深入了解高溶解氧如何促进有氧颗粒硝化的启动外文翻译资料

 2022-08-27 10:17:22

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深入了解高溶解氧如何促进有氧颗粒硝化的启动

摘 要

为了阐明高溶解氧(DO)如何促进好氧颗粒污泥硝化的启动，在低(1-2 mg )和高DO(3-5 mg)条件下运行了两个颗粒反应器，其出水氨浓度相似(gt;20 mg N)。 结果表明，尽管两个反应器的亚硝酸盐平均积累率均在95%以上，但与高DO反应器相比，低DO反应器需要五倍的启动时间（11周）。此外，硝化性能与颗粒中硝化剂的分层程度呈正相关。在高DO条件下，硝化反应的启动速度较快，主要是由于在氨氧化菌（AOB）占颗粒表面的主导地位的条件下，较快地形成了分层良好的硝化剂。高DO操作与充足的氨供应相结合，确保了AOB的快速生长，这将为AOB在竞争可居住空间（即颗粒表面）方面提供优势。此外，在高DO条件下，颗粒的孔隙率较低，粒径较大，胞外聚合物（特别是蛋白质）的产生较活跃。总之，这些发现支持了以下观点，即颗粒中的硝化剂从混合到分层分布的转变主要由于它们对可居住空间的竞争而不是由氧限制所驱动的。

关键词 启动；硝化；颗粒污泥；分层；竞争

引言

最近，在控制剩余氨浓度或溶解氧（DO）与出水氨氮（）浓度之比（/）的基础上，突出强调了要对好氧颗粒污泥实现有效的硝化(Bartroli等人，2010年; Isanta等人，2015年; Reino等人， 2016 年)。颗粒硝化工艺不仅适用于高温高强度含氨废水的处理(Bartrol等人， 2010年)， 也可用于低温低强度含氨废水（如城市污水）的处理(Isanta等人，2015年; Liu等人，2018年; Reino等人，2016年)。值得注意的是，在不控制污泥停留时间(SRT)的情况下，不仅可以抑制亚硝酸盐氧化细菌（NOB），也可以在好氧颗粒反应器中保持高生物量的氨氧化菌（AOB）。因此，可以很容易地达到极高的体积硝化速率(Bartroli等人，2010年; Jemaat等人，2013年)。以往的研究提供了影响NOB抑制和长期维持颗粒污泥硝化性能的相关因素的有价值的信息(Bartroli等人，2010年; Isanta等人， 2015年; Jemaat等人，2013年; Poot等人，2016年; Reino等人，2016年; Soler-Jofra等人，2019年)。

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然而，在好氧颗粒污泥硝化的快速启动方面仍存在知识缺口。根据以往的报告，出水亚硝酸盐积累率(NAR)超过90%的颗粒硝化过程的启动时间在几周到几个月不等(Bartroli等人，2010年；Isanta等人，2015年)。到目前为止，在颗粒硝化的启动过程中，只能遵循低/比值的控制或保持足够的氨浓度。低/比值的控制或保持足够的氨浓度通常与氧限制有关(Bartroli等人，2010年；Reino等人，2016年)：硝化的实现主要归因于AOB和NOB之间对限制氧的竞争(Isanta等人，2015年；Perez等人，2014年)。然而，这与NOB(主要是硝化螺旋菌)在颗粒中混合分布时比AOB(主要是亚硝化单胞菌)具有更高的氧亲和力的发现(Picioreanu等人，2016年)矛盾，因为硝化螺旋菌是K-策略者（具有更高的氧亲和力和更低的比生长速率），而亚硝化单胞菌是r-策略者（具有更低的氧亲和力和更高的比生长速率）。此外，我们先前的研究(Liu等人，2017年)表明，虽然/比值低至0.02，但絮凝污泥系统中硝化反应的启动仍以失败告终。

在每个颗粒的局部尺度上，AOB不仅与NOB竞争氧气而且也竞争其他限制性资源，如可居住空间。不同条件下的空间竞争可能导致生物量的空间分布不同(Okabe等人，1996年)。以往的研究表明，颗粒中AOB和NOB的位置对实现硝化有显著影响(Picioreanu等人，2016年；Poot等人，2016年；Soler-Jofra等人，2019年)。然而，到目前为止，在颗粒硝化的启动过程中，AOB与NOB之间的空间竞争只受到了非常有限的关注。

如今，为了在活性污泥系统中实现硝化，强调了在高DO条件下(gt;1.5mg)促进AOB的生长，而不是通过限制颗粒的氧供应来抑制NOB（Law等人，2019年；Liu等人，2019年；Regmi等人，2014年；Wu等人，2016年）。但是关于高溶解氧能否和它将如何有利于好氧颗粒污泥硝化的启动的信息非常有限。

因此，本研究的目的是比较不同DO浓度下好氧颗粒污泥硝化的启动时间和特性的差异。还特别注意了颗粒中硝化剂在空间分布的演变。评价了硝化反应的启动、硝化剂空间分布的演变以及AOB与NOB的空间竞争之间的关系。

材料和方法

    1. 反应器的设置和运行

在高()和低()DO条件下，设置了两个相同的颗粒反应器，在低温（20-10℃）下处理低强度含氨废水。每个反应器的原理图如图1所示，工作体积为2.4L。将和的水力停留时间(HRT)分别控制在0.4h和0.8h。多孔扩散器放置在每个反应器的底部，以提供连续混合曝气。采用旋转仪测量和调节送风量，以保持每个反应器中50%的进水氨氮被氧化。因此，和的供气率分别保持在0.7-1.1L和0.4-0.6L。使用便携式多参数仪(HACH，Dusseldorf，德国)测量工作区域内的DO浓度，使pH保持在7.0-7.5范围内。在两个反应器的运行过程中，都没有控制SRT，污泥损失只发生在污泥取样和出水的冲洗过程中。这两个反应器都是在中国苏州市的冬季室温下运行的。两个反应器的运行参数汇总见表1。

采用相同的好氧颗粒污泥源作为两种反应器的接种物。和的初始生物量浓度分别为2.4和2.5。初始颗粒的平均粒度为0.47mm。这些颗粒是从实验室硝化反应器中收集的，该反应器能够完全硝化（氨氧化为硝酸盐）。硝化反应器的DO浓度为1.0-1.5 mg，进水NLR为1.7kg。

合成废水是根据Poot等人的研究（2016）准备的，由每升自来水0.2g、0.3g、0.05、0.03g、0.025g、0.02g 和1m L微量元素溶液组成。培养基中的铵根离子浓度约为50mg 。

表1 两个反应器的运行参数汇总

2.2 细胞外高分子物质(EPS)分析和生物量活性批量测试

根据Li和Yang的研究（2007）提取污泥细胞外高分子物质。采用苯酚-硫酸法测定细胞外多糖，同时采用改良的Lowry法测定细胞外蛋白（Jia等人，2017年）。以葡萄糖为多糖的分析标准。

为了研究颗粒污泥的硝化特性，直接在两个反应器中进行间歇试验，也称为原位间歇试验。每次在进行原位批量试验之前，停止和的连续操作。然后，在每个反应器中加入一个氨脉冲。在每批试验中，DO浓度、温度和pH与连续操作时的条件保持一致。采用特定的时间间隔收集水样，以保证氮化合物定量。

在工作体积为0.5L的玻璃容器中也进行了原位批量试验，以测量AOB和NOB的最大活性。在每次的原位批量试验中，保持较高的DO浓度(gt;6mg)和不限制浓度的铵根离子或亚硝酸盐。每个反应器中取出的颗粒用磷酸盐缓冲溶液洗涤三次，然后立即转移到原位批试验反应器中(0.5L)。以约400mL含铵根离子(35mg ，用于AOB活性测定)或亚硝酸盐(20mg，用于NOB活性测定)的合成废水作为进水。在每次试验中，通过添加缓冲液，将pH控制在7.0-7.5的范围内。由于每批试验只运行2-3h，操作温度没有根据室温控制。在不同时间点采集水样，用于测定氮化合物浓度。在每次试验结束时测定挥发性悬浮物(VSS)。

2.3 分析方法

按标准方法(APHA，2005)测定N-化合物、污泥体积指数(SVI)、挥发性悬浮固体(VSS)和总悬浮固体(TSS)的浓度。采用便携式多参数测量仪(HACH， Duuml;sseldorf，德国)测量散装液体中的温度、DO和pH。颗粒的粒径分布由Master size 3000粒度分析仪估量（Malvern，英国）。颗粒污泥的形态是通过立体420扫描电子显微镜(SEM)(剑桥徕卡仪器有限公司，剑桥，英国)与数字成像(Reino等人，2016年)研究的。根据Shi等人的研究（2009），确定了颗粒的比重和沉降速度。

2.4 荧光原位杂交(FISH)

通过FISH技术检测颗粒污泥中AOB和NOB的分布。颗粒冷冻技术和FISH技术是按照Poot等人的描述（2016）进行的。用Cy3标记的NSO190使用16SrRNA靶向寡核苷酸探针来检测NOB的分布，用FAM标记的NIT3和NTSPA662A用于NOB的检测。EUB338I、EUB338II和EUB338III用于所有细菌的检测。在原位杂交后，用Zeiss LSM5共聚焦激光扫描显微镜(Overkochen，德国)采集图像样本。

2.5 DNA提取、PCR扩增和高通量测序技术

为了鉴定微生物群落，采用高通量测序技术对每个反应器的代表性颗粒污泥样品进行了分析。根据制造商的建议，土壤基因组 DNA 提取试剂盒(MP Bio-medicals，Illkirch，法国)被用来提取颗粒样品的基因组DNA。采用NanoDrop1000分光光度计(Thermo Fisher Science，Waltham，USA)对提取的DNA进行了数量和质量检测。将所有提取的DNA样品调整到20ng以上进行标记焦磷酸测序。

根据我们先前的研究(Liu等人，2017年)进行了PCR扩增和Illumina Miseq测序。用F515和R907引物对16SrRNA基因进行PCR扩增。通过MOTHUR程序，将获得的高质量序列聚合成具有97%相似性的操作分类单元(OTUS)，然后通过平均最低分类水平在80%以上的SILVA参考数据库分配分类信息。

结果和讨论

3.1 在高DO条件下，硝化反应的启动更快

图1显示了两个反应器的整体性能。将和的进水NLR固定在1.5kg 和3.0kg（表1）。为了确保只有一半的进水氨氮被氧化，中的DO浓度控制在1-2mg，中的DO浓度控制在3-5mg（表1）。因此，两个反应器的出水氨浓度维持在相同的水平(20-25mg，图1，Aamp;D)。在研究一开始时，两个反应器都观察到亚硝酸盐的累积(图1，Aamp;D)。然而，中的出水亚硝酸盐浓度的增长趋势从第8天开始减慢(图1A)。直到第77天，中的NAR达到95%(图1B)，此时的出水硝酸盐浓度低于0.5mg(图1A)。但是，在中，NAR的高氮化率在两周内就超过了95%(图1E)。然后，在10-15℃下稳定地保持高氮化处理低强度废水。虽然在整个研究过程中，这些硝化颗粒是在没有外部有机碳源供应的情况下培养的，但在这两个反应器中检测到了5%- 20%的总氮损失，这与颗粒中发生某些反硝化反应的可能性相一致(Matsumoto等人，2010年；Ni等人，2011年)。

通过保持高剩余氨浓度或低/比值，主流条件下在有氧颗粒中抑制NOB的氧限制得到了保证(Isanta等人，2015年；Perez等人，2014年；Poot等人，2016年)：/比值越低，氧限制越强。在我们的研究中，两个反应器中的剩余氨浓度都在相同的水平(gt;20mg)，因此中/比值(0.07plusmn;0.02，图1C)总是低于(014plusmn;0.04，1F)。不同于以往低/ 比有利于颗粒系统中NOB抑制的模式(Jemaat等人，2013年)，我们的结果表明，在高/比(即高DO浓度)的中，NOB的活性抑制速度更快。也就是说，我们的实验结果不能用涉及氧限制的机制来解释。

图1 RL（左）和RH（右）的性能。浅黄色区域代表高氮化的启动阶段。AOR：氨氧化率；NAR：亚硝酸盐积累率。

最近，Kent等人在报告中提到（2019），主流好氧颗粒中NOB的抑制与氧限制和游离氨的抑制有关。此外，颗粒中NOB的抑制也受到操作温度的显著影响。即需要较高的剩余氨浓度或较低的/比值，以有效抑制较低温度下的NOB ( Isanta等人，2015年；Jemaat等人，2013年；Soler-Jofra等人，2019年)。但在本研究中，两个反应器是平行操作的，并且具有相同的体积氨浓度(即FA浓度)。因此，在高DO反应器()中，硝化反应的快速启动应该从其他方面来解释。

注意，保持颗粒中NOB抑制的低/比或高剩余氨浓度，应基于颗粒具有良好分层硝化剂的前提：颗粒表面以AOB为主，NOB位于AOB层下(Picioreanu等人，2016年；Poot等人，2016年；Soler-Jofra等人，2019年)。在这种分布下，大多数氧气首先被外部AOB消耗，从而导致在低/比或大量氨的条件下，内部NOB的氧气短缺。这也是为什么AOB在分层颗粒中表现出比NOB更高的氧亲和力(Picioreanu等人，2016年)。在此基础上，在大量氨存在的条件下，好氧颗粒硝化的启动在颗粒形成分层硝化剂的过程中起着关键作用。因此，在我们的研究中，观察到在中的硝化反应能够更快地启动，是由于在高DO条件下能更快地形成分层良好的硝化剂。为了证实这一点，我们利用原位批量试验(Soler-Jofr

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