信号分子对高负荷UASB中ANAMMOX颗粒特性的影响

张 晶,张林华,姜冬冬,李 军*,李 芸,张彦灼 (.北京工业大学建筑工程学院,北京市水质科学与水环境恢复工程北京市重点试验室,北京 004；.广东韶钢工程技术有限公司,广东 韶关 53)

厌氧氨氧化(ANAMMOX)作为一种新型生物脱氮工艺,具有能耗低、运行成本低、脱氮效率高等诸多优点[1-3].但是ANAMMOX菌增值缓慢,难以持留,这限制了ANAMMOX技术在实际废水处理中的应用与发展[2-5].ANAMMOX颗粒污泥沉降性能良好,可有效持留生物量[2,4-6],可是在高负荷反应器中,ANAMMOX污泥颗粒易上浮流失,导致反应器运行不稳定[2-3].部分学者进行过相关研究并提出相应的控制策略,如打碎上浮污泥颗粒再投加至反应器中[2],或控制合适的水力剪切速率等[3].然而这些方法并不能从根本上调控ANAMMOX微生物的生理行为使其自发凝聚成更密实,沉降性能更好的颗粒.

细菌之间存在群体感应现象(QS),它们通过信号分子进行交流[8-12].已有研究表明ANAMMOX污泥受群体感应系统调控[7,12-13].赵等[7]研究表明低负荷下抑制AHLs类信号分子合成会引起ANAMMOX颗粒EPS含量降低、PN/PS升高,致使颗粒解体、沉降性能变差,并导致污泥活性降低.唐等[12]研究表明ANAMMOX菌能够分泌 3种AHLs类信号分子C6-HSL、C8-HSL和C12-HSL,其中C6-HSL、C8-HSL能提高ANAMMOX菌的活性.这些研究表明AHLs对ANAMMOX污泥沉降性能及活性有重要影响.赵然[14]考察了以ANAMMOX颗粒污泥反应器(AGSR)上清液制备反应器进水对低负荷ANAMMOX启动进程的影响.结果表明,由于AGSR上清液中含有AHLs,所以添加AGSR上清液能够促进ANAMMOX菌体分泌较多的EPS,强化了菌体附着生长,进而加速了低负荷ANAMMOX启动过程.该研究表明低负荷条件下,添加AHLs能够促进ANAMMOX污泥分泌较多的EPS,但是高负荷条件下,外源添加AHLs对ANAMMOX污泥释放EPS的影响并不清楚.

当前关于信号分子对ANAMMOX污泥的影响研究较少,均是在低负荷条件下,且无关于外源添加信号分子对ANAMMOX颗粒污泥沉降性能影响的报道.本文首次进行了外源添加信号分子对高负荷UASB反应器中ANAMMOX颗粒特性影响的长期实验(100d),考察实验初期(0～20d)添加信号分子是否会对高负荷UASB中ANAMMOX颗粒沉降性能产生长期影响,以及是否有合适类型的信号分子能够提高高负荷UASB中ANAMMOX颗粒的沉降性能.本研究从一个全新的角度—微生物群体感应,进行控制高负荷下ANAMMOX颗粒污泥上浮的研究,以期为解决高负荷ANAMMOX系统中污泥上浮流失导致系统脱氮性能不稳定的问题提供新的视角.

1 材料与方法

1.1 信号分子

因为ANAMMOX菌能够释放C6-HSL、C8-HSL及C12-HSL 3种AHLs信号分子[12],所以外源添加这3种信号分子最有可能通过ANAMMOX污泥的群体感应系统影响污泥特性.故实验所用的AHLs类信号分子为C6-HSL、C8-HSL和C12-HSL,均购自美国Sigma-Aldrich公司.

1.2 试验用水

试验用水采用人工配水,配水水质如下(g/L):0.06KH2PO4, 36.42KHCO3, 0.37MgSO4·7H2O,0.07CaCl2·2H2O, NH4Cl及NaNO2按需添加.

微量元素Ⅰ,Ⅰ各1mL/L,其中微量元素Ⅰ(g/L): 5.00EDTA, 5.00FeSO4;微量元素Ⅰ(g/L):15.00EDTA, 0.43ZnSO4·4H2O, 0.99MnCl2·4H2O,0.014H3BO4, 0.25CuSO4·5H2O, 0.22Na2MoO4·2H2O,0.21Na2SeO4·10H2O, 0.19NiCl2·6H2O.进水使用95% N2和5% CO2混合气体冲刷去除O2.

1.3 试验装置及运行

采用4个同样的UASB反应器,反应器装置如图1所示.各反应器有效容积均为1.65L,内径50mm,使用黑色软性材料包裹以避光.4个反应器分别为对照组R1(未添加信号分子组),R2(添加C8-HSL组),R3(添加C6-HSL组),R4(添加C12-HSL组).各反应器运行温度为(35±2)℃,进水pH值为6.8～7.0,进水溶解氧在0.5mg/L以下.各反应器内接种污泥为实验室稳定运行1a的UASB反应器中的ANAMMOX颗粒污泥,接种污泥特性如表1所示,实验室稳定运行1a的UASB反应器的运行参数如表2所示.取等量接种污泥至R1、R2、R3及R4 4个反应器中.相关研究[12,16]表明,外源添加合适类型的信号分子能够诱发ANAMMOX污泥持续内源释放相应的信号分子,因此推测在实验初期外源添加信号分子有可能对ANAMMOX颗粒污泥特性产生长期影响.本实验设计为仅在实验初期(0～20d)向各组反应器进水中添加30mg/L相应AHLs信号分子,之后不再向进水中添加信号分子.

图1 UASB反应器示意Fig.1 Schematic diagram of UASB reator

表1 接种污泥特性Table 1 The characteristics of the inoculated sludge

表2 接种污泥反应器的运行参数Table 2 The operation parameters of inoculated sludge reactors

信号分子添加浓度参考文献[12],由于C12-HSL溶解度限制,添加浓度为30mg/L.

1.4 测试及分析方法

氨氮测定采用纳氏试剂分光光度法,亚硝氮测定采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法,硝氮测定采用麝香草酚分光光度法,总氮测定使用总氮测定仪(Shimadzu,Japan),MLSS 和MLVSS测定采用重量法.

污泥密度测定方法根据参考文献[6],使用蔗糖或乙醇配成一系列不同密度的溶液,分别装入各50mL量筒内,最后将污泥颗粒样品添加到每个量筒内,在静置条件下颗粒污泥随着溶液密度的不同上浮或下沉.污泥容积指数SVI30使用100mL量筒测量.污泥粒径测量采用激光粒度分析系统(Malvern Mastersizer,Singapore).沉降速度测定方法参考文献[22],使污泥颗粒自由通过高度为410mm的量筒,测其速度.污泥相对疏水性采用萃取—比浊法测定,具体方法详见参考文献[15].上述指标均是取3个平行样进行测定.DO和温度使用WTW/Multi3420测定仪测定,pH值测定采用pHs-3cpH计(上海精密科学仪器有限公司).

EPS提取采用热处理方法[23],首先取25mL污泥样品3200r/min离心30min,上清液作为溶解性EPS(S-EPS).离心后的沉淀污泥使用25mL 0.9%NaCl溶液重新混匀,混匀后的溶液在100℃下热处理1h,然后3200r/min离心30min,产生的上清液为结合性EPS(B-EPS).各类EPS中胞外多糖(PS)使用蒽酮比色法测定,蛋白质(PN)采用考马斯亮蓝比色法测定[8],PS和PN浓度之和即为EPS浓度.为确保可靠性,取5个平行样进行EPS提取及分析.

ANAMMOX活性的测定参照文献[22,27],使用500mL带塞血清瓶进行批试实验,进行污泥颗粒ANAMMOX活性的测试.具体操作步骤如下:(1)配置泥水混合液;(2)血清瓶进气口通高纯氮气30min吹脱水中溶解氧,恒温磁力搅拌器转速为200r/min;(3)停止通氮气,将血清瓶连同磁力搅拌器放入35℃的恒温培养箱中,每隔一定时间取样测定、、及TN浓度.取3个平行样进行活性测定.污泥活性计算根据公式(1).

式中:浓度单位为mg/L;计时终点单位为min;挥发性物质质量单位为g;计时终点的确定:若在取样的时间内,批试装置内的NH4+-N或NO2--N浓度低于10mg/L,则以NH4+-N或NO2--N浓度刚低于10mg/L的取样时刻为计时终点;若在取样的时间内,批试装置内的NH4+-N或NO2--N浓度始终高于10mg/L,则以取样结束的时刻为计时终点,污泥活性单位为:kg-N/(kgVSS·d).公式(1)中起始浓度和计时终点浓度均为TN浓度.

2 结果与讨论

2.1 信号分子对高负荷ANAMMOX-UASB系统脱氮性能的影响

为了驯化颗粒污泥适应高负荷环境,采用递增负荷的方式.如表3、图2所示,在0～25d运行期间,NLR由0.4kg-TN/(m3·d)提高至3.5kg-TN/(m3·d).该阶段4组反应器NRR均在0.3kg-TN/(m3·d)～3.0kg-TN/(m3·d)之间,氮去除率均在80%～94%之间.然而25d～75d期间,随着NLR由3.8kg-TN/(m3·d)逐步提高至9.7kg-TN/(m3·d),在第28d反应器R1、R3和R4均出现了颗粒污泥上浮现象,浮于液面的红色颗粒不断增多,只有R2中没有污泥上浮.反应器运行至75d,R1、R3和R4 3组反应器内污泥量相对于初始时减少了约42%(0.25L左右),反应器R2中污泥量略有增加(图2b).25d～75d运行期间, R1和R4中NRR由3.3kg-TN/(m3·d)提高至5.2kg-TN/(m3·d)左右,氮去除率在45%～87%之间;而R2中NRR则由3.2kg-TN/(m3·d)提高至7.3kg-TN/(m3·d),较对照组R1高34%,氮去除率为84%～95%.R3中NRR由3.5kg-TN/(m3·d)提高至6.9kg-TN/(m3·d),较对照组R1高17%,氮去除率在71%～92%之间(表3,图2).

表3 4个UASB反应器的运行参数Table 3 The operation parameters of the four UASB reactors

75d～100d,NLR由7.1kg-TN/(m3·d)继续逐步提高至12.9kg-TN/(m3·d).在NLR进一步提高的条件下, R1、R3和R4中污泥颗粒继续不断上浮,100d时3组反应器中污泥量减少了0.36L左右,减少了60%(图2b).此时R1、R4中NRR仅为6.4kg-TN/(m3·d),氮去除率下降至50%左右.而R2在77d时才出现轻微污泥上浮现象,100d时反应器内污泥量仅减少了7%(图2b),NRR较对照组R1高77%,氮去除率较对照组R1高76%. R3中NRR较对照组R1高11%,氮去除率较对照组R1高26%(图2a).各组反应器内氨氮、亚硝氮消耗量及硝氮生成量之比与理论值接近(表3),各组反应器内以厌氧氨氧化反应为主.

以上结果表明添加C8-HSL有效控制了颗粒污泥上浮,使反应器R2能够持留较多的颗粒污泥,保持稳定且较高的脱氮效能;而C6-HSL有可能提高了污泥活性,因此反应器R3虽然同样存在颗粒污泥上浮现象,脱氮能力却高于对照组R1;C12-HSL则对ANAMMOX-UASB系统的脱氮效能没有影响.

图2 R1,R2,R3,R4中颗粒污泥去除总氮的性能及各反应器中污泥量的变化Fig.2 The total nitrogen removal performance of granular sludge and the change of sludge volume in R1,R2,R3,R4

2.2 信号分子对ANAMMOX颗粒污泥沉降性

能及活性的影响

2.2.1 信号分子对ANAMMOX颗粒污泥沉降性能的影响 如图3a,b,c所示,100d时反应器R2中污泥密度和污泥容积指数SVI30分别为1.15g/mL和14.3mL/g,相比对照组R1,污泥密度高24%,SVI30低47%.R2中颗粒污泥沉速为95m/h,是对照组R1的1.9倍.说明添加信号分子C8-HSL后反应器内颗粒污泥的沉降性能明显提高,进而控制了污泥颗粒上浮(77d才有少量污泥上浮,100d时上浮污泥量仅为0.04L),使ANAMMOX-UASB系统在高氮负荷下保持了较高的NRR (NLR为12.9kg-TN/(m3·d)时,NRR高达11.3kg-TN/(m3·d)).污泥沉降性能下降是导致污泥上浮的直接原因,污泥上浮流失对ANAMMOX系统的处理效果及稳定性有严重的负面影响[19].外源添加信号分子C8-HSL使污泥颗粒沉降性能大幅提高,实现了对高负荷条件下ANAMMOX污泥颗粒上浮的有效控制,提高了系统的脱氮性能及运行稳定性.反应器R3中污泥密度略高于对照组R1,SVI30值略低于R1,污泥颗粒沉速与R1相比基本没有变化.反应器R4中污泥密度、SVI30值和沉速与R1基本一致,说明外源添加信号分子C6-HSL、C12-HSL对高负荷UASB反应器中ANAMMOX颗粒污泥的沉降性能没有明显影响.

反应器运行至100d时,反应器R1、R2、R3和R4 中颗粒污泥的平均直径分别为3.8mm、2.3mm、4.0mm和4.1mm(图3d),R1、R3和R4 3组反应器中有相当一部分污泥颗粒发生了解体现象(图4).相关报道[6]研究结果表明ANAMMOX颗粒粒径大于4.0mm时由于其结构松散容易上浮,本研究结果与上述结论基本一致.这说明高负荷条件下外源添加C8-HSL后颗粒污泥粒径较小,沉降性能更好.赵等[7]研究了添加AHLs信号分子合成抑制剂香兰素和猪肾酰基转移酶对ANAMMOX颗粒活性和稳定性的影响,结果表明抑制AHLs合成会导致颗粒污泥解体,说明ANAMMOX颗粒污泥内源AHLs信号分子对颗粒稳定性及沉降性能有重要影响.而本研究结果表明外源添加C8-HSL能够对高负荷UASB反应器中ANAMMOX颗粒沉降性能产生显著的长期影响,仅在实验初期(0～20d)外源添加C8-HSL即能够使反应器R2中颗粒污泥在实验进行至100d时依然能够保持稳定良好的沉降性能.这说明外源添加合适类型的信号分子同样会对ANAMMOX颗粒污泥沉降性能产生显著影响.

图3 反应器运行至100d时R1,R2,R3,R4中颗粒污泥的密度,SVI30,沉速及平均粒径Fig.3 The density, SVI30, settleability and average particle size of granular sludge in R1, R2, R3, R4 on day 100

图4 反应器运行至100d时R1, R2, R3, R4中颗粒污泥照片Fig.4 The photos of granular sludge in R1, R2, R3, R4 on day 100

2.2.2 信号分子对ANAMMOX颗粒污泥活性的影响 如图5所示,反应器R3中颗粒污泥比厌氧氨氧化活性为1.04kg-N/(kgVSS·d),较对照组R1提高了12% (R1中颗粒污泥比厌氧氨氧化活性为0.93kg-N/(kgVSS·d)),说明信号分子C6-HSL能够使高负荷UASB中ANAMMOX颗粒污泥的活性有所提高.这是R3中NRR及氮去除率高于对照组R1的主要原因,验证了2.1的结论.反应器R2、R4中颗粒污泥活性相比对照组R1基本没有变化,其比厌氧氨氧化活性分别为0.89kg-N/(kgVSS·d)和0.91kg-N/(kgVSS·d),说明信号分子C8-HSL、C12-HSL均不能提高高负荷UASB中ANAMMOX颗粒污泥的活性.Haydée等[13]研究指出低负荷(总氮负荷小于0.2kg-N/(m3·d))下外源添加信号分子C12-HSL能显著提高OLAND生物膜的比厌氧氨氧化活性,C6-HSL却不能提高其活性.Tang等[12]研究表明低负荷条件下(总氮负荷小于0.2kg-N/(m3·d))外源添加C6-HSL或C8-HSL均能够明显提高ANAMMOX菌的活性.而本研究结果表明在高负荷UASB反应器中外源添加信号分子 C6-HSL能使ANAMMOX颗粒污泥活性有所提高,C8-HSL对其活性没有影响,却可以大幅提高其沉降性能,C12-HSL则对ANAMMOX颗粒污泥的活性和沉降性能均没有影响.这说明不同信号分子对ANAMMOX污泥的影响可能与氮负荷,污泥形态等环境因素有关.

图5 反应器运行至100d时R1,R2,R3,R4中颗粒污泥的活性Fig.5 The specific anammox activities of granular sludge in R1, R2, R3, R4 on day 100

2.3 信号分子影响ANAMMOX颗粒污泥沉降性能的机理研究

2.3.1 信号分子对颗粒污泥中EPS及PN/PS的影响 ANAMMOX颗粒污泥的EPS由B-EPS和S-EPS构成[3].EPS的含量及组分等在ANAMMOX颗粒的稳定性及沉降性能方面起重要作用[3,24-26].本研究中,100d时4组反应器中污泥颗粒EPS含量相比接种污泥明显提高(图6a,表1),这是因为高氮负荷会刺激ANAMMOX颗粒污泥释放大量EPS[25].然而反应器R2中B-EPS含量较对照组R1低15%(53.25mg/g VSS),其中PN含量较R1低29%(80.14mg/g VSS),PS含量较R1高41%(26.89mg/g VSS)(图6a).S-EPS含量由1.20mg/g VSS提高至1.35mg/g VSS.EPS总量较对照组下降了53.10mg/g VSS,PN/PS由4.22下降至2.14(图6a,b).Yang等[24]研究指出过量EPS对污泥沉降性能有负面影响,因为过量的EPS将结合水带入污泥聚集体中导致低密度多孔絮体的产生.Zhang等[25]研究结果表明污泥EPS中B-EPS含量是影响污泥颗粒沉降性能的重要因素,高氮负荷会导致过量B-EPS产生及污泥密度的降低,致使污泥颗粒沉降性能下降,而适量的B-EPS则能促进污泥颗粒化和凝聚过程.本研究中R1,R3,R4中污泥颗粒EPS含量,尤其是B-EPS含量较高,污泥颗粒沉降性能差,而R2中污泥颗粒B-EPS含量较R1降低了15%,因此污泥颗粒沉降性能优于R1.

此外,蛋白质与多糖的比例(PN/PS)通常用来评估颗粒的强度和沉降性能[17,20-21].Zhang等[25]研究结果指出PN/PS在ANAMMOX颗粒沉降性能、剪切强度等方面起着重要作用,较高的PN/PS导致污泥颗粒剪切强度较低,流体粘度较高,因此颗粒沉降性能下降.污泥颗粒PN/PS较高意味着较低的强度和较差的沉降性能[20],较低PN/PS的颗粒更稳定,结构更紧密,沉降性能更优良[17].本研究中R2中颗粒污泥的PN/PS值相比R1明显降低(由4.22下降至2.14),这是R2中颗粒污泥的沉降性能明显提高的又一重要原因.R3和R4中颗粒污泥的EPS含量及PN/PS值相比R1基本没有发生变化,R3和R4中颗粒污泥的沉降性能较R1也没有发生变化.

AHLs能够调控ANAMMOX菌体EPS的合成已得到证实[14].赵然等[14]向低负荷ANAMMOX颗粒污泥反应器(AGSR)中添加含有AHLs的AGSR上清液,加速了ANAMMOX启动进程.由于AGSR上清液中含有AHLs,所以反应器进水中添加AGSR上清液能够促进ANAMMOX菌体分泌较多的EPS,调控菌体附着生长,强化了菌体持留能力,进而加速了低负荷ANAMMOX启动过程.而本研究结果表明高负荷条件下外源添加C8-HSL组R2中的颗粒污泥释放的EPS较对照组R1低15%,这说明AHLs对ANAMMOX污泥释放EPS的调控作用与氮负荷相关.低负荷条件下外源添加AHLs能够促进ANAMMOX污泥释放更多的EPS以增强污泥的附着性能[14].而高负荷条件下,高氮负荷会刺激污泥释放过量的EPS导致污泥结构松散,沉降性能变差[25],本研究结果也证实了这一点.本研究的一个重要发现是高负荷条件下,外源添加合适类型的AHLs可以控制ANAMMOX颗粒污泥过量释放EPS,以维持污泥颗粒的稳定性及沉降性能.

外源添加的C8-HSL即是通过ANAMMOX颗粒污泥的群体感应系统使高负荷条件下颗粒污泥释放的B-EPS含量较对照组明显降低,其中主要控制了B-EPS中PN的过量释放(PN较对照组低29%),PS含量较对照组R1有所提高,因此PN/PS值明显降低.

图6 反应器运行至100d时R1,R2,R3,R4中颗粒污泥EPS含量及PN/PS大小Fig.6 The content of EPS and value of PN/PS of granular sludge in R1, R2, R3, R4 on day 100

2.3.2 信号分子对颗粒污泥表面疏水性的影响如图7所示,外源添加C8-HSL能够使ANAMMOX颗粒污泥的疏水性明显提高.相比对照组R1,反应器R2中污泥颗粒的相对疏水性提高了26%(由30.75%提高至38.61%).疏水作用是决定ANAMMOX污泥凝聚的重要驱动力[18],外源添加C8-HSL后,颗粒污泥疏水性明显提高,这是R2中颗粒污泥沉降性能提高的原因之三.而R3和R4中污泥颗粒的相对疏水性较对照组R1则基本没有变化(其相对疏水性分别为31.13%和30.67%).本研究结果表明外源添加C8-HSL能够通过ANAMMOX污泥群体感应系统提高高负荷UASB反应器中ANAMMOX颗粒污泥的表面疏水性.C6-HSL和C12-HSL则不能通过ANAMMOX污泥群体感应系统来影响ANAMMOX颗粒污泥的表面疏水性.

图7 反应器运行至100d时R1,R2,R3,R4中颗粒污泥相对疏水性的大小Fig.7 Relative hydrophobicity of granular sludge in R1,R2, R3, R4 on day 100

以上研究结果表明外源添加C8-HSL能够对高负荷UASB反应器中ANAMMOX颗粒污泥EPS的含量和组分、PN/PS值及表面疏水性产生长期影响,因此能够对ANAMMOX颗粒污泥的沉降性能产生长期影响.仅在实验初期(0～20d)添加C8-HSL,之后不再添加,而实验进行至100d时反应器R2中颗粒污泥的B-EPS含量及PN/PS值相比R1明显降低,污泥颗粒表面疏水性显著提高.所以实验进行至100d,反应器R2未发生较严重污泥上浮现象,颗粒污泥能够保持稳定良好的沉降性能.这可能是因为外源添加AHLs类信号分子诱发了污泥颗粒持续内源释放AHLs类信号分子[12,16],从而对污泥特性产生长期影响.这一发现具有较大地实际意义,仅在初期添加合适类型的信号分子,即可对污泥颗粒的沉降性能产生长期影响,因此不必长期添加信号分子,可极大地节约添加信号分子的成本,提高了该项技术的应用价值.

3 结论

3.1 外源添加信号分子C8-HSL能够有效控制高负荷UASB反应器中ANAMMOX颗粒污泥上浮,使反应器保持稳定且较高的脱氮效能,反应器运行至100d时,NLR为12.9kg-TN/(m3·d),NRR达11.3kg-TN/(m3·d).

3.2 添加C8-HSL能够大幅提高ANAMMOX颗粒污泥的沉降性能,并在实验进行至100d时依然能够使颗粒污泥保持稳定良好的沉降性能.100d时R2中污泥密度、沉速较对照组R1分别提高了24%、90%,SVI30降低47%.C6-HSL虽然不能提高污泥颗粒的沉降性能,但可使污泥比厌氧氨氧化活性提高12%.C12-HSL则对高负荷反应器中颗粒污泥特性没有影响.

3.3 添加C8-HSL能够控制高负荷反应器中ANAMMOX颗粒污泥B-EPS的过量释放,使其B-EPS含量较对照组降低15%,PN/PS值由4.22下降至2.14,同时还使颗粒污泥表面疏水性提高26%,所以C8-HSL能够显著提高颗粒污泥的沉降性能.C6-HSL和C12-HSL则对颗粒污泥EPS,PN/PS及疏水性没有明显影响,因此对污泥颗粒沉降性能没有影响.

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