2019, Vol. 40
二级出水中硝酸盐浓度一般为10~15 mg·L-1, 直接排入河道可能会引起水体富营养化现象, 出现藻类大量繁殖和水质恶化等一系列问题.因此, 需对二级出水进行深度脱氮.由于二级出水中有机物含量较低, 无法满足生物脱氮需求, 外加甲醇、乙醇和葡萄糖等液体碳源成为解决此问题的首选方法[1].然而, 液体碳源的投加量须严格控制, 若投加不足, 则出水硝态氮和亚硝氮达不到标准, 若投加过量, 则容易引起二次污染[2, 3].
针对传统异养反硝化工艺存在的弊端, 有学者提出用可生物降解聚合物作为碳源滤料.目前, 用于反硝化的可生物降解聚合物有PCL(聚己内酯)、PLA(聚乳酸)、PHBV(聚羟基丁酸戊酸酯)、PHAs(聚羟基脂肪酸酯)和PBS(聚丁二酸丁二醇酯)等. PHAs价格昂贵, 且容易使反应器堵塞[2, 4]. PLA可生物降解性较差, 以PLA为碳源时反硝化速率低, 硝态氮去除率不高[5, 6].以PBS为固体碳源时需要很长的挂膜时间[7].有研究证实PCL和PHBV具有较好的可生物降解性能、较高的反硝化速率且价格远低于PHAs[2, 8].但目前研究多侧重于比较PHBV与PCL脱氮效果, 鲜见研究对其TOC溶出情况、反硝化脱氮速率、固体碳源表面形态和物质特征及其附着微生物群落结构做对比分析.
基于此, 本研究选取PCL和PHBV作为反硝化缓释碳源和微生物载体, 通过清水释碳与批式反硝化试验, 分析系统中硝态氮、亚硝态氮、氨氮和TOC的浓度, 计算与比较反硝化脱氮速率, 并分析固体碳源的表面形态及物质特征和附着微生物的群落特性.通过综合比较, 优选出更适作为再生水反硝化深度脱氮生物滤池的可生物降解碳源滤料.在此基础上, 分析优选出的碳源滤料的特性与应用经济性, 以期为工程应用提供参考.
1 材料与方法 1.1 试验材料以PCL和PHBV作为反硝化碳源和微生物载体. 表 1列出了二者基本物理性质.
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表 1 PCL和PHBV的物理性质 Table 1 Physical properties of PCL and PHBV |
本试验采用人工模拟污水.在去离子水中加入KNO3和NaH2PO4, 使NO3--N和PO43--P的浓度分别为50 mg·L-1和10 mg·L-1；为满足微生物生长需求, 按照1 mg·L-1加入微量元素溶液.微量元素溶液配制方法如下[9]：每L去离子水中加入22 g MgSO4·H2O、1 g CaCl2·2H2O、1 g FeSO4·7H2O、0.3 g H3BO3、0.2 g ZnSO4·6H2O、0.2 g CoCl2·6H2O、0.05 g MnCl2·4H2O、0.05 g Na2MoO4·2H2O、0.03 g Na2SeO3、0.01 g NiCl2·6H2O和0.01 g CuCl2·2H2O.
接种污泥取自某再生水厂曝气池, 污泥浓度约为5 400 mg·L-1, MLVSS/MLSS约为0.68.
1.2 试验装置采用250 mL锥形瓶进行清水释碳试验, 瓶口用橡胶塞密封.
采用500 mL磨口锥形瓶进行批式反硝化试验, 为保证瓶内的缺氧环境, 瓶口用橡胶塞密封, 同时在瓶塞中部安装导气管, 一端置于锥形瓶顶部, 另一端置于水下.
1.3 试验方法 1.3.1 固体碳源清水释碳特性将上述材料各取10 g分别加入到锥形瓶中, 加入100 mL去离子水浸泡.每隔5 d取样30 mL测定浸出液TOC, 取样完毕后更换去离子水, 连续试验50 d, 考察固体碳源的清水释碳速率.本阶段锥形瓶与去离子水使用前均进行灭菌操作.
1.3.2 批式反硝化试验将上述材料各取20 g分别加入到磨口锥形瓶中, 然后加入200 mL模拟污水, 置于恒温振荡箱内, 转速控制在60 r·min-1, 温度控制在(25±2)℃.第一天接种活性污泥, 使得液体中MLSS浓度为300 mg·L-1.此后每天换入新鲜模拟污水, 并不再加入污泥, 连续运行30 d, 每天取样测定NO3--N、NO2--N、NH4+-N和TOC的浓度.
脱氮稳定后, 对PCL和PHBV进行反硝化性能测试, 保持恒温振荡箱条件不变, 每批次试验加入配水200 mL, 在24 h内间隔一定时间连续取样, 每次取样1 mL用于测定NO3--N浓度和1 mL用于测定TOC浓度.上述测试重复3次, 数值取平均值.
1.3.3 材料表面形态与物质特性本试验结束后, 分别取出1.3.2节中全部固体碳源, 用灭菌去离子水清洗表面3次, 收集清洗液；再将固体碳源置于超声振荡器中振荡20 min, 收集菌液, 重复3次后将菌液与清洗液混合离心分离(10 000 r·min-1), 收集沉淀部分(固体碳源表面生物膜的样品), 置于-20℃冰箱保存待测.将剥离生物膜后的碳源颗粒置于50℃条件下烘干24 h后称重, 然后部分置于电镜下观察材料表面形态变化, 部分用红外光谱仪分析其吸收峰变化.同时未经使用且相同处理条件下固体碳源作为空白对照.
1.3.4 微生物群落(1)DNA提取和PCR扩增用DNA提取试剂盒(Fast DNA Spin Kit for Soil)提取上述1.3.3节中生物膜样品的基因组DNA.使用引物515F(GTGCCAGCMGCCGCG GTAA)和806R(GGACTACHVGGGTWTCTAAT)对提取基因组的DNA的16S rDNA (V3~V4高变区)基因进行PCR扩增.引物F(CAGYMGCCRCGGKA AHAC)和R(GGACTACNSGGGTMTCTAAT)用于扩增古菌16S rDNA基因. PCR扩增程序：在95℃下进行3 min的预变性；95℃变性30 s, 55℃退火45 s, 72℃延伸90 s, 循环25次；72℃延伸10 min；最终保持在4℃直至使用. DNA的提取过程均在无菌条件下进行.每个样品的PCR扩增产物均通过AxyPrepDNA PCR纯化试剂盒进行纯化.
(2) Illumina HiSeq测序
纯化后的PCR样品送至北京赛默百合生物科技有限公司, 其采用高通量测序仪HiSeq对样品进行测序, 可以获得样品中细菌或者古菌物种组成、物种丰度、系统进化和群落比较等多种信息.
1.4 试验仪器与分析方法水样测试中, 所有指标通过0.45 μm滤膜过滤后测定, 且水样的稀释倍数根据样品量及测定方法的最低检出限确定. NO3--N的测定方法[10]：取已过滤的1 mL水样放入10 mL比色管加超纯水稀释至标线, 加药剂混匀后在220 nm和275 nm处测定吸光度, 比色使用Hach DR5000紫外分光光度计. NO2--N测定采用分光光度法(GB 7493-87)；NH4+-N测定采用纳氏试剂法(HJ 535-2009)；TOC测定采用燃烧氧化-非分散红外吸收法(HJ 501-2009).固体碳源的表面形态采用电子扫描显微镜(FEI, Quanta FEG45)扫描；固体碳源表面物质信息采用红外光谱仪(ThermoFisher, NICOLET6700)读取.
2 结果与分析 2.1 清水释碳性能PCL和PHBV的清水释碳情况如图 1所示.二者的清水释碳速率表现出相同的趋势, 前20 d呈现下降趋势, 20 d后保持稳定.完整清水释碳过程可分为3个阶段：阶段一为快速释碳期, 即前5 d, PCL和PHBV均表现出快速释碳的性能, 在第5 d时清水中的碳浓度达到最高.阶段二为缓慢释碳期, 即从第6~20 d, 在该阶段, 二者释碳速率均缓慢下降.阶段三为稳定释碳期, 即从第21~50 d, 二者的释碳性能均保持稳定状态.由于固体碳源在进行聚合时, 表面存在未聚合以及未完全聚合的小分子有机物, 而未聚合小分子有机物在与水接触后迅速溶出, 导致浸出试验开始时, 有机碳释放速率高[11].此后未完全聚合的小分子有机物随着时间逐步溶出, 完全聚合的有机物则难溶出, 且不随时间而发生变化.本研究中, PCL和PHBV稳定后的释碳速率分别为0.072 mg·(g·d)-1和0.044 mg·(g·d)-1, 快速释碳期的释碳速率分别为0.15 mg·(g·d)-1和0.24 mg·(g·d)-1, 均低于玉米芯、稻壳和稻草的平均释碳速率[7.9、1.6和2.2 mg·(g·d)-1][12], 可知可生物降解聚合物的有机释碳速率远小于天然物质.
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图 1 PCL和PHBV清水释碳速率 Fig. 1 Organic carbon release rates of PCL and PHBV |
理想的固体碳源应具有较差的物理溶解性, 且在无微生物或微生物酶参与条件下释碳能力极弱[13].相较而言, PHBV清水释碳速率比PCL低, 当进水中缺乏硝酸盐时, PHBV物理溶出的有机碳量相应亦低, 对出水COD贡献较低.
2.2 反硝化脱氮性能 2.2.1 挂膜期间出水特性图 2(a)为PCL和PHBV静态反硝化试验的出水NO3--N浓度.进水NO3--N浓度保持在50 mg·L-1左右, PHBV出水NO3--N浓度虽然在第1 d达到14.2 mg·L-1, 但在第2 d时迅速降到2.32 mg·L-1, 此后略有增长, 到第11 d时降回2.3 mg·L-1并一直维持在该值, 说明微生物适应PHBV只需要1~2 d, 完全适应污水中NO3--N浓度的时间为10 d. PCL出水NO3--N浓度却保持持续下降的方式, 前19 d呈缓慢下降, 后7 d下降速度稍有增长, 直到第26 d后才稳定于2.25 mg·L-1.二者相比, PHBV启动时间明显短于PCL, 这可能是因为PHBV初期有机碳释放速率比PCL快, 且PHBV是微生物胞内贮藏物质, 可被多种微生物代谢, 微生物能迅速降解PHBV为可溶性碳源以用于自身活动[14].
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图 2 PCL和PHBV反硝化出水效果 Fig. 2 Operating results of PCL and PHBV for denitrification |
PCL和PHBV静态反硝化试验的出水NO2--N浓度如图 2(b)所示. PHBV出水NO2--N浓度均保持在0.03 mg·L-1以下, 未出现明显NO2--N积累. PCL出水NO2--N虽出现积累, 但其浓度最高值亦低于0.15 mg·L-1.反硝化过程中出现NO2--N积累的原因可能包括溶解氧浓度、pH、可利用碳源的类型及含量等, 本研究中PCL上生物膜未完全成熟, 不能迅速溶出足够可利用碳源而使部分反硝化反应停留在亚硝化阶段, 造成NO2--N的积累[15].
PCL和PHBV静态反硝化试验的出水NH4+-N浓度如图 2(c)所示. PCL和PHBV出水中均观察到不同程度的NH4+-N积累, 且PCL出水的NH4+-N积累量(＜0.35 mg·L-1)要高于PHBV(＜0.2 mg·L-1).许多研究都曾观察到NH4+-N积累现象, 异化硝酸盐还原成氨(DNRA)可能为其普遍原因, Pandey等[16]在土壤中发现DNRA, Xu等[17]也发现反硝化系统中积累了0.1~1 mg·L-1氨.因此, 当固体碳源用于处理实际废水时, DNRA过程亦有可能发生.
PCL和PHBV静态反硝化试验的出水TOC浓度如图 2(d)所示. PCL和PHBV出水平均TOC浓度分别为10.0 mg·L-1和16.1 mg·L-1. PCL与PHBV出水TOC均未超过20 mg·L-1, 表明两种聚合物均具有较好的缓释碳源的能力.
2.2.2 反硝化速率PCL和PHBV出水中TOC浓度和NO3--N浓度随时间的变化如图 3所示. PCL与PHBV出水TOC表现出相同趋势, 即在反硝化过程开始后, PCL和PHBV出水TOC浓度均快速降低至4 mg·L-1以下, 直到NO3--N低于5 mg·L-1时, TOC浓度才分别升至8.89 mg·L-1和15.3 mg·L-1.固体碳源的降解过程与反硝化过程是相互独立的, 即脱氮过程结束后, 微生物降解固体碳源的过程却仍在继续[14].在本研究中, 当NO3--N浓度高于5 mg·L-1时, 水中可利用有机物全部用来进行反硝化, 因此出水中TOC浓度保持稳定；而当NO3--N浓度低于5 mg·L-1, 水中可利用碳源量高于反硝化所需碳源, 因此出水中TOC浓度升高. PCL与PHBV出水中NO3--N浓度与时间呈高度线性相关, 相关系数R2分别为0.98与0.99, 表明PCL和PHBV的反硝化过程均呈零级反应.根据线性拟合方程, 得出PCL和PHBV的平均反硝化速率分别为3.2 mg·(L·h)-1和8.0 mg·(L·h)-1, 进一步计算出单位质量PCL和PHBV的平均反硝化速率分别为0.032 mg·(g·h)-1和0.080 mg·(g·h)-1.由此可知, PHBV反硝化速率高于PCL.反硝化速率受到多种因素影响, 在确定温度、pH、初始NO3--N浓度以及固体碳源投加量相同的情况下, 固体碳源的生物降解性能、粗糙度及比表面积、附着在固体碳源上的微生物量以及反硝化菌种类和数量都可能成为影响反硝化速率的关键因素.李彭[9]测定的PCL反硝化速率约为0.040 mg·(g·h)-1, 高于本试验测定的PCL反硝化速率, 可能是由于不同厂家对同种材料的制作方式不同, 材料的纯度和粗糙度等特征都会受到影响, 从而导致反硝化速率有差异.
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图 3 TOC释放和NO3--N去除动力学 Fig. 3 Kinetic study of TOC release and NO3--N removal |
PCL和PHBV的表面形态如图 4所示.观察图 4(a)可知, PCL表面相对较光滑平整无孔隙, 与Chu等[18]的研究发现一致, 他还指出PCL的光滑球体结构导致微生物只能附着生长在颗粒表面, 造成生物量低且附着不牢固, 在水流冲刷下生物膜容易从颗粒表面脱落.相比之下, 观察图 4(c)可知, PHBV表面粗糙且分布有大量孔隙.聚合物表面的粗糙度以及比表面积大小是影响生物膜附着以及生长的关键因素, 因此, PHBV比PCL更适合生物膜附着与生长.被微生物降解利用30 d后, PHBV表面则变得更加粗糙且凹凸不平, 进一步证实了微生物对PHBV的降解利用.
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(a)初始PCL颗粒；(b)30 d后PCL颗粒；(c)初始PHBV颗粒；(d)30 d后PHBV颗粒 图 4 PCL和PHBV扫描电镜图片 Fig. 4 SEM images of PCL and PHBV surfaces |
利用FTIR光谱法测定PCL和PHBV被微生物降解利用前后的官能团变化情况, 结果如图 5所示.从图 5(a)看出, 新鲜的PCL于1 163 cm-1和1 710 cm-1处有较强吸收峰, 分别代表C—H的面外弯曲振动和C＝O的伸缩振动；在2 943、2 864、1 417、1 359、957和731 cm-1处的吸收峰, 以及在1 238 cm-1和1 291 cm-1的尖峰分别代表C—H和C—O的伸缩振动；在1 044 cm-1处的尖峰代表O—[CH2]4—O的弯曲变形振动；在1 471 cm-1处的吸收峰代表C＝C伸缩振动.与新鲜的PCL相比, 使用后的PCL吸收峰强度明显降低, 表明PCL被微生物水解利用进而产生断链.被利用后的PCL在3 200~3 400 cm-1处出现吸收带, 该处吸收带表明羟基的存在, 说明由于生物降解, PCL出现含有羟基的小分子物质.
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图 5 PCL和PHBV被利用前后的傅立叶红外光谱图 Fig. 5 FTIR spectra of PCL and PHBV before and after utilization |
在图 5(b)中, PHBV在978、1 041、1 097、1 129、1 226和1 274 cm-1处出现代表C—O伸缩振动的特征吸收峰；在1 720 cm-1和1 178 cm-1处出现尖峰则是由于C＝O伸缩振动.值得注意的是, PHBV比PCL具有更多的C—O和C＝O基团, 且对比新鲜PHBV, 使用后的PHBV的C—O和C＝O基团吸收强度明显降低, 说明C—O和C＝O等亲水性基团相较于其他基团更易于被微生物附着利用和降解, 这应该是PHBV比PCL反硝化速率高且启动时间短的原因. PHBV在3 200~3 400 cm-1之间没有吸收峰, 代表PHBV固体碳源聚合较好, 存在的羟基基团很少.对比PCL, 被降解后的PHBV特征峰的形状和位置变化不大, 表明PHBV的化学结构变化很小, PHBV作为固体碳源材料具有保持自身结构的能力, 这有利于维持反硝化效果持续稳定.
2.4 微生物群落对PCL和PHBV生物膜中微生物群落进行了高通量测序分析, 测序结果如表 2所示. PCL-S1和PCL-S2为随机选取的PCL生物膜样品, PHBV-S1和PHBV-S2为随机选取的PHBV生物膜样品.为保证测序结果具有良好可信度, 从4个样品中抽取的有效reads数均为35 000. Richness和Chao1指数是评估群落丰富度的指标, 值越大说明物种数量越多；Shannon和Simpson指数是评估群落多样性的指标, 值越大说明群落多样性越高. Evenness指数是常用的评估物种均匀度的指标.从各指标数值上分析, PHBV表面附着的微生物群落的丰度、多样性和均匀度均高于PCL. Zhang等[19]研究了活性污泥的丰度和多样性, 其Chao1和Shannon指数分别为2 838和5.90, 均远高于本研究中PCL和PHBV表面附着的微生物群落的丰度和多样性, 说明在微生物附着过程中PCL和PHBV对微生物具有选择性, 且PHBV对微生物的选择限制作用相对较弱.
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表 2 高通量测序与分析结果 Table 2 High throughput sequencing results |
图 6(a)列出了PCL和PHBV生物膜中相对丰度高于1%的优势门.变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)和厚壁菌门(Firmicutes)均为优势门, 三者的总和占比在PCL和PHBV中分别为94.3%和91.4%.而变形菌门在各生物膜中均超过了70%, 说明变形菌门在固体反硝化过程中起主要作用, 并且变形菌门广泛存在于活性污泥中, 在反硝化脱氮中有着举足轻重的地位[20]；拟杆菌门中的厌氧拟杆菌能分解大分子有机物, 有利于固体碳源的水解利用[21]；厚壁菌门一些微生物被证实能够进行异养反硝化作用, 常出现在固体碳源反硝化系统中.此外, PHBV中存在较多的绿弯菌门也被报道能够进行异养反硝化[17].
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图 6 PCL和PHBV生物膜中主要优势菌门和优势菌属的相对丰度 Fig. 6 Relative abundance of the main phyla and genera identified in PCL and PHBV biofilm samples |
图 6(b)列出了PCL和PHBV生物膜中相对丰度高于1%的优势属. PCL和PHBV未鉴别出的属类占比分别高达73.2%和55.1%. PHBV生物膜中含有的优势属数目高于PCL, 证实PHBV生物膜中微生物群落多样性高于PCL. PCL生物膜优势属依次为假单胞菌属(Pseudomonas, 3.79%)、苍白杆菌属(Ochrobactrum, 2.87%)和脱硫菌属(Desulfovibrio, 1.55%)等. PHBV生物膜优势属包括发硫菌属(Thiothrix, 4.90%)、假单胞属(Pseudomonas, 4.35%)、菌胶团属(Zoogloea, 4.26%)、苍白杆菌属(Ochrobactrum, 4.22%)、黄杆菌属(Flavobacterium, 3.68%)、脱氯菌属(Dechloromonas, 3.97%)和脱硫菌属(Desulfovibrio, 3.34%)等.其中, Thiothrix在反硝化条件下非常活跃[20], 它能够迅速将硝酸盐还原为氮气[22].而它在PHBV中的相对丰度要远高于PCL, 这可能就是导致PHBV具有更高反硝化速率的原因之一. Flavobacterium是Bacteroidetes中的主要菌属, 为兼性厌氧细菌, 能降解PHBV, 在缺氧条件下, 它们能利用硝酸盐或亚硝酸盐作为最终电子受体进行无氧呼吸, 有机物同时被氧化[23, 24]. PHBV生物膜中优势属Pseudomonas和Dechloromonas均是活性污泥系统中主要反硝化菌属[25].优势属Zoogloea是反硝化滤池系统中主要脱氮功能属[26].同时存在于PCL和PHBV生物膜中的Desulfovibrio能将硝酸盐还原为氨[27], 这也是两者出水中均出现氨氮积累的原因.
3 讨论通过对清水释碳速率、反硝化试验中NO3--N、NO2--N、NH4+-N和TOC剩余浓度、反硝化速率、碳源滤料的表面形态及表面物质特性等进行分析比较, 发现PHBV反硝化启动时间短, 反硝化速率高, 剩余有机物浓度低, 表面粗糙且含有大量C—O和C＝O等亲水性基团, 有较强的缓释碳源能力和保持自身结构的能力, 相比PCL具有更稳定持续的反硝化效果.因此, PHBV相比较而言更适合作为再生水反硝化深度脱氮生物滤池的碳源滤料.
为了给工程应用提供参考, 本节初步分析了PHBV的特性与应用经济性.可生物降解聚合物PHBV普遍采用纯菌发酵法生产合成, 该法包括菌群筛选富集和发酵生产两个步骤, 由于此过程通常需要外加大量碳源, 因而使PHBV的生产成本较高.近年来, 有学者利用混合菌和剩余污泥发酵液VFAs合成PHBV[28, 29], 并已取得较好进展, 未来PHBV生产成本可能会降低.目前为了降低以PHBV为固体碳源的脱氮成本, 部分学者尝试采取添加竹粉、淀粉和玉米芯等天然有机物质, 并以硅烷偶联剂为助剂来合成新型固体碳源, 结果表明添加天然有机物质后容易出现前期碳源释碳过快、后期释碳不足以及出水有色度等现象[30].
通过上述批式试验中NO3--N的去除量以及消耗的固体碳源量, 可计算得出去除单位质量氮需消耗的PCL和PHBV质量分别为1.36 kg·kg-1和1.45 kg·kg-1.若假设污水处理厂处理流量为100 000 m3·d-1(中型污水处理厂的设计流量), 二级出水NO3--N浓度为15 mg·L-1, 为满足A标准排放要求, 脱氮量按10 mg·L-1算, 则日除氮量为1t·d-1, 若以PHBV为固体碳源, 那么PHBV消耗量为1.45t·d-1.根据深度处理构筑物中固体碳源的填充量, 即可算出固体碳源的使用寿命.由于PHBV是可以被微生物完全降解的, 故可认为填充的PHBV可被完全用尽.需要指出的是, 由于被大量消耗, PHBV表面积变小, 所附生物膜由此减少, 相应地反硝化速率亦会降低, 因此为了保持稳定的反硝化速率需及时补投碳源.
本研究结合前人的研究成果, 对不同类型碳源的脱氮成本进行了计算, 得到结果如表 3所示.
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表 3 不同碳源的脱氮成本 Table 3 Denitrification costs of different carbon sources |
由表 3可知, 天然物质与液体碳源的脱氮成本相近, 均低于25元·kg-1, 原因是大部分天然物质来源广泛, 且多为废弃物.采用可生物降解共混物时脱氮成本稍高, 普遍在25~40元·kg-1, 具体成本取决于共混物的类型及添加比例.可生物降解聚合物脱氮成本最高, 一般高于40元·kg-1, 其中PHBV脱氮成本最低.随着PHBV生产技术的进步, 及使用PHBV条件的优化, 以PHBV作为碳源的脱氮工艺成本有望继续降低.
天然物质作为反硝化碳源需进行预处理, 且容易出现前期释碳过快后期释碳不足的问题, 再者大部分天然物质中含有大量不能被微生物降解的成分, 在极大增加后续运维工作量的同时, 亦不能使出水水质得到保证.甲醇和乙酸钠等液体碳源不仅需要投资相应的投加设备, 还要考虑储存、运输等安全问题, 且投加过程中因为水质的变动会存在较大的风险.向PHBV中共混淀粉或者竹粉等天然物质确实可以降低成本, 但是共混物释碳速率控制问题及共混物中不能被完全降解物质的后续处理问题依然亟待解决.综合而言, 添加可生物降解固体碳源有其优势, 而添加PHBV为优选.
4 结论(1) 清水释碳试验表明PHBV的清水释碳速率比PCL更低, 不会对出水造成二次污染；批式反硝化试验表明, PHBV脱氮效果优于PCL, 启动时间仅为1~2 d, 反硝化速率为0.08 mg·(g·h)-1, 脱氮能力稳定；PCL启动时间较长, 其释碳能力以及脱氮效果均欠佳.
(2) PHBV表面粗糙有利于微生物附着, PCL表面光滑不利于微生物附着；PHBV含有大量的C—O和C＝O等亲水性基团且具有较好的保持自身结构的能力, 有利于微生物降解利用.
(3) 从微生物群落构成阐述了PHBV反硝化效果比PCL好的原因. PHBV的微生物群落丰度和多样性均高于PCL.无论门还是属水平, PHBV生物膜中反硝化优势菌种类和数量均高于PCL生物膜中反硝化优势菌的种类和数量.
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