吳 胤,陳 琛,毛小云,彭曉春(1.華南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院,廣東 廣州 51064；.環(huán)境保護(hù)部華南環(huán)境科學(xué)研究所國(guó)家環(huán)境保護(hù)城市生態(tài)環(huán)境模擬與保護(hù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,廣東 廣州 510535)

基于Feammox的生物膜反應(yīng)器性能研究

吳 胤1,2,陳 琛2,毛小云1*,彭曉春2(1.華南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院,廣東 廣州 510642；2.環(huán)境保護(hù)部華南環(huán)境科學(xué)研究所國(guó)家環(huán)境保護(hù)城市生態(tài)環(huán)境模擬與保護(hù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,廣東 廣州 510535)

鐵還原氨氮氧化反應(yīng)(Feammox)是近年來被證明在厭氧條件下由微生物驅(qū)動(dòng)的氨氧化協(xié)同鐵還原過程,為廢水除氨提供了全新的思路.為了探究以 Feammox建立生物膜反應(yīng)器進(jìn)行污水脫氮的可能,本研究通過接種 Feammox菌落,在封閉條件下探討了不同氨氮濃度對(duì)Feammox反應(yīng)的影響,并在連續(xù)進(jìn)水條件下構(gòu)建基于 Feammox的生物膜反應(yīng)器研究其脫氮反應(yīng)特征.結(jié)果表明,中(低)氨氮濃度有利于Feammox反應(yīng)的發(fā)生,氨氮濃度為75mg/L時(shí)15d可達(dá)最高氨氮轉(zhuǎn)化率41.49%.構(gòu)建的基于Feammox的生物膜反應(yīng)器連續(xù)運(yùn)行90d,在進(jìn)水氨氮濃度為 75mg/L、水力停留時(shí)間為 10d時(shí),氨氮最高轉(zhuǎn)化率達(dá)到 33.78%;出水氮素和鐵形態(tài)分析結(jié)果顯示,氮素轉(zhuǎn)化反應(yīng)前期(10～60d)氨氮氧化產(chǎn)物為氮?dú)?此階段存在反硝化作用,后期(60～90d)氨氮氧化產(chǎn)物為硝態(tài)氮,此時(shí)反應(yīng)器反硝化作用較弱;16SrRNA測(cè)序結(jié)果顯示,反應(yīng)器內(nèi)的Feammox反應(yīng)主要由酸微菌和微小桿菌驅(qū)動(dòng).

Feammox；生物膜反應(yīng)器；氨氧化；微生物群落

傳統(tǒng)的廢水除氮工藝由硝化反應(yīng)和反硝化反應(yīng)兩個(gè)階段組成,硝化階段由好氧氨氧化細(xì)菌(AOB)在有氧的條件下,以氧氣為電子受體,將NH4+氧化成NO2-[1],生成的NO2-進(jìn)一步被亞硝酸鹽氧化細(xì)菌(NOB)氧化成 NO3-[2],從而完成硝化過程.反硝化階段則由反硝化細(xì)菌將硝態(tài)氮還原成 N2,使氮素從水中去除.1999年,厭氧氨氧化(Anammox)細(xì)菌的發(fā)現(xiàn)[3]為傳統(tǒng)廢水除氮工藝提供了新的技術(shù)途徑:在厭氧的條件下,以氨氮為電子供體,以 NO2-作為電子受體,將 NH4+氧化成N2.與傳統(tǒng)的廢水脫氮工藝相比,厭氧氨氧化不需要大量曝氣,可大大節(jié)省能源消耗[4].然而廢水中的重金屬會(huì)對(duì)厭氧氨氧化細(xì)菌產(chǎn)生抑制作用[5-6],導(dǎo)致厭氧氨氧化反應(yīng)器在處理含重金屬污水時(shí)難以取得良好的脫氮效果,因而其應(yīng)用受到局限.

2005年,Clément等[7]在美國(guó)新澤西州濕地土壤中發(fā)現(xiàn)一種全新的氨氧化途徑——Feammox,這種反應(yīng)是在厭氧的條件下以 Fe(Ⅲ)為電子受體,將 NH4+氧化,而將 Fe(Ⅲ)還原為Fe(Ⅱ)的過程.隨后研究人員分別在波多黎各的熱帶雨林土壤[8]、中國(guó)水稻土[9]和海邊潮間帶濕地土壤中[10]也發(fā)現(xiàn)了Feammox現(xiàn)象.Huang等[11]對(duì) Feammox的研究表明,Feammox反應(yīng)是由細(xì)菌 Acidimicrobiaceae bacterium A6所驅(qū)動(dòng). Feammox的發(fā)現(xiàn)為廢水除氨提供了全新的思路.本課題組前期在韶關(guān)大寶山土壤中發(fā)現(xiàn)了Feammox菌落[12],大寶山礦區(qū)土壤中含有多種高濃度重金屬,與Anammox菌落相比,Feammox菌落應(yīng)該具有較高的重金屬耐受性,為以Feammox建立的反應(yīng)器處理廢水過程中不受重金屬影響提供了可能,但目前尚未見Feammox反應(yīng)器進(jìn)行廢水脫氮應(yīng)用的研究報(bào)道.

為此,本文探究不同 NH4+-N濃度梯度對(duì)Feammox反應(yīng)的影響,摸索 Feammox反應(yīng)器的啟動(dòng)條件,通過接種經(jīng)實(shí)驗(yàn)室純化培養(yǎng)的Feammox菌液建立 Feammox的生物膜反應(yīng)器,揭示反應(yīng)器在運(yùn)行過程中 NH4+的遷移轉(zhuǎn)化特征及生物膜上微生物群落變化情況,以期為Feammox反應(yīng)器在廢水脫氮工藝中的應(yīng)用提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 封閉條件下NH4+-N濃度對(duì)Feammox反應(yīng)的影響

實(shí)驗(yàn)運(yùn)行裝置采用經(jīng)高溫滅菌后的 250mL規(guī)格的血清瓶,硅膠塞與螺旋蓋密封瓶口.分別取低(75mg/L)、中(150mg/L)、高(400mg/L)NH4+-N濃度的模擬廢水,倒入 250mL滅菌血清瓶中,再加入15mL的Feammox菌液,模擬廢水加入血清瓶前經(jīng)高純氬氣曝氣20min以除去溶解氧.每個(gè)NH4+-N濃度的實(shí)驗(yàn)廢水設(shè)置不加菌液的空白對(duì)照.血清瓶放置在氣浴恒溫箱中,恒溫 25℃,轉(zhuǎn)速150r/min.

1.2 生物膜反應(yīng)器

試驗(yàn)在一個(gè)有機(jī)玻璃制成的柱形反應(yīng)器中進(jìn)行(圖 1).工作體積為 3.0L,垂直反應(yīng)區(qū)配備一個(gè)恒溫水浴系統(tǒng),控制反應(yīng)器的溫度在(25±3)℃,在反應(yīng)器底部鋪上生物濾料,其中生物濾料由塑膠環(huán)和滌綸絲組成,計(jì)量泵流量控制范圍是0.35～3.5L/h.提前將試驗(yàn)?zāi)M廢水加入水箱中,調(diào)節(jié)pH值為4.5～5,并在水箱中通入氬氣,以去除水中的溶解氧(DO),廢水通過計(jì)量泵連續(xù)進(jìn)水至反應(yīng)器底部,經(jīng)過生物膜處理后經(jīng)出水口排入出水箱,反應(yīng)器內(nèi)生成的氣體經(jīng)過反應(yīng)器頂端的排氣口排出反應(yīng)器.

圖1 試驗(yàn)裝置示意Fig.1 Schematic diagram of experimental equipment

1.3 接種菌液與試驗(yàn)?zāi)M廢水

表1 模擬廢水組成和細(xì)菌培養(yǎng)液中氮素和鐵的形態(tài)Table 1 simulate wastewater and nitrogen and iron of nutrient solution

本試驗(yàn)中接種的菌落是由廣東韶關(guān)大寶山土壤參照文獻(xiàn)富集培養(yǎng)方法[11]培養(yǎng)后所得的具有Feammox反應(yīng)能力的菌落.細(xì)菌培養(yǎng)液中氮素及鐵形態(tài)見表1.模擬廢水中的NH4+-N和Fe(Ⅲ)以 NH4Cl、(NH4)2SO4和Fe(OH)3提供,NH4+-N由NH4Cl提供,NH4+-N濃度按照需要配制,其余成分見表1.

1.4 測(cè)定指標(biāo)和方法

封閉條件下不同NH4+-N濃度對(duì)Feammox除氮效率影響實(shí)驗(yàn)中,分別在培養(yǎng)第0h、1d、2d、4d、6d、8d、10d、12d、15d對(duì)75、150、400mg/L NH4+-N濃度的空白組及實(shí)驗(yàn)組的血清瓶取水樣 10mL.而在連續(xù)進(jìn)水條件下生物膜反應(yīng)器脫氮反應(yīng)特征試驗(yàn)中,反應(yīng)器運(yùn)行期間每天在反應(yīng)器出水口取水樣 50mL.為防止空氣中的氧氣將水樣中的Fe(Ⅱ)氧化,取樣均在厭氧培養(yǎng)箱中進(jìn)行.水樣氮素形態(tài)分析方法參見文獻(xiàn)[14]:NH4+-N采用納氏試劑分光光度法;NO2--N采用N-(1萘基)-乙二胺分光光度法;NO3--N采用紫外分光光度法;MLSS和MLVSS采用重量法;總氮(TN)以 NH4+-N、NO2--N和 NO3--N3者之和表示.水樣pH用pH計(jì)測(cè)定;DO用溶解氧測(cè)定儀測(cè)定;水樣中Fe(Ⅱ)和總鐵測(cè)定采用菲啰啉分光光度法[15].

1.5 DNA的提取與PCR擴(kuò)增測(cè)序分析

取反應(yīng)器運(yùn)行30d和90d生物膜上沉積物,利用美基生物土壤DNA提取試劑盒提取DNA. PCR擴(kuò)增時(shí),采用 16SrRNA通用引物 27F(5'-AGAGTTTGATCCTGGCTCAG-3')和 1492R (5'-GGTTACCTTGTTACGACTT-3').PCR反應(yīng)程序?yàn)?預(yù)變性 95℃,3min;接以 34次循環(huán)包括94℃變性30s,55℃退火30s,72℃延伸1min,循環(huán)完畢, 72

℃延伸 5min.擴(kuò)增后構(gòu)建克隆文庫(kù),在克隆文庫(kù)中隨機(jī)挑出 40個(gè)基因的陽(yáng)性克隆子進(jìn)行測(cè)序,測(cè)定的序列在 GenBank數(shù)據(jù)庫(kù)中進(jìn)行BLAST同源性檢索后下載同源性序列分析,系統(tǒng)發(fā)育樹的繪制使用MEGA5軟件完成,計(jì)算方法為鄰位相連法.

2 結(jié)果與分析

圖2 不同NH4+-N濃度下封閉反應(yīng)器中氮素形態(tài)動(dòng)態(tài)變化Fig.2 Nitrogen transformation in closed reactor under different ammonium concentration

圖3 不同NH4+-N濃度下封閉反應(yīng)器中Fe(Ⅱ)動(dòng)態(tài)變化Fig3 Fe(Ⅱ)transformation in closed reactor under different ammonium concentration

2.1 封閉條件下NH4+-N濃度對(duì)Feammox反應(yīng)的影響

低NH4+-N濃度(75mg/L)和中NH4+-N濃度(150mg/L)的封閉反應(yīng)器中,NH4+-N濃度在第1～15d呈下降趨勢(shì),分別由76.79mg/L下降至43.85mg/L(圖 2 (a))、150.98mg/L 下降至139.46mg/L(圖 2 (b)).與此同時(shí),Fe(Ⅱ)分別由1.35mg/L 上升至 173.48mg/L(圖 3(a))和由2.34mg/L上升至96.16mg/L(圖4(b)).說明在低NH4+-N濃度和中 NH4+-N濃度投加菌液的反應(yīng)器中均發(fā)生了Feammox反應(yīng).其中低NH4+-N濃度投加菌液處理在15d內(nèi)NH4+-N的氧化率為 41.49%,遠(yuǎn)高于中 NH4+-N濃度投加菌液的處理(7.45%).說明Feammox反應(yīng)在低NH4+-N濃度時(shí)有更高的反應(yīng)速率.同時(shí),在低 NH4+-N濃度投加菌液的反應(yīng)器中,在1～10d內(nèi)NH4+平均氧化速率為3.58g/(m3·d),10～15d NH4+平均氧化速率為 0.16g/(m3·d),并且在 1～10d內(nèi) Fe(Ⅱ)由 1.35mg/L上升至 181.28mg/L,而 10～15d內(nèi)Fe(Ⅱ)反倒下降.Huang 等[11]在純化培養(yǎng)Feammox菌液時(shí)也出現(xiàn)Fe(Ⅱ)下降現(xiàn)象,Fe(Ⅱ)下降的原因可能與隨著 Feammox反應(yīng)的進(jìn)行溶液pH上升有關(guān).試驗(yàn)測(cè)得第10和15d時(shí)模擬廢水的 pH分別為 6.13和 6.45,而 Fe(OH)2在25℃下的溶度積Ksp=8.0×10-16,理論上當(dāng)pH為5.85時(shí)溶液中的Fe(Ⅱ)開始轉(zhuǎn)化為Fe(OH)2沉淀,pH的升高使溶液中更多的 Fe(Ⅱ)轉(zhuǎn)化為Fe(OH)2沉淀留在瓶中,此時(shí) Feammox反應(yīng)生成 Fe(Ⅱ)速率低于溶液中 Fe(Ⅱ)轉(zhuǎn)化為Fe(OH)2的速率,導(dǎo)致測(cè)得的Fe(Ⅱ)降低.這也說明在低 NH4+-N 濃度投加菌液的反應(yīng)器中,1～10d Feammox反應(yīng)速率比 10～15d高.低NH4+-N濃度和中 NH4+-N濃度反應(yīng)器中第1～10d水中總氮含量持續(xù)降低(圖4(a)、圖4(b)),表明反應(yīng)中NH4+的氧化產(chǎn)物可能是N2[16].在高NH4+-N濃度(400mg/L)添加菌液的反應(yīng)器中NH4+-N濃度和 Fe(Ⅱ)與無菌對(duì)照相比無明顯變化(圖 2(c)、圖 3(c)),說明在高濃度 NH4+-N反應(yīng)器中沒有發(fā)生Feammox反應(yīng),可能與NH4+濃度過高,游離氨抑制微生物代謝[17]有關(guān).

圖4 不同NH4+-N濃度下封閉反應(yīng)器中總氮?jiǎng)討B(tài)變化Fig.4 Total Nitrogen in closed reactor under different ammonium concentration

2.2 連續(xù)進(jìn)水條件下反應(yīng)器出水氮素形態(tài)動(dòng)態(tài)變化

根據(jù)封閉條件下不同 NH4+-N 濃度對(duì)Feammox反應(yīng)的影響實(shí)驗(yàn)結(jié)果,生物膜反應(yīng)器進(jìn)水NH4+-N濃度采用75mg/L,通過調(diào)節(jié)計(jì)量泵進(jìn)水速度,使HRT保持在10d.反應(yīng)器中的氮元素形態(tài)動(dòng)態(tài)變化見圖 5.反應(yīng)器連續(xù)運(yùn)行了 90d,根據(jù)反應(yīng)器中 NH4+-N濃度的變化按反應(yīng)時(shí)間可分為反應(yīng)啟動(dòng)階段(1～10d)和反應(yīng)運(yùn)行階段(10～90d).啟動(dòng)階段存在菌體自溶,此時(shí)反應(yīng)器出水的NH4+-N濃度明顯高于進(jìn)水NH4+-N濃度,主要原因可能是接種菌液中部分細(xì)菌死亡,釋放出一部分NH4+,導(dǎo)致反應(yīng)器中的NH4+-N濃度高于進(jìn)水NH4+-N濃度.

反應(yīng)運(yùn)行階段(10～90d)為氨氧化階段,此時(shí)出水NH4+-N濃度持續(xù)下降,出水NH4+-N濃度明顯低于進(jìn)水NH4+-N濃度.同時(shí),出水Fe(Ⅱ)呈現(xiàn)上升趨勢(shì),說明在反應(yīng)器中發(fā)生了Feammox反應(yīng),使NH4+-N氧化而出水NH4+-N濃度降低.在第10～60d,出水NH4+-N濃度在65mg/L上下波動(dòng),第60～90d時(shí),出水NH4+-N濃度穩(wěn)定在55mg/L左右,說明隨著反應(yīng)器運(yùn)行時(shí)間的增加,反應(yīng)器氧化 NH4+的能力逐步提高,在 73d時(shí)反應(yīng)器中NH4+-N轉(zhuǎn)化率達(dá)到33.78%.而NH4+-N的氧化產(chǎn)物,NO2--N在反應(yīng)器運(yùn)行過程中一直處于較低濃度(低于 1.5mg/L),說明在反應(yīng)器中 NH4+的主要氧化產(chǎn)物不是NO2-.而出水NO3--N在38d后才被檢出,此后逐漸上升,在65d達(dá)到最高濃度23.75mg/L,此后穩(wěn)定在20mg/L左右.

圖5 反應(yīng)器出水氮素形態(tài)動(dòng)態(tài)變化Fig.5 Nitrogen transformation in the Feammox reaction effluent

圖6 反應(yīng)器進(jìn)出水總氮?jiǎng)討B(tài)變化Fig.6 Changes of total nitrogen in Feammox reaction

出水總氮變化見圖6.由圖6可知,在第1～10d出水總氮高于進(jìn)水總氮,而在第10～60d時(shí)出水總氮低于進(jìn)水總氮,結(jié)合出水氮形態(tài)變化,說明在反應(yīng)器發(fā)生Feammox反應(yīng)的過程中,部分NH4+-N被氧化成N2.在第60～90d時(shí),出水總氮濃度與進(jìn)水總氮濃度相近,說明此時(shí) NH4+被氧化成 N2的比例降低,主要氧化產(chǎn)物轉(zhuǎn)為NO3-.

2.3 連續(xù)進(jìn)水條件下反應(yīng)器出水鐵形態(tài)和 pH值動(dòng)態(tài)變化

圖7 反應(yīng)器出水亞鐵和總鐵含量動(dòng)態(tài)變化Fig.7 Iron transformation in the Feammox reaction effluent

圖8 反應(yīng)器進(jìn)水和出水pH值的動(dòng)態(tài)變化Fig.8 Changes of pH in the Feammox reaction

反應(yīng)器出水Fe(Ⅱ)和總鐵的變化如圖7所示.在第1～10d,出水Fe(Ⅱ)濃度較低,均低于5mg/L.第 10～22d時(shí)出水 Fe(Ⅱ)濃度呈持續(xù)上升趨勢(shì),由第10d的2.86mg/L上升至118.20mg/L,說明此時(shí)反應(yīng)器中發(fā)生了Feammox反應(yīng).第22d之后出水Fe(Ⅱ)濃度在120mg/L上下波動(dòng),結(jié)合反應(yīng)器氮素形態(tài)轉(zhuǎn)化,在第10～60d時(shí),反應(yīng)器中NH4+-N主要氧化產(chǎn)物為 N2,此時(shí)間內(nèi)Feammox反應(yīng)生成的Fe(Ⅱ)與NH4+-N氧化質(zhì)量比接近8:1.而在第60～90d時(shí),反應(yīng)器中NH4+-N的主要氧化產(chǎn)物為NO3--N,此時(shí)Feammox反應(yīng)生成的Fe(Ⅱ)與NH4+-N氧化質(zhì)量比6.16:1.在前19d,出水總鐵由302.82mg/L下降至190.75mg/L,這與反應(yīng)器墊料吸附有關(guān),而在第 20～90d時(shí),出水總鐵一直在200mg/L上下波動(dòng).

反應(yīng)器進(jìn)出水 pH變化見圖 8.反應(yīng)器進(jìn)水pH在4.6左右波動(dòng),而出水pH在0～10d內(nèi)有上升趨勢(shì),10d后出水pH在6～7的范圍內(nèi)波動(dòng).反應(yīng)器出水pH整體高于進(jìn)水pH,可見反應(yīng)器內(nèi)發(fā)生的Feammox反應(yīng)是一個(gè)耗酸的過程.

2.4 生物膜上沉積物16SrRNA測(cè)序結(jié)果發(fā)生變化,共分為 4個(gè)類群.其中在反應(yīng)器運(yùn)行30d的測(cè)序結(jié)果中,β變形菌(β-proteobacteria)最多為16個(gè)克隆子(3個(gè)OTU)其后依次是桿菌綱(Bacilli)中的微小桿菌屬(Exiguobacterium),為 11個(gè) 克 隆 子 (1 個(gè) OTU),γ 變 形 菌 (βproteobacteria),10個(gè)克隆子(2個(gè) OTU),放線菌(Actinobacteria),2個(gè)克隆子(1個(gè)OTU).在反應(yīng)器運(yùn)行90d的測(cè)序結(jié)果中,微小桿菌最多為14個(gè)克隆子(1個(gè)OTU),其后依次是β變形菌,12個(gè)克隆子(2個(gè)OTU),γ變形菌,7個(gè)克隆子(1個(gè)OTU),放線菌,5個(gè)克隆子(1個(gè) OTU).可見在反應(yīng)器運(yùn)行的過程中,微小桿菌屬和放線菌兩種細(xì)菌群落得到富集.在30d的測(cè)序結(jié)果中,有2個(gè)克隆子與放線菌類群中的酸微菌屬(Acidimicrobium)相似度達(dá)到94%,而當(dāng)反應(yīng)器到90d時(shí),有5個(gè)克隆子與放線菌類群中的酸微菌屬相似度達(dá)到 93%,這說明反應(yīng)器生物膜上可能存在酸微菌,并且在反應(yīng)器運(yùn)行的過程中得到了富集,相反,在反應(yīng)器運(yùn)行30d時(shí)有一個(gè)克隆子與 γ變形菌假黃單胞菌(Pseudoxanthomonas)相似度達(dá)到 92%,而在 90d的測(cè)序結(jié)果中未測(cè)出與假黃單胞菌相似的序列,說明這類細(xì)菌隨著反應(yīng)器的運(yùn)行而消失.

表2 Feammox反應(yīng)器運(yùn)行30d生物膜沉積物16S rRNA克隆文庫(kù)結(jié)果Table 2 Bacterial 16SrRNA cloning results of sediment on the biofilm in 30th day

表3 Feammox反應(yīng)器運(yùn)行90d生物膜沉積物16S rRNA克隆文庫(kù)結(jié)果Table 3 Bacterial 16SrRNA cloning results of sediment on the biofilm in 90th day

圖9 Feammox反應(yīng)器運(yùn)行30d生物膜沉積物細(xì)菌系統(tǒng)發(fā)育樹Fig.9 The phylogenetic tree of the clones on the biofilm in 30th day

圖10 Feammox反應(yīng)器運(yùn)行90d生物膜沉積物細(xì)菌系統(tǒng)發(fā)育樹Fig.10 The phylogenetic tree of the clones on the biofilm in 90th day

3 討論

Huang等[11]的研究認(rèn)為Feammox反應(yīng)主要是由細(xì)菌Acidimicrobiaceae bacterium A6驅(qū)動(dòng)的,這種細(xì)菌屬于酸微菌科(Acidimicrobiaceae); Sawayama[18]在 研 究 中 指 出 微 小 桿 菌(Exiguobacterium)是驅(qū)動(dòng) Feammox反應(yīng)的候選者.本試驗(yàn)中生物膜上沉積物的測(cè)序結(jié)果顯示,在反應(yīng)器生物膜上存在酸微菌和微小桿菌,并且隨著反應(yīng)器的運(yùn)行,這 2類細(xì)菌在生物膜上得到了富集,與此同時(shí),反應(yīng)器氧化 NH4+的能力隨著運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng)而提高,說明在反應(yīng)器運(yùn)行的過程中,反應(yīng)器內(nèi)發(fā)生的Feammox反應(yīng)可能由這兩類細(xì)菌共同驅(qū)動(dòng).目前文獻(xiàn)報(bào)道的鐵還原菌主要有地桿菌(Geobacter spp.)[19]、希瓦氏菌(Shewanella spp.)[20]和棲熱孢菌(Thermotoga spp.)[21].隨著對(duì)Feammox反應(yīng)研究的深入,有研究發(fā)現(xiàn)這些鐵還原細(xì)菌也能驅(qū)動(dòng) Feammox反應(yīng).Li等[10]在研究中指出在海水潮汐變化中的地桿菌和希瓦氏菌能驅(qū)動(dòng) Feammox 反應(yīng);Zhou[22]等在研究Feammox現(xiàn)象的電子穿梭體實(shí)驗(yàn)中對(duì)微生物測(cè)序分析結(jié)果表明Feammox反應(yīng)主要是由地桿菌驅(qū)動(dòng)的.上述文獻(xiàn)報(bào)道說明存在多種驅(qū)動(dòng)Feammox反應(yīng)的微生物.

在污水脫氮處理中,反應(yīng)產(chǎn)物是決定一個(gè)反應(yīng)應(yīng)用工藝的關(guān)鍵因素.水中的NH4+只有轉(zhuǎn)化成N2,才能實(shí)現(xiàn)真正意義上的脫氮.理論上以Fe(Ⅲ)為電子受體的Feammox反應(yīng)存在以下3條反應(yīng)式[8]:

目前文獻(xiàn)報(bào)道的主要產(chǎn)物有 N2、NO2-和NO3-.Feammox反應(yīng)的最初發(fā)現(xiàn)者Clement等[7]在濕地土壤培養(yǎng)試驗(yàn)中得出Feammox反應(yīng)的主要產(chǎn)物是NO2-;Ding等[9]在中國(guó)水稻田土壤中利用同位素標(biāo)記法以及 C2H2抑制技術(shù),測(cè)得Feammox反應(yīng)的產(chǎn)物為N2和N2O.C2H2抑制技術(shù)是阻止反硝化作用進(jìn)一步生成N2,同時(shí)也會(huì)造成N2O的積累[23-24],故只能證明 Feammox反應(yīng)的產(chǎn)物為N2.Huang等[11]在土壤富集培育厭氧鐵氨氧化菌實(shí)驗(yàn)過程中,認(rèn)為前期反應(yīng)的產(chǎn)物為NO2--N,但后期 NO2--N 沒有在系統(tǒng)中檢出, NO3--N濃度升高.關(guān)于Feammox反應(yīng)產(chǎn)物, Yang等[8]認(rèn)為,Feammox反應(yīng)NH4+氧化產(chǎn)物與pH有關(guān)系,在一個(gè)比較寬的pH范圍內(nèi),NH4+氧化產(chǎn)物為N2,只有當(dāng)pH小于6.5時(shí),NH4+的氧化產(chǎn)物才可能是NO2-和NO3-.本試驗(yàn)中,出水pH在6～7之間,Feammox反應(yīng)中的NH4+氧化產(chǎn)物可為N2、NO2-和NO3-.根據(jù)反應(yīng)器氮形態(tài)的動(dòng)態(tài)變化結(jié)果,本研究Feammox反應(yīng)器運(yùn)行前期的反應(yīng)產(chǎn)物為N2,運(yùn)行后期的反應(yīng)產(chǎn)物為 NO3-.由微生物驅(qū)動(dòng)的氮循環(huán)[25]過程主要有硝化作用,厭氧氨氧化,反硝化作用,由于反應(yīng)器內(nèi)為厭氧環(huán)境,所以排除硝化作用氧化NH4+.厭氧氨氧化反應(yīng)主要是由浮霉菌(Planctomycetes)[26]驅(qū)動(dòng),在30d 16S rRNA測(cè)序結(jié)果中并沒有測(cè)出與浮霉菌相似的序列,說明反應(yīng)器生成的N2并不是由厭氧氨氧化過程生成的.而反硝化作用,假黃單胞菌[27-29]和不動(dòng)桿菌屬[30-32]具有反硝化能力,將 NO3-或者 NO2-還原成N2,且在30d測(cè)序結(jié)果中,有一個(gè)克隆子與假單胞菌相似度達(dá)到92%,同時(shí)有9個(gè)克隆子和不動(dòng)桿菌相似超過97%.反應(yīng)前期反應(yīng)器中生成的N2部分可能來自于Feammox反應(yīng)直接生成,另一部分可能來源于反硝化作用生成,對(duì)比90d測(cè)序結(jié)果,假單胞菌沒有被測(cè)出,不動(dòng)桿菌屬的比例由22.50%下降至 17.50%,此時(shí)反應(yīng)器 NH4+的氧化產(chǎn)物主要是NO3-,說明反應(yīng)器內(nèi)反硝化能力減弱,系統(tǒng)中的 NO3-得到累積,而系統(tǒng)中的 NO3-只可能來源于Feammox反應(yīng).這說明Feammox反應(yīng)可以結(jié)合反硝化作用實(shí)現(xiàn)廢水脫氮.

厭氧鐵氨氧化反應(yīng)是以 Fe(Ⅲ)為電子受體,NH4+-N為電子供體的反應(yīng).根據(jù)氧化還原反應(yīng)的得失電子守恒定律,當(dāng) Feammox反應(yīng)中NH4+氧化產(chǎn)物為 N2時(shí),反應(yīng)生成的 Fe(Ⅱ)和NH4+-N氧化的質(zhì)量比為12:1;當(dāng)Feammox反應(yīng)中 NH4+氧化產(chǎn)物為 NO3-時(shí),反應(yīng)生成的 Fe(Ⅱ)和NH4+-N氧化的質(zhì)量比為32:1.在本試驗(yàn)的反應(yīng)器中,兩個(gè)階段反應(yīng) Fe(Ⅱ)和NH4+-N氧化的質(zhì)量比均低于理論值.Huang等[11]在純化培養(yǎng)Feammox細(xì)菌的過程中,反應(yīng)產(chǎn)物為 NO-2時(shí),Fe(Ⅱ)和NH4+-N氧化的質(zhì)量比也低于理論值.李祥[33]等在研究活性污泥中的Feammox反應(yīng)時(shí)也發(fā)現(xiàn)這個(gè)現(xiàn)象.在本試驗(yàn)中,造成這個(gè)現(xiàn)象的原因主要有兩個(gè),第一是反應(yīng)器在發(fā)生Feammox反應(yīng)的同時(shí),很可能發(fā)生反硝化反應(yīng),生成 N2,使測(cè)得的N2含量多于Feammox反應(yīng)生成的N2.另一個(gè)是水中鐵離子和亞鐵離子的存在形態(tài)易受到pH的影響,當(dāng)pH＞4時(shí),水溶液中的Fe(Ⅲ)就可能形成沉淀,而當(dāng)pH＞8.3時(shí)Fe(Ⅱ)就會(huì)形成沉淀[34].實(shí)際測(cè)得反應(yīng)器的出水pH在6～7之間,且進(jìn)水Fe(Ⅲ)保持在 300mg/L,但出水測(cè)得的總鐵在200mg/L左右,說明部分 Fe(Ⅲ)和 Fe(Ⅱ)殘留在反應(yīng)器內(nèi),造成出水總鐵低于進(jìn)水總鐵和 Fe(Ⅱ)低于理論值.

4 結(jié)論

4.1 封閉條件下,低 NH4+-N濃度(75mg/L)的Feammox反應(yīng)在15d時(shí)最高NH4+-N轉(zhuǎn)化率為41.49%,而 高 NH4+-N 濃 度 (400mg/L)的Feammox反應(yīng)受到抑制,反應(yīng)器內(nèi)氮素形態(tài)沒有明顯變化.

4.2 在基于 Feammox的生物膜反應(yīng)器運(yùn)行的90d內(nèi),在進(jìn)水氨氮濃度為75mg/L、水力停留時(shí)間為10d時(shí),NH4+-N最大轉(zhuǎn)化率為33.78%,出水NO3--N最高濃度達(dá)23.75mg/L.16SrRNA測(cè)序結(jié)果顯示,反應(yīng)器內(nèi)發(fā)生的Feammox反應(yīng)主要由酸微菌和微小桿菌驅(qū)動(dòng).

4.3 反應(yīng)器前期(10～60d)NH4+的氧化產(chǎn)物為N2,此階段系統(tǒng)中存在反硝化反應(yīng),后期(60～90d)NH4+的氧化產(chǎn)物為NO3-,此時(shí)系統(tǒng)反硝化作用較弱.Feammox反應(yīng)可以結(jié)合反硝化作用實(shí)現(xiàn)廢水脫氮.

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Study on performance of the Feammox biofilm-reactor.

WU Yin1,2, CHEN Chen2, MAO Xiao-yun1*, PENG

Xiao-chun2(1.College of Natural Resource and Environment, South China Agricultural University, Guangzhou 510642, China；2.South China Institute of Environmental Science, Ministry of Environment Protection, Guangzhou 510535, China). China Environmental Science, 2017,37(9)：3353～3362

The microbial reaction of ammonium oxidation coupling with iron reduction (Feammox) were discovered recently. However, little information is found to prove the removal efficiency of ammonium from simulate wastewater in the Feammox biofilm reactor. In this study, the effects of different ammonium concentration on Feammox biofilm reactor under closed condition and their denitrification reaction characteristics under continuous feeding condition were investigated. The results showed that the simulate wastewater with ammonium concentration of 75 mg/L reached the maximum ammonium removal, with the removal rate of 41.49% in 15 days. When the reactor was running continuously for 90 days, with inflowing NH4+-N concentration of 75 mg/L and 10 days HRT, the maximum ammonium removal reached 33.78%. Feammox biofilm reaction can be divided two stages. In first stage (10 ～ 60 d), ammonium was possibly oxidized to nitrogen, and the denitrification reaction carried out simultaneously. In second stage (60 ～ 90 d), the weakening denitrification reaction resulted in the accumulation of NO3--N. The results of 16SrRNA bacterial sequencing showed that the Feammox reaction was drove by Acidimicrobium and Exiguobacterium.

Feammox；biofilm reactor；ammonium removal；microflora

X703.1

A

1000-6923(2017)09-3353-10

2017-03-07

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(41501278);廣州市科技計(jì)劃項(xiàng)目(2016201604040057);廣東省科技計(jì)劃項(xiàng)目(2016B020242005)

* 責(zé)任作者, 副教授, xymao@scau.edu.cn

吳 胤(1991-),男,廣東惠州人,華南農(nóng)業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要從事廢水脫氮處理研究.