張 晶,張亞超,王秀杰,李 軍,梁東博

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基質(zhì)沖擊對ANAMMOX顆粒釋放AHLs及顆粒特性的影響

張 晶,張亞超,王秀杰,李 軍*,梁東博

(北京工業(yè)大學(xué)建筑工程學(xué)院,北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點試驗室,北京 100124)

從群體感應(yīng)角度考察基質(zhì)沖擊對ANAMMOX顆粒特性的影響,以期為提高ANAMMOX顆?？够|(zhì)沖擊能力提供理論指導(dǎo)與借鑒.結(jié)果表明,24h 1500mg/L總氮沖擊刺激顆粒AHLs釋放量由4.3大幅增加至10.0,同時顆粒結(jié)合性胞外聚合物(B-EPS)過量釋放(增加了107.3mg/g VSS),導(dǎo)致顆粒沉降性能下降(密度和沉速分別降低了53%和33%).但基質(zhì)濃度恢復(fù)至穩(wěn)定期水平后,AHLs釋放量逐漸恢復(fù)至穩(wěn)定期水平,同時B-EPS產(chǎn)量和顆粒性狀也逐漸恢復(fù)至穩(wěn)定期水平,推測基質(zhì)沖擊導(dǎo)致AHLs釋放量的變化進(jìn)而引起B(yǎng)-EPS產(chǎn)量的變化.批次試驗結(jié)果進(jìn)一步證實了基質(zhì)濃度顯著影響AHLs釋放量,B-EPS產(chǎn)量與AHLs釋放量密切相關(guān).總氮濃度為1000mg/L時,AHLs釋放量高達(dá)11.7,導(dǎo)致B-EPS中的松散結(jié)合性EPS(LB-EPS)相比總氮濃度為200mg/L時增加了69mg/g VSS,顆粒沉降性能下降.然而緊密結(jié)合性EPS(TB-EPS)含量不受基質(zhì)濃度影響,認(rèn)為LB-EPS是決定顆粒沉降能力的關(guān)鍵因素.低濃度抑制劑可有效抑制高基質(zhì)濃度引起的AHLs過量釋放,使LB-EPS產(chǎn)量降低36%,顆粒沉降性能和活性得以提高.

厭氧氨氧化顆粒；基質(zhì)沖擊；AHLs信號分子；顆粒特性

厭氧氨氧化(ANAMMOX)是指在缺氧條件下以亞硝酸鹽氮作為電子受體,將氨氮轉(zhuǎn)化為氮氣的微生物反應(yīng)[1].與傳統(tǒng)生物脫氮工藝相比, ANAMMOX脫氮工藝能耗低,無需外加有機碳源,是一種經(jīng)濟、可持續(xù)的新型生物脫氮工藝[2-3].但是,ANAMMOX菌倍增時間長,細(xì)胞產(chǎn)率低,對環(huán)境變化高度敏感,如基質(zhì)沖擊會使ANAMMOX污泥性能惡化,出水懸浮固體濃度(SS)增加進(jìn)而導(dǎo)致反應(yīng)器運行性能不穩(wěn)定[2],這限制了ANAMMOX工藝的廣泛應(yīng)用.

ANAMMOX顆粒污泥具有良好的沉降性能,可有效持留生物量,同時對環(huán)境因素的變化有較好的抵抗能力[2,4].很多研究表明群體感應(yīng)在污泥顆?；邦w粒污泥穩(wěn)定性方面起著重要作用,并且基質(zhì)、pH值及溫度等環(huán)境因素對污泥群體感應(yīng)作用有直接影響[5-7].Li等[8]研究表明,延長好氧污泥的饑餓期,活性污泥的酰基高絲氨酸內(nèi)酯(AHLs)群體感應(yīng)系統(tǒng)得以強化,污泥能夠釋放更多的AHLs類似物,促進(jìn)了污泥EPS的釋放,利于污泥維持顆粒結(jié)構(gòu),提高其抵抗饑餓的能力.富氮條件下,早期階段(18d),厭氧顆粒污泥能夠釋放更多的AHLs,這些AHLs信號分子通過刺激顆粒產(chǎn)生更多的松散結(jié)合性胞外聚合物(LB-EPS)來維持顆粒的穩(wěn)定性,但是后期(33d)AHLs釋放量顯著減少,長期過量的氮素供應(yīng)會破壞顆粒正常釋放AHLs的能力,降低顆粒穩(wěn)定性[9].高氮負(fù)荷下,外源添加合適類型的AHLs能夠影響B(tài)-EPS的釋放,提高ANAMMOX顆粒的沉降性能[10].以上研究表明基質(zhì)因素會顯著影響AHLs群體感應(yīng)系統(tǒng)對污泥特性的調(diào)控作用,并且污泥AHLs釋放量越高越利于污泥顆?；蚓S持穩(wěn)定的顆粒結(jié)構(gòu).

但是高濃度總氮(TN)沖擊對ANAMMOX顆粒釋放AHLs的影響未見報道,高濃度總氮沖擊導(dǎo)致AHLs釋放量的變化及其與顆粒EPS分泌、ANAMMOX顆粒特性變化之間的關(guān)系也并不清楚.顆粒污泥特性與EPS的組成及含量密切相關(guān)[11-13].而EPS的產(chǎn)生受污泥群體感應(yīng)系統(tǒng)調(diào)控[14-16],因此本研究從群體感應(yīng)角度入手分析基質(zhì)沖擊下ANAMMOX顆粒AHLs釋放與顆粒EPS分泌及顆粒特性變化間的關(guān)系,并通過群體感應(yīng)提出基質(zhì)沖擊下ANAMMOX顆粒污泥的維穩(wěn)策略.本研究將為提高ANAMMOX顆粒污泥抗基質(zhì)沖擊能力及ANAMMOX工藝的廣泛應(yīng)用提供理論指導(dǎo)與借鑒.

1 材料與方法

1.1 反應(yīng)器運行

實驗采用UASB反應(yīng)器,其構(gòu)造及接種污泥特性參照文獻(xiàn)[10],連續(xù)流實驗分為5個階段,反應(yīng)器運行參數(shù)如表1所示.在穩(wěn)定運行期間(階段Ⅰ和階段Ⅱ),底物總氮(TN)濃度從122mg/L提高至340mg/L,HRT保持2.3h不變,總氮負(fù)荷率(NLR)由1.3kg/(m3·d)提高至3.5kg/(m3·d),然后進(jìn)行24h 1500mg/L高濃度TN沖擊,考察基質(zhì)沖擊對反應(yīng)器性能、污泥特性及污泥AHLs釋放量和EPS產(chǎn)量的影響.之后,基質(zhì)TN濃度減少至307mg/L(階段Ⅲ),143mg/L(階段Ⅳ)和112mg/L(階段Ⅴ),逐步將底物TN濃度恢復(fù)至穩(wěn)定期水平.實驗用水采用人工配水,配水水質(zhì)參照文獻(xiàn)[10],使用NH4Cl和NaNO2改變TN濃度,NH4+-N與NO2--N的比例按照報道的ANAMMOX化學(xué)計量比1:1.32設(shè)置[1].實驗期間分別取穩(wěn)定期(23, 54, 66d),抑制期(93, 110, 125, 151, 162, 171d),恢復(fù)期(184, 212, 227, 257d)樣品測定不同階段顆粒污泥氮去除情況、顆粒特性、AHLs釋放量及EPS產(chǎn)量的變化,從群體感應(yīng)角度揭示基質(zhì)沖擊對顆粒特性及系統(tǒng)脫氮性能的影響.為排除偶然因素影響,設(shè)置2組平行實驗.

1.2 AHLs提取及分析

1.2.1 AHLs提取 取一定量不同運行階段的顆粒污泥提取AHLs,具體方法參照文獻(xiàn)[8].首先使用低頻超聲波勻質(zhì)儀將顆粒混勻,將混勻后的污泥6000r/min離心10min去除上清液,將沉淀物與去離子水混合均勻,混合物置于冰浴箱中.然后將超聲波勻質(zhì)儀聲強調(diào)至5W/mL,頻率為20kHz,對污泥混合物進(jìn)行持續(xù)時間為10min的細(xì)胞破碎處理,之后,再10000r/min離心10min.最后,將上清液(即AHLs提取物)收集,使用0.22μm濾膜將AHLs提取物進(jìn)行過濾去除多余生物質(zhì).將濾后上清液加入等體積用0.1%(體積比)甲酸酸化的乙酸乙酯溶液中萃取2次,保證萃取完全.將萃取后的乙酸乙酯溶液收集,在40℃條件下,用旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀旋蒸,剩余溶液蒸發(fā)至2mL后,停止旋蒸,將剩余溶液在40℃條件下用氮氣吹脫蒸發(fā)至400μL,并儲存在?20℃冰箱中以待后續(xù)分析.

1.2.2 AHLs含量的測定 通過b-半乳糖苷酶平板試驗測定AHLs含量,具體檢測方法參照文獻(xiàn)[17].采用農(nóng)桿菌菌株KYC55作為顯色菌.顯色菌的培養(yǎng)及平板試驗所需的培養(yǎng)基及各種試劑詳見文獻(xiàn)[17].具體檢測步驟如下:(1)向2mL AT培養(yǎng)基中加入2mL菌體,再加入適量AHLs提取物,在28℃條件下培養(yǎng)16h至菌體濃度紫外光度值OD600達(dá)到0.2~1.0.(2)在新的AT培養(yǎng)基中加入上述0.2mL菌液,0.8mL Z-buffer,10μL 0.05%的SDS溶液和10μL氯仿.(3)將盛放步驟(2)中菌液的離心管在渦旋震蕩儀中震蕩10s后,加入0.1mL 4mg/mL的ONPG,記錄時間0.溶液變黃時加入0.6mL 1mol/L的Na2CO3終止反應(yīng),記錄反應(yīng)分鐘數(shù)s.如果120min內(nèi)沒有黃色出現(xiàn)則停止計時.(4)將上述菌液3000r/min離心3min,室溫條件下測定OD420.(5)AHLs提取物相對含量記做米勒(Miller units),其計算公式如下:

Miller units=1000′OD420/OD600′(s-0)′0.2 (1)

為確?？煽啃?設(shè)置3組平行b-半乳糖苷酶平板試驗測定不同階段顆粒AHLs含量.

1.3 批次試驗

通過批次試驗考察在不同的TN濃度下ANAMMOX顆粒中各類EPS的產(chǎn)量和組分及顆粒沉速,強度和活性的變化.使用NH4Cl 和NaNO2混合溶液將TN濃度梯度設(shè)置為100, 200, 400, 800和1000mg/L, NH4+-N與NO2--N的比例按照報道的ANAMMOX化學(xué)計量比1:1.32設(shè)置[1].試驗在2組250mL帶塞血清瓶中進(jìn)行,一組未添加AHLs抑制劑,一組添加0.5mg/L AHLs抑制劑(豬腎上腺素).各血清瓶置于35℃、轉(zhuǎn)速為100r/min 的水浴搖床中培養(yǎng)10d.培養(yǎng)結(jié)束后測定2組血清瓶中不同TN濃度下ANAMMOX顆粒緊密結(jié)合型EPS(TB-EPS)和松散結(jié)合型EPS(LB-EPS)的含量,顆粒沉速,強度及活性大小.

顆?；钚詼y定參照文獻(xiàn)[10,19],具體操作步驟如下:(1)取適量污泥配置泥水混合液;(2)血清瓶進(jìn)氣口通高純氮氣30min吹脫水中溶解氧,恒溫磁力攪拌器轉(zhuǎn)速為200r/min;(3)停止通氮氣,將血清瓶連同磁力攪拌器放入35℃的恒溫培養(yǎng)箱中,每隔一定時間取樣測定NH4+-N、NO2--N、NO3--N及TN濃度.污泥活性計算根據(jù)公式 (2).

式中:濃度單位為mg/L;計時終點單位為min;揮發(fā)性物質(zhì)質(zhì)量單位為g;計時終點的確定:若在取樣的時間內(nèi),批試裝置內(nèi)的NH4+-N或NO2--N濃度低于10mg/L,則以NH4+-N或NO2--N濃度剛低于10mg/L的取樣時刻為計時終點;若在取樣的時間內(nèi),批試裝置內(nèi)的NH4+-N或NO2--N濃度始終高于10mg/L,則以取樣結(jié)束的時刻為計時終點,污泥活性單位為kg-N/(kgVSS·d).公式(2)中起始濃度和計時終點濃度均為TN濃度.

因為比ANAMMOX活性(SAA)與底物濃度有關(guān),當(dāng)TN 濃度低于有毒閾值時,SAA會隨著底物濃度的增加而升高,但是當(dāng)?shù)孜餄舛雀哂谟卸鹃撝禎舛葧r,SAA被抑制.抑制率可表示為:

式中:為抑制率,%;SAA 單位為kg-N/(kg VSS·d),MSAA是在上述設(shè)定的基質(zhì)濃度梯度范圍內(nèi)最優(yōu)濃度下得到的最大SAA.

1.4 EPS提取和分析

研究表明,EPS分為溶解性EPS(S-EPS)和結(jié)合性EPS(B-EPS),顆粒特性主要受B-EPS影響[22].實驗期間從UASB反應(yīng)器底部取出適量顆粒污泥,分析整個實驗過程中B-EPS的產(chǎn)生情況.B-EPS提取采用熱處理方法[10],首先取25mL污泥樣品3200r/min離心30min,上清液作為S-EPS.離心后的沉淀污泥使用25mL 0.9%NaCl溶液重新混勻,混勻后的溶液在100℃下熱處理1h,然后3200r/min離心30min,產(chǎn)生的上清液為B-EPS.

B-EPS可進(jìn)一步分為松散結(jié)合性EPS(LB-EPS)和緊密結(jié)合性EPS(TB-EPS)[2].批次試驗中分別提取LB-EPS和TB-EPS并分析不同TN濃度下LB-EPS和TB-EPS的作用.LB-EPS和TB – EPS的提取采用離子樹脂交換法(CER)[2],選用陶氏馬拉松鈉型樹脂(Dowes Marathon C).首先取定量污泥樣品使用緩沖溶液沖洗3次(Na3PO42mmol/L, NaH2PO44mmol/L, NaCl 9mmol/L, KCl 1mmol/L),然后將該污泥樣品混合于30mL緩沖液中,8000r/min離心15min,上清液使用0.45μm注射濾膜過濾,濾液作為LB-EPS.上步中離心后的沉淀物與磷酸鹽緩沖液混合至30mL,然后以60g/g VSS的劑量加入離子交換樹脂,混合物使用磁力攪拌器以900r/min攪拌1h,然后以12000r/min離心15min.收集懸液并過濾,濾后物作為顆粒污泥的TB-EPS.各類EPS中胞外多糖(PS)使用蒽酮比色法測定,蛋白質(zhì)(PN)采用考馬斯亮藍(lán)比色法測定[13].PN和PS含量之和作為EPS含量.

1.5 顆粒特性分析

分析了長期運行實驗中不同階段ANAMMOX顆粒污泥密度、污泥容積指數(shù)SVI30、粒徑分布、沉降速度及顆粒強度.污泥密度測定方法根據(jù)參考文獻(xiàn)[18],使用蔗糖或乙醇配成一系列不同密度的溶液,分別裝入各50mL量筒內(nèi),最后將污泥顆粒樣品添加到每個量筒內(nèi),在靜置條件下顆粒污泥隨著溶液密度的不同上浮或下沉.SVI30使用100mL量筒測量.利用篩分法測定顆粒的粒徑分布[19],顆粒根據(jù)粒徑大小(mm)分為5組:< 1.0, 1.0~2.0, 2.0~3.0, 3.0~4.0和>4.0.每組顆粒沉降速度測定方法如下:使污泥顆粒自由通過高度為1m的水柱,測其速度[2].顆粒強度使用顆粒強度測定儀測定(中國上海,YHKC-2A).污泥相對疏水性采用萃取—比濁法測定,具體方法詳見參考文獻(xiàn)[20].上述指標(biāo)均是每組實驗取3個平行樣進(jìn)行測定.

1.6 水質(zhì)分析

每2d收集進(jìn)出水樣,通過0.45μm注射過濾器過濾.NH4+-N測定采用納氏試劑分光光度法,NO2--N測定采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法,NO3--N測定采用麝香草酚分光光度法,TN測定使用總氮測定儀(Shimadzu, Japan),MLSS和MLVSS測定采用重量法.DO和溫度使用WTW/Multi3420測定儀測定,pH值測定采用pHs-3cpH計(上海精密科學(xué)儀器有限公司).所有分析均按照標(biāo)準(zhǔn)方法進(jìn)行[21].

2 結(jié)果與討論

2.1 UASB反應(yīng)器長期運行特性

在穩(wěn)定運行階段Ⅰ和Ⅱ(0~70d), TN去除率穩(wěn)定在85%~94%左右(圖1).系統(tǒng)運行至71d時,經(jīng)歷了24h 1500mg/L TN沖擊,TN沖擊極大地降低了系統(tǒng)的脫氮性能,24h高濃度TN沖擊后,TN去除率立即下降至53%(圖1).

為了恢復(fù)系統(tǒng)的脫氮能力,TN濃度從第72d又恢復(fù)至階段II水平(307mg/L).此時,進(jìn)水NH4+-N及NO2--N濃度分別為117mg/L和155mg/L,HRT保持2.3h不變(表1).如圖1所示,盡管系統(tǒng)恢復(fù)了階段II的運行條件,但TN去除率卻逐漸減小至33%(第126d),說明24h高濃度TN沖擊后,短時間內(nèi)難以恢復(fù)ANAMMOX污泥的脫氮能力.反應(yīng)器運行后期(階段Ⅳ和階段Ⅴ),隨著進(jìn)水TN濃度進(jìn)一步減少至112g/L,NH4+-N減少至43mg/L, NO2--N減少至56mg/L,TN去除率逐漸增加至87%并且保持穩(wěn)定,同時反應(yīng)器內(nèi)污泥量也趨于穩(wěn)定(階段Ⅴ).

圖1 進(jìn)水基質(zhì)濃度和總氮去除率的變化Fig.1 Variation of the influent nitrogen concentrations and TN removal efficiency

表1 反應(yīng)器的運行條件及特性Table 1 Operation conditions and reactor performance

長期實驗結(jié)果表明24h高濃度基質(zhì)沖擊導(dǎo)致ANAMMOX系統(tǒng)脫氮能力明顯下降,基質(zhì)濃度恢復(fù)至穩(wěn)定期水平后,系統(tǒng)脫氮性能并不能立即恢復(fù),恢復(fù)過程需要較長的時間.其中一個重要原因是基質(zhì)沖擊導(dǎo)致顆粒解體、沉降性能下降,致使污泥嚴(yán)重流失(反應(yīng)器內(nèi)污泥量VSS由階段Ⅱ的64.7g/L下降至階段Ⅲ的45.5g/L)(表1),而將污泥再次恢復(fù)為結(jié)構(gòu)穩(wěn)定、沉降性能優(yōu)良的顆粒需要較長時間.該過程與ANAMMOX污泥群體感應(yīng)作用密切相關(guān),后續(xù)部分將會重點對此進(jìn)行研究.

2.2 顆粒污泥特性的變化

基質(zhì)沖擊引起污泥特性的顯著變化是導(dǎo)致系統(tǒng)處理效果不穩(wěn)定的主要原因.在不同運行階段ANAMMOX顆粒形態(tài)的變化很明顯(圖3).穩(wěn)定運行期(階段I和II),顆粒形態(tài)較好,呈規(guī)則橢球狀,而階段III、VI(第一抑制期和第二抑制期)顆粒呈解體狀態(tài),直到階段V(恢復(fù)期)顆粒才恢復(fù)至規(guī)則顆粒狀.同時,在不同運行階段(穩(wěn)定期,抑制期,恢復(fù)期),粒徑分布發(fā)生了顯著變化.抑制期,粒徑在2.0~3.0mm之間的顆粒相比穩(wěn)定期和恢復(fù)期顯著減少,相關(guān)研究表明ANAMMOX顆粒粒徑在2.0~3.0mm時結(jié)構(gòu)較穩(wěn)定[18].但是小顆粒百分比(粒徑小于1.0mm)和大顆粒百分比(粒徑大于4.0mm)顯著增加(圖2a).相比穩(wěn)定期,在抑制階段,小顆粒百分比由11%增加至30%.大顆粒百分比在抑制期高達(dá)21%,穩(wěn)定期及恢復(fù)期僅為5%和2%.相關(guān)報道[20]指出ANAMMOX顆粒粒徑大于4.0mm時由于其結(jié)構(gòu)松散容易上浮,結(jié)合本研究結(jié)果,說明基質(zhì)沖擊致使顆粒膨脹,結(jié)構(gòu)松散,甚至大量解體為小顆粒.在穩(wěn)定階段及恢復(fù)階段后期,顆粒沉速在80~250m/h之間,基質(zhì)沖擊導(dǎo)致顆粒沉速降低了1/3(降低至47~142m/h),這是因為基質(zhì)沖擊致使顆粒松散解體,沉降性能下降(顆粒密度降低了53%,SVI30升高了70%)(圖2).由于顆粒沉降性能下降,系統(tǒng)發(fā)生了明顯的污泥流失現(xiàn)象,流失的污泥量占總污泥量的22%(表1),使反應(yīng)器脫氮性能嚴(yán)重惡化.

圖3 不同運行階段ANAMMOX顆粒照片F(xiàn)ig.3 Image of granules during different operation stages

2.3 基質(zhì)沖擊引起顆粒AHLs釋放量的變化對B-EPS含量及組成的影響

如圖4和圖5所示,在穩(wěn)定運行階段Ⅰ和Ⅱ,TN濃度較低,顆粒污泥釋放的AHLs含量也較穩(wěn)定(AHLs含量保持在3.5~4.3),平均B-EPS濃度由25.4mg/g VSS(第23d)輕微增加至31.2和28.1mg/g VSS(第54,66d),PN/PS值變化不大,在1.2~1.8之間.由于EPS合成受AHLs群體感應(yīng)系統(tǒng)調(diào)控[7,9-10],穩(wěn)定運行階段污泥AHLs釋放量較為穩(wěn)定,因此B-EPS產(chǎn)量及PN/PS也變化不大,污泥穩(wěn)定性及沉降性能良好.

然而,在進(jìn)行了24h高濃度基質(zhì)沖擊后,相比穩(wěn)定階段,在第一抑制階段(階段Ⅲ)AHLs含量大幅增加,由4.3增加至10.0,相應(yīng)地平均B-EPS濃度也顯著增加(增加了107.3mg/g VSS),其中蛋白質(zhì)濃度由19.1mg/g VSS大幅增加至120.2mg/g VSS,多糖濃度則穩(wěn)定在9~15mg/gVSS左右,PN/PS迅速增大,由1.8增加至9.1(圖4,5).B-EPS的過量釋放及PN/PS的顯著升高導(dǎo)致顆粒穩(wěn)定性及沉降性能變差,顆粒出現(xiàn)嚴(yán)重解體現(xiàn)象,相比穩(wěn)定期,抑制期顆粒密度降低了53%,沉速降低了33%(圖2).在第二抑制階段(階段Ⅳ)盡管系統(tǒng)脫氮性能依然處于受抑制狀態(tài),但是階段Ⅳ基質(zhì)濃度突然降低后,AHLs含量逐漸下降直至穩(wěn)定,相應(yīng)地B-EPS中PN濃度也隨之逐漸降低,直至恢復(fù)至穩(wěn)定階段水平,而多糖濃度一直保持穩(wěn)定,不受基質(zhì)濃度的影響(圖4、5).

相關(guān)研究[10,22]指出過量B-EPS對污泥沉降性能和細(xì)胞附著能力有不利影響,因為過量B-EPS將結(jié)合水帶入污泥聚集體中導(dǎo)致低密度多孔聚體的產(chǎn)生.PN/PS作為評估顆粒污泥性能的重要參數(shù),在顆粒沉降性能、剪切強度等方面起重要作用[10,23].根據(jù)相關(guān)研究B-EPS分泌受AHLs群體感應(yīng)系統(tǒng)調(diào)控[10],推測高濃度基質(zhì)沖擊導(dǎo)致顆粒AHLs大量釋放,因此引起B(yǎng)-EPS過量分泌、PN/PS升高,致使顆粒沉降性能下降而引起生物量流失、反應(yīng)器性能惡化.然而當(dāng)前關(guān)于群體感應(yīng)調(diào)控污泥特性的報道均得出的一個相似結(jié)論是污泥釋放較多AHLs時可促進(jìn)EPS的釋放,利于污泥顆?；虮３至己玫某两敌阅躘7,9-10].而本研究結(jié)果表明,基質(zhì)沖擊會導(dǎo)致AHLs過量釋放,引起EPS過量分泌,從而破壞了顆粒的穩(wěn)定性,致使顆粒沉降性能下降.為進(jìn)一步驗證基質(zhì)濃度過高時可導(dǎo)致顆粒過量釋放AHLs而過量的AHLs致使B-EPS過量分泌,因此對顆粒特性產(chǎn)生了明顯的不利影響,進(jìn)行了不同TN濃度下外源添加AHLs抑制劑的批次試驗.

圖4 不同運行階段ANAMMOX顆粒AHLs釋放量Fig.4 Release amount of AHLs in ANAMMOX granules during different operation stages

圖5 不同運行階段ANAMMOX顆粒B-EPS釋放量Fig.5 Variation of the amount of B-EPS in ANAMMOX granules during different operation stages

2.4 不同TN濃度下外源添加AHLs抑制劑的批次試驗

2.4.1 在不同基質(zhì)濃度下,外源添加AHLs抑制劑對顆粒EPS釋放的影響 根據(jù)批次試驗結(jié)果,顆粒AHLs釋放量與基質(zhì)壓密切相關(guān).基質(zhì)濃度較低時AHLs釋放量較穩(wěn)定.TN濃度低于200mg/L時,提高基質(zhì)濃度對AHLs釋放影響不大,AHLs釋放量在4.0左右(圖6a).但是繼續(xù)提高基質(zhì)濃度后,AHLs釋放量受基質(zhì)濃度影響顯著.基質(zhì)濃度為400mg/L時,AHLs釋放量相比200mg/L時升高了74%,并且隨著基質(zhì)濃度的升高,AHLs釋放量相應(yīng)明顯提高.基質(zhì)濃度為1000mg/L時,AHLs釋放量達(dá)11.7,是基質(zhì)濃度為200mg/L時的2.7倍(圖6a).AHLs釋放量的變化導(dǎo)致LB-EPS產(chǎn)量的顯著變化,而LB-EPS濃度與顆粒強度呈反比關(guān)系[2],隨著AHLs釋放量的升高, LB-EPS產(chǎn)量呈增加趨勢.LB-EPS產(chǎn)量由TN濃度為200mg/L時(AHLs釋放量為4.1)的42mg/g升高至TN濃度為1000mg/L時(AHLs釋放量為11.7)的111mg/g.其中LB-EPS中PN含量與AHLs釋放量正相關(guān),PN含量的增加導(dǎo)致LB-EPS總量的增加,而LB-EPS中PS含量不受AHLs釋放量的影響(圖6a).因此LB-EPS中PN/PS值明顯提高,由TN濃度為200mg/L時的1.5提高至TN濃度為1000mg/L時的5.2(圖6a).但是TB-EPS中PN及PS含量均保持穩(wěn)定(TB-EPS含量約為31~38mg/L),不受基質(zhì)濃度影響.

為了進(jìn)一步證明基質(zhì)濃度變化引起顆粒AHLs釋放量的變化進(jìn)而引起顆粒LB-EPS產(chǎn)量的變化,設(shè)計了添加低濃度抑制劑的平行試驗(抑制劑濃度較低時不會對ANAMMOX顆粒活性產(chǎn)生較大影響[13]).試驗結(jié)果如圖6b所示,添加0.5mg/L的豬腎上腺素對較高基質(zhì)濃度(TN濃度>400mg/L)顆粒釋放AHLs產(chǎn)生了明顯的抑制作用,TN濃度為1000mg/L時,添加0.5mg/L豬腎上腺素致使顆粒AHLs釋放量降低了50%左右(由11.7下降至5.9).而TN濃度較低時(低于200mg/L),0.5mg/L豬腎上腺素對顆粒AHLs釋放量基本無抑制作用.這可能是因為低基質(zhì)濃度下ANAMMOX顆粒群體感應(yīng)系統(tǒng)對有毒物質(zhì)的耐受能力較強,而高基質(zhì)濃度下則對有毒物質(zhì)的耐受能力較弱.因此,0.5mg/L的抑制劑對低濃度下的AHLs釋放無明顯影響,但可顯著降低高濃度下AHLs的釋放量.相關(guān)研究也表明基質(zhì)濃度較低時,添加低濃度抑制劑并不能抑制ANAMMOX群體感應(yīng)系統(tǒng)的活性[13].

高TN濃度時,添加低濃度抑制劑抑制AHLs釋放后,LB-EPS產(chǎn)量也隨之降低.TN濃度為800和1000mg/L時,0.5mg/L抑制劑使AHLs釋放量分別降低了43%和51%,相應(yīng)地,LB-EPS產(chǎn)量分別降低了29%和36%.LB-EPS中PN分別下降了48%和50%,PS變化不大,相比未添加抑制劑時PN/PS由4.3和5.2分別下降至1.5和2.0(圖6a,b) .以上批次試驗結(jié)果表明,基質(zhì)壓引起顆粒LB-EPS過量釋放是因為基質(zhì)壓刺激了顆粒AHLs群體感應(yīng)系統(tǒng),致使AHLs大量釋放.而在高TN濃度時適當(dāng)抑制AHLs釋放可控制顆粒LB-EPS的過量釋放.抑制AHLs釋放后TB-EPS中PN及PS含量均沒有發(fā)生變化,穩(wěn)定在32~38mg/L,說明TB-EPS含量及組成不受顆粒AHLs釋放量影響.

研究表明LB-EPS組成及含量是影響顆粒穩(wěn)定性和沉降能力的決定性因素[2].基質(zhì)濃度較高時(>400mg/L時),由于LB-EP顯著增加,PN/PS升高導(dǎo)致顆粒結(jié)構(gòu)松散,穩(wěn)定性及沉降性變差(圖7a).抑制AHLs釋放后LB-EPS產(chǎn)量下降,PN/PS下降,顆粒穩(wěn)定性及沉降性能得以提高,當(dāng)TN濃度為1000mg/L時,其強度和沉速相比未添加抑制劑分別提高了38%和71%.說明適當(dāng)控制AHLs的釋放量有可能提高基質(zhì)沖擊下ANAMMOX顆粒的穩(wěn)定性和沉降性能.本研究為提高ANAMMOX系統(tǒng)在基質(zhì)沖擊下的穩(wěn)定性提供了新的視角.

2.4.2 在不同基質(zhì)濃度下,外源添加AHLs抑制劑對顆粒活性的影響 基質(zhì)濃度變化對ANAMMOX顆?；钚跃哂酗@著的刺激作用,當(dāng)TN濃度增加至200mg/L時,顆粒活性抑制率只有3%.當(dāng)TN濃度增加至400mg/L,活性抑制率相應(yīng)增大為37%,隨著TN濃度的提高,活性抑制率呈上升趨勢.當(dāng)TN濃度達(dá)1000mg/L時,活性抑制率為92%,活性幾乎被完全抑制(圖8).一方面,ANAMMOX菌的活性存在密度依賴性,這與其群體感應(yīng)系統(tǒng)密切相關(guān)[13,25].基質(zhì)沖擊引起AHLs過量釋放導(dǎo)致LB-EPS的顯著增加而致使顆粒解體、密度降低,活性隨之下降.另一方面,高濃度基質(zhì)產(chǎn)生的游離氨(FA)和游離亞硝酸(FNA)若達(dá)到有毒閾值,也會對顆粒產(chǎn)生毒害作用[24].本研究發(fā)現(xiàn),高基質(zhì)濃度時添加適量抑制劑降低AHLs釋放量后,顆?；钚杂兴岣?TN濃度為800, 1000mg/L時,添加抑制劑后顆粒活性抑制率分別降低了43%和33%)(圖8).這與抑制AHLs釋放后顆粒結(jié)構(gòu)密實、密度增大有關(guān),說明可以通過添加適量抑制劑降低AHLs釋放量來提高高基質(zhì)濃度下顆粒的活性.

圖8 不同氮濃度下添加抑制劑對顆?；钚缘挠绊慒ig.8 Effects of inhibitors on the activity of ANAMMOX granules under different TN concentrations

3 結(jié)論

3.1 基質(zhì)沖擊引起的AHLs過量釋放對顆粒特性有顯著不利影響.24h濃度為1500mg/L的進(jìn)水TN沖擊刺激顆粒AHLs釋放量由穩(wěn)定期的4.3迅速增加至10.0,進(jìn)而引起顆粒B-EPS過量釋放(增加了107.3mg/gVSS),導(dǎo)致顆粒解體、沉降能力下降(污泥平均密度降低了53%,沉速下降了33 %),最終導(dǎo)致系統(tǒng)脫氮效率的降低.

3.2 批次試驗結(jié)果也證實了基質(zhì)濃度顯著影響顆粒AHLs釋放量,顆粒LB-EPS含量與AHLs釋放量密切相關(guān).高TN濃度(>800mg/L)時AHLs釋放量高達(dá)10以上(是較低TN濃度時的2.7倍),進(jìn)而引起LB-EPS和PN/PS分別大幅增加,導(dǎo)致顆粒穩(wěn)定性和沉降性能顯著下降.

3.3 添加低濃度抑制劑(0.5mg/L)可有效抑制高TN濃度下顆粒AHLs過量釋放,降低LB-EPS含量及PN/PS,使顆粒沉降性能和活性得以提高.說明適當(dāng)控制AHLs釋放有可能提高基質(zhì)沖擊下ANAMMOX顆粒的沉降性能和活性,為提高ANAMMOX系統(tǒng)在基質(zhì)沖擊下的穩(wěn)定性和脫氮效能提供了新的視角.

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Effects of substrate shock on AHL signals release of ANAMMOX granules and characteristics of granules.

ZHANG Jing, ZHANG Ya-chao, WANG Xiu-jie, LI Jun*, LIANG Dong-bo

(Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, College of Architecture and Civil Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)., 2019,39(3)：1009~1018

Effects of substrate shock on the characteristics of ANAMMOX granules were investigated from the perspective of quorum sensing with the final purpose of providing theoretical guidance and reference for improving the stability and settleability of ANAMMOX granules under substrate shock. The results showed that due to 24h 1500mg/L total nitrogen (TN) shock, the amount of AHLs released by ANAMMOX granules increased significantly from 4.3 to 10.0. At the same time, excessive release of bound extracellular polymeric substances (B-EPS) (increased by 107.3mg/g VSS) was observed, which led to the poor settling performance of granules (density and settling velocity reduced by 53% and 33%, respectively). However, after the TN concentration returned to the level in the stable period, the release amount of AHLs, B-EPS content and granules properties could also return gradually to the level in the stable period. It was inferred that substrate shock resulted in the change of release amount of AHLs, which caused the change of B-EPS production. The results of the batch test also confirmed that the substrate concentration affected the release of AHLs, significantly. Moreover, B-EPS production was closely related to the release amount of AHLs. When the TN concentration was 1000mg/L, the release amount of AHLs was up to 11.7, leading to excessive accumulation of loosely-bound EPS (LB-EPS) (increased by 69mg/g VSS) and poor settleability of granules comparing with 200mg/L TN concentration. In contrast, the tightly-bound EPS (TB-EPS) content was not affected by substrate concentration. Thus, the LB-EPS was considered the key factor for the deterioration of granule settleability. Low concentration inhibitor can effectively inhibit the excessive release of AHLs caused by high substrate concentration, resulting in 36% reduction in LB-EPS content and improvement of the settleability and activity of granules.

ANAMMOX granules；substrate shock；Acyl Homoserine Lactones；granules properties

X703

A

1000-6923(2019)03-1009-10

張 晶(1988-),女,河北滄州人,北京工業(yè)大學(xué)博士研究生,主要從事厭氧氨氧化工藝?yán)碚撆c應(yīng)用的研究.發(fā)表論文2篇.

2018-08-09

國家水體污染控制與治理科技重大專項(2015ZX07202-013)

* 責(zé)任作者, 教授, 18810687629@126.com