不同C/N对高氮废水高效脱氮处理的影响*

2024-03-29金宝丹钮劲涛褚晨晨贾宇升杜京京战香玲

环境污染与防治 2024年3期

金宝丹刘叶钮劲涛程恳褚晨晨贾宇升杜京京曹霞# 战香玲

(1.郑州轻工业大学材料与化学工程学院,河南郑州 450001;2.河南恒安环保科技有限公司,河南郑州 450007;3.山东省巨野县人民医院,山东菏泽 274900)

近年来,伴随城市高速发展,工农业生产活动增多,对水环境的影响增大。《2020年城乡建设统计年鉴》显示,全国污水排放量5 713 633.00万m3,主要污染物中,氨氮和总氮年排放量分别为98.40万、322.34万t。含氮污染物(如氨氮、硝酸盐氮等)是水体黑臭和富营养化的重要原因之一,对水环境安全具有一定威胁。

高氮废水如垃圾渗滤液、养殖废水具有低C/N(质量比,0.50～1.50)和高氨氮(500～2 000 mg/L)特点[1]。传统的硝化和反硝化工艺虽然具有较好的脱氮效果,但是对于高氮废水需大量碳源才能实现高效脱氮,能耗高、副产物多等问题限制了它们在高氮废水中的应用[2]。与传统脱氮技术相比,短程硝化反硝化技术能够节省25%氧气消耗,减少40%的碳源需求[3]。同步硝化反硝化能够在低溶解氧状态实现高效脱氮[4],[5]123。可见,基于短程硝化反硝化和同步硝化反硝化技术的工艺对于高氮废水脱氮处理具有较好的效果。但是短程硝化反硝化和同步硝化反硝化过程受到多种因素影响,如微生物种类、pH、C/N等[6]624。C/N是重要的影响因素之一[7]。HAO等[8]和FU等[9]的研究表明:进水C/N可直接影响反应系统中胞外聚合物(EPS)产生,从而改变反应系统的生物结构与形态,进而影响污染物的去除;CHEN等[10]研究发现,进水C/N对反应系统中微生物群落结构也有显著影响。目前大部分高氮废水处理研究中C/N大于1。张淼等[6]624和袁怡等[11]分别研究了C/N在2～5和2.0～3.5条件下常规含氮废水的亚硝酸盐氮积累特性,发现C/N=2.5条件下能够实现高亚硝酸盐氮积累。朱坤等[12]探究了在C/N为9.5情况下的脱氮情况,发现出水中氨氮浓度优于《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918—2002)中一级A标准。可见,大部分废水均在碳源较充足情况下进行脱氮处理,但是针对低C/N典型高氮废水的脱氮过程尚未深入研究。

本研究以高氨氮和高硝酸盐氮混合废水为研究对象,对比不同低C/N(0.03、0.17、0.27、0.33)条件下高氮废水处理系统的脱氮性能。结合处理系统中氨氮、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮、EPS等理化指标,阐述系统污染物去除性能。基于高通量测序技术分析微生物群落特征和功能菌属特点,探究高氮废水处理系统高效脱氮的可行性,为低C/N条件下处理高氮废水提供参考。

1 材料与方法

1.1 实验装置与接种污泥

反应器为有效容积2 L的有机玻璃材质反应器。反应温度为25～30 ℃,pH不进行调控,溶解氧≤0.5 mg/L。每天运行两个周期,每周期包括厌氧搅拌10 h(750 r/min)、静置2 h,共运行50 d。

接种污泥为城市污水处理厂回流污泥,将污泥用自来水洗涤3次,去除残余的有机质和无机质,控制悬浮污泥浓度(MLSS)为4 000～5 000 mg/L。

1.2 实验条件

1.2.1 不同C/N典型高氮废水处理实验

实验用水采用人工配水,初始水质指标如下:氨氮(氯化铵配制)为(1 000±25) mg/L,硝酸盐氮(硝酸钠配制)为(2 000±50) mg/L。以乙酸钠作为碳源,1～4组反应器中的初始化学需氧量(COD)(乙酸钠配制)质量浓度依次为100、500、800、1 000 mg/L,实验过程中视情况投加乙酸钠,控制C/N分别基本保持在0.03、0.17、0.27、0.33。

1.2.2 微量元素

为了满足脱氮微生物对微量元素的需求,向系统中投加微量元素混合试剂,微量元素配方如下:7.60 mg/L CaCl2·H2O、7.00 mg/L FeCl3·6H2O、0.05 mg/L CuSO4·5H2O、0.06 mg/L MnSO4·H2O、0.09 mg/L ZnCl2、0.20 mg/L CoSO4·7H2O和0.05 mg/L Na2MoO4·2H2O。

1.3 水质指标测定

氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的测定分别采用纳氏试剂分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法、紫外分光光度法,COD采用快速消解分光光度法测定,MLSS、可挥发性悬浮污泥浓度(MLVSS)采用重量法测定[13],EPS采用加热法提取[14],蛋白质(PN)和多糖(PS)分别采用福林酚试剂法[15]和硫酸蒽酮法[16]测定。

1.4 高通量测序

在系统运行至50 d时,分别从4组反应器(C/N分别为0.03、0.17、0.27、0.33)中采集污泥样本,记为Y1、Y2、Y3、Y4,送至上海某生物医药科技有限公司进行高通量测序。利用引物338F (5’-ACTCCTACGGGAGGCAGCA-3’)和806R(5’-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3’)在ABI GeneAmp®9700PCR 系统上进行聚合酶链式反应(PCR)扩增;随后将 PCR 产物置于 Illumina MiSeq PE300 平台进行分析。

2 结果与讨论

2.1 不同C/N条件下COD去除情况

碳源是高氮废水脱氮的重要影响因素,同时也是影响环境安全的污染物之一。COD的去除效果如图1所示,不同C/N系统中COD总体呈下降趋势,且去除效果相似。C/N分别为0.03、0.17、0.27、0.33时,反应末期COD为29.36、189.05、331.24、526.24 mg/L,去除率分别为95.81%、94.60%、94.09%、92.48%。这是因为4个反应系统均为低C/N系统,系统中可利用碳源较少,造成电子供体不足,但是系统中有丰富的硝酸盐氮和部分亚硝酸盐氮的电子受体,使COD在脱氮的过程中得到有效去除,因此,反应末系统中COD去除率相近。郑淑玲等[17]采用短程硝化反硝化工艺处理养猪场废水的厌氧消化液,系统对COD的去除率均值为81%,本实验结果较其处理效果更佳,预示着系统具有较好的脱氮效果。

2.2 不同C/N条件下脱氮情况

由图2可知,各系统的总氮、氨氮、硝酸盐氮随反应进行逐渐降低,与C/N呈正相关。由图2(a)可知,不同C/N条件下总氮去除率具有显著差别。C/N=0.33时,脱氮效果最好,总氮去除率为83.01%,C/N=0.17时,总氮去除率降至55.97%。可见,进水C/N对高氮废水脱氮具有较大影响。同时周倩等[18]也研究发现C/N对短程硝化和同步硝化反硝化均具有显著影响。曾薇等[19]采用A2O工艺处理生活污水,C/N均值为2.34的情况下,总氮的去除率达到75.40%,张周等[20]采用短程硝化反硝化组合工艺处理餐厨废水,C/N约为1的情况下,总氮的去除率均值达到76.00%,与本研究结果较为接近,这说明低C/N条件下也能够实现高效脱氮目的。

图2 不同C/N条件下氮变化

分析图2(b)可知,反应前期(0～16 d),各系统(C/N分别为0.03、0.17、0.27、0.33)中氨氮去除率较低,这是因为该系统运行初期,大量的氨氮以游离氨形式存在,游离氨最大值分别达到30.52、147.70、287.36、346.55 mg/L。搅拌过程中发生游离氨逃逸,造成反应初期氨氮浓度的降低[21]。反应末期系统氨氮去除率分别达到60.80%、61.76%、77.07%、86.64%。这是因为低溶解氧浓度不一定会抑制硝化过程,当溶解氧为0.5 mg/L时,好氧型细菌的呼吸速率不会受到影响,亚硝酸盐氧化细菌的生长速率提高[22],若长期控制溶解氧低于0.5 mg/L,氨氧化作用并不会受到明显的不利影响[23]。推测反应系统中可能含有适应低溶解氧条件的氨氧化菌,使氨氮转化为亚硝酸盐氮,达到去除氨氮的目的。由图2(c)可知,硝酸盐氮去除率随着C/N的升高而增大,反应末期,系统(C/N分别为0.03、0.17、0.27、0.33)中硝酸盐氮的去除率分别达到31.70%、58.79%、73.36%、89.98%,可见,C/N对其去除有较大影响。C/N为0.27和0.33时,同步硝化反硝化率分别为10.04%和56.58%。有研究发现,溶解氧为0.35～0.80 mg/L的系统可以实现同步硝化反硝化[5]123。由图2(c)可知,4个系统出现明显的亚硝酸盐氮积累现象,当C/N=0.33时,系统中亚硝酸盐氮的积累最多(最高为316.09 mg/L)。这与冉竞龙[24]的研究结果一致(当C/N<0.34时,外加有机碳源对亚硝酸盐的积累有促进作用)。在较低C/N(<3.3)条件下,亚硝酸盐的积累效果与C/N呈正相关[25]。操沈彬[26]同样发现,碳源有限条件下,硝酸盐还原酶与亚硝酸盐还原酶竞争电子,亚硝酸盐还原酶处于劣势,造成亚硝酸盐氮积累。

2.3 不同C/N条件下污泥性质变化

EPS是由微生物分泌于体外的高分子物质,不仅可以保护微生物不受恶劣环境侵害,同时可以富集环境中的污染物,通过胞外酶将大分子污染物降解成小分子后吸附到细胞内。由图3可知,不同C/N系统中EPS具有一定差别,随着C/N的增加而降低。C/N为0.03、0.17、0.27、0.33时,其EPS分别为31.22、29.83、27.63、25.47 mg/g。研究发现,EPS具有提供碳源的作用[27],这导致细胞分泌EPS量随C/N增加而减少。

图3 不同C/N条件下EPS变化

2.4 微生物菌群结构分析

2.4.1 微生物菌群多样性分析

由表1可知,样品Coverage指数均在0.99以上,这表明高通量测序技术所建立的细菌文库可覆盖样品中绝大多数菌群,它表征了本次测序的代表性。4组样品中Sobs、ACE指数随着C/N提高而降低,而OTU和Chao1指数随着C/N的增加先提高后降低,说明碳源浓度对于体系中的微生物种类及丰富度影响明显。

表1 不同污泥样品微生物菌群多样性指标

2.4.2 微生物菌群结构及功能分析

不同C/N条件下,反应系统的微生物群落组成存在差异,Y1至Y4样品中门水平主要微生物菌群包括变形杆菌门(Proteobacteria,相对丰度分别为34.21%、41.13%、35.91%、27.33%)、放线菌门(Actinobacteriota,相对丰度分别为23.62%、19.46%、15.85%、16.48%)、Deinococcota(相对丰度分别为2.20%、9.02%、27.44%、31.33%)、拟杆菌门(Bacteroidota,相对丰度分别为18.51%、10.06%、8.33%、11.59%)和绿弯菌门(Chloroflexi,相对丰度分别为14.54%、12.39%、7.62%、8.75%)。

研究发现,变形杆菌门能降解多种有机污染物,且大部分参与脱氮的微生物都属于变形杆菌门[28]。变形杆菌门在4个系统中均占据了重要地位,作为优势菌门保证了各系统的脱氮性能。研究表明,隶属于拟杆菌门的微生物具有较好的反硝化性能[29],Deinococcota也被发现普遍存在部分反硝化作用,被证明是促进反硝化作用的一个重要因素[30]。Deinococcota作为Y3和Y4样品所在系统的优势菌门,是实现这两个系统短程反硝化的重要保证,也是亚硝酸盐氮积累的重要因素。部分硝化菌属于放线菌门与绿弯菌门[31],它们可以在低溶解氧条件下生存。绿弯菌门是常见的兼性厌氧菌,具有较好的硝化性能,4个系统中较高的丰度保证了系统氨氮的去除和亚硝酸盐氮的积累。

对4个系统属水平的功能菌群研究发现,特吕珀菌属(Truepera)是Deinococcota下的典型菌属,特吕珀菌属的相对丰度与C/N呈现正相关关系,对系统短程反硝化效果存在显著影响,是Y3(相对丰度27.44%)和Y4(相对丰度31.33%)样品所在系统中的主要反硝化菌属,保证系统高效的脱氮效果。索氏菌属(Thauera)、砂单胞菌属(Arenimonas)和丛毛单胞菌属(Comamonas)是常见的反硝化菌属,其中,砂单胞菌属在Y3(相对丰度6.44%)和Y4(相对丰度4.72%)样品所在系统中富集,而丛毛单胞菌属和索氏菌属在Y1(相对丰度8.83%、0.57%)和Y2(相对丰度0.58%、8.44%)样品所在系统富集。水微菌属(Aquamicrobium,Y1至Y4样品所在系统的相对丰度分别为0.10%、1.53%、3.33%、6.42%)隶属于变形杆菌门,各系统中相对丰度与氨氮去除效果趋势相同,杨小龙等[32]研究发现水微菌属在系统中发挥了一定的氨氧化作用从而实现了氨氮的去除。砂单胞菌属(Y1至Y4样品所在系统的相对丰度分别为0.03%、1.01%、6.44%、4.72%)在系统中的相对丰度与剩余氨氮浓度呈负相关,这与王子凌等[33]的发现相符,高氨氮浓度环境不利于砂单胞菌属的有效富集。微丝菌属(Candidatusmicrothrix,Y1至Y4样品所在系统的相对丰度分别为6.50%、9.66%、4.90%、4.09%)隶属于放线杆菌门,具有反硝化脱氮性能,对水体中氨氮及硝酸盐氮具有较好的去除作用。由此可见,特吕珀菌属、索氏菌属等的富集是保证低C/N高氮废水高效脱氮的重要原因。