不同形态厌氧氨氧化污泥低温保存的性能差异研究

彭正华,杨本芹,杨志宏,詹友生,潘学军

不同形态厌氧氨氧化污泥低温保存的性能差异研究

彭正华,杨本芹*,杨志宏,詹友生,潘学军

(昆明理工大学环境科学与工程学院,云南 昆明 650500)

厌氧氨氧化污泥的保存对其后续在反应器的脱氮过程有着重要的影响,因此,本研究针对不同形态的厌氧氨氧化污泥—生物膜和颗粒污泥的低温保存性能开展研究.结果表明,在64d 4℃的保存后,生物膜和颗粒污泥的厌氧氨氧化比活性分别降至(351.4±14.5),(32.3±2.7)mgN/(gVSS×d),分别为初始活性的62.1%和6.0%.EPS含量分别减少至(18.4±0.3)mg/gVSS和(13.3±1.5)mg/gVSS.生物膜和颗粒污泥中厌氧氨氧化功能菌属丰度分别减少为6.1%和1.6%,厌氧氨氧化菌16S rRNA丰度分别降低为(1.48±0.29)×108gene copies/gVSS和(5.05±1.53)×107gene copies/gVSS.在后续的活性恢复过程中生物膜相较于颗粒污泥达到NRR为0.54kgN/m3/d花费周期缩短了15d.因此,厌氧氨氧化生物膜是比颗粒污泥更好的保存形态.

厌氧氨氧化；保存；细胞胞外聚合物(EPS)；微生物群落结构

厌氧氨氧化脱氮工艺是当下的研究热点.由于其具有高脱氮率、低污泥产率和不需要额外的碳源和曝气,厌氧氨氧化成为当前最有应用潜力的生物脱氮工艺[1].然而,厌氧氨氧化过慢的生长过程和对环境的极敏感性导致其启动周过长,进而影响了其在实际废水处理中的应用[2].因此,在反应器中直接补充厌氧氨氧化污泥是一种高效的启动厌氧氨氧化反应器的方式[3].然而,可用来作为接种污泥的全尺寸厌氧氨氧化设备在全球也只有110多个[2].所以这导致厌氧氨氧化污泥不可避免地需要进行运输.在此过程中如何有效地保存厌氧氨氧化污泥的活性是一个重要的课题.

针对厌氧氨氧化污泥的保存已存在大量研究.厌氧氨氧化污泥的保存温度是重要的影响因素,不同的保存温度对厌氧氨氧化污泥产生不同的影响.研究表明高温会增加细胞凋亡,而过的低温则可能导致不可逆的细胞损伤,4℃下保存厌氧氨氧化污泥拥有最好的活性且有着最短的活性恢复周期[4-6].由于厌氧氨氧化细菌生长缓慢,因此利用厌氧氨氧化菌易于团聚的特性形成颗粒污泥或在反应器中添加填料形成生物膜[7-8],提升厌氧氨氧化微生物停留时间加速厌氧氨氧化启动周期.已有大量研究针对厌氧氨氧化颗粒污泥的保存过程的研究,颗粒污泥都可以良好地保存污泥的厌氧氨氧化活性并可以恢复其活性[4-6,9].然而,针对厌氧氨氧化生物膜的保存过程研究较少.Kaewyai等[10]将厌氧氨氧化生物膜在4℃下保存了164d之后进行活性恢复,在经过44d的恢复后厌氧氨氧化生物膜的NRR之恢复到保存前的26%.而在其他的两项研究中只进行K1填料和生物转盘厌氧氨氧化生物膜的保存实验,结果表明分别在30d和100d的保存后其比厌氧氨氧化活性(SAA)分别为保存前的92%和31%[11-12].然而这些研究都只针对某一种形态的厌氧氨氧化污泥的保存及恢复过程进行研究,对于保存形态之间的差异缺乏研究.

因此,本文对厌氧氨氧化生物膜和厌氧氨氧化颗粒污泥的保存过程开展研究,考察保存过中厌氧氨氧化活性、细胞外多聚物、微生物群落结构及其酶活性变化,并对进行活性恢复过程的研究,以找到厌氧氨氧化污泥更好的保存形态,为之后的应用过程提供理论基础.

1 材料与方法

1.1 原始厌氧氨氧化颗粒污泥及填料

厌氧氨氧化颗粒污泥及厌氧氨氧化生物膜来自于实验室所培养的10L UASB反应器,反应器在(35±1)℃下运行1年多,氮负荷率(NLR)为0.6kg·N/ (m3·d),氮去除率(NRR)为(0.52±0.2)kg·N/(m3·d).其中,厌氧氨氧化生物膜填料为聚氨酯海绵,尺寸为1×1×1cm,孔径在0.6～1.5mm,孔隙率为96%～99%,比表面积为105m2/m3.

1.2 污泥存储及恢复实验

将颗粒污泥及生物膜填料从反应器中取出后,用0.1M的磷酸盐缓冲液(PBS)冲洗3次,以去除基质及其他物质的干扰.之后将600mL的厌氧氨氧化污泥和600个生物膜填料分别平均分为4份装入试剂瓶在4℃下保存.前三份污泥和生物膜填料分别于保存的14d、32d和64d取出测定其相关性质,第四份用于64d保存后的活性恢复实验.

活性恢复时,将污泥及生物膜填料从瓶中取出,分别放入两个UASB反应器中,其中加入生物膜和颗粒污泥的反应器分别标记为R1和R2.这两个反应器容积均为200mL,通过水套保持温度在(35±1)℃,水利停留时间(HRT)为24h.运行过程中应用模拟废水,模拟废水配方如文献所示[3].其中NH+ 4-N和NO- 2-N初始浓度分别为25mg/L,等反应器可稳定去除后逐步提升至150mg/L.

1.3 测试方法

样品中的NH+ 4-N、NO- 2-N、NO- 3-N、TN、SS和VSS的测定方法根据国家标准法测定[13].SAA利用文献所报道的方法[14].细胞外多聚物(EPS)的提取利用树脂法提取,采用蒽酮比色法测定多糖含量,用BCA法测定蛋白质(碧云天BCA 浓度测定试剂盒)[15].利用荧光光谱仪(F-7000,Hatchi 公司)测定提取的EPS样品进行三维荧光(3D-EEM)测定分析,参数与文献一致[16].之后利用平行因子(PARAFAC)法对对EPS的荧光光谱进行分析[17].

1.4 微生物群落结构分析

分别在0d、14d、32d和64d取污泥及生物膜上的污泥样品进行微生物群落测定.采用Illumina Misep测序平台对样品中的微生物进行测序分析,包括DNA提取、PCR扩增、Miseq文库构建和Miseq测序,其中使用338F(5′-ACTCCTACGGGAGG- CAGCAG-3′)和806R(5′-GGACTACHVGGGTW- TCTAAT-3′)对16S rRNA基因V3～V4可变区进行PCR扩微,生物测序过程委托上海美吉生物医药科技有限公司完成.测序结果已上传至NCBI数据库,编号为PRJNA858682.

对这些样品中的全菌、厌氧氨氧化16S rRNA、、进行定量分析,采用ABI Step One扩增仪(Thermo Fisher,美国)进行qPCR扩增及检测,表1列出了用于扩增扩增基因的引物及相关信息.反应体系为25μL,其中包括:12.5μL SYBR qPCR Mix (High ROX) (艾德莱,北京,中国),1μL DNA样品,0.5μL正反引物,10.5μL ddH2O.

表1 qPCR目标基因引物序列及退火温度

1.5 酶活测试方法

对初始样品及保存过程14,32,64d的样品进行肼脱氢酶(HDH)、亚硝酸盐还原酶(NIR)及亚铁血红素 c(Heme c)的测定.酶液的提取及测定方法根据Yin等[19]的研究.

1.6 数据分析方法

所有数据利用IBM SPSS 20进行差异性及相关性分析.

2 结果与讨论

2.1 污泥活性变化

SAA作为生物活性指标,代表了厌氧氨氧化细菌的代谢活性.如图1所示,厌氧颗粒污泥及生物膜填料保存前的活性分别为(536.1±22.0)mg·N/ (gVSS·d)和(565.7±24.9)mg·N/(gVSS·d),两者之间不存在显著差异(<0.05,ANOVA).随着保存过程逐步进行,颗粒污泥及生物膜填料的SAA都逐步下降,生物膜填料的SAA剩余率在14、32和64d分别为81.1%、68.8%和62.1%,而颗粒污泥的SAA剩余率则分别为51.1%、30.3%和6.0%.在储存过程中生物膜填料的SAA减小量明显小于颗粒污泥的减小量.这说明生物膜填填料在4℃的保存过程中更容易保留厌氧氨氧化的活性.

图1 保存过程中SAA的变化

2.2 污泥中EPS及其荧光特性变化

2.2.1 污泥中EPS含量变化 EPS是一种由微生物细胞自身所分泌的生物聚合物,主要有蛋白质(PN)和多糖(PS)组成,其对颗粒污泥和生物膜的形成过程及保持其结构稳定性有着重要的影响作用.因此,本研究对保存过程中颗粒污泥及生物膜中的EPS含量进行了测定,结果如图2所示.保存前的生物膜和颗粒污泥的EPS含量分别为(35.8±0.2)mg/gVSS和(43.4±0.3)mg/gVSS,颗粒污泥的EPS含量更多.在4℃ 64d的保存后,厌氧氨氧化颗粒污泥和生物膜中的EPS含量都明显呈下降趋势,分别减少至(13.3± 1.5)mg/gVSS和(18.4±0.3)mg/gVSS.这是由于在储存过程中微生物所产生的EPS被用于内源代谢进以维持微生物的稳定进而分解减少[14].

图2 储存过程中EPS变化

在生物膜中PN的含量从初始的(22.2±0.2)mg/ gVSS逐步的下降为14d的(20.4±3.4)mg/gVSS、32d的(19.0±0.6)mg/gVSS和64d的(15.5±0.6)mg/gVSS.而PS的含量则从初始的(13.62±0.04)mg/gVSS至14,32,64d分别减少为(7.1±0.2)mg/gVSS、(4.4± 0.3)mg/gVSS和(2.9±0.3)mg/gVSS.其中,PS的减少比例明显高于PN,表示生物膜中的微生物在内源代谢过程中更容易利用PS.之前的研究表明在饥饿条件下生物膜EPS中的PS相较于PN更容易被利用[20].同时,由于PS的含量减少的更多,PN的含量变化不大.因此,生物膜中的PN/PS逐步增加,从保存前的1.6分别增加到(2.9±0.4)(14d)、4.3(32d)和5.4 (64d).

与生物膜中EPS的减少过程不同,颗粒污泥中EPS的减少量没有明显的规律.在保存14d后,PN和PS的分别从(24.5±0.5)mg/gVSS和(18.9±0.3)mg/ gVSS减少为(10.9±3.7)mg/gVSS和(10.5±0.2)mg/ gVSS.在此过程中PN和PS都被用于微生物内源代谢过程.而从14d至32d的保存过程中,PS则出现明显下降,相较于14d的PS含量减少了84.87%.在32d至64d的保存过程中PS含量增加了172.4%,PN含量则减少了28.1%.相应的PN/PS也从初始的(1.30±0.05)分别变化为(1.04±0.37) (14d)、(7.82±0.29) (32d)和(2.06±0.32) (64d).厌氧氨氧化颗粒污泥的PN/PS对其沉降性能及稳定性都存在着影响.然而厌氧氨氧化颗粒污泥的PN/PS数值变化从小于1至15都有存在[8],且不同的接种污泥及运行条件都会对厌氧氨氧化污泥的PN/PS产生影响[21].Xing等[7]的研究表明在4℃的保存过程中颗粒污泥EPS的PN/PS呈现下降趋势.而本研究中颗粒污泥EPS的PN/PS最终为增加的过程,这可能与微生物的群落结构及其代谢过程相关,需要进一步的研究.

相较于生物膜在储存过程中主要消耗PS为主,颗粒污泥的储存过程中PN和PS都会被消耗.根据研究表明在颗粒污泥中PN主要起将微生物凝聚在一起的作用,PS起稳定颗粒结构的作用,且两者作用才能使颗粒污泥的结构稳定[15,22].然而,在保存过程中由于颗粒污泥EPS中PN和PS的含量都降低,引起了整个颗粒污泥结构的变化,导致其结构稳定性变差更容易裂解,无法有效保留更多的微生物.相较于颗粒污泥,生物膜形成过程中主要依靠PN对微生物的黏附作用[23].然而生物膜中PN并未大量降解,因此功能微生物更容易被保留下来.

图3 EPS 3D-EEM-PARAFAC组分及其Fmax变化图. (A,C)组分1荧光图及Fmax值变化,(B,D)组分2荧光图及Fmax值变化

2.2.2 污泥EPS的荧光特性 EPS中所具有的物质通常包含具有荧光性的基团,可以通过这些荧光性的基团分析EPS在反应过程中成分、含量和种类的变化情况,因此对EPS进行3D-EEM分析.应用PARAFAC模型对保存不同阶段EPS的3D-EEM进行分析,可以分辨出两种主要组分(图3).组分1的所在的激发(x)/发射(m)为(215,230, 280,360)/436,这种物质主要为类腐殖酸和类富里酸类物质,主要是由微生物裂解死亡后所产生[24].同时,应用PARAFAC模型可以得到不同组分的最大荧光锋强度(max),max值被用于评价不同组分物质的含量.组分2所在位置的x/m则是(205,270,310)/370,此类物质代表的是微生物所产生的蛋白类物质[24].在整个保存过程中,除了颗粒污泥在初始14d的保存过程中组分2的Fmax从0.13减少至(0.11±0.01),有着显著差异(<0.05, ANOVA).其余各个阶段组分2的max值无明显变化(>0.05,ANOVA).而在保存的32d内,无论是生物膜EPS还是颗粒污泥EPS中的组分1的Fmax值都没有发生明显的变化(> 0.05,ANOVA).当保存到第64d时,生物膜和颗粒污泥EPS中组分1的max值分别增加至0.11和(0.62± 0.02).相较于保存过程前32d中组分1的Fmax值有着显著的提升,且颗粒污泥EPS中组分1的max值更高.这表明在32～64d的保存过中微生物大量死亡产生,且在颗粒污泥中微生物的死亡更多.因此,相较于颗粒污泥,生物膜更有利于保存更多的微生物.

2.3 微生物群落结构变化

2.3.1 微生物群落结构变化 对保存过程中厌氧氨氧化生物膜及颗粒污泥中的微生物进行高通量测序得到其中的微生物群落结构变化.门水平下的微生物群落结构如图4A所示.无论是厌氧氨氧化生物膜还是颗粒污泥,其中变形菌门(Proteobacteria)、绿湾菌门(Chloroflexi)、浮霉菌门(Planctomycetota)和拟杆菌门(Bacteroidota)都为优势菌门,且四种菌门总丰度都超过80%.其中Planctomycetota是厌氧氨氧化微生物所属的门,其丰度在生物膜及颗粒污泥的保存过程中都逐渐在减少.生物膜中的丰度从0d的20.7%分别减少为14d、32d和64d的15.1%、16.6%和11.5%.而在颗粒物中其丰度则是从保存前的20.3%分别减少到7.2%(14d)、7.3%(32d)、6.1%(64d).结果表明生物膜可以更好的保存厌氧氨氧化菌.Proteobacteria、Chloroflexi和Bacteroidota是厌氧氨氧化颗粒污泥、絮体和生物膜中最常出现的微生物菌门[25].Proteobacteria是除0d颗粒污泥外所有样品中丰度最高的菌门,丰度在40.9%～65.1%变化.大量异养微生物及反硝化菌属于Proteobacteria,其可以利用NO- 2-N或NO- 3-N进行代谢和增殖活动,并消耗溶解氧和有机物为厌氧氨氧化细菌创造适宜的生存环境[25].Chloroflexi在厌氧氨氧化颗粒污泥形成过程中作为载体让其他微生物附着生长,为颗粒污泥的结构的稳定起到重要的作用[26].而Bacteroidota在颗粒污泥形成过程中负责构建网状结构以增强颗粒稳定性[27].Chloroflexi和Bacteroidota在生物膜中从0d的丰度和为22.3%分别下降为14d、32d和64d的20.7%、19.7%和18.2%.保存前的颗粒污泥中Chloroflexi和Bacteroidota是丰度和为42.9%,其后在分别转变为30.3%(14d)、31.5%(32d)和18.0%(64d).在整个保存过程中各个阶段颗粒污泥中除64d外Chloroflexi和Bacteroidota的丰度和都高于生物膜,尤其是未保存前.这是由于颗粒污泥形成过程中需要更多此类功能微生物用于形成网状结构和作为载体以提升其强度[8],而生物膜的形成主要是通过微生物黏附在载体膜材料上[23].因此,在颗粒污泥中Chloroflexi和Bacteroidota的丰度和更高.同时,随着保存时间增加,颗粒污泥会出现解体现象,这使得起结构支撑作用的Chloroflexi和Bacteroidota两者总体丰度减少.

微生物群落分布的属水平结构分布如图4B所示,其为属丰度的对数热图.是出现在生物膜及颗粒污泥中唯一的厌氧氨氧化细菌.在保存前生物膜及颗粒污泥中的丰度分别为16.3%和16.8%.随着保存周期增加,生物膜中的丰度逐渐减少为12.6%(14d)、11.4%(32d)和6.1%(64d),而在颗粒物污泥中其丰度变化为3.8%(14d)、4.0%(32d)和1.6%(64d).在保存过程中,生物膜中的丰度始终高于颗粒污泥.这可能是由于生物膜有着更好的截留特性,可以保留更多的厌氧氨氧化细菌[28].而在颗粒污泥在保存过程中由于EPS的减少及骨架微生物的减少进而导致其颗粒结构被破坏,无法保留厌氧氨氧化细菌.除了厌氧氨氧化细菌外,反硝化细菌也在生物膜及颗粒污泥中大量出现,典型的属有、、、.在生物膜保存过程中的丰度在12.2%～19.7%变化,而在颗粒污泥中其丰度则在0.5%～1.3%变化.结果表明更容易在生物膜上生长.与相反,在颗粒污泥中的丰度(3.5%～24.8%)比生物膜中更高(0～1.8%).异养微生物在微生物群落中也占有着重要成分,主要包括和13.在生物膜和颗粒污泥的丰度分别在7.1%～12.0%和7.9%～13%.作为异养微生物可以使不受到外部氧气、有机物等不利因素的影响,同时可以作为污泥絮体的主干[29].13经常出现在厌氧氨氧化污泥中,且其所属于绿湾菌门,可以以丝状生物质的形式强化颗粒的结构稳定性[30].

图5 保存过程功能基因丰度

2.3.2 功能基因变化 利用qPCR来分析保存过程中特定微生物及基因的变化情况,结果如图 5所示.其中选取16S rRNA来表示样本中所有细菌的数量,利用Anammox 16S rRNA来表示厌氧氨氧化微生物的数量.和代表着亚硝酸盐还原酶,这两种基因既在反硝化细菌中出现也在厌氧氨氧化细菌中出现[19].qPCR结果显示保存前生物膜和颗粒污泥中全菌丰度为(2.74±0.03)×1012gene copies/gVSS和(1.2±0.09)×1012gene copies/gVSS.在保存过程中全菌的丰度逐渐下降,直至64d分别减少为(1.64± 0.02)×1010gene copies/gVSS和(8.69±0.61)×108gene copies/gVSS.结果表明在此过程中细菌总量大幅度减少,生物膜中的全菌丰度保存过程中始终显著地高于颗粒污泥中的丰度(<0.01,ANOVA).因此,生物膜在保存过程中可以保留更多的微生物.在保存过程中厌氧氨氧化菌的丰度与全菌丰度变化过程相似,在各个阶段在生物膜上的厌氧氨氧化菌的丰度都明显的高于其在颗粒污泥中的丰度.到64d时生物膜和颗粒污泥中厌氧氨氧化菌丰度分别降低为(1.48±0.29)×108gene copies/gVSS和(5.05±1.53)× 107gene copies/gVSS.厌氧氨氧化菌的qPCR丰度变化与的丰度变化呈正相关(=0.86,<0.01, Spearman),这表明两者有着良好的一致性.和的丰度也随着保存过程进行逐渐降低,且降低过程中生物膜中的丰度始终高于颗粒污泥的丰度.总之,在保存过程中生物膜相较于颗粒污泥可以保存更多的功能微生物.

2.4 酶活变化

厌氧氨氧化过程中涉及到多种酶参与其中,酶活性的变化对厌氧氨氧化的脱氮效果有着重要的影响.本研究考察了,HDH、Heme c和NIR三种酶活性的变化.其中,HDH是催化肼转化为氮气的关键步骤,其主要成分为可溶性多种血红素组成的细胞色素c的复合物[31].而细胞血色素c参与厌氧氨氧化细菌的电子转移过程,其主要是通过Fe2+还原和Fe3+氧化循环完成电子的转移[31].如图6所示,保存前的生物膜及颗粒污泥中HDH活性分别为(6.42± 0.64)μmol cytochrome c/(mg蛋白质×min)和(6.80± 0.39)μmol cytochrome c/(mg蛋白质×min),两者不存在显著差异(>0.05,ANOVA).随着保存周期增长,生物膜和颗粒污泥中的HDH活性分别下降至初始活性的96.95%和45.7%.结果表明生物膜中污泥HDH活性显著地高于颗粒污泥中的活性.

Heme c是细胞色素c的关键辅基之一[31],且HDH种包含192个血红素(Heme)[32].生物膜和颗粒污泥储存前Heme c的含量分别为(4.6±0.23)μmol/ gVSS和(5.2±0.38)μmol/gVSS.生物膜在保存之后的14d、32d和64d Heme c的含量分别下降至初始的89.18%、80.92%和75.36%.而颗粒污泥则在保存的14d、32d和64d分别减少为保存前的81.28%、53.39%和19.07%.在保存过程中厌氧氨氧化菌属的丰度与Heme c的含量存在正相关(=0.74,<0.05,Spearman),且HDH活性和Heme c含量之间也存在正相关(=0.88,<0.01, Spearman).此结果表明生物膜相较于颗粒污泥可以截留保存住更多厌氧氨氧化微生物是Heme c含量更高的原因.同时,Heme c的含量与颗粒污泥的色度存在着正相关[31].因此,在保存过程中颗粒污泥逐渐从红色转变为黑色,与Heme c的变化一致.

NIR可将亚硝酸盐转化为一氧化氮的酶.在整个储存过程中微生物填料污泥中NIR活性都显著地高于颗粒污泥NIR的活性.之前的研究表明厌氧氨氧化生物膜污泥中NIR的活性都高于厌氧氨氧化污泥中的活性,且当温度下降时厌氧氨氧化生物膜也有着更好的NIR活性.NIR活性与的丰度也存在着正相关(=0.74,<0.05, Spearman).

2.5 污泥活性恢复过程

将保存64d后的厌氧氨氧化生物膜和颗粒污泥分别装入UASB反应器中进行活性恢复实验.初始进水NH+ 4-N和NO- 2-N的浓度为25mg/L,R1和R2出水中NH+ 4-N浓度分别15.1mg/L和17.6mg/L,都未超过进水中NH+ 4-N浓度.这是由于保存后的生物膜和颗粒污泥都存在厌氧氨氧化活性.随着恢复过程的继续,生物膜及颗粒污泥中厌氧氨氧化活性逐渐恢复,出水NH+ 4-N和NO- 2-N浓度逐步下降.当反应器处理效果稳定后通过增加进水NH+ 4-N和NO- 2-N浓度来提升反应器的负荷.提升负荷后,出水NH+ 4-N和NO- 2-N浓度都有所上升,然而在R1和R2中NRR基本都在持续上升.结果表明在活性恢复阶段,厌氧氨氧化生物膜及厌氧氨氧化颗粒污泥的活性在持续提升.之后,R1通过25d的恢复可以在NLR为0.6kgN/m3/d时NRR达到0.54kgN/m3/d,去除率达到90%.表明厌氧生物膜已恢复且就有良好的厌氧氨氧化能力.在同样的25d,R2在NLR为0.40kgN/m3/d, NH+ 4-N和NO- 2-N的出水浓度为36.0mg/L和30.3mg/L,总氮去除率为64.2%.虽然R2也恢复了厌氧氨氧化能力,但是处理能力低于R1.R2在NLR为为0.6kgN/m3/d时,总氮除率达到90%则需要花费40d.因此,在厌氧氨氧化活性恢复过程中,生物膜相较于颗粒污泥有着更高效的恢复过程.

3 结论

3.1 经过64d 4℃的保存后,厌氧氨氧化生物膜和厌氧氨氧化颗粒污泥的SAA分别为(351.4± 14.5)mgN/(gVSS×d)和(32.3±2.7)mgN/(gVSS×d),分别为初始活性的62.1%和6.0%,厌氧氨氧化生物膜能够更好保存形式.

3.2 保存过程中生物膜利用更多的EPS截留更多的厌氧氨氧化菌,而颗粒污泥由于EPS及造粒微生物(Chloroflexi和Bacteroidota)无法有效的截留厌氧氨氧化菌.

3.3 恢复过程中当NRR达到0.54kgN/(m3×d)生物膜所需周期相较于颗粒污泥所需周期可缩短37.5%.

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Characterization of anammox biofilm and anammox granular sludge at low temperature preservation.

PENG Zheng-hua, YANG Ben-qin*, YANG Zhi-hong, ZHAN You-sheng, PAN Xue-jun

(Faculty of Environmental Science and Engineering, Kunming University of Science and Technology, Kunming 650500, China)., 2023,43(2)：658～666

The preservation of anammox microorganisms is essential since it affects the subsequent reactor performance in nitrogen removal. The characters of anammox biofilm and anammox granular sludge at low temperature preservation were examined in this study. Results showed that after 64days preservation at 4°C, the specific anammox activities were found to be (351.4±14.5) mgN/(gVSS×d) for anammox biofilm and (32.3±2.7) mgN/(gVSS×d) for anammox granular sludge, which were 62.1% and 6.0% of those before preservation. Their EPS content decreased to (18.4±0.3) and (13.3±1.5) mg/gVSS, respectively. Moreover, the abundance of functional anammox genus, Candidatus Kuenenia, decreased from 16.3% to 6.1% in anammox biofilm and decreased from 16.8% to 1.6% in anammox granular sludge. Their anammox gene abundance also decreased to (1.48±0.29)×108and (5.05±1.53)×107gene copies/gVSS, respectively. During the reactivation of anammox process by using those two preserved anammox microorganisms, the time used to reach the NRR of 0.54kgN/m3was lowered by 15days for anammox biofilm compared to that of anammox granular sludge showing the anammox biofilm was a better preservation form for anammox microorganisms than anammox granular sludge.

anammox；preservation；extracellular polymeric substances (EPS)；microbial community

X703.5

A

1000-6923(2023)02-0658-09

彭正华(1994-),男,甘肃白银人,昆明理工大学博士研究生,研究方向为污水处理技术.发表文章1篇.

2022-07-15

昆明理工大学高层次人才引进经费项目(10978191)

* 责任作者, 副教授, ynybq87@kust.edu.cn