較大差異.nirK 型反硝化菌Rhizobiales 屬于變形菌門Proteobacteria,在DS、DH、DN 階段相對(duì)豐度分別為 26.48%,4.81%,9.63%.Hydrogenophaga 屬于Proteobacteria,是典型的厭氧氫自養(yǎng)微生物,利用H2作為電子供體參與硝酸鹽的代謝.在DH 階段相對(duì)豐度遠(yuǎn)超DS 和DN 階段,對(duì)生物膜的形成起到重要作用[43],一體化階段穩(wěn)定高效的NO 去除率也充分證明了在充足H2供應(yīng)下,對(duì)電子供體敏感的微生物更易富集,獲得更好的處理效果.Desulfitobacterium作為穩(wěn)定的優(yōu)勢(shì)菌種,屬于Frimicutes,是一種嚴(yán)格厭氧菌,在土壤、污泥中廣泛存在,不僅可以利用電子供體還原硝酸鹽,同時(shí)具有鐵還原能力[44].此時(shí)出水Fe(II)EDTA 濃度與進(jìn)水Fe(III)EDTA 濃度差值最大僅為0.19mmol/L,說明Desulfitobacterium 作為屬水平的鐵還原功能關(guān)鍵菌屬,其較高的相對(duì)豐度確保了在一體化階段對(duì)Fe(III)EDTA 的還原能力,保障了體系的穩(wěn)定性.Desulfitobacterium 菌屬的出現(xiàn)也驗(yàn)證了系統(tǒng)的厭氧狀態(tài).

圖10 一體化階段屬水平進(jìn)化樹Fig.10 Phylogenetic tree at the genus level in the integration stage

在一體化階段,兼性厭氧菌Dechloromanas 為優(yōu)勢(shì)菌種, 是典型的硝酸鹽還原菌.DH 段Dechloromanas 豐度明顯大于DS、DN 及同步反硝化鐵還原階段,說明菌種易富集在靠近供氫端的位置,能夠獲得充足的電子供體參與硝酸鹽代謝活動(dòng).Geothrix 是少數(shù)可以利用Fe(III)氧化物進(jìn)行呼吸的淡水可培養(yǎng)細(xì)菌之一[45].DH 段Geothrix 相對(duì)豐度明顯大于其余兩組,說明Geothrix 對(duì)H2的需求較大,在H2濃度相對(duì)較高的膜表面,Geothrix 容易富集,符合前期推論.上述典型菌屬的出現(xiàn),從微生物水平說明了Fe(II)EDTA 的穩(wěn)定生成與循環(huán),解釋了一體化階段的高效NO 去除率.

通過對(duì)一體化階段3 組樣本的進(jìn)化樹分析可以發(fā)現(xiàn),除上述分析的菌屬,Bacteroidetes、Sulfuritalea、Sutterellaceae 和Thermomonas 等皆屬于變形菌門Proteobacteria,且相對(duì)豐度較高.根據(jù)Sun 研究可知,以上皆為典型的反硝化優(yōu)勢(shì)均屬[46],說明變形菌門Proteobacteria 在一體化系統(tǒng)中較為重要,承擔(dān)重要功能,其在微生物水平上的高相對(duì)豐度確保了一體化階段的反硝化功能.在此階段,最高NO 去除率為97.24%,符合前期分析.

3 結(jié)論

3.1 H2-MBfR 采用先培養(yǎng)穩(wěn)定的反硝化生物膜,再馴化鐵還原菌的方法,可快速成功構(gòu)建Fe(II)EDTA絡(luò)合吸收NO 耦合H2-MBfR 還原體系系統(tǒng),NO 最高去除率為99.50%.

3.2 提高初始Fe(II)EDTA 濃度,有利于提升NO 吸收量,體系內(nèi)NO 平均去除速率隨著Fe(II)EDTA 濃度的提升而提升.在Fe(II)EDTA 濃度為10mmol/L時(shí),最大去除速率為44.68mg/(m3·h).控制進(jìn)水pH 值為6,NO 平均去除速率可達(dá)43.86mg/(m3·h),有利于一體化系統(tǒng)絡(luò)合吸收和生物還原的良好平衡.

3.3 同步反硝化鐵還原階段與一體化階段優(yōu)勢(shì)菌門均為Proteobacteria、Bacteroidetes 和Firmicutes,豐度占比有差異,分別為44.10%,17.11%,33.76%和50.35%,16.43%,14.98%,兩階段都具有穩(wěn)定的反硝化及鐵還原效能.

3.4 Proteobacteria 是Fe(II)EDTA 絡(luò)合吸收NO 耦合H2-MBfR 還原一體化系統(tǒng)中主導(dǎo)菌門,在各生物膜樣品中豐度均達(dá)到50%以上.Hydrogenophaga 是典型的氫自養(yǎng)微生物,具備氫自養(yǎng)反硝化能力,屬于變形菌門Proteobacteria.