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从大豆废水的厌氧发酵中提取的替代碳源
以改善尾水的深度脱氮
摘要：该研究探索了一种改善反硝化生物滤池（DNBF）尾水深度脱氮的方法，该方法利用大豆废水厌氧发酵中提取的替代碳源，因为其丰富且成本低。在批次测试中发现，在最佳条件下可以从大豆废水中快速获得替代碳源。获得的碳源主要由乙酸和丙酸组成。加入C / N比为5的发酵大豆液（FSL），脱氮效率可达到91％以上，与商品醋酸盐相当。进一步的分析表明，FSL对于DNBF中生物膜的形成和微生物多样性方面是优于商业醋酸盐的，这是DNBF对污染物去除的满意性能。此外，利用FSL作为深度脱氮的替代碳源，可以达到预期潜在的环境效益，这在大规模应用中具有一定的前景。
1 介绍
工业尾水是废水处理厂的二级废水，其特征在于可生物降解的有机物含量低和相对高浓度的总氮（TN）。最近，工业尾水的进一步有效处理越来越重要[1]。 它不仅可以显著防止水体的富营养化和恶化，而且还可以缓解中国缺水的困境。因此考虑到其产生量巨大以及低浓度的污染物，可以进行适当的处理，使尾水可以作为再生水再利用。由于地表水中TN浓度的规定限制在1.5 mg / L以下[2]，故处理尾水最紧迫和最困难的问题是去除各种形式的氮。生物脱氮是废水中去除TN的可靠方法，其中通过生物膜结合物理过滤和生物去除的反硝化生物过滤器（DNBF）在深度脱氮过程中是突出的，并已广泛应用于市政/再生污水处理厂[3，4]。 然而，决定深度脱氮性能的关键因素之一是进水中有机碳源的浓度，反硝化作用是利用功能性异养反硝化剂的缺氧过程。通常，因为尾水中的C / N比非常低，所以需要添加外部碳源以增强氮的去除效果。在选择合适的反硝化碳源时，必须考虑几个因素：反硝化速率、运行成本、采购方法、处理和储存安全性及不利/有毒化合物含量等[5]。 甲醇、乙醇和乙酸是最常用的外部碳源，因为它们可以很容易地被反硝化剂利用。然而，缺点是大量使用会显著增加操作成本。据报道，碳源和废物管理的成本占废水处理总成本的50％[5,6]。 因此，一些研究人员转而从经济和环境角度寻找有机废弃物中的替代碳源，如废弃污泥和工业废水[7–9]。在那些被发现的替代碳源中，挥发性脂肪酸（VFA）已经获得了众多学者的认可。
近年来，考虑到它显而易见的贡献效果和便利性，它们非常受欢迎。它们可以通过酸相厌氧发酵或污泥和有机废水的热水解现场生产，在处理和再利用“废物”的过程中，处理和储存问题可以同时最小化[10，11]。
应该指出的是，从实际需要和实际条件的角度来看，还应同时考虑有机废物对VFAs生产的选择性。豆腐和豆浆是传统的东方食品，由于营养价值高，特别是在亚洲，因此广受欢迎。随后的问题是每年制造过程中产生了大量的大豆废水[12，13]，例如，中国目前每年生产大约1000万吨的大豆废水，由于大豆产品消费量大，这一数量在持续增加[14]。 大豆废水含有丰富的有机物，如蛋白质和多糖[15]，其适当处理和处置的成本相当高，而且直接排放大豆废水会带来很大的环境风险[16]。但是，废水处理中丰富的可生物降解成分可能被用作微生物发酵的高质量底物，有机酸生产中大豆废物的价值已在发酵工业中得到证实[17]。然而，利用大豆废水生产的VFAs作为深度脱氮的替代碳源的潜力被低估和忽视。一般来说，如果能够成功应用该方法，可以同时实现资源回收（VFAs），无害化处理大豆废物，防止尾水中的TN污染，这将具有重要意义。
因此，在本研究中，主要目的是研究应用来自大豆废水厌氧发酵的替代碳源的可能性，以增强DNBF中的TN的去除。首先研究了大豆废水的最佳发酵条件，然后探讨了发酵大豆液（FSL）的作用以及相应的剂量对DNBF整体性能的影响，还进行了与商业醋酸盐在操作结果上的比较。进一步确定了DNBF中生物膜结构和微生物群落的变化，揭示了FSL驱动的高TN去除效率的机制。最后，从环境经济效益的角度对从大规模应用FSL作为外部碳源的可能性进行了理论估计。
2 材料和方法
2.1 废水和商用醋酸盐
大豆废水从位于中国宜兴市的大豆加工厂收集，尾水从中国太湖附近的工业园区（主要是化学、印染行业）的污水处理厂收集。废水的主要特征见表格1。
表格1 实验中使用的废水特征
|
类型 |
COD (mg/L) |
BOD (mg/L) |
NH4 -N (mg/L) |
TP (mg/L) |
NO3-N (mg/L) |
NO2-N (mg/L) |
pH值 |
|
大豆废水 |
7500-8500 |
3800-4300 |
20-30 |
8-14 |
0.4-0.9 |
0.02-0.04 |
4.3-5.4 |
|
尾水 |
52-65 |
5-8 |
0.7-2.1 |
0.06-0.1 |
8-12 |
0.02-0.04 |
6.8-7.2 |
废水的特征是其高TN浓度引起了人们的极大关注，而未观察到其他抑制/毒性化合物或低于流出物的排放限制。商业醋酸盐与纯度99％购自中国上海的国药化学试剂有限公司。
2.2 大豆废水发酵最佳条件的探讨
在该研究中使用相同的反应器，其为圆柱形（半径为15cm、高为60cm）。它们由有机玻璃材料制成，工作容量为35L。密封反应器以保持厌氧，并保持80转/分钟（rpm）的搅拌速度以混合该混合物。所有反应器中的生物质浓度设定为2000mg MLSS / L。在4个发酵反应器中进行探究水力停留时间（HRT）对VFA生产的影响，其将HRT分别设定为6、12、18和24小时，所有发酵反应器均在室温下操作而无需调节pH。通过分析5个循环后发酵系统中的VFA浓度，确定从大豆废水中生产有效VFA的最佳HRT。
据报道，酸性条件更有利于高负荷有机废水的发酵[18]。因此，通过添加4 M氢氧化钠（NaOH）或4 M盐酸（HCl），并使用在线pH控制器控制发酵pH在3-7范围内，评估pH对VFA生产的影响。所有发酵反应器在室温下操作，并且在5个循环后分析VFA以获得最佳发酵pH。在具有水浴控制器的反应器中研究温度对VFA的影响，温度分别控制在15、25和35 ℃，HRT控制在18小时。通过比较不同反应器中的VFA浓度，获得了有效VFA生产的最佳温度。
2.3 DNBF设置增加了不同的碳源
通过在废水处理厂中以1：1的体积比引入来自缺氧池的尾水和污泥的混合物来启动DNBF的设置，沉降24小时。然后排出未粘附或保留在DNBF中的填料层中的液体和部分污泥。原污泥的特征如下：MLSS 7000-7200 mg / L，MLVSS 3100-3250 mg / L，DO lt;0.5 mg / L，pH 6.7plusmn;0.2，按上述过程重复3次。然后连续操作两组相同的DNBF，分别加入乙酸盐和FSL作为碳源处理尾部废水，反应器的结构如图1所示。DNBF反应器的基本参数lt;p80 mmtimes;1.4 m，填料层由生物陶瓷组成，高度为800mm。在FSL中，COD / NO3minus;（C / N）的比例为5：1，可生物降解的碳源在65％以上。监测两个反应器的流出物中NO3minus;和NO2minus;的浓度，直至其达到稳定。
2.4 FSL作为替代碳源对DNBF反硝化效率的影响
进行FSL对DNBF中反硝化的影响实验，直至系统达到稳定。FSL的添加分别控制在3：1、5：1和8：1的C / N比，将添加有乙酸盐的反应器作为对照。监测流出物中的NO2minus;、COD、P和NO3minus;的浓度，从而得知FSL的添加对去除TN效率及DNBF的总体性能会产生怎样的影响。
图1 操作参数对VFA生产的影响（A）HRT；（b）pH值；（C）温度
2.5 扫描电子显微镜
SEM图像用于分析DNBF中的生物膜结构，在稳定操作后，从DNBF收集污泥并用0.1M磷酸盐缓冲液（pH=7.4）洗涤3次，然后在含有2.5％戊二醛的4℃的0.1M磷酸盐缓冲液（pH=7.4）中固定4小时，再用0.1M磷酸盐缓冲液（pH=7.4）冲洗两次后，将样品用梯度乙醇（50、70、80、90和100％，每步15分钟）脱水，并在空气中干燥。最后，使用FEI Quanta 200 SEM在20kV下获得图像。
2.6 用于微生物群落分析的Illumina MiSeq测序程序
样品在稳定后从DNBF中取出，根据OMEGA试剂盒制备指南（EZNATM Mag-Bind Soil DNA Kit）从中提取DNA，并使用Qubit 2.0荧光计（Invitrogen，Carlsbad）定量样品，并在0.8％琼脂糖凝胶上检查DNA质量，测序库由Omega Bio-Tek公司（代理：广州飞翔生物工程有限公司，中国南京）建造。简而言之，使用5-50ng DNA产生扩增子，并通过有限循环PCR将指数衔接子添加到16S rDNA扩增子的末端。使用Agilent 2100生物分析仪验证DNA文库，并通过Qubit和实时PCR定量。根据制造商的说明将DNA文库多路复用并装载在Illumina MiSeq仪器上。本研究中使用的引物为341F（51-CCTAYGGGRBGCASCAG-31）和806R（51-GGACTACNNGGGTATCTAAT-31），据报道是用于细菌分析的通用引物[19]，使用2250双末端配置进行测序。通过MiSeq仪器上的MiSeq控制软件（MCS）进行图像分析和碱基调用，在Illumina基础空间云计算平台上进行了初步分类法分析。
2.7 分析方法
COD、NH4 -N、PO43minus;、NO3minus;-N、NO2minus;-N和VFAs的测定符合标准[20]。通过pH分析仪（pH电极6010P，JENCO，USA）记录pH值，通过GC（Agilent GC7890）测试VFA浓度，样品的预处理和程序与之前文献相同[21]。VFAs的浓度标准化统一为mg COD / L的表达。COD转化因子为1.07g-COD / g乙酸，1.51g-COD / g丙酸，1.82g-COD / g丁酸和2.04g-COD / g戊酸[22]。
2.8 统计分析
本研究中的所有测试重复3次进行，方差分析（ANOVA，p lt;0.05）用于检验结果的显着性。
3 结果与讨论
3.1 从大豆废水中有效生产VFA
众所周知，有机废弃物的厌氧发酵受到发酵时间、pH值和温度等各种因素的显著影响[23，24]。 因此，首先研究了影响大豆废水有效VFAs生产的影响因素，水力停留时间（HRT）是影响VFA生产的关键因素之一。如图1（A）所示，VFAs浓度在初始阶段迅速增加，18h达到最大浓度1470 mg COD / L，随着发酵时间的延长而降低。基于上述结果，最佳发酵时间设定为18小时，其中获得最高浓度的VFAs。显然，用于VFAs生产的大豆废水的最佳发酵时间比其他有机废物短得多，例如废弃的污水污泥和食物废物，通常为4-20天[21,25]。通常，有机物厌氧处理期间最高VFAs生产的操作时间的缩短带来了许多益处，例如从工程角度来看，碳源的快速供应和装置体积的减少（即反应器操作所需的空间）。
在有机物的厌氧发酵过程中，pH也起着关键作用。从图1（B）中可以看出，在不同的pH下，VFAs的浓度显着变化。在pH= 3时，最高的VFAs浓度仅为760 mg COD / L，这可归因于抑制微生物活性的强酸性效应。在污泥发酵过程中也出现过类似的结果，例如吴等人。我们发现强酸处理可以提高可溶性底物的浓度，但由于微生物活性低，VFAs的产量很低[26]。随着pH的增加，能观察到明显的改善，因为VFAs的浓度在pH=4时会升至1176mg COD / L。pH约为5时它进一步升高至摄取1450mg COD / L，其占总可溶性COD的20.1％。在pH=6下继续略微增加。然而，pH5、6和7之间的VFAs浓度差异不显着（F = 6.64，P = 0.08gt; 0.05，F临界 = 9.55）。每个反应器中的总COD浓度约为7200plusmn;5
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