Fe2+和EDTA對(duì)厭氧氨氧化工藝快速啟動(dòng)及菌群特性的影響

唐政坤，李軍，張碩，李光蕾，李行

（沈陽(yáng)建筑大學(xué)市政與環(huán)境工程學(xué)院，沈陽(yáng) 110168）

引言

厭氧氨氧化菌是一種自養(yǎng)菌，其生長(zhǎng)緩慢，世代時(shí)間長(zhǎng)達(dá)11d，生長(zhǎng)速率非常慢，只有在高達(dá)1010個(gè)/mL以上的細(xì)胞密度時(shí)，才能顯現(xiàn)出厭氧氨氧化活性[1]。對(duì)于快速實(shí)現(xiàn)厭氧氨氧化菌的富集和厭氧氨氧化反應(yīng)器的啟動(dòng)，國(guó)內(nèi)外大多數(shù)研究是通過接種硝化污泥、厭氧污泥或厭氧氨氧化顆粒污泥較快地實(shí)現(xiàn)了Anammox的啟動(dòng)，這些研究的缺點(diǎn)是都需要運(yùn)用到成熟的厭氧菌，而本研究認(rèn)為快速啟動(dòng)Anammox的關(guān)鍵仍舊在于對(duì)環(huán)境條件的調(diào)控，如果能通過普通活性污泥快速啟動(dòng)此工藝，將減少工藝啟動(dòng)成本，使得Anammox工藝在實(shí)際工程應(yīng)用中具有普適性。

在查閱大量文獻(xiàn)后，發(fā)現(xiàn)Fe2+很有可能成為厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動(dòng)過程中的缺乏關(guān)鍵元素，其中Van Niftrik等[2]研究表明，厭氧氨氧化體單元內(nèi)含有豐富的 Fe元素，并且厭氧氨氧化體內(nèi)還含有大量血紅素[3]，F(xiàn)e2+也正是血紅素的重要組成物質(zhì)，同時(shí)毛念佳[4]等人直接證明鐵離子對(duì)厭氧氨氧化菌的富集有促進(jìn)作用，彭廈[5]在研究金屬離子對(duì)厭氧氨氧化效能影響時(shí)發(fā)現(xiàn)，鐵離子都可以促進(jìn)反應(yīng)器脫氮效率的提高，并且可以刺激Anammox菌的生長(zhǎng)并判斷亞鐵離子很有可能在厭氧氨氧化菌代謝過程中起到了電子供體的作用。然而有實(shí)驗(yàn)證明Fe2+隨著廢水進(jìn)入反應(yīng)器中，易與反應(yīng)器中的磷、鈣離子共同作用形成不溶物，不易被厭氧氨氧化菌所吸收利用。另有實(shí)驗(yàn)[6]證明Fe（Ⅱ）EDTA能夠與NO在水中形成絡(luò)合物，增加了NO的溶解度，可促進(jìn)厭氧氨氧化還原NO生成N2。

本文以普通活性污泥為培養(yǎng)對(duì)象，利用EDTA與Fe2+形成穩(wěn)定的螯合物，研究Fe2+和EDTA的添加以及它們的濃度變化對(duì)厭氧氨氧化工藝啟動(dòng)快慢的影響，并且在生物特性方面加以鑒定，為快速啟動(dòng)厭氧氨氧化工藝做出理論指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

實(shí)驗(yàn)裝置采用UASB（上流式厭氧污泥床）反應(yīng)器（如圖1）。UASB反應(yīng)器總有效體積8.3L、沉淀區(qū)有效體積為5.2L、反應(yīng)區(qū)體積為3.1L，活性污泥接種于反應(yīng)區(qū)內(nèi)。反應(yīng)區(qū)內(nèi)徑7cm，外設(shè)2cm厚的套管實(shí)現(xiàn)水浴循環(huán)，保證反應(yīng)區(qū)微生物所需溫度。進(jìn)水流速通過蠕動(dòng)泵來調(diào)控。裝置的運(yùn)行條件：溫度為30℃～35℃，進(jìn)水pH值為6.8～7.2。

圖1 工藝流程及試驗(yàn)裝置圖

1.2 實(shí)驗(yàn)用水與接種污泥

活性污泥取自遼寧撫順三寶屯污水處理廠的二沉池回流污泥，MLSS為7865mg/L。實(shí)驗(yàn)進(jìn)水模擬生活污水中的主要成分，主要以NH4Cl和NaNO2組成，以NaCO3為碳源，另外添加MgSO4·7H2O、CaCl2、FeSO4·7H2O、KH2PO4和微量元素。表1和表2是具體成分濃度。

表1 厭氧氨氧化反應(yīng)器配水成分

表2 厭氧氨氧化反應(yīng)器配水微量元素成分

1.3 常規(guī)分析項(xiàng)目與檢測(cè)方法

常規(guī)分析項(xiàng)目見表3。顆粒污泥粒徑采用濕式篩分法[7]，采用的篩子孔徑為0.5、0.9、1.5、2、3mm。

表3 常規(guī)分析項(xiàng)目與方法

1.4 變性梯度凝膠電泳（DGGE）分析[8]

1.4.1 DNA提取

取2個(gè)污泥顆粒樣品，樣品編號(hào)為：1、2；跑膠順序?yàn)椋?、1、1、2、2、2。采用FastDNATMSPIN Kit For Soil提取樣品基因組DNA，以樣品基因組DNA為模板，采用厭氧氨氧化細(xì)菌引物[12]Pla46rc和Amx820擴(kuò)增樣品16SrRNA高變區(qū)序列見表4。

表4 引物信息

1.4.2 PCR擴(kuò)增

PCR擴(kuò)增體系（50μL）組成為：10×PCR buffer5μL；dNTP（2.5mM）3.2μL；rTaq（5U/μL）0.4μL；Pla46rc（20μM）1μL；Amx820（20μM）1μL；模板DNA 50ng；補(bǔ)ddH2O至50μL。PCR擴(kuò)增條件為：94℃、5min；94℃、30s；56℃、45s；72℃、1min、33個(gè)循環(huán)；72℃、5min。PCR產(chǎn)物采用OMEGA公司DNA Gel Extraction Kit純化回收。

1.4.3 DGGE分析

取10μLPCR的產(chǎn)物進(jìn)行變性梯度凝膠電泳（DGGE）分析。電泳條件為：變性梯度10%～30%、濃度8%的聚丙烯酰胺凝膠，電泳緩沖液為1×TAE，電壓100V、溫度60℃、電泳17小時(shí)。變性梯度凝膠電泳（DGGE）完畢后、采用銀染法[9]染色，最后完成DGGE圖譜中優(yōu)勢(shì)條帶的回收與測(cè)序。

1.4.4 實(shí)驗(yàn)方法

表5所示為厭氧氨氧化啟動(dòng)階段的進(jìn)水調(diào)控策略，先以與生活污水指標(biāo)接近的低氨氮濃度進(jìn)行啟動(dòng)。通過逐步提高進(jìn)水基質(zhì)濃度和縮短HRT兩種方式，提升負(fù)荷，加快AAOB的聚集，同時(shí)淘洗出其余菌群；為探究Fe2+、EDTA對(duì)厭氧氨氧化啟動(dòng)的影響，實(shí)驗(yàn)中，在第42天將Fe2+和EDTA濃度分別由0.018mmol/L及0.017mol/L 提升至0.05mmol/L及0.034mol/L，最后進(jìn)行菌種鑒定。

表5 厭氧氨氧化反應(yīng)器運(yùn)行操作條件變化

2 結(jié)果與分析

2.1 厭氧氨氧化污泥特性變化

實(shí)驗(yàn)分兩個(gè)階段：不提升Fe2+和EDTA的濃度（0～42d）；提升Fe2+和EDTA的濃度（42d以后）。控制進(jìn)水NH4+-N和NO2--N負(fù)荷在0.05kg/m3·d左右，如圖2，開始啟動(dòng)反應(yīng)器的前4d，出現(xiàn)出水氨氮濃度高于進(jìn)水的現(xiàn)象，隨著時(shí)間的推移，NH4+-N和NO2--N的出水濃度逐漸降低。如圖3，前14d，NH4+-N去除率維持在6%～10%，在14～42d內(nèi)一直維持在45%左右；NO2--N去除率呈逐步上升趨勢(shì)，在反應(yīng)器啟動(dòng)的前9d，去除率就增至80%左右。分析認(rèn)為，從污水處理廠取回的污泥在曝氣一天預(yù)處理后接種于反應(yīng)器內(nèi)，突然的缺氧環(huán)境對(duì)微生物的活性產(chǎn)生了一定的抑制，尤其是一些自養(yǎng)菌沒有了有機(jī)碳源后，無(wú)法適應(yīng)環(huán)境而死亡解體發(fā)生氨化現(xiàn)象，釋放出了儲(chǔ)存在內(nèi)部的氨氮，使得初期出水氨氮含量略高于進(jìn)水。啟動(dòng)初期的污泥中含有較為豐富的種群，如硝化細(xì)菌、反硝化細(xì)菌等，而污泥中殘余的有機(jī)物正好被反硝化菌利用，并以亞硝態(tài)氮為電子受體，發(fā)生了發(fā)硝化作用，才導(dǎo)致前期亞硝態(tài)氮出水濃度一直較低，這些現(xiàn)象與路青等[10]的研究結(jié)果一致。圖2和圖5顯示反應(yīng)器的NH4+-N與NO2--N濃度在啟動(dòng)初期維持較低，相應(yīng)的TN容積負(fù)荷也較低。容積負(fù)荷在這個(gè)階段主要維持在0.1～0.12kg/m3·d。在前40d，反應(yīng)器中的AAOB還沒有很好地集聚，整體菌群的活性也較低。因此在較低的容積負(fù)荷下，去除負(fù)荷也不高，TN維持在0.02～0.03kg/ m3·d，最高也僅達(dá)到0.044kg/m3·d，這與圖3中較低的去除率相對(duì)應(yīng)。進(jìn)一步說明初期階段是微生物對(duì)環(huán)境的適應(yīng)期。從14～41d內(nèi)，NH4+-N和NO2--N去除率在18%～30%之間變化，并且呈現(xiàn)出兩者被同時(shí)去除的趨勢(shì)?？梢钥闯?，該階段AAOB正在適應(yīng)外部環(huán)境，沒有很好地富集，不是優(yōu)勢(shì)菌種。由于前期實(shí)驗(yàn)沒有對(duì)進(jìn)水箱和反應(yīng)器進(jìn)行消氧處理，一定程度上抑制了AAOB的生長(zhǎng)活性。

第42d開始用氮?dú)鈱?duì)反應(yīng)器和進(jìn)水箱進(jìn)行消氧處理，滿足AAOB所需的絕對(duì)厭氧環(huán)境。同時(shí)，為進(jìn)一步加快啟動(dòng)過程，提高配水微量元素溶液中Fe2+和EDTA的螯合劑濃度。在實(shí)驗(yàn)中，將Fe2+和EDTA濃度分別由0.018mmol/L與0.017mol/L提升至0.05mmol/L與0.034mol/L。由于生物在生長(zhǎng)過程中需要的很多蛋白本身含有鐵元素，因此可以說鐵元素是生物生長(zhǎng)代謝中的重要物質(zhì)[11]。對(duì)于厭氧氨氧化菌體內(nèi)富含血紅素[12]，并且成熟的AAOB顆粒污泥呈現(xiàn)出的鮮紅色，這些足可以判斷，足夠的鐵元素可以加強(qiáng)AAOB的生長(zhǎng)，提高Fe2+濃度會(huì)加強(qiáng)AAOB的代謝能力。在自然界鐵多以氧化物形態(tài)存在，經(jīng)常成為微生物生長(zhǎng)代謝的限制因子[13]。在低溫厭氧產(chǎn)甲烷的研究中，發(fā)現(xiàn)金屬離子螯合劑與Ni等微量元素能形成穩(wěn)定的螯合物[14]，從根本上提升了金屬元素的溶解度，微生物對(duì)于微量元素的利用率也得到提高，由于微量營(yíng)養(yǎng)元素中的EDTA本身就是良好的金屬離子螯合劑，EDTA與Fe2+的螯合作用能夠提高Fe2+的溶解性，使得微生物對(duì)亞鐵離子的利用率提高。

從圖3和圖5可看出，在采用了多種措施后的第46d開始，反應(yīng)器效能提升明顯，到第57d時(shí)，NH4+-N去除率從26%提升至93%左右；NO2--N去除率從26%提升至了98%左右，TN去除負(fù)荷從0.03kg/m3·d到0.11kg/m3·d，是未提升Fe2+和EDTA濃度時(shí)的3倍?？紤]到此階段TN容積負(fù)荷（0.13～0.15kg/m3·d）?？梢哉J(rèn)為進(jìn)水基質(zhì)中的NH4+-N和NO2--N幾乎被完全去除。隨著菌種對(duì)環(huán)境的適應(yīng)以及對(duì)環(huán)境條件的優(yōu)化，AAOB活性有了明顯提升，反應(yīng)器效能提升明顯。兩種主要代謝產(chǎn)物同時(shí)被AAOB高效去除，厭氧氨氧化效果明顯，這是Anammox啟動(dòng)成功的一個(gè)重要標(biāo)志。從圖4的進(jìn)出水pH值變化角度也能體現(xiàn)出這一點(diǎn)。厭氧氨氧化在反應(yīng)過程中會(huì)消耗氫離子，即表明此反應(yīng)實(shí)際上是產(chǎn)堿反應(yīng)[15]，出水pH值略高于進(jìn)水也是Anammox啟動(dòng)成功的另一個(gè)重要標(biāo)志，隨著馴化的進(jìn)行，出水pH值與進(jìn)水pH值變化曲線的“分離”現(xiàn)象愈發(fā)明顯。在活性增強(qiáng)階段，出水pH值從7.6提升至8.2左右，Anammox最佳生長(zhǎng)pH值為6.7～8.3[16]，而本實(shí)驗(yàn)pH值7.8～8.4的偏弱堿性環(huán)境正是AAOB生長(zhǎng)最適宜的范圍。綜上所述，反應(yīng)器啟動(dòng)成功。

圖2 厭氧氨氧化啟動(dòng)階段氨氮、亞硝態(tài)氮濃度變化

圖3 厭氧氨氧化啟動(dòng)階段氨氮與亞硝態(tài)氮去除效能變化

圖4 厭氧氨氧化啟動(dòng)階段進(jìn)出水pH變化

圖5 厭氧氨氧化啟動(dòng)階段負(fù)荷變化

2.2 菌種生物鑒定

為進(jìn)一步探究Anammox反應(yīng)器中的生物特性，以Anammox反應(yīng)器中顆粒污泥作為樣本，在反應(yīng)器污泥底部和頂部同時(shí)取樣，并分別編號(hào)為：1、2；跑膠順序?yàn)椋?、1、1、2、2、2。采用PCR-DGGE技術(shù)[17]對(duì)反應(yīng)體系進(jìn)行菌種鑒定。

2.2.1 DNA提取結(jié)果

采用FastDNATMSPIN Kit For Soil提取樣品基因組DNA，以Pla46rc/Amx820為引物擴(kuò)增16SrRNA序列，得到目的DNA片段（如圖6）用于DGGE分析。

圖6 DNA提取圖

2.2.2 PCR產(chǎn)物的變性梯度凝膠電泳（DGGE）

樣品16SrRNA PCR產(chǎn)物的變性梯度凝膠電泳（DGGE）分析結(jié)果如圖7。

圖7 GC-PCR圖

圖8 電泳圖和量化分析膠圖

表6 戴斯系數(shù)比較PCR-DGGE圖譜的相似性（%）

表7 序列比對(duì)分析結(jié)果

從圖8的電泳圖（a）和量化分析膠圖（c）中可以看出，分別取自反應(yīng)器頂部的樣品1和底部的樣品2，一共出現(xiàn)了10個(gè)條帶。其中從電泳圖（a）可明顯看出，在樣品1和2中，條帶9最為明顯清晰，應(yīng)該是此反應(yīng)系統(tǒng)中的主要菌群，因此作為主要電泳條帶進(jìn)行回收分析。另外，從量化分析圖中可明顯觀察到，樣本1中的9號(hào)條帶更大也更為清晰；而樣本2中出現(xiàn)的條帶數(shù)更多，說明反應(yīng)器中的主要菌群即AAOB主要集中在底部，優(yōu)勢(shì)菌種占據(jù)的生態(tài)位明顯，而頂部的菌群多樣性稍好一些。表6顯示著PCR-DGGE圖譜具體相關(guān)性。主要菌種，說明Anammox菌在逐漸發(fā)生著演變，并且最終確定Anammox系統(tǒng)中的菌種為（浮霉菌門）Candidatus Jettenia caeni。該菌種屬于Anammox菌群中的Candidatus Jettenia屬，被歸入浮霉?fàn)罹疲≒lanctomycetes）。該屬的Anammox菌是以荷蘭微生物學(xué)家Mike S. M. Jetten命名的。Candidatus Scalindua多存在于海洋[19、20]。從收錄的AnAoB的系統(tǒng)發(fā)育樹可知，污泥樣品中Anammox菌的Brocadia菌屬逐漸成為為優(yōu)勢(shì)菌屬 同時(shí)也有anammoxidans菌屬和少量的Anammoxoglobus菌屬。本實(shí)驗(yàn)菌種鑒定所得出的Anammox菌種類較少，主要菌種只有1種，整個(gè)反應(yīng)體系的特異性較強(qiáng)。一方面可以說明，前期的馴化策略有效保證了Anammox菌群的優(yōu)勢(shì)地位，不適應(yīng)系統(tǒng)環(huán)境的菌屬被淘汰。Kartal[21]等研究表明, 這種細(xì)菌能在顆粒團(tuán)聚體中檢測(cè)到，不適宜在絮體污泥中生長(zhǎng)，并且以往的研究結(jié)果[22]表明，在一種特定生境中， Anammox菌多樣性較弱，一般占據(jù)優(yōu)勢(shì)的菌種為單一種屬；另一方面，很多研究者初期馴化中都加入了COD，使得反應(yīng)體系中的異養(yǎng)菌群得以生長(zhǎng)，最終得出的微生物種類也就更多。收錄的5屬8種AnAOB的系統(tǒng)發(fā)育關(guān)系[18]見圖9。

2.2.3 主要電泳條帶的序列測(cè)定

DGGE凝膠條帶回收后，以Pla46rc/Amx820為引物進(jìn)行PCR擴(kuò)增，獲得目的DNA片段。PCR產(chǎn)物純化后連接到pMD18-T載體上，轉(zhuǎn)化至DH5α感受態(tài)細(xì)胞中，篩選陽(yáng)性克隆測(cè)序。

將測(cè)序結(jié)果與GenBank中的序列進(jìn)行比對(duì)，得到條帶所代表的細(xì)菌類型。每個(gè)回收條帶選取3個(gè)克隆進(jìn)行了序列測(cè)定，如表7。

從表7可知，在厭氧氨氧化工藝成功啟動(dòng)后，污泥顆粒經(jīng)過PCR-DGGE實(shí)驗(yàn)，相似度99%的菌株為反應(yīng)器中的

3 結(jié)論

（1）在實(shí)驗(yàn)第42d，將Fe2+和EDTA濃度分別由0.018mmol/L與0.017mol/L提升至0.05mmol/L與0.034mol/L，配合氮?dú)庀醯却胧?，?jīng)過15d就成功啟動(dòng)了Anammox，脫氮效能高效穩(wěn)定，NH4+-N與NO2--N去除率穩(wěn)定在90%以上。

（2）PCR-DGGE技術(shù)對(duì)系統(tǒng)中的Anammox菌進(jìn)行了菌種鑒定，最終表明反應(yīng)器中的AAOB菌為Candidatus Jettenia caeni。該菌種屬于Anammox菌群中的Candidatus Jettenia屬，被歸入浮霉?fàn)罹疲≒lanctomycetes）。