低溫下廢鐵屑對厭氧氨氧化系統(tǒng)的影響

李天皓,徐云翔,郭之晗,黃子川,劉文如,2*,沈耀良,2

低溫下廢鐵屑對厭氧氨氧化系統(tǒng)的影響

李天皓1,徐云翔1,郭之晗1,黃子川1,劉文如1,2*,沈耀良1,2

(1.蘇州科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,江蘇 蘇州 215009；2.江蘇省環(huán)境科學(xué)與工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 蘇州 215009)

考察了在低溫條件下(<20°C)廢鐵屑及其投加方式對厭氧氨氧化反應(yīng)器脫氮性能和微生物群落的影響.結(jié)果表明,當(dāng)廢鐵屑投加量為10g/L時(shí),直接(R2)和間接(R3)投加方式均會對厭氧氨氧化反應(yīng)造成短期抑制,總氮去除率分別降低4.7%和3.4%;30d連續(xù)運(yùn)行后,2組反應(yīng)器總氮去除率均提升至70%左右;反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行階段,R2的R(NO2--N與NH4+-N去除量之比)和R(NO3--N生成量與NH4+-N去除量之比)為1.57和0.22, R3的R和R為1.49和0.23,比R2更接近厭氧氨氧化反應(yīng)理論值.廢鐵屑在水中發(fā)生腐蝕,降低DO并提高pH值,且R2,R3污泥中鐵含量分別為對照組的1.64倍和1.93倍,廢鐵屑不僅改善了厭氧氨氧菌的生境,還滿足了其對鐵元素的需求.高通量測序結(jié)果顯示,在20～50d的運(yùn)行過程中, R1,R2,R3中優(yōu)勢厭氧氨氧化菌屬的相對豐度分別增加-1.05%,0.14%和0.96%,廢鐵屑的投加促進(jìn)了厭氧氨氧化菌在低溫下的生長,且間接投加促進(jìn)效果更為顯著.

厭氧氨氧化；低溫；廢鐵屑；投加方式；脫氮性能

與傳統(tǒng)生物脫氮工藝相比,厭氧氨氧化工藝在運(yùn)行過程中無需投加有機(jī)碳源,無需曝氣,大大節(jié)省了運(yùn)行成本[1-2].而厭氧氨氧化菌的最適溫度范圍為30～40℃,在工業(yè)生產(chǎn)中很難滿足其溫度需求,厭氧氨氧化菌在低溫下的低生長速率和長倍增時(shí)間,限制了厭氧氨氧化工藝的實(shí)際應(yīng)用[3].

鐵作為參與厭氧氨氧化菌生長和代謝過程的一種必需元素,與其電子傳遞息息相關(guān)[4-5].有研究表明,在厭氧氨氧化反應(yīng)器中投加含鐵物質(zhì)可以提高厭氧氨氧化菌活性,縮短厭氧氨氧化啟動(dòng)時(shí)間.Esra Erdim等[6]發(fā)現(xiàn)在投加nZVI后運(yùn)行310d的SBR反應(yīng)器中,厭氧氨氧化菌群占總菌群的比例達(dá)到91%～92%.Guo等[7]在厭氧氨氧化反應(yīng)器中投加100mg/L的mZVI后,厭氧氨氧化啟動(dòng)時(shí)間從96d縮短到87d.這些研究都基于厭氧氨氧化菌在其最適溫度下生長,而含鐵物質(zhì)的促進(jìn)效果在低溫下是否依然成立卻鮮少研究.

本文首次研究了低溫條件下廢鐵屑及其投加方式對厭氧氨氧化反應(yīng)器脫氮性能的影響,同時(shí)利用高通量測序技術(shù)分析污泥中微生物群落結(jié)構(gòu)的變化情況.旨在為低溫條件下鐵屑強(qiáng)化厭氧氨氧化工藝提供理論基礎(chǔ).

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行條件

本文采用3個(gè)SBR反應(yīng)器如圖1所示.反應(yīng)器均由有機(jī)玻璃制作,有效容積為1.0L.SBR反應(yīng)器由于其間歇排水的特性,對污泥具有良好的截留能力,可以有效避免厭氧氨氧化菌的流失[8].R1作為對照組,不投加廢鐵屑圖1(a),R2,R3作為實(shí)驗(yàn)組,R2將廢鐵屑直接投加于反應(yīng)器內(nèi)圖1(b),使其與污泥直接接觸,R3將廢鐵屑投加于反應(yīng)器之前串聯(lián)的一個(gè)血清瓶中圖1(c),使其與污泥間接接觸. 廢鐵屑的活化處理方法參考文獻(xiàn)[9].

圖1 實(shí)驗(yàn)裝置示意

1.2 接種污泥和模擬廢水

接種污泥取自連續(xù)攪拌(CSTR)厭氧氨氧化反應(yīng)器,該反應(yīng)器已穩(wěn)定運(yùn)行1年以上,具有較高的厭氧氨氧化活性.

模擬廢水主要含有NH4+-N和NO2--N以滿足厭氧氨氧化菌的生長需求,NH4+-N和NO2--N分別由NH4Cl和Na2NO2提供,濃度按需配制.NaHCO31000mg/L,KH2PO440mg/L, MgSO4·7H2O 100mg/L,微量元素I和微量元素II 1.0mL/L.微量元素I的成分:FeSO4·7H2O 5000mg/L,EDTA 5000mg/L;微量元素II的成分:ZnSO4·7H2O 430mg/L,CoCl2·6H2O 240mg/L,MnCl2·4H2O 990mg/L,CuSO4·5H2O 250mg/ L,NaMoO4·2H2O 220mg/L,NiCl2·6H2O 190mg/L, NaSeO4·10H2O 210mg/L,H3BO414mg/L,EDTA 15000mg/L.模擬廢水pH值調(diào)節(jié)在7.0～7.5.每次更換模擬廢水前先用氮?dú)獯得?以保證反應(yīng)體系在整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中處于厭氧狀態(tài).

1.3 分析及測試方法

水質(zhì)指標(biāo)測定方法均按照《水和廢水監(jiān)測分析方法》[10].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,pH值采用便攜式pH計(jì)測定,DO采用哈希便攜式溶解氧測定儀(HQ30d)測定.污泥中鐵含量采用火焰原子吸收光譜法,污泥中鐵價(jià)態(tài)采用XPS光譜分析表征.掃描電鏡觀察前,廢鐵屑的預(yù)處理方法參考文獻(xiàn)[11].

1.4 微生物分析

本文委托上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司(上海,中國)進(jìn)行微生物高通量測序及種群分析,利用細(xì)菌16S rRNA基因的V3-V4區(qū)通用引物 338F/806R,對上述步驟中提取的總DNA進(jìn)行PCR擴(kuò)增和純化,然后在Illumina測序平臺進(jìn)行MiSeq PE 300高通量測序,得到的原始圖像數(shù)據(jù)文件經(jīng)堿基識別分析轉(zhuǎn)化為原始測序序列.然后對各樣本數(shù)據(jù)的質(zhì)量進(jìn)行質(zhì)控過濾,得到各樣本有效數(shù)據(jù),之后再進(jìn)行OTU聚類分析和物種分類學(xué)分析.相關(guān)圖表采用Origin 2021和R語言進(jìn)行繪制.

2 結(jié)果與討論

2.1 不同投加方式對反應(yīng)器脫氮效能的影響

3個(gè)反應(yīng)器溫度及出水氮素濃度變化如圖2所示.為避免反應(yīng)器運(yùn)行初期高濃度的NO2--N對微生物產(chǎn)生毒害作用[12],前10d內(nèi)進(jìn)水NH4+-N和NO2--N濃度分別維持在50和60mg/L左右,并且整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中只通過增加進(jìn)水NH4+-N和NO2--N濃度提高反應(yīng)器運(yùn)行負(fù)荷.

接種初期測得3個(gè)反應(yīng)器出水NH4+-N濃度持續(xù)升高,這主要由于進(jìn)水中未含有有機(jī)物,部分異養(yǎng)微生物因缺乏碳源發(fā)生細(xì)胞自溶,釋放出了少量的NH4+-N[13].第12d開始,3個(gè)反應(yīng)器中出水NO2--N濃度接近0,且測得出水中開始有NO3--N的積累,這可能是因?yàn)榻臃N污泥中殘存的反硝化菌以微生物死亡釋放的有機(jī)物為底物進(jìn)行反硝化作用,去除了部分NO2--N[14].這一時(shí)期,3個(gè)反應(yīng)器總氮去除率的提高是硝化菌,反硝化菌與厭氧氨氧化菌共同作用的結(jié)果.

在10d～20d內(nèi),出水NH4+-N和NO2--N濃度開始同步下降,并且出水NO3--N的積累量也保持穩(wěn)定.第20d時(shí)3個(gè)反應(yīng)器的脫氮效能趨于穩(wěn)定,以不同投加方式向反應(yīng)器中投加經(jīng)預(yù)處理的廢鐵屑,投加量為10g/L.投加廢鐵屑后R2出水NH4+-N和NO2--N濃度迅速上升,總氮去除率比對照組R1降低15.2%; R3出水氮素濃度未觀察到明顯變化.第24d時(shí), R2出水NH4+-N,NO2--N濃度分別為44.43和34.25mg/ L,R3出水NH4+-N,NO2--N的濃度分別為25.83和20.69mg/L,R2,R3的總氮去除率分別降低至32.7%和52.1%.從第32d開始,R2出水氮素濃度開始下降,然而并不能恢復(fù)至原有水平,觀察到反應(yīng)器內(nèi)污泥表觀上的紅色也逐漸褪去.與之對應(yīng)的是R3的脫氮性能進(jìn)一步提升,出水NH4+-N和NO2--N濃度明顯低于對照組,這可能是由于R3反應(yīng)器中厭氧氨氧化菌逐漸適應(yīng)了環(huán)境,表現(xiàn)出較好的厭氧氨氧化活性.

38d時(shí)環(huán)境溫度驟降,3個(gè)反應(yīng)器均出現(xiàn)了嚴(yán)重失穩(wěn)現(xiàn)象,表現(xiàn)在出水NH4+-N和NO2--N濃度急劇升高.R2總氮去除率下降最為明顯,最低降至13.8%, R3總氮去除率則下降至29.8%,略優(yōu)于對照組R1的28.9%,R2抗沖擊能力明顯較差.一方面與反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化菌含量有關(guān),另一方面長期直接接觸廢鐵屑可能會影響厭氧氨氧化菌的活性.溫度是影響厭氧氨氧化反應(yīng)的關(guān)鍵因素,特別是在環(huán)境溫度低于15°C時(shí),厭氧氨氧化活性會顯著降低[15],低溫下厭氧氨氧化脫氮系統(tǒng)對鐵的需求量也不同.然而低溫對厭氧氨氧化菌的抑制是可逆的,隨著環(huán)境溫度的升高,污泥活性逐漸恢復(fù),3個(gè)反應(yīng)器脫氮效能逐漸提高.

區(qū)別于已有研究[6,16-18],向厭氧氨氧化反應(yīng)器中投加鐵基材料如廢鐵屑短期內(nèi)不但未對厭氧氨氧化菌的活性有提升作用,反而抑制了其厭氧氨氧化活性,且廢鐵屑直接接觸污泥產(chǎn)生的抑制作用明顯強(qiáng)于間接接觸.廢鐵屑在水中能夠緩慢而持久地釋放鐵離子,而低溫下厭氧氨氧化菌對鐵離子的需求發(fā)生變化[19],當(dāng)鐵離子的生成量大于微生物的吸收量時(shí),反應(yīng)器內(nèi)出現(xiàn)鐵離子大量累積.過量的鐵離子會富集在菌種表面及內(nèi)部,對微生物產(chǎn)生毒害作用,導(dǎo)致細(xì)胞不能正常的進(jìn)行生長代謝,最終導(dǎo)致系統(tǒng)的脫氮性能下降[20].經(jīng)過30d的連續(xù)運(yùn)行,R3的氮去除效果逐步提升并優(yōu)于未投加廢鐵屑的對照組,間接投加的廢鐵屑在長期運(yùn)行中表現(xiàn)出對厭氧氨氧化菌活性提升的促進(jìn)效果,這與Wang等[17]的研究成果相類似.

2.2 不同投加方式對化學(xué)計(jì)量比的影響

化學(xué)計(jì)量比是衡量厭氧氨氧化反應(yīng)的一個(gè)重要參數(shù),通常用于判斷是否發(fā)生厭氧氨氧化反應(yīng)[21].由式1可知,R(NO2--N與NH4+-N去除量之比)和R(NO3--N生成量與NH4+-N去除量之比)分別為1.32和0.26.一般來說當(dāng)實(shí)驗(yàn)所得化學(xué)計(jì)量比接近1:1.32:0.26時(shí),反應(yīng)器中即發(fā)生厭氧氨氧化反應(yīng).

NH4++1.32NO2-+0.066HCO3-+0.13H+→

1.02N2+0.26NO3-+0.066CH2O0.5N0.15+2.03H2O (1)

接種初期由于反應(yīng)器中發(fā)生細(xì)胞自溶現(xiàn)象和反硝化作用[22],R和R與理論值相差較大,R2,R3中R甚至超過2.經(jīng)過20d的培養(yǎng)馴化后,厭氧氨氧化菌活性開始提升,3個(gè)反應(yīng)器中R和R均開始接近理論值.投加的廢鐵屑在水中會氧化產(chǎn)生鐵離子,生成的鐵離子可能會作為電子供體或電子受體被微生物利用,參與到系統(tǒng)的脫氮過程中[23],因此導(dǎo)致了R2, R3中R的波動(dòng).此外張蕾等[24]研究發(fā)現(xiàn)在系統(tǒng)中添加過量的Fe2+后,厭氧氨氧化反應(yīng)消耗的NH4+-N多于理論值,這也會導(dǎo)致R的波動(dòng).值的注意的是,從第31d開始,R2的R嚴(yán)重偏離理論值,結(jié)合其脫氮過程,這段時(shí)間內(nèi)R2的出水NH4+-N濃度持續(xù)增加,可能的原因是環(huán)境溫度的大幅降低嚴(yán)重影響了厭氧氨氧化菌的活性.與此同時(shí)R1,R3中的厭氧氨氧化菌趨于成熟,R比較穩(wěn)定,與理論值接近,這可能由于厭氧氨氧化菌適應(yīng)了環(huán)境從而得到富集,厭氧氨氧化反應(yīng)已成為系統(tǒng)的主導(dǎo)地位[25].

R1,R2,R3的平均化學(xué)計(jì)量比在整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間分別為1:1.39:0.24,1:1.57:0.22和1:1.49:0.23,均接近理論比1:1.32:0.26,表明反應(yīng)器中厭氧氨氧化反應(yīng)占主導(dǎo)地位[26].投加廢鐵屑后,由于厭氧氨氧化菌和其他脫氮功能菌的協(xié)同作用使得R2和R3的R增大,同時(shí)電解產(chǎn)生的鐵離子參與反硝化過程還原NO2--N或NO3--N,使得R略低于理論值[27].

圖3 厭氧氨氧化化學(xué)計(jì)量比變化

2.3 不同投加方式對反應(yīng)器中DO,pH值的影響

投加的廢鐵屑可能會影響反應(yīng)器中DO和pH值的變化,他們是影響微生物活性的重要因素.

整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中3個(gè)反應(yīng)器中的DO變化如圖4所示.R2,R3中的DO均低于對照組R1,這主要是由于廢鐵屑腐蝕會消耗水中的溶解氧.R2,R3的溶解氧維持在0.2～0.3mg/L,而R1的溶解氧則超過0.3mg/L.在較高的DO水平下,不僅厭氧氨氧化菌的活性會受到抑制,而且亞硝酸鹽氧化菌(NOB)會與厭氧氨氧化菌競爭底物,導(dǎo)致厭氧氨氧化菌脫氮效能的下降.因此,在系統(tǒng)中投加適量的廢鐵屑可以消耗隨進(jìn)水帶入的O2,維持厭氧氨氧化菌所需的厭氧環(huán)境.

圖4 反應(yīng)器中DO和pH值變化

圖4顯示了3個(gè)反應(yīng)器在整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中的pH值的變化情況.根據(jù)厭氧氨氧化反應(yīng)方程式(1),厭氧氨氧化反應(yīng)是一個(gè)消耗酸的過程,反應(yīng)器中H+不斷消耗導(dǎo)致pH值的增加,因此反應(yīng)器出水pH值理論上應(yīng)該高于進(jìn)水pH值,這與實(shí)驗(yàn)結(jié)果相一致.前13d內(nèi)3個(gè)反應(yīng)器中厭氧氨氧化反應(yīng)不占主導(dǎo)地位,pH值不穩(wěn)定且波動(dòng).廢鐵屑投加進(jìn)反應(yīng)器后在水中發(fā)生氧化,如式(2)和(3),產(chǎn)生少量OH-釋放到水體,R2, R3中的pH值增加至8.0左右,明顯高于對照組R1,并在隨后的20d內(nèi)始終維持在高水平.厭氧氨氧化反應(yīng)的最適pH值范圍為7.8～8.1,高pH值條件下反應(yīng)器中游離氨濃度的增加會抑制厭氧氨氧化菌的活性[28],這為R2脫氮性能的下降提供了解釋.第38d開始,R2,R3的pH值開始下降,并逐漸接近對照組R1,推測是由于廢鐵屑在水中氧化生成的氧化鐵逐漸覆蓋在表面,阻礙了廢鐵屑的進(jìn)一步氧化.此推測在廢鐵屑的結(jié)構(gòu)變化部分得到進(jìn)一步證實(shí).

Fe0+2H2O→H2+Fe2++2OH(2)

2.82Fe0+NO3-+0.75Fe2++2.25H2O→

NH4++1.19Fe3O4+0.5OH-(3)

2.4 污泥中鐵含量和廢鐵屑的結(jié)構(gòu)變化

實(shí)驗(yàn)結(jié)束后取各反應(yīng)器中污泥測定鐵含量,R1, R2,R3分別測得37.97,62.50和73.26mg/L.由于進(jìn)水中含有微量元素FeSO4·7H2O,因此在對照組R1中也檢測出有鐵.R2,R3中污泥內(nèi)鐵元素含量明顯高于對照組,分別為對照組的1.64倍和1.93倍,這表明廢鐵屑在水中釋放出的鐵離子被厭氧氨氧化菌吸收利用.厭氧氨氧化菌在很大程度上依賴含鐵的蛋白質(zhì)來保存能量,厭氧氨氧化菌富集培養(yǎng)物的鮮紅色正反映了這種高含量的血紅素鐵[29].R3中污泥內(nèi)鐵含量較大的原因可能是由于厭氧氨氧化菌活性較高,表現(xiàn)出對鐵元素較大的需求量.

廢鐵屑在投加到反應(yīng)器前如圖5(a)所示,顏色呈黑褐色,片狀結(jié)構(gòu).實(shí)驗(yàn)結(jié)束后取出R2反應(yīng)器內(nèi)剩余的廢鐵屑,發(fā)現(xiàn)部分廢鐵屑表面覆蓋著一層污泥,如圖5(b)所示.與投加到反應(yīng)器之前相比,外觀發(fā)生較大的變化,表面顏色由之前的黑褐色轉(zhuǎn)變?yōu)榧t色且質(zhì)地疏松,這可能是由于廢鐵屑在反應(yīng)器內(nèi)發(fā)生氧化反應(yīng)所致.

圖5 反應(yīng)前后廢鐵屑照片

為進(jìn)一步觀察廢鐵屑的結(jié)構(gòu)變化,對反應(yīng)前后的廢鐵屑進(jìn)行掃描電鏡分析.如圖6(a)所示,投加進(jìn)反應(yīng)器前的廢鐵屑成片狀,其表面不光滑且存在許多溝壑狀紋路.這大幅增加了廢鐵屑的比表面積,這些溝壑有利于微生物附著在上面.圖6(b)為實(shí)驗(yàn)結(jié)束后從R2中取出的廢鐵屑,可以清晰觀察到大量球狀菌附著在鐵屑表面及溝壑處,如圖6(c).還可以發(fā)現(xiàn)球狀菌之間相互聚集連接緊密,這可能是由于面對低溫及高濃度鐵離子的惡劣環(huán)境,菌種產(chǎn)生了更多的EPS以保護(hù)自身免受外界環(huán)境的影響.從圖中還可以看到有許多板形的次生礦物,推測是反應(yīng)生成的氧化物,這些氧化物的形成可能會阻礙廢鐵屑釋放鐵離子.

圖6 反應(yīng)前后廢鐵屑SEM照片

為進(jìn)一步分析廢鐵屑對污泥的影響,使用XPS光譜對R1,R2,R3反應(yīng)器厭氧氨氧化污泥進(jìn)行分析,結(jié)果見表1、圖7.

表1 污泥樣品中鐵元素的結(jié)合能和原子數(shù)分?jǐn)?shù)

圖7(a)為3個(gè)反應(yīng)器中污泥樣品的全譜掃描,可以清晰地看到微生物組成的C1s,O1s以及Fe2p的峰位置,證實(shí)了R1,R2和R3反應(yīng)器的污泥均存在鐵元素.圖7(b)(c)(d)分別為3個(gè)反應(yīng)器中污泥樣品的Fe 2p高分辨光譜,可以看到在R1,R2,R3污泥樣品中,位于711.1～712.1eV處有較為明顯的特征峰,這說明被厭氧氨氧化菌代謝利用的鐵離子大多數(shù)為三價(jià)[30].除此之外,可以較為明顯地觀察到實(shí)驗(yàn)組R2,R3的峰面積大于對照組R1,說明R1中鐵元素含量較少,這也表明了在投加廢鐵屑后,反應(yīng)器中的厭氧氨氧化菌吸收利用了其電解生成的鐵離子. 低溫下厭氧氨氧化污泥對鐵元素表現(xiàn)出更大的需求量[31],可以通過投加鐵基材料如廢鐵屑進(jìn)行補(bǔ)充.其原理仍基于零價(jià)鐵腐蝕的作用過程,所以不同的投加方式不會影響厭氧氨氧化菌對鐵元素的代謝利用.

Fig7 XPS spectra of the anammox sludge

2.5 不同投加方式微生物群落組成的影響

對反應(yīng)器內(nèi)第20d和第50d的污泥樣品進(jìn)行高通量測序分析,將微生物檢測相對豐度>1%的菌門作為主要菌門,運(yùn)行過程中微生物門水平組成如圖8所示.

6組微生物群落中共發(fā)現(xiàn)11個(gè)主要菌門,分別為綠彎菌門,變形菌門,擬桿菌門,放線菌門,酸桿菌門,浮霉菌門, Patescibacteria,硝化螺旋菌門, Myxococcota,芽單孢菌門,Firmicutes.姚芳等[32]在膨脹污泥顆粒床反應(yīng)器中分別接種不同來源的污泥啟動(dòng)厭氧氨氧化工藝,其高通量測序結(jié)果表明綠彎菌門,變形菌門和擬桿菌門均為反應(yīng)器中的優(yōu)勢菌門,結(jié)果與本文一致.綠彎菌門廣泛存在于厭氧氨氧化系統(tǒng)中,是一種兼性厭氧微生物,有助于建立一個(gè)嚴(yán)格的厭氧環(huán)境,閆冰等[33]在厭氧氨氧化反應(yīng)器中也發(fā)現(xiàn)了相對豐度較大的綠彎菌門.Kindaichi等[34]發(fā)現(xiàn)綠彎菌門可以分解利用死亡的厭氧氨氧化細(xì)菌,它們的絲狀結(jié)構(gòu)還有利于生物膜的形成,可見綠彎菌門在厭氧氨氧化系統(tǒng)中發(fā)揮著重要作用.3個(gè)反應(yīng)器中綠彎菌門的相對豐度隨運(yùn)行時(shí)間有所下降,可能是由于反應(yīng)器避光放置導(dǎo)致光照不足.一般而言,與氮素轉(zhuǎn)化相關(guān)的功能菌所屬菌群主要為變形菌門和擬桿菌門[35],它們的相對豐度在整個(gè)運(yùn)行過程中有較為明顯的提高,而脫氮功能菌的變化導(dǎo)致了3個(gè)反應(yīng)器間氮素去除的差異.厭氧氨氧化菌是一類細(xì)菌,均屬于浮霉菌門.3個(gè)反應(yīng)器20d時(shí)浮霉菌門的相對豐度均較小,分別為6.46%,4.06%和4.63%,主要是由于在接種污泥中該門所占比例較小且厭氧氨氧化菌增殖速度較慢.反應(yīng)器連續(xù)運(yùn)行50d后,R1中浮霉菌門豐度降低至4.90%,下降了24.1%;R2中浮霉菌門豐度上升至4.43%,增加了9.1%;R3中浮霉菌門豐度上升至6.19%,增加了33.7%.厭氧氨氧化菌在低溫環(huán)境下活性受到抑制,生長速度緩慢,導(dǎo)致了R1中浮霉菌門相對豐度的減少,而投加廢鐵屑的R2,R3中浮霉菌門豐度均得到不同程度的提高,因此可以認(rèn)為投加鐵基材料如廢鐵屑可以促進(jìn)厭氧氨氧化菌的富集[36].而兩種投加方式相比,間接投加方式的促進(jìn)效果更為明顯.

圖8 污泥樣品中門水平優(yōu)勢菌分布

圖9 污泥中屬水平優(yōu)勢菌分布

將微生物檢測相對豐度>1%的菌屬作為主要分析對象,運(yùn)行過程中優(yōu)勢菌屬水平分布如圖9所示.反應(yīng)器中厭氧氨氧化菌主要菌屬為,其相對豐度占了浮霉菌門的50%以上.運(yùn)行50d后,R1中相對豐度由3.55%下降至2.50%,R2由2.25%上升至2.39%,R3由3.04%上升至4.00%.廢鐵屑的加入在一定程度上提高了在菌群中的相對豐度,低溫條件下間接投加組的促進(jìn)效果優(yōu)于直接投加組.同時(shí),在R2和R3中可以觀察到有較為明顯的增長.有研究[37]指出可以幫助厭氧氨氧化菌免受外界惡劣環(huán)境的干擾,保護(hù)厭氧氨氧化菌的活性,由此推測投加的廢鐵屑導(dǎo)致了相對豐度的提高.此外亞硝酸鹽氧化細(xì)菌如,反硝化菌如等脫氮功能菌的相對豐度也有不同程度的增加.由此可見,投加的廢鐵屑可以改善厭氧氨氧化的生境,促進(jìn)脫氮功能菌的生長,改變微生物群落中種群相對豐度,但始終沒有改變作為厭氧氨氧化菌的優(yōu)勢功能菌屬.

3 結(jié)論

3.1 低溫(<20℃)條件下,當(dāng)廢鐵屑投加量為10g/L時(shí),直接和間接投加方式均會對厭氧氨氧化菌造成短期抑制;30d連續(xù)運(yùn)行后,間接投加方式對厭氧氨氧化脫氮性能表現(xiàn)出促進(jìn)作用,與對照組相比, NH4+-N和總氮去除率分別提高10.1%和4.0%.

3.2 廢鐵屑在水中電解,調(diào)節(jié)系統(tǒng)DO和pH值,改善了厭氧氨氧菌的生境;同時(shí),釋放鐵離子,為厭氧氨氧化菌提供鐵元素.

3.3為優(yōu)勢厭氧氨氧化菌屬,廢鐵屑的投加促進(jìn)了厭氧氨氧化菌的生長,其中間接投加促進(jìn)效果更為顯著,未投加,直接和間接投加廢鐵屑的反應(yīng)器中的相對豐度分別增加-1.05%,0.14%和0.96%.

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Effect of iron scraps on anammox systems at low temperature.

LI Tian-hao1, XU Yun-xiang1, GUQ Zhi-han1, HUANG Zi-chuan1, LIU Wen-ru1,2*, SHEN Yao-liang1,2

(1.School of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China；2.Jiangsu Provincial Key Laboratory of Environmental Science and Engineering, Suzhou 215009, China)., 2022,42(4)：1688～1695

The effects of iron scraps addition and its dosing methods on the nitrogen removal performance and microbial community of anaerobic ammonia oxidation(anammox)reactors were investigated at low temperature (<20°C). The results showed that when the dosage of iron scraps was 10g/L, both the direct (R2) and indirect (R3) dosing methods caused short-term inhibition of anammox bacteria. Consequently, the total nitrogen removal effieiency reduced by 4.7% and 3.4%, respectively. The total nitrogen removal effieiency of the control group (R1), R2 and R3 all reached to about 70% after 30 days of continuous operation. During the stable operation,R(the ratio of NO2--N removal to NH4+-N removal) andR(the ratio of NO3--N generation to NH4+-N removal) of R2 were 1.57 and 0.22,RandRof R3 were 1.49 and 0.23, which were closer to the theoretical value of anammox than R2. The decrease of DO concentration and the increase of pH was observed likely due to the corrosion of iron scraps in the water. The iron concentration of sludge in R2 and R3 was 1.64 times and 1.93 times higher than that of in control reactor. These results suggested that the iron scraps addition not only improved the living habitats, but also supplyed iron for anammox bacteria. High-throughput sequencing results showed that during the 20～50days operation, the relative abundance of the dominant anammox bacteriain R1, R2, and R3 increased by -1.05%, 0.14%, and 0.96%, respectively. This indicated that the addition of iron scraps promoted the growth of anammox bacteria at low temperature, while the enhancment was more obvious with the indirect addition of iron scraps.

anaerobic ammonia oxidation(anammox)；low temperature；iron scraps；dosing methods；nitrogen removal performance

X703

A

1000-6923(2022)04-1688-08

李天皓(1997-),男,江蘇南通人,碩士研究生,研究方向?yàn)樗廴究刂乒こ?發(fā)表論文1篇.

2021-09-03

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51808367);城市生活污水資源化利用技術(shù)國家地方聯(lián)合工程實(shí)驗(yàn)室開放課題資助項(xiàng)目(2018KF05);江蘇省研究生創(chuàng)新計(jì)劃資助項(xiàng)目(KYCX20_2778)

*責(zé)任作者, 副教授, liuwenru1987@126.com