A Novel bioreaktor for High Density Dyrkning af Diverse mikrobielle samfund

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 spildevand er almindeligt behandles med aktiverede slam processer for at reducere de suspenderede faste stoffer (SS), biologisk iltforbrug (BOD), organisk og uorganisk kvælstof, og fosfor indhold 5,6. Det aktiverede slam proces, et middel til sekundær spildevandsrensning, indebærer oxidation af organisk kulstof i en beluftningstank fyldt med en blandet væske af indkommende spildevand og genbrugt heterotrofe mikroorganismer (almindeligvis benævnt aktiveret slam) 5-7. Den blandede væske derefter ind i en forholdsvis stor klaringstank (bundfældningstank), hvor slammet afregner for nemmere samling, enten bortskaffes eller recirkuleres tilbage til luftningstanken, mens den klarede, renset spildevand kan fortsætte til tertiær behandling eller desinficering, før de frigives til der modtager vand 5-7. Effektiv separation af det behandlede spildevand og faste stoffer (slam) i den sekundære klaringstank er afgørende for den korrekte funktion af en vartewater behandlingssystem, som enhver aktiveret slam fortsætter ud klaringstankene vil øge BOD og SS i spildevandet 5-8.

En række alternative biologiske processer findes for sekundær rensning af spildevand, som reducerer eller eliminerer behovet for store præciserer tanke, herunder fæstnet-vækst (biofilm) reaktorer, membranbioreaktorer (MBRs), og granulerede slam reaktorer. I biofilm reaktorer, dannelsen af ​​biofilm, hvor mikroorganismer naturligt aggregat og vedhæfte som et lag på en fast overflade, giver mulighed for opbevaring og akkumulering af biomasse uden behov for en afklaring tank. Biofilm reaktorer kan inddeles i tre typer: pakket leje, reaktorer med fluid bed-reaktorer og roterende biologiske kontaktorer. Pakket bed-reaktorer, såsom en rislende filtre og biologiske tårne, udnytte en stationær solid vækst overflade 5,6. Fluid bed-reaktorer (FBRs) afhænger af fastgørelsen af ​​mikroorganismer til partikler,såsom sand, granuleret aktivt kul (GAC), eller glasperler, som holdes i suspension ved en høj opadgående strømningshastighed 9,10. Roterende biologiske reaktorer afhænger biofilm dannet på medier knyttet til en roterende aksel tillader biofilmen skal skiftevis udsættes for luft, og væsken bliver behandlet 5,6. MBRs bruger membran filtreringsenheder, enten inden bioreaktoren (nedsænket konfiguration) eller eksternt via recirkulation (side-stream konfiguration) 5,11. Membranerne anvendes til at opnå en god separation af biomasse og faste partikler fra den behandlede væske 11,12. Granulære slam reaktorer er opstrøms- reaktorer, hvor dannelsen af ekstremt tætte og godt bosætter granulat af mikroorganismer opstår, når de udsættes for høje overfladiske luft opstrøms hastigheder 13.

Som et andet alternativ til fremgangsmåden med aktiveret slam, en hidtil ukendt opstrøms reaktor systemet, nu kaldet en høj densitet bioreaktor (HDBR), var designed og bygget af Salg og Shieh (2006) til at studere COD fjernelse af aktiveret slam fra syntetiske affaldsstrømme i lav F / M forhold, der er kendt for at forårsage dannelse af dårlig afregning slam (dvs. bulking slam) 1,7,14. Den HDBR systemet udnyttes modificeret fluid bed-reaktorer, der typisk består af en opstrøms reaktor og en ekstern -recirkuleringstank. Fluid bed-reaktorer drives typisk med recirkulationsstrømmen strømningshastigheder høj nok til at holde biofilmvækst undergrunden suspenderet, men lav nok til, at biofilmen-dækket substrat bibeholdes. I modsætning til fluid bed-reaktorer, i HDBR beskrevet i salgs- og Shieh (2006), der anvendes relativt lave recirkulationsstrøm strømningshastigheder, som sammen med ekstern beluftning, forhindrede forstyrrelse af biomassen zone dannet inde i reaktoren 1. Efterfølgende undersøgelser har vist denne reaktor design evne til at behandle en række kvælstof strømme ved hjælp af nitrificerende / denitrificerende bakterier 3,4. I al studIES dannelsen af et stabilt, tæt biomasse zone inden for HDBR fjernet behovet for en ekstern flokkulering / sedimentering proces 1-4.

Som vi rapporterer her, er brugen af ​​HDBR at vokse tætte kulturer også blevet testet i en fotobioreaktor (PBR) konfiguration til dyrkning af alger. Vi diskutere fordele og ulemper ved denne roman reaktorsystem for alge dyrkning og dens potentiale for at overvinde en stor hurdle i kommercialiseringen af alger biobrændstoffer i forbindelse med biomasse høst (dvs. god fast-væske separation 15,16). Følgende protokol beskriver de nødvendige skridt for at samle, opstart, prøve fra, og opretholde en HDBR med alger som det mikrobielle samfund af interesse. Variationer i opstart og drift protokol heterotrofe og nitrificerende / denitrificerende kulturer vil også blive nævnt. Endelig vil generelle fordele, ulemper og ukendte i denne roman reaktor design fremhæves.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Protocol

1. Reactor Assembly

  1. Arrangere reaktorkomponenter henhold til den skematiske i figur 1.
    1. Placer reaktoren (R) på en blanding plade, tilføje en omrører til reaktoren. Placer -recirkuleringstank (RT) ved siden af ​​omrøringsplade og reaktoren, så at havnen afløbet (øverst) af tanken er rettet mod kanten af ​​laboratoriearbejdet.
    2. Placer affaldsbeholderen (W) under porten afløbet (øverst) af -recirkuleringstank (RT). Placer fødetanken (FT) ved siden af ​​-recirkuleringstank (RT).
      Bemærk: Tanken foder har en samlet kapacitet på 5 L.
  2. Fastgør reaktoren (R) mod deponering med en passende størrelse stativ og klemme. Ligeledes fastgøre -recirkuleringstank (RT) for at forhindre bevægelse.
  3. Indsæt neopren peristaltisk pumpe slange i recycle (Pump A) og foder (pumpe B) pumpehoveder. Der henvises til Materialer tabel for yderligere slanger specifikationer. Installer pumpehoveder på pumpen drev med skruer bestemded med pumpedrev.
  4. Slut Pumpe As slangen til portene på reaktoren og genbruge tank. Sæt enden af ​​pumpe BS slangen i foderet tanken og genbruge tank. Forbind den øverste reaktoren port til recycle tank med slange. Anvend klemmer på slangen ved reaktorens havne.
    Bemærk: photosynthetic samfund kan drage fordel af kunstig belysning, som lamper.

2. fremstilling af stamopløsninger, Indløb / Feed Solutions, og alger Inoculant

  1. Forbered mineralet stamopløsning. Tilføj følgende til en 1 L volumetrisk kolbe med 500 ml deioniseret vand: 200 g natriumbicarbonat, 40 g monobasisk kaliumphosphat, 4 g magnesiumsulfat, 4 g ferrichlorid, 4 g calciumchlorid, 1 g kobberchlorid, 1 g kobolt hexahydrat, 1 g nikkelchloridhexahydrat, 1 g zinksulfat heptahydrat. Tilføj yderligere 400 ml deioniseret vand. Swirl kraftigt at fremme opløsning af salte. Følgende dissolution af salte, tilsættes deioniseret vand for at bringe det totale volumen af ​​løsning på 1 L.
  2. Forbered ammoniak stamopløsning. I en 1 L målekolbe opløses 38.214 g ammoniumchlorid i ca. 900 ml deioniseret vand. Efter opløsning tilsættes deioniseret vand for at bringe det samlede volumen op til 1.000 ml.
    Bemærk: 1 ml stamopløsning fortyndes til 1 l giver en 10 mg L -1 NH4 + -N-opløsning.
  3. Forbered nitrat stamopløsning. I en 1 L målekolbe opløses 72,413 g kaliumnitrat i ca. 900 ml deioniseret vand. Efter opløsning tilsættes deioniseret vand for at bringe det samlede volumen op til 1.000 ml.
    Bemærk: 1 ml stamopløsning fortyndes til 1 l giver en 10 mg L -1 NO3 - N opløsning.
  4. Forbered foder / tilløb løsning. For at gøre en fødeopløsning indeholdende 20 mg L -1 NH4 + -N og 20 mg L -1 NO3 - N, fortyndes 2 ml af enmmonia stamopløsning og 2 ml af nitrat stamopløsning til 1 L totalvolumen. Før fortynding tilsættes 0,5 ml mineralsk opløsning / l opløsning gøres. Forbered 5 l indstrømmende i alt at starte reaktoren.
  5. Forbered algerne inokuleringsmiddel.
    1. Saml en stor mængde (mindst 10 L) af vand fra en alger-indeholdende vand organ som en strøm eller dam. Lad algerne til at bilægge ved at lade vandprøverne uforstyrret i 24 timer.
    2. Dekanteres og kassér klart (ikke-alger indeholder) vand ved toppen af ​​prøverne, hvilket efterlader en koncentreret alger suspensionen inden prøveflaskerne. Kombiner algerne suspension fra alle prøverne i en beholder og gentag omhældning trin.
    3. Mål biomassen inden den koncentrerede prøve.
      1. Tør et papir vakuumfilter (0,45 um MCE vakuumfilter) og aluminium vejebåd O / N i en ovn, der er indstillet til 103 ° C Efter afkøling i en ekssikkator i 30 minutter ved stuetemperatur måle combined masse af filteret og vejebåd.
      2. Vakuumfilter 20 ml koncentreret alger suspension og returnere filter og vejebåd til ovnen for at tørre O / N.
      3. Mål den kombinerede masse af filteret og vejebåd. Beregn biomassevægtfylden i koncentrerede prøve.
        Bemærk: Den samlede mængde vand prøve at efterforskerne bliver nødt til at indsamle, vil afhænge af kilden vandområdet.

3. Såning og Start af Reactor

  1. Med 750 ml fødeopløsning til reaktoren. Fyld -recirkuleringstank med 500 ml fødeopløsning.
  2. Anvend en lang pipette til forsigtigt at tilføje en inokulatet suspension indeholdende 1,5 g af alger nær bunden af ​​reaktoren. Tillad inoculum at afregne til bunden af ​​reaktoren, sikre dette ved visuel observation, før man går videre til næste trin.
  3. Når cellerne har slået sig ned, fjern rør klemmer og tænd Pumpe A til en langsom strømningshastighed (10 revolutions min -1 / 38 ml min-1). Luft fanget i slangen, vil blive udstødt ind i reaktoren.
    Bemærk: Tilsætning af 750 ml til reaktoren vil forhindre enhver form for biomasse forstyrret af pumpen forlader reaktoren. Klem slangen for at sikre, at al luft er blevet udsendt.
  4. Gradvist tilføje fødeopløsning til recirkulation tank som opløsningen pumpes ind i reaktoren. Fortsæt tilsætningen, indtil både reaktoren og -recirkuleringstank er i kapacitet og spildevand begynder at forlade den -recirkuleringstank via den øverste port.
    Bemærk: Mængden af ​​foder, der skal tilsættes til -recirkuleringstank vil variere med mængden af ​​podemidlet sættes til reaktoren.
  5. Hæld den resterende fødeopløsningen i fødetanken.
  6. Indstil recycle pumpe (pumpe A) til 19 omdrejninger min -1, etablere en recycle flow på 72,5 ml min-1. Observere alger begynder at loft fra bunden af ​​reaktoren. Brug af gradueringer på reaktoren, fastlægge alger biomass zone højde. Sørg for, at højden er konstant, før du fortsætter til næste trin.
  7. Tænd blanding pladen ved meget lav hastighed; en indstilling på 1 eller 2 er hensigtsmæssigt at starte. Blandingsforholdet bar vil bistå med lofting biomasse yderligere, men aggressiv blanding vil forårsage alger til at forlade reaktoren, indtast genbruge tanken, og lad i spildevandet. Sæt blande hastighed en indstilling er nødvendig for at etablere en klar alger grænse i reaktoren (figur 2A); algebiomassen zone skal være ca. 10-15 cm i højden.
  8. Start fødepumpen efter observere en klar grænse mellem alge stik og reaktoren væske. Indstil pumpen til 25 omdrejninger min -1, om en strømningshastighed på 1,5 ml min-1. Overhold exit reaktor væske spildevandet havnen på grund af tyngdekraften og forskydning forårsaget af den indkommende indstrømmende strøm.

4. Prøvetagning og analyse

  1. Udfør prøvetagningsrør aktiviteter prieller til at udføre vedligeholdelse på reaktorens systemet. Saml 20 ml spildevand og tilløb prøver dagligt. Saml effluentprøver indefra -recirkuleringstank. Saml tilløb prøver direkte fra fødetanken.
  2. Vakuum filter prøver at fjerne suspenderede faste stoffer forud for lagring og analyse.
  3. Opbevar tilløb og afløb prøver ved -20 ° C indtil yderligere analyse. Begrænse antallet af fryse tø-cykler prøver udsættes for. Hvis det er nødvendigt, kan prøverne opdeles i portioner for at opretholde prøven.
  4. Gennemføre analyser prøve for nitrat, nitrit og ammoniak ved hjælp af standard teknikker 17.
    Bemærk: De anvendte Ion Chromatography (IC) forfattere til at producere resultaterne præsenteret heri. Der henvises til Materialer tabel for specifikation.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Representative Results

Den HDBR blev brugt til at dyrke alger over flere forhold mellem indstrømmende ammoniak og nitratkoncentrationer, og samtidig opretholde et totalt indhold af kvælstof i foderet ved 40 mg -NL -1. Tilløb og afløb prøver blev taget dagligt; biomassevægtfylde prøver blev taget ved begyndelsen og slutningen af ​​hver betingelse. Reaktoren tog i gennemsnit 3-5 dage at nå steady state ligevægt efter betingelser blev ændret. Over en lang række tilløb betingelser en tydelig biomasse zonen er oprettet, som observeret tidligere undersøgelser (figur 2). Algekulturen i HDBR fandtes at fjerne et gennemsnit på 18,4% af det totale nitrogenindhold arter i foderet (n = 44). Inden for biomasse zone, total algebiomasse og biomassetæthed var i overensstemmelse i løbet af denne undersøgelse.

Fjernelsen af NH4 + og NO 3 - plottes mod NH4 + og NO 3 - feed præparat i figur 3. En simpel lineær regressionsmodel blev anvendt til at vurdere betydningen af forholdet mellem fjernelse af N arter og fodersammensætningen 18-20. Fjernelse af ammoniak blev observeret på alle områder af NH4 + og NO 3 - sammensætning (figur 3A og 3B, henholdsvis). Hverken NH4 + eller NO3 - fodersammensætning påvirket fjernelse af NH4 + i løbet af de testede (n = 44, p = 0,993, og n = 44, p = 0,610 henholdsvis) betingelser. På den anden side, fjernelse af NO 3 - viste sig at være negativt relateret til NH4 + fodersammensætning (n = 44, p = 0,000) (figur 3C) og varieret positivt med NO 3 - fodersammensætning (n = 44, p = 0,000) (figur 3D).

NO3 - blev observeret at akkumulere (negative fjernelse) i reaktoren for de fleste af tilløb sammensætninger (34 ud af 44 prøver). NO 3 - fjernelse blev først observeret, når NH-koncentrationer 4 + foder var under 10 mg -NL -1 og NO 3 - koncentrationer foder var over 15 mg -NL -1. Oxygen, der bliver sat til reaktoren via beluftning i den eksterne -recirkuleringstank og af alger, kan tjene som en elektronacceptor for ammoniak- og nitrit-oxiderende bakterier (AOB og NOB, henholdsvis). Hvis aerobe forhold dominerer i reaktoren via høje genbruge flowhastigheder, vil bakterier, der kan udføre dissimilatory (heterotrofe) denitrifikation foretrækker at bruge ilt som elektronacceptor 4. Hvis hastigheden af NO 3 - produktion og input fra foderet overstiger assimilatoriske omdannelse af NO 3 - til organisk kvælstof eller dissimilatory denitrifikation, NO 3 - kan ophobningte i reaktoren. Fjernelsen af NH4 + og akkumulering af NO 3 - tyder på, at AOB og NOB er til stede og aktive i lokalsamfundet, da algerne ikke er kendt for at katalysere omdannelsen af NH4 + til NO 3 -. Disse resultater demonstrerer evnen til at anvende denne reaktor til undersøgelse nitrogenstrøm dynamik og kinetik i et blandet alge-bakteriel samfund.

Forfatterne har med succes fastholdt sunde alger samfund i disse HDBRs i over et år. To reaktorer går ned, har dog fundet sted siden starten af ​​dette projekt, både som følge af alvorlige ændringer indstrømmende sammensætning. Det første var resultatet af en ændring af kvælstof arter nøgletal med den totale kvælstof flux holdes konstant; NH4 + blev fjernet fra foderet og NO 3 - koncentrationerne øges for at kompensere. Den anden nedbrud opstod som et resultat af cutting den samlede mængde kvælstof flux med 75 procent, fra 40 mg -NL -1 til 10 mg -NL -1 (figur 4). I begge tilfælde den klare biomasse betalingsringen blev observeret at forværres i løbet af to til tre dage sammenfaldende med en kraftig stigning i suspenderet stof i spildevandet (figur 4). Spildevand suspenderet stof øges til maksimalt 6 dage efter ændringen foder reaktoren mistet biomasse (figur 4). Efter nedbrud suspenderet stof i spildevandet fortsat høj (ca. 0,22 g SS L -1), og ingen nye biomasse blev observeret at akkumulere inden i reaktoren, hvilket forhindrer fortsættelsen af eksperimentet. Den nuværende udformning mangler en sikkerhedsmekanisme for at bevare kulturer, hvis de ikke forbliver godt flokkuleres.

Figur 1
Figur 1. Skematisk af en High Density bioreaktor (HDBR) (ikke to skala). Reaktoren (R) er sammensat af en 1.000 ml gradueret cylinder med porte (slange modhager, udvendig diameter 3/8 ") installeret på 100 ml og 1000 ml niveauer. Reaktor fluid cirkuleres gennem reaktoren ved hjælp af peristaltiske pumpe A (PA), ind i bunden af ​​reaktoren og strømmer opad gennem biomassen zone (BZ) mod toppen port. Fluid udgange reaktoren foroven havn og ledes til -recirkuleringstank (RT) ved hjælp af tyngdekraften. RT er sammensat af en 600 ml bægerglas;. det har to porte installeret, er den ene er placeret i bunden af ​​bægerglasset og den anden på 500 ml mærket Reactor fluid returneres til reaktoren via bundporten (og PA) udledte blade. reaktoren via den øverste port RT og opsamles i en affaldsbeholder (W). diffusive beluftning er tilvejebragt i RT med anvendelse af en luftblander (A). beluftningsprocessen driver også blanding i MV. peristaltiske pumpe B (PB) leverer indstrømmende fra en tank indeholdende foder / indstrømmende (FT) i RT.

Figur 2
Figur 2. Eksempler på biomasse / reaktor Fluidseparationsenhed inden for en høj densitet bioreaktor (HDBR). Panel A viser en høj densitet alge samfund (2,83 g SS L -1) dyrkes i en HDBR. En særskilt grænse opstår, når sedimentationshastigheden af ​​den fotosyntetiske mikrobielle samfund overstiger værdien af ​​reaktoren væske. Panel B viser den mikrobielle matrix dannet af aktiveret slam i genbrug betingelser diskuteret i Salg og Shieh (2006) 1. Panel C viser gær er dyrket på en indstrømmende sammensat af glucose til produktion af ethanol via fermentering (resultater ikke publiceret). I alle disse tre reaktorkonfigurationer romanen reaktor design har eliminated behovet for en separat præcisere eller afregning proces i reaktoren systemet. Klik her for at se en større version af dette tal.

Figur 3
. Figur 3 Illustration af NH4 + og NO 3 -. Bearbejdningsmængderne versus indstrømmende sammensætning Total indstrømmende N-koncentrationen blev holdt ved 40 mg -NL -1 over varigheden af undersøgelsen. (A) NH4 + koncentration foder afbildes mod fjernelse af NH4 +; Der var ingen signifikant effekt (n = 44, p = 0,993). (B) NO3 - fødekoncentration afbildes mod fjernelse af NH4 +; Der var ingen signifikant effekt (n = 44, p = 0,610).(C) nr 3 - fjernelse viste sig at være signifikant og negativt relateret til NH4 + koncentrationer foder (n = 44, p = 0,000). (D) nr 3 - fjernelse var signifikant og positivt relateret til NO 3 -. Foder koncentrationer (n = 44, p = 0.000). Klik her for at se en større version af dette tal kan du klikke her for at se en større version af denne figur.

Figur 4
Figur 4. Stigende spildevand suspenderet stof i reaktion på markant faldende kvælstof flux gennem reaktoren. Indholdet Indløb kvælstof blev reduceret fra 40 mg -NL -1 til . 10 mg -NL -1 (på tidspunktet 0 i denne figur, også angivet ved den lodrette linie) Forringelse af særskilte biomasse zone blev observeret efter 2 dage; efter 3 dage biomasse tab var let observerbare. En betydelig stigning i spildevand SS blev observeret efter dage efter ændringen blev vedtaget og maksimal spildevand SS opstod efter 6 dage. Klik her for at se en større version af dette tal.

Figur 5
Figur 5. Mikrografier fremhæver porøs fnug struktur og sikringsanlæg trådformede bakterier. To mikrografier udviser den porøse struktur dannet af heterotrofe bakterier (aktiveret slam). Trådformede bakterier bro mellemrummet mellem fnug, sammenlåsende fnug på den stabiliserede biomasse zone.href = "https://www.jove.com/files/ftp_upload/53443/53443fig5large.jpg" target = "_ blank"> Klik her for at se en større version af dette tal.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Discussion

Dette afsnit vil starte med en diskussion af protokol variationer er nødvendige for at behandle eventuelle operationelle spørgsmål samt bruge forskellige mikrobielle samfund. Styrkerne i denne reaktor design vil blive diskuteret, herunder evnen til at styre kontrollen med oxygen flux og dannelsen af ​​høj densitet fnug inden i reaktoren. Aktuelle udfordringer og mulige veje af undersøgelsen vil også blive nævnt.

Protokol nuancer og variationer
Driften af ​​HDBRs til dyrkning af forskellige typer af kulturer kræver små ændringer i operationelle protokol, afhængigt arterne omfattet af undersøgelsen. Der er behov for tilstrækkelig blanding og udvidelse af algebiomasse zone at øge eksponeringen af ​​alle flokke at tænde og aktivere fotosyntese. Suspension af algebiomasse i reaktoren drives af en kombination af reaktoren genbruge sats og blande bar hastighed. Der bør udvises forsigtighed ved udvælgelsen det transporterende egenskaberaf begge, således at der er tilstrækkelig afstand mellem det biologisk aktive algebiomasse zone og porten i toppen af ​​reaktoren, som enhver form for biomasse, der forlader reaktorbeholderen kan gå tabt i spildevandet gennem den øverste port på -recirkuleringstank. Hvis der observeres biomasse forlader i effluenten, kan et filter monteres på toppen port på -recirkuleringstank. En prop af glasuld kan anvendes som et filter. Som filtret akkumuleres biomasse det vil være nødvendigt at blive ændret. Hvis der anvendes et filter, skal suspenderede stoffer prøver fra nedstrøms for filteret i tillæg til reaktoren væsken i -recirkuleringstank med henblik på at opnå den korrekte massebalancen; akkumuleret biomasse i filteret skal også tegnede sig for. Under visse driftsbetingelser med alger og gær biomassen zonen ikke altid fører til afklaret væske, selv når samfundet er sundt. I disse tilfælde er der en fortyndet suspension af celler mærkbare over biomasse område eller inden for -recirkuleringstank. Vi hypothesize, som i algernes og gær samfund, der har været dyrket i HDBR hidtil ikke indeholder de trådformede bakterier er for stabile, sikringsanlæg biomasse zone som det ses i heterotrof og nitrifikation / denitrifikation bakteriekulturer (figur 5). Derfor, hvis mål er at forhindre celler i at slippe ud i spildevandet, således som det er tilfældet med alger og gær, kan det være nødvendigt at anvende en membran eller filtrering enhed på spildevandet port.

En uventet kilde til biomasse forstyrrelser, som kan have en negativ indflydelse på faststof-væske separation af HDBR, er en ophobning af bobler inden for genbrug pumpeledningerne. Disse bobler er et produkt af beluftning i -recirkuleringstank. Der skal udvises omhu til regelmæssigt rense enhver opbygning af gasser inden slangen. At klemme slangen i retning af fluidstrømmen vil fremskynde denne proces og tjener også til at løsne enhver form for biomasse, der er blevet fastgjort til det indre af slangen. Efterhånden som cellerne i disse kulturer har tendens til at aggregere til fnug, de har også en tendens til, når de frigives fra biomassen zone til at klæbe og kolonisere væggene i HDBR. Hvis således undersøgere meddelelse adhæsionen af ​​biomasse til de indvendige vægge af reaktoren og -recirkuleringstank, bør de anvende en pipette eller steriliserede glas børste at forstyrre og forhindre overdreven vækst biofilm på væggene i reaktoren.

Den ovenfor beskrevne protokol skal ændres, når heterotrofe mikroorganismer eller nitrifying / denitrificerende bakterier er samfundet af interesse. For eksempel blev 4 g heterotrofe mikroorganismer (målt som VSS), der anvendes til at pode reaktoren, som beskrevet af salgs- og Shieh 1. Når man studerer ammoniak og nitrit oxiderende bakterier, blev 2 g beriget AOB / NOB anvendes som beskrevet i Nootong og Shieh 2 og Ramanathan et al. 4, og uddybet i bilaget til denne manuskript 21. Den nøjagtige mængde inokulumat starte reaktoren kan variere, og virkelig afhænger af mængden af ​​kilden inokulum til rådighed, og det faktiske volumen af ​​reaktoren, der anvendes. For at undgå forstyrrelser biomasse, er anvendelsen af ​​en omrører afskrækket ved anvendelse af disse mat-dannende kulturer.

Manipulation af hydrauliske egenskaber
En primær fordel ved den HDBR design er evnen til at styre foder- og genbruge strømningshastigheder uafhængigt af hinanden. Efterforskere kan målrette specifikke lastning satser, genbruge satser, eller genbruge nøgletal. For eksempel, mens han studerede reaktorydelsen udnytte aktiveret slam for at fjerne COD syntetisk spildevand, i recirkulationsforhold varierede fra 3,5 til 21,5 1. Indledende undersøgelser af reaktoren udnytte autotrof nitrificerende / denitrificerende bakterier viste, at stabile biomasse zoner kunne opretholdes under genanvende forhold på 2,5-24,3 3. Disse skøn viste sig at være konservativ, da ingen problemer opstod, da stigende genbruge raTios op til 43 i en opfølgende undersøgelse 21. Evnen til at operere ved høje genbrug nøgletal, og dermed høje genbrug satser, er nyttig til at studere virkningerne af væske forskydning på stabiliteten og karakteristika af biomassen zone. I nogle tilfælde, såsom alger dyrkning, etablering og vedligeholdelse af en biomasse matrix er ikke et krav og høje genbrug satser og nøgletal er nødvendige for at hjælpe med suspensionen af ​​alge- kolonnen. Dette reaktordesign er i stand til at lette suspension bistået af høje genanvendelsesraterne (49,3 i denne undersøgelse), forudsat at undersøgere er i stand til at opretholde en særskilt biomasse / spildevand grænseflade inden i reaktoren. I tilfælde, hvor recirkulationsforhold er høj, reaktoren hydrauliske egenskaber for hele HDBR systemet opfører sig mere på samme måde som helt blandede reaktorer (CMFR) end en plug flow-reaktor (PFR), og således gør det muligt for undersøgeren at undersøge kulturer over et spektrum af hydraulisk sammensætningskarakteristika i et enkelt system genbruge strømningshastighed enLSO spiller en rolle i flux, massetransport og distribution af opløste luftarter arter overalt i reaktoren, som beskrevet nedenfor.

Kontrol af O 2 fluxen fra og afgasning i -recirkuleringstank
Mens han studerede kombineret nitrifikation / denitrifikation processer, blev opløst iltkoncentrationer observeret at blive hurtigt udtømt i de laveste dele af den aktive biomasse zone nitrifikation blev udført 2-4, parallelt tidligere COD fjernelse undersøgelser 1; Dette kan antyde, at flowet ordning i biomassen strømmen ligner en PFR 1. Med den øvre biomasse zone bliver anoxisk blev denitrifikation udføres, hvilket resulterer i fjernelse af opløst kvælstof fra reaktorudløbet 2,3. Disse observationer viste, at kombinationen af ​​eksterne beluftning i -recirkuleringstank, kombineret med evnen til at styre strømmen af ​​oxygen til opstrømsreaktionstrinnet tank, via manipulering af recirkulationensats, giver mulighed for gradienter af oxygen at udvikle sig inden flokkene og langs længden af ​​biomasse zone, der giver mulighed for aerob, anaerob og anoxiske reaktioner at forekomme i en enkelt tank. Da mange reaktioner til biologisk behandling afhænge eller inhiberes af oxygen, denne reaktor muliggør en lettere måde at kontrollere oxygen masse satser i bioreaktorer; muligvis muliggør mere effektiv luftning praksis. Som beluftning er en af de højeste udgifter til energi i spildevandsrensning, kan dette tjene til at sænke driftsomkostningerne for kommuner 22,23.

Styringen af ​​oxygen flux gennem en reaktor er ikke kun et problem for heterotrofe og chemoautotrophic bakterier. Overskydende ekscitationsenergi (EEE) er overskydende lysenergi alge celler udsættes for, og resulterer i oxygen (O 2) er reduceret til superoxid (O 2 -) med overskydende elektroner rangeres fra fotosystem I eller II (PSI og PSII) 24. Superoxidanioner kan forårsage significant fysiologiske skader i alger systemer. En cellulære rammer eksisterer for at opdage og neutralisere O 2 - før skaden kan opstå på cellulære komponenter, men i stærkt stressede celler reaktive ilt arter (ROS) kan stadig danne 24-28. Ved at styre genbruge sats og beluftning i recycle tanken, kan efterforskerne kunne løse spørgsmål, der opstår fra overskydende ilt og giftigheden det kan fremkalde i algekulturer, og kan yderligere øge væksten af ​​alger i meget tætte kulturer, især i tilfælde hvor supplerende lys bliver tilvejebragt gennem brug af lamper.

Dannelse af flokke og / eller biomasse zone fører til forskellige makro- og mikro-miljøer
En af de mest unikke funktioner i denne reaktor design er elimineringen af ​​en afklarende tank. Vi hypotesen, at den gode faststof-væske separation, der er opnået i HDBRs kan tilskrives enten dannelsen af meget tætte flokke (dvs.tilfældet med alger), eller dannelse af en stabil, porøs matrix af sikringsanlæg flokkene og lange trådformede mikroorganismer (dvs. med heterotrofe og nitrificerende / denitrificerende kulturer) 1-4,7,16 (figur 5). Dannelsen og stabiliteten af flokke er afhængig af en række fysiske, kemiske og biologiske faktorer 7,13,29-31. Faktisk dannelsen af fnug er det primære mål for opstart og afhænger af tilstrækkelig blanding (Forskydningskraft gradienter) for at forbedre kollisioner blandt de suspenderede inokulant 13,30, men også af tilstedeværelsen af godt flokkulerende mikroorganismer, der producerer forbindelser (flokkuleringsmidler ), der tillader celler at aggregere 31,32. I disse laboratorieskala reaktorer, har vi fundet, kan opnås enten ved opstrømsreaktionstrinnet hastighedsprofil eller en blandeindretning, tilstrækkelig blanding til flokkulering, såsom en omrører, placeret i bunden af ​​reaktoren. For kulturer, der kræver oxygen, kan den eksterne -recirkuleringstank be bruges som en ekstern beholder gasoverførsel (enten til luftning eller fjernelse af gasser, for eksempel til fjernelse af oxygen produceret ved fotosyntese reaktioner). Fordelen ved eksterne beluftning er det forhindrer overskydende blanding samt luftbobler kommer i kontakt med fnug og bryde dem fra hinanden. I nogle tilfælde, med de heterotrofe og nitrificerende / denitrificerende kulturer, der dannede en stabil, porøs matrix, hvor gasbobler fandtes at indtaste reaktoren de kunne findes bryde ud dele af matrixen eller blive indblandet i sektioner af matrixen får dem til at flyde til toppen af ​​reaktoren. Derfor drift af eksterne tank gasoverførslen at forhindre boblerne kommer ind i reaktoren via recirkulationsledningen er nøglen til at opretholde en god faststof-væske separation af systemet.

Potentielle HDBR retninger
Stationære reaktor undersøgelser, især dem fokuseret på PBRs, er ofte fokuseret mod at indsamle kinetiske data for en bestemt mikroBIAL arter eller samfund 1,3,4,33,34. Historisk mange undersøgelser er udført på Axeniske eller antibakterielle behandlede algekulturer trods stærke beviser for vigtigheden af inter-interaktioner mellem alger og bakterielle samfund 35,36. Undersøgelser af blandede kulturer lover at give nye og indsigtsfulde konklusioner om, hvordan disse interspecies relationer arbejder 35-38. Nylige undersøgelser af blandede kulturer har udvidet til at omfatte prøveanalyse med molekylærbiologiske værktøjer såsom kvantitativ polymerasekædereaktion (qPCR) at kvantificere alger og bakteriel vækst 33,34. Metagenomisk og metatranscriptomic analyse er blevet brugt til at belyse yderligere oplysninger om, hvordan alger og bakterier interagerer i både konstruerede og naturlige økosystemer 39,40. Ud over molekylære undersøgelser af mikrobielle kulturer i HDBRs mikroskopi studier undersøger størrelse, struktur og organisering af flokke og den porøse biologiske matrixbiomasse zone ville give værdifulde oplysninger om den HDBRs evne til at fremme god fast-væske separation.

Indtil videre har kun et lille udvalg af reaktorvolumener og genanvende forhold blevet undersøgt ved anvendelse af HDBR design. Som sådan reaktor præstation i skaleret op applikationer er i øjeblikket ukendt. Hver af de testede reaktorsystemer er mindre end 2 L i mængde og består af glas. Da disse reaktorer er ikke off the shelf komponenter, og skal være konstrueret af et laboratorium glasvarer specialist øge størrelsen af ​​glas reaktorer kan være svært som udgangsmateriale stykker skal omhyggeligt udvalgt til passende vægtykkelse (Privat korrespondance K. Carraro, 2014). Stor glasvarer kører også en højere risiko for at blive brudt eller beskadiget i sammenligning med et metal, plast, eller beton reaktor. Konstruktion større reaktorer med metal eller plast til stationære eksperimenter kan være en mulighed, men levedygtigheden af ​​denne mulighed er endnu ikke undersøgt. Derudover than bruge af uigennemsigtige eller gennemskinnelige materialer kan hindre visuel observation af reaktorerne under undersøgelse og ville komplicere driften af ​​disse reaktorer i en PBR konfiguration.

Dette håndskrift har skitseret Forsamlingen opstart og operationelle procedurer til at drive en høj tæthed bioreaktor (HDBR). Tidligere arbejde har etableret HDBRs kapacitet til at fjerne både COD og kvælstof art efter heterotrofe og chemoautotrophic bakterier 1-4. Her forfatterne demonstrerer evne HDBRs til dyrkning af high density alger samfund og fjernelse af kvælstof arter fra en syntetisk affaldsstrømme. Efter tidligere observationer blev en stabil biomasse zone dannet af alger, og vellykkede drift af reaktoren uden en afklaring proces blev opnået under fjernelse 18,4% af de samlede nitrogenforbindelser fra indløbet. Konvertering mellem nitrogenforbindelser (NH4 + til NO3 -) blev observeret, hvilket giverforfatterne til at foreslå tilstedeværelsen og aktiviteten af ​​AOB og NOB. Resultaterne præsenteres i dette manuskript fra den aktuelle demonstration med alger og tidligere undersøgelser ved hjælp af HDBR systemsupport yderligere anvendelse, samt forskning og udvikling, i denne reaktor design til dyrkning høj tæthed af mikroorganismer til en række miljømæssige og industrielle applikationer.

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