進(jìn)水碳氮比對(duì)脫氮污泥羥胺氧化酶活性及N2O產(chǎn)生的影響

魏旖旎,何志仙,袁林江

?

進(jìn)水碳氮比對(duì)脫氮污泥羥胺氧化酶活性及N2O產(chǎn)生的影響

魏旖旎,何志仙,袁林江*

(西安建筑科技大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院,陜西 西安 710055 )

在以A/O方式運(yùn)行的SBR工藝中,研究了3種不同進(jìn)水碳氮比下硝化與反硝化過(guò)程中污泥羥胺氧化酶(HAO)活性變化、N2O的產(chǎn)生/釋放規(guī)律及兩者之間的關(guān)聯(lián)性.結(jié)果表明,當(dāng)C/N=3.5與C/N=9.5時(shí),HAO平均酶活性分別為(283.77±19.64),(348.87±17.94)U/g MLSS,而C/N=6.5條件下的平均酶活性僅為(246.45±23.30)U/g MLSS,總體上3個(gè)條件下缺氧階段HAO活性均較好氧階段高;反應(yīng)過(guò)程中HAO的活性變化趨勢(shì)基本與氣態(tài)N2O釋放速率、溶解態(tài)N2O及亞硝氮的濃度變化趨勢(shì)成正相關(guān),在C/N=9.5下好氧段HAO活性與后三者呈現(xiàn)完全一致的變化規(guī)律. N2O主要產(chǎn)生于好氧階段進(jìn)行的硝化過(guò)程,尤其是羥胺氧化是N2O產(chǎn)生的主要環(huán)節(jié);碳源相對(duì)不充分的條件下(如C/N=3.5),缺氧段N2O的釋放與HAO活性關(guān)系密切;碳源相對(duì)較充分的條件下,缺氧段N2O的產(chǎn)生與HAO酶活性無(wú)明顯關(guān)聯(lián).推測(cè)可能是因?yàn)槿狈﹄娮邮荏wNO2-而導(dǎo)致HAO酶未參與反應(yīng);在N2O產(chǎn)生較多的條件下,HAO活性相對(duì)也較高.

碳氮比；羥胺氧化酶；N2O；SBR；硝化；反硝化

近20年來(lái),全球?qū)厥倚?yīng)的關(guān)注不斷加大,對(duì)溫室氣體的減排的呼聲日益高漲.盡管大氣中N2O含量極微,但其溫室效應(yīng)能力是CO2的320倍.因此對(duì)N2O排放的削減尤為重要.N2O的人為源和天然源分別占我國(guó)N2O釋放量的71%和29%[1],污水的脫氮過(guò)程是N2O的一個(gè)不可忽視的產(chǎn)生源.近幾十年來(lái),隨著城市污水生物脫氮的普遍應(yīng)用,處理過(guò)程中也會(huì)釋放大量的N2O,日益成為重要的N2O排放源[2-3].

進(jìn)水碳氮比對(duì)生物脫氮有著很大的影響.一方面進(jìn)水碳氮比直接影響系統(tǒng)反硝化的程度,由于反硝化過(guò)程需要有機(jī)碳源提供電子受體,反硝

化過(guò)程中低碳氮比可能會(huì)增加N2O釋放[4-6],因此碳氮比可對(duì)控制N2O產(chǎn)生起關(guān)鍵作用[7-8].另一方面,在限制性供氧條件下,由于有機(jī)碳氧化和硝化競(jìng)爭(zhēng)氧,碳氮比對(duì)硝化也有影響.進(jìn)水碳氮比對(duì)參與硝化和反硝化作用的酶活性均有影響[9].污水生物處理過(guò)程中,酶是控制N2O釋放的關(guān)鍵所在[10].自養(yǎng)硝化過(guò)程中N2O通過(guò)AOB硝化菌反硝化或羥胺氧化(化學(xué)和生物)產(chǎn)生,其N2O的產(chǎn)生涉及多種酶參與[11].羥氨氧化還原酶(HAO)是在硝化階段將羥胺轉(zhuǎn)化成亞硝酸鹽的氧化還原酶,位于細(xì)胞膜外周質(zhì)中.羥胺在好氧和厭氧條件下均能被HAO氧化[12],而N2O是羥胺氧化的副產(chǎn)物[13].HAO可能在N2O的產(chǎn)生中起著重要作用.但是,有關(guān)污水處理中不同工藝條件下的酶學(xué)研究報(bào)道甚少.

本研究采用模擬廢水,在以A/O方式運(yùn)行的實(shí)驗(yàn)規(guī)模的SBR中,對(duì)生物脫氮過(guò)程中N2O產(chǎn)生進(jìn)行了測(cè)定,研究了與N2O產(chǎn)生有關(guān)的HAO酶活性變化,探索了進(jìn)水碳氮比對(duì)生物脫氮過(guò)程中N2O的釋放量與羥胺氧化酶活性之間的關(guān)系,旨在揭示污水生物脫氮過(guò)程中N2O釋放與酶的關(guān)系,為控制N2O產(chǎn)生提供參考.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)用水水質(zhì)

表1 人工廢水配方Table 1 Composition of synthesized wastewater

注:*微量元素組分(g/L): 0.15H3BO3; 0.03CuSO4×5H2O; 0.18KI; 0.12MnSO4×H2O; 0.06Na2MoO4×2H2O; 0.12ZnSO4×7H2O; 0.15CoCl2×6H2O; 10 EDTA-2Na配制而成.

試驗(yàn)采用人工模擬廢水,其組分為葡萄糖、乙酸鈉、氯化銨、磷酸二氫鉀、硫酸鎂、氯化鈣、硫酸亞鐵和微量元素,微量元素由FeCl3·6H2O、H3BO3、CuSO4·5H2O、KI、EDTA、MnCl2·4H2O、ZnSO4·7H2O和CoCl2·6H2O組成,投加碳酸氫鈉用以提供硝化階段所需堿度.以乙酸鈉和葡萄糖以1:1比例作為混合碳源.氯化銨作為氮源,氨氮60mg/L下、不同進(jìn)水碳氮比(3.5,6.5,9.5)下的3個(gè)A/O-SBR反應(yīng)器同時(shí)運(yùn)行.通過(guò)控制COD設(shè)置不同碳氮比,為了保證不同碳氮比之間結(jié)果的可比性,反應(yīng)器污泥濃度控制在(3485.67± 115)mg/L.試驗(yàn)用廢水配方見(jiàn)表1,不同碳氮比下碳源配方見(jiàn)表2.

表2 不同碳氮比條件下的碳源配方(mg/L)Table 2 Composition of carbon resource of the wastewater with different carbon to nitrogen ratio(mg/L)

1.2 試驗(yàn)接種污泥與反應(yīng)器

試驗(yàn)接種污泥來(lái)自西安市第四污水處理廠的A2/O工藝二沉池回流混合污泥,接種前先將污泥悶曝24h,之后投入反應(yīng)器中,進(jìn)行活性污泥的培養(yǎng)與馴化.

培養(yǎng)馴化采用上述模擬廢水在SBR反應(yīng)器中進(jìn)行.裝置如圖1所示.每天運(yùn)行3個(gè)周期,每個(gè)周期為8h,包括進(jìn)水10min,缺氧攪拌120min,好氧曝氣240min,沉淀40min,出水10min,閑置60min.反應(yīng)器為全密封有機(jī)玻璃柱制成,高60cm,外徑25cm,有效容積為6L,混合液總?cè)莘e5L,反應(yīng)器排水比為0.5,反應(yīng)器的進(jìn)出水曝氣攪拌由液位繼電器、蠕動(dòng)泵、電磁閥和時(shí)控開(kāi)關(guān)共同控制;反應(yīng)器通過(guò)氣體流量計(jì)控制曝氣過(guò)程中氣體流量,反應(yīng)器底部設(shè)有磁力攪拌器用來(lái)維持體系的均勻;在反應(yīng)器外部設(shè)有保溫層,控制溫度在(25±3)℃.pH值控制在6.5~7.5,MLSS維持在3000~4000mg/L下,分別進(jìn)行3種不同碳氮比梯度下的污泥馴化和相應(yīng)的試驗(yàn).運(yùn)行過(guò)程中,曝氣量始終維持在1.0L/min.

1.3 分析方法

1.3.1 分析項(xiàng)目及測(cè)定方法 在一個(gè)周期中,進(jìn)水混勻后立即取水樣作為0時(shí)刻的樣品,以后每隔0.5h取一次水樣.水樣經(jīng)定性濾紙過(guò)濾后,取濾液分析NH4+-N、NO3--N、NO2--N、COD與TN等指標(biāo).pH值和DO在運(yùn)行過(guò)程中定時(shí)監(jiān)測(cè).pH值采用梅特勒-托利多(上海)有限公司FE-20型酸度計(jì)測(cè)定;DO、ORP采用溶氧儀(HQ40d,美國(guó))每隔5min測(cè)定一次;COD采用的快速消解法進(jìn)行測(cè)定;NH4+-N采用納氏試劑分光光度法; NO3--N采用紫外分光光度法測(cè)定;NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;TN采用堿性過(guò)硫酸鉀消解紫外分光光度法;MLSS采用濾紙稱重法.測(cè)定方法均參照水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法進(jìn)行[14].

1.3.2 N2O氣體的采集與測(cè)定 在整體密閉的SBR反應(yīng)器的出氣口處,用25mL注射器采集密閉反應(yīng)器上部空間的氣體至50mL氣體采樣袋中.間隔30min采集一次樣品,在24h內(nèi)進(jìn)行測(cè)定.N2O采用配備有63Ni電子捕獲檢測(cè)器(ECD)的與Porapak Q填充柱的Clarus PE-600氣相色譜儀分析氣樣,每次進(jìn)樣1mL.色譜的運(yùn)行條件為:ECD檢測(cè)器溫度380℃,柱溫50℃,進(jìn)樣口溫度150℃,載氣為高純氮?dú)?流速為30mL/min.取3次重復(fù)的平均值.溶解性N2O用頂空法[15]并稍作修改后收集氣體,測(cè)定上部氣體中的N2O濃度,測(cè)定方法同氣態(tài)N2O.

1.3.3 羥胺氧化酶的提取與測(cè)定 粗酶的提取:參照Otte等[16]的提取方法,通過(guò)不同細(xì)胞破碎方法等提取方法的優(yōu)化,具體的提取步驟如下:取泥水的混合液25mL,在4000r/min下離心4min,傾去離心后上清液,沉淀用緩沖液(50mmol/L Tris-HCl,5mmol/L MgCl2,pH 7.8)定容到25mL,再次在4000r/min下離心4min,傾去上清液,此步驟重復(fù)一次.沉淀中加入5mL細(xì)胞裂解液,以緩沖液定容至25mL.在4℃的條件下,用JN-02低溫超高壓連續(xù)細(xì)胞破碎儀(廣州聚能生物科技有限公司)在1.1×108Pa(1100bar)壓力下破碎2次后,在4000r/min下離心20min后傾去粗沉淀,上清液于21000r/min下離心1h,取上清液作為酶提取液.以上步驟均在4℃條件下進(jìn)行.

酶活力的測(cè)定原理:根據(jù)HAO酶的氧化特性,實(shí)驗(yàn)以鐵氰化鉀作為電子受體,以羥胺作為電子供體. 在紫外分光光度計(jì)400nm處測(cè)定吸光值以確定HAO酶的活性,以鐵氰化鉀的還原量來(lái)計(jì)算酶活性[11].

酶活性單位定義:25℃時(shí),pH值為8.0條件下每分鐘還原1μmol K3Fe(CN)6的酶量為一個(gè)酶單位.按下式計(jì)算HAO酶的活性(U/mL),摩爾吸光系數(shù)為1L/(mol×cm).為光路長(zhǎng)度(實(shí)驗(yàn)中采用1cm光程比色皿).

酶活性=A400/[××?xí)r間]×測(cè)定液體積/酶液

體積×稀釋倍數(shù)

酶活力測(cè)定方法:取4mL反應(yīng)液于比色管中,加入0.5mL酶提取液,立即混勻并計(jì)時(shí),在25℃恒溫水浴鍋中放置反應(yīng)10min;反應(yīng)完成后立即加入2mL 2mol/L的鹽酸溶液作為終止劑終止酶反應(yīng).室溫放置10min后,于400nm處測(cè)定吸光度;對(duì)照實(shí)驗(yàn)中先加入2mL 2mol/L反應(yīng)終止劑,再加酶液.每組試驗(yàn)同時(shí)進(jìn)行3次,取平均值.

2 結(jié)果與討論

2.1 不同進(jìn)水碳氮比下DO與COD的變化

由圖2可見(jiàn),進(jìn)水結(jié)束后,系統(tǒng)中DO濃度在整個(gè)缺氧段基本維持為零,為反應(yīng)器提供了一個(gè)理想的缺氧環(huán)境.好氧階段曝氣開(kāi)始,DO濃度有所上升,維持在一個(gè)相對(duì)穩(wěn)定的濃度“平底”.當(dāng)進(jìn)水C/N=3.5的條件下,曝氣DO濃度迅速上升,曝氣60min后,DO達(dá)到平臺(tái)維持1h,之后DO再次上升,270min后達(dá)到“飽和”,這一平臺(tái)為供氧速率和硝化耗氧速率之間提供了平衡,DO維持在5.04~5.98mg/L.當(dāng)進(jìn)水C/N=6.5,9.5下, DO濃度基本維持在0.1~0.9mg/L,為供氧速率、硝化耗氧速率和有機(jī)物耗氧速率之間提供了平衡;分別在280,260min后,DO再次上升. C/N=6.5下,310min后基本維持在4.97~5.91mg/L,C/N=9.5下, 275min后基本維持在5.25~6.54mg/L.

由圖2可見(jiàn),在3種不同的進(jìn)水C/N比條件下,COD的去除率分別為89.79%、99.28%、99.99%,無(wú)論進(jìn)水碳氮比的大小,在反應(yīng)器運(yùn)行到120min內(nèi),COD基本可以得到有效去除.當(dāng)C/N=3.5時(shí),COD的去除率相比較C/N =6.5與C/N=9.5去除率較低.DO在3種碳氮比下的變化規(guī)律基本相同,在好氧段大致可以分為3個(gè)階段,在曝氣初期的小幅度升高,曝氣中期的逐漸平穩(wěn),曝氣后期的突然升高.因?yàn)楸驹囼?yàn)采用的供氧模式為限制性曝氣,即在一個(gè)周期內(nèi)維持一個(gè)固定的氧供給速率,那么在曝氣初期DO有一個(gè)極小幅度的升高,這是由于在曝氣剛開(kāi)始階段,供氧速率是大于好氧速率;到了曝氣中期,氧供給速率小于微生物基質(zhì)的利用速率,DO維持在一個(gè)較低較平穩(wěn)的狀態(tài),而這時(shí)氧的利用率及傳遞速率則比較高;到了曝氣階段的后期,由于COD不再被微生物利用,導(dǎo)致微生物的好氧速率迅速降低,氧的供給速率遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于微生物的消耗速率,使DO維持在一個(gè)較高的水平,之后的繼續(xù)曝氣則使微生物進(jìn)入了內(nèi)源呼吸[17-18].

2.2 不同進(jìn)水碳氮比下氮素去除效果及PHA的儲(chǔ)存及利用

由圖3可見(jiàn),在進(jìn)水C/N=3.5、6.5、9.5的條件下,系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行30d后氨氮的去除率分別為78.41%、98.03%和100%,對(duì)總氮的去除率分別為59.3%、73.81%、58.01%.缺氧階段總氮濃度下降是反硝化的作用,進(jìn)水后硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮濃度迅速增加,是由于上一周期末硝化反應(yīng)進(jìn)行得不徹底,導(dǎo)致反應(yīng)器中有部分硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮的殘留.當(dāng)進(jìn)水C/N=3.5和C/N=6.5時(shí),在整個(gè)缺氧段硝態(tài)氮與亞硝態(tài)氮有部分積累,其原因可能是一些酶對(duì)碳源形成競(jìng)爭(zhēng),導(dǎo)致反硝化作用受到抑制,低碳氮比下由于碳源不足,微生物生長(zhǎng)緩慢,因此脫氮效率下降.總氮的去除率當(dāng)在C/N =6.5條件下時(shí)較其他2個(gè)條件要高出近14%~15%.缺氧階段總氮濃度下降是反硝化的作用.

結(jié)合表3可知,C/N越大,PHB的儲(chǔ)存量越大.當(dāng)C/N=3.5和C/N=6.5時(shí),PHAs在好氧段前30min左右就被消耗.但當(dāng)C/N=9.5時(shí),PHA消耗值僅為2.2mmolC/L,此時(shí)異養(yǎng)菌較活躍.厭氧末期PHA儲(chǔ)存量最多,為24.2mmolC/L,此時(shí),主要儲(chǔ)存為PHB,PHV生成的量較少,PHB占合成PHA的76%以上,但是對(duì)于C/N=3.5和C/N=6.5來(lái)說(shuō),PHV的儲(chǔ)存量還是最大的,這可能是由于異養(yǎng)菌首先利用外碳源以及溶解氧進(jìn)行同化作用[19],因此好氧末還有較多的PHA存留.當(dāng)C/N=6.5時(shí),隨著碳氮比的減小, PHA儲(chǔ)存量逐漸下降,PHV占PHA的比例隨之增大,當(dāng)C/N=3.5時(shí),PHA在厭氧末期為4.3mmolC/L,其中PHB與PHV各占PHA的一半;但在好氧末期,PHB為0.5mmolC/L,PHV僅為0.2mmolC/L.說(shuō)明C/N= 3.5時(shí), PHB和PHV都可以作為內(nèi)碳源被充分利用[19].

2.3 不同進(jìn)水碳氮比下N2O釋放、溶解性N2O濃度、NO2-N與HAO活性

在3種不同進(jìn)水碳氮比下,由圖4可見(jiàn),缺氧階段N2O釋放量分別為1.41,0.23,3.40mg,好氧階段N2O釋放量分別為0.56,0.66,2.55mg;缺氧段溶解性N2O釋放量分別為18.51,6.95,3.39μg/L,好氧段分別為56.30,30.48,50.11μg/L,從釋放量來(lái)看是缺氧段N2O較多,這一較高的釋放量主要是由于缺氧攪拌開(kāi)始時(shí)第一個(gè)采樣點(diǎn)的高N2O釋放量所導(dǎo)致,該采樣點(diǎn)N2O濃度較高,有可能是前2個(gè)周期的積累所致.溶解性N2O則是好氧段多,約為缺氧段的3~15倍,同樣的環(huán)境條件下,產(chǎn)生的氣態(tài)N2O與溶解性N2O釋放量呈正相關(guān),所以N2O主要產(chǎn)生于好氧段,這一結(jié)果與Hu等[20-22]一致.

進(jìn)水碳氮比對(duì)缺氧段和好氧段的N2O的釋放均有影響,C/N比由3.5增加到6.5時(shí),缺氧段與好氧段產(chǎn)生的N2O均減少, N2O減少86.79%,而C/N增加到9.5時(shí),N2O急劇增大,是C/N=3.5條件下的2.6倍,6.5條件下的7.33倍.Zhen等[20]研究表明當(dāng)進(jìn)水C/N比從7.5增加到14.5,N2O轉(zhuǎn)化率從6.0%降低到1.3%.這與Zhen等的研究結(jié)果不同,可能是該C/N比條件下羥胺氧化產(chǎn)生更多的是N2O.

由圖4可知,缺氧階段HAO活性較好氧階段高,HAO活性變化規(guī)律基本與氣態(tài)N2O釋放速率、溶解態(tài)N2O及亞硝氮的濃度的變化規(guī)律基本同步,其在好氧段的最大值與后面三者或一致或提前.在C/N為9.5時(shí)好氧段與后三者呈現(xiàn)完全一致的變化規(guī)律.

表3 不同碳氮比條件下PHA構(gòu)成和含量變化Table 3 The composition and content of PHA at different influent carbon to nitrogen ratio

在低碳氮比(3.5)下,由圖4a和圖5a可知,缺氧段HAO活性、氣態(tài)N2O釋放速率、溶解態(tài)N2O變化與亞硝氮的濃度在反應(yīng)開(kāi)始后迅速降低,反應(yīng)1h后回升.由于碳源不足,上個(gè)周期硝化反應(yīng)進(jìn)行不徹底,出水后殘余液中含氨氮,以及氨氮氧化的中間產(chǎn)物NH2OH,在反硝化開(kāi)始時(shí)NO2-在HAO作用下與NH2OH反應(yīng)生成N2O.隨后缺氧環(huán)境使得反硝化順利進(jìn)行,NO2-被還原,反硝化階段產(chǎn)生的N2O量降低.因此,HAO活性、氣態(tài)N2O釋放速率、溶解態(tài)N2O變化與亞硝氮的濃度呈現(xiàn)一致的變化關(guān)系.

NH4+-N在氨單加氧酶(AMO)的催化下生成的NH2OH,在HAO的催化下進(jìn)一步氧化成NO2-,而不是氧化為N2O,因此在曝氣開(kāi)始后半小時(shí),幾乎不產(chǎn)生N2O,曝氣和攪拌作用釋放出的N2O量減少(圖5a中好氧階段).180min后,N2O產(chǎn)生出現(xiàn)不斷增加的趨勢(shì).結(jié)合圖1中的DO濃度變化可知,該C/N比下,DO在150min時(shí)已達(dá)到1.5mg/L,該條件下,DO充足,氨氮去除率僅(78.72±1.22)%,碳源不足影響硝化細(xì)菌的增殖,進(jìn)而影響有機(jī)物和氮的轉(zhuǎn)化.在中碳氮比(6.5)下(圖5b),缺氧階段,由于碳源充足,上個(gè)周期硝化反應(yīng)進(jìn)行較徹底,出水后殘余液中的硝氮NO3-在反硝化開(kāi)始后被硝酸鹽還原酶催化還原為NO2-,并在亞硝酸鹽還原酶、NO還原酶作用下生成N2O,最終還原為N2.充足的碳源及缺氧環(huán)境使得反硝化順利進(jìn)行,反硝化階段產(chǎn)生的N2O量較低.HAO則隨著NO2-的回升有所增大,但HAO活性明顯小于C/N比9.5及3.5條件.

在高碳氮比(9.5)下(圖5c),充足的碳源及缺氧環(huán)境使得反硝化順利進(jìn)行,反硝化階段產(chǎn)生的N2O量降低.這個(gè)過(guò)程溶解性N2O變化不大,而氣態(tài)N2O釋放速率逐漸降低,HAO酶活性變化范圍不大.反硝化階段釋放的N2O,應(yīng)該是參與反硝化的氧化亞氮還原酶(Nos)活性降低使得的N2O未能及時(shí)還原為N2,導(dǎo)致N2O的累積.

圖5c中好氧階段,120~240min期間NO2-濃度變化不大,溶解性N2O和氣態(tài)N2O釋放速率逐漸增大,240min后,N2O釋放速率減慢,到270min達(dá)峰值后溶解性N2O和N2O釋放速率急劇減少.結(jié)合圖2b,曝氣2h,DO為0.1~0.47mg/L,硝化和好氧反硝化同時(shí)進(jìn)行,這一DO濃度更利于好氧反硝化進(jìn)行,再加上缺氧段剩余的充足碳源使得好氧反硝化迅速進(jìn)行,因氧化亞氮還原酶競(jìng)爭(zhēng)電子的能力較弱,到260min時(shí)DO達(dá)到1.25mg/L,之后迅速增加,270min時(shí)達(dá)到4.33mg/L,使得硝化反應(yīng)迅速進(jìn)行,因此270min出現(xiàn)N2O的最大值.

2.4 討論

Hu等[23]的研究表明,進(jìn)水C/N比從7.5增加到14.5, N2O轉(zhuǎn)化率從6.0%降低到1.3%,是硝化單胞菌的減少所致.從本研究結(jié)果來(lái)看,可能是與HAO酶的活性有關(guān).本研究中,C/N從6.5增加到9.5,N2O轉(zhuǎn)化率從1.42%增加到9.67%,HAO活性在9.5條件下比6.5條件下還高,可能是污泥經(jīng)過(guò)馴化后,氨氧化菌有更高的HAO活性,羥胺在好氧和厭氧條件下均能被HAO氧化[24],從該條件下NO2-濃度來(lái)看,HAO活性高,但是NO2-濃度卻變化不大,說(shuō)明羥胺氧化產(chǎn)生更多的是N2O,也有可能是較高碳氮比和低DO的條件下異養(yǎng)硝化菌的硝化作用占了優(yōu)勢(shì)所致,有研究表明,在較高的有機(jī)物負(fù)荷下(COD/N>10)和低DO下異養(yǎng)硝化菌會(huì)占優(yōu)勢(shì)而進(jìn)行硝化作用[25],硝化過(guò)程異養(yǎng)硝化比自養(yǎng)硝化能釋放更多的N2O[26].

低碳氮比較高碳氮比條件下,缺氧段產(chǎn)生的N2O要多,是由于外源碳源不足,NO2-和N2O均利用內(nèi)碳源進(jìn)行反硝化,氧化亞氮還原酶競(jìng)爭(zhēng)電子的能力較弱,反硝化過(guò)程出現(xiàn)N2O的積累;碳源充足,亞硝態(tài)氮還原酶和氧化亞氮還原酶同時(shí)利用外碳源進(jìn)行反硝化,初始階段產(chǎn)生的N2O在接下來(lái)的反硝化過(guò)程中被迅速還原為N2.N2O的溶解度較高,其吹脫過(guò)程較慢.同樣的環(huán)境條件下,產(chǎn)生的N2O多,那么溶解性N2O也就多.C/N比在9.5下,缺氧段溶解性N2O很低,說(shuō)明產(chǎn)生的N2O很少,但是氣態(tài)N2O含量卻很高,可能是因?yàn)槊荛]的環(huán)境,上一個(gè)周期好氧段產(chǎn)生的N2O積累所致.

結(jié)合圖2、圖4與圖5可以看出,不同碳氮比下,好氧段N2O釋放峰值出現(xiàn)的時(shí)間與DO密切相關(guān),DO濃度大,好氧段N2O釋放峰值出現(xiàn)的時(shí)間提前,結(jié)合圖2氮濃度的變化規(guī)律推斷出:NH4+-N的氧化結(jié)束后,系統(tǒng)不再產(chǎn)生N2O;釋放的少量氣體,是從污泥混合液中曝氣吹脫出來(lái)的.亞硝化反應(yīng)結(jié)束后,因缺乏電子供體NH2OH,HAO活性降低,氨氧化過(guò)程不再釋放N2O.從溶解性N2O產(chǎn)生量來(lái)看,大多數(shù)N2O產(chǎn)生于好氧階段,AOB能利用銨鹽或氫作為電子供體將亞硝酸鹽還原為N2O,即硝化菌反硝化,以及好氧羥胺氧化是N2O釋放的可能機(jī)制.缺氧段因缺乏NO2-做電子受體,HAO酶不參與反應(yīng),此階段產(chǎn)生的N2O與HAO酶的作用無(wú)關(guān).因此HAO在缺氧段基本沒(méi)有消耗,活性較好氧段高.在產(chǎn)氣量較高的C/N比3.5和9.52個(gè)條件下HAO活性均明顯高于C/N比6.5條件下的HAO活性.

由此推斷,碳氮比及DO濃度變化引起N2O釋放量變化的根本原因是DO導(dǎo)致硝化階段N2O產(chǎn)生的主要途徑發(fā)生了改變.低碳氮比條件下缺氧反硝化階段產(chǎn)生的N2O將會(huì)在后續(xù)曝氣過(guò)程中釋放出來(lái),導(dǎo)致N2O產(chǎn)量增加.提供適量的碳源保證充分的反硝化過(guò)程,是降低生物反硝化脫氮過(guò)程中N2O產(chǎn)量的重要途徑.

3 結(jié)論

3.1 不同碳氮比對(duì)硝化與反硝化的HAO活性影響不同,導(dǎo)致不同階段N2O的產(chǎn)生與釋放的主要途徑不同.缺氧段HAO較好氧段HAO活性高,是因?yàn)槿狈O2-做電子受體,HAO酶不參與反應(yīng),此階段產(chǎn)生的N2O與HAO酶的作用無(wú)關(guān).好氧段N2O產(chǎn)生與碳氮比及DO均有關(guān)系,低碳氮比及低DO使得好氧反硝化碳源不足N2O積累,而HAO在低氧環(huán)境將羥胺氧化成了N2O.

3.2 在產(chǎn)氣量較高的C/N比3.5和9.5 2個(gè)條件下HAO活性均明顯高于C/N比為6.5條件下的HAO活性.高碳氮比(9.5)下好氧段N2O產(chǎn)生比低碳氮比還高,是因?yàn)楦咛嫉认翲AO酶活性高導(dǎo)致氧化羥胺變成N2O所致或是異養(yǎng)硝化菌硝化反硝化產(chǎn)生更多N2O所致.好氧段硝化(好氧羥胺氧化)是N2O產(chǎn)生的主要來(lái)源.

王少彬.大氣中氮氧化物的匯、源和環(huán)境效應(yīng) [J]. 環(huán)境保護(hù), 1994,22(4):23-27.

Zheng H, Hanaki K, Matsuo T. Production of nitrous oxide gas during nitrification of wastewater [J]. Water Science and Technology, 1994,30(6):133-141.

Hanaki K, Zheng H, Matsuo T. Production of nitrous oxide gas during denitrification of wastewater [J] . Water Science and Technology, 1992,26(5/6):1027-1036.

Shahabadi M B, Yerushalmi L, Haghighat F. Impact of process design on greenhouse gas (GHG) generation by wastewater treatment plants [J]. Water Res., 2009,43(10):2679-2687.

A. Alinsafi, Nouceiba Adouani, Fabrice Be′line, et al. Nitrite effect on nitrous oxide emission from denitrifying activated sludge [J]. Process Biochemistry, 2008,4(3):683–689.

Shichang Sun, Xiang Cheng, Dezhi Sun. Emission of N2O from a full-scale sequencing batch reactor wastewater treatment plant: Characteristics and influencing factors [J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2013,85:545-549.

Kampschreur M J, Temmink H, Kleerebezem R, et al. Nitrous oxide emission during wastewater treatment [J]. Water Research, 2009,43(17):4093–4103.

Guo L, Porro J, Sharma K R, et al. Towards a benchmarking tool for minimizing wastewater utility greenhouse gas footprints [J]. Water Sci. Technol., 2012,66(11):2483-2495.

陳慶偉,鄭 濤,李 玲,等.反硝化過(guò)程中溫室氣體N2O產(chǎn)生和積累的影響因素 [J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2011,39(19):11667- 11668.

Richardson D, Felgate H, Watmough N, et al. Mitigating release of the potent greenhouse gas N2O from the nitrogen cycle–could enzymic regulation hold the key [J]. Cell, Trends in Biotechnology, 2009,27(7):388–397.

何志仙,魏旖旎,劉婧晶,等.活性污泥羥氨氧化還原酶粗酶提取及活性測(cè)定方法的優(yōu)化研究 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2015,35(12): 3797-3804.?

Yamanaka Tateo, SakanoYasuo. Oxidation of Hydroxylamine to Nitrite Catalyzed by Hydroxylamine Oxidoreductase Purified from Nitrosomonas europaea [J]. Current Microbiology, 1980, 4(4):239-244.

Zeng R J, Lemaire R, Yuan Z, Keller J. Simultaneous nitrification, denitrifieation, and phosphorus removal in a lab-scale sequencing batch reactor [J]. Biotechnology Bioeing., 2003,8(4):170-178.

國(guó)家環(huán)境保護(hù)局.水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法(第四版) [M]. 北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 2002.

Hu Z, Zhang J, Xie H, et al. Identifying sources of nitrous oxide emission in anoxic/ aerobic sequencing batch reactors (A/O SBRs) acclimated in different aeration rates [J]. Enzyme and Microbial Technology, 2011,49:237-245.

Otte S J, Schalk J, Kuenen J G, et al. Hydroxylamine oxidation and subsequent nitrous oxide production by the heterotrophic ammonia oxidizer Alcaligenes faecalis [J]. Apply Microbial Biotechnology, 1999,51(2):255-261.

彭黨聰.供氧模式對(duì)序批式活性污泥反應(yīng)器硝化性能的影響 [J]. 環(huán)境工程, 1999,17(6):10-13.

曾 薇,王淑瑩,彭永臻.SBR法好氧曝氣時(shí)間的模糊控制 [J]. 水處理技術(shù), 2005,31(1):65-68.

戴 嫻,王曉霞,彭永臻,等.進(jìn)水C/N對(duì)富集聚磷菌的SNDPR系統(tǒng)脫氮除磷的影響 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2015,35(9):2636-2643.

Zhen Hu, Jian Zhang, Shanping Li, et al. Effect of aeration rate on the emission of N2O in anoxic–aerobic sequencing batch reactors (A/O SBRs) [J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 2010, 109(5):487-491.

Hu Z, Zhang J, Xie H, et al. Identifying sources of nitrous oxide emission in anoxic/ aerobic sequencing batch reactors (A/O SBRs) acclimated in different aeration rates [J]. Enzyme and Microbial Technology, 2011a,49:237-245.

Hu Z, Zhang J, Xie H, et al. Effect of anoxic/aerobic phase fraction on N2O emission in a sequencing batch reactor under low temperature [J]. Bioresource Technology, 2011b,102:5486-5491.

Zhen Hu, Jae Woo Lee, Kartik Chandran, Sungpyo Kim, Keshab Sharma, Ariane Coelho Brotto, Samir Kumar Khanal. Nitrogen transformations in intensive aquaculture system and its implication to climate change through nitrous oxide emission [J]. Bioresource Technology, 2013,130:314-320.

Zhen Hu, Jian Zhang, Huijun Xie, Shuang Liang, and Shanping Li. Minimization of nitrous oxide emission from anoxiceoxic biological nitrogen removal process: Effect of influent COD/NH4+ratio and feeding strategy [J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 2013,115(3):272-278.

Van Niel E W J, Arts P A M,Wesselink B J, et al. Competition between heterotrophic and autotrophic nitrifiers for ammonia in chemostat cultures [J]. FEMS Microbiology Ecology, 1993, 102(2):109-118.

Anderson I C, Poth M, Homstead J, et al. A comparison of nitric oxide and nitrous oxide production by the autotrophic nitrifier Nitrosomonas europaea and the heterotrophic nitrifies Alcaligenes facials [J]. Applied and Environmental Microbiology, 1993,59(11): 3525-3533.

* 責(zé)任作者, 教授, yuanlinjiang@xauat.edu.cn

Effect of carbon to nitrogen ratios of influent on the activity of hydroxylamine oxidase of the sludge and the produce/emission of nitrous oxide

WEI Yi-ni, HE Zhi-xian, YUAN Lin-jiang*

(School of Environmental and Municipal Engineering, Xi'an University of Architecture and Technology,Xi’an 710055, China)., 2016,36(5)：1417~1425

A sequencing batch reactor operated under anoxic /aerobic condition was used to investigate the activity of hydroxylamine oxidase (HAO) and the production/emission of nitrous oxide during nitrification and denitrification under three different carbon to nitrogen ratios of influent．The results show that when the carbon to nitrogen ratio was 3.5 and 9.5, the HAO activity was averagely 283.77~19.64U/g MLSS and 348.87~17.94U/g, respectively. When the carbon to nitrogen ratio was 6.5, thewas only averagely 246.45~23.30U/g MLSS. On the whole,in the anoxic period was higher than that in the aerobic period under the three conditions. The trend of variation of the HAO activity was positively correlated with the emission of N2O, dissolution of N2O and accumulation of nitrite nitrogen. They were highly consistent in variation in the aerobic period when the carbon nitrogen ratio was 9.5.The results imply: (1) N2O is mainly produced in the aerobic period during nitrification and aerobic oxidation of hydroxylamine is the major step of N2O formation; (2) In case of relatively insufficiency of carbon source (eg., C/N=3.5), the release of N2O depends on the activity of HAO. When the carbon source is relatively sufficient, there was no significant correlation between the N2O emission and the HAO activity in the anoxic period. This is considered due to the lack of electron acceptors nitrite that hinders the HAO to participate in the reaction. The activity of HAO is relatively higher when N2O is produced.

carbon to nitrogen ratio；hydroxylamine oxidase；nitrous oxide；SBR；nitrification；denitrification

X703

A

1000-6923(2016)05-1417-09

魏旖旎(1990-),女,陜西西安人,碩士研究生,主要研究方向?yàn)槌鞘形鬯疃忍幚砑拔鬯摰椎妊芯?

2015-11-01

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(51078304,50878180);西安建筑科技大學(xué)校青年科技基金項(xiàng)目(QN1137)