多基質時厭氧氨氧化菌、異養反硝化污泥活性及抑制特征

李澤兵,劉常敬,趙白航,馬家軒,王曉毅,李 軍* (.北京工業大學北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室,北京 004；.河南省化工研究所有限責任公司,河南 鄭州 5080)

近年來,短程反硝化技術有了較大的發展,以亞硝氮為底物的自養厭氧氨氧化[1-4]和異養反硝化[5-6]研究越來越多.相對于自養硝化菌,以硝氮和亞硝氮為底物的異養反硝化菌在污水處理構筑物中具有更好的種群多樣性并且易于培養馴化,當然,對于不同的反硝化碳源,其反硝化優勢菌群和活性也有一定的差異.而厭氧氨氧化過程不需要有機碳源,因此在處理低碳氮比污水中具有顯著的優勢.雖然自養厭氧氨氧化菌(AAOB)生長緩慢,但是在長期培養后就可獲得極快的反應速率和在總菌量中占據較大的優勢,大量研究表明,厭氧氨氧化顆粒污泥反應器或者生物膜反應器中都能實現較高的脫氮效率[1,7-9].

無論是前置厭氧氨氧化還是后置厭氧氨氧化,待處理水中有機物總是或多或少的存在,因此,厭氧氨氧化發展始終在探索厭氧氨氧化菌和各種有機物以及異養反硝化菌之間的關系[10-13],以建立一個不受有機物影響甚至能夠較好的利用有機物的高效厭氧氨氧化反應器.

將異養反硝化菌和自養AAOB混合培養,可使AAOB在相對較高有機物濃度條件下保持活性穩定,在實際應用過程中更具有優勢.本研究選取甲醇反硝化菌,城市污水處理廠活性污泥和厭氧氨氧化顆粒污泥進行研究.在亞硝氮和氨氮同時存在的基質中,分別在污泥和各種有機物混合,自養和異養反硝化菌群混合條件下開展反硝化研究,比較了異養和自養反硝化的效果.在此多基質,多種群條件下探明有機物和異養反硝化菌對自養AAOB的作用機理,為建立高效厭氧氨氧化反應器提供理論指導和技術支持.

1 材料與方法

1.1 污泥來源

1.1.1 AAOB AAOB來源于實驗室厭氧氨氧化固定床反應器下部的懸浮污泥(圖1),刻度尺所示最小刻度為1mm.厭氧氨氧化固定床反應器有效容積 50L,原水中亞硝氮控制為 50～60mg/L,氨氮為 40～50mg/L,其余組分和微量元素控制參照文獻10.反應器溫度為24～26℃,進水由濃水和未經消氧的自來水組成,DO為 4～5mg/L.取樣期反應器 HRT為 3h,總氮平均容積去除負荷為 0.5kg/(m3?d),懸浮污泥 MLVSS/MLSS 為 56%～58%,總氮平均比降解速率0.312kg/(kg·d).污泥取出后,清水清洗3遍后備用.

圖1 AAOB顆粒Fig.1 Granular sludge of AAOB

1.1.2 甲醇反硝化菌 甲醇反硝化菌是在 5L的有機玻璃圓柱中培養馴化的,其中投加了堆積體積為 3L的環狀辮帶式載體.馴化開始時,接種污泥取自高碑店污水處理廠二沉池回流污泥廊道取樣點.整個培養過程均為反應器底部連續進水,上部自流出水,HRT為 4.8h,進水亞硝氮 50～60mg/L,甲醇(200±20)mg/L,溫度為室溫 20～25℃.培養 40d后,亞硝氮容積去除負荷達到0.2kg/(m3·d).活性分析試驗前,將載體取出,用清水將污泥從載體上洗脫,洗脫污泥再用清水清洗3遍后備用.

1.1.3 活性污泥 試驗用活性污泥取自高碑店污水處理廠二沉池回流污泥廊道取樣點.取回后清水清洗3遍后備用.

1.2 試驗裝置和程序

試驗所用試驗裝置如圖 2所示.反應瓶容積為 500mL,有效容積 450mL(150mL備用污泥+300mL由自來水和試劑配置的試驗用水).試驗步驟:(1)配置泥水混合液,測定pH值和MLSS;(2)啟動恒溫磁力攪拌器,轉速為 300r/min,溫度(25±1)

℃,通氮氣 30min(氮氣純度 99.999%);(3)停止通氮氣,依據反應速率,每隔1h或0.5h取樣一次,每次取樣體積 2mL;(4)試驗結束,停止攪拌器,測定pH值和MLSS.

圖2 反應裝置示意Fig.2 Schematic diagram of the denitrification reactor

1.3 試驗水質

試驗用水采用配水,亞硝氮為40～60mg/L,氨氮為 40～60mg/L,其余組分和微量元素控制參照文獻[10].不同有機物影響試驗時,醇類和其他有機物每次的投量分別為0.1mL和0.1g.

1.4 分析方法

水質指標NO2--N, NH3-N, MLSS和MLVSS等,均采用國家標準方法分析.pH值測量采用Thermo scientific pH計.

2 結果與討論

2.1 不同有機物存在時AAOB的活性

試驗選取醇類(甲醇、乙醇、正丙醇、正丁醇)、乙酸鈉、丙酸鈉、糖類(葡萄糖、乳糖和蔗糖)等常見有機物,考察各有機物存在時 AAOB的活性,其中,各試驗投加有機物后,有機物濃度為200mg/L.從圖3可以看出,各條件下氨氮和亞硝氮的降解過程均為零級反應,線性擬合較好.

如表1和圖3所示,當醇類有機物投量約為175.56mg/L(甲醇、乙醇、正丙醇和正丁醇分別為 5.48,3.81,2.92,2.37mmol/L)時,AAOB降解亞硝氮和氨氮的總體活性損失接近 50%,其中甲醇導致的總體活性損失最大,乙醇次之,正丁醇活性損失略大于正丙醇.如表1所示,在各反應條件下,反應器中自養和異養反硝化過程均同時存在,只是由于添加不同有機物,各反應速率差異較大.由于試驗過程沒有好氧硝化,因此以氨氮降解評價自養厭氧氨氧化活性,然后基于化學計量學方法,總的亞硝氮降解速率減去相應的自養亞硝氮降解速率,剩余亞硝氮降解速率即可表征異養反硝化速率.因此可得出甲醇為5.48mmol/L時,AAOB自養活性為原有活性的 1/3.Isaka等[14]的研究表明甲醇為 5.0mmol/L條件下,游離和聚乙烯醇包埋 AAOB活性分別為原有活性的 37%和 33%,與本試驗結果較接近.隨著醇類碳鏈的增加,與自養活性逐漸上升恰恰相反,異養反硝化活性逐漸降低,4種醇類有機物中,AAOB富集培養物利用甲醇和乙醇進行異養反硝化的能力顯著高于正丙醇和正丁醇.

如表1和圖3所示,丙酸鈉、葡萄糖、乳糖和蔗糖對 AAOB活性的影響較小,結果類似于Güven等[12]的研究. Kartal等[15]將能同時厭氧氨氧化和利用丙酸鈉反硝化的 AAOB命名為Anammoxoglobus propionicus,揭示了在小分子有機酸存在條件下AAOB的代謝途徑具有多樣性.如表1所示,本實驗所用的AAOB在乙酸鈉存在時活性上升了27.05%,而丙酸鈉存在時未發現活性上升,其差別應和 AAOB的種類密切相關.Kartal等[15]的研究表明,在丙酸鈉、氨氮、亞硝氮和硝氮同時存在時,Anammoxoglobus propionicus以亞硝氮和硝氮為電子受體,可將丙酸鈉氧化,并且不直接利用丙酸合成菌體.但是,Kartal等[16]關于Brocadia fulgida適于含乙酸鈉廢水的研究中,再未描述相關的反硝化過程.

圖3 多基質環境中AAOB對亞硝氮和氨氮的降解Fig.3 Nitrite and ammonium conversion in multi-matrixes by AAOB

2.2 甲醇反硝化菌和活性污泥的活性和對碳源的適應性

在工業水處理中,甲醇被廣泛用作反硝化碳源[17-19].通常情況下,反硝化菌須經過馴化后,才能較好利用甲醇.如圖4和表2所示,馴化后的甲醇反硝化菌利用甲醇短程反硝化時的亞硝氮比降解速率最大為0.251 kg/(kg·d),利用乙醇、正丙醇和乙酸鈉時,其速率分別為最大比降解速率的95%、85%和43%.葡萄糖則很難被其反硝化利用,速率僅為最大比降解速率的16%.

表1 不同碳源條件下AAOB的活性Table 1 Activity and details of AAOB under different organic matrixes

圖4 不同碳源時甲醇反硝化菌對亞硝氮的降解曲線Fig.4 Nitrite conversion in different matrixes by methanol denitrifiers

北京市高碑店污水處理廠采用廊道式 A/O工藝處理城市生活污水,其活性污泥具有較好的硝化和反硝化能力.如圖5和表3所示,在批式試驗中,活性污泥利用乙酸鈉短程反硝化的能力強于其他幾種碳源,其亞硝氮比降解速率為0.128kg/(kg·d),其后依次為乙醇、甲醇和葡萄糖,乳糖最差.

甲醇反硝化菌和活性污泥的活性主要取決于菌群中反硝化菌的種類和數量.在以甲醇為碳源長期運行的系統中,選擇性增殖的甲醇反硝化菌可將醇類轉化為乙酸進入三羧酸循環以獲得反硝化所需的能量和電子供體[20],因此,在乙醇和正丙醇作為碳源時也能獲得較好的反硝化效果.由于乙酸和葡萄糖進入細胞膜需要載體蛋白,而甲醇反硝化菌缺乏相應的蛋白,從而導致其進入細胞膜較困難,所以反硝化效果較差.活性污泥所在的城市污水處理系統中,由于有機物種類較豐富,有利于各類反硝化菌的生長繁殖,因此活性污泥在各有機物存在時均有一定的反硝化效果.另外,從表2和表3可以看出,活性污泥利用乙酸鈉和葡萄糖反硝化的活性略高于甲醇反硝化菌,而利用醇類碳源反硝化的能力遠小于甲醇反硝化菌.

圖5 不同碳源時活性污泥對亞硝氮的降解曲線Fig.5 Nitrite conversion in different matrixes by activity sludge

表2 不同碳源條件下甲醇反硝化菌的活性Table 2 Activity and details of methanol denitrification enrichment under different organic matrixes

表3 不同碳源條件下活性污泥的活性Table 3 Activity and details of domestic wastewater treatment sludge under different organic matrixes

2.3 混合菌群的活性

試驗將甲醇反硝化菌和活性污泥菌群分別與AAOB按比例混合.試驗開始時,AAOB和甲醇反硝化菌混合菌群投加有機物正丙醇 0.1mL,AAOB和活性污泥中投加乙酸鈉0.1g.試驗以氨氮的降解速率評價AAOB活性.

如圖6所示,AAOB和甲醇反硝化菌混合后,氨氮和亞硝氮降解均表現出較好的線性關系,即氨氮和亞硝氮的降解與其濃度無關,而與細胞活性和數量相關.由表4可知,相對于未投加正丙醇的AAOB菌群活性,投加正丙醇導致AAOB活性損失接近 50%,并且隨著甲醇反硝化菌投加比例升高,AAOB活性下降趨勢愈發顯著,最大活性損失超過90%.說明AAOB在醇類有機物存在的情況下不僅活性明顯下降,而且在與其他異養反硝化菌的競爭中處于劣勢.

如圖7所示,AAOB和活性污泥混合后,氨氮和亞硝氮降解仍為線性關系.從圖 7和表 5可以看出,AAOB的活性未受到乙酸鈉的抑制,相反具有促進作用.隨著活性污泥投加比例升高,AAOB活性仍有下降,但與第一組試驗相比,AAOB活性下降趨勢顯著減弱,最大活性損失僅為 26.54%.因此,在以小分子有機酸為反硝化碳源,但是碳源不足以滿足反硝化脫氮的系統中,營造AAOB和異養反硝化菌共存的單級脫氮反應器具有較高的可行性.

表4 AAOB和甲醇反硝化菌混合后的活性Table 4 Activity and details of AAOB and methanol denitrifiers mixture under different organic matrixes

表5 AAOB和活性污泥混合后的活性Table 5 Activity and details of AAOB and activity sludge mixture under different organic matrixes

圖6 AAOB和甲醇反硝化菌混合存在時氨氮和亞硝氮的降解曲線Fig.6 Nitrite and ammonium conversion by AAOB and methanol denitrifiers mixture

3 結論

3.1 在多種基質存在條件下,甲醇導致的AAOB 活性損失最大為 47.82%,乙醇次之,正丁醇活性損失略大于正丙醇.隨著醇類碳鏈的增加,與氨氮比降解速率逐漸上升恰恰相反,亞硝氮比降解速率最大下降了 22.43%.非醇類有機物中,乙酸鈉提高了AAOB活性27.05%,而丙酸鈉、葡萄糖、乳糖和蔗糖等對AAOB活性的影響較小,葡萄糖表現出最大的抑制作用也僅為6.49%.

3.2 經馴化的甲醇反硝化菌,以甲醇為短程反硝化基質時短程反硝化的亞硝氮比降解速率最大為 0.251kg/(kg·d),以乙醇、正丙醇和乙酸鈉為反硝化基質時時,速率分別為甲醇為基質時的95%、85%和 43%.葡萄糖則很難被其利用.由于活性污泥中的反硝化細菌可直接利用乙酸鈉合成乙酰輔酶A參與三羧酸循環,以獲得反硝化所需的能量及電子,因此活性污泥利用乙酸鈉短程反硝化的能力優于甲醇、乙醇和葡萄糖等其它有機物.

3.3 在正丙醇存在條件下,AAOB和甲醇反硝化菌混合菌群中AAOB活性下降超過90%,在與甲醇反硝化菌的競爭中處于劣勢.在乙酸鈉存在條件下,AAOB和活性污泥的混合菌群中AAOB活性損失較小,僅為26.54%.

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