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        排水速率對潮汐流人工濕地中CANON作用的強化

        2018-06-25 07:54:34靳慧征丁亞男河南建筑職業(yè)技術(shù)學(xué)院河南鄭州450007安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院農(nóng)田生態(tài)保育與污染防控安徽省重點實驗室安徽合肥30036
        中國環(huán)境科學(xué) 2018年6期
        關(guān)鍵詞:拷貝數(shù)硝化填料

        靳慧征,王 振,丁亞男 (1.河南建筑職業(yè)技術(shù)學(xué)院,河南 鄭州 450007;.安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院,農(nóng)田生態(tài)保育與污染防控安徽省重點實驗室,安徽 合肥 30036)

        隨著人工濕地技術(shù)越來越廣泛地應(yīng)用于低碳氮比廢水(如垃圾滲濾液、畜禽養(yǎng)殖廢水、食品廢水等)的處理,復(fù)氧能力的不足和有機碳源的匱乏已成為制約其高效脫氮的瓶頸[1-2].為此,諸多研究均在嘗試通過一定的技術(shù)手段和調(diào)控措施改變?nèi)斯竦刂袀鹘y(tǒng)的微生物脫氮途徑(即微生物硝化/反硝化作用)[3],進而緩解溶解氧(DO)和有機碳源對人工濕地脫氮性能的制約.

        強化人工濕地中基于亞硝化的全程自養(yǎng)脫氮(Completely Autotrophic Nitrogen Removal Over Nitrite, CANON)作用,構(gòu)建CANON型人工濕地反應(yīng)體系已成為當(dāng)前人工濕地強化脫氮研究的熱點之一[4].CANON作用依賴于好氧氨氧化菌(AOB)和厭氧氨氧化菌(anammox)的相互作用關(guān)系:AOB在有氧條件下將 NH4+-N氧化成NO2--N并消耗O2,從而為anammox創(chuàng)造了缺氧環(huán)境;anammox則在缺氧條件下把前者生成的NO2--N與未參與氧化的NH4+-N轉(zhuǎn)化成N2,并生成少量的 NO3--N[5].相比于傳統(tǒng)脫氮技術(shù),CANON作用可節(jié)省63%的耗氧量和將近100%的外加有機碳源[6].由于人工濕地填料層中生物膜結(jié)構(gòu)及其內(nèi)部微環(huán)境相對復(fù)雜,使得該系統(tǒng)可分別為AOB和anammox提供其合適的微環(huán)境,使其擁有各自合適的生態(tài)位,這便為人工濕地中CANON作用的發(fā)生和強化提供了可能.通常認為,濕地填料層中 DO濃度與分布的調(diào)控是CANON型人工濕地在構(gòu)建過程中的關(guān)鍵參數(shù)[7].在前期相關(guān)研究中,研究者們通過改進濕地系統(tǒng)運行方式(如采取分流、設(shè)置飽和層等)或優(yōu)化其結(jié)構(gòu)(如填充高性能填料、改變填料填充方式等)等措施調(diào)控填料層中的 DO濃度與分布,使CANON作用在人工濕地中得到了不同程度的強化[7-12].然而,上述手段的采用卻均會引起濕地系統(tǒng)建設(shè)運行費用的增加及其操作方式的復(fù)雜化,不利于該技術(shù)的工程化應(yīng)用.

        近年來,潮汐流人工濕地(TFCW)作為一種間歇式進水的新型人工濕地系統(tǒng)得到了重視和應(yīng)用[13].其中,TFCW填料層中DO濃度及分布的變化可通過調(diào)節(jié)系統(tǒng)的排水速率(vd)來實現(xiàn)[14].因此,如能為TFCW設(shè)置較為適宜的vd,便可在其填料層中形成較佳的限氧微環(huán)境,進而可為系統(tǒng)中CANON作用的強化提供有利條件.值得注意的是,由于vd是由TFCW的排水閥進行調(diào)節(jié),則該措施在實施過程中的操作便相對簡便,且不會明顯增加 CANON型人工濕地的建設(shè)運行費用,有助于該系統(tǒng)構(gòu)建方式的改進.

        目前,國內(nèi)外關(guān)于通過調(diào)控系統(tǒng) vd進而強化TFCW 中 CANON作用的研究尚鮮見報道.為此,本研究以TFCW為試驗裝置,探究了不同vd條件下系統(tǒng)脫氮性能及其微生物特性的變化,并對TFCW宏觀工藝運行性能和微觀生物學(xué)特征之間的關(guān)系進行了初步解析.期望通過此研究,可為CANON型人工濕地的設(shè)計及工程化應(yīng)用提供參考.

        1 材料與方法

        1.1 試驗裝置

        TFCW 試驗裝置位于溫室內(nèi)(T≈25℃),各裝置表面積約為314cm2(φ≈20cm).濕地填料層孔隙率為40.30%(即其有效體積為10.12L),厚度則為80cm:下層(70~80cm)為礫石支撐層(填充粒徑:10~15mm);上層(0~70cm)為廢磚塊填料層(填充粒徑:2~5mm).濕地中種植蘆葦,蘆葦數(shù)量為64株/m2.TFCW 頂部設(shè)置有穿孔管,以此作為系統(tǒng)的進水管,出水管則設(shè)置于距試驗裝置底部 5cm處.濕地裝置側(cè)壁按不同高度設(shè)置有4個取樣管,該取樣管主要用于填料樣品的采集.TFCW 開始運行之前,以污水處理廠的二沉池污泥作為接種污泥,對填料進行3個月的掛膜.而后,系統(tǒng)進入后續(xù)試驗階段.

        1.2 運行方式

        TFCW按照潮汐流運行方式連續(xù)運行(圖1),每天運行 3個周期,每個周期 8h:周期之初將10.00L進水由進水管泵入系統(tǒng)中(t=10min);而后,填料層處于淹水狀態(tài)并反應(yīng)6.0h;反應(yīng)結(jié)束后,通過出水管將系統(tǒng)排空;而后系統(tǒng)進入閑置期,即一個周期共包括進水期、淹水期、排水期和閑置期4個階段.該過程中 TFCW 的水力負荷(HLR)為0.96m3/(m2·d).

        本研究設(shè)置了5種不同的vd值,分別為2.00,1.00,0.67,0.50和0.40L/min(即系統(tǒng)的排水期時長分別為5,10,15,20和25min,對應(yīng)的閑置期時長分別為105,100,95,90和85min),以期通過改變系統(tǒng)的vd進而調(diào)控TFCW填料層中的DO含量.按照vd值的不同可將 TFCW 劃分為 5組,分別定義為:T-A (vd=2.00L/min),T-B (vd=1.00L/min),T-C(vd=0.67L/min),T-D (vd=0.50L/min)和 T-E (vd=0.40L/min),各系統(tǒng)在試驗期間共運行了360d.

        圖1 TFCW的構(gòu)型與運行方式Fig.1 Configuration and operation schematic of each TFCW

        1.3 進水水質(zhì)

        試驗用水為安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)園區(qū)內(nèi)生活污水.原水經(jīng)沉淀處理后,取上清液作為TFCW的進水.其中,進水中TSS濃度為(65.12±24.51)mg/L,COD濃度為(279.40±37.72)mg/L,BOD濃度為(128.13±32.57)mg/L,NH4+-N 濃度為(35.54±1.80) mg/L,NO2--N 濃度為(2.80±0.57)mg/L,NO3--N濃度為

        (1.72±0.18)mg/L,TN 濃度為(42.97±2.85) mg/L,TP 濃度為(8.64±2.39)mg/L,進水 pH 值為(7.74±0.58).

        1.4 分析方法

        1.4.1 水樣采集及分析方法 每天采集 TFCW進出水水樣進行分析.待各組TFCW運行穩(wěn)定后,在系統(tǒng)淹水期內(nèi)每隔 60min采集填料層中的水樣,以期監(jiān)測典型周期內(nèi)各系統(tǒng)中污染物的實時變化特征.水樣中COD、TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N和TP的測定方法均參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》[15]中的標準方法,各系統(tǒng)填料層中DO濃度的測定則采用多功能水質(zhì)分析儀(Multi 340i, WTW)進行原位測定.

        1.4.2 填料樣品的采集 待各組TFCW運行穩(wěn)定后,分別對各系統(tǒng)進行填料樣品的采集.在采集過程中,從每個系統(tǒng)的各個取樣管中采集填料樣品,混合均勻后以備后續(xù)相關(guān)分析.

        1.4.3 亞硝化活性、硝化活性與反硝化活性測定 各系統(tǒng)中填料層樣品的亞硝化活性、硝化活性與反硝化活性測定均參照文獻[16-17]中的方法進行.

        1.4.4 熒光原位雜交(FISH)分析 采用FISH技術(shù)對各系統(tǒng)生物膜中AOB和anammox的相對數(shù)量及分布進行分析.試驗中所用到的寡核苷酸探針均由上海生工生物工程技術(shù)服務(wù)有限公司合成.從各系統(tǒng)填料層中分別取樣后,生物膜樣品的預(yù)處理可參照文獻[18]中所述方法.而后,對預(yù)處理后的樣品進行雜交,雜交方法主要參考文獻[19]中所述方法.所用探針和雜交條件則如表 1所示.雜交后樣品用激光共聚焦顯微鏡 LSM 510META(Zeiss, Germany)觀察,FISH 圖片則用Image-Pro Plus 6.0(Media Cybernetics, America)軟件進行統(tǒng)計分析.

        1.4.5 脫氮功能基因定量分析 使用土壤DNA試劑盒(D5625-01Omega USA)對各系統(tǒng)生物膜中的DNA進行提取純化.提取后的DNA產(chǎn)物經(jīng)紫外分光光度計測定核酸濃度和純度,置于冰箱中-20℃保存.基于提取的 DNA 樣品,對其中的bacterial 16S rRNA以及生物脫氮過程中的關(guān)鍵功能基因(即amoA、anammox 16S rRNA、nxrA、narG、napA、nirS、nirK、qnorB和nosZ)進行熒光定量PCR測定.熒光定量PCR分析使用的儀器為 Applied Biosystems StepOneTM,試驗采用SYBR Green I熒光染料法進行測試,擴增體系如下:10μL SYBR Green I PCR master mix (Applied Biosystems, USA)、8μL DEPC 處理水(Applied Biosystems)、正反向引物各0.5μL、DNA模板1μL,共20μL.每種功能基因的引物種類及反應(yīng)條件均參照文獻[20]進行.

        表1 FISH分析中所用探針及雜交條件Table 1 16S rRNA-targeted oligonucleotide probes during the analysis of FISH

        1.5 數(shù)據(jù)處理

        采用Excel 2010和SPSS 21.0軟件對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析.采用單因素(one-way ANOVA)進行方差分析,采用利用逐步線性回歸模型解析氮素轉(zhuǎn)化速率與相關(guān)脫氮功能基因的定量響應(yīng)關(guān)系.利用 Origin 8.5軟件作圖.文中相關(guān)污染物的去除率、去除負荷、累積速率及累積率均參照文獻[21]中的方法進行計算.圖中相關(guān)數(shù)據(jù)為平均值±標準差.

        2 結(jié)果與分析

        2.1 vd對TFCW運行效能的影響

        表2 不同vd條件下TFCW對污染物的去除效果(mg/L)Table 2 Contaminants removal of TFCW under vd constraints(mg/L)

        不同vd條件下各組TFCW對進水中污染物的去除效果如表2所示.由表2可知,5種vd條件下各系統(tǒng)出水中TSS的平均濃度均低于20.00mg/L,鑒于進水中TSS的濃度偏低[≈ 65.12±4.51]mg/L],試驗期間各 TFCW 對 TSS的去除率均維持在(73.89±0.37)%.各組TFCW對COD和BOD的去除率均較高,平均去除率均大于 90%.研究表明,人工濕地對有機物的去除主要依靠植物的吸收和填料層中微生物的作用[1],而 vd的減小并未對有機物的去除產(chǎn)生影響,即各系統(tǒng)在試驗階段均有著良好的有機物去除效果.各組TFCW對TP的去除效果均較佳(表 2),平均去除率可達(91.71±0.35)%.填料的吸附沉淀作用通常被認為是人工濕地系統(tǒng)除磷的最主要途徑,篩選具有較強磷素吸附能力的填料是保障濕地系統(tǒng)高效除磷的關(guān)鍵[22].王振等[23]研究表明,廢磚塊對磷素的最大理論吸附容量可達0.594mg/g,是一種較為理想的人工濕地除磷填料.為此,TFCW 中廢磚塊的填充有效地保證了其對TP的高效去除,vd的變化亦未對TFCW的除磷效果產(chǎn)生顯著影響.

        圖2 淹水期各TFCW填料層中的DO濃度變化Fig.2 Variations of DO concentrations in the bed of each TFCW during the flood phase

        vd的變化可顯著影響TFCW的脫氮性能.結(jié)合表2、圖2和圖3可知,當(dāng)vd為2.00L/min時,典型周期內(nèi)T-A填料層中的DO濃度在淹水期之初高達(4.33±0.31)mg/L,而后,約 97.69%的 DO在淹水期被消耗,系統(tǒng)出水中 DO的平均濃度降至(0.10±0.03)mg/L.充足的 DO 有利于系統(tǒng)硝化能力的提高,此時T-A的亞硝化活性和硝化活性分別為(7.77±1.86)和(4.87±1.15) mg(O2)/[kg(填料)·h],其對進水中 NH4+-N 的去除負荷可達(101.70±4.92)mg/(L·d),即進水中95.38%的NH4+-N可被氧化.然而,由于系統(tǒng)填料層中的DO濃度過高,進水中有機碳源較為匱乏且BOD5/N(≈2.98)亦較低,T-A的反硝化能力受到抑制,其反硝化強度 僅 為 (1.18±0.31)mg(NOx--N)/[kg(填 料 )·h].T-A對TN的去除效果亦不理想,其對TN的去除負荷僅為(2.22±1.07)mg/(L·d),系統(tǒng)出水中的氮素主要以 NO3--N 為主,濃度高達(34.49±2.50)mg/L,NO2--N 積累率(NAR)則為(14.44±5.32)%.當(dāng) vd為1.00L/min時,淹水期之初T-B填料層中的DO濃度較T-A有所下降[≈(2.97±0.64)mg/L].此條件下系統(tǒng)的亞硝化活性為(7.68±2.95)mg(O2)/[kg(填 料 )·h],但 其 硝 化 強 度 卻 降 至 (1.80±0.40)mg(O2)/[kg(填料)·h].相應(yīng)地,T-B 對 NH4+-N的去除負荷雖高達(101.88±8.96)mg/(L·d),但出水中NO2--N的濃度顯著升高[≈(28.85±7.30)mg/L],系統(tǒng)的 NAR 增至(72.25±3.17)%.究其原因,應(yīng)與T-B中亞硝酸鹽氧化菌(NOB)的生長受到抑制有關(guān)[24].另一方面,相較于T-A,T-B對TN的去除負荷并無顯著改善[≈(9.12±3.06)mg/(L·d)],系統(tǒng)的反硝化能力亦較弱,其反硝化活性為(1.30±0.22)mg(NOx--N)/[kg(填料)·h].隨著 vd繼續(xù)降至0.67L/min,T-C填料層中的DO濃度在淹水期之初進一步下降[≈(1.64±0.24)mg/L],即系統(tǒng)中形成了較為嚴格的限氧環(huán)境,此時T-C的硝化活性較T-A和T-B進一步降低,其亞硝化活性亦有降低,但系統(tǒng)對 NH4+-N 的去除負荷仍舊達(101.31±6.78) mg/(L·d).值得注意的是,雖然T-C的反硝化活性僅為(1.34±0.36)mg(NOx--N)/[kg(填料)·h],但系統(tǒng)對 TN 的去除負荷卻增至(84.00±7.36)mg/(L·d).與T-B相比,T-C出水中NO2--N的濃度降至(7.34±3.34)mg/L,系統(tǒng)的 NAR 亦降至(49.03±10.12)%.當(dāng)vd設(shè)置為0.50L/min時,穩(wěn)定運行期間T-D對 TN與 NH4+-N的去除負荷分別可達(116.79±13.16)和(102.75±4.35)mg/(L·d).與其他 4組TFCW相比,T-D的脫氮性能達到最佳.系統(tǒng)填料層中的 DO濃度在淹水期之初約為(1.01±0.15)mg/L,其亞硝化活性、硝化活性和反硝化活性分別為(4.53±0.73)mg(O2)/[kg(填料)·h]、(0.66±0.16)mg(O2)/[kg( 填 料 )·h]和 (1.23±0.32)mg(NOx--N)/[kg(填料)·h].基于上述試驗結(jié)果推斷,在進水中有機碳源匱乏且填料層嚴格限氧的條件下,CANON作用極有可能在TFCW中得以發(fā)生和強化.然而,當(dāng)vd繼續(xù)降低至0.40L/min時,淹水期之初 T-E填料層中的 DO濃度僅為(0.53±0.10)mg/L,由此導(dǎo)致 T-E的亞硝化活性僅為(2.24±0.76)mg(O2)/[kg(填料)·h],系統(tǒng)的硝化活性與反硝化活性亦處于相對較低的水平,分別為(0.23±0.08)mg(O2)/[kg(填 料 )·h]和 (1.35±0.34)mg(NOx--N)/[kg(填料)·h].此時 T-E 的脫氮性能較T-D出現(xiàn)下降,其TN和NH4+-N的去除負荷分別為(97.65±14.20)和(83.10±12.05) mg/(L·d),系統(tǒng)出水中 NH4+-N 的濃度高達(7.84±4.23)mg/L.此試驗結(jié)果表明,過低的vd會使TFCW的復(fù)氧能力遭到過分削弱,隨之會引起系統(tǒng)中短程硝化效果的惡化,進而影響TFCW的脫氮性能.

        圖3 不同vd條件下TFCW的亞硝化活性、硝化活性和反硝化活性Fig.3 The potential nitritation activities, potential nitrification activities and potential denitrification activities of the TFCWs under vd constraints

        2.2 FISH分析結(jié)果

        為考察不同 vd條件下各 TFCW 生物膜中AOB和 anammox的富集情況,分別在各系統(tǒng)的穩(wěn)定運行期對其進行生物膜樣品的采集,固定后用相應(yīng)的特異性熒光探針(Nso190、PLA46和AMX820)進行雜交.圖 4表明,當(dāng) vd分別為 2.00和 1.00L/min時,T-A和 T-B生物膜樣品中AOB(綠色)的豐度均較高,但并未檢測到雜交PLA46或AMX820探針的anammox(紅色).結(jié)合2.1中試驗結(jié)果可知,兩組系統(tǒng)此時均可在一定程度上視為硝化生物濾池.當(dāng) vd<1.00L/min后,TFCW填料層中的限氧環(huán)境不斷增強,與上述兩組系統(tǒng)相比,T-C和 T-D生物膜樣品中anammox的豐度均顯著提高,AOB的豐度則有所下降,但下降趨勢并不顯著.此條件下兩種功能微生物較高的菌群豐度可為系統(tǒng)中 CANON作用的強化提供保障.研究表明[25],在CANON反應(yīng)體系中,AOB和 anammox通常分別位于生物膜的外層和內(nèi)層,如此可以保證CANON系統(tǒng)較為理想的脫氮性能.然而,亦有研究指出[26],在某些CANON系統(tǒng)中,AOB和anammox之間并無明顯的空間分布差異,二者混在一起生長.本文所得的試驗結(jié)果便與后者類似.值得注意的是,較T-C和T-D而言,AOB和anammox的菌群豐度在T-E中均顯著下降.由此可推斷,當(dāng) vd<0.50L/min時,TFCW 的復(fù)氧能力會遭到過分削弱,系統(tǒng)中AOB和anammox的增殖與富集相繼會受到影響,進而不利于系統(tǒng)脫氮.該結(jié)果亦與 2.1中的試驗結(jié)果相對應(yīng).

        2.3 vd對TFCW中脫氮功能基因豐度的影響

        待各組TFCW運行穩(wěn)定后,分別測定了各系統(tǒng)中脫氮功能基因的豐度(圖5).圖5表明,各系統(tǒng)中 bacterial 16S rRNA基因拷貝數(shù)均維持在(1.20×109~1.30×109)copies/g,即 vd的變化并未顯著影響TFCW中的微生物總量.通常認為,穩(wěn)定且充足的微生物量可為TFCW中CANON作用的強化提供保障[8].

        研究表明,amoA和 anammox bacterial 16S rRNA分別是參與NH4+-N轉(zhuǎn)化的關(guān)鍵基因[27-28],而 nxrA則是參與 NO2--N氧化過程的關(guān)鍵基因[29].由圖 5可知,T-A 中的 amoA、nxrA和anammox bacterial 16S rRNA基因拷貝數(shù)分別為6.41×105、1.73×104和 7.00×102copies/g.其中,amoA和nxrA的基因拷貝數(shù)顯著高于anammox bacterial 16S rRNA的基因拷貝數(shù).結(jié)合2.1中結(jié)果可知,硝化作用應(yīng)是T-A中NH4+-N去除的主要途徑.當(dāng)vd設(shè)置為1.00L/min時,T-B中的amoA和anammox bacterial 16S rRNA基因拷貝數(shù)較T-A 中無顯著變化,分別為 6.80×105和 8.30×102copies/g, anammox bacterial 16S rRNA基因拷貝數(shù)仍保持在較低水平,但nxrA基因拷貝數(shù)卻顯著下降至8.09×103copies/g.隨著vd的降低,T-B填料層中的 DO濃度較 T-A出現(xiàn)降低,導(dǎo)致 NOB的生長受到抑制,NOB數(shù)量亦下降,從而引起了nxrA基因拷貝數(shù)的下降.相比于 T-A和 T-B,當(dāng)vd設(shè)置為0.67L/min時,T-C中的amoA基因拷貝數(shù)下降至5.17×105copies/g,nxrA基因拷貝數(shù)亦繼續(xù)降至 1.87×103copies/g,而 anammox bacterial 16S rRNA 基因拷貝數(shù)此時卻增至 9.68×104copies/g.該試驗結(jié)果進一步證實,隨著填料層中限氧環(huán)境的進一步增強,T-C中的厭氧氨氧化作用開始得到強化,從而有利于系統(tǒng)中 CANON作用反應(yīng)體系的構(gòu)建.當(dāng)vd為0.50L/min時,T-D中的amoA、nxrA和anammox bacterial 16S rRNA基因拷貝數(shù)分別為 3.45×105、7.50×102和2.59×105copies/g,此時TFCW中的CANON作用可得到最大限度的強化,系統(tǒng)的脫氮性能隨之達到最佳.當(dāng)vd設(shè)為0.40L/min時,與T-D相比,T-E中的amoA和anammox bacterial 16S rRNA基因拷貝數(shù)出現(xiàn)明顯下降,分別為 1.64×105和1.51×105copies/g,該系統(tǒng)對TN和NH4+-N的去除負荷較 T-D 亦出現(xiàn)下降.基于前述結(jié)果,當(dāng)過低的vd嚴重削弱TFCW的復(fù)氧能力時,會造成系統(tǒng)填料層中DO濃度的相對不足,使得amoA基因拷貝數(shù)降低,CANON反應(yīng)隨之便無法得到最大程度的強化.

        圖4 穩(wěn)定運行階段TFCW中生物膜樣品的FISH圖Fig.4 FISH images of the biofilm samples in TFCWs during the stabilization stage

        反硝化過程是反硝化菌將NO3--N最終還原為 N2的生物化學(xué)過程,該過程可表述為[30]:NO3--N→NO2--N→NO→N2O→N2.參與上述 4步還原過程的關(guān)鍵基因分別為 narG、napA、nirK、nirS、qnorB和nosZ.其中,narG和napA均可編碼 NO3--N 還原酶的催化中心,是參與反硝化過程第一步還原反應(yīng)(NO3--N→NO2--N)的 2種關(guān)鍵基因[31];而亞硝酸鹽還原酶 Nir催化NO2--N還原為NO的過程則通常是反硝化過程的限速步驟,也是區(qū)別于其他硝酸鹽代謝的標志性反應(yīng)[32].亞硝酸鹽還原酶包括細胞色素型(由nirS基因編碼)和Cu型(由nirK基因編碼),對nirS和nirK基因的定量研究能夠準確反映出系統(tǒng)中反硝化菌群的豐度[33].另外,qnorB和nosZ基因分別編碼 NO還原酶和 N2O還原酶的催化中心[34-35],分別是參與反硝化過程第3步和第4步還原反應(yīng)的關(guān)鍵基因.由圖 5可知,各 TFCW 中narG、napA、nirS、nirK、qnorB和nosZ基因拷貝數(shù)均維持在較低水平且并無顯著變化,即vd的下降雖使得TFCW的復(fù)氧能力不斷遭到削弱,但并未顯著提高系統(tǒng)的反硝化性能.究其原因,應(yīng)與進水中較低的 BOD5/N(≈2.98)有關(guān).由此亦可推斷,生物反硝化作用對各TFCW脫氮的貢獻并不顯著.

        圖5 不同vd條件下TFCW中相關(guān)脫氮功能基因的變化Fig.5 Absolute abundance of nitrogen transformation functional genes in the TFCW under vd constraints

        2.4 TFCW中氮素轉(zhuǎn)化與脫氮功能基因的響應(yīng)關(guān)系

        基于2.1和2.3中的試驗結(jié)果,利用逐步線性回歸模型解析了TFCW中各形態(tài)氮素轉(zhuǎn)化速率與相關(guān)脫氮功能基因豐度的定量響應(yīng)關(guān)系(表3).由表3可知,4組回歸模型的R2值均大于0.932.

        TN去除速率[v(TN)]主要受3個變量的影響,即(anammox 16S rRNA/amoA)、bacterial 16S rRNA和(nxrA/bacteria 16S rRNA).前2組變量均與 v(TN)呈正相關(guān)關(guān)系,而(nxrA/bacteria 16S rRNA)則與 v(TN)呈負相關(guān)關(guān)系.如前所述,CANON作用依賴于AOB和anammox的相互作用關(guān)系,且 CANON作用的強化有利于系統(tǒng) TN去除效率的提高,變量(anammox 16S rRNA/amoA)便在一定程度上體現(xiàn)了TFCW中CANON作用的強弱.該作用越強,v(TN)便越高.bacterial 16S rRNA則表明TFCW中微生物量的增加會促進系統(tǒng)對TN的去除效果.而由變量(nxrA/bacteria 16S rRNA)可知,功能基因nxrA相對豐度的增加會導(dǎo)致系統(tǒng)中 NO2--N 的進一步氧化,隨之不利于 CANON反應(yīng)的進行.該回歸方程表明,CANON作用是各TFCW中TN去除的主要途徑,填料層中 DO濃度的調(diào)控則是保障系統(tǒng)中CANON反應(yīng)順利進行的關(guān)鍵.

        NH4+-N 去除速率[v(NH4+-N)]主要受(amoA/bacteria 16S rRNA)和(anammox 16S rRNA/amoA)兩個變量的影響,且其均與 v(NH4+-N)呈正相關(guān)關(guān)系.如前所述,amoA基因是參與好氧氨氧化過程的關(guān)鍵基因,其豐度變化可在一定程度上反映出系統(tǒng)對 NH4+-N的去除效果.而變量(anammox 16S rRNA/amoA)則表明CANON作用也是TFCW中NH4+-N去除的主要途徑之一.由此可知,TFCW中NH4+-N的去除主要依靠短程硝化作用和CANON作用2種途徑.

        [(narG+napA)/amoA]、[nxrA/(nirS+nirK)]和(anammox 16S rRNA/amoA)是影響NO3--N累積速率[v(NO3--N)]的3個變量.其中,[nxrA/(nirS+nirK)]和(anammox 16S rRNA/amoA)均與v(NO3--N)呈正相關(guān)關(guān)系,而[(narG+napA)/amoA]則與v(NO3--N)呈負相關(guān)關(guān)系.由于amoA與nxrA均是參與硝化過程的關(guān)鍵基因,此 2種基因豐度的增加有利于TFCW中NO3--N的累積,而narG、napA、nirS和nirK均是參與反硝化過程的關(guān)鍵基因,上述 4種基因豐度的增加則會促進系統(tǒng)中NO3--N的還原.另外,(anammox 16S rRNA/amoA)表明CANON作用也可引起系統(tǒng)中NO3--N累積.由此回歸方程可知,硝化作用和 CANON作用是造成TFCW中NO3--N累積的主要原因,而反硝化作用則是系統(tǒng)中 NO3--N 去除的主要途徑,此結(jié)果亦與Wang等[36]的研究結(jié)論一致.

        另外,NO2--N累積速率[v(NO2--N)]主要受到(anammox 16S rRNA/amoA)和(amoA/nxrA)兩個變量的影響.其中,變量(amoA/nxrA)與v(NO2--N)呈正相關(guān)關(guān)系,而變量(anammox 16S rRNA/amoA)與v(NO2--N)呈負相關(guān)關(guān)系.此方程表明,硝化作用與CANON作用是參與TFCW中NO2--N轉(zhuǎn)化的兩種主要途徑.此結(jié)果亦體現(xiàn)了系統(tǒng)填料層中生物膜結(jié)構(gòu)及其內(nèi)部微環(huán)境的復(fù)雜性.

        表3 TFCW中氮素轉(zhuǎn)化速率與脫氮功能基因的定量響應(yīng)關(guān)系Table 3 Quantitative response relationships between nitrogen transformation rates and functional genes (n=20)

        3 討論

        在本研究中,由于進水中有機碳源較為匱乏且BOD5/N較低,試驗階段各TFCW的反硝化作用始終受到明顯抑制,但vd的變化卻能顯著影響AOB、NOB和anammox在各系統(tǒng)中的豐度與活性,進而可造成各 TFCW 脫氮性能的差異.當(dāng) vd為2.00L/min時,T-A的復(fù)氧能力較強,淹水期內(nèi)系統(tǒng)填料層中的DO較為充足,AOB和NOB隨之成為系統(tǒng)中的優(yōu)勢菌群,從而保障了系統(tǒng)中硝化作用的順利進行.然而,由于此時TFCW的反硝化能力較弱,導(dǎo)致該條件下系統(tǒng)的脫氮性能不佳.當(dāng) vd下降至 1.00L/min時,排水速率的減小使T-B的復(fù)氧能力遭到削弱,進而導(dǎo)致淹水期內(nèi)填料層中的DO濃度下降.鑒于AOB對DO具有較高的親和力,其菌群數(shù)量此時并未受到明顯影響;而NOB卻由于對DO濃度的變化極為敏感,其活性隨 DO濃度的降低而受到抑制,菌群數(shù)量亦顯著減少,導(dǎo)致 NO2--N的氧化過程受到抑制,進而造成系統(tǒng)中的 NO2--N出現(xiàn)了一定程度的積累.而隨著vd的進一步降低,T-C填料層在淹水期間長期處于限氧環(huán)境,促進了anammox的增殖并保證了短程硝化的發(fā)生與穩(wěn)定,從而實現(xiàn)了系統(tǒng)中CANON作用的強化,提高了T-C的脫氮效能.當(dāng)vd設(shè)置為0.50L/min時,T-D中的CANON作用可得到最大限度的強化,系統(tǒng)的脫氮性能亦達到最佳.然而,當(dāng)vd進一步降至0.40L/min后,TFCW的復(fù)氧能力由于遭到過分削弱導(dǎo)致填料層中的DO濃度過低,使AOB和anammox的數(shù)量和活性均受到抑制,該條件下系統(tǒng)中的 CANON作用便無法得到最大程度的強化,從而造成T-E的脫氮性能較 T-D 有所下降.綜上所述,通過對系統(tǒng) vd的合理設(shè)置可實現(xiàn)TFCW中CANON作用的強化,進而完成CANON型人工濕地系統(tǒng)的構(gòu)建.此種濕地系統(tǒng)可彌補人工濕地在處理低碳氮比污水時脫氮效率偏低的缺陷,緩解 DO和有機碳源對人工濕地脫氮效果的制約.

        在試驗過程中,由于 TFCW 試驗裝置的表面積有限,致使?jié)竦刂参镌谙到y(tǒng)脫氮過程中所起的作用較小(數(shù)據(jù)未列出).然而,考慮到在實際工程中植物對于人工濕地中污染物的去除貢獻[2],在后續(xù)的中試研究中,筆者會進一步深入考察濕地植物對CANON型人工濕地構(gòu)建過程的影響,以期為新型人工濕地的設(shè)計及工程化應(yīng)用提供幫助.

        4 結(jié)論

        4.1 vd可顯著影響TFCW中脫氮功能微生物的數(shù)量與活性,進而影響其氮素轉(zhuǎn)化速率;

        4.2 vd的適當(dāng)降低(即由1.00降至0.50L/min)可使 TFCW 填料層中逐漸形成較為適宜的限氧環(huán)境,有利于anammox的富集與短程硝化的實現(xiàn),進而有利于CANON反應(yīng)體系在TFCW中的構(gòu)建.

        4.3 當(dāng)vd為0.50L/min時,TFCW中的CANON作用可得到最大限度的強化,系統(tǒng)的脫氮性能達到最佳,其 TN和 NH4+-N的去除負荷分別可達(116.79±13.16)和(102.75±4.35)mg/(L·d).

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