2018, Vol. 39
厌氧氨氧化(ANAMMOX)作为新型污水处理工艺近年来越来越受到人们的关注, 但厌氧氨氧化菌生长缓慢具有较低的细菌产量, 容易受到环境因素例如温度、水质等的影响[1, 2].同时, 厌氧氨氧化菌体积小, 在培养和运行过程中容易产生污泥上浮流失, 以及其对氧气的敏感性, 对于从来没有运行过ANAMMOX工艺大设备来讲, 这些问题都使得富集足够数量的ANAMMOX菌来启动设备变得困难[3, 4].针对这一情况, 利用包埋固定化技术, 将普通活性污泥中的ANAMMOX菌用聚合物以胶珠的形式富集起来, 就容易使ANAMMOX处于较高的浓度从而达到所需要的活性[5, 6].
包埋固定法是利用高聚物所具有的半透性膜或凝胶小格, 实现小分子底物及反应代谢产物自由扩散, 从而使包埋在聚合物内部的微生物进行正常的增殖代谢, 同时可以将微生物锁定在多孔性载体内部不至于渗漏[7].与未经包埋的细菌相比, 包埋细菌能够维持反应器中高浓度和高活性的生物量, 便于固液分离, 可以有效防止反应器内富集的微生物细菌因水流冲洗而流失.从另一方面讲, 固定化技术提升了生物性能的同时降低了对反应器体积的要求, 反应器运行也更加稳定[8].近年来, 国内外众多学者在固定硝化细菌[9~13]、反硝化细菌[14~18]以及混合固定微生物[19, 20]脱氮等领域取得显著成果.由于包埋技术所能提供的良好的厌氧环境, 厌氧氨氧化菌的包埋技术[7, 21]也同样具有良好的应用前景.
PVA因其良好的生物相容性和经济性广泛应用于微生物包埋领域[8].但应用过程中它自身具备的溶胀性、附聚性[22, 23]等缺点也成为其应用中的主要限制因素.通过化学或物理交联可以有效地提升PVA包埋材料的化学稳定性和机械性能, 先前的研究者一般通过冻融法[24, 25]或最简单经济的PVA-硼酸交联法[5]对细菌进行包埋.由于海水中含有大量的阴离子, 其中SO42-和Cl-占主导地位, 根据霍夫梅斯特序列(SO42->Cl->NO3->Br->I->ClO4->SCN-)可判断这两种离子可以促进水结构形成, 具有强烈的水合能力和盐析并稳定大分子的能力, 能够提高大分子胶体溶液的稳定性和降低溶解度, 对聚合物大分子的稳定起到正向帮助作用.本实验在优化包埋原材料组合配比的基础上, 以海水为主要优化条件, 对包埋材料性能进行提升, 同时检测利用普通厌氧氨氧化污泥制取的固定化包埋颗粒, 在含海水废水中表现出的厌氧氨氧化性脱氮能, 以期为包埋菌材料性能提升和低成本工业应用提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 实验材料聚乙烯醇(聚合度：1 750±50)：国药集团化学试剂有限公司; 海藻酸钠：国药集团化学试剂有限公司, 化学纯; 硼酸(H3BO3)：国药集团化学试剂有限公司, 分析纯; 无水氯化钙(CaCl2)：国药集团化学试剂有限公司, 分析纯; 粉末活性炭(activated charcoal, AC)：巩义净宇滤材有限公司; 磷酸二氢钾(KH2PO4)：国药集团化学试剂有限公司; 污泥浓缩液：厌氧氨氧化污泥取自实验室全海水条件下长期稳定运行的SBR反应器中.该污泥形态基本为颗粒状, 呈现砖红色, 污泥浓度为3.03g·L-1, NH4+、NO2-去除率分别稳定在94%和88.5%左右, 总氮去除负荷为0.26kg·(m3·d)-1, 取出的污泥用海水冲洗去除污泥表面的残留基质, 经纱布过滤掉多余水分, 用干净研钵将其磨细备用.添加剂：海水.
1.2 实验水质及分析方法实验用水采用以海水为基础配制的人工高盐废水, 主要成分为：K2HPO4 62mg·L-1, CaCl2 310mg·L-1, MgSO4·7H2O 456mg·L-1, KHCO3 4 000mg·L-1.同时投加微生物生长所需的微量元素, 微量元素Ⅰ：FeSO4·7H2O 5g·L-1, EDTA 5 g·L-1; 微量元素Ⅱ: EDTA 15 g·L-1, H3BO3 0.014 g·L-1, MnCl2·4H2O 0.99 g·L-1, CuSO4·5H2O 0.25g·L-1, ZnSO4·7H2O 0.43g·L-1, NiCl2·6H2O 0.19 g·L-1, Na2MoO4·2H2O 0.22g·L-1, CoCl2·6H2O 0.24 g·L-1, NaSeO4·10H2O 0.21g·L-1, 微量元素Ⅰ和Ⅱ按表中质量浓度配成浓溶液, 按3.4 mL·L-1比例添加到配水中, pH保持在7.26~7.33. NH4+和NO2-分别由NH4Cl提供.
NH4+-N：纳氏试剂法; NO2--N：N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; NO3--N：麝香草酚分光光度法; pH：WTWpH/0xi340i便携式pH计; 紫外-可见分光光度计：UV-5200;实验所测的数据包括氨氮和亚硝态氮的去除率, 硝态氮的生成量.
1.3 胶珠的制备胶珠的制备分为3个部分, 每个部分分别阐述了实验过程中产生的不同现象以及现象对应的机制.
第一部分为材料组合的筛选. PVA-SA-活性炭-海水(PSas)的制备：将质量浓度为100g·L-1的PVA溶液和质量浓度为20 g·L-1的SA溶液混合, 加入活性炭粉末, 保证活性炭的浓度为50 g·L-1, 然后与等体积的海水混合均匀.用注射口直径为2.0 mm的注射器将制得的混合溶液逐滴滴加到饱和硼酸溶液中.放入4℃冰箱中恒温交联12 h, 然后用大量的去离子水冲洗并浸泡于0.5 mol·L-1的KH2PO4溶液中进行磷酸化1 h, 取出后用大量去离子水冲洗干净置于海水中浸泡保存.
在PSas制备的方法上去除活性炭的添加即可制备PVA-SA-海水(PSs)胶珠; 在PSs制备方案中减去SA溶液的掺入, 可完成PVA-海水(Ps)胶珠的制作; 相反, 在PSs制备方案中减去PVA溶液的掺入, 便可完成SA-海水(Ss)胶珠的制备.
第二部分为胶珠性能影响因素的判定.应用与第一部分不同材料组合对应相同的胶珠制作方案并增加3组对比变量分别为：海水/去离子水、交联时间(12 h/24 h)以及是否添加活性炭, 从而设计海水组和淡水组各6组实验进行影响因素的判断, 实验组安排如表 1.
|
表 1 实验组安排1) Table 1 Arrangement of the experimental groups |
第三部分为优化材料配比.应用PSas制作方案, 应用正交实验设计方案设计9组配比, 进行优化试验, 挑选PSas材料组合最优配比.
1.4 包埋菌的制备及活化含菌胶珠PVA-SA-活性炭-海水的制备：按正交试验组分析得到的最优配比对厌氧氨氧化菌进行包埋, 将研磨后颗粒细小均匀的厌氧氨氧化菌分散到与混合PVA-SA-活性炭溶液等体积的海水中, 然后按胶珠的制作步骤制作包埋颗粒.为恢复包埋颗粒内厌氧氨氧化菌的活性, 对包埋颗粒进行活化培养, 收集制得的包埋颗粒, 用去离子水冲洗至流出澄清液, 然后将包埋颗粒转移至人工废水中进行活化培养, 采用间歇培养方式.以24 h为一个活化周期, 周期结束后重新换入新鲜的人工废水, 直至去除率达到较高稳定值, 可以认为包埋颗粒活化成功.
1.5 胶珠机械强度的表征溶胀性能测试：各配比选取20个大小相似的胶珠放入300 mL锥形瓶中, 加入约250 mL海水.放入32℃恒温振荡箱中缓慢振荡一周.用游标卡尺分别记录振荡前后胶珠直径大小, 根据振荡前后胶珠体积的大小计算溶胀度, 公式如下：
|
式中, Vst和Vs0分别为胶珠振荡后和振荡前的体积.
膨胀性能测试：各配比选取20个大小相似的胶珠放入300 mL锥形瓶中, 加入约250 mL去离子水.放入32℃恒温振荡箱中缓慢振荡72 h.用游标卡尺分别记录振荡前后胶珠直径大小, 根据振荡前后胶珠体积的大小评价不同配比合成的胶珠膨胀性能, 公式如下：
|
式中, Vet和Ve0分别为胶珠振荡后和振荡前的体积.
机械稳定性测试：各配比选取30个大小形似的胶珠放入500 mL烧杯中, 用350 mL蒸馏水浸泡.在400 r·min-1机械搅拌下连续搅拌48 h.记录搅拌前后胶珠的质量, 所记录的质量均为胶珠在烘箱中烘干后干重.通过比较质量存留率判断机械稳定性.
|
式中, W0和Wt分别为搅拌前后的质量.
1.6 复合显微镜分析将胶珠从中间切出厚约1 mm的圆薄片, 通过复合显微镜放大10倍观察不同胶珠内部物理结构, 由此判断不同配比胶珠机械性能不同产生的原因.
2 结果与分析 2.1 包埋颗粒不同材料组合特征表现分别制作胶珠Ps、Ss、PSs和PSas并置于去离子水中浸泡, 浸泡3 d后, 4种组合各自产生不同的变化, 如表 2所示.
|
|
表 2 4种组合不同外观变化 Table 2 Different appearances of four groups |
交联完成后用大量去离子水冲洗的过程中, Ps发生明显的粘连, PSas发生轻微粘连, 用外力分离后进行磷酸化, 后继续用去离子水冲洗不再发生粘连, 其他两种组合均未发生此现象.对4种材料组合进行综合对比之后, 可以发现PSas各项性质最为稳定.
2.2 机械稳定性及影响因素的判定胶珠性能受固化过程中诸多因素的影响, 针对第一部分所探究的材料组合PSas设计增加3组变量(实验分组见表 1)分别为：海水/去离子水、交联时间(12 h/24 h)以及是否添加活性炭, 通过制作过程中所产生的现象和机械强度的表征用来确定具体的影响因素.
实验发现海水组样品成珠性远差于淡水组.淡水组混合溶液滴加到固化剂中表面瞬间交联, 颗粒均匀圆润, 成珠性好, 相比之下海水组胶珠大小并不均匀并且出现胶珠相互吸引粘连现象.海水组3号及5号胶珠在与去离子水组同等配比和固化条件下, 海水组胶珠在滴加到固化剂中很短时间内便会发生“出角”现象, 即颗粒表面延伸出一条或多条尾巴, 颗粒形状偏离圆润状态.机械稳定性方面情况恰好相反.海水组胶珠在海水中浸泡一周后, 海水依旧清澈, 几乎无肉眼可见沉积物, 胶珠弹性良好; 进行稳定性测试之后搅拌桨及蒸馏水中无明显胶珠脱落成分, 部分组别烧杯与水面接触边缘有少量活性炭附着.海水浸泡后淡水组胶珠表面不同于制作完成后的光滑, 表面模糊且伴有胶珠碎片脱离, 海水中有较为明显的沉积物及悬浮胶珠碎片, 以2号组胶珠表现最为明显, 浸泡后体积明显变小, 珠体轻压可破; 进行稳定性测试之后搅拌桨上附有一层轻薄胶膜, 不同组胶珠机械稳定性实验中蒸馏水有不同程度浑浊, 烧杯与水面接触边缘有活性炭附着.
海水祖与淡水组两者最明显的差异表现在膨胀性能上, 从表 3数据来看, 对应组别的淡水组膨胀率均明显高于海水组, 溶胀性能上两者均表现良好, 虽存在些许差异, 但由于测量误差的存在, 无法通过差异性准确描述差别.根据表 3的数据可以发现, 添加活性炭可以降低胶珠膨胀性能.以淡水组测试膨胀性能完毕的胶珠为例, 1号胶珠对比6号胶珠直径明显偏大, 同样对比3号和5号, 在3号配方的基础上添加5%活性炭所得5号胶珠直径明显低于3号.在海水组中, 这一现象并不明显.
|
|
表 3 各实验组膨胀性能和溶胀度1)/% Table 3 Expansion properties and degrees swelling of the different groups/% |
交联时间也对胶珠各方面的稳定性有直接的影响.交联时间越长, 所得到的固定化小球的强度越高, 内部结构越紧密, 所对应的外观稳定性和机械强度更好.同种配比交联12 h和24 h的胶珠存在的差异可以准确反映交联时间对胶珠性能的影响.外观稳定性方面, 海水组和淡水组规律相同, 长时间浸泡后, 交联24 h的胶珠在海水中产生的浑浊度低于交联12 h的胶珠, 但海水组的浑浊程度比淡水组低.机械强度方面, 交联时间24 h的胶珠膨胀和溶胀性能都要优于交联12 h的胶珠, 在海水组中可以发现同一配比交联12 h的胶珠和交联24 h的胶珠进行机械稳定性测试后, 烧杯中水质前者较后者轻微浑浊; 淡水组中差异性较为明显, 除与海水组相同的水质浑浊度差异外, 淡水组在进行机械稳定性测试后, 测试交联12 h胶珠的铁质搅拌上吸附胶珠成分的膜状物和烧杯壁附着的活性炭明显多于交联24 h的胶珠.
2.3 材料配比优化以PVA的浓度(因素A), SA的浓度(因素B), 活性炭浓度(因素C)以及交联时间(因素D)为影响因素, 对每个因素选取3个水平, 采用L9(34)正交表进行正交试验来确定最佳的包埋条件.正交试验的因素水平表见表 4.
|
|
表 4 材料配比正交试验设计 Table 4 Orthogonal experimental designing of different material ratios |
此4因素三水平正交试验以溶胀性能、膨胀性能和机械稳定性作为评价指标, 利用综合加权评分法来确定最佳条件.共设计9个平行试验, 具体实验结果见表 5.
|
|
表 5 正交试验直观分析 Table 5 Visual analysis of the orthogonal experiment |
通过表中的极差大小判断, 各因素对机械稳定性的贡献率大小依次为：固化时间＞PVA含量＞活性炭含量＞SA含量.最佳机械性能的组合为: A2B1C2D2, 即PVA浓度为125 g·L-1, SA浓度为20 g·L-1, 活性炭浓度为40 g·L-1以及固化时间为18 h.
3 讨论 3.1 材料配比对胶珠性能的影响SA可与固化剂中Ca2+形成多孔网络状结构[23], 主要是由于Ca2+的耦合作用, 与SA电离形成的Na+形成离子交换, 进而与海藻酸离子发生静电作用而相互吸引, 形成凝胶, 因静电作用力较弱, 在海水中长时间浸泡会受到海水中Ca2+、Mg2+和K+等离子的干扰, 网络结构被破坏, 因此胶珠Ss浸泡后几乎无弹性度. PVA可与H3BO3发生交联反应, 形成稳定的聚合物网络空间结构, 故胶珠的机械强度主要靠PVA的交联作用提供, 交联程度越高胶珠质地越紧密, 但PVA具有亲水性, PVA中—OH易与H2O产生氢键, 因此用大量蒸馏水冲洗PSs和PSas时会有不同程度的粘连, 且长期浸泡使胶珠中未与H3BO3发生交联反应的—OH与H2O产生氢键, 导致PS和PSs体积明显变大.在PVA中引入SA, PVA分子链上的—OH和海藻酸钠的—COO—、—OH可以形成强烈的氢键, 此外, 在PVA柔性大分子中引入SA网络大分子可以降低其电荷密度, 削弱分子链间的静电作用, 使分子间总的作用降低, 韧性增加.此外, 活性炭作为弱极性多孔性吸附剂, 在制造过程中, 晶格间生成空隙, 形成各种形状和大小的细孔, 可对PVA、SA产生吸附, 提高胶珠的凝聚性, 相当于胶珠的“增强剂”, 且活性炭亲水性差, 可以改善胶珠整体的亲水性能.因此, PSas材料组合可以满足实现包埋材料性能稳定、机械强度良好的条件.
3.2 海水对胶珠物理结构的影响根据霍夫迈斯特效应(Hofmeister effects), 离子溶于水以后, 会和水分子结合形成溶剂壳层(Hydration shell)[26].离子在水中运动, 会带着自己的溶剂壳层一起运动, 通过阴离子与大分子及其紧邻的溶剂壳层之间的相互作用造成聚合物的结晶和坍塌[27], 在胶体溶液分别与海水、去离子水混合阶段就有直观表现[图 1(a)].添加去离子水的淡水组形成的胶体溶液透明度高, PVA大分子链和H2O均匀分散, 形成一个均相体系; 而海水组胶体溶液明显浑浊, 并且经实验室后期观察, 放置一月后相比较于淡水组均匀胶体溶液状态, 海水组胶体溶液出现明显分层, 这是由于海水中离子使得聚合物结晶, 分子链折叠团聚[28], 将分散在分子链之间的H2O挤压出来, 质量较重的大分子链沉积下来形成胶体与水的分层.因此刚配好的海水组胶体溶液相当于一个不均匀相, 进行固化时, 滴加到固化剂中的胶滴各部分不能同淡水组一般与固化剂进行同等程度的交联反应, 故表现出较差的成珠性.混合溶液通过滴加到固化剂中交联后, 形成的胶珠外观也有明显区别[图 1(b)], PSas颗粒大小不均匀, 外观不似PSad饱满圆润, 其平均粒径[(3.8±0.1)mm]小于PSad(PVA-SA-活性炭-去离子水)平均粒径[(4.6±0.1)mm], 因而等体积下具备更大的接触外表面积, 为PSas提供了良好的传质性能.利用复合显微镜分别对PSas和PSad内部结构进行观察, 发现前者颗粒内部孔径较大且分布不均, 与后者均匀致密的小孔径分布形成鲜明对比, 如图 1(c)和1(d)所示, 造成这一现象的原因仍与海水组不能均匀与固化剂发生交联反应有关, 但该结构为胶珠提供了良好的抵抗外力冲击的缓冲能力、富足的微生物生存空间[29]以及更优于淡水组的传质能力, 同时降低胶珠密度, 胶珠处于悬浮状态, 使反应器可脱离搅拌静止运行, 减少反应过程机械能源消耗, 同时反应器上部胶珠运行过程中, 可充分满足反应器中下部相对高程度厌氧环境的实现.
|
图 1 PSas与PSad制作过程中的外观及内部结构差异 Fig. 1 Appearances and internal structure differences during fabrication of PSas and PSad |
PVA是一种很强的亲水性羟基聚合物, 其改性主要是通过屏蔽羟基或使羟基与其他基团结合, 形成一种难溶于水的改性PVA凝胶.通过拉曼光谱可以定性地研究PVA与SA的混合溶液在含有1%CaCl2的饱和硼酸溶液中的反应机制, 以及海水对于胶珠化学结构的影响.正常状态下的胶珠含有一定量的水, 相对于红外光谱来说, 拉曼光谱对于样品中所含的水并不敏感, 可以避免干扰同样在拉曼光谱中具有很低强度的—OH振动峰, 防止掩盖容易被忽视的细节[30].
分别用“-a”表示磷酸化完成后, “-b”表示磷酸化之前, 图 2表示的是PSad-a、PSas-a、PSas-b、PSd-a和PSs-a在拉曼光谱中800~2 000 cm-1及2 600~3 800 cm-1范围内的谱图. PSas-b的谱图中872~877 cm-1范围内的峰为B(OH)3的对称脉冲振动吸收峰, 而在磷酸二氢钾磷酸化之后的PSas-a谱图中该峰被975 cm-1处的P—O—C的异相伸缩振动吸收峰所取代, P—O—C的吸收峰一般出现在1 088~920 cm-1范围内, 是一个中等弱谱带.当P—O—R基团中的R大于C2H5时, 在800 cm-1附近的P—O振动区通常没有吸收谱带, 但他们在1 042~800 cm-1范围内有一个强的C—O吸收带, 可以判断855 cm-1处即为该吸收带, 而在磷酸化之前PSas-b谱图中并没有C—O吸收带.根据920 cm-1处P—O—P的反对称伸缩和1 380 cm-1处所对应的P＝O吸收峰[31], 可以判断KH2PO4与PVA/H3BO3的交联体发生磷酸酯化反应.根据谱图解析可推断胶珠固化过程以及磷酸化过程的反应机制(图 3).磷酸根离子是相对于硼酸根更大的亲核基团, 由于位阻效应的影响, 磷酸根离子将从连接有硼酸根离子的碳原子的后方进行攻击, 从而取代硼酸根基团与PVA形成更为稳固的交联结构.
|
图 2 海水组/淡水组包埋材料在800~2 000 cm-1及2 600~3 800 cm-1的拉曼光谱 Fig. 2 Raman spectra of seawater/fresh water embedding material at 800-2 000 cm-1 and 2 600-3 800 cm-1 |
|
图 3 聚乙烯醇-海藻酸钠微珠形成的整体反应 Fig. 3 Overall reaction of the PVA-SA beads |
通过图 2可以看到PSd-a在1 135 cm-1处存在一个仲醇的C—O拉伸振动吸收峰.拉曼散射谱线的强度和诱导偶极距成正比, 原子间距的增加, 会导致诱导偶极距增大, 从而使强度增强[31].因此根据C—OH键的作用力大小即可以判断分子间氢键力的大小, 而材料中主要的氢键力来源是PVA分子链上的—OH和海藻酸钠的—COO—、—OH形成了强烈的氢键, 再者就是水分子与两者的—OH产生的氢键作用.在PSs-a图谱中该峰强度明显弱于PSd-a, 其原因是由于霍夫迈斯特效应产生的溶剂壳层结合会减少自由活动的水分子, 或者减少可供大分子表面结合的溶剂分子数量, 由此削弱了水分子与C—OH产生的氢键力[26], 通过PSad-a和PSas-a图谱的对比可以再次证明这一观点.根据这一观点分别比较PSs-a/PSd-a与PSas-a/PSad-a位于1 420~1 380 cm-1范围内的O—H剪切振动吸收峰强度和在3 600~3 200 cm-1范围内产生一个宽的谱带的O—H的伸缩振动吸收峰强度, 同样可以发现前者的强度明显弱于后者.因此添加海水后制得的胶珠—OH更大程度上是与交联剂发生交联反应, 形成更为稳定的体型结构, 因而具有更好的机械稳定性.
添加了活性炭的组合可以在图谱中发现1 350 cm-1左右出现D峰, 在1 600 cm-1左右出现G峰, 此处为碳的特征峰, 由此判断活性炭性质在组合中较为稳定, 并未受过多化学反应影响. 1 430 cm-1处是—CH2—的变形振动吸收峰, 可以判断活性炭的添加和磷酸化均未对PVA的长碳链造成影响, 只是在碳链上进行了官能团的取代反应.另外, 在3 000~2 900 cm-1处为SA分子上—CH2—CO的振动吸收峰, 在5种组合中均产生较为强烈谱带, 可以证明Ca2+取代SA中Na+, 形成海藻酸钙更为稳定的凝胶结构而并未与磷酸根发生进一步反应.
3.4 厌氧氨氧化脱氮性能锥形瓶中包埋菌转入厌氧运行后, 先采用低负荷, 控制进水NH4+-N浓度为40~65mg·L-1, NO2--N浓度为50~66mg·L-1, 水力停留时间(HRT)为24 h, 置于恒温振荡箱中(频率为110次·min-1), 瓶内温度维持在27~28℃.反应器启动运行54 d的进出水中亚硝氮、氨氮和硝氮变化情况以及亚硝氮、氨氮去除负荷的变化情况分别如图 4所示.
|
图 4 运行期间进出水氮浓度变化及其去除率 Fig. 4 Variations in the nitrogen concentrations and removal rates |
1~12 d为细胞活化期, 此阶段三氮之间比值没有明显规律性[32].根据图 3中包埋胶珠制作过程的化学反应机制可知, 反应过程中H3BO3不断消耗, 交联反应结束后测得固化剂pH由4上升到5.8, 且包埋过程中厌氧氨氧化菌被胶珠包覆, 除反应初期位于胶珠外侧的菌体受到较为强烈的H3BO3冲击受损外, 胶珠内部菌体随反应进行受到良好的屏蔽保护作用; 另一方面, 包埋进行的环境温度为4℃, 实验用菌为海洋性厌氧氨氧化菌, 其最适温度较低[33], 在4℃条件下活性得到抑制[34], 可以减弱弱酸环境对其产生的伤害, 故可以避免短时间内菌体大量死亡.通过NH4+-N去除率可以发现, 虽有部分菌体死亡, 导致有机氨氮转化为无机氨氮, 但活化初期每天都有不同程度的NH4+-N去除率, 可以证明包埋过程中死亡菌体占小部分.活化第6~8 d, NH4+-N去除率逐渐下降; 9~11 d, NH4+-N去除率为负, 这是由于经历包埋材料缓冲保护之后, 包埋胶珠内外环境相同, 部分菌体不适应新环境, 自溶释放出有机氮, 进而被分解成NH4+-N, 此与冯莉等[32]海洋厌氧氨氧化菌富集培养过程菌体自溶阶段现象相同, 但由于包埋材料的缓冲保护作用, 与其他ANAMMOX颗粒污泥[32, 35]相比, 包埋菌菌体自溶阶段时间较短, NH4+-N去除率在第12d重新恢复正值, 且去除率提高到54.4%, 并未经历冯莉等[32]富集培养时产生的活性迟滞阶段. 13~20 d为活性提高期, 主要特征为厌氧氨氧化活性的提升.该阶段NH4+-N去除率逐渐增长至90%左右, 该去除率达到菌体包埋前反应器运行水平. NO2--N与NH4+-N去除量比值在1.25±0.3, 但NO3--N净增长量偏低, 其净增长量与NH4+-N去除量的平均比值为0.08, 远小于理论比值0.26, 这是因为锥形瓶中存在反硝化反应, 反硝化菌(NOB)利用细胞溶解阶段死亡的细胞作为有机物来源, 将生成的NO3--N转化为N2, 加之厌氧氨氧化反应生成的N2, 此阶段包埋颗粒表现出整个运行期间的最大上浮程度. 21~46 d为活性稳定期, 反应器中NH4+-N、NO2--N两者去除率及NO3--N增长量维持大致稳定, 摇床振动频次降低为零.因包埋颗粒所占瓶内体积1/3, 且包埋颗粒密度小于废水密度, 处于瓶的中上部, 与废水接触充分均匀, 厌氧氨氧化程度高, NH4+-N去除率稳定在90%左右. NH4+-N:NO2--N:NO3--N计量比为1:(1.04±0.1):(0.17±0.02), 但与理论值1.32和0.26有些许差距, 这是由于处于反应器上部的包埋菌可与液面上方空气接触, 满足有利于氨氧化菌(AOB)进行氨氧化反应的低DO浓度[10, 36]、高温(﹥25℃)[37, 38]、高pH值[39]环境条件, 导致NH4+-N去除率升高的同时产生NO2--N累积, 因此可以判断系统中有少许好氧氨氧化反应存在, 但可以肯定厌氧氨氧化反应占主要优势.本实验包埋颗粒活化完成到稳定运行仅用21 d, 仅为陈光辉等[40]包埋菌启动厌氧氨氧化感应器达到稳定运行状态时间的一半. 46~54 d为负荷提升期, 提升进水NH4+-N、NO2--N浓度分别为112~128mg·L-1和120~132mg·L-1, 负荷提升后NH4+-N:NO2--N:NO3--N计量比为1:(1.06±0.1):(0.16±0.01), 三氮去除率仍维持在原来水平, 反应器稳定性未受影响.负荷提升后反应器总氮去除率稳定在85%左右, 总氮去除负荷为0.2kg·(m3·d)-1.包埋前颗粒污泥浓度为3.03g·L-1, 包埋过程中有部分菌体由于操作原因损失, 活化过程中有部分菌体死亡, 故包埋菌污泥浓度低于3.03g·L-1, 包埋前颗粒污泥总氮去除负荷为0.26kg·(m3·d)-1, 包埋菌脱氮性能略低于包埋前, 再次证明包埋过程只有少量菌体死亡.因包埋颗粒易于截留、收集, 反应器进出水操作简便快捷, 同时可以有效避免ANAMMOX菌因体积小、质量轻随进出水流失; 其次包埋颗粒为ANAMMOX菌提供一个相对稳定的厌氧环境, 有利于菌体富集, 随运行时间延长, 包埋菌理论上脱氮效率要高于包埋前颗粒污泥.
4 结论(1) SA的少量加入可以有效改善PVA的附聚问题, 活性炭的添加进一步降低胶珠的亲水性能, 通过对膨胀系数、溶胀性能和机械强度进行测试比较后发现, 4种组分的包埋颗粒机械稳定性顺序为：PSas>PSs>Ps>Ss.
(2) 根据拉曼光谱分析和复合显微镜的观察可以确定, 物理结构上的差异及相对于淡水组更大的交联度是赋予海水组胶珠更优良的物化稳定性的主要原因, 海水组胶珠内部较大的孔径和其不均匀分布恰好为胶珠提供了良好的抵抗冲击的缓冲能力和富足的微生物生存空间.
(3) 除去海水的影响外, 影响胶珠机械稳定性的主要因素还有交联时间以及PVA、SA、AC这3种材料的配比.交联时间的长短影响交联反应的程度, 进而影响胶珠的机械稳定性, 根据正交试验分析得出拥有最有机械稳定性的胶珠配比条件为：PVA 125 g·L-1, SA 20 g·L-1, 活性炭40 g·L-1, 交联时间18 h.
(4) 包埋颗粒中菌体由于低温的活性抑制、包埋材料的保护以及交联过程对H3BO3的不断消耗, 实现了包埋后的大部分存活, 同时胶珠提供的相对稳定的厌氧环境有利于菌体活性恢复和富集, 由于包埋颗粒悬浮, 颗粒表面与废水充分接触, 包埋菌在静止条件下可以实现NH4+-N去除率达到90%以上, 总氮去除率稳定在85%左右, 总氮去除负荷为0.2kg·(m3·d)-1, 且较颗粒污泥更易收集, 可大大简化运行操作.随运行时间延长, 包埋颗粒内菌体富集将会实现更为高效的脱氮效能.
| [1] | Monballiu A, Desmidt E, Ghyselbrecht K, et al. Enrichment of anaerobic ammonium oxidizing (Anammox) bacteria from OLAND and conventional sludge:features and limitations[J]. Separation and Purification Technology, 2013, 104: 130-137. DOI:10.1016/j.seppur.2012.10.046 |
| [2] | Yin X, Qiao S, Zhou J L, et al. Fast start-up of the anammox process with addition of reduced graphene oxides[J]. Chemical Engineering Journal, 2016, 283: 160-166. DOI:10.1016/j.cej.2015.07.059 |
| [3] |
黄晓丽, 高大文, 丛岩, 等. 利用EGSB反应器富集高纯度厌氧氨氧化菌[J]. 生物工程学报, 2014, 30(12): 1845-1853. Hang X L, Gao D W, Cong Y, et al. Enrichment of anaerobic ammonium oxidation bacteria by expanded-granular sludge bed reactor[J]. Chinese Journal of Biotechnology, 2014, 30(12): 1845-1853. |
| [4] |
陈重军, 朱为静, 黄孝肖, 等. 厌氧氨氧化启动过程Anammox菌富集规律和差异分析[J]. 生物工程学报, 2014, 30(6): 891-900. Chen C J, Zhu W J, Huang X X, et al. Enrichment regulation of Anammox bacteria in the Anammox start-up process[J]. Chinese Journal of Biotechnology, 2014, 30(6): 891-900. |
| [5] | Zain N A M, Suhaimi M S, Idris A. Development and modification of PVA-alginate as a suitable immobilization matrix[J]. Process Biochemistry, 2011, 46(11): 2122-2129. DOI:10.1016/j.procbio.2011.08.010 |
| [6] | Ali M, Oshiki M, Rathnayake L, et al. Rapid and successful start-up of anammox process by immobilizing the minimal quantity of biomass in PVA-SA gel beads[J]. Water Research, 2015, 79: 147-157. DOI:10.1016/j.watres.2015.04.024 |
| [7] | Dong Y W, Zhang Y Q, Tu B J, et al. Immobilization of ammonia-oxidizing bacteria by calcium alginate[J]. Ecological Engineering, 2014, 73: 809-814. DOI:10.1016/j.ecoleng.2014.09.020 |
| [8] |
张长利, 王景晶, 杨宏. 细胞固定化技术研究进展及其在水处理领域的应用[J]. 水处理技术, 2013, 39(6): 1-4. Zhang C L, Wang J J, Yang H. Review on immobilized cell technology and its application in water treatment[J]. Technology of Water Treatment, 2013, 39(6): 1-4. |
| [9] |
赵兴利, 兰淑澄. 固定化硝化菌去除废水中氨氮工艺的研究[J]. 环境科学, 1999, 20(1): 39-42. Zhao X L, Lan S C. Study on the process of removing nitrogen from wastewater using immobilized nitrobacteria[J]. Environmental Science, 1999, 20(1): 39-42. |
| [10] |
李志荣. 包埋颗粒内硝化菌增殖衰亡规律及硝化特性研究[D]. 上海: 上海交通大学, 2012. Li Z R. Cells proliferation and decay of immobilized nitrifiers and nitrification characteristics[D]. Shanghai: Shanghai Jiao Tong University, 2012. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10248-1013020639.htm |
| [11] |
苗娟, 魏学锋, 贾晓平, 等. 3种包埋剂固定化硝化细菌的制备与性能[J]. 工业安全与环保, 2016, 42(11): 61-63, 82. Miao J, Wei X F, Jia X P, et al. Preparation and performance of immobilized nitrobacteria by three embedding materials[J]. Industrial Safety and Environmental Protection, 2016, 42(11): 61-63, 82. DOI:10.3969/j.issn.1001-425X.2016.11.017 |
| [12] |
董亚梅, 张振家, 李军, 等. 低温下聚氨酯水凝胶包埋硝化菌去除氨氮[J]. 环境工程学报, 2015, 9(8): 3721-3727. Dong Y M, Zhang Z J, Li J, et al. Removal of ammonia nitrogen using polyurethane hydrogel immobilized nitrobacteria at low temperature[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2015, 9(8): 3721-3727. DOI:10.12030/j.cjee.20150821 |
| [13] | Jeong D, Cho K, Lee C H, et al. Integration of forward osmosis process and a continuous airlift nitrifying bioreactor containing PVA/alginate-immobilized cells[J]. Chemical Engineering Journal, 2016, 306: 1212-1222. DOI:10.1016/j.cej.2016.08.050 |
| [14] | Kesserü P, Kiss I, Bihari Z, et al. Investigation of the denitrification activity of immobilized Pseudomonas butanovora cells in the presence of different organic substrates[J]. Water Research, 2002, 36(6): 1565-1571. DOI:10.1016/S0043-1354(01)00364-5 |
| [15] | 宋佳强. 利用包埋固定化技术进行深度脱氮的研究[D]. 北京: 北京工业大学, 2014. http://www.wanfangdata.com.cn/details/detail.do?_type=degree&id=Y2745142 |
| [16] | Kesserü P, Kiss I, Bihari Z, et al. Biological denitrification in a continuous-flow pilot bioreactor containing immobilized Pseudomonas butanovora cells[J]. Bioresource Technology, 2003, 87(1): 75-80. DOI:10.1016/S0960-8524(02)00209-2 |
| [17] |
张焕杰, 余璐, 朱文颖, 等. 固定化反硝化菌在低污染水处理中脱氮性能研究[J]. 生态环境学报, 2016, 25(5): 857-863. Zhang H J, Yu L, Zhu W Y, et al. Nitrogen removal characteristics of immobilized denitrifying bacteria for treatment of slightly-polluted water[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2016, 25(5): 857-863. |
| [18] |
许晓毅, 尤晓露, 吕晨培, 等. 包埋固定化活性污泥脱氮特性与微生物群落分析[J]. 环境科学, 2017, 38(5): 2952-2958. Xu X Y, You X L, Lv C P, et al. Nitrogen removal performance and microbial community analysis of activated sludge immobilization[J]. Environmental Science, 2017, 38(5): 2952-2958. |
| [19] |
韩华杨, 李正魁, 王浩, 等. 伊乐藻-固定化脱氮微生物技术对入贡湖河道脱氮机制的影响[J]. 环境科学, 2016, 37(4): 1397-1403. Han H Y, Li Z K, Wang H, et al. Effect of Elodea nuttallii-immobilized nitrogen cycling bacteria on nitrogen removal mechanism in an Inflow River, Gonghu Bay[J]. Environmental Science, 2016, 37(4): 1397-1403. |
| [20] | Wei D, Shi L, Yan T, et al. Aerobic granules formation and simultaneous nitrogen and phosphorus removal treating high strength ammonia wastewater in sequencing batch reactor[J]. Bioresource Technology, 2014, 171: 211-216. DOI:10.1016/j.biortech.2014.08.001 |
| [21] |
陈光辉, 李军, 邓海亮, 等. 厌氧氨氧化污泥包埋固定化及其脱氮效能[J]. 北京工业大学学报, 2015, 41(4): 612-620. Chen G H, Li J, Deng H L, et al. Nitrogen removal performance of immobilized anammox sludge[J]. Journal of Beijing University of Technology, 2015, 41(4): 612-620. DOI:10.11936/bjutxb2014070052 |
| [22] |
毕海涛, 张兰英, 刘娜, 等. 无机材料对PVA-H3BO3包埋固定化方法的改进[J]. 吉林大学学报(地球科学版), 2011, 41(1): 241-246. Bi H T, Zhang L Y, Liu N, et al. Improvement of PVA-H3BO3 immobilization method with inorganic materials[J]. Journal of Jilin University (Earth Science Edition), 2011, 41(1): 241-246. |
| [23] |
朱刚利. 厌氧氨氧化混培物包埋固定化特性的研究[D]. 广州: 华南理工大学, 2010. Zhu G L. Study on nitrogen removal performance by immobilized anammox enrichment culture[D]. Guangzhou: South China University of Technology, 2010. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10561-2010229190.htm |
| [24] | Stauffer S R, Peppast N A. Poly(vinyl alcohol) hydrogels prepared by freezing-thawing cyclic processing[J]. Polymer, 1992, 33(18): 3932-3936. DOI:10.1016/0032-3861(92)90385-A |
| [25] | Magrí A, Vanotti M B, Szögi A A. Anammox sludge immobilized in polyvinyl alcohol (PVA) cryogel carriers[J]. Bioresource Technology, 2012, 114: 231-240. DOI:10.1016/j.biortech.2012.03.077 |
| [26] | Zhang Y J, Cremer P S. Interactions between macromolecules and ions:the Hofmeister series[J]. Current Opinion in Chemical Biology, 2006, 10(6): 658-663. DOI:10.1016/j.cbpa.2006.09.020 |
| [27] | Collins K D. Ions from the Hofmeister series and osmolytes:effects on proteins in solution and in the crystallization process[J]. Methods, 2004, 34(3): 300-311. DOI:10.1016/j.ymeth.2004.03.021 |
| [28] |
李鹏程. 胶原蛋白自组装结构及其离子效应的研究[D]. 南昌: 江西师范大学, 2013. Li P C. Collagen self-assembly structure and ion effect[D]. Nanchang: Jiangxi Normal University, 2013. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10414-1013375363.htm |
| [29] | Chen G H, Li J, Tabassum S, et al. Anaerobic ammonium oxidation (ANAMMOX) sludge immobilized by waterborne polyurethane and its nitrogen removal performance-a lab scale study[J]. RSC Advances, 2015, 5(32): 25372-25381. DOI:10.1039/C4RA14451A |
| [30] | Gauthier M A, Luo J, Calvet D, et al. Degree of crosslinking and mechanical properties of crosslinked poly(vinyl alcohol) beads for use in solid-phase organic synthesis[J]. Polymer, 2004, 45(24): 8201-8210. DOI:10.1016/j.polymer.2004.09.055 |
| [31] | 朱自莹. 拉曼光谱在化学中的应用[M]. 沈阳: 东北大学出版社, 1998. |
| [32] |
冯莉, 于德爽, 李津, 等. 海洋厌氧氨氧化菌的富集培养及其脱氮特性[J]. 环境科学, 2017, 38(6): 2435-2443. Feng L, Yu D S, Li J, et al. Enrichment and nitrogen removal characteristics of marine anaerobic ammonium oxidizing bacteria[J]. Environmental Science, 2017, 38(6): 2435-2443. |
| [33] | Nakajima J, Sakka M, Kimura T, et al. Enrichment of anammox bacteria from marine environment for the construction of a bioremediation reactor[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2008, 77(5): 1159-1166. DOI:10.1007/s00253-007-1247-7 |
| [34] |
周同, 于德爽, 李津, 等. 温度对海洋厌氧氨氧化菌脱氮效能的影响[J]. 环境科学, 2017, 38(5): 2044-2051. Zhou T, Yu D S, Li J, et al. Effect of temperature on nitrogen removal performance of marine anaerobic ammonium oxidizing bacteria[J]. Environmental Science, 2017, 38(5): 2044-2051. |
| [35] |
赖玮毅, 周伟丽, 何圣兵. 生物活性炭厌氧氨氧化反应器启动过程研究[J]. 环境科学, 2013, 34(8): 3171-3179. Lai W Y, Zhou W L, He S B. Study on the start-up of anaerobic ammonium oxidation process in biological activated carbon reactor[J]. Environmental Science, 2013, 34(8): 3171-3179. |
| [36] |
高大文, 窦元, 王小龙. 微氧条件下培养AOB-Anammox颗粒污泥[J]. 北京工业大学学报, 2015, 41(10): 1462-1468, 1590. Gao D W, Dou Y, Wang X L. Cultivation process of AOB-Anammox granular sludge under micro-aerobic condition[J]. Journal of Beijing University of Technology, 2015, 41(10): 1462-1468, 1590. DOI:10.11936/bjutxb2015040027 |
| [37] | Persson F, Sultana R, Suarez M, et al. Structure and composition of biofilm communities in a moving bed biofilm reactor for nitritation-anammox at low temperatures[J]. Bioresource Technology, 2014, 154: 267-273. DOI:10.1016/j.biortech.2013.12.062 |
| [38] |
付昆明, 张杰, 曹相生, 等. CANON反应器运行稳定性及温度冲击的影响[J]. 环境科学, 2012, 33(10): 3507-3512. Fu K M, Zhang J, Cao X S, et al. Performance stability of canon reactor and temperature impact[J]. Environmental Science, 2012, 33(10): 3507-3512. |
| [39] | Claros J, Jiménez E, Aguado D, et al. Effect of pH and HNO2 concentration on the activity of ammonia-oxidizing bacteria in a partial nitritation reactor[J]. Water Science and Technology:A Journal of the International Association on Water Pollution Research, 2013, 67(11): 2587-2594. DOI:10.2166/wst.2013.132 |
| [40] |
陈光辉, 李军, 邓海亮, 等. 包埋菌启动厌氧氨氧化反应器及其动力学性能[J]. 化工学报, 2015, 66(4): 1459-1466. Chen G H, Li J, Deng H L, et al. Performance and kinetic characteristics of immobilized granules on start-up of Anammox bioreactor[J]. CIESC Journal, 2015, 66(4): 1459-1466. |