微氧耦合电化学强化污水厌氧消化的除碳脱氮

卢 艳,张鹏帅,2,张景新,*,何义亮,2

(1.上海交通大学中英国际低碳学院,上海 201306;2.上海交通大学环境科学与工程学院,上海 200240)

厌氧消化技术被认为是有机废水处理与资源化的有效手段之一。然而,实际废水成分复杂并同时含有C、N等有机污染物,使得传统厌氧生物处理过程对有机废水同步除碳脱氮的效率偏低。微生物电解池(MEC)是一种新型的有机废水处理技术,已被证实能够提高厌氧消化产甲烷性能,并有效去除污水中有机组分,如糖类、复杂性有机酸、腐植酸等[1]。MEC的电极表面可富集电活性微生物,从而刺激微生物种间电子转移,提高厌氧甲烷产量[2]。但整个厌氧体系缺乏溶解氧(DO),硝化过程不易发生,因此,传统厌氧生物过程以产甲烷为主,对脱氮的贡献较低。研究[3]发现,介入微量DO可提高厌氧消化的稳定性。微好氧环境介于好氧和厌氧条件之间,DO质量浓度为0.2～1 mg/L,在该条件下可允许利用不同氧类型的微生物共存[4]。微氧条件下,好氧菌、厌氧菌及兼性好氧菌等微生物可在具有DO浓度梯度的生物絮体中生长[4],从而实现有机污染物在单个反应器中同时被去除。同时,微氧条件下的高CODCr去除率、高冲击负荷能力及较低的处理成本等优点使之受到越来越多的关注[5]。因此,微氧介入有望加速厌氧体系脱氮[6],并且MEC可以通过电极提供的电子实现硝态氮和亚硝态氮的生物电化学反硝化[7]。然而,目前关于微氧介入铁碳电化学体系的废水厌氧处理的研究较少。

该研究采用微氧耦合铁碳MEC的厌氧处理方法,考察微氧耦合电化学对体系C、N去除效果的影响,并采用16S rRNA高通量测序手段分析微氧对微生物群落结构及其变化规律的影响。

1 试验部分

1.1 试验装置

本试验采用小试规模的污水处理反应器,主要装置为铁碳MEC。反应器由内径为58 mm、高为110 mm的玻璃圆筒组成,利用硅胶盖子将反应器瓶口密封,总体积为300 mL,有效运行体积为200 mL。通过恒温水浴加热使运行温度维持在35 ℃,本试验采用半连续式进料方式,外加电压为0.6 V,利用空气注射方式实现DO质量浓度为0.84 mg/L的微氧环境。通过气袋集气法收集沼气用于测量。空白组(C0)无电极加入,也无微氧介入。试验组包括3组反应器,第一组为未加入微氧的铁碳电化学反应器(CC1),第二组为微氧介入的铁碳电化学反应器(FC1),第三组为微氧介入并将电极延长2倍的铁碳电化学反应器(FC2)。其中,FC1和CC1的阴极为碳棒(直径为7 mm、高为30 mm),阳极为高纯度铁(厚度为0.3 mm、高度为27 mm)。FC2的铁片厚度为0.3 mm、高为54 mm,碳棒直径为7 mm、高为60 mm。连接阴极和阳极的导电线间垂直距离为25 mm。

1.2 接种污泥与废水

接种污泥取自污水处理厂厌氧污泥,种泥指标如表1所示,每个反应器接种100 mL种泥。试验以模拟废水为待处理废水,碳源为葡萄糖,进水pH采用1.5 g/L NaHCO3缓冲溶液加以调控,维持pH值为7.3～7.5。试验分3阶段进行,第一阶段无碳源投加(第0～26 d),第二阶段投加的CODCr质量浓度为100 mg/L (第27～39 d),第三阶段投加的CODCr质量浓度为750 mg/L(第40～52 d)。

表1 试验接种污泥指标

1.3 常规指标分析方法

厌氧消化液定期取样,离心后取上清液经聚醚砜(PES)滤膜针头式过滤器(0.45 μm,上海泰坦科技股份有限公司,中国)过滤后测定:CODCr测定采用快速消解分光光度法;TN采用过硫酸钾消解法,在经120 ℃消解后通过多参数水质分析仪(LH-3BA,连华科技,中国)内置的总氮测定仪进行浓度测定;氨氮采用纳氏试剂分光光度法;采用已标定的DO电极(DO-958-S,上海雷磁,中国)测定体系DO浓度;采用气相色谱仪(GC-2014,岛津,日本)测定污水处理过程中产生的甲烷浓度。

1.4 微生物分析与电化学分析方法

选取第52 d样品中的C0和FC2测定微生物群落组成,采用通用引物CCTACGGGNGGCWGCAG和GACTACHVGGGTATCTAATCC对16S rRNA基因的V3～V4对古菌和细菌分别进行聚合酶链式反应扩增,利用Illumina MiSeq平台进行高通量测序。在试验第53 d运用循环伏安扫描法检测反应器内运行体系的电化学活性。采用三电极体系,石墨棒为工作电极,铂片为对电极,Ag/AgCl作参比电极,扫描电压为-1～1 V,扫描速率为50 mV/s。

2 试验结果与讨论

2.1 厌氧消化产甲烷及CODCr去除效果分析

甲烷产量和CODCr浓度变化如图1和图2所示。在阶段I中,初始CODCr质量浓度为3 681 mg/L,由于体系无外加碳源,FC2的CODCr降解率较空白组C0提高15%,较CC1和FC1分别提高10.63%和8.82%,表明在仅利用体系内部碳源的条件下,FC2对内部碳源的转化率更高(46.31%)。由于空白组有机物消耗速率较慢,整个阶段甲烷日产量变化较为平缓。对于试验组而言,加入微氧的铁碳电化学组FC1可显著提高甲烷产量,最大日甲烷产量分别是FC2、CC1、C0的1.06、4.07、3.48倍,表明微氧和外加电压的共同作用可有效提高沼液中有机物的生物转化和厌氧产甲烷效率。阶段I结束后,开始提高有机负荷,自27 d开始每日向体系加入碳源100 mg/(L·d),阶段Ⅱ中C0平均甲烷产量为4.24 mL/d,FC2较其他3类反应器达到最高平均甲烷产量(15.19 mL/d)。在阶段Ⅲ中提高外加碳源量至750 mg/(L·d)。如图1所示,阶段Ⅲ末期(第52 d),FC1、FC2、CC1、C0的甲烷平均产量分别为47.74、58.17、9.85、7.43 mL/d,铁碳电极电化学反应器的产甲烷活性明显优于空白组C0,且FC2平均甲烷产量最大可提高至91.85 mL/d,是空白组的4.5倍。该结果表明,在提高有机负荷的情况下,铁碳电化学体系对有机负荷的响应能力仍然较好。FC1在阶段Ⅲ的产甲烷能力明显强于CC1,产生这一现象的可能原因是,在低DO浓度的兼性环境下,微生物的碳源利用及代谢调控能力均得到提升,许多缺氧和厌氧条件下的除碳反应可以同步进行[8],而低DO水平是实现亚硝酸型同步硝化反硝化的关键,微氧通过影响有机物的降解特性,可能构成反硝化菌所需的缺氧微环境[9]。

图1 甲烷产量变化

图2 CODCr浓度变化

2.2 脱氮效果分析

电化学耦合厌氧消化处理过程中,主要通过TN和氨氮来反映有机底物的脱氮效果,图3(a)为4类反应器的TN浓度随运行时间变化的情况,图3(b)为4类反应器氨氮含量的变化情况。由图3可知,在3个阶段不同有机负荷条件下均表现出一定脱氮效果,而进水CODCr浓度对脱氮效率具有较大影响。图3(a)中,随着进水CODCr浓度逐渐增加,TN的去除率逐渐提高。该现象可能是阶段I和阶段Ⅱ碳源不足,导致氨氮去除率均低于40%。在低有机负荷条件下,铁的投加量和微氧是影响脱氮效果的关键因素。经分析可知,在阶段I的第1～12 d中,FC2的平均每天脱氮率为2.68%,FC1脱氮率为1.94%,而CC1脱氮率为1.75%,该结果表明,在碳源不足的情况下,微氧对脱氮量的影响较为显著。这一现象与许金龙[10]通过Fe(Ⅱ)促进反硝化的试验结果类似,该现象可能是由于微氧的介入保证了无外加碳源条件下硝化细菌的积累,加速还原态氮发生硝化作用,增加了阳极铁的电子受体,使得FC1、FC2脱氮效果有所提升。在阶段Ⅱ中,不同体系的TN浓度较高,这与徐艳秋[11]关于污染水中TN的去除研究结果类似,这可能是因为C/N仍不能满足反硝化作用的需求以至于硝态氮不断积累,硝化作用强于反硝化作用,致使TN浓度出现升高趋势。在阶段Ⅲ中,有机负荷较高,各组氨氮去除率也均呈现连续上升趋势。其中,C0、CC1、FC1、FC2去除率分别为61.9%、67.5%、73.8%、79.4%,可见FC2在该阶段氨氮去除率上升趋势最为明显。该结果表明,进水CODCr负荷提高至750 mg/(L·d)期间,微氧条件对TN去除率具有显著影响。TN去除率显著提升,FC2在整个阶段中(阶段I～Ⅲ)的TN去除率较FC1、CC1、C0提高5.8%、8.3%、18.1%。FC2、FC1较其他两类反应器TN去除率最佳,可能的原因是硝化细菌对体系内的微氧具有较高的亲和力。与FC1相比,提高铁的投加量,使得FC2氨氮去除率提高了5.8%,过程中可能涉及微氧氧化氨氮,形成的硝态氮通过氧化Fe(Ⅱ)转化为氮气,从而达到反硝化效果[2]。其中由于FC2体系具有更多的铁含量,可以保证脱氮过程中Fe(Ⅱ)的供应[12],而CC1没有介入微氧,氨氮转化的途径有所限制,这是CC1的氨氮去除率低于其他两类电化学反应器的潜在因素。

图3 TN、氨氮变化

2.3 电化学特性分析

微氧耦合电化学反应器中,主要利用微生物的电子传递过程来实现脱氮除碳,因此,对循环伏安曲线的电化学分析可知体系的电子转移强度情况[11]。理论上,电极传递的电子通过数可根据封闭面积的大小来估计,即电化学曲线封闭面积越大,电极的电容越大[13]。如图4所示,利用Origin对峰面积数学积分处理,可得空白组C0的绝对峰面积SC0=0.001 25 V·A/cm2,而CC1的绝对峰面积SCC1=0.005 80 V·A/cm2,由此可知铁碳电化学体系可提高体系中的电子传递强度。另外,可以发现,FC1的绝对峰面积明显高于C0。该结果表明,当体系介入微氧时,电子传递强度进一步被提高,同时兼具更高的电子存储容量,这为脱氮反应提供较为充足的电子供体。对比FC1与CC1的峰面积可知,SFC1较SCC1仅高出0.000 45 V·A/cm2,说明铁碳电解池和微氧铁碳电解池均具有较强的电子传递能力。当提高铁含量后,具有2倍铁的微氧铁碳电化学反应器FC2表现出最佳的电子传递强度,SFC2=0.009 27 V·A/cm2,较SCC1提高了约59.8%,且FC2在E=-0.24 V处具有显著的电致产甲烷电位峰[14]。由此可知,同等微氧条件下提高电解池中的铁含量可有效增强体系的电子传递强度,从而促进微生物之间的电子传递效率,强化水解发酵菌和产甲烷菌之间的种间电子传递,促进厌氧发酵过程和甲烷的产生,从而实现除碳过程。FC2较FC1表现出突出还原峰(E=-0.249 3 V),具有更显著的还原性,说明适量提高铁的含量能够强化氨氮转化的电子转移能力,在该电化学体系中有助于还原亚硝态氮和硝态氮,提升了TN的处理性能。

图4 循环伏安曲线对比

2.4 微生物群落组成分析

为了研究微氧介入的电化学体系在厌氧污水处理中的微生物群落结构,根据相对丰度基于门水平对C0和FC2进行对比,各体系污水微生物群落结构如图5所示。其中厚壁菌门 (Firmicutes)是最具优势的门,拟杆菌门(Bacteroidetes)次之,在FC2中分别占比为62.51%、19.29%,较C0提高9.44%、2.46%。厚壁菌门的大部分菌是可降解各种挥发性脂肪酸的共生菌,并且Firmicutes还可产生一些产甲烷的前体,如乙酸盐、丁酸盐、氢气和CO2,在厌氧消化器和活性污泥系统中经常能够检测到丁酸这类挥发性脂肪酸[15-16]。拟杆菌门是参与多糖降解功能最重要的菌群,Bacteroidetes可加速糖类、蛋白质和纤维素等大分子的水解和酸性发酵过程,其分泌的胞外水解酶可将有机物分解为可溶单体或二聚体[17]。FC2中Bacteroidetes相对丰度明显高于C0的丰度,因此,微氧耦合铁碳电化学体系有利于加速水解过程。

图5 C0和FC2基于门水平的细菌相对丰度

图6为C0和FC2的属水平的微生物群落结构分布。由图6可知,FC2中的Petrimonas相对丰度为5.42%,明显高于空白组C0(0.058%)。已有研究[18]证明,生物阴极上产氢细菌Petrimonas通过接受氢离子的生物化学方式产生氢气和质子,说明FC2可能富集嗜氢型产甲烷菌。同时,厌氧处理的过程中FC2的Lutispora丰度较C0提高1.24%,Lutispora是一种与Methanosarcina丰度呈正相关的菌属[19],对蛋白质物质的降解具有重要作用。该结果表明微氧耦合铁碳电化学体系可能提高Methanosarcina富集程度。

图6 基于属水平的微生物群落结构分布

此外,Aminobacterium为氨化细菌菌属,在厌氧环境中,其可以通过氨化反应降解有机氮将其转化为氨态氮。由图6可知,介入微氧的铁碳电化学系统中产氨菌Aminobacterium的相对丰度较C0降低2.7%,表明FC2反应体系对Aminobacterium具有一定抑制作用。但前文研究表明,FC2的介入明显提高了脱氮效率,表明微氧体系介入对脱氮效果提高的主要机制不是氨化作用,而是后续脱氮过程。属水平范围内的反硝化菌属Advenella丰度在FC2中(2.43%)明显高于C0组(0.7%)也与该结论相符[20]。Advenella中具有可还原亚硝酸盐的兼性好氧菌,在DO浓度较低且存在硝态氮的环境下,以有机物为电子供体发生反硝化作用[21]。电化学反应器中的硝态氮可能经阳极氧化氨氮实现转化,比如电化学活性菌Petrimonas将电子传递至阴极,还原体系中的硝态氮,在向反硝化菌提供亚硝酸盐的过程中发挥重要作用[22]。

FC2和C0反应器污泥基于属水平的古菌由图7所示。FC2的Methanosarcina相对丰度为43.26%,Methanomassiliicoccus相对丰度为5.35%,较C0提高4.69%。Methanomassiliicoccus是一种甲基营养型产甲烷菌,在中温条件下可利用甲醇、甲胺、二甲胺等甲基底物同氢气结合产生甲烷[23]。其中,Methanothrix是各类反应器中另外一种优势菌属。Methanothrix被认为是主要利用乙酸进行产甲烷活动的菌属[24]。由图7可知,C0中的Methanothrix明显富集,相对丰度约为FC2的1.45倍,试验组FC2中的优势菌群为Methanosarcina,丰度较C0提高17.76%。说明微氧介入的铁碳电化学体系可有效提高复合型产甲烷古菌Methanosarcina的丰度。该菌是一种多功能的产甲烷菌,包括可直接从电极吸收电子的菌种[25],其中的某些菌被认为可通过Fe(0)析氢的方式利用氢气[26],也可直接利用乙酸产甲烷[27]。整体而言,微氧介入的铁碳电化学体系可富集具有多途径产甲烷功能的菌群。

图7 C0和FC2基于属水平的古菌相对丰度

3 结论

微氧耦合铁碳电化学体系显著提高了有机废水厌氧处理过程中的同步脱氮除碳效率。其中,在无外加碳源阶段,原始沼液中CODCr去除率最高可达46.31%,相较空白组提高15%。在微氧介入的二倍铁阳极电化学体系当中,氨氮去除效果最佳,脱氮率高达79.4%,TN的去除率相较空白组提高18.1%。介入微氧的铁碳电化学体系改变了微生物群落结构及产甲烷功能菌丰度,其中除碳相关功能菌群门水平内Firmicutes、Bacteroidetes相对丰度为62.51%、19.29%,明显高于对照组C0(提高了9.44%、2.46%),此外,与脱氮作用相关的微生物丰度也有所提高。