2020, Vol. 41
厌氧氨氧化(anaerobic ammonia oxidizing, ANAMMOX)作为一种新型生物脱氮工艺, 具有节约能源、不需要有机碳源、低成本的优势[1~3].在ANAMMOX反应中, 氨(NH4+)被亚硝酸盐(NO2-)作为电子受体氧化成气态氮(N2), 并生成少量硝酸盐(NO3-)[4]:
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但由于厌氧氨氧化菌生长十分缓慢, 倍增时间约为10~14 d[4~7], 导致ANAMMOX工艺启动周期时间较长, 并且在厌氧氨氧化菌富集培养过程中易发生细菌流失.Tang等[8]将活性污泥接种到厌氧氨氧化反应器中富集培养长达100~150 d, Ali等[9]开发自由活体细胞培养通常超过100~200 d, 这对ANAMMOX技术的启动和运行造成了一定困难.并且, 厌氧氨氧化菌对环境条件变化敏感[10, 11], 例如分子氧(浓度低于0.2μmol·L-1)会对其产生抑制[12], 这也成为实际中应用中的一个问题.因此维持反应体系内厌氧氨氧化菌数量的同时提高其抵抗环境因子冲击的能力, 保持ANAMMOX反应体系的长期有效运行是当下研究的关键.
微生物固定化是一种很有前途的技术, 其将细菌细胞固定在特定的载体上, 以提供更高的细胞密度和保持更高的生物量稳定性, 并且更容易实现固液分离, 同时加强了微生物对有毒物质或不利环境条件的抗性[13~15].因此, 可以富集生长缓慢的微生物, 例如厌氧氨氧化细菌.其中, 包埋法固定微生物多用于水处理领域.聚丙烯酰胺、海藻酸钠、琼脂和聚乙烯醇等多种天然材料和合成聚合物在微生物包埋方面得到了广泛的应用[16~18].由于PVA对微生物无毒害, 因此非常适合作为载体将微生物细胞包埋在其聚合物基质中.
国内外许多学者对厌氧氨氧化菌包埋固定化方法进行了研究改进, 但是目前固定化技术制备的厌氧氨氧化菌包埋小球普遍存在生物活性提高困难、机械强度不足和长期运行稳定性差等缺点.因此, 本研究选择了聚乙烯醇-聚丙烯(PVA-PP)作为新型载体, 以实验室初具活性的厌氧氨氧化污泥为原料, 采用细胞包埋固定化技术, 以期通过减少生物量流失, 用较少的污泥量启动ANAMMOX反应, 实现厌氧氨氧化菌的富集增长及活性提高.并通过批次实验, 考察COD干扰、pH变化及摇床转速对厌氧氨氧化菌包埋填料脱氮性能的影响.另外, 采用高通量测序技术直接了解到包埋填料内微生物种群多样性, 通过分析菌群结构变化, 以探索PVA-PP包埋厌氧氨氧化菌填料的特点及优势, 以期为实际工程应用提供理论支持.
1 材料与方法 1.1 ANAMMOX活性填料的制备ANAMMOX活性填料所需厌氧氨氧化污泥取自实验室刚启动的序批式生物反应器, (MLSS:10 035mg·L-1, VSS/SS:80%).总氮去除负荷(NRR)为0.58kg·(m3·d)-1, NH4+-N和NO2--N去除率均在90%以上.取出污泥在KHCO3缓冲液中(0.1mol·L-1; pH7.4)清洗3次, 去除杂质及表面残留基质, 离心(3 min, 2 500 r·min-1)后备用.用于制备包埋体的材料有:碳酸钙(CaCO3); 粉末活性炭(小于120目); 无水硫酸钠(Na2SO4); 硼酸; 聚乙烯醇(PVA; 聚合度2200, 醇解度20%~99%), 以上材料均为分析纯.
将PVA粉末溶于95℃水中, 混合形成20%的PVA溶液.冷却至37℃后, 使PVA溶液与浓缩后含水率为95%的ANAMMOX污泥混合.其中, 浓缩污泥量(干重)占全部混合液的4%.同时, 加入碳酸钙(18.32g·L-1)和粉末活性炭[19](38.30g·L-1).将包埋液均匀涂在圆柱形网筒上(聚丙烯, 长50 cm, 直径1.0 cm), 放入过饱和硼酸溶液中交联1 h, 之后将网筒切割成长度为1 cm的小圆柱体置于硼酸溶液中二次交联4 h.最后, 用自来水清洗, 得到ANAMMOX固定化填料.
1.2 实验原水实验用水采用人工配制, 主要成分组成见表 1.分别以(NH4)2SO4和NaNO2的形式提供NH4+-N和NO2--N, 浓度按需配置.微量元素补充参照文献[20]制备.
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表 1 人工配水成分组成1) Table 1 Composition of artificial wastewater |
1.3 实验方法 1.3.1 包埋填料活性增长实验
培养装置采用反应体积为0.5 L的三角烧瓶.厌氧氨氧化菌包埋填料放入反应器中, 加入约420 mL无机合成废水, 使填充率为20%, 如图 1所示.反应器外部用遮光布遮盖, 避免光照对厌氧氨氧化菌活性的抑制.置于32℃恒温摇床中, 控制转速80r·min-1, 以确保物料均匀.
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图 1 厌氧氨氧化包埋填料培养装置示意 Fig. 1 ANAMMOX bacteria immobilized filler culture device |
本实验采用间歇式方法运行, 分为3个阶段.以3 d为周期进行培养液更换, NH4+-N及NO2--N随HRT变化进行补加.第Ⅰ阶段(0~99 d)反应周期为22 h, 利用梯度提高NH4+-N和NO2--N浓度的方式进行厌氧氨氧化包埋填料活性恢复和增长; 为避免高底物浓度对厌氧氨氧化活性的抑制, 第Ⅱ和Ⅲ阶段保持进水NH4+-N和NO2--N浓度为250mg·L-1和330mg·L-1, 分别缩短HRT为11 h和5 h继续培养.
1.3.2 批次实验为了研究包埋填料在COD干扰条件下的脱氮特性及pH变化、摇床转速对其影响, 富集培养后(140 d)取部分包埋填料, 在有效容积为500 mL的带塞三角烧瓶中进行分批实验.反应体系填充率为20%(3 200mg·L-1, 以SS计), 放入32℃恒温摇床, 各阶段具体运行策略见表 2, 每隔一定时间取样进行化学分析.每次实验前均用高纯度N2(99.99%)通气排出溶解氧(DO).所有实验数据均为平均值, 采用3次重复测定法.
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表 2 批次实验控制参数 Table 2 Control parameters for batch tests |
1.4 分析项目及测试方法 1.4.1 水质分析方法
NH4+-N:纳氏试剂光度法; NO2--N:N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; NO3--N:紫外分光光度法[21]; pH:PHS-3C便携式pH计; 溶解氧采用便携式溶解氧仪测定(哈希, 美国).由于自配水中有机氮含量极低, 因此以NH4+-N、NO2--N和NO3--N之和表征总氮(TN).
1.4.2 分子生物学分析样本S1取自包埋固定化实验所用的厌氧氨氧化污泥, Ea、Eb和Ec分别为包埋填料Ⅰ阶段培养前期(30 d)、Ⅰ阶段培养末期(99d)和COD作用后(160 d)的样本.
利用高通量Illumina MiSeq测序平台(Illumina, San Diego, USA)研究了反应系统细菌的群落结构.针对细菌16S rRNA的V3-V4区扩增及测序的引物(341F:CCTACGGGNGGCWGCAG和805R:GACTACHVGGGTATCTAATCC), 采用Illumina Hi Seq 2500 PE250进行测序.细菌16S rRNA基因序列与国家生物技术信息中心(NCBI)数据库进行比对.测序数据使用MEGAN软件进行环境微生物的16S分析, 将得到的序列按照一定的阈值进行归类, 得到多个序列聚类操作分类单元(OTUs), 根据OTUs结果进行多样性的计算分析, 最后对分析结果进行可视化, 使信息更容易解释.
2 结果与讨论 2.1 包埋填料活性增长厌氧氨氧化包埋填料活性恢复和增长过程脱氮效果如图 2(a)所示.第1~30 d为恢复阶段, 在第30 d以后体系TN去除容积负荷全部高于包埋所用悬浮污泥(即达到恢复至100%).第31~140 d为活性提高阶段, 先后采用梯度提高底物浓度和缩短水力停留时间(HRT)来增加进水总氮容积负荷(NLR).在此阶段总氮去除速率(NRR)大幅提高, 在HRT为11 h时, 最大值为1.02 kg·(m3·d)-1, 平均去除率稳定在80%以上.继续缩短HRT为5 h, NRR达到1.89 kg·(m3·d)-1, 为接种前的9.4倍.由此表明, 本实验固定化过程对厌氧氨氧化菌伤害较小, 包埋体内形成的稳定微环境促进了厌氧氨氧化菌的增长, 其可以在较短时间内(30 d)恢复活性, 并快速提高活性.
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图 2 厌氧氨氧化菌包埋填料活性的增长 Fig. 2 Growth of ANAMMOX bacteria immobilized filler activity |
图 2(b)所示分别为启动过程中NO2--N消耗量/NH4+-N消耗量和NO3--N产生量/NH4+-N消耗量的变化情况.从中可知, 在填料恢复活性阶段初期(1~10 d), ΔNO2--N/ΔNH4+-N与ΔNO3--N/ΔNH4+-N的比值规律性均较差, 并不呈现典型的厌氧氨氧化反应比例, 说明在这段时间内, 厌氧氨氧化菌正处于对反应体系和包埋载体内微环境的适应调整阶段.在填料的活性恢复阶段后期(11~30 d), 比值逐渐稳定, ΔNO2--N/ΔNH4+-N在1.2附近、ΔNO3--N/ΔNH4+-N趋于0.18.之后, 在填料活性提高阶段(31~140 d), ΔNO2--N/ΔNH4+-N的波动幅度更小, 平均值为1.17, 接近理论值1.32.而ΔNO3--N/ΔNH4+-N比值稳定在0.21附近, 并且在培养后期更接近理论值.可以发现, 体系内氮转化比例均比ANAMMOX反应理论值偏低, 这说明包埋填料内是一个复杂的反应体系, 在以ANAMMOX为主反应的前提下, 硝化、反硝化等多种参与氮循环的菌属协同脱氮.这在前人研究中也有说明, 例如陶慕翔等[22]用局部包埋ANAMMOX活性填料启动生物滤池的研究中发现, NO2--N消耗量/NH4+-N消耗量的比值平均值为1.45, 而NO3--N产生量/NH4+-N消耗量的平均值为0.21;陈光辉[23]在研究厌氧氨氧化包埋小球基质动力学时得到反应过程计量比ΔNH4+-N:ΔNO2--N:ΔNO3--N为1:1.11:0.28, 与厌氧氨氧化反应的理论比1:1.32:0.26存在一定偏差, 分析是由于包埋菌种及培养条件不同造成的差异.由于厌氧氨氧化菌无法分离纯培养, PVA-PP包埋载体较好地保持了ANAMMOX混培物菌群多样性, 有助于维持包埋体内微环境平衡.
2.2 微生物群落丰富度及菌群变化利用高通量测序研究恢复增长过程及COD干扰条件下ANAMMOX包埋填料的菌群结构变化, 表 3列出了各样本OTUs的数量及多样性指数.4个DNA样本共产生255 480个有效序列, 被分为20156 OTUs(序列聚类操作分类单元).所有样本的α多样性估计函数覆盖值都超过97%, 表明测序深度已经基本覆盖到样本中所有的物种.
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表 3 不同时期样本的多样性指数变化 Table 3 Diversity index changes of samples in different periods |
经过固定化培养, 包埋体Simpson指数(反映样本中微生物多样性的指数)由0.05上升到0.07和0.12, 说明在运行过程中细菌群落多样性不断减小, 逐渐演化为结构稳定、功能专一菌群.这与之前的研究一致, ANAMMOX富集颗粒系统经过长期运行(330 d)后生物多样性下降[24].而Chao1(估计群落中含OTU数目的指数)和ACE指数(菌群丰富度指数, 估计群落中含OTU数目的指数)从S1到Ea和Eb先出现小幅度上升再下降, 这表明原始污泥样本在包埋后存在一个过渡期.作者认为, 包埋体可以认为是一个小型生态系统, 固定化实验使细菌所处生态位发生变化, 部分细菌获得更利于生长的空间环境, 使能够被检测出的物种总数增大.接着, 在特定的运行条件下, 菌群被选择性筛选、富集, 一些具有选择优势的细菌在竞争中胜过其他细菌, 从而导致了被检测出物种总数的下降.
PVA-PP网筒型填料对微生物群落组成多样性保持较好(图 3).包埋前后, 悬浮污泥及包埋体内微生物群落所测得相对丰度≥1%的门都隶属于：变形菌门(Proteobacteria)、浮霉菌门(Planctomycetes)、厚壁菌门(Firmicutes)、绿弯菌门(Chloroflexi)、装甲菌门(Armatimonadetes)、放线菌门(Actinobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、酸酐菌门(Acidobacteria)、绿菌门(Ignavibacteriae)和芽单胞菌门(Gemmatimonadetes)这10个门.但运行前后, 各门所占比例均有较大变化, 例如, 变形菌门由57.18%下降到42.71%, 但占整个微生物体系比例依然最大, 这与多数厌氧氨氧化反应器细菌群落分布情况相一致[25].其次是浮霉菌门, 比例由12.8%增长到33.13%, 增长近3倍.反应器中的脱氮功能菌厌氧氨氧化菌属于浮霉菌门, 这一结果充分说明本实验所用包埋材料适合厌氧氨氧化菌的生长, 厌氧氨氧化菌在包埋体内成功富集.
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S1包埋所用悬浮污泥; Ea第30 d的包埋填料样本; Eb第99 d的包埋填料样本 图 3 细菌分类的群落组成相对百分比 Fig. 3 Relative percentage of community composition of bacterial classification |
如图 3(b)所示, 在属的分类水平上, 最显著性类群由S1的Thermomonas(21.56%)变化为E2b的Candidatus Kuenenia(32.55%).Thermomonas具有反硝化功能, Candidatus Kuenenia为本实验厌氧氨氧化反应的功能菌, 其比例的变化反映出厌氧氨氧化菌在竞争中处于优势.同时, 已被证实[26]具有同步硝化-反硝化能力异养硝化菌属的Bacillus、Pseudomonas减少, 而严格厌氧的异养硝化菌属Igvanivibacterium略有增加, 说明包埋体内部保持了良好的厌氧环境, 这些异养细菌在包埋体中处于动态稳定, 保护Candidatus Kuenenia免受DO和有机物的抑制, 同时也被作为絮状微生物的骨架支撑[27~29].此外, 可以看出S1、Ea和Eb中均存在少量亚硝化单胞菌属Nitrosomonas(0.26; 0.31; 0.23), 其将铵氧化成亚硝酸, 这可能是反应体系ΔNO2--N/ΔNH4+-N转化比例小于厌氧氨氧化反应理论比1.32的原因.
2.3 有机碳源干扰下的运行效果有研究表明乙酸盐是可被厌氧氨氧化菌利用的有机物[30], 在一定范围内可使厌氧氨氧化菌与反硝化菌互生促进, 协同脱氮.考察有机物对包埋体菌群组成的影响及厌氧氨氧化-反硝化协同脱氮效果时, 采用人工投加乙酸钠的方式控制COD浓度, 以100mg·L-1为起始点, 梯度增加进水COD浓度到400mg·L-1.每个COD浓度梯度运行5d, 具体运行策略见表 2.
初始阶段, 添加100mg·L-1的COD对反硝化反应产生了促进作用(图 4), 而对于ANAMMOX反应基本无影响.此时, 厌氧氨氧化与反硝化反应协同脱氮, 消除了ANAMMOX的副产物硝态氮, 从而TN去除率出现上升, 这与周少奇[31]的研究一致.由此看出, ANAMMOX包埋体对低浓度有机废水处理效果较好, 本实验周期内, COD浓度为100mg·L-1左右时, TN去除率最高, 为86.3%.随着添加COD浓度升高, 第10 d的NO4+-N和NO2--N去除率出现下降, NH4+-N去除率下降更为显著, 最终降至40%左右.Güven等[32]也发现了类似的现象:COD浓度低于180 mg·L-1对ANAMMOX反应没有明显影响, 当COD浓度高于360 mg·L-1时会对其产生明显的抑制.出水NO3--N由于被反硝化利用, 逐渐趋于0, 反应体系氮转化比例与ANAMMOX反应理论比例差距加大.显然, 此时高浓度COD对厌氧氨氧化菌产生了不利影响.相反, 反硝化细菌利用体系COD进行代谢, 生化活性明显增强, COD去除率上升至64%.
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图 4 COD干扰下包埋填料的脱氮性能 Fig. 4 Nitrogen removal performance of immobilized filler with COD interference |
有研究表明[33], 在有机碳源存在的ANAMMOX反应器中, COD与NH4+-N比值范围为0~1.57时, 厌氧氨氧化菌和反硝化菌可同时存在.杨洋等[34]得出结论:少量(20mg·L-1)有机物的加入对厌氧氨氧化污泥活性影响不大, 而大量(200mg·L-1)有机物的加入在明显抑制其活性的同时, 会使污泥表现出较高的反硝化活性.本实验在COD浓度为400mg·L-1时, 厌氧氨氧化反应对体系TN去除贡献率仍能保持在58%, 则说明包埋载体的结构保持了相对温和的内部环境, 在一定程度上减弱了COD对厌氧氨氧化菌的干扰.
高通量测序从菌群结构变化解释了这一原因(图 5).COD的添加促进了异养菌繁殖, Ec中变形菌门比例增大, 成为绝对优势菌门, 浮霉菌门比例由33.06%下降为4.04%.反硝化功能菌Pseudomonas(25.66%)比例上升, 厌氧氨氧化功能菌Candidatus Kuenenia占比由33.13%降为3.72%.群落多样性指数同样说明问题(表 3), Ec的Chao1和ACE指数均高于Eb, 证明添加COD后, 包埋体中菌群丰富度增加.而且, Ec的Simpon指数由0.12减小为0.03, 则表明细菌多样性增大.厌氧氨氧化菌已经在包埋体内富集, 尽管有机物添加使填料表面异养菌增多, 细菌总数上升, 厌氧氨氧化菌占比减小, 但推测由于厌氧氨氧化菌绝对数量得到保持, 因此包埋填料仍能显示出一定的厌氧氨氧化活性.
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图 5 COD作用前后包埋填料菌群丰度变化 Fig. 5 Variation in bacteria abundance of immobilized filler before and after COD interference |
从菌群结构变化和脱氮效果上看, 包埋固定化减弱了COD对厌氧氨氧化菌的抑制影响作用.在300mg·L-1以下可降解有机碳源存在时, 厌氧氨氧化反应为主导, 与反硝化协同脱氮.但是高浓度COD添加为反硝化菌等异养菌提供了充足营养源, 在世代周期远小于ANAMMOX的优势下, 异养菌迅速繁殖, 对ANAMMOX种群构成竞争.并且, 由于COD对厌氧氨氧化菌的毒害作用, 厌氧氨氧化菌处于不利条件, 在菌群相互作用中处于劣势, 生长繁殖受到抑制.
由此可见, 在ANAMMOX包埋填料内同样存在厌氧氨氧化-反硝化耦合脱氮, 适当的COD存在有助于体系平衡, COD可以作为ANAMMOX反应体系稳定的监控指标中的重要控制参数.
2.4 pH值的影响厌氧氨氧化反应的最佳pH值范围在7.7~8.2之间[20].为进一步研究ANAMMOX包埋填料对pH值变化的响应, 本实验考察了厌氧氨氧化菌包埋填料在7个不同的pH值(6.0、6.5、7.0、7.5、8.0、8.5和9.0)条件下对底物基质的降解情况, 以NH4+-N去除效果表征厌氧氨氧化菌活性.
pH对ANAMMOX反应的影响主要通过改变底物在溶液中的存在形式, 影响微生物对底物的利用, 即NH3和NH4+及HNO2-和NO2-之间的平衡[35].游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)超过各自的抑制阈值后将对厌氧氨氧化反应产生抑制.FA对微生物的合成代谢和分解代谢过程具有毒性[36].FNA可影响多种代谢过程, 例如基质的跨膜运输、能量产生, 也对氨氧化作用及酶活性产生抑制[37].具体溶液中FA与FNA的浓度可以根据Anthonisen等[38]推导的与底物浓度、pH及温度有关的公式计算得出.图 6显示了温度为32℃条件下, 进水NH4+-N和NO2--N浓度分别为300 mg·L-1和330 mg·L-1时, 不同pH值对应的溶液中的FA、FNA浓度及体系脱氮效果.
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图 6 pH值对固定化ANAMMOX系统的影响 Fig. 6 Effect of pH value in immobilized ANAMMOX system |
可以发现, 在pH值为8.0时包埋填料的活性最高, NH4+-N去除率可达98%以上.pH在7.0至8.5之间活性差异不大, 但当pH值上升到9.0和下降到6.5以下时, 脱氮效果显著下降.Strous等[20]的研究表明, pH为9.0时ANAMMOX特异性活性仅为pH为8.0时的1/5.这主要是因为氨和亚硝酸盐的存在形式受pH的影响很大, 高pH值伴随着高游离氨(FA)浓度[39].Tang等[39]的研究得出, 抑制厌氧氨氧化反应的FA和FNA浓度分别为75.77mg·L-1和28.69μg·L-1.由图 6可知, 当进水NH4+-N浓度为300mg·L-1, 体系pH值为8.5时, 会使FA浓度超过阈值, 但从实际脱氮效果看, 较高的FA浓度并未对ANAMMOX填料活性产生抑制.同时, 在pH为7.0环境下, 体系330mg·L-1的NO2--N使FNA浓度达到0.21, 也未对体系去除效果产生明显影响, 这归因于包埋介质对pH变化的缓冲能力的增强.而在pH为9.0时, 体系FA浓度高达178.13mg·L-1; 在pH值为6.0时, FNA浓度达到2.09mg·L-1, 分别为各自抑制浓度的2.4和72.8倍, 是引起反应器脱氮性能下降的原因.
显然, 由于PVA凝胶载体的“保护”作用, 固定化ANAMMOX体系在一定程度上提高了对pH的耐受值.这种保护作用已经由不同的研究者在不同的生态系统和微生物中分别得到报道[40, 41], 分析原因是包埋载体改变了基质在填料表面的扩散情况.
2.5 摇床转速的影响有研究表明[42], 在ANAMMOX生物膜反应器中, 振动是影响其性能的重要因素, 振动水平在合理范围内, 会促进生物质载体上厌氧氨氧化菌的生长.然而振动与包埋ANAMMOX体系的相关关系尚不明确.因此, 本实验通过调节摇床转速, 分析振动对ANAMMOX包埋填料脱氮效果的影响, 具体运行策略见表 3.以反应体系NH4+-N的去除表征ANAMMOX填料活性, 实验结果如图 7所示.
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图 7 转速对去除效果的影响 Fig. 7 Effect of rotational speed on removal efficiency |
由图 7可以看出, 静态培养条件下填料去除效果最差, 出水NH4+-N浓度为26mg·L-1左右, 40r·min-1的低转速使去除效果有所提高, 出水NH4+-N浓度平均降低5mg·L-1.而在80、120和160r·min-1的转速下, 出水NH4+-N几乎保持同一水平, 平均值降低到12mg·L-1左右.可见, 填料处理效果与转速在一定范围内正相关, 最优转速为80 r·min-1.之前研究表明, 厌氧氨氧化反应产生的N2气泡可能会导致厌氧氨氧化菌细胞的漂浮.Zhu等[43]在用聚乙烯醇-海藻酸钠固定化厌氧氨氧化包埋小球的培养过程中观察到了固定化小球的上浮, 这与本实验现象相同.如图 8所示, 在反应过程中, 填料表面出现大量气泡积累, 同时填料上浮至反应器顶部.据此分析, N2作为与厌氧氨氧化反应的产物, 易在填料表面积累, 使填料上浮.转速的适当提高, 加强了振动作用, 通过改变填料外部水力条件, 促进了内部气体的释放, 从而使包埋体的比表面积增加, 加速了产物的转移与底物的吸收, 更利于菌体的富集.
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图 8 填料表面的产气与上浮 Fig. 8 Gas generation and upwelling of filler surface |
此外, 在160r·min-1的高转速运行下, 包埋填料结构保持完好, 未见菌体溶出, 验证了PVA-PP载体具有较高的结构稳定性, 通过缓解水力冲击、减少摩擦, 为载体内部厌氧氨氧化反应的进行提供了稳定的微环境, 因而显示出更好地去除效果, 也更具实际应用价值.综合实验结果, 考虑在包埋填料的制作过程中, 改变材料密度和添加量, 使填料在大量产气条件下保持平衡悬浮状态, 并随水流运动在反应器中实现上下自由浮动是一种可行的技术措施.
3 结论(1) 厌氧氨氧化细菌可以在PVA-PP包埋填料内实现快速增长及稳定运行.第30 d, 填料活性完全恢复, 阶段培养99 d, NLR为0.69 kg·(m3·d)-1时, TN去除率最高为87.7%, 140 d长期运行, NRR达到1.83kg·(m3·d)-1.
(2) 微生物高通量分析表明, 包埋载体对厌氧氨氧化菌群结构保持较好, 种群多样性得到保持.厌氧氨氧化功能菌Candidatus Kuenenia(AF375995.1)在包埋体内实现有效富集, 占比达到32.55%.
(3) 有机碳源干扰实验表明, COD变化可以作为ANAMMOX体系稳定的重要指示参数, 适当的COD存在有助于保持体系平衡.COD浓度为100~200mg·L-1时体系TN去除率最高, 300mg·L-1以下可降解有机碳源存在时, ANAMMOX包埋填料可实现厌氧氨氧化-反硝化的耦合脱氮.连续高浓度COD(400mg·L-1)干扰, 会对ANAMMOX菌群结构产生不利影响.
(4) pH批次实验证明, PVA-PP载体对厌氧氨氧化菌具有良好保护作用, 能有效提高厌氧氨氧化菌对极端pH值的耐受性.
(5) 摇床转速与ANAMMOX包埋填料处理效果密切相关.适当提高转速, 可以加快填料表面附着气泡的释放, 促进氮转化能力, 强化系统脱氮效果.综合考虑, 确定最佳转速为80r·min-1.
| [1] | Jin R C, Zheng P, Hu A H, et al. Performance comparison of two anammox reactors:SBR and UBF[J]. Chemical Engineering Journal, 2008, 138(1-3): 224-230. DOI:10.1016/j.cej.2007.06.038 |
| [2] | Kartal B, Kuenen J G, van Loosdrecht M C M. Sewage treatment with anammox[J]. Science, 2010, 328(5979): 702-703. DOI:10.1126/science.1185941 |
| [3] | Tang C J, Zheng P, Wang C H, et al. Performance of high-loaded ANAMMOX UASB reactors containing granular sludge[J]. Water Research, 2011, 45(1): 135-144. DOI:10.1016/j.watres.2010.08.018 |
| [4] | Strous M, Heijnen J J, Kuenen J G, et al. The sequencing batch reactor as a powerful tool for the study of slowly growing anaerobic ammonium-oxidizing microorganisms[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 1998, 50(5): 589-596. DOI:10.1007/s002530051340 |
| [5] | van der Star W R L, Abma W R, Blommers D, et al. Startup of reactors for anoxic ammonium oxidation:experiences from the first full-scale anammox reactor in Rotterdam[J]. Water Research, 2007, 41(18): 4149-4163. DOI:10.1016/j.watres.2007.03.044 |
| [6] | Gao Y N, Liu Z J, Liu F X, et al. Mechanical shear contributes to granule formation resulting in quick start-up and stability of a hybrid anammox reactor[J]. Biodegradation, 2012, 23(3): 363-372. DOI:10.1007/s10532-011-9515-8 |
| [7] | Strous M, Pelletier E, Mangenot S, et al. Deciphering the evolution and metabolism of an anammox bacterium from a community genome[J]. Nature, 2006, 440(7085): 790-794. DOI:10.1038/nature04647 |
| [8] | Tang C J, Zheng P, Mahmood Q, et al. Start-up and inhibition analysis of the Anammox process seeded with anaerobic granular sludge[J]. Journal of Industrial Microbiology & Biotechnology, 2009, 36(8): 1093-1100. |
| [9] | Ali M, Oshiki M, Awata T, et al. Physiological characterization of anaerobic ammonium oxidizing bacterium 'Candidatus jettenia caeni'[J]. Environmental Microbiology, 2015, 17(6): 2172-2189. DOI:10.1111/1462-2920.12674 |
| [10] | Strous M, Kuenen J G, Jetten M S M. Key physiology of anaerobic ammonium oxidation[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1999, 65(7): 3248-3250. DOI:10.1128/AEM.65.7.3248-3250.1999 |
| [11] | Ni S Q, Meng J. Performance and inhibition recovery of anammox reactors seeded with different types of sludge[J]. Water Science & Technology, 2011, 63(4): 710-718. |
| [12] | Jetten M S M, Strous M, van de Pas-Schoonen K T, et al. The anaerobic oxidation of ammonium[J]. FEMS Microbiology Reviews, 1998, 22(5): 421-437. DOI:10.1111/j.1574-6976.1998.tb00379.x |
| [13] | Hsia T H, Feng Y J, Ho C M, et al. PVA-alginate immobilized cells for anaerobic ammonium oxidation (anammox) process[J]. Journal of Industrial Microbiology & Biotechnology, 2008, 35(7): 721-727. |
| [14] | Zhu G L, Hu Y Y, Wang Q R. Nitrogen removal performance of anaerobic ammonia oxidation co-culture immobilized in different gel carriers[J]. Water Science & Technology, 2009, 59(12): 2379-2386. |
| [15] | Lee J, Cho M H. Removal of nitrogen in wastewater by polyvinyl alcohol (PVA)-immobilization of effective microorganisms[J]. Korean Journal of Chemical Engineering, 2010, 27(1): 193-197. DOI:10.1007/s11814-009-0330-4 |
| [16] | Chen K C, Chen S J, Houng J Y. Improvement of gas permeability of denitrifying PVA gel beads[J]. Enzyme and Microbial Technology, 1996, 18(7): 502-506. DOI:10.1016/0141-0229(95)00160-3 |
| [17] | Nagadomi H, Hiromitsu T, Takeno K, et al. Treatment of aquarium water by denitrifying photosynthetic bacteria using immobilized polyvinyl alcohol beads[J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 1999, 87(2): 189-193. DOI:10.1016/S1389-1723(99)89011-2 |
| [18] | Song S H, Choi S S, Park K, et al. Novel hybrid immobilization of microorganisms and its applications to biological denitrification[J]. Enzyme and Microbial Technology, 2005, 37(6): 567-573. DOI:10.1016/j.enzmictec.2005.07.012 |
| [19] |
管清坤, 杨宏. PVA凝胶内基质扩散系数测定及其传质性能的优化[J]. 环境工程学报, 2017, 11(3): 1375-1382. Guan Q K, Yang H. Determination of diffusion coefficient of PVA gel and optimization of its mass transfer performance[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2017, 11(3): 1375-1382. |
| [20] | Strous M, van Gerven E, Kuenen J G, et al. Effects of aerobic and microaerobic conditions on anaerobic ammonium-oxidizing (Anammox) sludge[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1997, 63(6): 2446-2448. DOI:10.1128/AEM.63.6.2446-2448.1997 |
| [21] | 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. (第四版). 北京: 中国环境科学出版社, 2002: 323-334. |
| [22] |
陶慕翔, 王猛, 胡希佳, 等. 局部包埋ANAMMOX活性填料启动生物滤池[J]. 环境工程学报, 2015, 9(8): 3835-3840. Tao M X, Wang M, Hu X J, et al. Start-up of ANAMMOX bioreactor with ANAMMOX bacteria immobilized in partial granular activated carbon[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2015, 9(8): 3835-3840. |
| [23] |
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. |
| [24] | Sobotka D, Tuszynska A, Kowal P, et al. Long-term performance and microbial characteristics of the anammox-enriched granular sludge cultivated in a bench-scale sequencing batch reactor[J]. Biochemical Engineering Journal, 2017, 120: 125-135. DOI:10.1016/j.bej.2017.01.007 |
| [25] | Cao S B, Du R, Li B K, et al. High-throughput profiling of microbial community structures in an ANAMMOX-UASB reactor treating high-strength wastewater[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2016, 100(14): 6457-6467. DOI:10.1007/s00253-016-7427-6 |
| [26] | 赵诣.三株异养硝化细菌的分离、特征及其对水产养殖废水脱氮作用研究[D].杭州: 浙江大学, 2010. |
| [27] | Miura Y, Watanabe Y, Okabe S. Significance of Chloroflexi in performance of submerged membrane bioreactors (MBR) treating municipal wastewater[J]. Environmental Science & Technology, 2007, 41(22): 7787-7794. |
| [28] | Lu H S, Sato Y, Fujimura R, et al. Limnobacter litoralis sp. nov., a thiosulfate-oxidizing, heterotrophic bacterium isolated from a volcanic deposit, and emended description of the genus Limnobacter[J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2011, 61(2): 404-407. DOI:10.1099/ijs.0.020206-0 |
| [29] | Kulichevskaya I S, Suzina N E, Liesack W, et al. Bryobacter aggregatus gen. nov., sp. nov., a peat-inhabiting, aerobic chemo-organotroph from subdivision 3 of the Acidobacteria[J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2010, 60(2): 301-306. DOI:10.1099/ijs.0.013250-0 |
| [30] | Du R, Peng Y Z, Cao S B, et al. Advanced nitrogen removal with simultaneous Anammox and denitrification in sequencing batch reactor[J]. Bioresource Technology, 2014, 162: 316-322. DOI:10.1016/j.biortech.2014.03.041 |
| [31] |
周少奇. 厌氧氨氧化与反硝化协同作用化学计量学分析[J]. 华南理工大学学报(自然科学版), 2006, 34(5): 1-4. Zhou S Q. Stoichiometric analysis of combined reaction of anaerobic ammonia oxidation with denitrification[J]. Journal of South China University of Technology (Natural Science Edition), 2006, 34(5): 1-4. DOI:10.3321/j.issn:1000-565X.2006.05.001 |
| [32] | Güven D, Dapena A, Kartal B, et al. Propionate oxidation by and methanol inhibition of anaerobic ammonium-oxidizing bacteria[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2005, 71(2): 1066-1071. DOI:10.1128/AEM.71.2.1066-1071.2005 |
| [33] |
胡勇有, 梁辉强, 朱静平, 等. 有机碳源环境下的厌氧氨氧化批式实验[J]. 华南理工大学学报(自然科学版), 2007, 35(6): 116-119, 142. Hu Y Y, Liang H Q, Zhu J P, et al. Batch experiments of anaerobic ammonium oxidation process with organic carbon[J]. Journal of South China University of Technology (Natural Science Edition), 2007, 35(6): 116-119, 142. DOI:10.3321/j.issn:1000-565X.2007.06.024 |
| [34] |
杨洋, 左剑恶, 沈平, 等. 温度、pH值和有机物对厌氧氨氧化污泥活性的影响[J]. 环境科学, 2006, 27(4): 691-695. Yang Y, Zuo J E, Shen P, et al. Influence of temperature, pH value and organic substance on activity of ANAMMOX sludge[J]. Environmental Science, 2006, 27(4): 691-695. DOI:10.3321/j.issn:0250-3301.2006.04.017 |
| [35] | Mosquera-Corral A, González F, Campos J L, et al. Partial nitrification in a SHARON reactor in the presence of salts and organic carbon compounds[J]. Process Biochemistry, 2005, 40(9): 3109-3118. DOI:10.1016/j.procbio.2005.03.042 |
| [36] | Vadivelu V M, Keller J, Yuan Z G. Stoichiometric and kinetic characterisation of Nitrosomonas sp. in mixed culture by decoupling the growth and energy generation processes[J]. Journal of Biotechnology, 2006, 126(3): 342-356. DOI:10.1016/j.jbiotec.2006.04.017 |
| [37] | Beaumont H J E, Lens S I, Reijnders W N M, et al. Expression of nitrite reductase in Nitrosomonas europaea involves NsrR, a novel nitrite-sensitive transcription repressor[J]. Molecular Microbiology, 2004, 54(1): 148-158. DOI:10.1111/j.1365-2958.2004.04248.x |
| [38] | Anthonisen A C, Loehr R C, Prakasam B S, et al. Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid[J]. Journal (Water Pollution Control Federation), 1976, 48(5): 835-852. |
| [39] | Tang C J, Zheng P, Mahmood Q, et al. Effect of substrate concentration on stability of anammox biofilm reactors[J]. Journal of Central South University of Technology, 2010, 17(1): 79-84. DOI:10.1007/s11771-010-0014-6 |
| [40] | Yan J, Hu Y Y. Comparison of partial nitrification to nitrite for ammonium-rich organic wastewater in sequencing batch reactors and continuous stirred-tank reactor at laboratory-scale[J]. Water Science & Technology, 2009, 60(11): 2861-2868. |
| [41] | Schoebitz M, Ceballos C, Ciamp L. Effect of immobilized phosphate solubilizing bacteria on wheat growth and phosphate uptake[J]. Journal of Soil Science and Plant Nutrition, 2013, 13(1): 1-10. |
| [42] | Zhang K, Yang B, Ma Y G, et al. A novel anammox process combined with vibration technology[J]. Bioresource Technology, 2018, 256: 277-284. DOI:10.1016/j.biortech.2018.01.128 |
| [43] | Zhu G L, Yan J, Hu Y Y. Anaerobic ammonium oxidation in polyvinyl alcohol and sodium alginate immobilized biomass system:a potential tool to maintain anammox biomass in application[J]. Water Science & Technology, 2014, 69(4): 718-726. |