, ,

(上海师范大学 生命与环境科学学院,上海 200234)

反硝化过程中硝酸盐与亚硝酸盐之间对电子的竞争

张雨婷,曹利锋,李乃玉,张永明*

(上海师范大学 生命与环境科学学院,上海200234)

分别测试硝酸盐和亚硝酸盐在反硝化过程中的降解速率,由于亚硝酸盐的降解速率低于硝酸盐,在此过程中会有亚硝酸盐的积累.后续的实验表明,这一降解速率的差别是因为两者反硝化菌对电子亲和力不同导致电子流的分布不同造成的.在反硝化初期,硝酸盐获得电子较多,因而其降解速率较快.当硝酸盐的质量浓度低于亚硝酸盐后,亚硝酸盐的降解速率较快,这表明电子流主要流向亚硝酸盐.

反硝化; 电子流; 降解速率

0 前 言

随着工农业生产的快速发展,各类废水的水量不断增加,其中含氮废水是主要的一类.这一类废水在工业和农业领域普遍存在[1-3].在含氮废水的生物处理过程中,大多数情况下,最初的有机氮或氨氮是在好氧条件下通过硝化反应先转化为硝酸盐[4-5],而后则是在缺氧条件下通过反硝化使硝酸盐最终转化为氮气,从而使水中的氮素去除[6-8].这两个主要步骤中,硝化反应在满足一定的溶解氧浓度情况下,比较容易实现[9-10].而后一步的反硝化过程则受到比较多因素的影响或约束.反硝化过程中,第一步通常是先将硝酸盐转化为亚硝酸盐,然后依据不同的条件,转化为分子态氮(N2)或一氧化二氮(N2O),从而使水中的氮素得以最后去除[11-12].

在大多数情况下,在富营养化水体的生物修复中,氮素的去除通常是非常重要的环节.尤其是后续的反硝化过程中,随着硝酸盐的不断降解,在很多情况下往往会有亚硝酸盐的积累[13],因此亚硝酸盐的去除速率则成为总氮去除的控制步骤.硝酸盐和亚硝酸盐的反硝化过程,都是需要依靠电子反应的过程.在它们的反硝化过程中,通过胞内电子载体NADH2(简写为2H,其中H=e-+H+)向硝酸盐和亚硝酸盐传递电子后,变为氧化态(NAD),硝酸盐和亚硝酸盐的反应式分别为:

NO3-+2H → NO2-+H2O.

(1)

NO2-+1.5(2H) →0.5N2+H2O+OH-.

(2)

其中,硝酸盐首先转化为亚硝酸盐,而后转化为氮气(N2).在此过程中,硝酸盐和亚硝酸盐需要的电子数是不一样的.因此,亚硝酸盐的积累是由于硝酸盐和亚硝酸盐的降解速率不同而引起的.假设在整个反硝化过程中,硝酸盐和亚硝酸盐降解速率的差别是因为硝酸盐反硝化菌对电子的亲和力大于亚硝酸盐反硝化菌.本研究试图通过生物反应动力学的实验和分析,证明硝酸盐和亚硝酸盐反硝化速率的差别是由于不同的反硝化菌对电子亲和力不同而引起的.

随着国家对废水排放标准的提高,水中总氮的去除率已引起人们的高度关注[14-15].解释清楚为什么硝酸盐在降解过程中常常会有亚硝酸盐的积累,即硝酸盐的去除速率常常会大于亚硝酸盐的去除速率,对于认识反硝化过程的规律,提高实际废水中总氮的去除效率,具有一定理论和实际意义.

1 材料与方法

1.1生物反应器

图1 立式折流内循环生物膜反应器示意图

实验采用图1所示的立式折流内循环生物膜反应器.该反应器总体积为800 mL,分为上部300 mL的圆筒和下部500 mL的水槽两部分.在水槽中设置一个潜水泵,运行时溶液由潜水泵驱动在上下部之间循环流动.上部采用20块D形塑料板交错排列,形成折流通道.这里塑料板还兼做生物膜的载体.

1.2溶液配制

各种分析试剂以及氯化铵和葡萄糖均购自中国上海国药化工试剂有限公司.首先用超纯水配制质量浓度为1 000 mg/L的NaNO3和质量浓度为1 000 mg/L C6H12O6为作为母液.缓冲溶液的配制是将21.75 g的磷酸氢二钾和4.27 g的磷酸二氢钾溶解在1L超纯水中.另外将0.4 g CaCl2,0.2 g MgSO4·7H2O和0.12 g MnSO4·H2O溶解在1 L的超纯水中作为微量元素母液.具体实验时,根据实验要求将母液稀释于自来水中,配制所需要的初始模拟污水质量浓度,随后在每升溶液中加入5 mL缓冲液和1 mL微量元素溶液.

1.3反硝化菌的培养及接种

活性污泥取自上海长桥污水处理厂的二沉池.先将500 mL污泥加入到立式折流内循环生物反应器中,随后加入300 mL含有25 mg的NaNO3和20 mg葡萄糖的溶液,并立即启动循环泵,驱动溶液在反应器上下部之间循环.污泥被吸附在D形陶瓷片上形成生物膜.随后在23～25 ℃条件下进行反硝化生物膜的驯化.驯化期间每天用新鲜溶液替换前一天的培养液,每2 d测一次NH4+、NO3-、NO2-的质量浓度.经过3个月的驯化之后,形成了稳定的生物膜.

1.4硝酸盐和亚硝酸盐的降解实验

为了比较硝酸盐和亚硝酸盐的降解速率并计算它们之间的差别,本实验共分3步进行:1) 分别在碳氢比(C/N)为4和6的条件下,将初始质量浓度为23～26 mg/L的硝酸盐溶液800 mL加入到反应器进行反硝化实验.每间隔一定时间取样测试硝酸盐的质量浓度,同时分析亚硝酸盐的生成情况;2) 分别在C/N为4和6的条件下,将初始质量浓度为23 mg/L的亚硝酸盐溶液加入到反应器内进行反硝化实验,同样每间隔一定时间取样分析亚硝酸盐的质量浓度.依据步骤1)和2)的结果,计算分别在C/N比为4和6的条件下,硝酸盐和亚硝酸盐的降解速率并进行比较;3) 在C/N为4的条件下,分别加入初始质量浓度不同的硝酸盐和亚硝酸盐溶液,测试初始20 min时它们质量浓度的变化,并计算它们的反硝化速率,同时分析硝酸盐和亚硝酸盐的初始质量浓度与其降解初速率之间的关系.

1.5分析方法

在上述的实验过程中,每间隔一定时间,取样分析硝酸盐和亚硝酸盐的质量浓度.分析采用间断分析仪(型号:Model:AotoChem 1200,中国产)进行分析,样品分析前均经过孔径为0.45 μm的醋酸纤维素膜过滤.

2 结果与讨论

2.1C/N对硝酸盐降解速率及亚硝酸盐积累的影响

图2 不同C/N条件下硝酸盐和亚硝酸的去除规律(E为实验值,C为计算值)

在C/N分别为4和6时,硝酸盐的降解速率常数分别为0.83和0.52 (mg·L-1)0.44·h-1.即C/N=6时硝酸盐的降解速率比在C/N=4时快60%.此外,随着硝酸盐的降解,亚硝酸盐的质量浓度首先是逐渐增加,随后又不断下降.比较硝酸盐和亚硝酸盐质量浓度的变化情况可以发现,在硝酸盐降解过程中,亚硝酸盐首先逐渐积累,然后才逐渐降低.这个结果表明,在反硝化过程中,亚硝酸盐的降解速率要低于硝酸盐的降解速率.否则就不会有亚硝酸盐积累的现象.该实验结果还说明,硝酸盐和亚硝酸盐的反硝化过程中是同时发生的.由式(1)和(2)可知,两个反硝化反应必然会存在对电子的竞争,即在该反硝化过程中,存在电子流的分布问题.此外,比较不同C/N条件下亚硝酸盐最终去除的情况,当C/N=6时,亚硝酸盐在11 h内就完全去除,而在C/N=4时,亚硝酸盐15h后仍未完全去除.该实验结果表明C/N越高,反硝化速率越快.

2.2C/N对亚硝酸盐的降解速率的影响

使用同一个反应器,在C/N分别为4和6的条件下,单独对亚硝酸盐进行反硝化降解实验,结果如图3所示.此时单独亚硝酸盐降解的反应速率同样也可以用分数级来表示.对该降解反应同样采用前述的分数级公式,经过试差法确定亚硝酸盐的降解速率为0.1级.由图3可以看出,C/N为6时,亚硝酸盐的降解速率比C/N为4时的速率大53%.该结果表明,C/N的增加不仅可以加速硝酸盐的降解速率,同样也可以加速亚硝酸盐的降解速率.

图3 不同C/N条件下,亚硝酸盐去除速率的比较(E为实验值,C为计算值)

2.3硝酸盐和亚硝酸盐降解速率的比较

由图2所示的数据不易区分硝酸盐和亚硝酸盐之间降解速率的差别.由于在不同条件下,硝酸盐与亚硝酸盐的降解动力学级数不一致,因此也不便于对图2和图3的降解速率进行比较.为此,依据硝酸盐和亚硝酸盐质量浓度差与时间差的比值(Δc/Δt)可以求解出它们的降解速率随时间的变化关系,由此可以得出硝酸盐和亚硝酸盐降解速率与时间的关系,结果如图4所示.比较图4中两个C/N的结果可以发现,C/N=6时的速率大于C/N=4时的速率.这说明反硝化速率与C/N成正比关系.此外,由图4可以看出,在反硝化的大部分时间里,硝酸盐的降解速率大于亚硝酸盐的降解速率.由于电子质量浓度与反硝化速率成正比,因此,该结果表明在反硝化的大部分时间里,硝酸盐反硝化过程获得的电子多于亚硝酸盐的反硝化过程.即在大部分时间内,电子流流向硝酸盐的还原过程,直至5～6 h之后亚硝酸盐的降解速率才大于硝酸盐的降解速率.对比图2可以发现,几乎就在亚硝酸盐的质量浓度大于硝酸盐的质量浓度之后,亚硝酸盐的降解速率才大于硝酸盐.

2.4硝酸盐和亚硝酸盐反硝化菌对电子亲和性的比较

图4 不同C/N条件下硝酸盐和亚硝酸去除速率的比较

图5 在C/N=4时,硝酸盐和亚硝酸盐的动力学参数(E为实验值,C为计算值)

3 结 论

在硝酸盐的反硝化过程中,会有亚硝酸盐的积累,这是因为硝酸盐的反硝化速率大于亚硝酸盐.引起该速率的差别是因为硝酸盐与亚硝酸盐的反硝化菌对电子亲和力不同.由于它们均属于需要电子的反硝化反应,在反硝化过程中,便会产生对电子的竞争,由此引起反硝化过程中电子流分布的不同.由于硝酸盐反硝化菌对电子的亲和力比亚硝酸盐要强,因此硝酸盐的降解速率要大于亚硝酸盐的降解速率.提高C/N可以加速它们的反硝化速率.

[1] 李兰娟,刘福强,凌盼盼,等.含氮废水处理技术和工艺研究进展 [J].安全与环境学报,2009,9(5):46-51.

Li L J,Liu F Q,Ling P P,et al.Review on the research advances of nitrogen-containing wastewater treatment technology [J].Journal of Safety and Environment,2009,9(5):46-51

[2] 李猛,王永强,赵朝成.光催化含氮废水过程中氮素的转化规律研究 [J].环境科学与技术,2014,37(6N):125-128.

Li M,Wang Y Q,Zhao C C.Study on nitrogen transformation of pollution water in photocatalytic process [J].Environmental Science & Technology,2014,37(6N):125-128.

[3] Hwang Y,Matsuo T,Hanaki K,et al.Identification and quantification of sulfur and nitrogen containing odorous compounds in wastewater [J].Water Research,1995,29(2):711-718.

[4] Pengjun L,Kairong L,Zhanqiang F,et al.Enhanced nitrate removal by novel bimetallic Fe/Ni nanoparticles supported on biochar [J].Journal of Cleaner Production,2017:21-33.

[5] Yang G C,Lee H L.Chemical reduction of nitrate by nanosized iron:kinetics and pathways [J].Water Research,2005,39(5):884-894.

[6] Patnaik P,Khoury J N.Reaction of phenol with nitrite ion:pathways of formation of nitrophenols in environmental waters [J].Water Research,2004,38(1):206-210.

[7] Feng L,Chen K,Han D,et al.Comparison of nitrogen removal and microbial properties in solid-phase denitrification systems for water purification with various pretreated lignocellulosic carriers [J].Bioresource Technology,2017,224:236-245.

[8] 张诗颖,吴鹏,宋吟玲,等.厌氧氨氧化与反硝化协同脱氮处理城市污水 [J].环境科学,2015,36(11):4174-4179.

Zhang S Y,Wu P,Song Y L,et al.Nitrogen removal using ANAMMOX and denitrification for treatment of municipal sewage [J].Environmental Science,2015,36(11):4174-4179.

[9] Hofstetter T B,Neumann A,Arnold W A,et al.Substituent effects on nitrogen isotope fractionation during abiotic reduction of nitroaromatic compounds [J].Environmental Science & Technology,2007,40(24):7710-7716.

[10] 杨宗政,骆欣,顾平.膜生物反应器处理废水硝化/反硝化能力研究 [J].水处理技术,2005,31(4):6-9.

Yang Z Z,Luo X,Gu P.Study on the nitrification/denitrification for wastewaterwith MBR[J].Technology of water treatment,2005,31(4):6-9.

[11] Lin Z Q,Yuan S J,Li W W,et al.Denitrification in an integrated bioelectro-photocatalytic system [J].Water Research,2017,109:88-93.

[12] 安鸿雪,莫创荣,李小明,等.胞内聚合物对反硝化和反硝化除磷过程的影响研究 [J].水处理技术,2013,39(9):116-120.

An H X,Mo C R,Li X M,et al.The study on denitrification and denitrifying phosphorus removal process by the intracellular polymers[J].Technology of water treatment,2013,39(9):116-120.

[13] Xing W,Li D,Li J,et al.Nitrate removal and microbial analysis by combined micro-electrolysis and autotrophic denitrification.[J].Bioresource Technology,2016,211:240-247.

[14] 尹航,刘畅,高辉,等.不同好/厌氧区容积负荷对生物膜/颗粒污泥耦合工艺脱氮除磷的影响 [J].环境科学,2014,35(5):1866-1870.

Yin H,Liu C,Gao H,et al.Effect of Different Volume Loading of Aerobic/Anaerobic Zone on Nitrogen and Phosphorus Removal by Biofilm and Granular Sludge Coupling Process [J].Environmental Science,2014,35(5):1866-1870.

[15] Du H,Li F,Yu Z,et al.Nitrification and denitrification in two-chamber microbial fuel cells for treatment of wastewater containing high concentrations of ammonia nitrogen [J].Environmental Technology,2016,37(10):1-22.

(责任编辑：郁 慧)

Competitionforelectronsbetweennitrateandnitriteduringdenitrification

Zhang Yuting,CaoLifeng,LiNaiyu,ZhangYongming*

(College of Life and Environmental Sciences,Shanghai Normal University,Shanghai200234,China)

Nitrate and nitrite removal rates were measured respectively during denitrificaiton,and experimental results showed that nitrite accumulated during nitrate removal,because nitrite removal rate was slower than nitrate.Following experiments documented that the difference between nitrate and nitrite was caused by different electron flow distribution between them,which was due to their different affinity to electron donors.In the initial stage of denitrification,nitrate removal rate was faster than nitrite as it obtained more electrons,but nitrite removal rate faster than nitrate when nitrate concentration was less than nitrite,during which electrons flowed to nitrite then.

denitrification; electron flow; biodegradation rate

2017-04-13

国家自然科学基金项目(50978164);上海市地方高校能力建设项目(201607050300)

张雨婷(1993-),女,硕士研究生,主要从事污水处理方面的研究.E-mail:zyt3307@126.com

导师简介: 张永明(1958-),男,教授,博士生导师,主要从事水污染控制方面的研究.E-mail:zhym@shnu.edu.cn

X522

:A

:1000-5137(2017)04-0483-06

*