ACTA Scientiarum Naturalium Universitatis Pekinensis
近 50年云南省怒江、澜沧江流域气象干旱研究
徐娟
固相反硝化填充床设置 3 组平行试验, 生物强化方式分别为: 100 ml 活性污泥接种(1 号)、活性污泥(50 ml)与 W14 反硝化菌液(50 ml)按 1:1 接种(2 号)、W14 反硝化菌液(100 ml)接种(3 号), 比较高效反硝化菌强化对脱氮效果和出水水质的改善。采用静态方式进行接种和挂膜驯化, 每隔 5 小时换水, 反复换水驯化 3天后开始连续进水试验。以空床水力停留时间(HRT)为 2 h, 启动连续运行(0~31天), 待效果稳定后, 依次缩短至 1 h (32~62 天)和0.5 h (62~140 天), 考察反应系统的抗冲击负荷能力。对反应器进水 NO3-N 及出水 NO3−-N, NO2−-N, NH4+-N, DOC 这 5 个水质指标进行监测。反应器运行过程中, 根据需要定期投菌, 进行强化。
1.5 荧光定量 PCR 试验
在反应器运行的第 20, 59, 106 和 140 天(分别记为第 1, 2, 3 和 4 次取样), 分别从 3 组反应器中随机取出 1g 填料, 经超声波(36 khz)振荡 30 分钟后, 使生物膜完全脱落下来。将全部菌液抽滤通过0.22 μm 滤膜, 将微生物转移至滤膜上; 把滤膜剪碎在 2 ml 离心管中, 采用 3S 柱离心式环境样品 DNA 回收试剂盒(上海博彩)进行 DNA 提取。由上海美吉生物医药科技有限公司协助测定, 对细菌16S RRNA 和亚硝酸盐还原酶基因 nirs 进行定量。采用引物序列分别为 16S RRNA (Eub338: 5’-ACT CCT ACG GGA GGC AGC AG-3’; Eub518: 5’-ATT ACC GCG GCT GCT GG-3’)和 nirs (cd3af: 5’-GTS AAC GTS AAG GAR ACS GG -3’; R3cd: 5’-GAS TTC GGR TGS GTC TTG A-3’)。
1.6 水质分析方法
水样经 0.45 μm 滤膜过滤后测定各项指标。NO3−-N 采用紫外分光光度法进行测定, NO2−-N 和
NH4+-N 分别采用 N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法和水杨酸次氯酸钠分光光度法进行测定, 水样 DOC浓度使用 TOC 分析仪(HACH, IL530 TOC-TN)进行分析。
2 结果与分析2.1反硝化菌强化脱氮的摇床序批实验脱氮特性分析
在序批实验的两个反应体系均达到稳定运行状态后, 共进行 3 次动力学实验, 结果如图 3 所示。
从图 3(a)可以看出, 污泥接种的摇床 1 号反应体系在前 5 个小时内, NO3−-N 浓度和降解时间近似呈线性关系, 降解过程符合零级动力学, 在 7h 时下降到 1.24 mg/l, 此时降解过程基本上结束, 之后溶液中的 NO3−-N 浓度保持在 1 mg/l 左右。在反应初期, 溶液中的 DOC 呈上升趋势, 3~5 h 内急剧上升, 增长速率为 42.21 mg/(l · h), 5 h时达到一个峰值 110.99 mg/l 后, 又在 2 小时内迅速下降到28.62 mg/l。此后, DOC 持续上升, 24 h 时 DOC 浓度升高至 136.13 mg/l, 与 7h 时相比, 浓度上升107.51 mg/l。
从图 3(b)可以看出, 用 W14 号反硝化纯菌接种的摇床 2 号反应体系完成整个系统的反硝化脱氮用时 7 h, 7 h 时溶液中 NO3−-N 浓度平均值为 1.02 mg/l, 之后溶液中 NO3−-N 浓度维持在 1 mg/l 左右。摇床 2 号反应体系的 DOC 浓度在 1~3 h 之间出现小幅度(5.62 mg/l)的下降, 从 3 h 起迅速上升, 5 h时达到峰值 114.83 mg/l, 此后的 2小时又迅速下降, 7h 时降至 23.29 mg/l, 之后保持相对稳定, 24 h 时测得 DOC 浓度为 26.87 mg/l, 可以推算出,在 13 个小时内摇床 4 号的 DOC 浓度增幅不到 4 mg/l。微生物分解释放的碳源一方面为自身生长提供能量, 同时也为还原硝酸盐进行反硝化提供电子供体。将 DOC 浓度的变化与硝酸盐氮浓度的变化关
−联在一起来看, 可以发现, 反应初期 NO3 -N 较为充足, 微生物大量分解碳源, 导致溶液中 DOC 快速上升, DOC 浓度在 NO3−-N 降解过程中先上升后下降, DOC 峰值均出现在 5h 时。当 DOC 降至最低值时, NO3−-N 也已降至最低值。在反硝化过程基本上完成后, 污泥接种的摇床 1 号反应体系 DOC大幅度上升。这是因为污泥接种条件下存在大量不具有反硝化脱氮功能的有机异养菌, 仍然继续分解
释放碳源, 导致 DOC 浓度较快地持续上升。反硝化菌(W14)强化的摇床 2 号反应体系为单纯投加的具有脱氮功能的一种有机异养菌, 在反硝化反应基本上完成后, 对碳源的分解速度大大降低, DOC 浓度仅有少量增长。可以推断, 在有反硝化菌剂强化脱氮的反应体系中, 反硝化菌的生物强化对其他有机异养菌微生物生长会起到一定的抑制作用, 在一定程度上可以抑制微生物对有机碳源的无效利用。
2.2 不同 HRT运行条件下不同强化组合填充床脱氮效果分析2.2.1 NO3−-N 去除效果分析比较
由于在所有反应器运行过程中, 出水 NO2−-N和 NH4+-N 的浓度均低于 1 mg/l, 因此主要考察NO3−-N 的去除情况。图 4(a)~(c)分别为 1 号(污泥接种)、2 号(污泥与菌液 1:1 接种)和 3 号(纯菌液接种)反应器在 HRT 分别为 2, 1 和 0.5 h 时的进出水NO3−-N 变化。
3 组反应器进水 NO3−-N 浓度维持在 15 mg/l左右, 启动阶段 HRT 为 2 h, 在此条件下运行至稳定状态时, 1 号、2 号和 3 号反应器出水 NO3−-N 浓度分别为 1.59, 1.93 和 1.57 mg/l, 无明显差别。当HRT 缩短为 1 h 后,3组反应器出水 NO3−-N 浓度未出现明显波动, 去除效果仍保持稳定, 对 NO3−-N的平均去除率分别为 94.52%, 94.29%和 96.07%, 也无明显差异。但当 HRT 缩短为 0.5 h 时, 3 组反应器 NO3−-N 去除效果均受到明显影响。其中, 1 号反应器出水水质波动最大, 经过较长一段时间的运行后, 对 NO3−-N 的去除率仅为 81.14%。2 号反应器出水 NO3−-N 浓度在 HRT 缩短后较明显地上升, 但在一段时间后逐渐稳定, 最终 NO3−-N 平均去除率 为 89.47%, 明显高于 1 号。与 1 号和 2 号反应器相比,3号反应器在水力负荷增大后, 受到的影响不明显, 出水水质很快趋于稳定, 最终去除率达到93.48%, 明显优于 1 号和 2 号反应器。比较图 2(d)中各反应器的 N (NO3−-N+NO2−-N+NH4+-N)去除率变化, 可以明显看出在水力负荷较高的条件下(HRT=0.5 h), W14 纯菌液强化的 3 号反应器具有更佳的抗冲击负荷能力。
在 HRT 从 2h 缩短至 1h 时, 水力冲击负荷对3组反应器的影响差异不明显, HRT 继续缩短至 0.5 h 后, W14 纯菌接种强化的 3 号反应器表现出最好的抗冲击负荷能力, 且脱氮效率最高, 明显优于 1号和 2 号反应器。W14 反硝化菌分离自反硝化系统, 在有固相碳源存在的适宜条件下具有较大的活性, 且随着生物强化过程的进行, 反硝化微生物的数量可能会实现有效增加, 因而增强了生物强化反硝化系统的脱氮性能和抗冲击负荷能力。通过定量PCR 技术, 可以进一步解析具体机理。
2.2.2 出水 DOC浓度分析比较
图 5 为 3 组反应器在 HRT 分别为 1 h 和 0.5 h条件下出水 DOC 浓度变化。可以看到, 在 HRT 为1 h 的运行条件下, 以活性污泥与 W14 菌液混合接种和 W14 纯菌液接种的 2 号和 3 号反应器出水DOC 浓度明显低于以活性污泥接种的 1 号反应器。当 HRT 缩短为 0.5 h 后, 3组反应器出水 DOC浓度均显著下降, 但 W14 接种的 2 号和 3 号反应器仍显著低于 1号反应器。
一般认为, 固相反硝化出水 DOC 浓度残余是由于细菌在厌氧条件下对固相碳源分解后形成的溶解性有机物质不能被反硝化微生物完全利用而导致
的。在以 W14 反硝化菌接种的反应器中, 反硝化菌数量可能具有更强的竞争优势, 增大反硝化过程对溶解性有机碳源的利用率, 并能够在一定程度上 抑制非反硝化异养菌的生长, 因而有效缓解出水有机物浓度较高的问题, 减少碳源浪费, 并可在一定程度上延长固相碳源的可持续利用时间。
2.3 定量 PCR 结果分析
各反应器在不同运行阶段的 16S RRNA 基因和nirs 基因定量结果分别如图 6(a)和(b)所示。可以看出, 在反应器不同运行阶段, 污泥与菌液混合强化的 2 号反应器中细菌数量均低于污泥接种和纯菌液接种的 1 号和 3 号反应器。从不同运行阶段各反应器的细菌数量变化可以发现, 随着反应器稳定运行,微生物量明显增加(第 1 次与第 2 次采样结果比较),增大水力负荷至 0.5 h 后(第 2 次与第 3, 4 次采样比较), 微生物量则显著降低。
图 6(b)为各反应器不同运行阶段细菌 nirs 基因丰度, 可以发现在不同运行阶段, 纯菌液接种的3 号反应器 nirs 基因丰度明显高于混合接种的 2 号反应器, 而以污泥接种的 1 号反应器 nirs 基因丰度最低。通过不同运行阶段的 nirs 基因丰度变化, 观
察到当水力负荷增大至 0.5 h 后, 3 组反应器 nirs 基因数量明显下降, 表明反硝化细菌数量的减少。
图 7 为 nirs 与 16S RRNA 基因比值, 可以发现,在运行初期, 3 组反应器反硝化菌比例无明显差异,而当 HRT 缩短为 1h 后, 混合强化 2号反应器与纯菌强化的 3 反应器反硝化细菌比例逐渐增大, 可达20%以上, 远高于 1 号反应器。而 HRT 缩短为 0.5 h 至稳定状态后, 1号反应器反硝化细菌比例显著降低, 而 2 号和 3 号反应器反硝化菌比例虽然降低, 但仍保持较高的数值。
研究中常用 16S RRNA 编码基因的定量来反映微生物量的丰度。2 号反应器细菌丰度最低, 可能是由于投加的高效反硝化菌与污泥土著菌之间存在竞争关系, 影响了土著细菌的生长繁殖, 导致反应器中微生物总量相对较低。水力负荷增大会造成较大的水力剪切作用, 导致部分生物膜脱落而使细菌总量减少, 但在继续运行一段时间后, 微生物量会有所恢复。亚硝酸盐到 NO的还原过程是反硝化过程区别于其他硝酸盐代谢的标志反应, 所以编码亚硝酸盐还原酶 NIR 的两种基因常用来研究反硝化功能微生物的丰度和多样性等[20–21]。研究表明, 污水处理反应器中 nirk 基因丰度远低于 nirs 基因[22],因此本文仅对 nirs 基因丰度进行定量分析。在不同运行阶段 nirs 基因的丰度变化和差异较好地解释了 3 组反应器随 HRT 变化所表现出脱氮效果的差异, 表明反硝化细菌数量是决定脱氮效果差异的主要因素。研究中经常使用功能基因与 16S RRNA基因的比值来衡量具有该功能基因的微生物在整个微生物群落中的比例和重要性[23], 因而本研究用nirs 基因与 16S RRNA 基因的比值来反映反硝化细菌在总菌群中的比例。2号和 3 号反应器表现出更高的反硝化细菌比例, 且在高水力负荷条件下也能保持较高的比例, 这是 2 号和 3 号反应器比 1 号反应器具有更强的抗冲击负荷能力的主要原因。可见, 通过高效菌投加强化, 使反应器反硝化脱氮能力更稳定。反硝化细菌比例更高, 使得有机碳源更充分地被利用, 因而出水 DOC 浓度也更低(图 5)。
3 结论
将分离得到的高效反硝化菌(W14)用于强化固相碳源的反硝化脱氮研究, 得到以下结论。
1)强化了固相碳源生物填充床反应器的脱氮性能, 并进一步提高了该系统的抗冲击负荷能力, 在空床水力停留时间(HRT)为 0.5 h 的运行条件下, 高效反硝化菌强化系统的脱氮效率达到 93.48%。
2) 序批实验与连续流生物填充床实验结果表明, 通过反硝化菌(W14)的投加强化, 能够进一步缓解污泥培养体系固相反硝化系统中存在的固相碳源过度释放导致出水有机物浓度较高的问题。
3) 定量 PCR 结果较好地解析了不同强化形式反应器脱氮效果和出水有机物浓度水平差异的微生物机理, 反硝化菌强化条件可能在一定程度上抑制
其他有机异养菌对固相碳源的利用释放, 验证了高效化反硝化菌强化能够进一步提高反硝化菌丰度,实现更好的脱氮效果。
参考文献
[1] 曲洋. 耐盐异养硝化一好氧反硝化菌的筛选方法与脱氮机制及其生物强化短程硝化系统的研究[D].青岛: 青岛大学, 2010 [2] Ivanov V, Wang X H, Tay S T L, et al. Bioaugmentation and enhanced formation of microbial granules used in aerobic wastewater treatment. Appl Microbiol Biotechnol, 2006, 70(3): 374–381 [3] 姚晓丽, 梁运祥. 一株反硝化细菌在景观水净化处理中的应用. 环境科学与技术, 2006, 29(11): 62–64 [4] Jiao Y, Zhao Q L, Jin W B, et al. Bioaugmentation of a biological contact oxidation ditch with indigenous nitrifying bacteria for in situ remediation of nitrogenrich stream water. Biores Technol, 2011, 102(2): 990– 995 [5] Canals O, Salvado H, Auset M, et al. Microfauna communities as performance indicators for an A/O Shortcut Biological Nitrogen Removal moving-bed biofilm reactor. Water Res, 2013, 47(9): 3141–3150 [6] Du P, Li W H, Liang Z W, et al. Treatment of mixed chemical wastewater by a two-stage A/O process for elimination of COD nitrogen and toxic matters. Pol J Environ Stud, 2013, 22(1): 85–91 [7] Chen Y Z, Peng C Y, Wang J H, et al. Effect of nitrate recycling ratio on simultaneous biological nutrient removal in a novel anaerobic/anoxic/oxic(a2/o)-biological aerated filter (BAF) system. Biores Technol, 2011, 102(10): 5722–5727 [8] Yu J H, Zhou S Q, Wang W F. Combined treatment of domestic wastewater with landfill leachate by using A2/O process. J Hazard Mater, 2010, 178: 81–88 [9] 王翠. 不同 C/N 比低浓度污水的 A/O/N 脱氮研究[D]. 武汉: 华中科技大学, 2006 [10] Pan Y T, Ni B J, Bond P L, et al. Electron competition among nitrogen oxides reduction during methanolutilizing denitrification in wastewater treatment. Water Res, 2013, 47(10): 3273–3281 [11] Shen Z Q, Zhou Y X, Wang J L. Comparison of denitrification performance and microbial diversity using starch/polylactic acid blends and ethanol as electron donor for nitrate removal. Biores Technol, 2013, 131: 33–39 [12] Rustige H, Nolde E. Nitrogen elimination from landfill leachates using an extra carbon source in subsurface flow constructed wetlands. Water Sci and Technol, 2007, 56(3): 125–133 [13] Hiraishi A, Khan S T. Application of polyhydroxyalkanoates for denitrification in water and wastewater treatment. Appl Microbiol Biotechnol, 2003, 61(2): 103–109 [14] Boley A, Muller W R. Denitrification with polycaprolactone as solid substrate in a laboratory-scale recirculated aquaculture system. Water Sci Technol, 2005, 52(10/11): 495–502 [15] Wu W Z, Yang L H, Wang J L. Denitrification using PBS as carbon source and biofilm support in a packed-bed bioreactor. Environ Sci Pollut R, 2013, 20(1): 333–339 [16] Fan Z X, Hu J, Wang J L. Biological nitrate removal using wheat straw and PLA as substrate. Environ Technol, 2012, 33(21): 2369–2374
[17] 徐影, 仇天雷, 韩梅琳, 等. 响应曲面法优化固相反硝化的工艺条件. 环境工程学报, 2013, 7(2): 489– 493 [18] Wu W Z, Yang F F, Yang L H. Biological denitrification using a novel biodegradable polymer as carbon source and biofilm carrier. Biores Technol, 2012, 118: 136–140 [19] 吴伟龙, 杨璐华, 杨飞飞, 等. 低温条件下 BAF+ SPD 组合工艺对滇池入湖河水的脱氮效果. 环境工程学报, 2013, 7(12): 4597–4602 [20] Kyongmi C, Kim Y, Chang N I, et al. Evaluating wastewater stabilizing constructed wetland, through diversity and abundance of the nitrite reductase gene nirs, with regard to nitrogen control. Desalination, 2010, 264(3): 201–205 [21] Yoshida M, Ishii S, Otsuka S, et al. Temporal shifts in diversity and quantity of nirs and nirk in a rice paddy soil. Soil Biol Biochem, 2009, 41(10): 2044–2051 [22] Jung J, Yeom J, Han J, et al. Seasonal changes in nitrogen-cycle gene abundances and in bacterial communities in acidic forest soils. J Microbiol, 2012, 50(3): 365–373 [23] Geets J, De Cooman M, Wittebolle L, et al. Real-time PCR assay for the simultaneous quantification of nitrifying and denitrifying bacteria in activated sludge. Appl Microbiol Biotechnol, 2007, 75(1): 211– 221
保山学院资源环境学院, 保山 678000; E-mail: xjuane@163.com
摘要 基于怒江、澜沧江云南段31个气象站点1965—2013年的月降水、气温资料, 计算两个流域各生物气候区的标准化降水蒸散指数(SPEI)。分析近50年的年、季节、月尺度的干旱过程、干旱发生频率及强度, 揭示怒江、澜沧江云南段干旱发生的时空和强度演变特征。结果表明, 自20世纪70年代后期以来, 研究区季节、月尺度干旱整体上呈显著增加趋势, 尤其是冬季; 两个流域内各气候区干旱特征的空间分异不明显, 干旱发生与全省性的大范围干旱发生较为一致; 近50年来, 研究区气温的显著升高可能比降水的微弱减少对其干旱变化贡献更大。关键词 标准化降水蒸散指数(SPEI); 气象; 干旱; 怒江; 澜沧江中图分类号 K903