張 淼,朱晨杰,范亞駿,呂小凡,季俊杰,葛麗英,吳 軍

進水C/N對部分反硝化NO2-積累和微生物特性的影響

張 淼1*,朱晨杰1,范亞駿2,呂小凡1,季俊杰1,葛麗英1,吳 軍1

(1.揚州大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,江蘇 揚州 225127；2.揚州大學(xué)水利科學(xué)與工程學(xué)院,江蘇 揚州 225127)

采用缺氧/好氧間歇運行模式,考察進水碳氮比(C/N=5.0, 3.3, 2.5, 2.0)對部分反硝化過程亞硝態(tài)氮(NO2-)積累特性和污染物降解規(guī)律的影響,同時結(jié)合高通量測序,探究微生物多樣性和功能菌群的演變規(guī)律.結(jié)果表明,C/N為2.5時,系統(tǒng)獲得最佳處理效果,出水NO2-濃度為27.18mg/L,亞硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化率(NTR)高達67.96%;分析典型周期各污染物的降解規(guī)律發(fā)現(xiàn),盡管4組工況均在缺氧30min時NO2-積累達到峰值(最高值分別為4.86(C/N=5.0), 16.52(C/N=3.3), 30.16(C/N=2.5), 20.28 (C/N=2.0) mg/L),但COD降解速率的不同直接影響了反硝化進程,且只有在低C/N條件(C/N=2.0 ～ 2.5)才能維持穩(wěn)定的NO2-積累.高通量測序結(jié)果表明,除了(2.67% ～ 24.04%)、(4.94%～ 21.19%)(5.34% ～ 13.50%)等常規(guī)功能菌屬外,(28.23%)是C/N為2.5時維持高NO2-積累的優(yōu)勢菌屬.結(jié)合部分反硝化工藝的運行特點,探討了NO2-作為中間產(chǎn)物的相關(guān)耦合工藝的應(yīng)用可行性.

進水C/N；部分反硝化；亞硝態(tài)氮積累；高通量測序；工程應(yīng)用

厭氧氨氧化以亞硝態(tài)氮(NO2-)為電子受體,直接把氨氮(NH4+)轉(zhuǎn)化成氮氣,具有無需外加碳源、曝氣能耗低、污泥產(chǎn)量低、脫氮負荷高等諸多優(yōu)點[1].其主要問題在于厭氧氨氧化菌富集培養(yǎng)較為困難,且需要獲得穩(wěn)定的反應(yīng)底物NO2-,當(dāng)前主要通過短程硝化(PN, NH4+→NO2-)[2]和部分反硝化(PD, NO3-→NO2-)[3]2種途徑來實現(xiàn).其中,實現(xiàn)PN的主要途徑有調(diào)控溫度()、溶解氧(DO)、游離氨(FA)或pH值等[2,4],從實際角度出發(fā),一方面,實際生活污水水質(zhì)水量波動大,人為的調(diào)控水溫會帶來較高的經(jīng)濟成本,且DO、pH值的調(diào)控具有不穩(wěn)定性;另一方面,城市污水NH4+濃度一般較低(50～70mg/L),FA濃度很難提高,單純FA抑制也不能成為控制PN實現(xiàn)的因素,因此短程硝化在實際應(yīng)用中較為困難.

近年來,大量高硝態(tài)氮工業(yè)廢水(如化肥、炸藥及核廢水等[5])亟待處理,使得PD成為耦合ANAMMOX工藝最具潛力的亞硝態(tài)氮供給技術(shù)[3],與傳統(tǒng)反硝化相比,可減少60%碳源投加量、50%曝氣量和80%污泥產(chǎn)量[6].影響PD的因素有很多,包括溫度、pH值、碳源類型、碳氮比(C/N)等[7].有關(guān)進水C/N的研究較多,呂振等[8]、袁怡等[9]發(fā)現(xiàn)NO2-積累率最高值分別出現(xiàn)在C/N為3.2和2.5時; Cao等[10]發(fā)現(xiàn)NO2-積累特性與接種污泥密切相關(guān),當(dāng)C/N> 4.0時,NO2-積累峰值會被逐步反硝化;葛士建等[11]認(rèn)為NO2-積累與外碳源類型有關(guān),且在1.25～29.3范圍內(nèi)NO2-積累濃度隨C/N的升高而升高,可見進水C/N對PD過程NO2-積累特性的影響尚待研究.

為探討進水C/N對PD的影響,本文在接種污泥、外加碳源不變的情況下,通過調(diào)控單因素進水C/N(5.0、3.3、2.5、2.0)考察NO2-積累性能和微生物演變規(guī)律,結(jié)合典型周期各底物的轉(zhuǎn)化特性,闡釋污染物降解機理,對實現(xiàn)部分反硝化的關(guān)鍵因素進行可行性分析,以期為實際工程的推廣應(yīng)用和優(yōu)化運行提供理論參考.

1 材料與方法

1.1 反應(yīng)器裝置及工藝流程

如圖1(a)所示,4組試驗(I ～ IV)均采用開口式圓柱形PD-SBR反應(yīng)器,材質(zhì)為有機玻璃,有效容積20L,內(nèi)設(shè)IKA REO basic C型攪拌器,反應(yīng)器底部安裝微孔曝氣頭,通過流量計(LZB-4)連接鼓風(fēng)機(ACO-6603);PD-SBR反應(yīng)器前后連接2個進水水箱(COD、NO3-)和1個出水水箱(NO2-).

主體工藝采用缺氧/好氧的運行模式(圖1(b)),每周期運行120min(進水5min,缺氧60min,好氧30min,沉淀20min,排水5min),每天運行4個周期.每周期開始,2.5L模擬廢水(COD濃度為100mg/L)被泵入PD-SBR反應(yīng)器,同時開啟攪拌;隨后投加1.5L硝化液(NO3-濃度為20, 30, 40, 50mg/L,對應(yīng)C/N分別為5.0, 3.3, 2.5, 2.0)進行部分反硝化,缺氧反應(yīng)條件良好,DO濃度為0.2～0.5mg/L;缺氧結(jié)束后進行30min好氧曝氣(DO濃度為2.5～3.0mg/L)以保持污泥生物活性;沉淀前排放100mL左右的剩余污泥,維持污泥齡(SRT)為20d左右. 4組試驗均在室溫條件(18±2)℃下進行,每組運行91個周期,混合液平均污泥濃度(VSS)為2500mg/L.

1.2 接種污泥及模擬廢水

4組PD-SBR反應(yīng)器的接種污泥均取自揚州湯汪污水處理廠二沉池,污泥具有良好的脫氮除磷效果和沉降性能,污泥濃度6000mg/L,污泥容積指數(shù)為120mL/gVSS.試驗用水為模擬廢水,碳源、氮源分別由乙酸鈉(CH3COONa)和硝酸鈉(NaNO3)提供.另外,為了維持微生物良好的生物增殖代謝特性,每升廢水含有的微量元素如下: 0.03g CuSO4?5H2O、0.06g Na2MoO4?2H2O、0.12g MnCl2?4H2O、0.12g ZnSO4?7H2O、0.15g H3BO3、0.15g CoCl2?6H2O、0.18g KI、1.5g FeCl3?6H2O和10g乙二胺四乙酸(EDTA).

1.3 檢測分析方法

NO3-到NO2-轉(zhuǎn)化率(NTR),即NO2-積累率指在反應(yīng)時間內(nèi)系統(tǒng)增加的NO2-濃度與減少的NO3-濃度的比值(%),計算方法如下[3]:

NTR=((NO2-)eff-(NO2-)inf)/((NO3-)inf-(NO3-)eff) × 100% (1)

式中:(NO3-)inf、(NO2-)inf和(NO3-)eff、(NO2-)eff分別為進水、出水的NO3-、NO2-濃度, mg/L.

1.4 高通量測序

在系統(tǒng)穩(wěn)定運行的第90周期,分別從4組PD-SBR反應(yīng)器(C/N=5, 3.3, 2.5, 2)采集污泥樣本,并與接種污泥(SS)一起進行高通量測序[13].DNA由E.Z.N.A. ?土壤DNA試劑盒(Omega Bio-tek, Norcross, GA, USA)提取,在260nm和280nm的光密度下,用NanoDrop1000分光光度計定性和定量分析;利用引物338F (5′-ACTCCTACGGGAGGCAGCA- 3′ )和806R(5′-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3′)在ABI GeneAmp? 9700PCR系統(tǒng)上進行PCR擴增;隨后將PCR產(chǎn)物置于Illumina MiSeq PE300平臺(Personalbio Biotechnology Co., Ltd., Shanghai, China)進行分析,測序結(jié)果由上海美吉生物云提供(SRP057140).

2 結(jié)果與討論

2.1 各底物濃度變化及亞硝態(tài)氮積累特性

4組PD-SBR反應(yīng)器均持續(xù)運行91周期,盡管不同C/N下各底物變化曲線相差較大,但整體上分為2個階段:啟動階段(周期1～49)和穩(wěn)定階段(周期50～91).由圖2可見,當(dāng)C/N為5.0時,出水NO2-濃度從啟動階段的1.01mg/L增加到穩(wěn)定階段的2.47mg/L,NTR從4.67%增加到12.33%;當(dāng)C/N從3.3降至2.5過程中,出水NO2-濃度從1.64, 9.15mg/L增加到12.49、27.18mg/L,相應(yīng)地,NTR從5.45%、30.48%增加到31.22%、67.96%;然而,隨著C/N繼續(xù)降低到2.0,出水NO2-濃度從9.97mg/L增加到20.53mg/L,NTR從20.53%增加到41.09%.很明顯, C/N為2.5時,系統(tǒng)獲得了最好的NO2-積累和NTR效果,而較高C/N(C/N=3.3～5.0)條件抑制了NO2-積累和NTR提高.這是因為反硝化過程中硝酸還原酶(Nar)對電子供體的競爭能力強于亞硝酸還原酶(Nir)[14],因此在C/N較低即碳源不充足時,Nar優(yōu)先利用碳源還原NO3-,Nir得不到充足碳源,從而出現(xiàn)NO2-積累的現(xiàn)象;而在C/N較高即碳源充足時,Nir也可獲得充足碳源,故較難出現(xiàn)NO2-積累.

袁怡等[9]發(fā)現(xiàn)C/N為2.5,3,3.3和4時,NTR分別為50%,45%,33%和30%,即C/N為2.5時最有利于NO2-積累;Sun等[15]考察垃圾滲濾液反硝化過程的亞硝態(tài)氮積累特性,發(fā)現(xiàn)C/N>4和C/N<2.4時均難以獲得穩(wěn)定的NO2-積累,當(dāng)進水C/N在2.3 ～ 3.2之間波動時,NTR穩(wěn)定大于25%;Du等[16]在PD-ANAMMOX組合工藝中也得出C/N為3.0時,可獲得最優(yōu)的NO2-出水(22.3mg/L)和最高的NTR (55.1%).上述試驗結(jié)果均表明較低的進水C/N更有利于NO2-積累.

同樣在低C/N條件下,本研究中C/N為2.0時,NO2-積累濃度和NTR呈現(xiàn)下降趨勢,為解釋這一現(xiàn)象,需要綜合COD、NO3-和NO2-的整體變化.如表1所示,以穩(wěn)定階段的長期運行數(shù)據(jù)為基礎(chǔ),進行理論消耗COD和實際消耗COD的計算(含誤差分析),其中1.0mg硝態(tài)氮還原至亞硝態(tài)氮需要消耗1.46mg乙酸鈉,相當(dāng)于1.14mgCOD;而每還原1.0mg亞硝態(tài)氮至氮氣,需消耗2.20mg乙酸鈉,相當(dāng)于1.72mgCOD[17].對比結(jié)果表明,C/N為5.0、3.3和2.5時,理論值和實測值相差不大(3mg/L范圍內(nèi)),而唯獨C/N為2.0時,兩者相差12mg/L(高于其他3組).推測該條件下多消耗的COD可能被吸附在污泥表面或貯存為內(nèi)碳源,導(dǎo)致較低的出水COD濃度和較高的實際消耗COD值.李鵬章等[18]指出,當(dāng)外碳源不足時,微生物可利用內(nèi)碳源進行反硝化作用但是其較低的利用速率[13]致使NO3-轉(zhuǎn)化速率降低和反硝化脫氮進程受限,進而導(dǎo)致較高的出水NO3-濃度(22.10mg/L)和較低的NTR(41.09%).當(dāng)然,為了證實這一猜測,后續(xù)還需深入考察PD過程內(nèi)碳源的含量及組成.

圖2 PD-SBR系統(tǒng)中COD、NO3-、NO2-及NTR變化

表1 不同C/N條件下COD消耗情況對比 (mg/L)

注: 理論消耗COD=2.86(c - d) - 1.14e; 實際消耗COD= a – b.

2.2 典型周期COD、NO3-和NO2-變化

在穩(wěn)定階段的第90周期,分別對4組PD-SBR反應(yīng)器開展全周期原位小試試驗.該過程將缺氧時間延長至180min,好氧時間保持不變(30min),每隔30min取樣,由圖3可見,缺氧初,隨著有機碳源和硝化液的加入,COD和NO3-濃度迅速降低,同時伴隨NO2-濃度的快速積累,4個工況條件均在30min出現(xiàn)NO2-積累峰值,最高值分別為4.86(C/N=5.0), 16.52 (C/N=3.3), 30.16(C/N=2.5), 20.28 (C/N=2.0) mg/L,峰值略高于長期運行數(shù)據(jù).

根據(jù)降解速率(考慮到4組反應(yīng)器VSS相差不大,曲線斜率與降解速率呈正相關(guān))的快慢,COD變化曲線可分為3個階段:缺氧快速降解(階段I, 0～ 30min)、缺氧慢速降解(階段II, 30～180min)和好氧降解(階段III, 180～210min).可以看到4種工況下,盡管COD均在階段I迅速消耗,但降解速率并不相同(2.0>2.5>3.3>5.0),說明低C/N條件COD降解速率更快;該過程也伴隨著快速反硝化,NO3-濃度分別從20, 30, 40, 50mg/L降為12.1, 6.3, 7.4, 26.5mg/L,該結(jié)果表明雖然C/N為2.0時COD消耗速率最快,但是反硝化效果并不顯著:一方面,相比高C/N條件,不充足的碳源更容易使微生物在反應(yīng)初期吸附大量外碳源,導(dǎo)致COD快速降低;另一方面,由于進水NO3-濃度高達50mg/L,較高的硝態(tài)氮負荷抑制了反硝化菌生物活性[19].此外,研究表明低C/N條件還會限制微生物的生長繁殖,降低生物活性,導(dǎo)致細胞裂解、死亡以及PD系統(tǒng)的性能惡化[20].

3.通過預(yù)習(xí)，可以對課堂上所學(xué)知識當(dāng)堂消化和吸收，大大提高學(xué)生做作業(yè)的正確率，從而減少學(xué)生改正錯題的時間。教師為了使學(xué)生掌握某一道試題，常常用做錯一道重做10遍甚至更多遍的方法，如果我們減少了錯誤率，就會大大節(jié)省因做錯題而被懲罰重復(fù)做題的時間，從而提高我們學(xué)習(xí)的效率，這何樂而不為呢？

階段II,當(dāng)C/N為3.3和5.0時,COD仍存在降低趨勢(5.0=-10.3;3.3=-5.6),而其他2種工況COD基本保持不變(2.5=-1.0;2.0=-0.9);相應(yīng)地,高C/N條件下, COD的繼續(xù)降解帶來了NO3-的持續(xù)反硝化,當(dāng)然較高的反硝化速率(5.0=-1.49;3.3= -0.86)也不可避免地帶來了NO2-濃度的降低,進而導(dǎo)致了NO2-積累從峰值到快速消失的變化趨勢(5.0=-1.10;3.3=-1.83).相反,當(dāng)C/N為2.0和2.5時,不充足的碳源無法滿足反硝化的持續(xù)進行,更為重要的是,較高的硝態(tài)氮負荷會抑制Nir的活性[21],最終出現(xiàn)了NO2-的穩(wěn)定積累和長久維持(2.0= -0.33;2.5=-0.41).此外,階段III,30min的好氧曝氣階段,盡管仍有少量COD被繼續(xù)降解,但4個工況下缺氧末與好氧末NO2-積累量基本維持不變,初步說明反應(yīng)器內(nèi)的硝化菌(尤其是亞硝酸鹽氧化菌,NOB)基本被淘洗干凈.

進水C/N為2.0時,30～180min期間,盡管COD和NO2-基本保持不變,但是NO3-濃度從26.50mg/L降為14.30mg/L(2.0=-2.27), NO3-的持續(xù)降解證實了存在污泥吸附或內(nèi)源反硝化的可能性,但是外碳源的不足和內(nèi)碳源的低轉(zhuǎn)化率同樣促進了NO2-的穩(wěn)定積累[3],目前有關(guān)內(nèi)源反硝化過程的NO2-積累,已在EPD[22]、EPDPR[23]、PED-EBPR[24]等多種工藝中被證實.因此,后續(xù)有關(guān)PD過程內(nèi)碳源、外碳源的組成、轉(zhuǎn)化、利用等特性還有待進一步研究.

2.3 微生物多樣性分析

由表2可見,所有樣品的序列數(shù)在18572～44255范圍內(nèi)波動,與其他具有反硝化功能的系統(tǒng)(31497～ 40565[25];20276～28260[26])相當(dāng).盡管所有樣品的覆蓋率(coverage)均超過0.99,但與接種污泥相比, PD-SBR系統(tǒng)中污泥樣品的豐富度和多樣性指數(shù)均發(fā)生了較大變化.對比OTUs、ace、chao指數(shù)可發(fā)現(xiàn),4組PD污泥樣品的數(shù)值均低于SS,且隨著C/N的降低,多樣性指數(shù)明顯下降,其中最小值出現(xiàn)在C/N= 2.5工況條件下(OTUs:480; ace:600; chao:590);而shannon和simpson作為物種豐富度的指示性參數(shù), shannon最小值(3.56<3.89<4.14<4.84<5.04)和simpson最大值(0.092>0.074>0.046>0.026>0.020)均出現(xiàn)在C/N=2.5時,表明該工況下菌群豐富度有所下降.

圖3 典型周期COD、NO3-及NO2-變化

第90周期,公式中下標(biāo)代表C/N

2.3 微生物多樣性分析

如圖4(a)所示,C/N為2.5時曲線最平緩,代表著生物多樣性最低,SS最陡峭,代表生物多樣性最高;而C/N為5.0時的生物多樣性僅次于SS,C/N為3.3和2.0時的變化曲線較為接近,表明生物多樣性相差不大.圖4(b)中PCoA (principal coordinates analysis)分析進一步給出了OTUs水平上各污泥樣品間的遠近親疏關(guān)系,其中SS與其余4組PD污泥樣品都相距較遠,說明進水C/N的馴化使污泥微觀特性發(fā)生了較大改變,而C/N=3.3和C/N= 2.5聚攏,推測上述2組污泥樣品在微生物組成上存在較多相似菌群.

圖4 基于OTUs的微生物多樣性分析

圖4(c)中Venn圖證實了上述推論,重疊部分的OTUs數(shù)(256)代表所有樣品共有的物種數(shù)目,在各自樣品中的占比分別為36.31% (SS)、38.44% (C/N=5.0)、39.20% (C/N=3.3)、53.33% (C/N=2.5)和49.04% (C/N=2.0),表明C/N越接近的樣品具有越多相似性;而非重疊部分代表5個樣品所特有的物種數(shù)目,分別為104(SS)、29(C/N=5.0)、8(C/N=3.3)、4(C/N=2.5和2.0),意味著隨著C/N的降低,聚集度、濃縮度更高的獨特菌屬得到不斷富集.

2.4 微生物功能菌群結(jié)構(gòu)分析

如圖5(a)所示,Proteobacteria、Bacteroides、Chloroflexi作為污水處理過程最常見的3大菌門[23,27],總百分比含量達到70.09%(SS), 70.66%(C/ N=5.0), 94.01%(C/N=3.3), 94.81%(C/N=2.5), 88.98% (C/N=2.0),其中具有反硝化功能的2大菌門Proteobacteria和Bacteroides從35.85%(SS)增加至82.35%～90.36%(C/N=2.0～5.0),而具有硝化功能的Chloroflexi從34.24%降低至4.45%～8.87%.Nitrospirae作為NOB的一種(可將NO2-氧化成NO3-)[13],其百分比含量從1.83%降至0.03%～0.11%,再一次證明30min好氧階段NO2-得以穩(wěn)定維持的根本原因(圖3(c)).此外,在異養(yǎng)代謝過程中對碳水化合物降解和細胞物質(zhì)合成發(fā)揮重要作用[25]的(0.61%～15.81%),(0.46%～3.89%),(0.47%～10.66%),(0.26%～ 4.37%)等也占據(jù)了一定比例.

表2 微生物多樣性指數(shù)對比

在屬的水平上(圖5(b)),(屬于Proteobacteria)是一種公認(rèn)的部分反硝化菌[28-29],已被證實能將NO3-還原為NO2-并且保持穩(wěn)定的NO2-積累[30],從0.24%(SS)增加到2.67%～24.04%(C/N= 2.0～5.0).通常與不同電子受體(NO3-和NO2-)不同步的反硝化酶合成所導(dǎo)致的NO2-還原抑制有關(guān)[28],因此受C/N影響較大.而在相同C/N條件下(C/N=3.0),以乙酸鈉為碳源時含量(61.53%)遠高于甲醇為碳源(45.17%)的處理系統(tǒng)[30],可見碳源類型也至關(guān)重要.具有好氧反硝化功能的菌屬曾在短程硝化系統(tǒng)中被檢測和富集[31],其在4組PD-SBR反應(yīng)器中含量分別為4.94% (C/N=5.0),9.45%(C/N=3.3),9.40%(C/N=2.5),21.19% (C/N=2.0).同樣具有反硝化功能的厭氧菌屬(屬于Bacteroidetes)[32],從接種污泥時的3.16%上升到5.34%～13.50%.值得一提的是,具有脫氮能力的黃桿菌屬[33]對寒冷氣候具有較強的適應(yīng)能力,在C/N為2.5時達到了28.23%的占比,遠遠高于其他3組污泥樣品(2.95%～ 3.36%);考慮到本試驗是在秋季進行(室溫182)℃,推測該低溫環(huán)境加速了菌屬的富集并實現(xiàn)了最優(yōu)的NO2-和NTR(圖2(c)).

除此之外,盡管乙酸鈉有利于強化生物除磷,但在傳統(tǒng)生物除磷系統(tǒng)中占據(jù)主導(dǎo)優(yōu)勢的、s(屬于聚磷菌,PAOs)和、(屬于聚糖菌,GAOs)等菌屬[13,17]被逐步淘洗,其總量從42.92%(SS)下降到10.25%(C/N=5.0)、12.41%(C/N=3.3)、10.36%(C/ N=2.5)、10.67%(C/N=2.0).導(dǎo)致這一轉(zhuǎn)變的主要原因是原水中不含磷酸鹽基質(zhì)且PD-SBR系統(tǒng)不進行生物除磷反應(yīng).生物聚集和污泥顆粒化過程發(fā)揮重要作用的菌屬[13],從0.03%～0.12%(C/N=3.3～ 5.0)增加到4.48%～6.32% (C/N=2.0～2.5),意味著低C/N條件下盡管NO2-積累濃度較高,但并未產(chǎn)生生物毒性且能保持較好的污泥生物活性.與圖5(a)結(jié)果一致,在屬的水平上,4組污泥樣品中幾乎檢測不到NOB(未檢測到,以為主,總百分比含量<0.1%),再次表明好氧曝氣不存在NO2-破壞的風(fēng)險.

2.5 討論

PD是獲取NO2-的另一新途徑,相比PN,更利于維持穩(wěn)定的NO2-積累特性且不易被破壞[34],基于NO2-作為中間產(chǎn)物,可為城市污水處理過程NO2-積累相關(guān)的耦合工藝(如ANAMMOX)提供更多的潛力和可能.

相比全程反硝化,PD具有反應(yīng)速率快、碳源投加少(2.86→1.14gCOD/gNO3-,節(jié)省60%碳源)、污泥產(chǎn)量低等優(yōu)點[6].本研究中,C/N為2.5時即可實現(xiàn)70%左右的NO2-積累,而傳統(tǒng)反硝化過程所需要的C/N通常為4.0 ～ 6.0[35],大大減少了碳源需求,尤其適用于處理低C/N污水.

PD過程功能菌屬的富集培養(yǎng)十分重要,除了傳統(tǒng)認(rèn)知上的菌屬外,、等新型菌屬的篩選也不容忽視,需要從菌株形態(tài)觀察,生理生化鑒定以及序列分析等多方面進行完善[36].

一些高強度的硝酸鹽工業(yè)廢水可以與城市生活污水一起處理,利用硝酸鹽工業(yè)廢水中的NO3-和污水中的有機物為PD過程提供反應(yīng)底物和能量來源,基于中間產(chǎn)物NO2-,后續(xù)可以進一步與污水中的NH4+進行ANAMMOX反應(yīng),緩解硝酸鹽積累和出水TN濃度高的問題,在減少碳源需求的同時實現(xiàn)廢水的深度脫氮.

當(dāng)然,在大規(guī)模實際工程應(yīng)用中,如何實現(xiàn)PD反應(yīng)器的快速啟動和穩(wěn)定運行至關(guān)重要,除了本研究中的進水C/N,諸如接種污泥、碳源類型、反應(yīng)時間、pH值等[37]因素不容忽視,而且不同處理工藝中PD形成的微觀機理和污染物代謝途徑(如包括內(nèi)碳源、胞外聚合物[20]在內(nèi)的電子傳遞路徑)也亟待明確.

3 結(jié)論

3.1 C/N為3.3 ～ 5.0時,Nir可獲得充足碳源,難以出現(xiàn)NO2-積累; C/N為2.0時,內(nèi)碳源較低的利用速率致使NO3-轉(zhuǎn)化速率降低和反硝化脫氮進程受限,導(dǎo)致較高的出水NO3-濃度(22.10mg/L)和較低的NTR(41.09%);C/N為2.5時,系統(tǒng)獲得了最好的NO2-積累(27.18mg/L)和NTR效果(67.96%).

3.2 批次試驗中COD降解呈現(xiàn)3個階段,COD快速降解的同時伴隨NO3-反硝化和NO2-積累,且各反應(yīng)器中NO2-積累峰值均出現(xiàn)在缺氧30min;不同的是高C/N條件下(C/N=3.3～5.0),COD的慢速降解帶來了NO3-持續(xù)反硝化和NO2-濃度的降低,而低C/N條件下(C/N=2.0～2.5),不充足的碳源無法滿足完全反硝化的需求,促進了NO2-的穩(wěn)定積累和長久維持.

3.3 與接種污泥相比,4組污泥樣品的豐富度和多樣性指數(shù)均發(fā)生了較大變化,且隨著C/N的降低,樣品特有的OTUs數(shù)從29降至4,意味著聚集度、濃縮度更高的獨特菌屬得到富集.

3.4 Proteobacteria、Bacteroides、Chloroflexi是主要的3大菌門,總占比為70.66%～94.81%;、是實現(xiàn)PD的主要功能菌屬,C/N為2.5時,占比高達28.23%,遠遠高于其他樣品,是維持NO2-積累的優(yōu)勢菌屬;且所有樣品中幾乎檢測不到和,基本實現(xiàn)了NOB的淘洗.

[1] Ma B, Xu X, Wei Y, et al. Recent advances in controlling denitritation for achieving denitratation/anammox in mainstream wastewater treatment plants [J]. Bioresource Technology, 2020,299:122697.

[2] Zhang M, Zhu C, Gao J, et al. Deep-level nutrient removal and denitrifying phosphorus removal (DPR) potential assessment in a continuous two-sludge system treating low-strength wastewater: The transition from nitration to nitritation [J]. Science of The Total Environment, 2020,744:140940.

[3] Zhang M, Gao J, Liu Q, et al. Nitrite accumulation and microbial behavior by seeding denitrifying phosphorus removal sludge for partial denitrification (PD): The effect of COD/NO3?ratio [J]. Bioresource Technology, 2021,323:124524.

[4] Wang Z, Zheng M, Xue Y, et al. Free ammonia shock treatment eliminates nitrite-oxidizing bacterial activity for mainstream biofilm nitritation process [J]. Chemical Engineering Journal, 2020,393: 124682.

[5] Du R, Peng Y, Cao S, et al. Advanced nitrogen removal from wastewater by combining anammox with partial denitrification [J]. Bioresource Technology, 2015,179:497-504.

[6] Du R, Cao S, Peng Y, et al. Combined Partial Denitrification (PD)- Anammox: A method for high nitrate wastewater treatment [J]. Environment International, 2019,126:707-716.

[7] 李 帥,徐金有,林仙鍵,等.短程硝化反硝化影響因素研究進展 [J]. 廣州化工, 2014,42(24):24-26.

Li S, Xu J, Lin X, et al. Researches on the Factors Affecting Shortcut Nitrification - denitrification [J]. Guangzhou Chemical Industry, 2014, 42(24):24-26.

[8] 呂 振,李 燕. pH和C:N對厭氧氨氧化耦合短程反硝化脫氮性能的影響 [J]. 環(huán)境污染與防治, 2018,40(10):1106-1111.

LV Z, Li Y. Effects of pH and C: N on nitrogen removal by coupling ANAMMOX with partial denitrification [J]. Environmental Pollution and Prevention, 2018,40(10):1106-1111.

[9] 袁 怡,黃 勇,鄧慧萍,等.C/N比對反硝化過程中亞硝酸鹽積累的影響分析 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2013,34(4):1416-1420.

Yuan Y, Huang Y, Deng H, et al. Effect of C /N Ratio on Nitrite Accumulation During Denitrification Process [J]. Environmental Science, 2013,34(4):1416-1420.

[10] Cao S, Wang S, Peng Y, et al. Achieving partial denitrification with sludge fermentation liquid as carbon source: The effect of seeding sludge [J]. Bioresource Technology, 2013,149:570-574.

[11] 葛士建,王淑瑩,楊岸明,等.反硝化過程中亞硝酸鹽積累特性分析 [J]. 土木建筑與環(huán)境工程, 2011,33(1):140-146.

Ge S, Wang S, Yang A, et al. Analysis of Nitrite Accumulation During Denitrification [J]. Journal of Civil, A rchitectural & Environmental Engineering, 2011,33(1):140-146.

[12] AWWA. Standard methods for the examination of water and wastewater [Z]. 21st ed. American Water Works Association, 2005.

[13] Zhang M, Wang Y, Fan Y, et al. Bioaugmentation of low C/N ratio wastewater: Effect of acetate and propionate on nutrient removal, substrate transformation, and microbial community behavior [J]. Bioresource Technology, 2020,306:122465.

[14] 王淑瑩,操沈彬,杜 睿,等.污泥發(fā)酵液為碳源的反硝化過程亞硝酸鹽積累 [J]. 北京工業(yè)大學(xué)學(xué)報, 2014,40(5):743-750.

Wang S, Cao S, Du R, et al. Nitrite accumulation during the denitrification process with sludge fermentation liquid as carbon source [J]. Journal of Beijing University of Technology, 2014,40(5): 743-750.

[15] Sun H, Yang Q, Peng Y, et al. Nitrite Accumulation during the Denitrification Process in SBR for the Treatment of Pre-treated Landfill Leachate [J]. Chinese Journal of Chemical Engineering, 2009, 17(6):1027-1031.

[16] Du R, Cao S, Wang S, 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.

[17] Wang X, Zhao J, Yu D, et al. Stable nitrite accumulation and phosphorous removal from nitrate and municipal wastewaters in a combined process of endogenous partial denitrification and denitrifying phosphorus removal (EPDPR) [J]. Chemical Engineering Journal, 2019,355:560-571.

[18] 李鵬章,王淑瑩,彭永臻,等.COD/N與pH值對短程硝化反硝化過程中N2O產(chǎn)生的影響 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2014,34(8):2003-2009.

Li P, Wang S, Peng Y, et al. Effect of COD/N ratios and pH on N2O production during nitrite denitrification process [J]. China Environmental Science, 2014,34(8):2003-2009.

[19] 王 聰,王淑瑩,張 淼,等.硝化液回流比對A2/O-BCO工藝反硝化除磷特性的影響 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2014,34(11):2844-2850.

Wang C, Wang S, Zhang M, et al. Effect of nitrate recycling ratio on denitrifying phosphorus removal characteristics in A2O-BCO process [J]. China Environmental Science, 2014,34(11):2844-2850.

[20] 錢九州,韓 懿,夏 良,等.碳氮比對短程反硝化及胞外聚合物的影響 [J]. 天津城建大學(xué)學(xué)報, 2020,26(6):35-40.

Qian J, Han Y, Xia L, et al. Effects of C/N ratio on partial- denitrification and extracellular polymeric substance [J]. Journal of Tianjin Chengjian University, 2020,26(6):35-40.

[21] 張雨婷,曹利鋒,李乃玉,等.反硝化過程中硝酸鹽與亞硝酸鹽之間對電子的競爭 [J]. 上海師范大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版), 2017,46(4):483- 488.

Zhang Y, Cao L, Li N, et al. Competition for electrons between nitrate and nitrite during denitrification [J]. Journal of Shanghai Normal University(Natural Sciences), 2017,46(4):483-488.

[22] Ji J, Peng Y, Wang B, et al. Achievement of high nitrite accumulation via endogenous partial denitrification (EPD) [J]. Bioresource Technology, 2017,224:140-146.

[23] Wang X, Zhao J, Yu D, et al. Evaluating the potential for sustaining mainstream anammox by endogenous partial denitrification and phosphorus removal for energy-efficient wastewater treatment [J]. Bioresource Technology, 2019,284:302-314.

[24] Zhao J, Wang X, Li X, et al. Combining partial nitrification and post endogenous denitrification in an EBPR system for deep-level nutrient removal from low carbon/nitrogen (C/N) domestic wastewater [J]. Chemosphere, 2018,210:19-28.

[25] He Q, Song Q, Zhang S, et al. Simultaneous nitrification, denitrification and phosphorus removal in an aerobic granular sequencing batch reactor with mixed carbon sources: reactor performance, extracellular polymeric substances and microbial successions [J]. Chemical Engineering Journal, 2018,331:841-849.

[26] Zhang T, Shao M F, Ye L. 454 Pyrosequencing reveals bacterial diversity of activated sludge from 14sewage treatment plants [J]. The ISME Journal, 2012,6(6):1137-1147.

[27] He Q, Zhang W, Zhang S, et al. Performance and microbial population dynamics during stable operation and reactivation after extended idle conditions in an aerobic granular sequencing batch reactor [J]. Bioresource Technology, 2017,238:116-121.

[28] Du R, Peng Y, Cao S, et al. Mechanisms and microbial structure of partial denitrification with high nitrite accumulation [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2016,100(4):2011-2021.

[29] Chen K, Zhang L, Sun S, et al. In situ enrichment of anammox bacteria in anoxic biofilms are possible due to the stable and long- term accumulation of nitrite during denitrification [J]. Bioresource Technology, 2020,300:122668.

[30] Du R, Cao S, Li B, et al. Performance and microbial community analysis of a novel DEAMOX based on partial-denitrification and anammox treating ammonia and nitrate wastewaters [J]. Water Research, 2017,108:46-56.

[31] Huang S, Zhu Y, Zhang G, et al. Effects of low-intensity ultrasound on nitrite accumulation and microbial characteristics during partial nitrification [J]. Science of The Total Environment, 2020,705:135985.

[32] Zhang L, Fu G, Zhang Z. Simultaneous nutrient and carbon removal and electricity generation in self-buffered biocathode microbial fuel cell for high-salinity mustard tuber wastewater treatment [J]. Bioresource Technology, 2019,272:105-113.

[33] Králová S. Role of fatty acids in cold adaptation of Antarctic psychrophilic Flavobacterium spp [J]. Systematic and Applied Microbiology, 2017,40(6):329-333.

[34] Sergey K, Marina G, Arnold M, et al. DEAMOX--new biological nitrogen removal process based on anaerobic ammonia oxidation coupled to sulphide-driven conversion of nitrate into nitrite [J]. Water Research, 2006,40(19):3637-3645.

[35] Nancharaiah Y V, Venugopalan V P. Denitrification of synthetic concentrated nitrate wastes by aerobic granular sludge under anoxic conditions [J]. Chemosphere, 2011,85(4):683-688.

[36] 高會杰,黎元生.短程反硝化菌株FDN-1的分離鑒定及其脫氮性能[J]. 生物學(xué)通報, 2013,48(12):56-58.

Gao H, Li Y. Isolation, identification and denitrification performance of short-cut denitrifying strain FDN-1 [J]. Biological Bulletin, 2013,48(12):56-58.

[37] 張星星,張 鈺,王超超,等,短程反硝化耦合厭氧氨氧化工藝及其應(yīng)用前景研究進展 [J]. 化工進展, 2020,39(5):1981-1991.

Zhang X, Zhang Y, Wang C, et al. Research advances in application prospect of partial denitrification coupled with anammox: a review [J]. Chemical Industry and Engineering Progress, 2020,39(5):1981-1991.

Effect of influent C/N rations on nitrite accumulation and microbial community in the partial denitrification process.

ZHANG Miao1*, ZHU Chen-jie1, FAN Ya-jun2, LV Xiao-fan1, JI Jun-jie1, GE Li-ying1, WU Jun1

(1.College of Environmental Science and Engineering, Yangzhou University, Yangzhou 225127, China；2.College of Hydraulic Science and Engineering, Yangzhou University, Yangzhou 225127, China)., 2022,42(2)：620～628

Using the anoxic/aerobic intermittent operation mode, the influence of influent C/N ratios (C/N=5.0, 3.3, 2.5, 2.0) on nitrite (NO2-) accumulation and pollutant degradation in partial denitrification process was investigated, and the microbial diversity and functional bacteria evolution were explored with high-throughput sequencing. At the C/N ratio of 2.5, the system achieved the best treatment performance, and the effluent NO2-concentration was 27.18mg/L with the nitrite transformation ratio (NTR) of 67.96%. The analysis of the degradation rules of each pollutant in typical cycle revealed that the degradation rate of COD directly affected the process of denitrification and the stable NO2-accumulation can only be maintained under the condition of lower C/N ratios (C/N=2.0 ～ 2.5), although NO2-accumulation peaked at 30min of anoxic stage in all the four operations with the highest NO2-values of 4.86(C/N=5.0), 16.52(C/N=3.3), 30.16(C/N=2.5), and 20.28 (C/N=2.0) mg/L, respectively. High-throughput sequencing results showed that in addition to traditional functional bacteria of(2.67% ～ 24.04%),(4.94% ～ 21.19%) and(5.34% ～ 13.50%),(28.23%) was the dominant bacteria that maintained high NO2-accumulation when the C/N ratio was 2.5. Combined with the operational characteristics of partial denitrification process, the application feasibility of related coupling processes with NO2-as intermediate product was discussed.

influent C/N ratio；partial denitrification；nitrite accumulation；high-throughput sequencing；engineering application

X703.5

A

1000-6923(2022)02-0620-09

張 淼(1989-),女,江蘇徐州人,副教授,博士,主要從事水污染控制研究.發(fā)表論文30余篇.

2021-07-18

國家自然科學(xué)基金青年基金資助項目(51808482);博士后科學(xué)基金資助面上項目(2018M632392);江蘇省水環(huán)境保護技術(shù)與裝備工程實驗室開放課題(W1904)

* 責(zé)任作者, 副教授, 006363@yzu.edu.cn