1 引言
厌氧氨氧化工艺是在厌氧或缺氧前提下, 厌氧氨氧化菌利用NO2-为电子受体氧化NH4+为N2的一种化能自养型脱氮工艺.Anammox工艺因存在脱氮效力高、污泥产量低、无需外加碳源等上风而倍受欢送, 已被用于实际工程中.但Anammox菌存在成长速率慢、倍增时光长、环境敏感度高等缺点, 增加了Anammox工艺受损后的恢复难度.实际废水, 尤其是产业废水中, 化学成分庞杂, 氮浓度较高, 其中的NO2--N跟NH4+-N虽为Anammox菌的成长基质, 但同时也是毒性物质, 极易影响Anammox菌的成长代谢, 进而威胁Anammox工艺的运行.研究表明, NO2--N对Anammox工艺的影响高于NH4+-N, NH4+-N浓度低于1000 mg · L -1时不会克制Anammox菌活性, 而NO2--N浓度高于280 mg · L -1时便会产生克制, 因此, 基质克制尤其是NO2--N克制是Anammox工艺普遍利用的瓶颈之一.因此, 高浓度基质克制后Anammox菌的活性恢复及其恢复策略研究将有助于Anammox工艺的推广利用.
胞外聚合物作为微生物新陈代谢跟细胞自溶分泌的产物, 是一类附着于细胞壁名义的有机大分子多聚物, 重要由结合型EPS形成, 其又分为周到型跟疏松型两种, 分辨由内到外包埋微生物, 以坚持细胞结构跟功能的完全性.EPS重要由蛋白质跟多糖形成, 其中, PS是由中性的跟带电的糖苷键形成的异质多糖体, 以各种结协力与基质中的生物分子形成EPS的三维网状结构, 而PN则包含有胞外酶、EPS润饰酶及结构蛋白等, 被固定于PS中, 降解基质中聚合物并润饰EPS结构, 二者彼此作用以增进微生物间的物质转换跟能量传递, 加强微生物的耐冲击才干并坚持其酶活性及功能特点.PN跟PS浓度易受水质前提、反应器运行方法及上风菌种代谢水等同因素的影响, 可很好地反应Anammox菌的活性恢复情况.本研究通过考察受基质克制后的Anammox菌在活性恢复进程中, 其脱氮机能、EPS组分及Anammox菌丰度的变更, 摸索升流式厌氧反应器中Anammox菌的活性恢复特点, 以期为Anammox工艺恢复的机制研究及实际利用供给实际与技巧支撑.
2 资料跟方法2.1 实验装置
实验采取升流式厌氧氨氧化反应器, 具体如所示.反应器制造资料为有机玻璃, 有效容积1.5 L, 顶部设有三相分别装置跟溢流堰, 处理水经溢流堰排出, 反应器内部挂有辫帘式填料, 便于形成生物膜, 上部设有回流装置, 增进反应器内部轮回, 并避免进水口堵塞.反应器整体置于恒温 ℃水浴箱中, 避光运行, 进水pH经0.1 mol · L-1盐酸调节至7.5左右, 坚持Anammox菌适合的成长环境.
实验装置示用意
2.2 实验前提跟运行策略
实验用水为人工配制的模仿废水, 具体组偏见表 1.其中, 微量元素成分为：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.于进水桶跟出水口处, 分辨用离心管收集水样, 经0.45 μm滤膜过滤后分辨采取纳氏试剂法、N-乙二胺分光光度法跟紫外分光光度法测定样品中的NH4+-
N、NO2--N跟NO3--N .pH采取便携式pH计测定;污泥样品MLS
S、MLVSS均按的标准方法测定.
本研究实验前反应器已牢固运行1年, 填料中成长砖红色生物膜, 游离的污泥呈红色疏松颗粒状.在进水TN浓度为700 mg · L-1, HRT为9 h的前提下, 反应器NH4+-N跟NO2--N去除率牢固在94%跟83%左右.之后因中断反应器回流, 且仍以TN浓度700 mg · L-1的进水运行, 以致进水区域NO2--N浓度由回流时的20.92 mg · L-1剧增为320.24 mg · L-1, 引起基质克制, 反应器于之后的1周内脱氮机能骤降, 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, 此时, 反应器中MLSS为7.46 g · L-1, MLVSS为3.96 g · L-1.之后实验采取阶段式进步氮负荷的方法恢复反应器中Anammox菌的活性, 分5个阶段进行, TN浓度分辨为160、320、500、700跟1000 mg · L-1, 具体运行策略见表 2.
2.3 EPS提取及测定
污泥样品中的EPS采取高速离心与超声组合的方法提取, 即取适量4 ℃下静置1.5 h的污泥, 经缓冲液重悬至初始体积后, 4 ℃下2000 g离心15 min, 弃去上清液, 底部积淀物再次重悬, 并离心, 此上清液即为LB-EPS;重复底部积淀物的重悬步骤, 经20 kH
Z、480 W超声破碎仪超声10 min 后, 4 ℃下2000 g离心20 min, 上清液即为TB-EPS.LB-EPS跟TB-EPS经0.45 μm聚四氟乙烯滤膜过滤落伍行蛋白质与多糖的测定.EPS中蛋白质采取BCA蛋白浓度测定试剂盒测定, 以牛血清蛋白为标准物质;多糖采取蒽酮-硫酸法测定, 以葡萄糖为标准物质.
2.4 DNA提取与实时定量PCR
称取500 mg污泥样品, 利用FastDNATM SPIN Kit for Soil提取试剂盒按其操作步骤提取污泥样品中总DNA.实时定量PCR实验采取Roche LightCycler®480 Ⅱ实时荧光定量体系进行, 反应采取20 μL体系, 具体配置为：SYBR Green Ⅰ Master10 μL, 前后引物各0.8 μL, 质粒或DNA样品1 μL, 去离子水7.4 μL.其中, 全细菌定量引物为通用引物341F:534R, 而Anammox菌采取特异性引物Amx808F跟Amx1040R .实时定量PCR运行程序为三步法：95 ℃预变性5 min;95 ℃变性30 s, 45 ℃退火30 s, 72 ℃延长30 s, 35个轮回;72 ℃终延长10 min, 最落伍行溶解曲线剖析.
3 结果与探讨3.1 厌氧氨氧化反应器活性恢复中脱氮机能变更
由反应器进出水氮浓度跟脱氮效力变更(a)可知, 活性恢复中随着进水总氮浓度的阶段性增加, 出水总氮浓度也逐步增加, 以出水NO3--N浓度增加最为明显, NO2--N次之; 而NH4+-N浓度始终坚持在5 mg · L-1以下, 仅在进水氮浓度进步的48 h内, 出水NH4+-N浓度偏高, 但均会敏捷趋于牢固.反应器的TN去除率在阶段Ⅰ~Ⅱ逐步增加, 最高可达91.74%, 在阶段Ⅲ~Ⅴ则逐步牢固在78.8%左右.而NO2--N去除率相反, 在阶段Ⅰ~Ⅱ牢固于98%左右, 而阶段Ⅲ~Ⅴ则逐步降落, 阶段Ⅴ去除率均匀为83.8%.NH4+-N去除率绝对牢固, 始终坚持在98%左右.
活性恢复中反应器进出水氮浓度变更
由b可知, 活性恢复阶段Ⅰ~Ⅴ中, 氮去除负荷(Nitrogen Removal Rate, NRR)随氮负荷率(Nitrogen Loading Rate, NLR)的增加而逐步增加, 各阶段NRR分辨牢固在0.21、0.64、1.05、1.55跟2.21 kg · m-3 · d-1左右, 与Zhang等(2015)报道的重金属铜克制后Anammox工艺恢复状况相近.因此, 阶段式进步NLR可有效利用菌群的适应性跟竞争机制(Sheng et al., 2010), 利于Anammox活性的疾速恢复.
厌氧氨氧化反应器中脱氮效力(a)、氮负荷及去除的不同情势氮素比值(b)的变更
由跟可知, 在活性恢复阶段(Ⅰ~Ⅳ), 反应器均可在进步NLR后的24 h内疾速适应并牢固运行, 截至阶段Ⅳ, 反应器已恢复至受损前的牢固状况.其中, 阶段Ⅱ第18 d时反应器呈现较大稳定, 使整体脱氮效力显现较低状况, 且ΔNO3--N/ΔNH4+-N值低于阶段Ⅲ, 可能是因为HRT由12 h缩短至9 h导致的.而在阶段Ⅴ中, NLR进步后反应器需72 h方可促适应, 且NH4+-N跟NO2--N去除率分辨较阶段Ⅳ降落了2.44%跟10.23%, 可能是高浓度的NO2--N对Anammox菌跟异养菌有毒害作用, 细胞逝世亡自溶使反应器内源性COD增加(Tian et al., 2013), 增加了反硝化菌的竞争力.同时, 在进水NO2--N/NH4+-N为1.32的前提下, 只管阶段Ⅰ~Ⅴ的NH4+-N去除率均高于96%, 但NO2--N去除率跟ΔNO3--N/ΔNH4+-N值却逐步降落, 且出水NO2--N浓度由起初的0.79 mg · L -1渐增至91.00 mg · L-1, 说明诚然有出水回流的稀释作用, 会一定水平上缓解NO2--N对Anammox菌的毒害, 但高浓度NO2--N仍然会克制Anammox菌活性(Fernández et al., 2012;Kimura et al., 2010;Tang et al., 2010).有研究指出, 当NO2--N浓度超过750 mg L-1时, 90%的Anammox菌产生可逆性失活(Kimura et al., 2010).研究也表明, 刹时1000 mg · L -1 TN(NH4+-N+NO2--N)的冲击会引起50%Anammox菌失活(Lotti et al., 2012).
3.2 活性恢复阶段厌氧氨氧化菌的EPS组分变更
由可知, 反应器活性恢复中EPS含量随NLR进步呈先降落后回升的趋势, 阶段Ⅰ~Ⅴ的EPS含量分辨为150.56、33.51、8.42、10.05跟10.21 mg · g-1(以VSS计), 各阶段TB-EPS含量均高于LB-EPS含量, 且TB-EPS较LB-EPS对环境敏感度高, 其PN含量均高于PS含量, 这与Jia等(2017)跟Pellicernàcher等(2013)的研究结果一致.阶段Ⅰ~Ⅲ中, EPS含量逐步降落, 阶段Ⅰ中EPS含量远高于阶段Ⅱ跟Ⅲ, 其TB-EPS约为LB-EPS的90.25倍, 且TB-PN/PS跟LB-PN/PS值分辨为21.02跟2.21左右, 说明高浓度基质冲击时, 反应器内局部微生物产生了菌体自溶(Tian et al., 2013), 开释出了细胞内部的PN, 使TB-EPS中PN含量剧增, 而PN中荷负电氨基酸较多, 疏水性强(Raszka et al., 2010;Zhang et al., 2007), 利于絮体聚集, 加速了Anammox菌恢复牢固, 同时, TB-EPS紧附于细胞壁上不易脱落(Li et al., 2007;Yang et al., 2009), 导致TB-EPS中PN滞留, 使阶段Ⅰ的TB-EPS含量较高.具体接洽污水宝或参见http://www.dowater.com更多相干技巧文档。
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活性恢复中反应器内EPS组分变更
阶段Ⅰ~Ⅲ, TB-EPS跟LB-EPS中PS含量逐步增加, 易于形成三维网状结构, 利于PN跟PS的彼此配合及细胞间物质转换跟能量传递, 同时, 增加Anammox菌跟TB-EPS中EPS润饰酶活性, 使EPS分层更加趋于牢固.阶段Ⅳ跟Ⅴ, TB-PN/PS跟LB-PN/PS值牢固于0.84左右, 此结果与Jia等(2017)报道的Anammox菌牢固时的结果相近, 说明Anammox体系已处于稳态.另外, 阶段Ⅳ跟Ⅴ中EPS含量较阶段Ⅲ分辨增加了19.36%跟21.26%, 是因为TN浓度超过了Anammox菌的适合阈值使其产生一定水平的应激性, 加速了EPS的分泌, 以加强对外界环境变更的耐受性(Hou et al., 2015;Neyens et al., 2004).
3.3 活性恢复阶段Anammox菌的丰度变更
从中Anammox菌丰度变更可知, 反应器活性恢复阶段Ⅰ~Ⅴ中细菌总数逐步回升, 而Anammox菌丰度为7.7×109~2.4×1010 copies · g-1(以VSS计), 介于高梦佳等(2016)跟王衫允等(2016)报道的数据之间.Anammox菌的绝对丰度与其绝对丰度变更趋势雷同, 阶段Ⅰ~Ⅴ分辨为7.78%、5.73%、4.14%、12.59%跟7.46%.阶段Ⅰ~Ⅲ中, Anammox菌丰度相称, 这说明中断回流1周后Anammox菌数量并不明显变更, 而其活性受损才是脱氮机能降落的重要起因.在阶段Ⅳ中Anammox菌丰度最高, 为2.4×1010 copies · g-1(以VSS计), 这显示Anammox菌从新适应了反应器的运行前提, 活性得到恢复(Ma et al., 2012;Molin et al., 2003).随后的阶段Ⅴ中, Anammox菌丰度略有降落, 可能与过高的进水NH4+-N跟NO2--N浓度的克制造用有关(Dapena-Mora et al., 2007;Isaka et al., 2007;Raudkivi et al., 2017;Strous et al., 1999;Yang et al., 2011).
活性恢复中反应器内Anammox菌丰度变更
综合反应器活性恢复进程各阶段的脱氮机能、EPS组分及Anammox菌丰度变更可知, 逐步进步氮负荷, 受损反应器中Anammox菌的活性逐步恢复.TN浓度为700 mg · L-1时, 脱氮效力跟Anammox菌丰度较高, 且EPS组分含量适合.而过高的TN浓度(1000 mg · L-1)前提下, 反应器诚然仍有良好的脱氮效力, 但EPS组分含量及Anammox菌丰度均显现一定水平恶化(Hou et al., 2015;Lotti et al., 2012), 随着时光延长, 有可能导致其脱氮效力降落.
4 论断(Conclusions)
Anammox菌对废水中氮浓度变更敏感.高于700 mg · L-1的TN浓度会导致Anammox菌产生基质克制, 使Anammox污泥中EP
S、TB-PN/PS跟LB-PN/PS明显增高.采取阶段式进步负荷有利于Anammox菌的活性恢复, 终极均匀氮去除负荷达2.21 kg · m-3 · d-1.TN浓度为700 mg · L-1时反应器运行后果最佳, TN去除率最高为79.74%, 且Anammox菌丰度最高.
