AOB與AnAOB在不同生物填料上掛膜效果的研究

李鴻江,王 超,徐曉晨,楊鳳林*,張樹深

AOB與AnAOB在不同生物填料上掛膜效果的研究

李鴻江1,王 超2,徐曉晨1,楊鳳林1*,張樹深1

(1.大連理工大學(xué)環(huán)境學(xué)院,工業(yè)生態(tài)與環(huán)境工程教育部重點實驗室,遼寧 大連 116024；2.清華大學(xué)核能與新能源技術(shù)研究院,北京 100084)

針對厭氧氨氧化工藝運行過程中污泥流失嚴(yán)重與啟動時間長等問題,本研究通過對多種市售生物填料的掛膜實驗,篩選適合好氧氨氧化菌與厭氧氨氧化菌掛膜的生物填料.結(jié)果表明,當(dāng)活性污泥中的好氧氨氧化菌菌屬為時,AQ1聚氨酯立方體填料最適合其掛膜,掛膜成熟時好氧氨氧化速率可以達到(0.81±0.08)mg N/(L·h),掛膜生物量為(0.87±0.14)mg VSS.而更適合厭氧氨氧化菌()掛膜的生物填料為K3環(huán)形填料,材質(zhì)為聚乙烯或者聚丙烯.當(dāng)厭氧氨氧化菌掛膜成熟時,其厭氧氨氧化速率可以達到(3.27±0.10)mg N/(L·h),掛膜生物量為(2.74±0.40)mg VSS.厭氧氨氧化菌在K3型填料上的掛膜要優(yōu)于好氧氨氧化菌,其原因是厭氧氨氧化菌分泌的胞外聚合物含量要高于好氧氨氧化菌,而胞外聚合物是形成生物膜的重要因素.

好氧氨氧化菌；厭氧氨氧化菌；生物填料；生物膜；胞外聚合物

目前對氨氮廢水的處理工藝主要分為物理化學(xué)工藝和生物處理工藝兩類,生物脫氮工藝因其經(jīng)濟性而得到廣泛的應(yīng)用.生物脫氮的工藝主要有傳統(tǒng)硝化反硝化工藝、短程硝化反硝化工藝、好氧反硝化工藝和厭氧氨氧化工藝等[1-5].自厭氧氨氧化(Anammox)反應(yīng)發(fā)現(xiàn)以來,關(guān)于利用Anammox工藝進行生物脫氮的研究受到廣泛關(guān)注.相比于傳統(tǒng)的生物脫氮工藝,Anammox工藝具有能耗低、溫室氣體排放量少且不需外加有機碳源等優(yōu)點[6].以厭氧氨氧化為核心的脫氮工藝被逐漸應(yīng)用于實際廢水處理中,因?qū)嶋H廢水中所含的亞硝酸鹽氮度較低,因此在利用Anammox工藝處理含氮廢水時,需利用好氧氨氧化菌(AOB)將廢水中的氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽氮之后厭氧氨氧化菌(AnAOB)則利用生成的亞硝酸鹽氮與剩余的氨氮發(fā)生厭氧氨氧化反應(yīng)生成氮氣和部分硝酸鹽氮.然而AnAOB屬于化能自養(yǎng)的專性厭氧菌,倍增時間長(約為11d),AOB屬于化能自養(yǎng)的好氧菌,倍增時間也在8h到幾d之間[7],同時兩種細菌在處理工藝中又較易流失,因此采取必要的措施以防止細菌流失是保證廢水脫氮工藝穩(wěn)定運行的必要條件.

移動床生物膜反應(yīng)器(MBBR),通過向生物反應(yīng)器內(nèi)投加生物填料(biocarriers),使細菌吸附在填料上進而形成生物膜,從而有效地截留細菌,增加細菌的停留時間.MBBR工藝對含氮廢水的脫氮效率具有顯著的提升作用,有利于緩解城鎮(zhèn)污水的脫氮壓力[8-9].此外,鄭敏等[10]研究發(fā)現(xiàn)采用MBBR工藝的城鎮(zhèn)污水廠,相比于原來的懸浮污泥工藝,比好氧氨氧化速率高出約25.5%.同時,MBBR工藝中的生物填料可以使厭氧氨氧化反應(yīng)在10 ℃的低溫環(huán)境中也能順利進行[11].在MBBR工藝中,用于好氧氨氧化菌和厭氧氨氧化菌掛膜的填料主要有SPR-III填料、Bioflow 9填料、PVA-gel珠填料、AnoxKaldnes K1和K3填料等,而材質(zhì)多為聚乙烯[12-16].盡管關(guān)于好氧氨氧化菌和厭氧氨氧化菌的填料研究很多,但是各種填料種類繁多,在不同研究中都體現(xiàn)了各自填料的優(yōu)勢,目前關(guān)于各種填料分別利于好氧氨氧化菌與厭氧氨氧化菌掛膜的比較研究仍然較少.

基于以上研究背景,本研究選取了市面上較為常見的6種生物填料,分別比較AOB與AnAOB在不同填料上的掛膜效果,并探究其原因,為實際工藝應(yīng)用中關(guān)于AOB和AnAOB填料的選取提供參考和依據(jù).

1 實驗材料與方法

1.1 實驗裝置

AOB與AnAOB培養(yǎng)裝置如圖1所示,反應(yīng)器與二沉池均由有機玻璃制成,兩反應(yīng)器總?cè)莘e均為13.0L,有效容積均為8.5L.AnAOB反應(yīng)器與二沉池外包一層錫箔紙避光.AOB反應(yīng)器pH控制在6.0~8.0之間,AnAOB反應(yīng)器pH控制在6.5~8.0之間.AOB反應(yīng)器曝氣量根據(jù)進水氮負荷調(diào)節(jié),溶解氧(DO)濃度最高不超過0.5mg/L;AnAOB反應(yīng)器不定期曝氮氣,以維持反應(yīng)器內(nèi)厭氧狀態(tài).AOB和AnAOB反應(yīng)器溫度均維持在(33±1)℃,回流比為200%.

圖1 實驗裝置示意

1.空氣泵 2.氣體流量計 3.AOB進水箱 4.AOB反應(yīng)器 5. 蠕動泵 6.AOB沉淀池 7.AOB出水箱 8.恒溫水箱 9.氮氣罐 10.AnAOB進水箱 11.循環(huán)水泵 12.AnAOB反應(yīng)器 13.AnAOB沉淀池 14.AnAOB出水箱

1.2 接種污泥

AOB反應(yīng)器接種污泥取自大連市某污水處理廠,AnAOB反應(yīng)器接種污泥取自課題組內(nèi)厭氧氨氧化中試反應(yīng)器[17].其中AOB反應(yīng)器內(nèi)懸浮固體濃度(MLSS)為3.90±0.03g/L;AnAOB反應(yīng)器內(nèi)MLSS為3.18±0.01g/L.

1.3 實驗用水

實驗用水為模擬廢水.AOB所用氮源為NH4Cl, AnAOB所用氮源為NH4Cl和NaNO2,配水的NH4+-N與NO2--N比值采用理論比(1:1.32)[18].AOB與AnAOB所用無機鹽與微量元素參考之前的研究[19],組分如下(g/L): KHCO31.25、KH2PO40.025、CaCl2· 2H2O 0.3、MgSO4· 7H2O 0.2、FeSO40.00625、EDTA 0.00625;1mL/L微量元素溶液(g/L) (EDTA15、ZnSO4·7H2O 0.43、CoCl2· 6H2O 0.24、MnCl2· 4H2O 0.99、CuSO4 · 5H2O 0.25、NaMoO4· 2H2O 0.22、NiCl2· 6H2O 0.19、NaSeO4· 10H2O 0.21、H3BO40.014、NaWO4· 2H2O 0.05).

1.4 生物填料

實驗所用的6種生物填料均購自市場,是市面上常見的生物填料.采用快速排泥法進行掛膜,掛膜啟動時,將6種生物填料以相同個數(shù)投放到反應(yīng)器內(nèi),使反應(yīng)器內(nèi)生物填料的填充比為50%.各個生物填料具體參數(shù)見表1.

表1 實驗所用生物填料參數(shù)

注:1PU (polyurethane)為聚氨酯;2PP (polypropylene)為聚丙烯;3PE (polyethylene)為聚乙烯.

1.5 掛膜實驗

將AOB與AnAOB污泥分別放入各自的反應(yīng)器進行培養(yǎng),并每天測定兩個反應(yīng)器進出水的NH4+-N、NO2--N和NO3--N.整個培養(yǎng)過程分為兩個階段.

(1)第一階段懸浮污泥批次試驗

以比好氧氨氧化速率(SAOR)衡量AOB懸浮污泥活性.測定步驟:取AOB反應(yīng)器活性污泥加入血清瓶,在瓶內(nèi)配制NH4+-N溶液(無機鹽與微量元素添加量與前述實驗用水相同),血清瓶在水浴鍋內(nèi)加熱至(33±1)℃并曝空氣,每次實驗3個平行樣,共反應(yīng)9h,每隔1h取一批水樣測定NH4+-N、NO2--N和NO3--N.根據(jù)擬合的NH4+-N濃度降解曲線和污泥濃度算出SAOR,每10d測1次.

以比厭氧氨氧化活性(SAA)衡量AnAOB懸浮污泥活性.測定步驟:取AnAOB反應(yīng)器活性污泥加入血清瓶,在瓶內(nèi)配制NH4+-N和NO2--N培養(yǎng)液(無機鹽與微量元素添加量與前述相同),曝氮氣30min后密封血清瓶,血清瓶與一氮氣袋相通,以保證取樣時瓶內(nèi)外氣壓相同,將血清瓶放入恒溫搖床中以(33±1)℃、160r/min條件進行厭氧實驗,每次實驗3個平行樣,共反應(yīng)9h,每隔1h取一批水樣測定NH4+-N、NO2--N和NO3--N.據(jù)擬合的基質(zhì)濃度降解曲線和污泥濃度算出SAA,每10d測1次.

(2)第二階段附著污泥批次試驗

以好氧氨氧化速率(AOR)度量生物填料上AOB附著污泥對氨氮轉(zhuǎn)化的快慢.測定步驟:在螺口瓶內(nèi)配制NH4+-N溶液(無機鹽與微量元素添加量與前述試驗用水相同),取AOB反應(yīng)器掛膜的填料加入螺口瓶,其余測定步驟與SAOR步驟相同.據(jù)擬合的NH4+-N濃度降解曲線計算出AOR,每20d測一次.

以厭氧氨氧化速率(AR)度量生物填料上AnAOB附著污泥對氮去除的快慢.測定步驟:在螺口瓶內(nèi)配制NH4+-N和NO2--N培養(yǎng)液(無機鹽與微量元素添加量與前述相同),取AnAOB反應(yīng)器掛膜的填料加入螺口瓶,其余測定步驟與SAA步驟相同.根據(jù)擬合基質(zhì)濃度降解曲線計算出AR,每20d測一次.

(3)填料附著污泥生物量測定

待生物膜成熟后,取出AOB和AnAOB反應(yīng)器中的生物填料,對其所掛污泥進行稱重,測定MLVSS,每次實驗3個平行樣.

(4)胞外聚合物的提取與測定

將生物填料上的附著污泥取下,采用熱提取法提取胞外聚合物(EPS).蛋白質(zhì)(PN)的含量采用修正的Folin-Lowry法[20-21]測定,標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)為牛血清蛋白;多糖(PS)的含量采用蒽酮法[20-21]測定,標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)為葡萄糖.EPS的提取總量以多糖和蛋白質(zhì)含量的總和表示.

1.6 分析項目與測定方法

(1)常規(guī)項目分析方法

NH4+-N:納氏試劑分光光度法[22]、NO2--N: N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法[22]、NO3--N:紫外分光光度法[22];MLSS和MLVSS:重量法[22];pH值、DO及水溫的測定采用Multi 3430多參數(shù)水質(zhì)分析儀(德國WTW).

(2)微生物群落分析

在兩個反應(yīng)器運行的第0和80d對反應(yīng)器內(nèi)的活性污泥進行微生物群落分析.將取得的污泥樣品置于50mL離心管中以15,000r/min離心10min,之后將離心得到的固體樣品轉(zhuǎn)移至送樣管中,并置于-20℃冰箱內(nèi)保存,后續(xù)DNA抽提、PCR擴增和Illumina Miseq測序委托上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司進行測定.

2 結(jié)果與討論

2.1 AOB和AnAOB反應(yīng)器運行效果

在第一階段(1~80d)和第二階段(81~340d)中AOB和AnAOB反應(yīng)器的進水氮負荷(NLR)和水力停留時間(HRT)同步調(diào)整,如圖2(a)所示.AOB和AnAOB反應(yīng)器的運行情況分別如圖2(b)和2(c)所示.

在第一階段,AOB和AnAOB反應(yīng)器的HRT均為1d.AOB反應(yīng)器的進水氮負荷從0.2kg N/(m3·d)逐步升高到0.6kg N/(m3·d),NH4+-N轉(zhuǎn)化成NO2--N的轉(zhuǎn)化效率從17%升高到53.78%.AOB反應(yīng)器運行的80d內(nèi),微曝氣和適宜AOB生長的溫度保證了最高不超過7.29%的NH4+-N轉(zhuǎn)化成NO3--N,普遍在5%.AnAOB反應(yīng)器在進水氮負荷0.2~0.4kg N/(m3·d)時,總氮去除率保持在90%以上.當(dāng)進水氮負荷從0.4kg N/(m3·d)升高到0.6kg N/(m3·d)時,氮負荷的升高導(dǎo)致了反應(yīng)器運行的穩(wěn)定性變差,總氮去除量雖略有上升,但總氮去除率下降到64.41%,此時出水中NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度分別為83.86mg/L、104.52mg/L和32.46mg/L.

第80d AOB和AnAOB反應(yīng)器采用快速排泥法進行生物填料掛膜.由圖2(b)可知,第81d AOB反應(yīng)器處理效果急劇下降,AOB反應(yīng)器內(nèi)僅有4.42%的NH4+-N轉(zhuǎn)化成NO2--N,這表明生物填料的投加對反應(yīng)器內(nèi)的好氧氨氧化反應(yīng)造成了不利影響.因此,在第91d將AOB反應(yīng)器內(nèi)進水NH4+-N濃度降至200mg/L,經(jīng)過18d的運行,反應(yīng)器的NH4+-N對NO2--N的轉(zhuǎn)化率升高至33.24%.之后,通過逐步提升進水氨氮負荷的方法,最終將進水NH4+-N濃度提高至600mg/L,此時NH4+-N對NO2--N的轉(zhuǎn)化率達到52.21%.由圖2(c)可知,投加生物填料后對厭氧氨氧化反應(yīng)也造成了不利影響.因此,在第91d同樣將進水總氮濃度降低至200mg/L,總氮去除率提升至63.15%,到第110d去除率達到69.78%.之后,采取和AOB反應(yīng)器同樣的策略將進水總氮濃度提高到600mg/L,在第180d出水NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度分別為24.26mg/L、34.66mg/L和20.98mg/L,總氮去除率為86.49%.

圖3 污泥樣本的稀釋曲線(a);污泥樣本中微生物群落分析(b)

Fig.3 Rarefaction analysis of sludge samples (a); microbial community analysis in sludge samples (b) AOB1、AOB2分別表示AOB反應(yīng)器運行第0和80d的樣本;AnAOB1、AnAOB2分別表示AnAOB反應(yīng)器運行第0和80d的樣本

第181d起通過縮短HRT、變換進水氮源濃度來提升兩反應(yīng)器的抗負荷沖擊能力.第240d起AOB反應(yīng)器進水NH4+-N濃度的變化已基本不會造成出水NH4+-N濃度值的顯著波動,表明反應(yīng)器的抗負荷沖擊能力逐漸變強,反應(yīng)器運行的穩(wěn)定性越來越好,第290~340d,NH4+-N對NO2--N的轉(zhuǎn)化率穩(wěn)定在52%~61%之間.除個別天數(shù)外,NH4+-N對NO3--N的轉(zhuǎn)化率總體成功控制在5%以下.AnAOB反應(yīng)器運行到第250d以后,進水總氮的濃度變化基本不會對出水的NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度產(chǎn)生影響,表明AnAOB反應(yīng)器穩(wěn)定性良好,抗負荷沖擊能力強,第290~340d,總氮的去除率穩(wěn)定在86%~91%之間.兩反應(yīng)器采取負荷變動的策略來培養(yǎng)污泥是因為生物膜的骨架結(jié)構(gòu)由EPS構(gòu)成[23],而Guo等[24]的研究指出交替的負荷能促進EPS的生成.

2.2 AOB和AnAOB反應(yīng)器內(nèi)微生物群落結(jié)構(gòu)分析

如圖3(a)所示AOB與AnAOB反應(yīng)器在運行第0和80d的污泥樣品測序后得到的稀釋曲線趨向平坦,表明測序的數(shù)據(jù)量足夠多,能夠滿足污泥樣品內(nèi)微生物群落的分析.如圖3(b)所示,AOB反應(yīng)器內(nèi)AOB菌屬為,其相對豐度由接種污泥中的0.56%升高到馴化后的9.12%,同時AOB反應(yīng)器內(nèi)的污泥經(jīng)過80d的培養(yǎng),污泥樣品的微生物種類及豐度發(fā)生較大變化,這是因為進水從污水處理廠的實際廢水變成了實驗室配制的模擬廢水,某些細菌因不能適應(yīng)外界條件的變化而被淘汰.AnAOB反應(yīng)器內(nèi)AnAOB菌屬為,此外,由于反硝化細菌的存在,實際反應(yīng)器出水中的NO3--N濃度值低于反應(yīng)器內(nèi)僅發(fā)生厭氧氨氧化反應(yīng)生成NO3--N的理論濃度值.

2.3 AOB和AnAOB反應(yīng)器內(nèi)微生物活性分析

AOB與AnAOB反應(yīng)器在第一階段中污泥的活性變化分別如圖4(a)與4(b)所示.AOB反應(yīng)器內(nèi)活性污泥第0d的SAOR僅為147.25±10.37mg N/(g VSS·d),之后每隔10d SAOR較上一次均有提高直至第70d,達到441.31±18.30mg N/(g VSS·d).根據(jù)高于孫洪偉等[25]研究的SAOR擬合曲線的峰值(0.32g N/( g VSS·d),可判斷AOB反應(yīng)器運行狀態(tài)穩(wěn)定良好,可進行第二階段的掛膜實驗.AnAOB反應(yīng)器內(nèi)活性污泥第0d的SAA僅為192.36±10.33mg N/(g VSS·d),后續(xù)每隔10d SAA均有增長直至第70d,達到552.42±16.73mg N/(g VSS·d),與厭氧氨氧化MBR的SAA峰值(0.0562g N/(g VSS·d))相近[26],可認為污泥的厭氧氨氧化活性已達到良好水平,此時反應(yīng)器內(nèi)總氮的去除率為64.41%,反應(yīng)器運行穩(wěn)定,可以進行第二階段的掛膜實驗.

第二階段中AOB反應(yīng)器內(nèi)單個生物填料AOR的變化與AnAOB反應(yīng)器內(nèi)單個生物填料AR的變化分別如圖5(a)與5(b)所示.對于AOB反應(yīng)器內(nèi)掛膜的生物填料,AQ1型填料的AOR在掛膜20d增長最快,之后AQ1型填料的增長速率逐漸減小,在第200d,AQ1型填料的AOR達到穩(wěn)定;而Hacketten、K1、K2、K3 (PE)和K3 (PP)型填料的AOR在掛膜20d的增長遠低于AQ1型填料,且這5種生物填料AOR的增長基本相同.隨后K2型填料的AOR增長略高于Hacketten、K1、K3 (PE)和K3 (PP)型.第340d單個生物填料的AOR從高到低排序依次是AQ1、K3 (PE)、K3 (PP)、K2、Hacketten、K1,AQ1型填料的AOR最大,可以達到0.81±0.08mg N/(L·h).由以上研究結(jié)果可知,生物填料AQ1型上的AOB具有最高的微生物活性.

對于AnAOB反應(yīng)器內(nèi)掛膜的生物填料,在掛膜第20d,AQ1型填料的AR增長最快,隨后AQ1型的AR增長逐漸速度逐漸減小,在第160d達到穩(wěn)定.與AQ1型填料不同的是K1型的AR增長緩慢, Hacketten型在掛膜第20d到260d中每20d的AR增長幅度變化相近, K2型填料的AR在掛膜后平穩(wěn)增長,每隔20d的增長幅度略微提高直至掛膜第180d,第220d開始增長幅度變大,K3 (PE)和K3 (PP)型的AR曲線變化相近,曲線呈S型,其增長幅度基本呈現(xiàn)出先增大后減小的特征.在第340d單個生物填料的AR從高到低排序依次是K3 (PE)、K3 (PP)、Hacketten、K2、AQ1、K1,K3 (PE)型填料AR可以達到3.27±0.10mg N/(L·h).由以上研究結(jié)果可知,生物填料K3 (PE)型上的AnAOB具有高的微生物活性.

2.4 AOB和AnAOB反應(yīng)器內(nèi)生物填料掛膜效果分析

AOB和AnAOB反應(yīng)器運行的第340d,其各自生物填料的AR與AOR均達到穩(wěn)定,由此判斷生物填料上的生物膜已經(jīng)成熟.如圖6所示,在掛膜過程中,AOB和AnAOB反應(yīng)器內(nèi)的生物填料均未發(fā)現(xiàn)填料有破損現(xiàn)象,此外AOB和AnAOB反應(yīng)器內(nèi)六中單個生物填料的AOR(AR)在掛膜末期均能達到穩(wěn)定狀態(tài).因此,AOB 和AnAOB反應(yīng)器內(nèi)水力條件溫和,未對掛膜和生物填料造成不利影響.對兩反應(yīng)器內(nèi)不同生物填料生物量的測定結(jié)果如圖7所示,對兩反應(yīng)器內(nèi)生物填料附著污泥EPS含量分析的結(jié)果如表2所示.

AOB反應(yīng)器單個生物填料附著污泥的生物量從高到低依次是AQ1、K3 (PE)、K3 (PP)、K2、Hacketten、K1型,AQ1型的生物量可以達到0.87±0.14mg VSS,排序結(jié)果與同期單個生物填料AOR的排序結(jié)果相同;AnAOB反應(yīng)器附著污泥的生物量從高到低依次是K3 (PE)、K3 (PP)、Hacketten、K2、AQ1、K1型,K3 (PE)型和K3 (PP)型的生物量可以達到2.74±0.40、2.73±0.28mg VSS,排序結(jié)果同樣與同期單個生物填料AR的排序結(jié)果相同.由此可知,生物填料上微生物活性的高低與吸附到生物填料上的污泥量存在一定的相關(guān)性.EPS分析結(jié)果表明,AOB反應(yīng)器內(nèi)生物填料附著污泥的EPS含量明顯低于AnAOB反應(yīng)器內(nèi)同種生物填料附著污泥EPS的含量,說明AOB分泌的EPS含量要低于AnAOB分泌的EPS含量,這與Wang等[27]得到的分析結(jié)果一致.同時,EPS含量與生物填料附著污泥生物量的比較結(jié)果相同,說明生物填料掛膜的難易與生物膜中EPS含量存在一定的相關(guān)性.而對于生物填料AQ1型,單個生物填料附著污泥生物量相近,但生物填料的EPS分析結(jié)果相差較大,這很可能是因為AQ1型的結(jié)構(gòu)疏松多孔,具有較好的吸附性能,AOB污泥是被動而非主動掛在AQ1型上,這能從圖5中AQ1型AOR與AR在第二階段初期的增長速度高于另五種生物填料的增長速度得到很好的驗證.表2中PN/PS比在1.09~2.34之間,這與相關(guān)的研究結(jié)果相符[28].

圖6 生物膜成熟時期生物填料掛膜實物

圖7 生物膜成熟時單個生物填料附著生物量

表2 生物填料附著污泥EPS含量

實驗中類型、比表面積均相同但材料不同的K3 (PE)與K3 (PP)型對同種污泥掛膜效果幾乎相同,說明PP與PE材質(zhì)對AOB和AnAOB掛膜的效果一樣.對于AOB,Hacketeen、K1、K2、K3(PE、PP)型的掛膜效果相近,且遠劣于AQ1,這說明當(dāng)AOB污泥被動掛膜時,生物填料的類型和規(guī)格并非是影響AOB污泥掛膜的絕對決定因素,主要決定因素是生物填料的材質(zhì)和比表面積.而對于AnAOB,AQ1型的掛膜效果劣于Hacketeen、K2和K3(PE、PP)型,表明比表面積并不是影響AnAOB污泥掛膜的決定因素;K3(PE、PP)型的掛膜效果優(yōu)于K2型和K1型,掛膜效果排序恰好與比表面積排序相反,但與內(nèi)體積排序相同,推測可能是在某一范圍內(nèi),生物填料的內(nèi)體積越大, AnAOB的掛膜效果效果越好.K3(PP)型的掛膜效果優(yōu)于Hacketten型,而兩種生物填料的比表面積相同,這說明生物填料的類型與規(guī)格同樣會影響AnAOB掛膜,造成這種結(jié)果的原因可能是生物填料的類型與規(guī)格不同,其內(nèi)部的水流湍動程度不同,對掛膜的影響程度也就不同.綜上所述,AOB主動掛膜效果較差,在生物填料中決定AOB掛膜效果的重要因素是生物填料的材質(zhì)和比表面積; AnAOB主動掛膜效果較好,生物填料的類型、內(nèi)體積是決定AnAOB掛膜的重要因素.而AOB與AnAOB的掛膜效果差異較大與兩種細菌分泌的EPS含量不同有直接關(guān)系,此外AnAOB喜聚集生長[29],這也可能是AnAOB相對較易掛膜的重要原因.

3 結(jié)論

3.1 AOB反應(yīng)器在投加生物填料后反應(yīng)器NH4+- N的轉(zhuǎn)化效果有明顯提升,在HRT為0.5d,反應(yīng)器進水氨氮在600~700mg/L時,氨氮的轉(zhuǎn)化率能穩(wěn)定在52%~61%之間,AOB菌屬是.AnAOB反應(yīng)器在投加生物填料后反應(yīng)器氮去除率有大幅提升,在HRT為0.5d,反應(yīng)器進水總氮在600~ 700mg/L時,反應(yīng)器總氮去除率能穩(wěn)定在86%~91%, AnAOB菌屬是.

3.2 AOB與AnAOB及掛膜的6種生物填料,經(jīng)過260d掛膜培養(yǎng)后,生物填料上的生物膜均達到成熟狀態(tài).其中AOB掛膜的最優(yōu)生物填料是AQ1聚氨酯立方體填料,AnAOB掛膜的最優(yōu)生物填料是K3型填料.對于生物填料K3型的掛膜效果,AnAOB顯著優(yōu)于AOB,這是由于AnAOB分泌的EPS量要高于AOB,有利于AnAOB在生物填料K3型上形成生物膜.而由于AOB分泌的EPS量較少,對于AOB的掛膜,更適合選擇與AQ1型特征(疏松多孔、吸附性好)類似的生物填料,使AOB附著在生物填料上進行生長.

[1] Ma B, Wang S, Cao S, et al. Biological nitrogen removal from sewage via anammox: Recent advances [J]. Bioresource Technology, 2016,200:981-990.

[2] Delgado Vela J, Stadler LB, Martin KJ, et al. Prospects for biological nitrogen removal from anaerobic effluents during mainstream wastewater treatment [J]. Environmental Science & Technology Letters, 2015,2(9):234-244.

[3] Van Hulle S W H, Vandeweyer H J P, Meesschaert B D, et al. Engineering aspects and practical application of autotrophic nitrogen removal from nitrogen rich streams [J]. Chemical Engineering Journal, 2010,162(1):1-20.

[4] Sun S, Nàcher CPI, Merkey B, et al. Effective biological nitrogen removal treatment processes for domestic wastewaters with low C/N Ratios: A review [J]. Environmental Engineering Science. 2010,27(2): 111-126.

[5] Ahn Y. Sustainable nitrogen elimination biotechnologies: A review [J]. Process Biochemistry, 2006,41(8):1709-1721.

[6] Zhang Y, Ma H, Chen R, et al. Stoichiometric variation and loading capacity of a high-loading anammox attached film expanded bed (AAEEB) reactor [J]. Bioresource Technology, 2018,253:130-140.

[7] 陳重軍,王建芳,張海芹,等.厭氧氨氧化污水處理工藝及其實際應(yīng)用研究進展[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 2014,23(3):521-527.Chen Chongjun, Wang Jianfang, Zhang Haiqin, et al. Research progress in anammox wastewater treatment system and its actual application [J]. Ecology and Environmental Sciences. 2014,23(3):521- 527.

[8] Zekker I, Rikmann E, Tenno T, et al. Modification of nitrifying biofilm into nitritating one by combination of increased free ammonia concentrations, lowered HRT and dissolved oxygen concentration [J]. J. Environ. Sci. (China), 2011,23(7):1113-1121.

[9] 何國富,周增炎,高廷耀,等.懸浮填料活性污泥法優(yōu)化填料投配比試驗[J]. 環(huán)境工程, 2006,(1):78-80.He Guofu, Zhou Zengyan, Gao Tingyao, et al. Experiment on optimizing the adding ratio of suspended media for suspended media activated-sludge process [J]. Environmental Engineering, 2006,(1): 78-80.

[10] 鄭 敏,楊 波,汪誠文,等.中試MBBR裝置強化氨氮去除速率的影響條件研究[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2012,32(10):1778-1783.Zheng Min, Yang Bo, Wang Cheng-wen, et al. Enhanced ammonia removal rate in a pilot-scale MBBR [J]. China Environmental Science. 2012,32(10):1778-1783.

[11] Gilbert E M, Agrawal S, Karst S M, et al. Low temperature partial nitritation/anammox in a moving bed biofilm reactor treating low strength wastewater [J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(15):8784-8792.

[12] 周家中,吳 迪,韓文杰,等.基于MBBR的CANON工藝處理消化液中式啟動[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2019,39(6):2378-2386. Zhou Jia-zhong, Wu Di, Han Wen-jie, et al. Pilot scale start-up of CANON disposal sludge-digestion wastewater treatment based on MBBR [J]. China Environmental Science, 2019,39(6):2378-2386.

[13] Zekker I, Rikmann, E, Tenno T, et al. Anammox bacteria enrichment and phylogenic analysis in moving bed biofilm reactors [J]. Environmental Engineering Science, 2012,29:946-950.

[14] Rouse J D, Burica O, Strazar M, et al. A pilot-plant study of a moving-bed biofilm reactor system using PVA gel as a biocarrier for removals of organic carbon and nitrogen [J]. Water Science & Technology, 2007,55:135-141.

[15] Abzazou T, Araujo R M, Auset M, et al. Tracking and quantification of nitrifying bacteria in biofilm and mixed liquor of a partial nitrification MBBR pilot plant using fluorescencehybridization [J]. Science of the Total Environment. 2016,541:1115-1123.

[16] Young B, Banihashemi B, Forrest D, et al. Meso and micro-scale response of post carbon removal nitrifying MBBR biofilm across carrier type and loading [J]. Water Research, 2016,91:235-243.

[17] Wang X, Xu X, Liu S, et al. Combination of complex adsorption and anammox for nitric oxide removal [J]. J. Hazardous Materials, 2016, 312:175-183.

[18] Chen H, Liu S, Yang F, et al. The development of simultaneous partial nitrification, ANAMMOX and denitrification (SNAD) process in a single reactor for nitrogen removal [J]. Bioresource Technology, 2009,100(4):1548-1554.

[19] Third KA, Paxman J, Schmid M, et al. Enrichment of Anammox from Activated Sludge and Its Application in the CANON Process [J]. Microbial Ecology, 2005,49(2):236-244.

[20] Zhang W, Cao B, Wang D, et al. Influence of wastewater sludge treatment using combined peroxyacetic acid oxidation and inorganic coagulants re-flocculation on characteristics of extracellular polymeric substances (EPS) [J]. Water Research, 2016,88:728-739.

[21] Li X Y, Yang S F. Influence of loosely bound extracellular polymeric substances (EPS) on the flocculation, sedimentation and dewaterability of activated sludge [J]. Water Research, 2007,41(5):1022-1030.

[22] 國家環(huán)境保護總局.水和廢水監(jiān)測分析方法[M]. 4版.北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社, 2002.The State Environmental Protection Administration. Water and wastewater monitoring and analysis method (Fourth Edition) [M]. Beijing: China Environmental Science Press, 2002.

[23] Flemming H, Wingender J. The biofilm matrix [J]. Nature Reviews Microbiology, 2010,8(9):623-633.

[24] Guo Y, Liu S, Tang X, et al. Insight into c-di-GMP Regulation in Anammox Aggregation in Response to Alternating Feed Loadings [J]. Environmental Science & Technology, 2017,51(16):9155-9164.

[25] 孫洪偉,尤永軍,白寶霞,等.游離氨對硝化菌活性的短期抑制影響試驗研究[J]. 中國給水排水, 2015,31(3):19-23.Sun Hong-wei, You Yong-jun, Bai Bao-xia, et al. Study on short- term inhibition of free ammonia on activity of nitrifying bacteria [J]. China Water & Wastewater, 2015,31(3):19-23.

[26] Suneethi S, Joseph K. ANAMMOX process start up and stabilization with an anaerobic seed in Anaerobic Membrane Bioreactor (AnMBR) [J]. Bioresource Technology, 2011,102(19):8860-8867.

[27] Wang C, Liu S, Xu X, et al. Potential coupling effects of ammonia-oxidizing and anaerobic ammonium-oxidizing bacteria on completely autotrophic nitrogen removal over nitrite biofilm formation induced by the second messenger cyclic diguanylate [J]. Applied Microbiology and Biotechnology. 2017,101(9):3821-3828.

[28] 袁冬琴,王毅力.活性污泥胞外聚合物(EPS)的分層組分及其理化性質(zhì)的變化特征研究[J]. 環(huán)境科學(xué), 2012,33(10):3522-3528. Yuan Dong-qin, Wang Yi-li. Study on the stratification components of extracellular polymeric substances (EPS) in activated sludge and their variation characteristics in physicochemical properties [J]. Environmental Science, 2012,33(10):3522-3528.

[29] Wett B. Development and implementation of a robust deammonification process [J]. Water Science and Technology, 2007, 56(7):81-88.

Biofilm formation of ammonia-oxidizing bacteria and anaerobic ammonium-oxidizing bacteria on different biocarries.

LI Hong-jiang1, WANG Chao2, XU Xiao-chen1, YANG Feng-lin1*, ZHANG Shu-shen1

(1.Key Laboratory of Industrial Ecology and Environmental Engineering, Ministry of Education, School of Environmental Science and Technology, Dalian University of Technology, Dalian 116024, China；2.Collaborative Innovation Center for Advanced Nuclear Energy Technology, Tsinghua University, Beijing 100084, China)., 2019,39(10)：4141~4149

The typical setbacks of the operation of anaerobic ammonium oxidation (Anammox) process were the serious sludge loss and long startup time. Herein, the biofilm formation experiments were designed to select several commercial biocarriers with better biofilm performance for ammonia-oxidizing bacteria (AOB) and anaerobic ammonium-oxidizing bacteria (AnAOB). The results showed that AQ1polyurethane cubic biocarrier was the most suitable biocarrier for AOB to form biofilm. The ammonia oxidation rate of matured biofilm was (0.81±0.08)mg N/(L·h) and the biofilm biomass was (0.87±0.14)mg VSS.was dominant species in the activated sludge. For AnAOB (), K3 annular biocarrier (made of polyethylene or polypropylene) was the most suitable biocarrier for the biofilm formation. The anaerobic ammonium oxidation rate of matured biofilm could reach (3.27±0.10)mg N/(L·h), and the biofilm biomass was (2.74±0.40)mg VSS. The biofilm formation of AnAOB on the K3 biocarrier was better than AOB. The reason was that the content of extracellular polymeric substances secreted by AnAOB was higher than that of AOB, and extracellular polymeric substances play an important role in biofilm formation.

ammonia-oxidizing bacteria；anaerobic ammonium-oxidizing bacteria；biocarrier；biofilm；extracellular polymeric substances

X703.5

A

1000-6923(2019)10-4141-09

李鴻江(1994-),蒙古族,男,內(nèi)蒙古赤峰人,大連理工大學(xué)碩士研究生,從事水污染防治與控制工程的研究和應(yīng)用.

2019-04-09

國家自然科學(xué)基金資助項目(21777018)

* 責(zé)任作者, 教授, yangfl@dlut.edu.cn