摘要

糞產堿杆菌屬4號(4號)進行異養硝化和好氧反硝化，在合成培養基和厭氧消化的城市汙泥溶液中去除800 mg-N/l的高強度銨和100 mg-P/l的磷。估計N₂氨氮的轉化率約為50%。當合成培養基中磷的初始濃度降低到30 mg-P/l左右時，8 h後，當磷被消耗90%以上時，磷對4號的生長有抑製作用，8 h後磷停止了4號的生長。N₂氨氮轉化率接近100%。

關鍵字

糞產堿杆菌屬；高強度的銨;除磷;N₂轉化率

簡介

許多細菌都能進行異養硝化和好氧反硝化[1-5]。使用這些細菌除銨比傳統的好氧硝化和厭氧反硝化除氮過程更有利，因為在好氧條件下，除銨發生在一個反應器中，使用一種細菌。這些細菌的生長速率高，水力停留時間短，其除銨率高於常規除銨工藝。

糞產堿杆菌屬4號(No. 4)是一種具有異養硝化和好氧反硝化能力的細菌，其多種應用已被證實。4號進行了以下異養硝化和好氧反硝化過程，NH₄⁺→NH₂哦→N₂O→N₂大約40%和60%的氨氮分別轉化為N2氣體和細胞質量。隻有一小部分的NO₂- - -沒有_3.-都是從[6]銨中產生的。4號在不稀釋廢水[7]的情況下，脫除了90%以上的生豬廢水高強銨和化學需氧量(COD)。4號除銨速率為3 kg-NH₄- n / m^3.對城市汙水處理廠[8]厭氧消化汙泥的處理。某化工公司的廢水中含有高濃度的5000毫克氨₄-N/l和少量BOD采用4號處理，平均氨氮去除率為1.1 kg-NH₄- n / m^3./天[9]。采用4號反應器處理焦化廢水(CW)，去除焦化廢水[10]中400 mg/l的高強度氨氮和400 mg/l的苯酚。這些去除率比傳統的處理方法高幾百倍。

由於4號主要使用有機酸作為碳源，而實際處理中沒有糖，因此有機酸的廉價生產和供應是銨處理中4號物化的關鍵。以某城市垃圾傾倒場滲濾液為種子，添加糖進行厭氧發酵，得到高有機酸溶液，並通過平衡總有機碳(TOC)和NH，將製備的混合有機酸溶液添加到高銨低碳廢水中₄- n。[11]驗證了該方案的有效性。在這些研究中，除磷並不是重點。部分高強銨廢水中還含有高濃度磷，磷含量超過100 mg-P/l，同時生物去除高強銨氮和磷難度較大。在本研究中，在合成人工廢水和厭氧消化的城市汙泥溶液中使用No. 4同時去除氮和磷。在低磷條件下，N2轉化效率接近100%。

材料和方法

應變

4號的詳細特性在先前的論文[6]中有描述。從4號培養的細胞與50%的甘油溶液混合在小瓶中，並在-80°C保存。每次預培養，1瓶作為4號接種物。

合成培養基

一種合成介質，含(每升)14k₂HPO₄6 KH₂阿寶₄12.5乳酸鈉，2 (NH₄) 2₄0.2 MgSO₄・7 h₂O, 2 ml微量礦物溶液用於4號的預培養。該微量元素溶液含有以下成分(每升克):57.1 EDTA(2,2 '，2 "，2 " -(乙烷-1,2-二烷基二硝基)四乙酸)·2Na, 3.9 ZnSO₄・7 h₂O 7 CaCl₂・2 h₂啊,5.1 MnCl₂・4 h₂啊,5.0 FeSO₄・7 h₂啊,1.1 (NH₄) Mo7O₂₄・4 h₂啊,1.6 CuSO₄・5 h₂O和1.6 CoCl₂・6小時₂O。

廢水利用

厭氧消化汙泥由橫濱市汙水處理中心(日本橫濱)提供，多餘的市政脫水活性汙泥在37℃的條件下在6000噸規模的厭氧消化器中消化。消化後汙泥的主要特性為pH值7.3，揮發性脂肪酸濃度24 mg/l，氨氮濃度1000 mg/l，磷濃度100 mg/l。

以上述合成培養基為基礎，製備了含約800mg - n /l、100~ 40mg - p /l和10g - c乳酸/l的人工廢水。

反應堆使用

小型罐式發酵罐一台(總容積1升，工作容積300毫升;使用BMJ-01PI, Able公司，東京，日本)。通過在發酵罐中插入DO傳感器(SDOC-12F, Able公司，東京，日本)和pH傳感器(Easyferm Plus 225, Hamilton Bonaduz AG, Bonaduz，瑞士)來監測溶解氧(DO)濃度和pH值。溫度維持在30°C。攪拌速度控製在650 rpm，恒定的送風速率為30 ml/min，以保證DO濃度保持在大於2 mg/l。

實驗的程序

用合成培養基製備的預培養物作為接種物進行後續實驗。

以合成介質為基礎製備了兩種人工廢水樣品。第一個樣品中大約含有800 mg-N/l和100 mg-P/l，模擬厭氧消化汙泥中銨和磷的含量。第二種含有約800 mg-N/l和30 mg-P/l。兩種廢水樣品均加入約10 g/l的乳酸和4號預培養液，並在罐式發酵罐中監測N、P和C的變化。

230毫升厭氧消化的汙泥溶液，50毫升乳酸溶液和20毫升預培養的4號放入罐式發酵罐中，同時監測N、P和C濃度的去除情況。

分析方法

使用銨離子傳感器(SNH-10, Able公司，東京)測定銨離子濃度。濃度不₂- - -沒有_3.-由HACH公司(美國科羅拉多州)的硫酸亞鐵法(TNT840)和二甲基酚法(TNT835)測定。

樣品20~ 50ml, 4°C, 10000 rpm離心，沉澱的細胞團用無菌蒸餾水漂洗，漂洗後的細胞團離心後，在100°C幹燥2天。測定4號的幹細胞質量，並在KURITASU analysis CO.， Ltd (Tukuba, Japan)測定幹細胞質量的元素分析。

為測定4號細胞數，將樣品培養物稀釋後，置於含有合成培養基和1.5%瓊脂的合成瓊脂平板上，30°C孵育2天。因為之前已經證實，4號在培養皿上的生長速度明顯快於厭氧消化汙泥中的其他原生細胞，2天後在培養皿上出現的菌落，也表現出4號的特有形態特征，就被計算為4號。細胞濃度以細胞/ml表示。

通過曝氣從罐式發酵罐排出的銨被困在0.1 N H中₂所以₄測定了沉澱銨的含量。乳酸濃度的測定采用生物傳感器BF-7S/D (Model BioFlow STAT, Oji科學儀器有限公司，兵庫，日本)。磷濃度采用日本工業標準K0102.4601測定。

結果與討論

合成磷濃度為100mg /l的培養基

以750 mg-N/l和125 mg-P/l的合成培養基為基礎，製備與厭氧消化汙泥廢水含量相近的人工廢水，監測4號對N、P、C的去除情況，如圖1所示。去除的NH模式₄-N和磷(P)含量相近，22 h後兩者同時消耗₄-N和磷(P)下降到足以阻止4號的生長，DO濃度開始上升。在此期間，乳酸的消耗繼續進行，pH值的變化是最小的。

圖1:氨氮(NH₄在含750 mg-N/l和125 mg-P/l的人工廢水中，4號廢水中的-N)(●)、磷(P)(□)和乳酸(▲)。還顯示了溶解氧(DO)濃度(〇)和pH(△)。原來的氨氮(NH₄-N)值除以10使圖更清晰。

氮平衡:反應器內氮平衡如下。

N(輸入)=N(剩餘)+ N(合成細胞)+ NH_3.(蒸發)+不₂-(已生產)+ NO_3.-(已生產)+ N₂(從NH轉換₄- n)。（1）.

因此,

N₂(從NH轉換₄-N)=N(輸入)-N(剩餘)-N(合成細胞)- NH_3.(蒸發)——沒有₂(生產)_3.——(產生)。（2）

將22 h後測量的每一項的值引入到方程(2)中。

N(輸入)-N(殘留)=750 mg/l-0 mg/l (3)

22 h後幹細胞質量增加5.39 g/l。（4）

從幹細胞質量的元素分析，N含量為7.9%。（5）

因此，細胞內N含量=5.39 × 0.079=426 mg/l。(6）

測定的NH3(蒸發)、NO₂-(已生產)和NO_3.-(生產的)分別為5.0 mg/l、1.3 mg/l和2.8 mg/l。

因此N2(由NH4 -N轉換而來)=750-426-5-1.3-2.8=315mg/l。(7）

NH4 -N的N2轉化率=(315/750)× 100 =42%。（8）

這個值類似於前一篇論文[6]中報告的值。

碳消費:乳酸消耗=初始濃度- 22 h後濃度= 10.3-4.4=6.2 g/l。乳酸碳含量=(6.2 × 12 × 3)/90=2.48 g/l。那麼，消耗的C/消耗的N=2.48/0.75=3.3。

在我們之前的論文[6]中，我們證明了為了控製pH值，在合成培養基中，當磷濃度設置為當前實驗值的100倍時，確保碳和氮同時消耗所需的最佳碳氮比為10。這說明低磷濃度處理高強銨在碳需求方麵更經濟。

厭氧消化汙泥廢水

利用橫濱市厭氧消化的粗汙泥廢水，研究了在與上述合成介質相似的操作條件下對N和P的去除。結果如圖2所示。圖2中顯示的刪除模式與圖1類似。NH₄廢水中-N和磷在22 h後同時被幾乎完全去除。

圖2:氨氮(NH₄-N)(●)、磷(P)(□)和乳酸(▲)均為4號厭氧消化汙泥，分別為797 mg-N/l和95 mg-P/l。還顯示了溶解氧(DO)濃度(〇)和pH(△)。原來的氨氮(NH₄-N)值除以10使圖更清晰。

用上述方法計算氮平衡:N(輸入)- N(殘餘)= 797 mg / l。

細胞質量增加4.57 g/l。

從幹細胞質量的元素分析，N含量為7.9%。

因此，細胞內氮含量=4.57 × 0.079 =361 mg/l。

NH3(蒸發)，NO₂-(已生產)和NO_3.-(生產的)分別為8.0 mg/l、9.2 mg/l和1.4 mg/l。因此,N₂(從NH轉換₄- n) = 797 - 361 - 8 - 9.2 - 1.4 = 417 mg / l。N₂從NH的轉化率₄- n =(417/797)×100 = 52%。

碳消費:乳酸消耗=10.4-4.21=6.19 g/l。乳酸的含碳量為2.48 g/l。那麼，消耗的C/消耗的N=2.48/0.797=3.1。這些結果與上述綜合數據的結果相似。在本實驗條件下，磷的去除率為91 mg/l。因此，厭氧消化汙泥溶液中初始濃度為100 mg-P/l時，NH₄-N濃度為876 mg/l就足以完全去除磷。因此，由於粗廢水的含量約為1000 mg-N/l，添加4號幾乎可以同時去除粗廢水中的氮和磷。

P初始濃度為38 mg/L時的合成培養基

當初始磷水平降低到約30 mg-P/l時，發現了一個獨特的現象。除初始P濃度降至30 mg/l外，實驗過程與上述相似。結果如圖3所示。8 h後磷含量從38 mg/l下降到3 mg/l，這一濃度限製了4號的生長。NH的減少₄8h後-N和乳酸持續。因此，將分析分為0~8 h和8 h後兩部分。

分析在0 ~ 8 h

N(輸入)-N(殘留)= 936-440=496 mg/l。

8h時幹細胞質量增加2.66 g/l。

幹燥細胞質量的元素分析測定N含量為9%。

細胞內氮含量= 2.66 × 0.09=239 mg/l。

NH的實測值_3.(蒸發),沒有₂-(已生產)和NO_3.-(生產的)分別為0.4 mg/l、6 mg/l和7 mg/l。

因此,N₂(從NH轉換₄- n) = 496 - 239 - 0.4 - 6 - 7 = 244 mg / l。

N2與NH的轉化比₄-n = (244/496) × 100=49%。

這個值與上麵兩個實驗的值相似。

碳消費:消耗的乳酸=10.9-7.9=3 (g/l)。乳酸碳含量=1.2 g/l。消耗的碳/消耗的氮= 1.2/0.496=2.4。該值表明，這一階段的碳需求是先前報告的值[6]的四分之一。

8 h後分析

如圖3所示，8h後，磷濃度降低，限製了4號的生長，主要原因是DO濃度停止下降，逐漸開始上升。利用nhh濃度的變化₄-N和乳酸，進行了類似的分析。

圖3:氨氮(NH₄-N)(●)、磷(P)(□)和乳酸(▲)均以4號人工廢水(含936 mg-N/l和38 mg-P/l)淨化。還顯示了溶解氧(DO)濃度(〇)和pH(△)。原來的氨氮(NH₄-N)值除以10使圖更清晰。

N(輸入)- N(殘餘)= 440 mg / l。8h後細胞質量增加0.96 g/l。幹細胞質量的元素分析測定N含量為9.4%。細胞內氮=0.96 × 0.094=90 mg/l。

NH的實測值_3.(蒸發),沒有₂-(已生產)和NO_3.-(生產)分別為0.4、0.4和0.7 mg/l。

因此,N₂(從NH轉換₄- n) = 440 - 90 - 0.4 - 0.4 - 0.7 = 349 mg / l。

N₂從NH的轉化率₄⁺- n =(349/440)×100 = 79%。

在此期間，8 h和16 h的細胞數為1.10 × 10⁹1.12 × 10⁹細胞/毫升,分別。這表明細胞數量的增加和氮被吸收到細胞合成中是可以忽略不計的。

因此，轉換比為N₂=((440 - 0.4 - 0.4 - 0.7) / 440)×100 = 99.6%。

隨著細胞質量的增加，認為4號積累了胞內物質中的殘碳。我們已經證明，這種細菌在不利的環境條件下進行一些細胞內物質的合成。例如，4號在無生長的高滲透壓條件下合成了滲透保護劑羥基外泌素[7]。在這種限p條件下，細胞顏色變為粉紅色，表明合成了有色物質。8 h後細胞內碳含量為45.1%，8 h前為36.8%。這支持了碳含量在細胞內增加的觀點。

繼續的可能性₂添加NH生產₄- n和乳酸

圖3表明N₂4號細胞在沒有細胞生長的情況下繼續生產。在14 h後，通過添加更多氮氣來測試繼續生產氮氣的可能性NH₄- n和乳酸。圖4為添加乳酸14 g/l和N 700 mg/l時的結果。雖然氨氮的去除率比前一階段降低了1/4，但氮和碳的去除率仍在繼續。去除率的下降可能是由於長期缺乏磷或缺乏其他微量元素造成的壓力。

圖4:氨氮(NH₄-N)(●)和乳酸(▲)後12 h的實驗結果類似於圖3所示的額外添加氨氮(NH4 -N)和乳酸在14 h₄-N)值除以10使圖更清晰。

關於生物除磷，已經發表了幾篇報告。一種流行的過程是增強型生物除磷係統，它使用分離的槽進行厭氧和厭氧條件[12]。其中一位作者發表了一篇關於一種磷積累量高的細菌的文章，該細菌細胞內磷含量高達30%。然而，這種細菌沒有N₂生產能力[13]。一些反硝化細菌具有聚磷能力[14,15]。它們的p去除率在1 mg/l/h範圍內。在4號體係中，磷的去除率提高了10倍以上，用這個簡單的體係可以同時去除高強度的銨和相當高濃度的磷。

參考文獻

1. 楊雪平，王思敏，張德偉，周麗霞(2011)一株好氧異養硝化反硝化細菌的分離及脫氮特性，枯草芽孢杆菌生物資源技術102:854- 862。［Ref。］
2. 張清良，劉勇，艾茂民，苗麗麗，鄭海輝等(2012)一種新型異養硝化-好氧反硝化細菌的特性，芽孢杆菌methylotrophicus發明人或者設計人。生物資源技術108:35-44。［Ref。］
3. 趙斌，安強，何麗麗，郭建軍(2012)N₂O, N₂異養硝化過程中的生產糞產堿杆菌屬菌株NR.生物資源技術116:379-385。［Ref。］
4. 陳培忠，李娟，李慶霞，王永春，李斯普等(2012)細菌異養硝化和好氧反硝化的同時進行，紅球菌屬sp．CPZ24。生物資源技術116:266-270。［Ref。］
5. 朱亮，丁偉，馮麗娟，孔燕，徐娟，等(2012)好氧反硝化菌的分離及其在低營養生態係統生物修複中的應用。生物資源技術108:1-7。［Ref。］
6. 朱洪生，平井明，Shoda M(2005)高強度銨的硝化和反硝化糞產堿杆菌屬．生物技術雜誌27:773-778。［Ref。］
7. 張誌強，張海平，張正田(2006)養豬場廢水的處理糞產堿杆菌屬異養硝化好氧反硝化菌株4。水Res 40: 3029-3036。［Ref。］
8. Shoda M, Ishikawa Y(2014)厭氧消化汙泥中高強度銨的異養硝化和好氧反硝化糞產堿杆菌屬4號。中國生物工程學報(英文版)［Ref。］
9. Shoda M, Ishikawa Y(2015)某化工企業廢水的異養硝化和好氧反硝化糞產堿杆菌屬4號。汙水處理。1:1-5。［Ref。］
10. Shoda M, Ishikawa Y(2016)焦化廢水中高強度銨和苯酚的去除糞產堿杆菌屬4號。應用生物工程學報1:00014。［Ref。］
11. Shoda M, Ishikawa Y(2016)製備的有機酸溶液用於高強度銨處理的利用糞產堿杆菌屬4號。Int J水廢水處理2:1-4。［Ref。］
12. 王曉燕，王曉燕，王曉燕，等。(2007)強化生物除磷技術的研究進展。水Res 41: 2271-2300。［Ref。］
13. 邵田明，大sumi T, Udaka S(1980)高磷酸鹽積累細菌的篩選。農業生物化學44:319-324。［Ref。］
14. 範瑞金J(2000)典型的反硝化細菌聚磷酸鹽積累副球菌denitrificans．應用環境微生物監測66:1209-1212。［Ref。］
15. ．馬婷，陳強，桂明，李超，倪娟(2016)農杆菌屬sp. LAD9在不同氧濃度下。App Microbiol biotechnology 100: 3337-3346。［Ref。］

在此下載臨時PDF

條信息

文章類型:研究文章

引用:Shoda M, Ishikawa Y(2017)糞堿性藻4號同時去除高強度銨和磷。國際J水廢水處理3(3):doi http://dx.doi.org/10.16966/2381-5299.147

版權:©2017 Shoda M，等。這是一篇開放獲取的文章，根據創作共用署名許可協議(Creative Commons Attribution License)發布，該協議允許在任何媒體上不受限製地使用、分發和複製，前提是注明原作者和來源。

出版的曆史:

收到日期:2017年6月30日

接受日期:2017年8月16日

發表日期:2017年8月22日