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厌氧氨氧化 (anaerobic ammonium oxidation,anammox) 是指厌氧或缺氧条件下,厌氧氨氧化菌 (anammox ammonium oxidation bacteria,AnAOB) 以亚硝态氮 (NO2−-N) 为电子受体,将氨氮 (NH4+-N) 氧化为氮气 (N2) 的生物过程[1-2]。传统生物脱氮工艺常用来去除生活污水中的氮元素,主要是通过好氧硝化和缺氧反硝化来实现。在好氧阶段,NH4+-N需要充足氧气以实现硝化,而缺氧阶段则需要足够有机碳源进行反硝化,从而使得氮元素的去除过程能耗非常高[3-4]。Anammox技术相较于传统生物脱氮工艺具有无需外加有机碳源、氮去除负荷高、运行费用低、剩余污泥产量低、无二次污染等优点[3, 5],将其应用于生活污水中污染物的去除是污水生物处理领域的研究热点。
目前,个别生活污水处理厂实现了AnAOB的富集和anammox脱氮。如在新加坡樟宜回用水厂anammox工艺的自养脱氮贡献率为37.5%[6];中国西安第四污水处理厂anammox工艺的脱氮贡献率约为15%[7]。然而,上述污水处理厂的主流工艺并不是anammox,因此,目前尚无一个真正意义上的anammox处理生活污水的工程实例。生活污水存在氨氮浓度较低、冬季水温低 (低于15 ℃,AnAOB活性急剧降低) 等问题[8],使得anammox在工程上存在一定的局限性。低氨氮浓度情况下亚硝酸盐氧化菌 (nitrite oxidizing bacteria,NOB) 的生长速率比氨氧化菌 (ammonium oxidation bacteria,AOB) 高,使得短程硝化过程很难稳定实现[9]。另外,AnAOB最佳生长温度为30~37 ℃,当温度超过45 ℃时AnAOB会出现不可逆失活,而当温度低于15 ℃时反应器内还会因积累大量NO2−-N导致反应器失稳[10-11]。因此,如何在低氨氮浓度下保证NH4+-N稳定转化为NO2−-N,以及在低温条件下 (尤其是冬季) 如何维持anammox工艺稳定运行是亟需解决的问题。
针对上述问题,本研究结合传统硝化反硝化系统的稳定性优势,将anammox与MBR工艺耦合,组成一种兼顾低能耗、高负荷的新型生物脱氮工艺 (AX-MBR) ,通过对生活污水进行连续处理分析温度对AX-MBR工艺的脱氮效果,并探究anammox脱氮贡献率和微生物群落结构变化,从而分析系统的脱氮机理,以期为工艺的工程应用提供参考。
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本研究采用的AX-MBR装置如图1所示。整个反应器以有机玻璃为主,分为缺氧反应器、好氧反应器、膜组件3个部分。其中,膜组件放置于好氧反应器中。缺氧反应器的有效容积为4 L,长、宽、高为9 cm×9 cm×74 cm;好氧反应器有效容积为6 L,长、宽、高为18 cm×10 cm×50 cm。生活污水先在缺氧反应器中经过微生物处理,再经过好氧反应器中的微生物处理和膜组件过滤。缺氧反应器进水口设置有液位控制器并连接进水泵,用于控制进水。挂膜有AnAOB的聚氨酯填料放置于缺氧反应器,投加量为2 L。2个反应器间设有1台回流泵,膜组件出水通过时间控制器控制。其中,2#和4#为出水调节阀,1#和3#为反冲洗调节阀,用来调节出水和反冲洗时间,二者时间比为9:1。反应器采用黑布遮盖,避免光线对细菌的影响[12]。
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本研究接种污泥主要来自桂林市雁山污水处理厂,并配以课题组自行培养且具有较好活性的AnAOB,通过方形的聚氨酯填料进行固着[13-14]。实验用水为桂林理工大学的校园生活污水[3]。此外,进水先经过制氮机吹脱降低污水中的溶解氧 (DO) ,以便后续调节、控制反应系统中的DO指标。实验分成3个阶段 (共248 d) 。在I阶段取适量污水厂好氧池内污泥投加入反应器,校园生活污水作为进水,进水TN为70.16~123.25 mg·L−1 ,NH4+-N为42.5~85.6 mg·L−1,COD为110.88~174.72 mg·L−1。在系统启动并稳定运行后,降低好氧反应器DO至0.5 mg·L−1,共运行14 d。在II阶段投加600 mL厌氧氨氧化污泥,并继续保持DO低于0.5 mg·L−1,其余运行条件不变,共计130 d。在III阶段,从第146天开始共运行102 d,主要考察温度对AX-MBR工艺的影响。3个阶段均未对反应器进行温度控制,实验期间的水温为5~35 ℃。水力停留时间 (HRT) 控制在4 h,回流比为1:2,DO小于0.5 mg·L−1,pH为7.45~7.55。
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NH4+-N:纳氏试剂分光光度法;NO2−-N:N-(1-奈基)-乙二胺光度分光光度法;TN:碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法;COD:重铬酸钾微波快速密闭消解法;pH/温度:北京天健在线监测DEC数字化pH计DPH10AC;DO:美国哈希便携式溶解氧仪[5, 15]。
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取AX-MBR系统稳定运行后的污泥并进行预培养以消耗样本中残留的O2和NOx−。样品分为3个组,分别为E-0、E-A和E-D。E-0加15NH4+检验预培养过程是否耗尽O2和NOx−,并排除由纯化学反应生成N2的可能性;E-A组添加14NO3−和15NH4+检测污泥中anammox反应;E-D组添加15NO3−与样品本底的14NH4+发生anammox和反硝化反应,用于定量分析anammox的反应速率和脱氮贡献率。同位素示踪法具体步骤和计算方法参考文献[16]。
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对实验不同阶段的污泥进行取样,委托生工生物工程 (上海) 有限公司进行高通量测序分析,以探究微生物多样性和优势菌种的变化,具体测序步骤参考文献[5]。进行3次采样共6个样品,分别取缺氧反应器和好氧反应器的污泥。第一次取样为AX-MBR工艺成功启动并稳定运行 (50 d),分别为Y1、H1;第二次取自III阶段(230 d),主要研究低温环境下群落结构的变化,记为Y2、H2;最后一次取样则是所有实验结束后(248 d),分别是H3、Y3。
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在AX-MBR工艺运行过程中各氮素质量浓度变化如图2所示。在I阶段通过减少曝气量控制反应器的DO,从0.89 mg·L−1逐渐降至0.5 mg·L−1以下。该阶段出水NH4+-N质量浓度增加,最高为34 mg·L−1,出水NO2−-N质量浓度并随之增加。该阶段的AOB对氧的半饱和系数大于NOB,NOB在低DO下竞争氧能力较弱,系统可能由短程硝化的原因产生NO2−-N的积累。第II阶段投加了AnAOB污泥后,NH4+-N去除率迅速增加,最后去除率稳定为约89%。这说明anammox作用具有高效脱氮的能力。第III阶段结果表明,随着运行天数的增加,温度降低会导致微生物活性降低,NH4+-N和TN去除率逐渐降低,NH4+-N去除率从最开始的84%将至58%,TN去除率也从67%将至47.28%。这说明温度对AX-MBR的脱氮效率具有较大影响。
在AX-MBR运行过程中,进水COD约为111~171.36 mg·L−1,出水COD约为21.77~50.4 mg·L−1,降低了58%~80%,可达到城镇污水处理厂污染物排放标准 (GB18918-2002) 的一级标准。从I阶段到III阶段,出水COD没有明显变化,在整个运行过程中保持稳定的处理效果。一方面,反应系统的微生物中存在着消耗有机物质的异养菌;另一方面,膜组件的有效过滤阻断作用也可保证出水COD的稳定性。
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为考察温度变化对AX-MBR工艺脱氮性能的影响,将III阶段温度从低到高排列,以间隔5 ℃为一组,探究温度在5~35 ℃时的脱氮情况及厌氧氨氧化和反硝化的脱氮贡献量,结果如图3所示。NH4+-N的平均去除率随温度的增加逐渐由59%增至87%,TN去除率也从49%升至73%。当温度大于20 ℃时,NH4+-N去除率维持在较高水平,平均去除率达85%以上;当温度小于20 ℃时, NH4+-N和TN去除率都有所下降,此时温度降低开始影响微生物基础代谢的能力。这说明反硝化和厌氧氨氧化等脱氮反应速率受温度影响而降低。由于外回流会促进NH4+-N硝化产物NOx−-N在缺氧阶段被去除,而且反应器硝化液回流比为1∶2,理论上反硝化的最大脱氮贡献率为33.3%,因此可根据最大的反硝化脱氮贡献率和已知的总脱氮量推导出anammox的脱氮贡献量。当温度为25~30 ℃时,工艺总脱氮量为76.74 mg·L−1,anammox和反硝化作用的脱氮贡献量为51.42 mg·L−1 和25.32 mg·L−1。当温度为20~25 ℃时,工艺总脱氮量下降了17.12 mg·L−1,anammox和反硝化的脱氮量为39.95 mg·L−1和19.67 mg·L−1,当温度为15~20 ℃时,工艺总脱氮量再次降低3.14 mg·L−1。因此,随着温度的降低,微生物活性下降,脱氮量也逐渐降低,但整体上anammox的脱氮贡献率大于反硝化贡献率,anammox和反硝化作用二者同时保证AX-MBR工艺的高效脱氮性能。当温度在20~30 ℃范围内时,温度每下降1 ℃,anammox活性会降低约2.23%,而温度在15~20 ℃时每降低1 ℃,anammox活性下降1.05%。由于AnAOB和反硝化细菌的生存温度范围较广,但细菌的活性受温度影响较大,低温时活性降低,AnAOB和反硝化效率降低。AX-MBR工艺在低温环境运作时,可采用降低进水氮负荷的方法来保证处理效果,其他相关研究也表明可采用提高生物量和降低氮负荷等方式降低低温对AnAOB或其他菌活性的抑制作用[17-18]。
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本研究通过15N同位素示踪法探究anammox和反硝化脱氮贡献率,验证上述AX-MBR稳定运行过程中各反应的脱氮贡献率。污泥取自稳定运行阶段的缺氧反应器。将污泥先进行离心,超纯水也经氦气吹脱20 min至厌氧状态,最后以1:5的泥水比例混匀,并分为E-0、E-A和E-D 3组。E-0组无29N2、30N2生成,这表明样品经预处理后NOx−消耗殆尽,E-A组29N2产量随时间变化明显积累且30N2无积累,因此该组只存在anammox反应。E-D组均有29N2和30N2积累,这说明该组同时发生anammox和反硝化反应。由于14NO3−的存在使得E-D组的反硝化反应产物包含有28N2、29N2和30N2,而anammox的产物只有28N2和29N2,进而通过30N2的量可以反推出反硝化所产生的N2总量,最后得出anammox的脱氮贡献率和潜在速率。由图4可知,AX-MBR工艺的anammox潜在速率为0.04~0.29 µmol·(L·h)−1,反硝化速率为0.02~0.17 µmol·(L·h)−1,厌氧氨氧化潜在速率较反硝化的速率高。不同反应时间可对应系统的HRT,当反应时间为2 h时,anammox脱氮贡献率为69.83%,并且为最大脱氮贡献率,但微生物反应不充分出水氮素质量浓度较高,不予采用。当反应4 h时,与实际运行HRT一致,此时anammox脱氮贡献率为60.11%。由于微生物作用的系统脱氮贡献率受HRT的影响,故反应进行6 h时的anammox脱氮贡献率增加为64.93%。较长的HRT会导致微生物颗粒污泥发生裂解,故当HRT大于6 h之后,会出现anammox脱氮贡献率下降的趋势。本研究为实验室规模小型反应器,其微生物组成与丰度受人为控制,anammox的脱氮贡献率始终大于反硝化反应,但这也进一步说明AX-MBR工艺中以anammox脱氮为主。
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本研究采用16S rDNA高通量测序分析AX-MBR工艺中微生物群落结构及多样性的变化,从微生物的角度阐释其脱氮的机理。表1 通过不同多样性指数来评估微生物多样性特征,耦合系统中各样品的OUT数目变化情况见图5。结合图5和表1可知,系统的微生物为适应环境在不断的变化,群落多样性和丰度都在变化,但整体上工艺脱氮效果稳定,具有一定的耐冲击负荷的能力。其中,Y2、H2的特异OTU数目较Y1、H1有变化,主要因为低温环境中微生物优胜劣汰,但也唤醒了反应器内更多的低温菌。从3次样品的多样性指数来看,样品群落结构复杂、物种数目多、丰度较高。从Shannon指数、ACE指数和Chao1指数分析发现Y2、H2的指数值较Y1、H1高。这说明温度变化可能唤醒了工艺中的低温菌,原有优势菌种对温度耐受能力强,故群落多样性和丰度增加。综上所述,系统的微生物为适应环境在不断的变化,群落多样性和丰度都在变化,但整体上污水脱氮处理效果稳定,具有一定的耐冲击负荷的能力。
实时监测数据显示缺氧和好氧反应器的DO较低。因此,硝化作用及部分硝化驱动的anammox过程造成的氨氮损失是有限的。因此,短程反硝化可能是与anammox结合的主要途径,且导致缺氧和好氧反应器的氨氮损失可能是反硝化和anammox作用。AX-MBR中各样品的分类和系统发育信息可视化、门水平的物种丰度堆叠条形图、属水平的物种丰度柱状图见图6。Proteobacteria、Patescibacteria和Bacteroidetes门是絮状污泥中含量最多的3个门。这些门已被报道为负责氮和碳循环的典型门,并且已在以前的 PD/A 系统中广泛检测到[19]。在缺氧和好氧反应器污泥样品中,观察到Proteobacteria和Bacteroidetes、Acidobacteria为优势属。Bacteroidetes占比约40%,但 H3、Y3中Bacteroidetes有所下降。
图6 (c) 中AnAOB主要为Candidatus Kuenenia,相对丰度为1.7%。Armatimonadetes-gp5属于装甲菌门,与AnAOB菌属存在关联性[20]。由于AnAOB具有生长速率缓慢、低温抑制菌活性等原因,具有anammox的Candidatus Kuenenia菌属对环境温度敏感,其H1、Y1中Candidatus Kuenenia相对丰度较H1、Y1和H3、Y3样品相比最低,说明低温可能会促进NO2−-N积累,这与GAO等[21]的研究一致,即PD/A工艺在低温条件下能实现较好的脱氮效果。在属水平中,厌氧和缺氧反应器的反硝化细菌 (Aridibacter 、Pseudomonas、Paracoccus, Planctomicrobium、Bacillus和Thauera) 丰度远大于AOB丰度,其中AOB (Nitrosomonas) 丰度均小于NOB (Nitrospira) 丰度,故污水中亚硝酸盐主要来源于部分反硝化,这在群落水平上证明了PD/A的存在。
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1) AX-MBR工艺可成功实现anammox工艺应用于处理低氨氮生活污水,工艺运行稳定,NH4+-N去除率可稳定在89%左右,COD去除率稳定在75%左右,出水可达到城镇污水处理厂污染物排放标准 (GB18918-2002) 的一级标准。
2) 随着季节温度变化,微生物活性下降导致氮元素去除效率逐渐降低,但anammox的脱氮贡献率始终大于反硝化贡献率,这说明anammox脱氮占据主体地位。AX-MBR工艺中anammox和反硝化作用二者同时保证了工艺的高效脱氮性能,这表明AX-MBR工艺可为anammox工艺的工程应用提供参考。
3) 反应器中微生物群落结构复杂,反硝化细菌丰度大于AOB丰度,且好氧反应器回流至缺氧反应器时给反硝化菌提供NO3−,故污水中NO2−主要来源于部分反硝化。这在群落水平上证明了PD/A的存在。
Anammox-MBR耦合工艺在生活污水中的脱氮性能及其机理
Nitrogen removal performance and mechanism of anammox-MBR coupling process in sewage treatment
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摘要: 厌氧氨氧化工艺在处理生活污水过程中存在处理效率不稳定的问题,阻碍了其在生活污水处理中的工程应用。采用包括缺氧反应器、好氧反应器、膜组件3个部分的anammox-MBR (AX-MBR) 耦合工艺来处理生活污水,以期解决该问题。实验开始时,先投加污水处理厂好氧活性污泥进行启动,后降低反应系统的溶解氧,最后再投加厌氧氨氧化菌 (AnAOB) 。结果表明,投加AnAOB可有效提高AX-MBR的NH4+-N去除率,NH4+-N平均去除率由68%升至87%。实验过程中未对反应器进行温度控制,故在反应温度低于20 ℃时发现,AnAOB活性随着温度降低急剧下降。在低温环境运行时,可采用降低进水负荷的方式来保证处理效果。采用15N稳定同位素示踪法对AnAOB脱氮贡献率进行分析表明,AX-MBR氮元素的去除主要由AnAOB主导的途径完成,其脱氮贡献率可达65%。而16S高通量测序结果表明,缺氧反应器中的AnAOB主要为Candidatus Kuenenia,且缺氧反应器和好氧反应器的反硝化细菌丰度远大于氨氧化细菌丰度。这表明AX-MBR中NO2--N主要来源于部分反硝化,这在群落水平上证明了短程反硝化-厌氧氨氧化的存在。本研究结果可为厌氧氨氧化的工艺发展提供参考。
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关键词:
- 厌氧氨氧化(anammox) /
- 生活污水 /
- MBR /
- 微生物多样性 /
- 脱氮机理
Abstract: Anaerobic ammonia oxidation (anammox) process has the problem of unstable treatment efficiency in treating domestic sewage, which seriously hinders its engineering application of sewage treatment. In view of the above problems, this paper proposed to use anammox-MBR (AX-MBR) coupling process to treat sewage, which included anoxic reactor, aerobic reactor and membrane module. During the startup of the experiment, the activated sludge of the sewage treatment plant was added, then the dissolved oxygen of the system was reduced, and the anaerobic ammonia oxidizing bacteria (AnAOB) was added. The results showed that the addition of AnAOB could effectively improve the NH4+-N removal rate of AX-MBR, and the average NH4+-N removal rate increased significantly from 68% to 87%. During the experiment, the temperature of the reactor was not controlled. The results indicated that the activity of AnAOB decreased sharply with decreasing temperature when the temperature was lower than 20 ℃. During the operation in low temperature environment, the way of reducing the influent load could be adopted to ensure the treatment rate. The research data of 15N stable isotope tracer method on the nitrogen removal contribution rate of anammox showed that the nitrogen removal of AX-MBR was mainly completed by the way dominated by anammox, and its nitrogen removal contribution rate could reach 65%. The 16S high throughput sequencing results showed that the AnAOB in the anoxic reactor was mainly Candidatus Kuenenia, and the abundance of denitrifying bacteria in the anoxic reactor and aerobic reactor was greater than that of ammonia-oxidizing bacteria, which indicated that the NO2--N in AX-MBR mainly formed from partial denitrification, which proved the existence of partial denitrification/anammox process.The results of this study can provide reference for the development of anammox process.-
Key words:
- anaerobic ammonia oxidation /
- domestic sewage /
- MBR /
- microbial diversity /
- removal mechanism
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氮及其化合物会污染地表水体,还会经微生物作用转化为硝酸盐氮积累在土壤中造成地下水污染[1],已成为水体污染治理中的重要污染物。因此,寻求高效、低耗的脱氮技术成为国内外水处理领域亟待解决的重要课题。相较于离子交换、膜分离、化学还原等物理化学手段,生物脱氮具有高效低耗、稳定运行等优点,并已被广泛应用于实际污水处理中[2]。由于反硝化过程中微生物所需碳源种类不同,可将反硝化过程分为异养反硝化和自养反硝化两大类[3]。常见的自养反硝化过程包括氢自养反硝化、硫自养反硝化[2]、铁自养反硝化[4]等。有研究表明,在厌氧条件下甲烷能直接作为碳源及电子供体发生反硝化脱氮[5],这一过程被称为厌氧甲烷氧化的反硝化(denitrifying anaerobic methane oxidation, DAMO)。与其他电子供体相比,甲烷获得途径广泛、无毒且经济便宜[6]。同时,甲烷是温室气体,所产生的温室效应是等质量二氧化碳的26倍,对全球变暖的贡献率约占20%[7]。因此,厌氧甲烷氧化与自养反硝化的耦合反应将人为产生的甲烷用于废水反硝化脱氮处理,可为低物耗废水处理和节能减排提供新思路。
由于DAMO微生物为自养型微生物,生长缓慢,富集培养比较困难,故基于此类微生物的生物膜反应器研究较少。因此本研究拟采用序批实验,利用人工模拟低氮负荷废水,比较不同环境因素对DAMO系统中间产物的积累与脱氮效果的影响,并通过高通量测序技术,探究不同pH作用下的污泥中微生物的生态分布、群落结构组成和演替变化规律,以揭示系统pH对DAMO功能微生物种群分布及变迁情况的影响,以期为甲烷厌氧氧化的自养反硝化系统的pH调控及条件优化提供参考。
1. 材料与方法
1.1 实验方法
本研究通过序批实验考察CH4供应、初始硝氮质量浓度和溶液pH对厌氧甲烷氧化型自养反硝化性能的影响。将经过前期培养的50 mL污泥接种至具塞摇瓶(250 mL)内,再加入150 mL模拟硝酸盐废水,调节溶液pH;每日向具塞摇瓶内以0.01 MPa压力注入足量甲烷;为避免光照影响,用双层锡箔纸包住瓶身以保证反应在黑暗环境下进行;将摇瓶置于恒温振荡培养箱中进行反应,调节温度为(30±1) ℃,转速为(150±5) r·min−1;定时检测溶液中
-N、NO−3 -N和NO−2 -N的质量浓度。NH+4 1.2 接种污泥与实验用水
本实验采用的接种种泥取自武汉市沙湖污水处理厂二沉池,污泥的初始MLSS约为8 900 mg·L−1。实验开始前,将取回的活性污泥放置在5 L的密闭容器内进行为期30 d的培养驯化。在污泥驯化期间,向容器中加入模拟硝酸盐废水([NO3−-N]=20 mg·L−1)以促进微生物的增殖,并每天更换新鲜模拟硝酸盐废水。此外,向上述容器中通15 min氮气以形成厌氧氛围,然后再通入足量甲烷气体,以达到对污泥培养驯化的目的。将经驯化后能够发生基于甲烷厌氧氧化的反硝化作用的污泥用于后续实验。模拟硝酸盐废水的具体成分及质量浓度为:
-N 20~50 mg·L−1,K2HPO4 25 mg·L−1,KH2PO4 20 mg·L−1,CaCl2 10 mg·L−1,NaHCO3 2 000 mg·L−1。添加微量元素液的体积分数为0.5 mL·L−1,调节pH至7.3~7.5。微量元素液的成分及质量浓度为:ZnSO4·7H2O 0.5 g·L−1,CaCl2 2 g·L−1,MnCl2·4H2O 2.5 g·L−1,Na2MoO4·4H2O 0.5 g·L−1,KI 0.18 g·L−1,CuSO4·5H2O 0.1 g·L−1,CoCl2·6H2O 0.15 g·L−1,FeCl3·6H2O 1.5 g·L−1。NO−3 1.3 分析方法
水质指标的检测方法依照国家环保总局编制的《水与废水监测分析方法(第4版)》,以及美国公共卫生协会编写的《Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater》(第十九版)中的标准方法检测。其中,[
-N]采用紫外分光光度法测试,[NO−3 -N]采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法测试,[NO−2 -N]用纳氏试剂分光光度法测试。采用SPSS 23.0进行方差分析(ANOVA),以确定数据集之间是否存在差异,如果p<0.05,则认为存在显著差异。NH+4 为探究环境pH对甲烷厌氧氧化耦合自养反硝化微生物的多样性和种群群落结构变化的影响,分别取pH为6、7、8、9时的污泥样品进行高通量测序,测序结果分别标记为P1、P2、P3和P4。本实验中,高通量测序在上海美吉生物医药科技有限公司进行,利用Illumina Miseq平台,以515F(5′-GTGCCAGCMGCCGCGG-3′)与907R(5′-CCGTCAATTCMTTTRAGTTT-3′)作为引物进行PCR扩增与焦磷酸测序。
2. 结果与讨论
2.1 CH4供应对反硝化过程的影响
为探究甲烷在自养反硝化体系中的作用,分别向S1、S2系统中通入氮气和甲烷,将pH调至7.5,并检测系统的反硝化速率(见图1),未检测到NO2−-N和
-N的积累。由图1可知,通入氮气时(S1),NH+4 -N含量基本保持不变,几乎没有降解;而在充足甲烷的供应下(S2),6 d内NO−3 -N基本完全降解,平均脱氮速率为3.67 mg·(L·d)−1。这说明甲烷供应是反硝化过程中的重要条件,也证明了经前期培养驯化的污泥能发生基于甲烷厌氧氧化的反硝化作用。NO−3 2.2 初始
-N质量浓度对反硝化过程的影响NO−3 将摇瓶内溶液pH保持在7.5,供以充足的甲烷气体,初始
-N质量浓度分别设为20、30、40和50 mg·L−1,探究不同NO−3 -N质量浓度对反硝化速率的影响,实验结果如图2所示。由图2可知,整个过程几乎没有NO−3 -N的积累,NH+4 -N质量均维持在0.3 mg·L−1以下。当初始硝氮浓度从20 mg·L−1增加至30 mg·L−1时,平均去除速率也从3.33 mg·(L·d)−1增加至4.28 mg·(L·d)−1 (p<0.05)。这表明在一定范围内,随着初始NH+4 -N质量浓度的增加,脱氮速率呈上升趋势。这可能是由于:一方面增加了氮源,有利于微生物的增长繁殖;另一方面,在甲烷厌氧氧化耦合自养反硝化过程中,NO−3 -N经过一系列还原酶的作用被转化成N2,同时还有O2生成,而甲烷在甲烷氧化菌的作用下被O2氧化成甲醇,最终氧化为CO2[8]。NO−3 -N质量分数的增加有可能促进了O2的生成,加快了甲烷被氧化成甲醇的速率,而甲醇又可以为NO−3 -N及NO2−-N的还原提供电子,最终导致脱氮速率的提升。此外,自养反硝化菌的一系列脱氮过程属于酶促反应,底物浓度是影响酶促反应速率的重要因素,在系统中底物浓度较低的情况下,酶促反应的速率会随着底物浓度的增加而提高。然而,当系统中底物浓度增大到一定值时,酶促反应速率便不再提升。当初始NO−3 -N质量浓度增至40和50 mg·L−1时,平均反硝化速率有所降低,分别为4和3.85 mg·(L·d)−1。这说明过高的NO−3 -N质量浓度抑制了自养反硝化菌的活性[9]。由于系统中底物浓度过高会抑制酶促反应,从而导致系统脱氮速率的降低。NO−3 由图2 (b)可知,
-N质量浓度整体都呈现先增加后减小的趋势。这说明在甲烷厌氧氧化反硝化反应中存在NO−2 -N的积累及进一步的还原过程。当初始NO−2 -N质量浓度从20 mg·L−1增至50 mg·L−1时,NO−3 -N积累量峰值从0.27 mg·L−1增至2.69 mg·L−1。由此可见,当NO−2 -N质量浓度增加时,NO−3 -N的积累量也逐渐增加,而中间产物的不断积累也会影响反硝化效果,这也是导致脱氮速率有所下降的原因之一。NO−2 2.3 初始pH对反硝化过程的影响
为探究初始pH对反硝化速率的影响,将初始
-N质量浓度控制在30 mg·L−1,分别调节系统pH为6、7、8、9,研究在不同pH下系统脱氮速率的变化,结果如图3所示。实验过程中几乎没有NO−3 -N的积累,NH+4 -N质量浓度均在0.3 mg·L−1以下。由图3 (a)可知,4个反应器均能在一定时间内将NH+4 -N降解完全。当初始pH为7时,系统对NH+4 -N的平均去除速率最高,为5.45 mg·(L·d)−1;当pH增大至8时,反应器平均脱氮速率虽有所下降,但仍保持在5 mg·(L·d)−1左右。然而,当pH继续升至9时,NH+4 -N平均去除速率降至4.28 mg·(L·d)−1;当pH为6时,反应器的平均脱氮速率最低,仅为4 mg·(L·d)−1。不同pH条件下的脱氮速率之间均存在显著差异(p<0.05)。由此可见,反应器在中性和微碱性环境中能保持良好的脱氮速率,过高或过低的pH都会影响反应器对NO−3 -N的去除效果。在HE等[10]的研究中,厌氧甲烷氧化反硝化菌在pH为7.0~8.0时保持较高活性,在高pH(pH=9)及低pH(pH=6)时,其活性均会下降,pH=6时其活性最低。这与本实验的结论相似。NO−3 由于甲烷厌氧氧化的自养反硝化主要靠微生物的反硝化作用来实现,而各种微生物都有其生存适宜的pH范围,故当环境pH偏离适宜pH过多时,微生物的生长和繁殖就会受到影响,甚至死亡。环境中的pH主要通过3个方面限制微生物的反硝化过程。一是影响微生物胞外水解酶的活性并引起细胞膜上蛋白质的变性,从而影响微生物对物质的降解和吸收;二是通过影响膜的通透性并引起膜表面电荷性质的变化,进一步抑制细胞对物质的分解和吸收;三是影响营养物质的降解和吸收。其中,反硝化过程又由一系列的酶促反应组成,环境pH的变化会影响酶的离子化程度,改变蛋白质结构,从而影响酶的活性。当环境pH过高或过低时,酶也会失去活性[11]。因此,当pH为7~8时,系统反硝化速率良好,差别不大,但随着环境的初始pH增大到9或者减小至6时,反应器的平均脱氮效率也会随之下降。
由图3 (b)可知,系统初始pH对甲烷厌氧氧化的自养反硝化过程中亚硝氮的积累也会产生一定程度的影响。当pH为7和8时,系统
-N积累量较低;但随着pH升高至9时,NO−2 -N积累量也随之增加;而当pH减小至6时,反应过程中NO−2 -N质量浓度的峰值也较高。这可能是由于:在反应过程中,亚硝酸盐还原酶有迟缓期,而迟缓期的长短由驯化时间的长短和反应条件决定,如pH和营养物质浓度等,因此,不适宜的环境pH(pH<7或pH>8)会延长亚硝酸盐还原酶的迟缓期,从而造成NO−2 -N的积累[12]。另外,虽然系统处于酸性环境中的平均反硝化速率最低,但pH为6时NO−2 -N的积累量却比pH为9时要少。这可能是由于:NO−2 -N首先在硝酸盐还原酶的作用下被还原成NO−3 -N,然后在亚硝酸盐还原酶的作用下进一步被还原、降解。有研究表明,亚硝酸盐还原酶在中性和微碱性环境中活性最高,但在酸性环境中反应器的平均脱氮速率下降幅度比碱性环境中更大。因此,当初始pH为6的时候,由于系统反硝化效率低,并没有过多的NO−2 -N被还原成NO−3 -N。尽管此时亚硝酸盐还原酶活性较低,但由于NO−2 -N含量的减少,也使得反应器中没有过多的NO−2 -N积累。NO−2 2.4 微生物群落分析
2.4.1 微生物种群的多样性分析
对初始pH分别为6、7、8、9的摇瓶内污泥取样后进行高通量测序,分析其微生物种群多样性和群落结构。反映系统微生物种群丰度和多样性的各种指标可由样品的Alpha多样性分析得出,见表1。由表1可知,当相似度为97%时,4个样品中分别获得49 400、48 248、55 726和46 796条有效序列(Reads)。4个样品的Coverage值均大于0.99,这表明样品测序得到的序列可覆盖大部分的区域,测序深度能较好地代表4个样品中的微生物群落,结果可有效反映样品的真实状况。
表 1 不同pH下微生物Alpha多样性指数表Table 1. Microbial Alpha diversity index at different pH values样品编号 Reads OTUs Ace Chao Shannon Simpson Shannoneven Simpsoneven Coverage P1 49 400 738 869 881 3.86 0.063 5 0.584 0 0.065 09 0.997 P2 48 248 952 1 077 1 082 4.50 0.060 7 0.656 4 0.044 79 0.996 P3 55 726 965 1 076 1 087 4.84 0.023 1 0.704 3 0.021 35 0.997 P4 46 796 880 1 017 1 016 4.90 0.017 5 0.723 4 0.017 30 0.996 Ace和Chao指数可用来估计物种的丰度,数值越大说明微生物的丰度越高,微生物数目也就越多。由表1可知,这2组数据呈现相同的变化趋势,大小顺序均为P2≈P3>P4>P1。这表明在pH=7和pH=8的环境下,微生物丰度最高,微生物的数目也最多。然而,随着环境pH的增大或减小,系统内微生物的丰度均有所下降,并且在酸性环境下丰度最低。Shannon和Simpson指数能够代表测序样本的生物多样性,Shannon越大,Simpson越小,表明微生物的多样性越高,因此4个样品按多样性高低排序为P4>P3>P2>P1。Shannoneven与Simpsoneven指数为反映样品均匀度的指标,Shannoneven越大,Simpsoneven越小,表明微生物的均匀度越好。4个样本按均匀度高低排序为P4>P3>P2>P1。
另外,pH=7和pH=8的反应器微生物丰度最高,多样性及均匀度适中。这主要是由于中性和微碱性环境有利于微生物的生长繁殖,并且对微生物中功能菌的筛选作用强。随着pH的升高,微生物多样性和均匀度也越高,说明碱性环境可提高微生物的多样性和均匀度。
以上结果与图4中的稀释曲线和等级-丰度曲线所显示的结果相同,4个样品的稀释曲线最后都趋于平缓。这表明此次测序的取样合理,继续增加序列数只会产生少量的OTU,且从曲线中得到4个样品的OTU数目变化趋势与前述相同。等级-丰度曲线可用来表示微生物中物种丰度和物种均匀度2个方面的内容。其中,物种的丰度由水平方向曲线的宽度来反映,曲线在横轴上的范围越大,物种的丰富度就越高;而曲线的形状(平缓程度)反映了样本中群落的均匀度,曲线越平缓,物种分布越均匀。本结果表明,当pH=7和pH=8时,物种丰度较大,均匀度较好。
韦恩图可用来统计多个样本中所共有和独有OTU数量,能直观表达不同样品间物种的相似性。由图4 (c)所示,4个样品共获得了1 204个OTU,P1、P2、P3、P4所单独特有的OTU数分别为41、41、55和38,分别占总数的3.4%、3.4%、4.6%和3.2%。而4个样品共有的OTU数目为514,占各样品OTU总数的50%~70%。这说明不同pH下微生物物种的相似性较高,pH的改变并未使系统中微生物的种类发生太大变化。因此,不同条件下微生物仍具备一定的脱氮能力,而环境pH的改变可能引起系统中主要脱氮功能菌丰度的变化,从而导致脱氮效率的不同。
2.4.2 微生物群落结构分析
为进一步揭示pH对微生物群落的影响,分别在门、纲、属水平上分析了4个样品的微生物群落结构。图5显示了门水平的种群分布,4个样品中丰度最多的8个菌门分别是Proteobacteria(变形菌门)、Bacteroidetes(拟杆菌门)、Chloroflexi(绿弯菌门)、Planctomycetes(浮霉菌门)、Latescibacteria(匿杆菌门)、Firmicutes(厚壁菌门)、Acidobacteria(酸杆菌门)和Zixibacteria(河床菌门)。这些菌门总和在4个样品中占90%以上。其中,Proteobacteria在4个样品中所占比例最高,分别为47.58%、45.79%、38.89%和35.96%;其次是Bacteroidetes和Chloroflexi,Bacteroidetes在4个样品中占比分别28.12%、21.33%、22.76%和26.52%,Chloroflexi占比分别为4.73%、10.79%、15.61%和14.49%。钱祝胜等[13]在中空纤维膜反应器内富集的反硝化厌氧甲烷氧化菌群中,占优势的菌门依次为Chloroflexi(绿弯菌门)、Proteobacteria(变形菌门)、Planctomycetes(浮霉菌门)、Chlorobi(绿菌门)、Acidobacteria(酸杆菌门)、Bacteroidetes(拟杆菌门),与本研究中占优势的菌门相似。Proteobacteria和Bacteroidetes一直被认为是反硝化脱氮过程中最常见的自养反硝化微生物,这2种菌门包含各种类型的反硝化菌及甲烷氧化菌[14]。图5表明,在4个样品中,这2种菌门所占比例的总和差别不大,即各种pH环境下都具备一定的反硝化脱氮能力。在LUO等[15]构建的以甲烷作为电子供体去除地下水中硝酸盐的生物膜反应器中,Planctomycetes作为主要菌门被检出。Chloroflexi作为厌氧污泥中一种常见的复杂菌门[16],包含了好氧嗜热菌、厌氧光养菌、利用卤化物或有机物的厌氧微生物等多种微生物,并被认为能够参与自养反硝化过程。绿弯菌门细菌能够将多糖、蛋白质等大分子有机物分解为乙酸等低分子有机酸,这些产物又能够被产甲烷菌利用进行产甲烷作用[17-18]。由图5可知,当初始pH从6逐渐升高时,系统内Chloroflexi所占比例也有一定的增长,这表明环境pH对Chloroflexi有较强的选择作用,过酸的环境不利于它的增长繁殖。除以上4种菌门外,Firmicutes和Acidobacteria也被证明具有脱氮基因,具备相应的反硝化能力[19]。除以上所述的主要菌门外,其他如Synergistetes、Gracilibacteria、Gemmatimonadetes、Hydrogenedentes和Cyanobacteria等菌门微生物由于在样品中具有较低的丰度(<1%)而被归为“Other”类,但这些菌种也在系统反硝化脱氮的过程中发挥着作用[20-24]。总的来说,虽然初始pH会影响不同菌门的相对丰度,但系统中同时存在的多种与反硝化相关的微生物还是使得系统具有高效的脱氮性能。
图6显示了在纲水平上4个样品的菌群结构。由图6可知,系统中的主要优势菌纲为Gammaproteobacteria、Deltaproteobacteria、Bacterodia、Ignavibacteria、Anaerolineae和Alphaproteobacteria,这些菌纲总和占各个样品总数比例的70%以上。其中Gammaproteobacteria、Deltaproteobacteria和Alphaproteobacteria同属于变形菌门,在此前多项自养反硝化的研究中被证明具有去除硝酸盐的能力[19]。在pH=7和pH=8的环境下,Gammaproteobacteria在样品中所占比例分别为13.22%和12.58%;随着pH的增大或减小,其含量均有一定的增加,在pH=6时占比为26.02%,pH=9时占比为21.29%。而Deltaproteobacteria菌纲的占比随着pH的变化趋势与此相反,在4个样品中所占比例分别为14.44%、26.91%、14.50%和6.65%。这说明这2种菌纲存在一定的竞争关系,中性和弱碱性环境适合Deltaproteobacteria的生长繁殖,从而导致丰度增加,而Gammaproteobacteria适合在酸性和强碱性环境下生长,因此表现出相反的变化趋势。Alphaproteobacteria在4个样品中所占比例分别为7.05%、5.58%、11.77%和7.96%,其中,在初始pH为8时其丰度最高。以上3种菌纲具有反硝化能力,可利用甲烷氧化生成的甲醇将系统中的NO3−-N转化成N2;同时,某些菌纲中包含同时在甲烷厌氧氧化和反硝化过程中发挥作用的细菌,如Chitinophagaceae(Alphaproteobacteria菌纲)在甲烷厌氧氧化和反硝化过程中扮演重要角色[25]。同属于拟杆菌门的Bacterodia和Ignavibacteria菌纲也有相似的变化趋势,它们在4个样品中所占比例分别为24.43%、11.79%、9.57%、10.62%和3.12%、9.07%、12.91%、15.83%。由此可见,两者也可能存在一定的竞争关系,酸性条件下更利于Bacterodia的增长繁殖。Anaerolineae是一种典型的自养反硝化菌[26],它在4个样品中的相对丰度分别为4.05%、9.48%、12.83%和13.02%。这说明环境pH的增加有利于该菌纲的富集,在酸性环境下其含量最低,也与前文得出的在酸性环境下系统脱氮效果较差的结果相吻合。
初始pH的变化会引起系统内微生物在门、纲水平上的丰度变化,从而对微生物的群落结构变化产生了一定影响。为进一步了解环境pH对种群结构的影响,对4个样品中的物种进行了属水平上的分析,并挑选相对丰度最高的50个菌属作热图(图7)。
4个样品中的微生物在属水平的分布上也均存在相似性和差异性。具体来说,P1中相对丰度最高的10个菌属及其所占的比例分别为norank_f_Microscillaceae(15.07%)、norank_f__P3OB-42(12.57%)、unclassified_f__Methylophilaceae(10.10%)、Methylotenera(8.85%)、OLB12(7.81%)、Bacillus(3.71%)、norank_c__OM190(3.35%)、norank_c__Latescibacteria(2.94%)、norank_o__SJA-28(2.07%)、Phreatobacter(1.95%);P2中相对丰度最高的10个菌属及其所占的比例分别为norank_f__P3OB-42(24.09%)、norank_c__Latescibacteria(7.18%)、norank_o__SJA-28(6.70%)、OLB12(3.58%)、norank_f_BSV26(3.14%)、norank_f__Anaerolineaceae(2.94%)、norank_o__Bacteroidetes_VC2.1_Bac22 (2.61%)、norank_p__Zixibacteria (2.45%)、norank_f__Caldilineaceae (1.81%)、unclassified_f__Burkholderiaceae (1.77%);P3中相对丰度最高的10个菌属及其所占的比例分别为norank_f__P3OB-42 (9.88%)、norank_o__SJA-28 (7.30%)、Methylocystis (5.79%)、norank_f__Anaerolineaceae (5.12%)、norank_c__Latescibacteria (5.03%)、norank_f__BSV26 (3.19%)、norank_c__OM190(2.39%)、norank_f__Caldilineaceae (2.17%)、Sediminibacterium (2.16%)、norank_p__Zixibacteria (2.12%);P4中相对丰度最高的10个菌属及其所占比例分别为norank_o__SJA-28 (7.08%)、norank_f__BSV26 (6.37%)、norank_f__Anaerolineaceae (5.43%)、norank_c__Latescibacteria (4.13%)、Methylotenera (3.37%)、Ellin6067 (2.87%)、norank_f__SC-I-84 (2.81%)、norank_f__P3OB-42 (2.75%)、norank_f__AKYH767 (2.24%)、norank_o__Bacteroidetes_VC2.1_Bac22 (2.20%)。
由此可见,随着初始pH的变化,4个样品中微生物群落结构发生了较大变化,主要微生物菌属也有较大差异。其中,Methylocystis在初始pH为8的环境下有明显富集。Methylocystis是常见的甲烷氧化菌II型菌株,能以甲烷作为唯一碳源和能量来源,在大多数含有甲烷和氧气的环境中都被发现。同时,LAI等[27]也在以甲烷作为电子供体同步去除硝酸盐和溴酸盐的系统中发现了Methylocystis的存在,并且认为其在甲烷氧化、硝酸盐及溴酸盐的还原过程中发挥了重要作用。在本系统中,Methylocystis作为甲烷氧化菌,氧化甲烷生成甲醇,甲醇为硝氮及亚硝氮的还原提供电子进行反硝化反应脱氮,其对甲烷氧化及硝酸盐的还原均发挥重要作用。Methylotenera和未分类的Methylophilaceae同属于嗜甲基菌科,能利用甲醇作为碳源和能量来源,使其氧化分解[28]。LONG等[29]在关于甲烷作为电子供体还原六价铬和硝酸盐的研究中也发现了这2种微生物的存在。在初始pH为6的环境中,这2种微生物可得到大量富集。这可能是由于:在内部好氧的亚硝酸盐依赖型厌氧甲烷氧化途径中,酸性条件加快了甲烷被甲烷氧化菌氧化成甲醇的过程,从而使得Methylotenera和Methylophilaceae大量富集。Methylotenera和Methylophilaceae也是甲烷氧化菌,能利用O2将甲烷转化为甲醇。同时,生成的甲醇可用于反硝化脱氮。此外,norank_f__Anaerolineaceae属于Anaerolineaceae科,随着初始pH的增大,相对丰度也有所增加。Anaerolineaceae菌科被证明存在于许多以甲烷为电子供体的自养反硝化体系中[30],同时,这种丝状菌能为微生物的附着提供骨架[31],有利于微生物的生长繁殖。另外,还有诸如norank_o__SJA-28、norank_f__P3OB-42 、norank_c__Latescibacteria等菌属也在4个污泥样品中被检测出来。虽然有研究表明这些菌可在有硝酸盐负荷的环境中存在,但暂时还无法明确其能否参与甲烷厌氧氧化的自养反硝化过程,故还需进一步研究来证明。
虽然单一菌属的相对丰度随环境初始pH变化的差异较大,但除污性能是由系统内不同菌群、多种功能微生物间的相互协作实现的。不同pH下,污泥样品的微生物种群结构虽有所差别,但其大多具备甲烷氧化或反硝化能力,且不同初始pH下功能菌在整个系统中所占比例仍然较高,这也为甲烷厌氧氧化型反硝化工艺能在较广pH范围内维持可靠的脱氮效率奠定了微生物基础。
3. 结论
1)在CH4供应充足的情况下,系统具备良好的反硝化速率,且没有
-N的积累,而空白组几乎没有还原NO−2 -N的能力,表明经前期培养驯化的污泥能够以甲烷作为电子供体进行自养反硝化。NO−3 2)随着初始
-N质量浓度的升高,系统平均脱氮速率呈现先升高后下降的趋势,表明在一定范围内增加NO−3 -N质量浓度可提高系统反硝化速率,平均脱氮速率最高可达到4.28 mg·(L·d)−1;反应器内出现不同程度的NO−3 -N积累,当初始NO−2 -N质量浓度为50 mg·L−1时,NO−3 -N积累量达到峰值,为2.69 mg·L−1。NO−2 3)系统在不同pH环境下均具备一定的脱氮能力,而反硝化速率有所差异。在中性和弱碱性环境下,系统脱氮效果最优,脱氮速率最高可达5.45 mg·(L·d)−1。此时,
-N积累量最少,峰值仅为1.07 mg·L−1。当系统初始pH增大或减小,平均脱氮速率都会有所下降,且NO−2 -N积累量明显增加。NO−2 4)由微生物菌群分析结果可知,环境pH对微生物种群结构具有选择作用。在pH=7和pH=8时,系统内厌氧污泥微生物的丰度最高,物种多样性和均匀性适中;不同pH下,厌氧污泥内微生物群落的主要菌门为Proteobacteria和Bacteroidetes,在纲水平上,Gammaproteobacteria、Deltaproteobacteria、Bacterodia、Ignavibacteria和Anaerolineae为优势菌纲。在适宜的pH(pH=8)下,常见甲烷氧化菌Methylocystis大量富集。不同pH环境下均存在常见于许多以甲烷为电子供体的自养反硝化体系中的Anaerolineaceae,其具体功能有待进一步探究。
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表 1 样本的多样性指数统计表
Table 1. Statistical Table of Sample Diversity Index
样本 Shannon指数 ACE指数 Chao1指数 盖度 Simpson指数 H1 5.36 2930.14 2860.94 0.99 0.04 Y1 5.39 2699.78 2644.48 0.98 0.03 H2 6.00 3109.33 3102.02 0.99 6.3e-03 Y2 6.00 3026.31 2928.73 0.99 6.4e-03 H3 5.28 2678.70 2597.72 0.99 0.02 Y3 5.32 2899.24 2815.25 0.99 0.02 -
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