微氧耦合電化學(xué)強(qiáng)化污水厭氧消化的除碳脫氮

盧 艷,張鵬帥,2,張景新,*,何義亮,2

(1.上海交通大學(xué)中英國(guó)際低碳學(xué)院,上海 201306;2.上海交通大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,上海 200240)

厭氧消化技術(shù)被認(rèn)為是有機(jī)廢水處理與資源化的有效手段之一。然而,實(shí)際廢水成分復(fù)雜并同時(shí)含有C、N等有機(jī)污染物,使得傳統(tǒng)厭氧生物處理過(guò)程對(duì)有機(jī)廢水同步除碳脫氮的效率偏低。微生物電解池(MEC)是一種新型的有機(jī)廢水處理技術(shù),已被證實(shí)能夠提高厭氧消化產(chǎn)甲烷性能,并有效去除污水中有機(jī)組分,如糖類(lèi)、復(fù)雜性有機(jī)酸、腐植酸等[1]。MEC的電極表面可富集電活性微生物,從而刺激微生物種間電子轉(zhuǎn)移,提高厭氧甲烷產(chǎn)量[2]。但整個(gè)厭氧體系缺乏溶解氧(DO),硝化過(guò)程不易發(fā)生,因此,傳統(tǒng)厭氧生物過(guò)程以產(chǎn)甲烷為主,對(duì)脫氮的貢獻(xiàn)較低。研究[3]發(fā)現(xiàn),介入微量DO可提高厭氧消化的穩(wěn)定性。微好氧環(huán)境介于好氧和厭氧條件之間,DO質(zhì)量濃度為0.2～1 mg/L,在該條件下可允許利用不同氧類(lèi)型的微生物共存[4]。微氧條件下,好氧菌、厭氧菌及兼性好氧菌等微生物可在具有DO濃度梯度的生物絮體中生長(zhǎng)[4],從而實(shí)現(xiàn)有機(jī)污染物在單個(gè)反應(yīng)器中同時(shí)被去除。同時(shí),微氧條件下的高CODCr去除率、高沖擊負(fù)荷能力及較低的處理成本等優(yōu)點(diǎn)使之受到越來(lái)越多的關(guān)注[5]。因此,微氧介入有望加速厭氧體系脫氮[6],并且MEC可以通過(guò)電極提供的電子實(shí)現(xiàn)硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮的生物電化學(xué)反硝化[7]。然而,目前關(guān)于微氧介入鐵碳電化學(xué)體系的廢水厭氧處理的研究較少。

該研究采用微氧耦合鐵碳MEC的厭氧處理方法,考察微氧耦合電化學(xué)對(duì)體系C、N去除效果的影響,并采用16S rRNA高通量測(cè)序手段分析微氧對(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)及其變化規(guī)律的影響。

1 試驗(yàn)部分

1.1 試驗(yàn)裝置

本試驗(yàn)采用小試規(guī)模的污水處理反應(yīng)器,主要裝置為鐵碳MEC。反應(yīng)器由內(nèi)徑為58 mm、高為110 mm的玻璃圓筒組成,利用硅膠蓋子將反應(yīng)器瓶口密封,總體積為300 mL,有效運(yùn)行體積為200 mL。通過(guò)恒溫水浴加熱使運(yùn)行溫度維持在35 ℃,本試驗(yàn)采用半連續(xù)式進(jìn)料方式,外加電壓為0.6 V,利用空氣注射方式實(shí)現(xiàn)DO質(zhì)量濃度為0.84 mg/L的微氧環(huán)境。通過(guò)氣袋集氣法收集沼氣用于測(cè)量?？瞻捉M(C0)無(wú)電極加入,也無(wú)微氧介入。試驗(yàn)組包括3組反應(yīng)器,第一組為未加入微氧的鐵碳電化學(xué)反應(yīng)器(CC1),第二組為微氧介入的鐵碳電化學(xué)反應(yīng)器(FC1),第三組為微氧介入并將電極延長(zhǎng)2倍的鐵碳電化學(xué)反應(yīng)器(FC2)。其中,FC1和CC1的陰極為碳棒(直徑為7 mm、高為30 mm),陽(yáng)極為高純度鐵(厚度為0.3 mm、高度為27 mm)。FC2的鐵片厚度為0.3 mm、高為54 mm,碳棒直徑為7 mm、高為60 mm。連接陰極和陽(yáng)極的導(dǎo)電線(xiàn)間垂直距離為25 mm。

1.2 接種污泥與廢水

接種污泥取自污水處理廠厭氧污泥,種泥指標(biāo)如表1所示,每個(gè)反應(yīng)器接種100 mL種泥。試驗(yàn)以模擬廢水為待處理廢水,碳源為葡萄糖,進(jìn)水pH采用1.5 g/L NaHCO3緩沖溶液加以調(diào)控,維持pH值為7.3～7.5。試驗(yàn)分3階段進(jìn)行,第一階段無(wú)碳源投加(第0～26 d),第二階段投加的CODCr質(zhì)量濃度為100 mg/L (第27～39 d),第三階段投加的CODCr質(zhì)量濃度為750 mg/L(第40～52 d)。

表1 試驗(yàn)接種污泥指標(biāo)

1.3 常規(guī)指標(biāo)分析方法

厭氧消化液定期取樣,離心后取上清液經(jīng)聚醚砜(PES)濾膜針頭式過(guò)濾器(0.45 μm,上海泰坦科技股份有限公司,中國(guó))過(guò)濾后測(cè)定:CODCr測(cè)定采用快速消解分光光度法;TN采用過(guò)硫酸鉀消解法,在經(jīng)120 ℃消解后通過(guò)多參數(shù)水質(zhì)分析儀(LH-3BA,連華科技,中國(guó))內(nèi)置的總氮測(cè)定儀進(jìn)行濃度測(cè)定;氨氮采用納氏試劑分光光度法;采用已標(biāo)定的DO電極(DO-958-S,上海雷磁,中國(guó))測(cè)定體系DO濃度;采用氣相色譜儀(GC-2014,島津,日本)測(cè)定污水處理過(guò)程中產(chǎn)生的甲烷濃度。

1.4 微生物分析與電化學(xué)分析方法

選取第52 d樣品中的C0和FC2測(cè)定微生物群落組成,采用通用引物CCTACGGGNGGCWGCAG和GACTACHVGGGTATCTAATCC對(duì)16S rRNA基因的V3～V4對(duì)古菌和細(xì)菌分別進(jìn)行聚合酶鏈?zhǔn)椒磻?yīng)擴(kuò)增,利用Illumina MiSeq平臺(tái)進(jìn)行高通量測(cè)序。在試驗(yàn)第53 d運(yùn)用循環(huán)伏安掃描法檢測(cè)反應(yīng)器內(nèi)運(yùn)行體系的電化學(xué)活性。采用三電極體系,石墨棒為工作電極,鉑片為對(duì)電極,Ag/AgCl作參比電極,掃描電壓為-1～1 V,掃描速率為50 mV/s。

2 試驗(yàn)結(jié)果與討論

2.1 厭氧消化產(chǎn)甲烷及CODCr去除效果分析

甲烷產(chǎn)量和CODCr濃度變化如圖1和圖2所示。在階段I中,初始CODCr質(zhì)量濃度為3 681 mg/L,由于體系無(wú)外加碳源,FC2的CODCr降解率較空白組C0提高15%,較CC1和FC1分別提高10.63%和8.82%,表明在僅利用體系內(nèi)部碳源的條件下,FC2對(duì)內(nèi)部碳源的轉(zhuǎn)化率更高(46.31%)。由于空白組有機(jī)物消耗速率較慢,整個(gè)階段甲烷日產(chǎn)量變化較為平緩。對(duì)于試驗(yàn)組而言,加入微氧的鐵碳電化學(xué)組FC1可顯著提高甲烷產(chǎn)量,最大日甲烷產(chǎn)量分別是FC2、CC1、C0的1.06、4.07、3.48倍,表明微氧和外加電壓的共同作用可有效提高沼液中有機(jī)物的生物轉(zhuǎn)化和厭氧產(chǎn)甲烷效率。階段I結(jié)束后,開(kāi)始提高有機(jī)負(fù)荷,自27 d開(kāi)始每日向體系加入碳源100 mg/(L·d),階段Ⅱ中C0平均甲烷產(chǎn)量為4.24 mL/d,FC2較其他3類(lèi)反應(yīng)器達(dá)到最高平均甲烷產(chǎn)量(15.19 mL/d)。在階段Ⅲ中提高外加碳源量至750 mg/(L·d)。如圖1所示,階段Ⅲ末期(第52 d),FC1、FC2、CC1、C0的甲烷平均產(chǎn)量分別為47.74、58.17、9.85、7.43 mL/d,鐵碳電極電化學(xué)反應(yīng)器的產(chǎn)甲烷活性明顯優(yōu)于空白組C0,且FC2平均甲烷產(chǎn)量最大可提高至91.85 mL/d,是空白組的4.5倍。該結(jié)果表明,在提高有機(jī)負(fù)荷的情況下,鐵碳電化學(xué)體系對(duì)有機(jī)負(fù)荷的響應(yīng)能力仍然較好。FC1在階段Ⅲ的產(chǎn)甲烷能力明顯強(qiáng)于CC1,產(chǎn)生這一現(xiàn)象的可能原因是,在低DO濃度的兼性環(huán)境下,微生物的碳源利用及代謝調(diào)控能力均得到提升,許多缺氧和厭氧條件下的除碳反應(yīng)可以同步進(jìn)行[8],而低DO水平是實(shí)現(xiàn)亞硝酸型同步硝化反硝化的關(guān)鍵,微氧通過(guò)影響有機(jī)物的降解特性,可能構(gòu)成反硝化菌所需的缺氧微環(huán)境[9]。

圖1 甲烷產(chǎn)量變化

圖2 CODCr濃度變化

2.2 脫氮效果分析

電化學(xué)耦合厭氧消化處理過(guò)程中,主要通過(guò)TN和氨氮來(lái)反映有機(jī)底物的脫氮效果,圖3(a)為4類(lèi)反應(yīng)器的TN濃度隨運(yùn)行時(shí)間變化的情況,圖3(b)為4類(lèi)反應(yīng)器氨氮含量的變化情況。由圖3可知,在3個(gè)階段不同有機(jī)負(fù)荷條件下均表現(xiàn)出一定脫氮效果,而進(jìn)水CODCr濃度對(duì)脫氮效率具有較大影響。圖3(a)中,隨著進(jìn)水CODCr濃度逐漸增加,TN的去除率逐漸提高。該現(xiàn)象可能是階段I和階段Ⅱ碳源不足,導(dǎo)致氨氮去除率均低于40%。在低有機(jī)負(fù)荷條件下,鐵的投加量和微氧是影響脫氮效果的關(guān)鍵因素。經(jīng)分析可知,在階段I的第1～12 d中,FC2的平均每天脫氮率為2.68%,FC1脫氮率為1.94%,而CC1脫氮率為1.75%,該結(jié)果表明,在碳源不足的情況下,微氧對(duì)脫氮量的影響較為顯著。這一現(xiàn)象與許金龍[10]通過(guò)Fe(Ⅱ)促進(jìn)反硝化的試驗(yàn)結(jié)果類(lèi)似,該現(xiàn)象可能是由于微氧的介入保證了無(wú)外加碳源條件下硝化細(xì)菌的積累,加速還原態(tài)氮發(fā)生硝化作用,增加了陽(yáng)極鐵的電子受體,使得FC1、FC2脫氮效果有所提升。在階段Ⅱ中,不同體系的TN濃度較高,這與徐艷秋[11]關(guān)于污染水中TN的去除研究結(jié)果類(lèi)似,這可能是因?yàn)镃/N仍不能滿(mǎn)足反硝化作用的需求以至于硝態(tài)氮不斷積累,硝化作用強(qiáng)于反硝化作用,致使TN濃度出現(xiàn)升高趨勢(shì)。在階段Ⅲ中,有機(jī)負(fù)荷較高,各組氨氮去除率也均呈現(xiàn)連續(xù)上升趨勢(shì)。其中,C0、CC1、FC1、FC2去除率分別為61.9%、67.5%、73.8%、79.4%,可見(jiàn)FC2在該階段氨氮去除率上升趨勢(shì)最為明顯。該結(jié)果表明,進(jìn)水CODCr負(fù)荷提高至750 mg/(L·d)期間,微氧條件對(duì)TN去除率具有顯著影響。TN去除率顯著提升,FC2在整個(gè)階段中(階段I～Ⅲ)的TN去除率較FC1、CC1、C0提高5.8%、8.3%、18.1%。FC2、FC1較其他兩類(lèi)反應(yīng)器TN去除率最佳,可能的原因是硝化細(xì)菌對(duì)體系內(nèi)的微氧具有較高的親和力。與FC1相比,提高鐵的投加量,使得FC2氨氮去除率提高了5.8%,過(guò)程中可能涉及微氧氧化氨氮,形成的硝態(tài)氮通過(guò)氧化Fe(Ⅱ)轉(zhuǎn)化為氮?dú)?從而達(dá)到反硝化效果[2]。其中由于FC2體系具有更多的鐵含量,可以保證脫氮過(guò)程中Fe(Ⅱ)的供應(yīng)[12],而CC1沒(méi)有介入微氧,氨氮轉(zhuǎn)化的途徑有所限制,這是CC1的氨氮去除率低于其他兩類(lèi)電化學(xué)反應(yīng)器的潛在因素。

圖3 TN、氨氮變化

2.3 電化學(xué)特性分析

微氧耦合電化學(xué)反應(yīng)器中,主要利用微生物的電子傳遞過(guò)程來(lái)實(shí)現(xiàn)脫氮除碳,因此,對(duì)循環(huán)伏安曲線(xiàn)的電化學(xué)分析可知體系的電子轉(zhuǎn)移強(qiáng)度情況[11]。理論上,電極傳遞的電子通過(guò)數(shù)可根據(jù)封閉面積的大小來(lái)估計(jì),即電化學(xué)曲線(xiàn)封閉面積越大,電極的電容越大[13]。如圖4所示,利用Origin對(duì)峰面積數(shù)學(xué)積分處理,可得空白組C0的絕對(duì)峰面積SC0=0.001 25 V·A/cm2,而CC1的絕對(duì)峰面積SCC1=0.005 80 V·A/cm2,由此可知鐵碳電化學(xué)體系可提高體系中的電子傳遞強(qiáng)度。另外,可以發(fā)現(xiàn),FC1的絕對(duì)峰面積明顯高于C0。該結(jié)果表明,當(dāng)體系介入微氧時(shí),電子傳遞強(qiáng)度進(jìn)一步被提高,同時(shí)兼具更高的電子存儲(chǔ)容量,這為脫氮反應(yīng)提供較為充足的電子供體。對(duì)比FC1與CC1的峰面積可知,SFC1較SCC1僅高出0.000 45 V·A/cm2,說(shuō)明鐵碳電解池和微氧鐵碳電解池均具有較強(qiáng)的電子傳遞能力。當(dāng)提高鐵含量后,具有2倍鐵的微氧鐵碳電化學(xué)反應(yīng)器FC2表現(xiàn)出最佳的電子傳遞強(qiáng)度,SFC2=0.009 27 V·A/cm2,較SCC1提高了約59.8%,且FC2在E=-0.24 V處具有顯著的電致產(chǎn)甲烷電位峰[14]。由此可知,同等微氧條件下提高電解池中的鐵含量可有效增強(qiáng)體系的電子傳遞強(qiáng)度,從而促進(jìn)微生物之間的電子傳遞效率,強(qiáng)化水解發(fā)酵菌和產(chǎn)甲烷菌之間的種間電子傳遞,促進(jìn)厭氧發(fā)酵過(guò)程和甲烷的產(chǎn)生,從而實(shí)現(xiàn)除碳過(guò)程。FC2較FC1表現(xiàn)出突出還原峰(E=-0.249 3 V),具有更顯著的還原性,說(shuō)明適量提高鐵的含量能夠強(qiáng)化氨氮轉(zhuǎn)化的電子轉(zhuǎn)移能力,在該電化學(xué)體系中有助于還原亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮,提升了TN的處理性能。

圖4 循環(huán)伏安曲線(xiàn)對(duì)比

2.4 微生物群落組成分析

為了研究微氧介入的電化學(xué)體系在厭氧污水處理中的微生物群落結(jié)構(gòu),根據(jù)相對(duì)豐度基于門(mén)水平對(duì)C0和FC2進(jìn)行對(duì)比,各體系污水微生物群落結(jié)構(gòu)如圖5所示。其中厚壁菌門(mén) (Firmicutes)是最具優(yōu)勢(shì)的門(mén),擬桿菌門(mén)(Bacteroidetes)次之,在FC2中分別占比為62.51%、19.29%,較C0提高9.44%、2.46%。厚壁菌門(mén)的大部分菌是可降解各種揮發(fā)性脂肪酸的共生菌,并且Firmicutes還可產(chǎn)生一些產(chǎn)甲烷的前體,如乙酸鹽、丁酸鹽、氫氣和CO2,在厭氧消化器和活性污泥系統(tǒng)中經(jīng)常能夠檢測(cè)到丁酸這類(lèi)揮發(fā)性脂肪酸[15-16]。擬桿菌門(mén)是參與多糖降解功能最重要的菌群,Bacteroidetes可加速糖類(lèi)、蛋白質(zhì)和纖維素等大分子的水解和酸性發(fā)酵過(guò)程,其分泌的胞外水解酶可將有機(jī)物分解為可溶單體或二聚體[17]。FC2中Bacteroidetes相對(duì)豐度明顯高于C0的豐度,因此,微氧耦合鐵碳電化學(xué)體系有利于加速水解過(guò)程。

圖5 C0和FC2基于門(mén)水平的細(xì)菌相對(duì)豐度

圖6為C0和FC2的屬水平的微生物群落結(jié)構(gòu)分布。由圖6可知,FC2中的Petrimonas相對(duì)豐度為5.42%,明顯高于空白組C0(0.058%)。已有研究[18]證明,生物陰極上產(chǎn)氫細(xì)菌Petrimonas通過(guò)接受氫離子的生物化學(xué)方式產(chǎn)生氫氣和質(zhì)子,說(shuō)明FC2可能富集嗜氫型產(chǎn)甲烷菌。同時(shí),厭氧處理的過(guò)程中FC2的Lutispora豐度較C0提高1.24%,Lutispora是一種與Methanosarcina豐度呈正相關(guān)的菌屬[19],對(duì)蛋白質(zhì)物質(zhì)的降解具有重要作用。該結(jié)果表明微氧耦合鐵碳電化學(xué)體系可能提高M(jìn)ethanosarcina富集程度。

圖6 基于屬水平的微生物群落結(jié)構(gòu)分布

此外,Aminobacterium為氨化細(xì)菌菌屬,在厭氧環(huán)境中,其可以通過(guò)氨化反應(yīng)降解有機(jī)氮將其轉(zhuǎn)化為氨態(tài)氮。由圖6可知,介入微氧的鐵碳電化學(xué)系統(tǒng)中產(chǎn)氨菌Aminobacterium的相對(duì)豐度較C0降低2.7%,表明FC2反應(yīng)體系對(duì)Aminobacterium具有一定抑制作用。但前文研究表明,FC2的介入明顯提高了脫氮效率,表明微氧體系介入對(duì)脫氮效果提高的主要機(jī)制不是氨化作用,而是后續(xù)脫氮過(guò)程。屬水平范圍內(nèi)的反硝化菌屬Advenella豐度在FC2中(2.43%)明顯高于C0組(0.7%)也與該結(jié)論相符[20]。Advenella中具有可還原亞硝酸鹽的兼性好氧菌,在DO濃度較低且存在硝態(tài)氮的環(huán)境下,以有機(jī)物為電子供體發(fā)生反硝化作用[21]。電化學(xué)反應(yīng)器中的硝態(tài)氮可能經(jīng)陽(yáng)極氧化氨氮實(shí)現(xiàn)轉(zhuǎn)化,比如電化學(xué)活性菌Petrimonas將電子傳遞至陰極,還原體系中的硝態(tài)氮,在向反硝化菌提供亞硝酸鹽的過(guò)程中發(fā)揮重要作用[22]。

FC2和C0反應(yīng)器污泥基于屬水平的古菌由圖7所示。FC2的Methanosarcina相對(duì)豐度為43.26%,Methanomassiliicoccus相對(duì)豐度為5.35%,較C0提高4.69%。Methanomassiliicoccus是一種甲基營(yíng)養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌,在中溫條件下可利用甲醇、甲胺、二甲胺等甲基底物同氫氣結(jié)合產(chǎn)生甲烷[23]。其中,Methanothrix是各類(lèi)反應(yīng)器中另外一種優(yōu)勢(shì)菌屬。Methanothrix被認(rèn)為是主要利用乙酸進(jìn)行產(chǎn)甲烷活動(dòng)的菌屬[24]。由圖7可知,C0中的Methanothrix明顯富集,相對(duì)豐度約為FC2的1.45倍,試驗(yàn)組FC2中的優(yōu)勢(shì)菌群為Methanosarcina,豐度較C0提高17.76%。說(shuō)明微氧介入的鐵碳電化學(xué)體系可有效提高復(fù)合型產(chǎn)甲烷古菌Methanosarcina的豐度。該菌是一種多功能的產(chǎn)甲烷菌,包括可直接從電極吸收電子的菌種[25],其中的某些菌被認(rèn)為可通過(guò)Fe(0)析氫的方式利用氫氣[26],也可直接利用乙酸產(chǎn)甲烷[27]。整體而言,微氧介入的鐵碳電化學(xué)體系可富集具有多途徑產(chǎn)甲烷功能的菌群。

圖7 C0和FC2基于屬水平的古菌相對(duì)豐度

3 結(jié)論

微氧耦合鐵碳電化學(xué)體系顯著提高了有機(jī)廢水厭氧處理過(guò)程中的同步脫氮除碳效率。其中,在無(wú)外加碳源階段,原始沼液中CODCr去除率最高可達(dá)46.31%,相較空白組提高15%。在微氧介入的二倍鐵陽(yáng)極電化學(xué)體系當(dāng)中,氨氮去除效果最佳,脫氮率高達(dá)79.4%,TN的去除率相較空白組提高18.1%。介入微氧的鐵碳電化學(xué)體系改變了微生物群落結(jié)構(gòu)及產(chǎn)甲烷功能菌豐度,其中除碳相關(guān)功能菌群門(mén)水平內(nèi)Firmicutes、Bacteroidetes相對(duì)豐度為62.51%、19.29%,明顯高于對(duì)照組C0(提高了9.44%、2.46%),此外,與脫氮作用相關(guān)的微生物豐度也有所提高。