工业水处理, 2021, 41(7): 94-99 doi: 10.19965/j.cnki.iwt.2020-0941

• 试验研究 •

餐厨发酵液强化喹啉降解和反硝化脱氮

林惟实,1,2, 何春华1,2, 王传亚1,2, 郑晓浩1,2, 胡真虎1,2, 王伟,1,2

Enhancement of quinoline degradation and denitrification nitrogen removal by using fermentation liquid from food waste

Lin Weishi,1,2, He Chunhua1,2, Wang Chuanya1,2, Zheng Xiaohao1,2, Hu Zhenhu1,2, Wang Wei,1,2

通讯作者: 王伟，副教授，电话：0551-62904144，E-mail：wang_wei@hfut.edu.cn

收稿日期: 2021-05-1  

基金资助: 国家重点研发计划项目.  2019YFC0408502
国家自然科学基金面上项目.  51878232

Received: 2021-05-1  

作者简介 About authors

林惟实(1996-),硕士在读,电话:18855170151,E-mail:zeroweishi@163.com , E-mail：zeroweishi@163.com

Abstract

In the treatment of industrial wastewater, the quinoline compounds could severely inhibit the denitrifying bacteria in the activated sludge process and hinder the biological denitrification process of wastewater. In this study, the fermentation liquid from food waste was used as carbon source and employed to the denitrification process of quinoline-containing wastewater. Two sets of reactors with sodium acetate(A) and fermentation liquid from food waste(B) were operated. When the concentration of quinoline was 200 mg/L and the COD/Nitrate-N(NO3--N) was 7, no quinoline was detected in the effluent. The COD removal rates of Group A and Group B were 83.2%±0.4% and 87.6%±1.1%. And the TN removal rates of Group A and B were 90.9%±3.5% and 95.8%±1.5%, respectively. Fermentation liquid from food waste could promote the enrichment of Trichococcus bacteria, accelerate the degradation of quinoline, and promote the nitrogen removal efficiency. Meanwhile, the fermentation liquid from food waste would promote the formation of sludge flocs, improve the sludge settlement, enrich species diversity, and enhance the stability of the system.

Keywords： quinoline ; food waste ; denitrification ; sludge ; synergistic effect

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本文引用格式

林惟实, 何春华, 王传亚, 郑晓浩, 胡真虎, 王伟. 餐厨发酵液强化喹啉降解和反硝化脱氮. 工业水处理[J], 2021, 41(7): 94-99 doi:10.19965/j.cnki.iwt.2020-0941

Lin Weishi. Enhancement of quinoline degradation and denitrification nitrogen removal by using fermentation liquid from food waste. Industrial Water Treatment[J], 2021, 41(7): 94-99 doi:10.19965/j.cnki.iwt.2020-0941

喹啉及其衍生物为典型的多环芳烃含氮杂环化合物，常用于制备羟基喹啉类药物、溶剂、有机合成剂、橡胶促进剂以及防腐剂等产品〔1〕。炼焦行业废水中，喹啉及其同系物质量浓度可高达219 mg/L，蒸氨工艺后其在污染物中的占比高达74.1%〔2〕。因喹啉具有较大的生物毒性，且具有致畸、致癌作用，其在地表水环境和工业排水中的浓度都被严格管控〔3〕。

活性污泥工艺中，喹啉会严重抑制污泥中硝化和反硝化细菌的活性，尤其是反硝化细菌，严重阻碍废水生物脱氮过程〔4〕。Yaohui Bai等〔5〕从驯化后的污泥中分离出可降解喹啉的特殊菌种，以投加菌剂的方式强化喹啉降解，但单纯投加菌剂的反硝化系统稳定性不足。

研究表明，一些大分子碳源物质（如糖类、挥发酸等）能够促进难降解有机物的分解〔6-8〕。餐厨垃圾经水解后产生的乳酸、挥发性脂肪酸和乙醇等非常适合作为反硝化碳源，可以提高反硝化系统微生物多样性和脱氮效率〔9〕。餐厨发酵液反硝化效果优于一般反硝化碳源（如乙酸、乙醇等），而且蛋白质和碳水化合物降解细菌得到富集，有助于刺激微生物之间产生协同效应，促进复杂难降解底物的降解〔10-11〕。然而，目前尚无餐厨发酵液同时促进喹啉降解和反硝化脱氮的研究报道。本研究将餐厨碳源应用于含喹啉废水反硝化过程，分析餐厨碳源促进喹啉降解和反硝化脱氮的潜能，解析餐厨碳源促进喹啉降解和反硝化脱氮的微生物机制。

1 材料与方法

1.1 餐厨垃圾预处理与发酵

餐厨固体取自学校食堂，经人工去除杂物、除油、粉碎和过滤4个步骤预处理后，放置于4.0 ℃冰箱保存〔12〕。使用总体积为1.3 L、工作体积为1.0 L的半连续式反应器进行餐厨垃圾发酵，反应器运行温度为50 ℃，向发酵罐中投加500 mL预处理后的餐厨垃圾（TS为7%左右）和500 mL接种污泥，混合静置2 d。其中接种污泥来自实验室UASB反应器，底物为1.2 g/L葡萄糖，接种污泥挥发性悬浮物（VSS）质量浓度为7.9 g/L。每隔24 h用5.0 g/L NaHCO3溶液调节pH至6.0左右〔13〕。每隔48 h向发酵罐中投加200 mL餐厨预处理液并排出200 mL发酵上清液。餐厨发酵液储存在4.0 ℃冰箱中，作为后续实验补充碳源使用。定期取发酵液检测成分，发酵液COD为2.40~2.60 g/L，多糖为1.36~1.49 g/L，蛋白质为0.67~0.74 g/L。

1.2 反应器设置与运行

实验设置两组上流式厌氧反应器（UASB），总体积为7.0 L，工作体积为3.5 L，流程如图 1所示。

图1

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图1   UASB反应器示意

Fig.1   Schematic diagram of UASB reactor


从合肥市朱砖井污水处理厂的间歇曝气池中取活性污泥作为接种物，活性污泥的总悬浮物（TSS）为24.2 g/L，VSS/TSS=0.4。反应器水力停留时间为48 h，温度为27.0 ℃。反应器进水为人工配制，喹啉质量浓度随反应器运行逐步由50 mg/L增加至200 mg/L；进水硝态氮（NO3--N）质量浓度100 mg/L；参考Yongmei Li等的研究〔14〕，将进水碳氮比（COD/NO3--N）设置为7.0；按补充碳源类型的不同将两组反应器设置为乙酸钠组（A组）和餐厨发酵液组（B组），不同阶段相应减少补充碳源COD以维持进水总COD不变。详见表 1。进水中其他组分参考Xiaomei Zhang等〔15〕的报道。

表1   不同阶段的进水设置

Table 1  Influent compositions at different stages

阶段喹啉/（mg·L-1）补充碳源COD/（mg·L-1）总COD/（mg·L-1）
阶段一（第1天—第43天）50600700
阶段二（第44天—第56天）100450700
阶段三（第57天—第63天）200200700

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1.3 餐厨发酵液对污泥反硝化活性的影响

取第三阶段结束时两反应器中的污泥进行反硝化活性实验。活性实验在300 mL血清瓶中进行（工作体积为150 mL）。碳氮比参考反应器设置为7.0，乙酸钠和硝酸钠质量浓度分别为270 mg/L和180 mg/L，污泥质量浓度为2.0 g/L。将污泥和底物在血清瓶中混合后，使用氮气吹脱约1~2 min并立即加盖。将血清瓶放置在转速为140 r/min、温度为27 ℃的恒温振荡器中震荡，每组实验设置三个平行样。

1.4 微生物群落分析

污泥微生物群落结构由上海美吉生物医药科技有限公司采用16S rDNA基因高通量测序技术分析。DNA提取使用E.Z.N.A土壤DNA小量提取试剂盒（OMEGA，USA）进行。采用Qubit2.0 DNA检测试剂盒进行DNA精确定量。用引物338F（ACTCCTACG-GGAGGCAGCAG）和806R（GGACTACHVGGGTWT-CTAAT）扩增细菌16S rDNA基因。测试结果序列在Illumina Miseq系统上分析。

1.5 分析方法

使用配备C18色谱柱（Inertsil ODS-3，4.6 mm×250 mm，5 μm，日本岛津公司）的高效液相色谱仪（HPLC，1260 Infinity，美国安捷伦公司）测定喹啉与喹啉降解中间产物的浓度。流动相由60%乙腈、39%超纯水和1%乙酸混合制成，流速为0.8 mL/min，UV检测器的检测波长为280 nm。根据标准方法（APHA，2005）测定COD、氨氮、硝态氮、亚硝态氮的浓度。通过阳离子交换树脂提取可溶性微生物产物（SMP）和胞外聚合物（EPS）。蛋白质和多糖分别用Lowry蛋白质定量方法和苯酚硫酸显色法分析〔16-17〕。

2 结果与讨论

2.1 餐厨发酵液强化反硝化脱氮的效能分析

反应器出水NO2--N、NO3--N、TN浓度的变化如图 2所示。

图2

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图2   反应器出水NO2--N、NO3--N和TN浓度变化

Fig.2   Changes of the concentrations of NO2--N, NO3--N and TN in the effluent of reactors


启动初期（第1天—第35天），B组启动时间稍长于A组，因为喹啉的生物毒性会使反硝化菌活性降低〔18〕，乙酸钠相较于餐厨发酵液更易被微生物利用。在阶段后期（第35天—第42天），B组出水效果逐渐稳定，A、B组的TN去除率分别为97.5%±1.7%和93.6%±4.5%。在阶段二结束时，B组反应器已经逐渐形成降解发酵液中复杂大分子的微生物体系，此时两组反应器的脱氮效果几乎相同，A、B组的TN去除率分别为99.4%±0.5%和98.2%±0.5%。当阶段三喹啉质量浓度提升至200 mg/L后，两组反应器在运行8 d后处理效果已经稳定。这与先前的研究结果相似，运用餐厨发酵液作为反硝化碳源可使反应器快速启动且长期稳定运行〔19〕。此时，两反应器的处理效果出现了明显差异，A、B组的TN去除率分别为90.9%±3.5%和95.8%±1.5%，相较于阶段二分别下降9%和2%。结果表明高浓度喹啉条件下B组的脱氮能力要比A组更加稳定，这与Yongmei Zhang等〔20〕的结论相同。A组出水有NO2--N残留，质量浓度为（6.3±1.7）mg/L，而B组出水NO2--N含量较低，仅为（0.3±0.1）mg/L。餐厨发酵液作为反硝化底物相较于乙酸钠在NO2--N的反硝化上更具优势，这与H. Kim等的实验结论一致〔13〕。尽管有许多研究报道以乙酸盐为底物的反硝化体系脱氮速率最快，但也有研究发现，餐厨发酵液等复杂碳源具有更高的反硝化潜能〔12, 21〕。

2.2 餐厨发酵液强化有机物去除的研究

反应器出水COD变化如图 3所示。

图3

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图3   反应器出水COD变化

Fig.3   Changes of the concentrations of COD in the effluent of reactors


在反应器运行的三个阶段，B组反应器出水COD普遍低于A组反应器。尤其在阶段三，A、B组出水COD分别为（124.4±11.9）mg/L和（91.4±7.77）mg/L，B组出水COD比A组降低约26.5%。经HPLC分析，两组出水中均未检出喹啉，但检出了喹啉降解的中间产物2（1H）-喹啉酮和3，4-二氢-2（1H）-喹啉酮等。B组的有机物去除效果比A组好，这可能是因为餐厨发酵液中的大分子与喹啉产生了协同降解作用。该结果与M. D. Seib等〔6-8〕的分析一致，一些大分子碳源能够促进难降解有机物的降解。还有研究指出，喹啉的降解过程与体系中电子供体数量有关，在进水COD相同时，餐厨发酵液比乙酸钠提供的电子供体更多，这可能是餐厨发酵液比乙酸钠更易协同降解喹啉的机理〔21-22〕。综上所述，在餐厨发酵液的作用下，B组反应器中的喹啉降解更为迅速，使得喹啉的生物毒性对体系的影响大大减小，脱氮效果更好。

2.3 餐厨发酵液对反硝化活性的影响

污泥反硝化实验结果如图 4所示。

图4

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图4   污泥反硝化活性实验

Fig.4   Experiment on denitrification activity of sludge


在阶段三结束后，取两组反应器中的污泥进行反硝化活性分析。A组污泥的反硝化脱氮速率要略高于B组，分别为115.1 mg/（g·d）和102.9 mg/（g·d）。由此表明，餐厨发酵液作为反硝化碳源也能使反硝化细菌获得较高的代谢活性。由于餐厨发酵液的驯化，B组污泥中蛋白质和多糖大分子降解菌占比更高，而适应了乙酸钠为底物的A组中反硝化菌的占比更高。因此，A组中反硝化菌可以高效利用乙酸钠进行反硝化，而在此实验中B组大分子降解菌无法发挥作用，这可能是B组反硝化脱氮速率略低于A组的原因。

2.4 餐厨发酵液对污泥粒径和电位的影响

A和B两组反应器启动时使用同种活性污泥，污泥平均粒径为134.6 μm。运行63 d后，A、B两组反应器中的污泥平均粒径出现明显差异，分别为107.7、183.4 μm。添加餐厨发酵液的B组污泥粒径更大，这与Yongmei Zhang等〔20, 23〕的实验结果一致。餐厨发酵液中含有可以充当细菌聚集核心的颗粒状有机物，游离细菌更易聚集。经过驯化后，阶段二、三的B组污泥的Zeta电位绝对值低于A组，更小的带电量使得污泥更易团聚形成大颗粒〔24〕。B组中较大粒径的污泥可为反硝化细菌提供更合适的生长和代谢环境〔23, 25〕。

2.5 餐厨发酵液对EPS和SMP的影响

图 5为三个阶段污泥的EPS、SMP中蛋白质（PN）和多糖（PS）（以单位VSS计）含量的变化情况。

图5

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图5   污泥EPS和SMP中的多糖、蛋白含量变化

Fig.5   Changes of polysaccharide and protein contents in EPS and SMP of sludge


由图 5可以看出，两组污泥的SMP变化趋势相似，从阶段一到阶段三，SMP含量呈总体下降趋势。有研究表明，当受到外界刺激时，微生物会加速分泌SMP来保护细胞。而SMP下降也表示着微生物正逐渐适应喹啉降解环境。B组污泥在三阶段的EPS的PN含量高于A组，最大差值可达7.92 mg/g。相较于A组，B组污泥具有更高EPS含量和更大PN/PS值，这可能是污泥为处理餐厨发酵液中大量大分子有机物而产生的变化。A、B两组EPS中的第三阶段的PN/PS值分别为1.41和1.83，两组污泥的PS含量相差不多，造成差异的主要原因为B组蛋白质含量高于A组。由于蛋白质是由具有强疏水性的氨基酸组成，EPS中蛋白质含量越高，污泥越容易团聚，形成的污泥粒径更大〔26-29〕。此外，EPS通过提供吸附位点促进大分子有机物质的降解，细胞外蛋白可以作为酶参与大分子和颗粒有机物的降解过程〔30〕。同时，微生物生成的EPS可以保护微生物抵抗外界不利环境〔31〕。因此，EPS含量更高的B组在对抗喹啉生物毒性上具有更大的优势。

2.6 污泥中菌群结构的分析

阶段三结束后，从两反应器中分别取污泥样品进行污泥菌群结构分析，在属的水平下，两个反应器内污泥微生物群落结构相似，主要菌属及丰度如表 2所示。添加餐厨发酵液后，Bacteroidetes菌能降解有机物为后续反硝化菌提供碳源〔33-34〕，B组中Bacteroidetes菌属的丰度低于A组。Denitratisoma、Longilinea、Rhodococcus菌是反硝化过程的主要参与者〔35〕，在两组反应器中相对丰度差异不大。Trichococcus菌具备反硝化脱氮能力的同时，对复杂大分子有机物和胞外多糖也具有很强的分解能力〔35〕，B组中Trichococcus菌丰度比A组高4.8%，有助于强化脱氮和有机物的去除效果。结合菌群的Alpha多样性分析，A、B污泥的Chao指数分别为1 566、1 692，B比A高8.05%。由此表明，添加餐厨发酵液会提升污泥中微生物的多样性，有助于应对复杂的反应体系，增强工艺运行的稳定性。

表2   污泥菌群主要菌属及相对丰

Table 2  Main genera and relative abundance of sludge microflora

类别BacteroidetesDenitratisomTrichococcusLongilineaRhodococcus
A（乙酸钠组）11.6%7.4%1.7%4.0%2.4%
B（餐厨发酵液）6.5%7.7%6.5%3.0%2.3%

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3 结论

本研究证实了餐厨发酵液应用于喹啉降解和反硝化脱氮的技术可行性。添加餐厨发酵液后，NO2--N积累现象明显改善，总氮和COD去除率分别提升了5.4%和5.3%，这可能是因为加入餐厨发酵液加速富集了能够降解喹啉和反硝化脱氮的Trichococcus菌。同时，餐厨发酵液使污泥EPS中的蛋白质含量上升，Zeta电位绝对值降低，污泥更易团聚形成大颗粒，体系稳定性得到加强。因此，采用餐厨发酵液促进喹啉降解同时增强反硝化脱氮是一种很有前景的处理工艺。

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Chen Peichen , Li Ji , Li Q X , et al.

Simultaneous heterotrophic nitrification and aerobic denitrification by bacterium Rhodococcus sp. CPZ24

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Han Fei , Zhang Mengru , Shang Hongguo , et al.

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