A Novel bioreaktor for High Density Dyrking av Diverse mikrobielle samfunn

1Civil, Architectural, and Environmental Engineering, Drexel University, 2Chemical and Biomolecular Engineering, University of Pennsylvania
Published 12/25/2015
0 Comments
  CITE THIS  SHARE 
Bioengineering

You must be subscribed to JoVE to access this content.

Fill out the form below to receive a free trial:

Welcome!

Enter your email below to get your free 10 minute trial to JoVE!





By clicking "Submit," you agree to our policies.

 

Summary

Cite this Article

Copy Citation

Price, J. R., Shieh, W. K., Sales, C. M. A Novel Bioreactor for High Density Cultivation of Diverse Microbial Communities. J. Vis. Exp. (106), e53443, doi:10.3791/53443 (2015).

Please note that all translations are automatically generated through Google Translate.

Click here for the english version. For other languages click here.

Abstract

Introduction

Kommunalt avløpsvann er vanligvis behandlet med aktiverte slamprosesser for å redusere de suspenderte faste stoffer (SS), biologisk oksygenforbruk (BOD), organisk og uorganisk nitrogen, og fosforinnhold 5,6. Den aktiverte slamprosess, et middel for sekundær behandling av avløpsvann, innebærer oksydasjon av organisk karbon i en luftetank fylt med en blandet væske av innkommende avløpsvann og resirkulert heterotrof mikroorganisme (ofte referert til som aktivert slam) 5-7. Den blandede væsken entrer så en relativt stor klaringsinnretning (settling tank) der slammet legger seg for lettere innsamling, enten kastes eller resirkuleres tilbake til luftetanken, mens den klarede, renset avløpsvann kan fortsette til tertiær behandling eller desinfisering før den blir sluppet inn i resipienten 5-7. Effektiv separasjon av renset avløpsvann og faste stoffer (slam) i den sekundære klaringsinnretningen er viktig for riktig funksjon av en vartewater behandlingssystemet, som en hvilken som helst aktivert slam fortsetter utover klarings vil øke BOD og SS i avløpet 5-8.

En rekke alternative biologiske prosesser eksisterer for sekundær behandling av avløpsvann, som reduserer eller eliminerer behovet for store klargjørende tanker, deriblant festet-vekst (biofilmreaktorer), membran bioreaktorer (MBRs), og granulerte slamreaktorer. I biofilmreaktorer, dannelse av biofilm, hvori mikroorganismer naturlig aggregat, og feste som et lag på en fast overflate, gjør det mulig for biomasse oppbevaring og oppsamling uten behov for et klaringstank. Biofilmreaktorer kan klassifiseres i tre typer: pakket bed reaktorer, hvirvelsjiktreaktorer, og roterende biologiske kontaktorer. Pakket bed reaktorer, som for eksempel en sildrende filtre og biologiske tårn, bruke en stasjonær solid vekst overflate 5,6. Fluidisert sjiktreaktorer (FBRs) avhenger av festingen av mikroorganismer til partiklerslik som sand, granulert aktivert karbon (GAC), eller glasskuler, som holdes i suspensjon ved en høy oppoverrettede strømningshastighet 9,10. Roterende biologiske reaktorer avhenge av biofilmer dannet på media festet til en roterende aksel slik at biofilmen til å bli vekselvis utsettes for luft, og væsken som blir behandlet 5,6. MBRs bruke membranfiltreringsenheter, enten innenfor bioreaktor (nedsenket konfigurasjon) eller eksternt via resirkulasjon (side-stream konfigurasjon) 5,11. Membranene som tjener til å oppnå god separasjon av biomassen og faste partikler fra den behandlede flytende 11,12. Granulerte slamreaktorer er reaktorer med oppadgående strøm i hvilken dannelsen av ekstremt tette og godt avsetningsgranuler av mikroorganismer som forekommer når de utsettes for høye overflate luft oppstrømshastigheter 13.

Som et annet alternativ til den aktiverte slamprosess, et nytt reaktorsystem med strømning oppover, nå kalt en høy tetthet bioreaktor (HDBR), ble designed og bygget av Salg og Shieh (2006) for å studere COD fjerning av slam fra syntetiske avfallsstrømmer i lave F / M forhold som er kjent for å forårsake dannelse av dårlig bosetting slam (dvs. bulking slam) 1,7,14. Den HDBR system benyttes modifisert hvirvelsjiktreaktorer som vanligvis består av en oppstrømsreaktor og en ytre resirkuleringstank. Hvirvelsjiktreaktorer blir som regel drevet med resirkuleringsstrømmen strømningshastigheter som er høye nok til å holde biofilmveksten grunnen suspendert, men lav nok til at biofilm-dekket substrat bibeholdes. I motsetning til reaktorer med fluidisert sjikt, den HDBR beskrevet i salg og Shieh (2006) som brukes forholdsvis lave strømningshastigheter resirkuleringsstrøm som sammen med ytre lufting, forhindres ødeleggelse av biomassen sone som dannes i reaktoren 1. Senere studier har vist denne reaktordesign evne til å behandle en rekke nitrogen flukser hjelp nitrifiserende / denitrifiserende bakterier 3,4. I alle studies dannelsen av et stabilt, tett biomasse sone inne i HDBR eliminert behovet for en ekstern flokkulering / sedimenteringsprosessen 1-4.

Som vi rapporterer her, har bruken av HDBR å vokse tette kulturer også blitt testet i en fotobioreaktor (PBR) konfigurasjon for dyrking av alger. Vi diskuterer fordelene og ulempene med denne romanen reaktorsystemet for algedyrking og dens potensial for å overvinne et stort hinder i kommersialiseringen av alge biodrivstoff forbundet med biomasse høsting (dvs. god solid væske separasjon 15,16). Følgende protokoll beskriver fremgangsmåten for å montere, oppstart, prøve fra, og opprettholde en HDBR med alger som den mikrobielle samfunn av interesse. Variasjoner i oppstart og drift protokoll av heterotrofe og nitrifiserende / Denitrifisering kulturer vil også bli nevnt. Endelig, vil generelle fordeler, ulemper og ukjente i denne romanen reaktordesign bli markert.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Protocol

1. Reactor Assembly

  1. Ordne reaktorkomponenter i henhold til den skjematiske i figur 1.
    1. Plasser reaktoren (R) på en blande plate tilsettes en rørestav til reaktoren. Plasser resirkuleringstanken (RT) ved oppstuss plate og reaktoren slik at porten til tanken avløpet (øverst) er rettet mot kanten av lab benken.
    2. Sett avfallsbeholderen (W) under port av resirkuleringstanken (RT) avløpsvann (øverst). Plasser matetanken (FT) ved siden av resirkuleringstanken (RT).
      Merk: Fôret tanken har en total kapasitet på 5 L.
  2. Sikre reaktoren (R) mot tipping med en passe stor stå og klemme. Likeledes sikres resirkuleringstanken (RT) for å hindre bevegelse.
  3. Sett neopren peristaltiske pumpeslanger i papir (Pump A) og fôr (Pump B) pumpehoder. Se i Materialer tabell for flere rør spesifikasjoner. Installer pumpehodene på pumpen stasjoner med skruer provided med pumpe stasjoner.
  4. Koble Pump A rør til portene på reaktoren og resirkuleringstanken. Innsett enden av pumpe BS rør inn i matetanken og resirkuleringstanken. Koble toppen reaktoren porten til papir tank med slange. Anvende klemmer til røret ved reaktor portene.
    Merk: Fotosyntese samfunn kan ha nytte av kunstig belysning levert av lamper.

2. Utarbeidelse av arkiv Solutions, innløp / Feed Solutions og Alger Inoculant

  1. Klargjør mineral stamløsning. Legg til følgende til en 1-liters målekolbe med 500 ml avionisert vann: 200 g natriumhydrogenkarbonat, 40 g monobasisk kaliumfosfat, 4 g magnesiumsulfat, 4 g jern-III-klorid, 4 g kalsiumklorid, 1 g kobberklorid, 1 g kobolt kloridheksahydrat, 1 g nikkelkloridheksahydrat, 1 g sinksulfat-heptahydrat. Legg ytterligere 400 ml avionisert vann. Virvle kraftig for å oppmuntre til oppløsningen av salter. Følgende dissolution av salter, legge til avionisert vann for å bringe det totale volum av løsningen til en L.
  2. Forbered ammoniakkstamløsning. I en 1-liters målekolbe, oppløse 38.214 g ammoniumklorid i ca. 900 ml deionisert vann. Etter oppløsning, tilsett avionisert vann for å bringe det totale volum opp til 1000 ml.
    Merk: 1 ml av stamløsning fortynnet til en L gir en 10 mg L -1 NH 4 + N løsning.
  3. Klargjør nitratstamløsning. I en 1-liters målekolbe, oppløse 72,413 g kaliumnitrat i ca. 900 ml avionisert vann. Etter oppløsning, tilsett avionisert vann for å bringe det totale volum opp til 1000 ml.
    Note: 1 ml av stamløsning fortynnet til en L gir en 10 mg L -1 NO 3 - N løsning.
  4. Forbered feed / influent løsning. For å gjøre en fødeløsning inneholdende 20 mg L -1 NH4 + -N og 20 mg L -1 NO 3 - -N, fortynn 2 ml av enmmonia stamoppløsning og 2 ml nitratstamoppløsning til en l totalt volum. Før fortynning, tilsett 0,5 ml mineralolje oppløsning / l av oppløsningen blir gjort. Forbered 5 liter innstrømmende totalt å starte opp reaktoren.
  5. Forbered alger ympemiddelet.
    1. Samle et stort volum (minst 10 L) av vann fra en alge-holdig vann legeme slik som en strøm eller dam. Tillat algene å bosette ved å la vannprøvene uforstyrret i 24 timer.
    2. Dekanter og kast den klare (ikke-inneholdende alger) vann ved toppen av prøvene, og etterlater en konsentrert algesuspensjonen i prøveflasker. Kombiner algene suspensjon fra alle prøvene inn i en beholder og gjenta sedimentering og dekantering trinn.
    3. Mål biomasse innenfor den konsentrerte prøven.
      1. Tørk et papir vakuumfilter (0,45 um MCE vakuumfilter) og aluminium veie båt O / N i en ovn som er innstilt på 103 ° C Etter nedkjølingen i en eksikator i 30 minutter ved RT måle combined massen av filteret og veie båt.
      2. Vakuumfilter 20 ml konsentrert algesuspensjon og returnerer filteret og veie båt til ovnen for å tørke O / N.
      3. Måle den kombinerte masse av filteret og veie båt. Beregn biomassen tettheten i den konsentrerte prøven.
        Merk: Det totale volumet av vannprøven som søkere må hente vil være avhengig av kilden vannmassen.

3. Seeding og starte Reactor

  1. Legg 750 ml råstoffoppløsning til reaktoren. Fyll resirkuleringstanken med 500 ml råstoffoppløsning.
  2. Bruk en lang pipette for å tilsett en inokulere suspensjon inneholdende 1,5 g av alger nær bunnen av reaktoren. Tillat inokulum fikk sette seg på bunnen av reaktoren, at dette ved visuell observasjon, før man går videre til neste trinn.
  3. Når cellene har avgjort, fjerne slangeklemmer og slå på Pumpe A til en langsom strømningshastighet (10 revolutions min -1 / 38 ml min -1). Luft som er fanget i røret vil bli støtt ut i reaktoren.
    Merk: Tilsetning av 750 ml til reaktoren vil forhindre enhver biomasse forstyrret av pumpen fra å forlate reaktoren. Klem slangen for å sikre at all luft er utvist.
  4. Spe innmatningsoppløsning til resirkuleringstanken som løsningen pumpes inn i reaktoren. Fortsett tilsetning til både reaktoren og resirkuleringstanken er at kapasiteten og utløps begynner å gå ut av resirkuleringstanken gjennom den øverste port.
    Merk: Volumet av innmatningsoppløsning som skal tilsettes til resirkuleringstanken vil variere med volumet av ympemiddelet tilsettes til reaktoren.
  5. Hell den gjenværende mateoppløsningen til matetanken.
  6. Sett resirkuleringspumpen (pumpe A) til 19 omdreininger min -1, etablere en resirkuleringsstrømningshastighet på 72,5 ml min -1. Observere alger begynner å loft fra bunnen av reaktoren. Ved hjelp av overganger på reaktoren, bestemme alger biomass sone høyde. Sørg for at høyden er konstant før du går videre til neste trinn.
  7. Slå på mikseplate på veldig lav hastighet; en innstilling av en eller to er hensiktsmessig å starte. Blande bar vil bistå i Lofting biomasse videre, men aggressiv blanding vil føre til alge å forlate reaktoren, skriver papirbeholderen, og la i avløpet. Satt blandehastighet ved en innstilling som trengs for å etablere en klar grense alger i reaktoren (figur 2A); algebiomasse sonen bør være omtrent 10 til 15 cm i høyden.
  8. Start matepumpe etter å observere en klar grense mellom algeplugg og reaktoren fluid. Sett pumpen på 25 omdreininger min -1, å etablere en strømningshastighet på 1,5 ml min-1. Observer reaktorfluidutløp avløpet porten på grunn av tyngdekraften og forskyvningen forårsaket av den innkommende innløpsstrømmen.

4. Prøvetaking og analyse

  1. Gjennomføre prøveinnsamlingsaktiviteter prieller til å utføre vedlikehold på reaktorsystemet. Samle 20 ml avløps og innløpet prøver daglig. Samle avløpsprøver fra i papirbeholderen. Samle innstrømmende prøver direkte fra matetanken.
  2. Vacuum filterprøver for å fjerne suspendert stoff før lagring og analyse.
  3. Oppbevar innløpet og utløps prøver ved -20 ° C inntil videre analyse. Begrens antall fryse tine sykluser prøver blir utsatt for. Ved behov kan prøvene bli delt inn i aliquoter å opprettholde prøven integritet.
  4. Utføre prøveanalyse for nitrat, nitritt, og ammoniakk ved anvendelse av standardteknikker 17.
    Merk: Forfatterne benyttes ionekromatografi (IC) for å produsere resultatene som presenteres heri. Se i Materialer tabell for spesifikasjon.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Representative Results

Den HDBR ble brukt til å dyrke algene i løpet av flere forhold av innstrømmende ammoniakk og nitratkonsentrasjoner, og samtidig opprettholde et totalt nitrogeninnhold i råstoffet på 40 mg -NL -1. Innløp og avløpsprøver ble tatt daglig; biomassetetthet prøver ble tatt ved begynnelsen og slutten av hver tilstand. Reaktoren tok i gjennomsnitt 3-5 dager å nå steady state likevekt etter forholdene ble endret. Over et bredt spekter av tilstander innstrømmende en distinkt sone biomasse ble etablert, som observert tidligere studier (figur 2). Algekultur i HDBR ble funnet å fjerne et gjennomsnitt på 18,4% av det totale nitrogenforbindelser i utgangsmaterialet (n = 44). Innenfor biomasse sonen, total algebiomasse og biomassetetthet var konsistent i løpet av studien.

Fjerning av NH4 + og NO 3 - er plottet mot NH4 + og NO 3 - feed sammensetningen i figur 3. En enkel lineær regresjonsmodell ble anvendt for å vurdere betydningen av forholdet mellom fjerning av N-arter og forsammensetningen 18-20. Fjerning av ammoniakk ble observert ved alle områder av NH4 + og NO 3 - sammensetning (figur 3A og figur 3B, henholdsvis). Verken NH4 + eller NO 3 - ammensetningen påvirket fjerning av NH4 + over forholdene som ble testet (n = 44, p = henholdsvis 0,993 og n = 44, p = 0,610). På den annen side fjerning av NO 3 - ble funnet å være negativt relatert med NH4 + ammensetningen (n = 44, p = 0,000) (figur 3C) og varierte positivt med NO 3 - ammensetningen (n = 44, p = 0,000) (Figur 3D).

NO 3 - ble observert å akkumulere (negative fjerning) inne i reaktoren for de fleste av de innstrømmende blandingene (34 av 44 prøver). NO 3 - fjerning ble kun observert når NH 4 + fôr konsentrasjonene var under 10 mg -NL -1 og NO 3 - fôr konsentrasjoner var over 15 mg -NL -1. Oksygen, som blir lagt til reaktoren ved hjelp av lufting i det eksterne resirkuleringstanken og av alger, kan tjene som en elektron-akseptor for ammoniakk og nitritt-oksiderende bakterier (AOB og NOB, henholdsvis). Hvis aerobe forhold dominerer i reaktoren via høy resirkuleringsstrømningsrater, vil bakterier som kan utføre dissimilatory (heterotrofe) denitrifisering foretrekker å bruke oksygen som et elektron akseptor fire. Hvis frekvensen av NO 3 - produksjon og innspill fra fôret overstiger assimilerende konvertering av NO 3 - til organisk nitrogen eller dissimilatory denitrifikasjon, NO 3 - kan oppsamlinte i reaktoren. Fjerning av NH 4 + og akkumulering av NO 3 - antyder at AOB og NOB er tilstede og aktive i samfunnet som algene ikke er kjent for å katalysere omdannelsen av NH 4 + til NO 3 -. Disse resultater viser evnen til å bruke dette reaktorsystem for å studere nitrogenstrøm dynamikk og kinetikk i en blandet alge-bakteriell fellesskap.

Forfatterne har lykkes opprettholdt sunne algesamfunnene i disse HDBRs for over et år. To reaktor krasjer har imidlertid skjedd siden starten av dette prosjektet, både som følge av alvorlige endringer i innløpet komposisjon. Den første var et resultat av en endring av nitrogen arter forhold til det totale nitrogenstrømmen blir holdt konstant; NH 4 + ble eliminert fra fôr og NO 3 - konsentrasjoner ble økt for å kompensere. Den andre ulykken skjedde som et resultat av Cutting den totale nitrogenstrøm med 75 prosent, fra 40 mg -NL -1 til 10 mg -NL-1 (figur 4). I begge tilfeller er det tydelig biomassen sonegrense ble observert å svekkes i løpet av to til tre dager sammenfallende med en kraftig økning i suspenderte faststoffer i avløpet (figur 4). Avløps suspendert stoff økes til maksimalt 6 dager etter fôret endringen som reaktoren tapt biomasse (figur 4). Etter ulykken suspenderte faststoffer i avløpet forble høy (ca. 0,22 g SS L-1), og ingen ny biomasse ble observert å akkumulere i reaktoren, hindrer fortsettelse av forsøket. Den nåværende utforming mangler en sikkerhetsmekanisme for å holde kulturer hvis de ikke forblir godt flokkulert.

Figur 1
Figur 1. Skjematisk av en High Density bioreaktor (HDBR) (ikke to skala). reaktoren (R) er sammensatt av en 1000 ml gradert sylinder med porter (slange mothaker, utvendig diameter på 3/8 ") som er installert på 100 ml og 1000 ml nivåer. Reaktor fluid sirkuleres gjennom reaktoren ved hjelp av peristaltiske pumpe A (PA), inn i bunnen av reaktoren og strømmer oppover gjennom biomassen sonen (BZ) mot toppen porten. væske går ut av reaktoren ved toppen port og føres til resirkuleringstanken (RT) under gravitasjon. RT består av et 600 ml begerglass;. det har to porter er installert, er en plassert i bunnen av begerglasset, og den andre på 500 ml-merket Reactor fluid returneres til reaktoren ved hjelp av den nedre port (og PA) avløpsvann blader. reaktoren ved hjelp av den øverste port av RT og samles opp i en avfallsbeholder (W). diffusive lufting er anordnet i RT ved bruk av en tut (A). Den utluftingsprosessen driver også blande innenfor MV. peristaltiske pumpe B (PB) leverer innløpet fra en tank inneholdende mate / innløp (FT) i RT.

Figur 2
Figur 2. Eksempler på biomasse / reaktorfluidseparasjons innenfor en høy tetthet bioreaktor (HDBR). Panel A viser en høy tetthet alge fellesskap (2,83 g SS l -1) blir dyrket i et HDBR. En tydelig grense oppstår når fellingshastigheten av fotosyntetiske mikrober fellesskap overstiger vekten av reaktorvæsken. Panel B viser den mikrobielle matrise dannet av aktivert slam i papir forhold diskutert i salg og Shieh (2006) 1. Panel C viser gjær blir dyrket på et innløp sammensatt av glukose for produksjon av etanol via fermentering (resultater ikke publisert). I alle disse tre reaktor konfigurasjoner romanen reaktor design har eliminated behovet for en egen avklare eller sedimenteringsprosess i reaktorsystemet. Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.

Figur 3
. Figur 3 Illustrasjon av NH4 + og NO 3 -. Fjerningsrater versus innstrømmende sammensetning Total innstrømmende N-konsentrasjon ble opprettholdt ved 40 mg -NL -1 over varigheten av studien. (A) NH4 + tilførselskonsentrasjonen er plottet mot fjerning av NH4 +; Det var ingen signifikant effekt (n = 44, p = 0,993). (B) NO 3 - tilførselskonsentrasjonen er plottet mot fjerning av NH4 +; Det var ingen signifikant effekt (n = 44, p = 0,610).(C) NO 3 - fjernelse ble funnet å være signifikant og negativt relatert til NH4 + matekonsentrasjoner (n = 44, p = 0,000). (D) NO 3 - fjerning var signifikant og positivt relatert til NO 3 -. Fôr konsentrasjoner (n = 44, p = 0,000). Klikk her for å se en større versjon av dette tallet kan du klikke her for å se en større versjon av denne figur.

Figur 4
Figur 4. Økende effluenten suspenderte faste stoffer i respons til i betydelig grad å redusere nitrogenstrøm gjennom reaktoren. Innstrømmende nitrogeninnholdet ble redusert fra 40 mg til -NL -1 . 10 mg -NL -1 (ved tid 0 i denne figur, også betegnet ved den vertikale linje) Forringelse av distinkte biomassen sonen ble observert etter 2 dager; etter 3 dager biomasse tap var lett observerbar. En betydelig økning i avløps SS ble observert etter dager etter endringen ble vedtatt og maksimal avløps SS skjedde etter 6 dager. Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.

Figur 5
Figur 5. Mikrografer utheving porøs floc struktur og sikringsanlegg trådformede bakterier. To mikrografer stiller den porøse struktur dannet av heterotrofe bakterier (aktivert slam). Trådformede bakterier bro over mellomrommet mellom fnokker, forrigling fnokker i den stabiliserte biomassen sonen.href = "https://www.jove.com/files/ftp_upload/53443/53443fig5large.jpg" target = "_ blank"> Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Discussion

Denne delen vil starte med en diskusjon av protokollvariasjonene som er nødvendige for å løse mulige driftsmessige forhold samt bruk av ulike mikrobielle samfunn. Styrkene i denne reaktoren design vil bli diskutert, inkludert muligheten til å styre kontroll over oksygenfluks og dannelse av høy tetthet flokker i reaktoren. Aktuelle utfordringer og mulige veier for etterforskning vil også bli nevnt.

Protokoll nyanser og variasjoner
Driften av HDBRs for dyrking av forskjellige typer kulturer krever små endringer i drifts protokoll, avhengig av arten som skal undersøkes. Tilstrekkelig blanding og ekspansjon av algebiomasse sonen er nødvendig for å øke eksponeringen av alle fnokker for å tenne og aktivere fotosyntese. Suspensjon av algebiomasse i reaktoren blir drevet av en kombinasjon av reaktorresirkuleringshastigheten og blande bar hastighet. Forsiktighet bør utvises i å velge den operasjonelle egenskaperav begge, slik at det er tilstrekkelig avstand mellom den biologisk aktive algebiomasse sonen og den port ved toppen av reaktoren, som enhver biomasse som forlater reaktorbeholderen kan gå tapt i avløpsvannet gjennom den øvre port av resirkuleringstanken. Hvis det observeres biomasse drar i avløpet, kan et filter monteres på toppen port av resirkuleringstanken. En plugg av glassull kan brukes som et filter. Som filteret akkumuleres biomasse vil den må endres. Når et filter blir brukt, må suspensjoner prøver tas fra nedstrømsiden av filteret i tillegg til reaktoren væske i resirkuleringstanken for å få riktig massebalanse; akkumulert biomasse i filteret må også gjøres rede for. Under visse driftsforhold med alger og gjær biomassen sonen ikke alltid fører til klaret væske, selv når samfunnet er sunt. I disse tilfellene er det en fortynnet suspensjon av celler merk ovenfor biomassen sonen og inne i resirkuleringstanken. Vi hypothesize at i alge og gjær miljøer som har blitt dyrket i HDBR hittil ikke inneholder filamentøse bakterier for den stabile, sammenlåsende biomasse sone som vist i heterotrof og nitrifikasjon / denitrifikasjons bakteriekulturer (figur 5). Derfor, hvis målet er å forhindre celler fra å slippe ut i avløpet, slik som tilfellet er med alger og gjær, kan det være nødvendig å bruke en membran eller filtreringsanordning ved avløps porten.

En uventet kilde av biomasse forstyrrelser, som kan ha negativ innvirkning på den faststoff-væske separasjon av HDBR, er akkumuleringen av bobler innenfor resirkuleringspumpeledningene. Disse bobler er et produkt av lufting i resirkuleringstanken. Forsiktighet bør tas for å regelmessig rense noen oppbygging av gasser inne i røret. Klemme røret i retning av fluidstrømmen vil påskynde denne prosessen, og tjener også til å fjerne eventuelt biomasse som har blitt festet til det indre av slangen. Etter hvert som cellene i disse kulturene har en tendens til å aggregere i fnokker, har de også en tendens til når den slippes fra biomassen sonen for å overholde, og kolonisere veggene i HDBR. Dermed, hvis undersøkere merke adhesjonen av biomasse til innsiden av reaktorveggene og resirkuleringstanken, bør de bruke en pipette eller sterilisert glass børste for å forstyrre og hindre overdreven vekst av biofilm på veggene i reaktoren.

Protokollen er beskrevet ovenfor må modifiseres når heterotrofe mikroorganismer eller nitrifikasjon / denitrifiserende bakterier er fellesskapet av interesse. For eksempel ble 4 g av heterotrofe mikroorganismer (målt som VSS) anvendt for poding av reaktoren, som beskrevet av salgs- og Shieh 1. Når man studerer ammoniakk og nitritt oksiderende bakterier, ble 2 g beriket AOB / NOB brukt som beskrevet i Nootong og Shieh 2 og Ramanathan et al. 4, og utvidet på i vedlegget til at manuskriptet 21. Den nøyaktige mengden inoculumå starte reaktoren kan variere og virkelig avhenger av mengden av kilden inokulum tilgjengelig og det faktiske volum av reaktoren som brukes. For å forhindre forstyrrelse av biomasse, er bruk av en rørestav motet ved bruk av disse mattedannende kulturer.

Manipulering av hydrauliske karakteristikker
Den viktigste fordelen av HDBR design er evnen til å kontrollere transportørene og resirkulere strømningshastigheter uavhengig av hverandre. Etterforskerne kan målrette bestemte laste priser, resirkulere priser, eller resirkulere forholdstall. For eksempel, mens han studerte reaktoren ytelse utnytte aktivert slam for å fjerne COD fra syntetisk avløpsvann, varierte papir forholdet 3,5 til 21,5 1. Innledende studier av reaktoren utnytte autotrofe nitrifiserende / denitrifiserende bakterier indikerte at stabile biomasse soner kan holdes under resirkuleringsforhold på 2,5 til 24,3 3. Disse anslagene viste seg å være konservativ som ingen problemer ble oppdaget da øke resirkulerings raTios opp til 43 i en oppfølgingsstudie 21. Evnen til å operere ved høye resirkuleringsforhold, og dermed høye resirkulerings priser, er nyttig for å studere effekten av fluidskjær på stabiliteten og egenskapene av biomassen sonen. I noen tilfeller, som for eksempel alger dyrking, etablering og vedlikehold av en biomasse matrise er ikke et krav, og høye resirkuleringshastigheter og prosenter er nødvendig for å hjelpe til med suspensjonen av alge kolonnen. Dette reaktorkonstruksjon er i stand til å lette suspensjon assistert av høye resirkuleringsrater (49.3 i denne studien), forutsatt at undersøkere er i stand til å opprettholde en distinkt biomasse / avløpsvann-grensesnittet innenfor reaktoren. I de tilfeller hvor resirkuleringsforholdet er høyt, reaktor hydrauliske egenskapene til hele HDBR systemet å oppføre seg på samme måte som fullstendig blandede reaktorer (CCMFr) enn en pluggstrømreaktor (PFR), og tillater således undersøkeren å undersøke kulturer over et spektrum av hydraulisk blande egenskaper i et enkelt system Resirkulerings flow rate enlso spiller en rolle i den fluks, masseoverføring, og distribusjon av oppløste gassformige bestanddeler gjennom hele reaktoren, som beskrevet nedenfor.

Kontroll av O 2 flux fra og avgassing i papirbeholderen
Mens han studerte kombinert nitrifikasjon / denitrifikasjons prosesser, ble oppløst oksygenkonsentrasjoner observert å være raskt oppbrukt i de laveste delene av aktive biomasse sonen som nitrifikasjon ble utført 2-4, parallelt tidligere COD fjerning studier 1; Dette kan tyde på at strømningsregimet i biomassen strømnings likner på en PFR 1. Med den øvre sone biomassen blir anoksisk, denitrifikasjon ble utført, noe som resulterer i fjerning av oppløst nitrogen fra reaktoravløpet 2,3. Disse observasjonene viste at kombinasjonen av ytre lufting i resirkuleringstanken, kombinert med evnen til å styre strømmen av oksygen til den oppadstrømmende tanken, via manipulering av resirkuleringshastighet, gjør det mulig for gradienter av oksygen å utvikle i fnokker og langs lengden av biomassen sonen, slik at for aerob, anaerob og anoksiske reaksjoner skjer i en enkelt tank. Som mange reaksjoner for biologisk behandling avhenger eller inhiberes av oksygen, gir denne reaktor for en enklere måte å kontrollere oksygenmassefrekvenser til bioreaktorer; muligens muliggjør mer effektiv lufting praksis. Som lufting er en av de høyeste energikostnader i avløpsrensing, kan dette bidra til å redusere driftskostnadene for kommuner 22,23.

Kontrollen av oksygenfluksen gjennom en reaktor er ikke bare et problem for heterotrofe og chemoautotrophic bakterier. Overskudd av eksitasjonsenergien (EEE) er overskuddet lysenergien algeceller blir utsatt for, og resulterer i oksygen (O 2) blir redusert til superoksid (O2 -) med overskudd av elektroner parallellkoblede fra photosystem I eller II (PSI og PSII) 24. Superoksyddannende anioner kan forårsake significant fysiologiske skader i alge systemer. En cellulær rammeverk eksisterer for å oppdage og nøytralisere O 2 - før skaden kan oppstå i cellulære komponenter, men i svært stressede celler reaktive oksygenforbindelser (ROS) kan fortsatt danne 24-28. Ved å kontrollere resirkuleringshastigheten og lufting i resirkuleringstanken, kan forskere være i stand til å løse problemer som oppstår ved overskytende oksygen og giftigheten den kan indusere på algekulturer, og kan ytterligere forsterke veksten av alger i meget tette kulturer, spesielt i tilfeller hvor supplerende lys blir gitt ved hjelp av lampene.

Dannelse av flocs og / eller biomasse sonen fører til mangfoldige makro- og mikromiljøer
En av de mest unike funksjonene til denne reaktoren design er eliminering av en avklarende tank. Vi hypotese at den gode faststoff-væske-separasjon som er oppnådd i HDBRs kan tilskrives enten dannelsen av meget tette flokker (dvs.tilfelle med alger), eller dannelse av en stabil, porøs grunnmasse av sikringsanlegg flokker og lange trådformede mikroorganismer (dvs., med den heterotrofe og nitrifiserende / denitrifiserende kulturer) 1-4,7,16 (figur 5). Dannelse og stabilitet av flokker er avhengig av en rekke fysiske, kjemiske og biologiske faktorer 7,13,29-31. Faktisk er dannelsen av flokker det primære målet for oppstart og avhenger av tilstrekkelig blanding (skjærkraft gradienter) for å øke kollisjoner mellom suspendert ympemiddelet 13,30, men også på tilstedeværelsen av godt flokkulerende mikroorganismer som produserer forbindelser (flokkulanter ) som gjør at cellene til å aggregere 31,32. I disse laboratorieskalareaktorer, er det funnet at tilstrekkelig blanding for flokkulering kan oppnås enten ved den oppadstrømmende hastighetsprofil eller en blandeanordning, slik som en rørestav, som ligger på bunnen av reaktoren. For kulturer som krever oksygen, kan den eksterne resirkuleringstanken be brukt som en ekstern gassoverføringstank (enten for lufting eller stripping av gasser, for eksempel for å fjerne oksygen produsert av fotosyntese reaksjoner). Fordelen med ytre lufting er det forhindrer overskytende blanding, så vel som luftbobler som kommer i kontakt med fnokker og bryte dem fra hverandre. I noen tilfeller, med de heterotrofe og nitrifiserende / denitrifiserende kulturer som ble dannet en stabil, porøs matrise, når gassbobler ble funnet å gå inn i reaktoren at de kan bli funnet å bryte fra hverandre deler av matrisen eller bli innesluttet innenfor deler av matrisen slik at de flyte til toppen av reaktoren. Derfor, for drift av den ytre gassoverføringstanken forhindre bobler kommer inn i reaktoren via resirkuleringsledningen er nøkkelen til å sikre god faststoff-væske-separasjon av systemet.

Potensielle HDBR retninger
Stasjonære reaktor studier, spesielt de som er rettet mot PBRs, blir ofte fokusert mot samlingskinetiske data for en bestemt mikroBial arter eller samfunn 1,3,4,33,34. Historisk mange studier er gjort på axenic eller antibakterielle behandlet algekulturer tross montering bevis på viktigheten av arts samspillet mellom alger og bakteriesamfunn 35,36. Studier av blandede kulturer lover å gi nye og innsiktsfulle konklusjoner om hvordan disse arts relasjoner arbeid 35-38. Nylige studier av blandede kulturer har utvidet til å omfatte analyse av prøver med molekylærbiologiske verktøy som kvantitativ polymerasekjedereaksjon (qPCR) for å kvantifisere alge- og bakterievekstrater 33,34. Metagenomic og metatranscriptomic analyse har blitt brukt til å belyse ytterligere informasjon om hvordan alger og bakterier samhandle i både konstruerte og naturlige økosystemer 39,40. I tillegg til molekyl undersøkelser av mikrobielle kulturer i HDBRs, mikroskopistudier undersøke størrelse, struktur og organisering av fnokker og den porøse grunnmasse av den biologiskebiomasse sonen vil gi verdifull informasjon om HDBRs evne til å fremme god solid væske separasjon.

Så langt har bare et lite utvalg av reaktorvolum og resirkulere forholdstall blitt undersøkt ved hjelp av HDBR design. Som sådan er reaktor ytelse i skalert opp programmer foreløpig ukjent. Hver av de testede reaktorsystemene er mindre enn 2 liter i volum, og består av glass. Ettersom disse reaktorer ikke er hyllevare komponenter og må være konstruert av et laboratorieglass spesialist å øke størrelsen på glassreaktorer kan være vanskelig som utgangs-bitene må velges omhyggelig for passende veggtykkelse (Privat korrespondanse: Carraro K., 2014). Stort glass kjører også en høyere risiko for å bli skadet eller ødelagt i sammenligning med et metall, plast eller betong reaktoren. Bygging av større reaktorer med metall eller plast for stasjonære eksperimenter kan være et alternativ, men levedyktigheten av dette alternativet har ennå ikke undersøkt. I tillegg tHan bruk av opak eller gjennomskinnelig materiale kan hindre visuell observasjon av reaktorene som undersøkes, og ville komplisere driften av disse reaktorene i en PBR konfigurasjon.

Dette manuskriptet har skissert montasje, oppstart og operasjonelle prosedyrer for å operere en høy tetthet bioreaktor (HDBR). Tidligere arbeid har etablert HDBRs kapasitet til å fjerne både COD og nitrogenforbindelser ved hjelp av heterotrofe og chemoautotrophic bakterier 1-4. Her forfatterne demonstrere evnen HDBRs for kulturen av høy tetthet alge miljøer og fjernelse av nitrogenforbindelser fra en syntetisk avfallsstrømmer. Etter tidligere observasjoner, ble en stabil biomasse sone som dannes av alger, og vellykket drift av reaktoren uten å klargjøre fremgangsmåten ble oppnådd ved fjerning av 18,4% av de totale nitrogenforbindelser fra innløpet. Konvertering mellom nitrogenforbindelser (NH4 + NO 3 -) ble det observert atforfatterne å foreslå tilstedeværelse og aktivitet av AOB og NOB. Resultatene som presenteres i dette manuskriptet fra dagens demonstrasjon med alger og tidligere studier ved bruk av HDBR systemstøtte ytterligere anvendelse, så vel som forskning og utvikling, av denne reaktorkonstruksjon for høy tetthet dyrking av mikroorganismer for en rekke miljømessige og industrielle applikasjoner.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Materials

Name Company Catalog Number Comments
Aeration stone Alita AS-3015C
Aerator Top Fin Air-1000
Ammonium chloride Sigma Aldrich A9434
Anion analysis column Shodex IC SI-52 4E
Beaker (600 ml) Corning Pyrex 1000-600 Used as mixing vessel (MV). Addition of hose barbs at the bottom and 500 ml levels. Outside diameter of hose barbs 3/8".
Calcium chloride Sigma Aldrich C5670
Cation analysis column Shodex IC YS-50
Cobalt chloride hexahydrate Sigma Aldrich C8661
Copper chloride Sigma Aldrich 222011
Ferric chloride Sigma Aldrich 157740
Filter (vacuum) Fisherbrand 09-719-2E 0.45 μm membrane filter, MCE, 47 mm diameter
Graduated cylinder (1,000 ml) Corning Pyrex 3025-1L Used as reactor vessel (R). Addition of hose barbs at bottom, 500 ml, and 1 L levels. Outside diameter of hose barbs 3/8".
HPLC/IC Shimadzu Prominence
Magnesium sulfate Sigma Aldrich M2643
Masterflex L/S variable speed drive Masterflex 07553-50 Drive for recycle and feed pumps (2 needed)
Nickel chloride hexahydrate Sigma Aldrich N6136
Potassium nitrate Sigma Aldrich P8291
(Monobasic) Potassium phosphate Sigma Aldrich P5655
Pump head Masterflex 07018-20 Recycle pump head
Pump head Masterflex 07013-20 Feed pump head
Pump tubing Masterflex 6404-18 Recycle pump tubing
Pump tubing Masterflex 6404-13 Feed pump tubing
Sodium bicarbonate Sigma Aldrich S5761
Zinc sulfate heptahydrate Sigma Aldrich Z0251

DOWNLOAD MATERIALS LIST

References

  1. Sales, C. M., Shieh, W. K. Performance of an aerobic/anaerobic hybrid bioreactor under the nitrogen deficient and low F/M conditions. Water Res. 40, (7), 1442-1448 (2006).
  2. Nootong, K. Performance and kinetic evaluations of a novel bioreactor system in the low-oxygen/low-fluid shear reaction environments. University of Pennsylvania. 3225514 (2006).
  3. Nootong, K., Shieh, W. K. Analysis of an upflow bioreactor system for nitrogen removal via autotrophic nitrification and denitrification. Bioresour Technol. 99, (14), 6292-6298 (2008).
  4. Ramanathan, G., Sales, C. M., Shieh, W. K. Simultaneous autotrophic denitrification and nitrification in a low-oxygen reaction environment. Water Sci Technol. 70, (4), 729-735 (2014).
  5. Rittmann, B. E., McCarty, P. L. Environmental Biotechnology: Principles and Applications. McGraw-Hill Higher Education. (2001).
  6. Tchobanoglous, G., Burton, F. L., Stensel, H. D. Wastewater Engineering: Treatment and Reuse. 4th edn, McGraw-Hill Science/Engineering/Math. (2002).
  7. Palm, J. C., Jenkins, D., Parker, D. S. Relationship between Organic Loading, Dissolved-Oxygen Concentration and Sludge Settleability in the Completely-Mixed Activated-Sludge Process. Journal Water Pollution Control Federation. 52, (10), 2484-2506 (1980).
  8. Jenkins, D. Towards a Comprehensive Model of Activated-Sludge Bulking and Foaming. Water Science and Technology. 25, (6), 215-230 (1992).
  9. Shieh, W., Keenan, J. Ch. 5 Advances in Biochemical Engineering/Biotechnology. Bioproducts. 33, Springer. Berlin Heidelberg. 131-169 (1986).
  10. Shieh, W. K., Li, C. T. Performance and Kinetics of Aerated Fluidized-Bed Biofilm Reactor. Journal of Environmental Engineering-Asce. 115, (1), 65-79 (1989).
  11. Alvarez-Vazquez, H., Jefferson, B., Judd, S. J. Membrane bioreactors vs conventional biological treatment of landfill leachate: a brief review. Journal of Chemical Technology & Biotechnology. 79, (10), 1043-1049 (2004).
  12. Fenu, A., et al. Activated sludge model (ASM) based modelling of membrane bioreactor (MBR) processes: a critical review with special regard to MBR specificities. Water Res. 44, (15), 4272-4294 (2010).
  13. Liu, Y., Tay, J. H. The essential role of hydrodynamic shear force in the formation of biofilm and granular sludge. Water Res. 36, (7), 1653-1665 (2002).
  14. Chudoba, J., Grau, P., Ottová, V. Control of activated-sludge filamentous bulking-II. Selection of microorganisms by means of a selector. Water Research. 7, (10), 1389-1406 (1973).
  15. Christenson, L., Sims, R. Production and harvesting of microalgae for wastewater treatment, biofuels, and bioproducts. Biotechnol Adv. 29, (6), 686-702 (2011).
  16. Henderson, R., Parsons, S. A., Jefferson, B. The impact of algal properties and pre-oxidation on solid-liquid separation of algae. Water Res. 42, (8-9), 8-9 (2008).
  17. Jackson, P. E. Encyclopedia of Analytical Chemistry. Meyers, R. A. John Wiley & Sons. Chichester UK. (2000).
  18. Wilkinson, G. N., Rogers, C. E. Symbolic descriptions of factorial models for analysis of variance. Applied Statistics. 22, 392-399 (1973).
  19. Chambers, J. M. Ch. 4. Statistical Models in S. Chambers, J. M., Hastie, T. J. Wadsworth & Brooks/Cole. (1992).
  20. R Core Team. R: A Language and Environment for Statistical Computing. R Foundation for Statistical Computing. Vienna, Austria. (2015).
  21. Ramanathan, G., Sales, C. M., Shieh, W. K. Apendix:Simultaneous autotrophic denitrification and nitrification in a low-oxygen reaction environment. Water Science & Technology. 70, (4), 729-735 (2014).
  22. Wastewater Management Fact Sheet - Energy Conservation. 832F06024, Environmental Protection Agency. Washington, DC. 1-7 (2006).
  23. Curtis, T. P. Ch 13. Environmental Biotechnology. Mitchell, R., Gu, J. D. Wiley-Blackwell. (2010).
  24. Asada, K. THE WATER-WATER CYCLE IN CHLOROPLASTS: Scavenging of Active Oxygens and Dissipation of Excess Photons. Annu Rev Plant Physiol Plant Mol Biol. 50, 601-639 (1999).
  25. Mullineaux, P., Karpinski, S. Signal transduction in response to excess light: getting out of the chloroplast. Curr Opin Plant Biol. 5, (1), 43-48 (2002).
  26. Mallick, N., Mohn, F. H. Reactive oxygen species: response of algal cells. Journal of Plant Physiology. 157, (2), 183-193 (2000).
  27. Fridovich, I. Oxygen toxicity: a radical explanation. J Exp Biol. 201, ((Pt 8)), 1203-1209 (1998).
  28. Doyle, S. M., Diamond, M., McCabe, P. F. Chloroplast and reactive oxygen species involvement in apoptotic-like programmed cell death in Arabidopsis suspension cultures. J Exp Bot. 61, (2), 473-482 (2010).
  29. Eisma, D., et al. Suspended-matter particle size in some West-European estuaries; part II: A review on floc formation and break-up. Netherlands Journal of Sea Research. 28, (3), 215-220 (1991).
  30. Thomas, D. N., Judd, S. J., Fawcett, N. Flocculation modelling: A review. Water Research. 33, (7), 1579-1592 (1999).
  31. Harris, R. H., Mitchell, R. The role of polymers in microbial aggregation. Annu Rev Microbiol. 27, 27-50 (1973).
  32. Raszka, A., Chorvatova, M., Wanner, J. The role and significance of extracellular polymers in activated sludge. Part I: Literature review. Acta Hydrochimica Et Hydrobiologica. 34, (5), 411-424 (2006).
  33. Lakaniemi, A. M., Intihar, V. M., Tuovinen, O. H., Puhakka, J. A. Growth of Dunaliella tertiolecta and associated bacteria in photobioreactors. J Ind Microbiol Biotechnol. 39, (9), 1357-1365 (2012).
  34. Lakaniemi, A. M., Intihar, V. M., Tuovinen, O. H., Puhakka, J. A. Growth of Chlorella vulgaris and associated bacteria in photobioreactors. Microb Biotechnol. 5, (1), 69-78 (2012).
  35. Natrah, F. M. I., Bossier, P., Sorgeloos, P., Yusoff, F. M., Defoirdt, T. Significance of microalgal-bacterial interactions for aquaculture. Reviews in Aquaculture. 6, (1), 48-61 (2014).
  36. Dittami, S. M., Eveillard, D., Tonon, T. A metabolic approach to study algal-bacterial interactions in changing environments. Mol Ecol. 23, (7), 1656-1660 (2014).
  37. Watanabe, K., et al. Symbiotic association in Chlorella culture. FEMS Microbiol Ecol. 51, (2), 187-196 (2005).
  38. Burke, C., Thomas, T., Lewis, M., Steinberg, P., Kjelleberg, S. Composition, uniqueness and variability of the epiphytic bacterial community of the green alga Ulva australis. ISME J. 5, (4), 590-600 (2011).
  39. Krohn-Molt, I., et al. Metagenome survey of a multispecies and alga-associated biofilm revealed key elements of bacterial-algal interactions in photobioreactors. Appl Environ Microbiol. 79, (20), 6196-6206 (2013).
  40. Cooper, E. D., Bentlage, B., Gibbons, T. R., Bachvaroff, T. R., Delwiche, C. F. Metatranscriptome profiling of a harmful algal bloom. Harmful Algae. 37, 75-83 (2014).

Comments

0 Comments


    Post a Question / Comment / Request

    You must be signed in to post a comment. Please or create an account.

    Video Stats