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生物炭固定异养硝化-好氧反硝化菌对水中氮去除和N2O排放的影响

王子楠 ,  王朝旭

现代化工 ›› 2025, Vol. 45 ›› Issue (S1) : 181 -186.

PDF (1912KB)
现代化工 ›› 2025, Vol. 45 ›› Issue (S1) : 181-186. DOI: 10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2025.S1.034
科研与开发

生物炭固定异养硝化-好氧反硝化菌对水中氮去除和N2O排放的影响

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Effects of biochar-immobilized heterotrophic nitrification-aerobic denitrification bacteria on nitrogen removal and N2O emission from water

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摘要

为探究生物炭固定异养硝化-好氧反硝化菌对污水厂尾水中低浓度(约10 mg/L)硝态氮和黑臭水体中高浓度(约100 mg/L)氨态氮的N2O排放影响,采用包埋法制备微生物固定化体。结果表明,好氧条件下生物炭基微生物固定化体对 N O 3 --N反硝化去除有促进作用,在0~24 h,C/N为4、6和8下, N O 3 --N平均去除速率为0.163、0.249 mg/(L·h)和0.326 mg/(L·h);固定化体对模拟黑臭水体高浓度 N H 4 +-N(100 mg/L)具有较好的去除效果,前12 h的平均去除速率为5.013 mg/(L·h);固定化体对污染物的去除过程符合一级动力学模型。

Abstract

To explore the influences of biochar-immobilized heterotrophic nitrification-aerobic denitrification bacteria on the emissions of low concentration nitrate-contained nitrogen (about 10 mg·L-1) in the tailwater of sewage plant and high concentration ammoniacal nitrogen (about 100 mg·L-1) N2O in black and odorous water,microbial immobilized body is prepared by the embedding method.Results show that under aerobic conditions,biochar-based microbial immobilized body promotes the denitrification removal of N O 3 --N,and the average removal rates of N O 3 --N are 0.163,0.249 and 0.326 mg/(L·h) when C/N is 4,6 and 8,respectively in the 0-24 hours period.The immobilized body has a good removal effect on the high concentration N H 4 +-N (100 mg·L-1) in the simulated black odorous water,and the average removal rate in the first 12 h is 5.013 mg/(L·h).The removal of contaminants by the immobilized body conforms to the first-order kinetic model.

Graphical abstract

关键词

玉米秸秆生物炭 / N2O排放 / 微生物固定化体 / 硝化作用 / 反硝化作用

Key words

corn straw-derived biochar / N2O emission / microbial immobilized body / nitrification / denitrification

Author summay

王子楠(1997-),女,硕士生,研究方向为生物质炭的水环境效应,。

引用本文

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王子楠,王朝旭. 生物炭固定异养硝化-好氧反硝化菌对水中氮去除和N2O排放的影响[J]. 现代化工, 2025, 45(S1): 181-186 DOI:10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2025.S1.034

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近年来,固定化微生物技术因其在反应速度、修复能力、活性及稳定性方面的显著优势,已成为污水处理领域的热门选择。微生物固定化体具有稳定性好、低成本、环境友好等优点,在污水处理领域具有广阔的应用前景。生物炭被认为是一种高效的微生物固定化体载体,同时也可以为微生物提供碳源。Zheng等[1]利用生物炭对反硝化菌H29进行固定,该固定化体可以实现同时去除硝酸盐和镉,去除率达到98.1%和93.9%,为废水中硝酸盐和重金属同时回收提供了思路。赏国锋等[2]用稻壳生物炭将硝化菌剂固定,其氨氮去除率可达85%。唐玉兰等[3]以核桃壳生物炭为载体,将从底泥中筛选出的枯草芽孢杆菌用吸附法固定,90 h内氨氮和COD的去除率分别为88.46%和82.41%。
基于当下存在的严重环境问题,本研究对污水厂尾水中低浓度硝态氮及黑臭水体中高浓度氨态氮的去除展开研究。首先利用400℃玉米秸秆生物炭吸附筛选菌株Paraclostridium benzoelyticum strain KD1,然后以海藻酸钠(SA)和聚乙烯醇(PVA)为包埋剂,用包埋法制备生物炭基微生物固定化体,研究生物炭固定异养硝化-好氧反硝化菌对水体中氮的去除和N2O排放的影响。以期为污水厂尾水深度脱氮以及黑臭水体的治理提供技术参考和理论依据。

1 材料与方法

1.1 生物炭的制备

以玉米秸秆为原料制备生物炭。将玉米秸秆洗净剪碎,放入烘箱烘干备用(60℃)。取一定量玉米秸秆充满瓷坩埚,并用铝箔纸包裹,于马弗炉中热解 2 h(热解温度设定为400℃),冷却至室温后,用超纯水将热解产物淋洗至pH为中性,并烘干至恒重,所得生物炭记为BC400。

1.2 固定化体的制备

挑取菌株KD1接种至已灭菌的100 mL LB液体培养基,组成及质量浓度(g/L):胰蛋白胨10.0、酵母提取物5.0、NaCl 10.0;pH 7.0~7.5,于振荡培养箱中培养至OD600=1.0(150 r/min、25℃)。取 50 mL LB液体培养基,离心收集菌体(8 000 r/min、10 min)后将其重悬于16.7 mL质量分数为0.85%的NaCl溶液中,接着加入5 g BC400,转移至振荡培养箱中培养2 h(180 r/min、25℃),使细菌吸附固定在生物炭上[4],得到吸附菌株生物炭。
采用质量分数为10%的PVA和2%的SA混合溶剂作为包埋剂[5],二者以体积比1∶1混合,交联剂为质量分数为4%的CaCl2溶液[6]。取PVA和SA的混合溶液33.7 mL,加入先前振荡好的吸附菌株生物炭,混合均匀后逐滴滴入CaCl2溶液中,在4℃下静置交联24 h并过滤,用已灭菌的NaCl溶液冲洗并浸泡以去除小球表面的CaCl2[7],得到生物炭基微生物固定化体。

1.3 室内培养实验

为探究生物炭基微生物固定化体在不同碳氮比(C/N=4、6和8)下对 N O 3 --N的去除能力及N2O排放的影响,构建模拟废水和生物炭基微生物固定化体培养体系,分析培养过程中该体系N2O、无机氮、总氮(TN)和COD浓度以及pH的动态变化。模拟废水组成及质量浓度(g/L):柠檬酸三钠(C/N=4,0.25;C/N=6,0.37;C/N=8,0.49)、KNO3 0.11( N O 3 --N 15 mg/L)、K2HPO4 1.0、KH2PO4 1.0、MgSO4 0.2;微量元素溶液2 mL[8];pH 7.0~7.5。
每个处理设置6个注射器,平均分成两组。第1组注射器用于培养体系理化性质测定,第2组注射器进行N2O浓度测定。将制得的固定化小球置于50 mL注射器中,填充至刻度线50 mL处,在培养体系中加入30 mL不同碳氮比(C/N=4、6和8)的模拟废水,连续培养48 h,分别于培养第0、4、8、12、24、36、48 h时测定培养体系的理化性质。第2组注射器中培养体系同第1组,测定水中溶存的N2O浓度。
为探明包埋法制得的生物炭基微生物固定化体对 N H 4 +-N的去除能力以及N2O排放的影响,加入30 mL模拟废水,组成及质量浓度(g/L):(NH4)2SO4 0.47、Na3C6H5O7·2H2O 3.39、维氏盐溶液50 mL[9];pH 7.0~7.5。培养及测定步骤同上。

1.4 一级反应动力学模型的构建

通过构建污染物去除的动力学模型,可以有效地预测废水污染物浓度的动态变化[10]。本文采用一级反应动力学方程来模拟固定化体对污染物的去除效率[11]。模型为式(1)和式(2)[12]:
C t = C 0 e x p ( - k V t )
k V = - [ l n ( C t / C 0 ) ] / t
式中:kV为污染物体积去除速率常数;t为停留时间,h;C0为进水污染物质量浓度,mg/L;Ct为t时刻污染物质量浓度,mg/L。
以ln(Ct/C0)为纵坐标,t为横坐标,绘制 N O 3 --N和 N H 4 +-N质量浓度随时间变化的线性拟合曲线。

1.5 数据处理与分析

采用Microsoft Excel 2023处理数据,数据形式为平均值±标准偏差(n=3)。采用Origin 2018软件制图,采用SPSS Statistics 22软件进行方差分析和多重比较,显著性水平设为α=0.05。

2 结果与分析

2.1 固定化体对 N O 3 --N去除及N2O排放效果分析

2.1.1 不同C/N固定化体对 N O 3 --N浓度影响及去除动力学研究

如图1(a)所示,随培养时间的延长,各组 N O 3 --N质量浓度均呈下降趋势,且主要发生在0~24 h。当C/N=4时, N O 3 --N质量浓度下降缓慢,0~24 h由14.85 mg/L降至10.93 mg/L,平均去除速率为0.163 mg/(L·h),表明碳源供应不足,反硝化不完全;当C/N=6时,0~24 h N O 3 --N浓度下降较快,由15.12 mg/L降至9.15 mg/L,平均去除速率为0.249 mg/(L·h);当C/N=8时,0~24 h N O 3 --N质量浓度由14.88 mg/L降至7.05 mg/L,平均去除速率为0.326 mg/(L·h)。综上表明,随C/N的升高,生物炭微生物固定化体对 N O 3 --N反硝化去除有促进作用。
图1(b)为利用一级反应动力学方程模拟绘制的 N O 3 --N质量浓度随时间的线性拟合图,拟合方程及速率常数kV见表1,kV代表的是污染物去除速率的大小。可以得出,固定化体对 N O 3 --N的去除速率随C/N的增加而增加,R2分别为0.569 5、0.836 7和0.908 7,固定化体对 N O 3 --N的去除过程符合一级动力学模型。

2.1.2 不同C/N固定化体对 N O 2 --N、 N H 4 +-N、TN和COD浓度的影响

如图2(a)所示,不同C/N固定化体处理 N O 2 --N质量浓度均呈先上升后趋于平缓的趋势。从整个培养过程来看,与C/N=4和6处理组相比,C/N=8下 N O 2 --N生成量最多,说明升高C/N有利于反硝化过程进行。
如图2(b)所示,4~48 h各组 N H 4 +-N浓度在0.33~1.61 mg/L之间浮动。前24 h,C/N=8处理的 N H 4 +-N生成量最高(C/N=4, N H 4 +-N浓度为0.89 mg/L;C/N=6, N H 4 +-N浓度为0.74 mg/L;C/N=8, N H 4 +-N浓度为1.61 mg/L)。
如图2(c)所示,不同C/N固定化体处理TN浓度均呈下降趋势,且主要发生在0~24 h。在前 24 h,C/N=4和6时,平均去除速率为0.197~0.206 mg/(L·h);C/N=8下,TN由15.68降至 8.12 mg/L,平均去除速率为0.315 mg/(L·h)。可以得出TN含量随C/N上升逐渐降低,这与上文硝酸盐浓度的变化相吻合。
如图2(d)所示,随培养时间的延长,各组COD浓度均呈先下降后平缓的趋势。C/N=4,0~24 h COD质量浓度下降较快,由137.56 mg/L降至73.41 mg/L,在24 h后,COD质量浓度基本保持不变(69.27~73.41 mg/L);C/N=6,0~24 h COD质量浓度由202.10 mg/L降至97.96 mg/L,在24 h后,COD浓度基本保持不变(80.89~97.96 mg/L);C/N=8时,COD浓度由232.00 mg/L降至116.04 mg/L,在24 h后,COD浓度基本保持不变(111.29~116.04 mg/L)。

2.1.3 不同C/N固定化体对pH的影响

培养体系的pH受玉米秸秆生物炭自身酸碱性和反硝化产碱作用的双重影响。如图3所示,不同C/N条件下,各组pH随培养时间延长均逐渐升高,表明发生了不同程度的反硝化作用;各组pH呈 C/N=8>C/N=6>C/N=4的趋势,其原因是升高 C/N可以促进培养体系内反硝化作用。

2.1.4 不同C/N固定化体对水中溶存N2O浓度的影响

如图4所示,随培养时间的延长,反硝化作用持续进行,各组水中溶存的N2O质量浓度均呈上升趋势;且反应体系内C/N升高,水中溶存的N2O质量浓度也随之增加。培养24 h时,C/N=4条件下的水中溶存N2O质量浓度仅为C/N=8条件下的49.3%和C/N=6的条件下的62.8%。在24 h后,N2O浓度有了明显升高,这可能是由于反应体系内氧气含量不足,反应后期微生物发生内源反硝化,使水中溶存N2O浓度急剧升高[13],故升高C/N有利于反硝化过程进行。

2.2 固定化体对 N H 4 +-N去除及N2O排放效果分析

2.2.1 固定化体对水中N含量和COD浓度的影响

如图5(a)所示,随培养时间的延长, N H 4 +-N和TN质量浓度均呈下降趋势, N O 2 --N有少量积累,培养体系中基本无 N O 3 --N生成。在0~12 h, N H 4 +-N质量浓度下降较快,由97.31 mg/L降至37.15 mg/L,平均去除速率为5.013 mg/(L·h),同时 N O 2 --N质量浓度由1.45 mg/L升至8.91 mg/L,COD质量浓度也从256.14 mg/L降至128.67 mg/L[图5(c)],可以说明固定化体将 N H 4 +-N很快转化为 N O 2 --N,并且能充分利用氮源和碳源发生异养硝化反应。培养期间未出现明显的 N O 2 --N积累现象,可能是固定化体内的微生物有较高反硝化活性,可以迅速利用异养硝化过程将产生的中间产物还原为含氮气体[5]。
利用一级反应动力学方程模拟,绘制 N H 4 +-N质量浓度随时间变化的线性拟合图,结果见图5(b),拟合方程及速率常数kV见表2。可以得出,R2为0.879 0,固定化体对 N H 4 +-N的去除过程符合一级动力学模型。

2.2.2 固定化体对水中溶存N2O质量浓度的影响

如图6所示,随培养时间的延长,硝化作用持续进行,水中溶存的N2O质量浓度呈先升高后趋于平缓的趋势;在反应前12 h,水中溶存N2O质量浓度增加最快,占整个培养过程水中溶存N2O质量浓度的69.7%。

3 讨论

3.1 生物炭基微生物固定化体对 N O 3 --N去除及N2O排放的影响

生物炭基微生物固定化体在去除 N O 3 --N时产生 N O 2 --N累积。KD1作为一种异养硝化-好氧反硝化菌,在好氧条件下能够利用 N O 3 --N及 N O 2 --N作为呼吸底物,其细胞内含有多种还原酶,如硝酸还原酶、亚硝酸还原酶(NirS)及位于细胞周质的周质硝酸还原酶(Nap)等。在好氧条件下,Nap被合成并活化,将 N O 3 --N还原为 N O 2 --N[14]。反硝化过程产生的 N O 2 --N会被周质中的NirS还原为气态氮[15]。若 N O 3 --N的还原速率超过 N O 2 --N还原速率时, N   O 2 --N则会在培养体系中积累,其原因是 N O 2 --N和 N O 3 --N在还原过程中会竞争共同的电子供体,N O 3 --N的存在抑制了 N O 2 --N的还原过程[16]。Charles等[17]的研究通过对反硝化菌进行纯培养,深入探讨了硝酸盐还原过程中细胞外 N O 2 --N瞬时积累的现象,发现硝酸盐还原酶与NirS相比,在电子传递方面具有更强的竞争优势,这种优势导致 N O 2 --N的还原过程受到硝酸盐的抑制。因此,制得的生物炭基微生物固定化体去除 N O 3 --N时会产生少量 N O 2 --N累积。
固定化体在不同C/N下去除低浓度 N O 3 --N时,随C/N的升高 N O 3 --N的去除速率增加,同时 N O 2 --N积累增加,水中溶存的N2O浓度增加。可见,高C/N对 N O 3 --N的反硝化去除有促进作用,但易造成 N O 2 --N积累。袁怡等[18]发现随C/N升高,硝酸盐转化速率无明显变化,亚硝氮积累明显,主要由于基质提供的电子有限,存在对底物电子的竞争,使得硝酸盐还原更容易发生,造成亚硝氮积累。水中溶存N2O的产生主要源于微生物在反硝化过程中不彻底,碳源的充足与否直接影响着电子供体的数量以及反硝化菌的活性,进而成为决定反硝化过程进行程度和N2O排放量的关键因素[19]。当进水C/N比较低时,缺乏碳源会导致反硝化反应无法完全进行,造成N2O的排放量增加。也有研究发现,在高C/N下,高浓度 N O 2 --N也会使反应体系中N2O积累[15]。Li等[20]的研究同样证实,在反硝化过程中,微生物活性增强且反硝化速率较快,N2O的排放量呈上升趋势。

3.2 生物炭基微生物固定化体对 N H 4 +-N降解及N2O排放的影响

生物炭基微生物固定化体在去除 N H 4 +-N时,检测到了少量 N O 2 --N积累,说明该固定化体可将 N H 4 +-N转化为 N O 2 --N,结合图6,水中溶存N2O浓度在反应前12 h增加最快,这说明 N O 2 --N快速还原为N2O。赵坤等[21]采用同位素标记法对脱氮机制进行了研究,发现仅用 N H 4 +-N为唯一氮源时,仅检测到 15N2O,说明其硝化途径为 N H 4 +-N→NH2OH→N2O。因此,在好氧条件下,N2O的生成主要归因于NH2OH的还原,其过程为 N H 4 +-N首先转化为NH2OH,随后进一步转化为 N O 2 --N,最终通过反硝化作用生成N2O[22]。
生物炭基微生物固定化体去除 N H 4 +-N的过程呈现出两个阶段:首先在反应前12 h, N H 4 +-N浓度迅速下降,在12~48 h逐渐趋于平稳[图5(a)],生物炭的吸附作用在培养初始阶段可能占据着主导地位,迅速将 N H 4 +-N吸附至其表面及孔隙中,因此 N H 4 +-N浓度在短时间出现显著下降[23];随后进入第二阶段,这一阶段微生物的降解作用逐渐显现,HN-AD菌以废水中的碳源作为能量来源,对 N H 4 +-N进行去除,此时 N H 4 +-N去除速度较前一阶段有所减慢。在整个过程中,生物炭的吸附作用与微生物的降解作用共同促使废水中的 N H 4 +-N浓度达到平衡状态[24]。该过程与Wang等[25]提出的固定化细菌吸附-协同生物降解假说模型相吻合,进一步验证了生物炭基微生物固定化体在 N H 4 +-N去除中的有效性。该解释同样适用于固定化体对 N O 3 --N的去除过程。
综上,生物炭固定化体的优势在于融合了生物炭与菌株的共同优点。具体而言,玉米秸秆生物炭具备初期快速吸附的特点,能够在短时间内显著降低污染物浓度。此外,生物炭还能作为菌株KD1的生长载体,为其提供一个优良的生长环境。生物炭固定化为微生物与模拟废水提供了充分的接触机会,强化了处理效果。最后,微生物固定化体还充分利用了菌株KD1高效且彻底的生物降解能力,实现了对污染物的去除。

4 结论

(1)生物炭基微生物固定化体对模拟污水厂尾水中低浓度 N O 3 --N(15 mg/L)去除效果较好,且随C/N由4增至8,固定化体对 N O 3 --N反硝化去除有促进作用;在0~24 h,C/N为4、6和8下, N O 3 --N平均去除速率为0.163、0.249 mg/(L·h)和0.326 mg/(L·h)。
(2)生物炭基微生物固定化体对模拟黑臭水体高浓度 N H 4 +-N(100 mg/L)具有较好的去除效果,前12 h的平均去除速率为5.013 mg/(L·h)。
(3)固定化体对污染物的去除过程主要分为两个阶段:首先是生物炭的吸附作用占据主导地位;随后是微生物发挥关键降解作用。这两个步骤相互协同,共同实现对污染物的快速去除。

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