厭氧氨氧化工藝是在厭氧或缺氧前提下, 厭氧氨氧化菌利用NO2-為電子受體氧化NH4+為N2的一種化能自養型脫氮工藝.Anammox工藝因存在脫氮效力高、污泥產量低、無需外加碳源等上風而倍受歡送, 已被用于實際工程中.但Anammox菌存在成長速率慢、倍增時光長、環境敏感度高等缺點, 增加了Anammox工藝受損后的恢復難度.實際廢水, 尤其是產業廢水中, 化學成分龐雜, 氮濃度較高, 其中的NO2--N跟NH4+-N雖為Anammox菌的成長基質, 但同時也是毒性物質, 極易影響Anammox菌的成長代謝, 進而威脅Anammox工藝的運行.研究表明, NO2--N對Anammox工藝的影響高于NH4+-N, NH4+-N濃度低于1000 mg · L -1時不會克制Anammox菌活性, 而NO2--N濃度高于280 mg · L -1時便會產生克制, 因此, 基質克制尤其是NO2--N克制是Anammox工藝普遍利用的瓶頸之一.因此, 高濃度基質克制后Anammox菌的活性恢復及其恢復策略研究將有助于Anammox工藝的推廣利用.
胞外聚合物作為微生物新陳代謝跟細胞自溶分泌的產物, 是一類附著于細胞壁名義的有機大分子多聚物, 重要由結合型EPS形成, 其又分為周到型跟疏松型兩種, 分辨由內到外包埋微生物, 以堅持細胞結構跟功能的完全性.EPS重要由蛋白質跟多糖形成, 其中, PS是由中性的跟帶電的糖苷鍵形成的異質多糖體, 以各種結協力與基質中的生物分子形成EPS的三維網狀結構, 而PN則包含有胞外酶、EPS潤飾酶及結構蛋白等, 被固定于PS中, 降解基質中聚合物并潤飾EPS結構, 二者彼此作用以增進微生物間的物質轉換跟能量傳遞, 加強微生物的耐沖擊才干并堅持其酶活性及功能特點.PN跟PS濃度易受水質前提、反應器運行方法及上風菌種代謝水等同因素的影響, 可很好地反應Anammox菌的活性恢復情況.本研究通過考察受基質克制后的Anammox菌在活性恢復進程中, 其脫氮機能、EPS組分及Anammox菌豐度的變更, 摸索升流式厭氧反應器中Anammox菌的活性恢復特點, 以期為Anammox工藝恢復的機制研究及實際利用供給實際與技巧支撐.
2 資料跟方法2.1 實驗裝置
實驗采取升流式厭氧氨氧化反應器, 具體如所示.反應器制造資料為有機玻璃, 有效容積1.5 L, 頂部設有三相分別裝置跟溢流堰, 處理水經溢流堰排出, 反應器內部掛有辮簾式填料, 便于形成生物膜, 上部設有回流裝置, 增進反應器內部輪回, 并避免進水口堵塞.反應器整體置于恒溫 ℃水浴箱中, 避光運行, 進水pH經0.1 mol · L-1鹽酸調節至7.5左右, 堅持Anammox菌適合的成長環境.
實驗裝置示用意
2.2 實驗前提跟運行策略
實驗用水為人工配制的模仿廢水, 具體組偏見表 1.其中, 微量元素成分為：EDTA
20、ZnSO4 · 7H2O 0.43、CoCl2 · 6H2O 0.24、MnCl2 · 4H2O 0.99、CuSO4 · 5H2O 0.25、NaMoO4 · 2H2O 0.043、NiCl2 · 6H2O 0.20、KH2PO4
20、H3BO3 0.014.于進水桶跟出水口處, 分辨用離心管收集水樣, 經0.45 μm濾膜過濾后分辨采取納氏試劑法、N-乙二胺分光光度法跟紫外分光光度法測定樣品中的NH4+-
N、NO2--N跟NO3--N .pH采取便攜式pH計測定;污泥樣品MLS
S、MLVSS均按的標準方法測定.
本研究實驗前反應器已牢固運行1年, 填料中成長磚紅色生物膜, 游離的污泥呈紅色疏松顆粒狀.在進水TN濃度為700 mg · L-1, HRT為9 h的前提下, 反應器NH4+-N跟NO2--N去除率牢固在94%跟83%左右.之后因中斷反應器回流, 且仍以TN濃度700 mg · L-1的進水運行, 以致進水區域NO2--N濃度由回流時的20.92 mg · L-1劇增為320.24 mg · L-1, 引起基質克制, 反應器于之后的1周內脫氮機能驟降, NH4+-N跟NO2--N去除率分辨降至9.67%跟8.75%, 泥色呈灰黑色, 略有臭味, 此時, 反應器中MLSS為7.46 g · L-1, MLVSS為3.96 g · L-1.之后實驗采取階段式進步氮負荷的方法恢復反應器中Anammox菌的活性, 分5個階段進行, TN濃度分辨為160、320、500、700跟1000 mg · L-1, 具體運行策略見表 2.
2.3 EPS提取及測定
污泥樣品中的EPS采取高速離心與超聲組合的方法提取, 即取適量4 ℃下靜置1.5 h的污泥, 經緩沖液重懸至初始體積后, 4 ℃下2000 g離心15 min, 棄去上清液, 底部積淀物再次重懸, 并離心, 此上清液即為LB-EPS;重復底部積淀物的重懸步驟, 經20 kH
Z、480 W超聲破碎儀超聲10 min 后, 4 ℃下2000 g離心20 min, 上清液即為TB-EPS.LB-EPS跟TB-EPS經0.45 μm聚四氟乙烯濾膜過濾落伍行蛋白質與多糖的測定.EPS中蛋白質采取BCA蛋白濃度測定試劑盒測定, 以牛血清蛋白為標準物質;多糖采取蒽酮-硫酸法測定, 以葡萄糖為標準物質.
2.4 DNA提取與實時定量PCR
稱取500 mg污泥樣品, 利用FastDNATM SPIN Kit for Soil提取試劑盒按其操作步驟提取污泥樣品中總DNA.實時定量PCR實驗采取Roche LightCycler®480 Ⅱ實時熒光定量體系進行, 反應采取20 μL體系, 具體配置為：SYBR Green Ⅰ Master10 μL, 前后引物各0.8 μL, 質粒或DNA樣品1 μL, 去離子水7.4 μL.其中, 全細菌定量引物為通用引物341F:534R, 而Anammox菌采取特異性引物Amx808F跟Amx1040R .實時定量PCR運行程序為三步法：95 ℃預變性5 min;95 ℃變性30 s, 45 ℃退火30 s, 72 ℃延長30 s, 35個輪回;72 ℃終延長10 min, 最落伍行溶解曲線剖析.
3 結果與探討3.1 厭氧氨氧化反應器活性恢復中脫氮機能變更
由反應器進出水氮濃度跟脫氮效力變更(a)可知, 活性恢復中隨著進水總氮濃度的階段性增加, 出水總氮濃度也逐步增加, 以出水NO3--N濃度增加最為明顯, NO2--N次之; 而NH4+-N濃度始終堅持在5 mg · L-1以下, 僅在進水氮濃度進步的48 h內, 出水NH4+-N濃度偏高, 但均會敏捷趨于牢固.反應器的TN去除率在階段Ⅰ~Ⅱ逐步增加, 最高可達91.74%, 在階段Ⅲ~Ⅴ則逐步牢固在78.8%左右.而NO2--N去除率相反, 在階段Ⅰ~Ⅱ牢固于98%左右, 而階段Ⅲ~Ⅴ則逐步降落, 階段Ⅴ去除率均勻為83.8%.NH4+-N去除率絕對牢固, 始終堅持在98%左右.
活性恢復中反應器進出水氮濃度變更
由b可知, 活性恢復階段Ⅰ~Ⅴ中, 氮去除負荷(Nitrogen Removal Rate, NRR)隨氮負荷率(Nitrogen Loading Rate, NLR)的增加而逐步增加, 各階段NRR分辨牢固在0.21、0.64、1.05、1.55跟2.21 kg · m-3 · d-1左右, 與Zhang等(2015)報道的重金屬銅克制后Anammox工藝恢復狀況相近.因此, 階段式進步NLR可有效利用菌群的適應性跟競爭機制(Sheng et al., 2010), 利于Anammox活性的疾速恢復.
厭氧氨氧化反應器中脫氮效力(a)、氮負荷及去除的不同情勢氮素比值(b)的變更
由跟可知, 在活性恢復階段(Ⅰ~Ⅳ), 反應器均可在進步NLR后的24 h內疾速適應并牢固運行, 截至階段Ⅳ, 反應器已恢復至受損前的牢固狀況.其中, 階段Ⅱ第18 d時反應器呈現較大穩定, 使整體脫氮效力顯現較低狀況, 且ΔNO3--N/ΔNH4+-N值低于階段Ⅲ, 可能是因為HRT由12 h縮短至9 h導致的.而在階段Ⅴ中, NLR進步后反應器需72 h方可促適應, 且NH4+-N跟NO2--N去除率分辨較階段Ⅳ降落了2.44%跟10.23%, 可能是高濃度的NO2--N對Anammox菌跟異養菌有毒害作用, 細胞逝世亡自溶使反應器內源性COD增加(Tian et al., 2013), 增加了反硝化菌的競爭力.同時, 在進水NO2--N/NH4+-N為1.32的前提下, 只管階段Ⅰ~Ⅴ的NH4+-N去除率均高于96%, 但NO2--N去除率跟ΔNO3--N/ΔNH4+-N值卻逐步降落, 且出水NO2--N濃度由起初的0.79 mg · L -1漸增至91.00 mg · L-1, 說明誠然有出水回流的稀釋作用, 會一定水平上緩解NO2--N對Anammox菌的毒害, 但高濃度NO2--N仍然會克制Anammox菌活性(Fernández et al., 2012;Kimura et al., 2010;Tang et al., 2010).有研究指出, 當NO2--N濃度超過750 mg L-1時, 90%的Anammox菌產生可逆性失活(Kimura et al., 2010).研究也表明, 剎時1000 mg · L -1 TN(NH4+-N+NO2--N)的沖擊會引起50%Anammox菌失活(Lotti et al., 2012).
3.2 活性恢復階段厭氧氨氧化菌的EPS組分變更
由可知, 反應器活性恢復中EPS含量隨NLR進步呈先降落后回升的趨勢, 階段Ⅰ~Ⅴ的EPS含量分辨為150.56、33.51、8.42、10.05跟10.21 mg · g-1(以VSS計), 各階段TB-EPS含量均高于LB-EPS含量, 且TB-EPS較LB-EPS對環境敏感度高, 其PN含量均高于PS含量, 這與Jia等(2017)跟Pellicernàcher等(2013)的研究結果一致.階段Ⅰ~Ⅲ中, EPS含量逐步降落, 階段Ⅰ中EPS含量遠高于階段Ⅱ跟Ⅲ, 其TB-EPS約為LB-EPS的90.25倍, 且TB-PN/PS跟LB-PN/PS值分辨為21.02跟2.21左右, 說明高濃度基質沖擊時, 反應器內局部微生物產生了菌體自溶(Tian et al., 2013), 開釋出了細胞內部的PN, 使TB-EPS中PN含量劇增, 而PN中荷負電氨基酸較多, 疏水性強(Raszka et al., 2010;Zhang et al., 2007), 利于絮體聚集, 加速了Anammox菌恢復牢固, 同時, TB-EPS緊附于細胞壁上不易脫落(Li et al., 2007;Yang et al., 2009), 導致TB-EPS中PN滯留, 使階段Ⅰ的TB-EPS含量較高.具體接洽污水寶或參見http://www.dowater.com更多相干技巧文檔。污水處理設備為使污水達到排入某一水體或再次使用的水質要求對其進行凈化的過程。污水處理被廣泛應用于建筑、農業、交通、能源、石化、環保、城市景觀、醫療、餐飲等各個領域，也越來越多地走進尋常百姓的日常生活。
活性恢復中反應器內EPS組分變更
階段Ⅰ~Ⅲ, TB-EPS跟LB-EPS中PS含量逐步增加, 易于形成三維網狀結構, 利于PN跟PS的彼此配合及細胞間物質轉換跟能量傳遞, 同時, 增加Anammox菌跟TB-EPS中EPS潤飾酶活性, 使EPS分層更加趨于牢固.階段Ⅳ跟Ⅴ, TB-PN/PS跟LB-PN/PS值牢固于0.84左右, 此結果與Jia等(2017)報道的Anammox菌牢固時的結果相近, 說明Anammox體系已處于穩態.另外, 階段Ⅳ跟Ⅴ中EPS含量較階段Ⅲ分辨增加了19.36%跟21.26%, 是因為TN濃度超過了Anammox菌的適合閾值使其產生一定水平的應激性, 加速了EPS的分泌, 以加強對外界環境變更的耐受性(Hou et al., 2015;Neyens et al., 2004).
3.3 活性恢復階段Anammox菌的豐度變更
從中Anammox菌豐度變更可知, 反應器活性恢復階段Ⅰ~Ⅴ中細菌總數逐步回升, 而Anammox菌豐度為7.7×109~2.4×1010 copies · g-1(以VSS計), 介于高夢佳等(2016)跟王衫允等(2016)報道的數據之間.Anammox菌的絕對豐度與其絕對豐度變更趨勢雷同, 階段Ⅰ~Ⅴ分辨為7.78%、5.73%、4.14%、12.59%跟7.46%.階段Ⅰ~Ⅲ中, Anammox菌豐度相稱, 這說明中斷回流1周后Anammox菌數量并不明顯變更, 而其活性受損才是脫氮機能降落的重要起因.在階段Ⅳ中Anammox菌豐度最高, 為2.4×1010 copies · g-1(以VSS計), 這顯示Anammox菌從新適應了反應器的運行前提, 活性得到恢復(Ma et al., 2012;Molin et al., 2003).隨后的階段Ⅴ中, Anammox菌豐度略有降落, 可能與過高的進水NH4+-N跟NO2--N濃度的克制造用有關(Dapena-Mora et al., 2007;Isaka et al., 2007;Raudkivi et al., 2017;Strous et al., 1999;Yang et al., 2011).
活性恢復中反應器內Anammox菌豐度變更
綜合反應器活性恢復進程各階段的脫氮機能、EPS組分及Anammox菌豐度變更可知, 逐步進步氮負荷, 受損反應器中Anammox菌的活性逐步恢復.TN濃度為700 mg · L-1時, 脫氮效力跟Anammox菌豐度較高, 且EPS組分含量適合.而過高的TN濃度(1000 mg · L-1)前提下, 反應器誠然仍有良好的脫氮效力, 但EPS組分含量及Anammox菌豐度均顯現一定水平惡化(Hou et al., 2015;Lotti et al., 2012), 隨著時光延長, 有可能導致其脫氮效力降落.
4 論斷(Conclusions)
Anammox菌對廢水中氮濃度變更敏感.高于700 mg · L-1的TN濃度會導致Anammox菌產生基質克制, 使Anammox污泥中EP
S、TB-PN/PS跟LB-PN/PS明顯增高.采取階段式進步負荷有利于Anammox菌的活性恢復, 終極均勻氮去除負荷達2.21 kg · m-3 · d-1.TN濃度為700 mg · L-1時反應器運行后果最佳, TN去除率最高為79.74%, 且Anammox菌豐度最高.
