厌氧铁氨氧化脱氮除磷效能及稳定性研究*

龙世平 刘 吉 蒋妍绘 廖宏燕 王 健

(1.重庆新天地环境检测技术有限公司,重庆 401147;2.中国石油集团测井有限公司辽河分公司,辽宁 盘锦 124010;3.沈阳建筑大学市政与环境工程学院,辽宁 沈阳 110168;4.辽宁省朝阳市生态环境事务服务中心,辽宁 朝阳 122000)

然而,由于实际废水的成分复杂、环境条件多变,Feammox反应受到铁源类型、Fe2+浓度、pH、温度等诸多因素的影响[9-11],在实际污水处理应用中依然面临着巨大挑战。例如,低温是污水生化处理面临的重要问题,当环境温度低于10 ℃时,微生物的脱氮活性将受到严重抑制[12-13]。铁氧化物在中性pH下主要以固态形式存在,其结晶度直接影响微生物的铁还原效率,进而影响Feammox的氨氧化速率[14-15]。Feammox与硫循环存在密切的联系[16],[17]6691,在硫限制条件下Feammox能否稳定运行?因此,进一步探讨Feammox的环境耐受性以及调控机制是推动该技术走向污水处理应用的关键。

针对上述问题,本研究设置了硫酸盐+水铁矿、硫酸盐+磁铁矿、无硫+水铁矿、无硫+低温+水铁矿共4组实验,考察高结晶度铁氧化物、硫限制和低温条件对Feammox脱氮除磷效能和稳定性的影响,并对脱氮除磷产物及微生物群落结构与功能进行分析,以期为Feammox的科学研究与实际应用提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 实验材料

实验采用模拟废水,模拟废水组成如下:NaHCO31.0 g/L,NH4Cl 1.0 g/L,KH2PO40.1 g/L,MgCl20.2 g/L,微量元素1.0 mL/L。模拟废水的化学需氧量(COD)为15.4 mg/L,氨氮为258.5 mg/L,总磷为40.2 mg/L。将稻田土和市政污水处理厂剩余污泥按1∶1的质量比混合作为接种污泥,初始接种污泥悬浮固体(SS)为8.4 g/L,挥发性悬浮固体(VSS)为7.6 g/L。

磁铁矿采用分析纯试剂,水铁矿采用Fe(NO3)3和NaOH法制备。水铁矿制备过程如下:将64.8 g Fe(NO3)3·9H2O溶于300 mL超纯水中,边搅拌边加入10.0 mol/L的NaOH溶液,直至pH达到7.3。室温静置稳定2 h后,缓慢滴加1.0 mol/L的NaOH溶液,至pH达到7.5。采用去离子水将上述混合物反复洗涤至硝酸根低于1 mg/L,最后用去离子水定容至400 mL。合成的水铁矿样品中Fe(Ⅲ)为380 mmol/L。

1.2 实验方法

实验在1 L广口瓶中进行,装液量为800 mL,接种污泥后通入高纯氮气除氧15 min。分别设置硫酸盐(0.8 mmol/L MgSO4)+水铁矿(60 mmol/L,以Fe(Ⅲ)计,下同)、硫酸盐(0.8 mmol/L MgSO4)+磁铁矿(60 mmol/L,以Fe(Ⅲ)计,下同)、无硫(无MgSO4)+水铁矿(60 mmol/L)、无硫+低温(4 ℃)+水铁矿(60 mmol/L)共计4组实验,各实验组设置3个平行。低温实验组置于4 ℃振荡培养,其他各组均置于25 ℃振荡培养。实验过程中定时采样考察水质变化。

1.3 分析方法

氨氮、亚硝态氮、硝态氮、总磷的检测方法参考文献[18]。

X射线衍射(XRD)分析:将污泥样品冷冻干燥后研磨成细粉,采用XRD仪(X Pert3 Powder)进行晶体分析。扫描速率为5°/min,扫描角度为5°～90°。

扫描电子显微镜(SEM)/能谱(EDS)分析:将污泥置于真空干燥2 h,采用离子溅射镀膜法喷金,采用SEM/XRD系统(JSM-7800F)对样品进行表面形貌和元素组成分析。

微生物群落结构与功能分析:在反应结束时(第70天),取污泥样品进行微生物高通量测序分析。采用小量脱氧核糖核酸(DNA)提取试剂盒对污泥样品进行DNA提取,提取后的DNA通过1%(质量分数)琼脂糖凝胶电泳检测。采用16S rRNA细菌引物515F/907R(515F:GTGYCAGCMGCCGCGGTAA,907R:CCGYCAATTYMTTTRAGTTT)进行聚合酶链式反应(PCR)扩增。采用DNA凝胶回收试剂盒切胶回收PCR产物,2%琼脂糖凝胶电泳检测。将PCR产物用蓝色荧光定量系统(QuantiFluorTM-ST)进行检测定量。采用TruSeqTM DNA Sample Prep Kit建库,利用Illumina Hiseq 2500平台进行测序。微生物功能预测采用上海某信息技术有限公司提供的生信云平台完成。

2 结果与讨论

2.1 氮磷去除效率

各实验体系中氮磷的去除情况见图1。硫酸盐+水铁矿组、硫酸盐+磁铁矿组与无硫+水铁矿组的氨氮变化曲线相似,均在0～14 d氨氮波动明显,之后氨氮浓度迅速下降。在70 d反应结束时,硫酸盐+水铁矿组、硫酸盐+磁铁矿组与无硫+水铁矿组氨氮去除量分别为234.4、195.2、215.4 mg/L,去除率介于84.3%～88.0%,表明高结晶度的磁铁矿作铁源和硫限制对氨氧化无明显影响。无硫+低温+水铁矿组早期氨氮波动明显,28 d后缓慢下降,最终氨氮去除量为65.3 mg/L,去除率仅为25.5%,远低于其他实验组,表明低温显著降低了Feammox氨氧化的效能。

图1 氮磷变化曲线Fig.1 Change curve of nitrogen and phosphorus

硫酸盐+水铁矿组、硫酸盐+磁铁矿组与无硫+水铁矿组的亚硝态氮浓度呈现出先升高后降低的趋势,反应结束时其亚硝态氮分别为5.75、78.48、74.49 mg/L;无硫+低温+水铁矿组体系中没有明显的亚硝态氮生成,其亚硝态氮始终低于4.00 mg/L。

硝态氮浓度在各实验组中都存在波动现象。硫酸盐+磁铁矿组和无硫+低温+水铁矿组硝态氮的最终硝态氮质量浓度更低,分别为1.48、1.17 mg/L;硫酸盐+水铁矿组和无硫+水铁矿组硝态氮的最终硝态氮质量浓度相对较高,分别达到了3.43、4.05 mg/L。但总体上看各实验组的最终硝态氮均较低。

在所有添加水铁矿的实验组中,上清液中的总磷在7 d内迅速下降到1.0 mg/L以下,去除率达到98.3%以上。硫酸盐+磁铁矿组中的总磷浓度下降较为缓慢,至反应结束时,仅去除了58.6%。这一结果表明,低结晶度、高吸附性的水铁矿比高结晶度的磁铁矿具有更强的吸附除磷能力。

综上,在本实验中硝态氮/亚硝态氮是Feammox的主要直接产物,之后硝态氮/亚硝态氮通过反硝化作用转变为氮气。以硝态氮/亚硝态氮为主要产物的Feammox过程同样被其他研究所报道[19-20]。从热力学角度来看,当Feammox生成产物为氮气时能够释放更多的能量[21]。从能量利用的角度来看,逐级反应有利于提高微生物的能量利用率[22]。在硫酸盐+水铁矿组中,硝态氮和亚硝态氮反硝化去除的速率总体上较高,这可能与其硫自养反硝化代谢有关。在硫酸盐+水铁矿组氨氧化过程中(0～58 d),体系中生成大量黑色的硫化物,并随着硝态氮/亚硝态氮的去除逐渐消失。这一结果与已报道的硫化合物介导Feammox反应一致[17]6696。

2.2 污泥性状分析

反应结束后对污泥样品进行了SEM/EDS分析。在所有添加水铁矿的实验组中,样品表面磷元素占有相对较高的比例;而在硫酸盐+磁铁矿组中,磷元素的占比相对较低。这一结果证实了水铁矿比磁铁矿吸附了更多的磷元素,与除磷效果相对应。其原因是水铁矿主要以胶体形式存在,具有更大的比表面积和高表面活性,可以通过吸附和共沉淀与水中的磷酸盐相互作用,提高磷酸盐的去除效果[23]。

污泥样品的XRD分析结果表明,各实验组中均出现了新的矿物晶体,其特征峰主要在26.90°、27.63°和55.45°(见图2)。与标准卡片(PDF#89-1671)相比可知,该矿物晶体为四方复铁天蓝石(Fe25(PO4)14(OH)24),其中的Fe(Ⅲ)∶Fe(Ⅱ)为16∶9。各实验组铁氧化物中的Fe(Ⅲ)参与Feammox反应后被还原为Fe(Ⅱ),并进一步与磷酸盐结合形成稳定的矿物晶体。

图2 污泥的XRD分析Fig.2 XRD analysis of sludge

2.3 微生物群落分析

各样品的α多样性指数见表1。无硫+低温+水铁矿组的Ace指数、Shannon指数和Chao指数明显高于其他实验组,Simpson指数则明显低于其他实验组,说明无硫低温条件下微生物丰富度和多样性均高于其他实验组。各样品覆盖度均达到了99%以上,表明数据可信度较高。

表1 微生物α多样性指数Table 1 Microbial α diversity index

污泥属水平的微生物群落结构见表2。硫酸盐+磁铁矿、无硫+水铁矿和无硫+低温+水铁矿组共有的优势菌属为假单胞菌属,其相对丰度分别达到了12.7%、36.1%和2.1%。假单胞菌属具有较强的异养反硝化能力[24]。硫酸盐+水铁矿和硫酸盐+磁铁矿组的共有优势菌属为苯基杆菌属、丛毛单胞菌属和亚硝化单胞菌属,其中,丛毛单胞菌属和亚硝化单胞菌属是已知的具有氨氧化能力的微生物[17]6697,[25]。研究表明,丛毛单胞菌属是有硫共培养物中潜在的Feammox功能菌,能同时参与氮、铁和硫元素循环3个过程[17]6694。在本研究中,丛毛单胞菌属在硫酸盐+水铁矿和硫酸盐+磁铁矿组中的丰度分别为9.9%和4.2%。由此推测,丛毛单胞菌属对有硫体系中氨氮的氧化起重要作用,是Feammox反应的重要菌属。硫酸盐+水铁矿、硫酸盐+磁铁矿和无硫+水铁矿组的共有优势菌属为硫杆菌属,其丰度分别达到4.8%、1.9%和2.7%。硫杆菌属具有较好的自养反硝化能力,本实验体系中产生的Fe(Ⅱ)和硝态氮/亚硝态氮是该菌属适宜的底物。无硫+水铁矿和无硫+低温+水铁矿组的共有优势菌属是黄杆菌属,相对丰度分别为2.9%和2.5%。黄杆菌属为异养反硝化微生物,对多种有机物具有较好的降解能力并能够进行同步反硝化[26]。在有硫实验组中黄杆菌属未能成为优势菌属,说明该菌属在低硫环境中具有更好的竞争力。

表2 污泥在属水平上微生物群落组成Table 2 Relative abundance of the main genera in the sludge

2.4 微生物功能预测

微生物功能注释结果表明,在硫酸盐+水铁矿和硫酸盐+磁铁矿组中,好氧氨氧化、亚硝化、黑暗铁氧化、黑暗硫氧化明显增强(见图3)。这一结果提示在Feammox生物脱氮处理中,可以通过投加一定量的硫酸盐来增强体系的氨氧化效果。此外,由于在Feammox体系中缺乏Fe(Ⅱ)和硫化合物氧化的氧气,但存在大量的硝态氮/亚硝态氮,因此两者的氧化主要由硝酸盐/亚硝酸盐充当氧化剂,即硫酸盐增加了Feammox体系中Fe(Ⅱ)反硝化和硫自养反硝化的功能。由于在本研究的Feammox体系中还生成了Fe(Ⅱ)和硫化物,自养反硝化的过程可以顺利进行,从而有助于有硫体系中硝态氮/亚硝态氮的快速消除。

注:颜色越深代表作用越强。

在无硫+水铁矿和无硫+低温+水铁矿组中,异养反硝化(包括硝酸盐还原、氮呼吸和硝酸盐呼吸)功能高于有硫实验组。但在Feammox体系中,有机物极度匮乏,异养反硝化的作用很难发挥,这可能是导致无硫实验组中亚硝态氮积累的主要原因。另外,无硫+低温+水铁矿组中硝酸盐/亚硝酸盐氨化功能远高于其他实验组,这一功能可使硝酸盐/亚硝酸盐重新还原为氨氮,这可能是导致该实验组氨氮去除效果较差的主要原因之一。

3 结 论

(1) Feammox具有较高的同步脱氮除磷效果,添加硫酸盐和水铁矿的实验组中,氨氮和总磷去除率分别超过84%和98%。磁铁矿作为铁源和硫限制不影响其氨氧化效果,但低温则使氨氮去除率明显下降。

(2) Feammox的氨氧化产物主要为亚硝态氮和硝态氮,这些产物能通过体系中的反硝化作用进一步去除,而磷的去除初期依赖于水铁矿的物理吸附,后期可进一步与铁结合生成四方复铁天蓝石。

(3) 有硫Feammox体系中具有氨氧化功能的微生物丰度较高,在硫限制体系中具有反硝化功能的微生物丰度较高。