包埋厭氧氨氧化的脫氮特性及其微生物群落結構

王維奇,王秀杰,李 軍,王思宇

?

包埋厭氧氨氧化的脫氮特性及其微生物群落結構

王維奇,王秀杰,李 軍*,王思宇

(北京工業(yè)大學建筑工程學院,北京 100124)

采用聚乙二醇二丙烯酸酯作為載體,分別以N,N,N,′N′-四甲基乙二胺(TEMED),過硫酸鉀(KPS)作為促進劑和引發(fā)劑,對厭氧氨氧化菌進行包埋固定化.采用正交試驗優(yōu)化包埋條件,得到的最佳條件為: 10% PEGDA單體,0.25% KPS,0.5% TEMED,最佳的操作條件為:聚合溫度20℃,聚合時間控制在5min左右,菌膠比選取1:1.包埋顆粒的連續(xù)流實驗表明,顆粒經(jīng)過短暫的活性恢復后,脫氮效果不斷提升,并且對水力負荷的提高有一定的抗沖擊能力.掃描電鏡(SEM)表明本實驗包埋材料具有很好的生物相容性,且具有良好的傳質性能.高通量測序顯示,穩(wěn)定運行一段時間后,顆粒內微生物多樣性略有減小,厭氧氨氧化功能菌占整個微生物體系比例由6.58%上升至9.8%,微生物種群的變化說明了包埋后厭氧氨氧化性能能夠得到更大的提升.

厭氧氨氧化菌；聚乙二醇二丙烯酸酯；包埋；脫氮；微生物群落結構

厭氧氨氧化(ANAMMOX)是指在厭氧或缺氧條件下,一類浮霉菌門細菌以亞硝酸鹽為電子受體,將銨鹽氧化產(chǎn)生氮氣并產(chǎn)生少量硝酸鹽的過程[1-3].與傳統(tǒng)生物脫氮工藝相比,厭氧氨氧化工藝具有能耗低,占地面積小,產(chǎn)生的剩余污泥量少,不需要外加有機碳源等優(yōu)點[4].但無論是絮狀還是顆粒厭氧氨氧化污泥,都存在菌體流失,顆粒形成過程緩慢的問題[5-6];因此減少或者防止厭氧氨氧化菌體流失,保持生物量成為研究厭氧氨氧化工藝的主要方向之一[7-8].20世紀70年代中期,水處理領域引入了微生物固定化技術,目前該技術已進入實用開發(fā)階段.微生物固定化技術是經(jīng)過特定的技術方法將細菌細胞固定在一定的載體上,能夠減少甚至防止發(fā)生菌體流失現(xiàn)象,并提高細菌的可利用率,從而達到簡化處理工藝,提高應用效率的目的[9].

包埋法固定微生物是目前普遍應用的一種固定化方法[10-11],其采用特定的材料將微生物菌株包埋在半透性的聚合物凝膠或膜內,以達到提高生物量的目的.然而現(xiàn)有包埋材料制備的厭氧氨氧化包埋顆粒普遍存在生物活性低,機械強度不足,長期運行穩(wěn)定性不夠等一系列問題,即使通過各種方式對包埋顆粒進行強化,效果也并不明顯[12-13].另外,由于厭氧氨氧化菌的世代周期長,細胞產(chǎn)率低,且易受環(huán)境條件影響等特點[14],使得厭氧氨氧化菌的包埋成為難點.聚乙二醇二丙烯酸酯作為一種新型包埋材料,多用于硝化菌以及反硝化菌的固定化研究, 例如將其用于包埋硝化細菌,并與彈性塑料填料硝化生物膜反應器作對比,啟動30d后,包埋反應器硝化速率達到39mgN/(L·h),優(yōu)于生物膜25mgN/(L·h)[15];此外,將其作為反硝化菌的載體,用于處理硝酸鹽合成廢水,16d后,發(fā)現(xiàn)反硝化速率高達4.4kgN/ (m3·d)[16].然而其用于包埋厭氧氨氧化菌的研究卻鮮有報道.因此本實驗采用其作為固定化介質[17],對厭氧氨氧化菌進行固定化試驗.為制備具有良好機械性能和脫氮效果的包埋顆粒,本實驗設計了正交試驗對包埋條件進行了優(yōu)化.并觀察了包埋顆粒長期運行的穩(wěn)定性,分析了運行前后微生物群落的變化,以探索本包埋材料的特點以及應用的優(yōu)勢.

1 材料與方法

1.1 實驗材料和儀器

厭氧氨氧化污泥取自實驗室穩(wěn)定運行4a的UASB反應器[18];實驗所用藥劑及儀器:聚乙二醇二丙烯酸酯(PEGDA),生化試劑;四甲基乙二胺(TEMED),生化試劑;過硫酸鉀(KPS),分析純;磷酸二氫鈉(NaH2PO4·2H2O),分析純;磷酸氫二納(Na2HPO4.12H2O),分析純;氯化鈉(NaCl),分析純;氯化鉀(KCl),分析純.

實驗用水采用人工配水,主要成分見表1,微量元素Ⅰ和Ⅱ參照文獻[19],pH值為7.5~8.0.

表1 人工模擬廢水成分組成

微量元素Ⅰ組成:FeSO4, 5g/L;EDTA, 5g/L;微量元素Ⅱ組成:EDTA, 15g/L; CuSO4·5H2O, 0.2g/L; ZnSO4·7H2O, 0.43g/L; CoCl2·6H2O, 0.24g/L; MnCl2·4H2O, 0.99g/L; NaMoO4·2H2O, 0.22g/L; NiCl2·6H2O, 0.19g/L; NaSeO4, 0.11g/L; H3BO3, 0.014g/L; NH4+-N, NO2－-N分別用NH4Cl和NaNO2按需配制.

1.2 固定化顆粒的制備

1.2.1 污泥濃縮液的制備 由UASB反應器取得的厭氧氨氧化顆粒污泥,將其打碎,經(jīng)PBS (0.1mol/L, pH 7.4)沖洗2~3次,除去污泥表面的殘留基質, 4000r/min離心10min,制得污泥濃縮液.

1.2.2 包埋顆粒制作過程 取一定量PEGDA溶解于磷酸緩沖溶液中,加入一定量的TEMED并將pH調至7.0,將制得的溶液與污泥濃縮液按一定比例混合,攪拌均勻.加入一定量KPS,迅速攪拌,一定溫度下(20~30℃)聚合一定時間后混合液成固態(tài),將形成的凝膠切成3mm×3mm×3mm的立方體,即得PEGDA包埋顆粒.將制得的包埋顆粒用去離子水沖洗徹底,將未交聯(lián)的PEGDA單體和未固定的厭氧氨氧化菌洗出.而后浸泡于去離子水中,低溫避光貯存.

1.3 分析方法

1.3.1 水質分析方法 NH4+-N:納氏試劑光度法;NO2－-N:N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NO3－-N:麝香草酚分光光度法;pH/溫度:WTW/Multi3420測定儀.

1.3.2 包埋顆粒機械穩(wěn)定性測定方法 取大小相似的包埋顆粒各30粒加入血清瓶反應器(圖1)中,加入400mL去離子水,600r/min磁力攪拌48h后觀察完好包埋顆粒占原顆粒數(shù)的比例[20].

1.3.3 厭氧氨氧化性能的測定方法 包埋顆粒厭氧氨氧化性能測定裝置如圖1所示.取活化后的包埋顆粒40mL,轉入500mL的帶塞血清瓶中,血清瓶用黑色反光紙包裹,加入400mL人工廢水,放在恒溫磁力攪拌器上.進氣口通過通高純氮氣30min左右以吹脫水中的溶解氧進而保證厭氧環(huán)境.磁力攪拌器轉速150r/min,溫度保持30℃.隔一定時間用注射器通過進氣口取樣.每個實驗設置3組平行取平均值.

1.3.4 掃描電鏡分析 包埋顆粒掃描電鏡(SEM)分析:取出包埋顆粒,清洗后經(jīng)2.5%戊二醇固定1.5h,PBS清洗3遍,隨后經(jīng)體積分數(shù)為50%,70%, 80%,90%,100%乙醇梯度脫水,每次10~15min,最后用乙酸異戊酯置換,冷凍干燥24h后在樣品表面鍍上一層1500nm厚的金屬膜,采用Hitachi S-4300型掃描電鏡進行觀察.

圖1 厭氧氨氧化性能測定裝置

1.3.5 連續(xù)流穩(wěn)定運行及微生物群落結構分析

(1)連續(xù)流運行:為了進一步研究包埋顆粒脫氮效果,采用連續(xù)流運行的方法,運行裝置為有效容積約6L的UASB反應器,外部覆蓋一層遮光保溫層.水浴控制運行溫度穩(wěn)定在32℃左右.包埋顆粒通過琉璃球與鞭式填料按照體積填充率10%投加均勻分布于反應器中.實驗采用人工配水,其中NH4+-N質量濃度約為35mg/L,NO2--N質量濃度約為45mg/L,其余按照表1配制.

(2)微生物群落結構分析:為研究包埋材料對厭氧氨氧化菌的影響以及運行穩(wěn)定后顆粒內部微生物的結構,取少量剛包埋后以及60d后穩(wěn)定運行的包埋顆粒,利用Miseq高通量測序對比分析包埋顆粒的微生物群落以及多樣性的變化.

使用Usearch軟件(版本8.1.1831)對樣品的有效序列進行OTU聚類,聚類標準為97%相似.基于前述OTU聚類結果,調用Mothur軟件(版本1.30.1),計算各個樣品shannon、Simpson、Coverage指數(shù)值并繪制相關曲線圖,參數(shù)為默認參數(shù).采用RDPclassifier軟件(版本2.12)將前述各樣品合格序列進行物種分類操作,閾值設置為0.8,低于該閾值的分類結果被劃歸為unclassified一類.分類完成后采用自寫perl腳本統(tǒng)計各物種門、屬比例并用自寫R腳本繪制相關柱狀圖.采用STAMP軟件(版本2.1.3),采用默認參數(shù),基于物種分類結果得到的在不同水平上各rank的豐度值,比較樣本或組間豐度差異,找出樣本或組間豐度存在顯著差異的物種分類,篩選條件為￡0.05.

2 結果與分析

2.1 正交法優(yōu)化包埋條件

實驗將單體濃度、催化劑濃度、引發(fā)劑濃度、聚合溫度、菌膠比作為正交因素應用到實驗設計中.固定單體濃度、催化劑濃度、引發(fā)劑濃度作為正交實驗的3因素,分別以聚合溫度,菌膠比作為第4個因素,進行2次正交實驗,分別考察其對固定化顆粒相對活性,機械穩(wěn)定性的影響. 凝膠時間與反應溫度密切相關,當單體、引發(fā)劑和催化劑濃度一定時,反應溫度越高,凝膠時間越短.由單因素實驗可知聚合溫度在15℃以下時,聚合反應很難進行,聚合溫度在20~30℃之間時,凝膠時間下降非常明顯,20℃時大分子單體的凝膠時間可以下降到5min左右(具體數(shù)據(jù)未列出);但如果聚合反應溫度過高,反應速率將過快,使得交聯(lián)度分布不均勻,形成的水凝膠外觀渾濁不透明,硬度也不均一.針對本研究中的應用于微生物固定化的PEGDA凝膠,為了控制聚合反應以適當速率進行,以及考慮到過高溫度對微生物的滅活作用,因此控制聚合溫度為20℃~30℃.設置單體濃度范圍8%~12%,催化劑濃度范圍0.25%~1%,引發(fā)劑濃度范圍0.25%~1%,菌膠比范圍0.5~2.凝膠時間統(tǒng)一為5min.具體因素水平設置如表2所示.

表2 因素水平1

由表3可知,以包埋顆?；钚詾閰⒖贾?4個因素的最優(yōu)水平是A1B1C1D1,即PEGDA單體濃度8%,催化劑濃度0.25%,引發(fā)劑濃度0.25%,溫度控制在20°C.4種影響因素的主次為D>A>B>C.可見,試劑用量越少,溫度越低,得到的包埋顆粒的活性越高.其中,溫度對于包埋菌體的活性具有較大的影響,過高的聚合溫度可致使菌體活性完全喪失.單體濃度和催化劑濃度對菌體活性的影響程度大小相接近,而催化劑的用量相對于單體的用量非常的少,這也正側面的說明了TEMED對生物的毒性.在滿足要求的情況下需要最大程度的降低催化劑的濃度,防止其對包埋菌的活性造成不可逆轉的影響.

表3 正交實驗結果1

表4 因素水平2

表5 正交實驗結果2

由表5可知,以包埋顆粒機械穩(wěn)定性為參考值,實驗設置的4個因素的最優(yōu)水平是A2B3C1E2,即PEGDA單體濃度10%,催化劑濃度1%,引發(fā)劑濃度0.25%,菌膠比為1:1.4種影響因素的主次為A>E>C>B.綜合考慮表3,表5得到包埋顆粒的活性以及機械穩(wěn)定性,催化劑用量0.5%已能夠滿足包埋顆粒的穩(wěn)定性要求,降低催化劑的用量可極大提高包埋顆?；钚?所以,綜合考慮,選取PEGDA單體濃度10%,催化劑濃度0.5%,引發(fā)劑濃度0.25%,菌膠比為1:1,溫度控制為20℃.

2.2 連續(xù)流運行及掃描電鏡分析

為了進一步研究包埋顆粒的長期運行脫氮性能,進行了為期100d的連續(xù)流運行實驗.從圖2可以看出,前期的包埋處理對厭氧氨氧化菌的活性產(chǎn)生了一定的影響,因此前10d為包埋顆粒活性的恢復階段,10~100d為包埋顆粒的穩(wěn)定運行以及性能逐漸提升階段.包埋顆粒經(jīng)過活性恢復后NH4+-N的去除率從一開始的24%提高到48%,NO2－-N的去除率從22%提高到43%.隨著包埋顆粒脫氮效果的不斷提升,第40d時,NH4+-N和NO2－-N的去除率分別達到91%和83%,第41d將水力停留時間從之前的12h縮短為8h,由圖中可以看出,雖然出水氮濃度有所提高,但是NH4+-N和NO2--N的去除率依然能有63%和55%,這一現(xiàn)象說明包埋顆粒有一定抗負荷沖擊能力,當?shù)摵赏蝗簧?本包埋材料會削弱氮負荷的升高對厭氧氨氧化污泥的沖擊影響,本實驗的41~46d表現(xiàn)一段平穩(wěn)的去除效果,之后包埋顆粒逐漸適應氮負荷的變化,活性開始繼續(xù)升高,這一現(xiàn)象與Bae等[21]的研究結果類似.實驗期間,出水未檢測到污泥的流出,也并未觀察到包埋顆粒的破碎,種種現(xiàn)象表明,本包埋顆粒具有良好的污泥截留效果以及良好的穩(wěn)定性.

運行60d時,取少許包埋顆粒觀察其外觀形態(tài)及掃描電鏡(SEM)分析,如圖4所示.圖4(c)為運行60d后的數(shù)碼照片,與剛包埋的相比(圖3(a)),不難看出,厭氧氨氧化菌在顆粒內部大量增長,這也從側面顯示了厭氧氨氧化效果不斷的提高.觀察包埋顆粒,可以看出,顆粒依然保持著小正方體的形態(tài),并未出現(xiàn)破碎,缺損的現(xiàn)象,表明本實驗所用包埋材料能夠用于長時間運行.圖4(a)和圖4(b)分別為放大5000倍包埋材料形成的內部孔道以及放大10000倍切開包埋材料后內部生長的厭氧氨氧化細菌,可以看出,本包埋材料不僅穩(wěn)定性好,而且具有良好的傳質性能,能夠為細菌提供良好的生長環(huán)境,從而使得脫氮效果不斷提升.

圖2 反應器進出水NH4 +-N, NO2--N, NO3--N

圖3 包埋后顆粒數(shù)碼照片

圖4 運行60d后包埋顆粒內部掃描電鏡及外觀數(shù)碼照片 Fig.4 Internal scanning electron microscopy and appearance digital photos of embedded particles after 60 days of operation

表6 生物多樣性分析

2.3 微生物群落結構分析

取少量剛包埋后以及運行60d后的顆粒,利用Miseq高通量測序對比分析顆粒中微生物群落和多樣性的變化.其中Shannon指數(shù)值和Simpson指數(shù)值指示樣本微生物群落的多樣性.Shannon值越大,Simpson指數(shù)值越小,說明群落多樣性越大.

檢測結果如表6所示,Coverage值指樣本的文庫覆蓋率,兩樣品的Coverage值分別為0.96和0.95,說明本次測序的真實性比較高.運行60d后,Shannon指數(shù)有所下降,Simpson指數(shù)也相應的少量增加,兩者的變化都表明包埋顆粒經(jīng)過一段時間的運行,內部微生物群落的多樣性有所降低.本實驗測得的兩Shannon 指數(shù)均低于Du等[22]研究的厭氧氨氧化UASB反應器的Shannon指數(shù)4.94,原因可能是本實驗采用的完全是人工配水,而Du等的研究引入了真實的生活污水.

圖5 門水平物種相對豐度分布

圖6 屬水平物種相對豐度分布

由圖5可知,運行前后,顆粒內部微生物群落所測得相對豐度31%的門都隸屬于7個門,分別為變形菌門Proteobacteria,浮霉菌門Planctomycetes,擬桿菌門Bacteroidetes,綠彎菌門Chloroflexi,酸酐菌門Acidobacteria,Ignavibacteriae,厚壁菌門Firmicutes.但是運行前后這幾個門所占比例均有較大變化,變形菌門由70.79%降到48.78%,雖然降低幅度很大,但占整個微生物體系比例依然最大,這與多數(shù)厭氧氨氧化反應器細菌群落分布情況相一致[23].其次是浮霉菌門,運行前后所占比例都僅次于變形菌門居于第二,由7.46%增長到15.9%,增長了2倍多.反應器中的功能菌為厭氧氨氧化菌,屬于浮霉菌門,這一結果充分說明了本實驗所用包埋材料適用于厭氧氨氧化菌的生長,能夠促進厭氧氨氧化菌的富集.李濱等分析了穩(wěn)定運行的UASB厭氧氨氧化反應器,發(fā)現(xiàn)浮霉菌門僅占3.1%[24],本實驗測得的浮霉菌門比例均高于李濱等[24]的研究,分析可能是本實驗的接種污泥為實驗室穩(wěn)定運行幾年的厭氧氨氧化污泥的原因.擬桿菌門,酸酐菌門比例均有所下降,分別由5.48%,5.25%下降到5.25%,3.48%;厚壁菌門,,綠彎菌門比例均有所增長,分別由2.91%,3.61%,2.53%增長到11.31%,4.86%,6.08%.

從屬層面看,如圖6,變形菌門主要包含19個屬,剛運行時最多的為,占9.67%,運行60d后測得占最大比例,為5.90%,所占比例下降為4.72%.本實驗的功能菌為厭氧氨氧化菌,2種厭氧氨氧化菌(和)都有被檢測出來,這2種屬廣泛存在于淡水系統(tǒng)和生物反應器中.其中,比例較低,占據(jù)主要部分,與Cao等[23]研究有所差距,Cao的研究為占據(jù)主要部分.運行60d后,相對增長,但并不明顯,而所占比例由6.58%增加到9.8%,增長較為顯著,由原來屬水平的第3位上升為第一位.這一結果有力地說明了,相對顆粒污泥,包埋后的厭氧氨氧化顆粒能夠進一步擴大厭氧氨氧化功能菌所占比例,從而進一步提高脫氮效果.這也相應地為連續(xù)流運行時水力負荷突然提高,本實驗所用包埋顆粒能夠具有良好的抗沖擊能力給出了合理的解釋.

3 結論

3.1 綜合考慮包埋顆粒的活性和機械穩(wěn)定性能,聚合凝膠最優(yōu)配比為:10%PEGDA單體,0.25%KPS, 0.5%TEMED.為保證厭氧氨氧化菌包埋后的性能,最佳的操作條件為聚合溫度控制在20℃左右,聚合時間控制在5min左右,菌膠比選取1:1.

3.2 100d的連續(xù)流運行效果觀察顯示,前10d是顆粒的活性快速恢復階段,10d后反應器運行效果趨于穩(wěn)定,脫氮性能逐步提高,NH4+-N和NO2－-N的去除率分別達到91%和83%.在41d,將水力停留時間從12h降為8h,NH4+-N和NO2－-N的去除率仍然能達到63%和55%,包埋顆粒表現(xiàn)出一定的抗水力負荷沖擊能力.

3.3 觀察運行60d后掃描電鏡(SEM)和顆粒外觀形態(tài),能夠看出:本實驗所采用的包埋材料具有良好的傳質性能,能夠為微生物提供良好的生長環(huán)境,且具備良好的生物截留能力.表明本包埋材料能夠應用于長期運行.

3.3 包埋顆粒微生物分析顯示,運行60d后,顆粒內部微生物的多樣性有所降低.由門水平物種相對豐度可知,變形菌門比例下降幅度巨大,由70.79%降為48.78%;浮霉菌門比例大幅度提高,增長了兩倍多,由7.46%增長到15.9%.由屬水平物種相對豐度可知,顆粒內部的厭氧氨氧化菌主要為,占整個微生物群落的比例由6.58%增加到9.8%,增長顯著,由開始屬水平的第3位上升為第1位.表明本實驗的包埋材料具有良好的生物相容性,能夠進一步擴大厭氧氨氧化功能菌所占比例,從而進一步提高脫氮效果.

[1] Zhu W, Li J, Dong H, et al. Effect of influent substrate ratio on anammox granular sludge: performance and kinetics [J]. Biodegradation, 2017,28(5/6):437-452.

[2] Zhang L, Narita Y, Gao L, et al. Microbial competition among anammox bacteria in nitrite-limited bioreactors [J]. Water Research, 2017,125:249-258.

[3] Tang X, Guo Y, Jiang B, et al. Metagenomic approaches to understanding bacterial communication during the anammox reactor start-up [J]. Water Research, 2018,136:95-103.

[4] Jetten M S M, Wagner M, Fuerst J, et al. Microbiology and application of the anaerobic ammonium oxidation (‘a(chǎn)nammox’) process [J]. Current Opinion in Biotechnology, 2001,12(3):283-288.

[5] 祖 波,張代鈞,閻 青.顆粒污泥厭氧氨氧化動力學特性及微量NO2的影響[J]. 環(huán)境科學, 2008,29(3):683-687.

[6] 趙志宏,廖德祥,李小明,等.厭氧氨氧化微生物顆?；捌涿摰阅艿难芯縖J]. 環(huán)境科學, 2007,28(4):800-804.

[7] Qiao S, Tian T, Duan X, et al. Novel single-stage autotrophic nitrogen removal via co-immobilizing partial nitrifying and anammox biomass [J]. Chemical Engineering Journal, 2013,230:19-26.

[8] 袁 青,黃曉麗,高大文.不同填料UAFB-ANAMMOX反應器的脫氮效能[J]. 環(huán)境科學研究, 2014,27(3):301-308.

[9] 申婷婷,李小明,岳 秀,等.微生物固定化技術的研究與應用[J]. 廣州化工, 2011,39(20):3-5.

[10] 許曉毅,張婷婷,尤曉露,等.包埋固定化硝化污泥處理氨氮廢水的過程特性[J]. 中國環(huán)境科學, 2016,36(10):2988-2996.

[11] Seo J K, Jung I H, Kim M R, et al. Nitrification performance of nitrifiers immobilized in PVA (polyvinyl alcohol) for a marine recirculating aquarium system [J]. Aquacultural Engineering, 2001, 24(3):181-194.

[12] Magrí A, Vanotti M B, Sz?gi A A. Anammox sludge immobilized in polyvinyl alcohol (PVA) cryogel carriers [J]. Bioresource Technology, 2012,114:231-240.

[13] 鐘成華,劉 鵬,張文東,等.卡拉膠,膨潤土改性PVA包埋小球[J]. 環(huán)境工程學報, 2013,7(8):2837-2843.

[14] 唐崇儉,熊 蕾,王云燕,等.高效厭氧氨氧化顆粒污泥的動力學特性[J]. 環(huán)境科學, 2013,34(9):3544-3551.

[15] Li Z, Zhang Z, Li J, et al. Comparative study of the nitrification characteristics of two different nitrifier immobilization methods [J]. Biodegradation, 2009,20(6):859-865.

[16] Isaka K, Kimura Y, Osaka T, et al. High-rate denitrification using polyethylene glycol gel carriers entrapping heterotrophic denitrifying bacteria [J]. Water Research, 2012,46(16):4941-4948.

[17] Isaka K, Date Y, Sumino T, et al. Ammonium removal performance of anaerobic ammonium-oxidizing bacteria immobilized in polyethylene glycol gel carrier [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2007, 76(6):1457-1465.

[18] 李澤兵,劉常敬,趙白航,等.多基質時厭氧氨氧化菌,異養(yǎng)反硝化污泥活性及抑制特征[J]. 中國環(huán)境科學, 2013,33(4):648-654.

[19] Strous M, Van Gerven E, Zheng P, et al. Ammonium removal from concentrated waste streams with the anaerobic ammonium oxidation (anammox) process in different reactor configurations [J]. Water Research, 1997,31(8):1955-1962.

[20] 陳光輝,李 軍,鄧海亮,等.厭氧氨氧化污泥包埋固定化及其脫氮效能[J]. 北京工業(yè)大學學報, 2015,41(4):612-620.

[21] Bae W, Han D, Cui F, et al. Microbial evaluation for biodegradability of recalcitrant organic in textile wastewater using an immobilized-cell activated sludge process [J]. KSCE Journal of Civil Engineering, 2014,18(4):964-970.

[22] Du R, Cao S, Wang S, et al. Performance of partial denitrification (PD)-ANAMMOX process in simultaneously treating nitrate and low C/N domestic wastewater at low temperature [J]. Bioresource Technology, 2016,219:420-429.

[23] Cao S, Du R, Li B, et al. High-throughput profiling of microbial community structures in an ANAMMOX-UASB reactor treating high- strength wastewater [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2016,100(14):6457-6467.

[24] 李 濱,趙志瑞,馬 斌,等.克隆文庫方法分析厭氧氨氧化反應器中細菌群落結構[J]. 環(huán)境科學與技術, 2012,1(12):159-164.

Nitrogen removal characteristics and microbial community structure analysis of entrapped anaerobic ammonium oxidizing bacteria.

WANG Wei-qi, WANG Xiu-jie, LI Jun*, WANG Si-yu

(The College of Architecture and Civil Engineering, Bejing University of Technology, Beijing 100124, China)., 2018,38(9)：3343~3350

Using polyethylene glycol diacrylate as carrier materials, respectively with N, N, N, ′N′-tetramethylethylenediamine (TEMED) as promoter and potassium persulfate (KPS) as initiator to immobilize anaerobic ammonium oxidizing bacteria. Orthogonal experiments were used to optimize immobilization conditions of anaerobic ammonium oxidation bacteria: 10% PEGDA monomer, 0.25% KPS, 0.5% TEMED, the optimum operation condition was to control the polymerization temperature at 20℃, polymerization time was about 5min, The ratio of bacteria to gum was 1:1. The continuous flow experiment of immobilized pellets showed that after a short period of activity recovery, the nitrogen removal effect was continuously improved,and it had a certain impact resistance to the increase of hydraulic load. The scanning electron microscopy (SEM) showed that the immobilization materials have good biocompatibility and good mass transfer performance. High-throughput sequencing showed that after a period of time of stable operation, the microbial diversity in the pellets decreased slightly. And thethat belongs to anaerobic ammonium oxidizing bacteria which accounted for 6.58% of the total microbial system was up to 9.8%, the changes in microbial population showed that the performance of anaerobic ammonium oxidation could be improved greatly after immobilization.

anaerobic ammonium oxidizing bacteria；polyethylene glycol diacrylate；immobilization；nitrogen removal；microbial community structure

X703.5

A

1000-6923(2018)09-3343-08

王維奇(1993-),男,江蘇鹽城人,北京工業(yè)大學碩士研究生,主要從事污水處理與資源化方面的研究.

2018-03-05

水體污染控制與治理科技重大專項(2015ZX07202-013);北京市基金面上項目(8172012)

* 責任作者, 教授, 18811715723@163.com