2017, Vol. 38
2. 苏州科技大学环境生物技术研究所, 苏州 215002
, LIU Kai1,2 , WANG Fan1,2 , LIN Xing1,2 , LI Xiang1,2 , HUANG Yong1,2
, GU Cheng-wei1,2
2. Institute of Environmental Biotechnology, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215002, China
厌氧氨氧化(ANAMMOX)作为一种新型的脱氮工艺, 具有耗能低, 效率高, 无需要添加有机碳源, 污泥产量低等诸多优点[1~5], 适用于许多高氨氮废水的处理.但是目前大规模应用ANAMMOX的工程较少, 归其原因在于厌氧氨氧化污泥对环境的高度敏感性[6].目前, 国内外众多学者对其影响因子进行了研究, 大部分集中于基质、温度、pH、DO、有机物、重金属、盐碱度等方面[7, 8].而许多含氨废水往往也含有较高的磷酸盐, 某些制药废水, 化肥厂的生产废水往往都含有较高浓度的氨氮和一定浓度的磷酸盐[9], 在利用ANAMMOX处理此类废水时, 高浓度的磷酸盐则会影响ANAMMOX反应, 降低整体的氮去除速率.
目前磷酸盐对厌氧氨氧化污泥活性影响的研究较少, 且报道不一.在批次实验中, Jetten等[10]研究表明, 磷酸盐浓度小于31mg·L-1(1mmol·L-1)时没有明显的抑制作用, 磷酸盐浓度大于62mg·L-1(2mmol·L-1)时开始受到影响; 而Egli等[11]研究表明620mg·L-1(20mmol·L-1)的磷酸盐浓度不会对ANAMMOX菌产生抑制.在连续流实验中, 王俊安等[12]研究表明, 磷酸盐浓度大于10mg·L-1时会对氮去除速率产生影响; 张锦耀等[13]研究表明, 磷酸盐的浓度在15~750mg·L-1时ANAMMOX反应没有受到明显影响, 磷酸盐浓度大于800mg·L-1时, 厌氧氨氧化菌开始受到抑制.无论是批次还是连续流实验所得出的结论都有较大的差异.因此, 本文研究了不同磷酸盐浓度对厌氧氨氧化活性污泥脱氮效能的影响及其中微生物群落的变化, 以期为ANAMMOX处理高磷酸盐含氨废水提供参考依据.
1 材料与方法 1.1 实验装置磷酸盐对厌氧氨氧化污泥活性短期影响的实验装置采用螺纹盖血清瓶, 有效体积为50 mL.磷酸盐对厌氧氨氧化污泥长期影响实验采用SBR反应器, 有效体积250 mL.泥水混合状态由恒温气浴振荡箱实现, 控制温度为32℃, 振荡速度为120 r·min-1.
1.2 接种污泥与进水水质接种污泥为实验室长期稳定运行的PN-ANAMMOX反应器厌氧区颗粒污泥, 污泥平均直径1.3 mm左右, MLVSS/MLSS为0.497.
实验采用人工模拟废水.废水主要组成(mg·L-1): 382 NH4Cl, 640 NaNO2, 1000 NaHCO3, 200 MgCl2·6H2O, 100 CaCl2·2H2O, 200 KHCO3, 以及微量元素浓缩液(mg·L-1)：5000 EDTA, 5000 MnCl2·H2O, 3000 FeSO4·7H2O, 50 CoCl2·6H2O, 40 NiCl2·6H2O, 20 H3BO3, 20 (NH4)2MoO4, 10 CuSO4, 3 ZnSO4, 添加量为1 mL·L-1.反应器内pH通过添加碳酸氢钠控制在8.0左右.短期实验磷酸盐浓度(以P计)通过添加KH2PO4浓缩液实现, 并控制浓缩液添加量小于1 mL, 以减少对基质浓度的影响.长期实验磷酸盐浓度通过向进水中直接投加一定量的KH2PO4实现.
1.3 分析项目及方法NH4+-N采用纳氏分光光度法(哈希2800, 美国), NO3--N、NO2--N和PO43--P采用离子色谱(戴安IC-900, 美国)测定, pH值采用pHS-3E型酸度计测定. MLSS和MLVSS:重量法.
1.4 实验方法 1.4.1 短期批次实验为了保证批次实验所选取的厌氧氨氧化污泥的性能相近, 先将污泥滤水后等分为24份, 每份污泥湿重1g, 放入血清瓶中通过数次培养, 选取氮去除速率最为相近的12份进行磷酸盐短期批次影响实验.向12份血清瓶中加入相同的废水, 并通过加入KH2PO4浓缩液, 控制废水中不同的磷酸盐浓度(表 1), 经过10 h培养后, 测定出水水质中氮素的变化从而评估磷酸盐对厌氧氨氧化污泥的短期影响.做两组平行实验.
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表 1 批次实验进水磷酸盐浓度 Table 1 Phosphate concentration of influent in batch experiments |
1.4.2 长期影响实验
取两个250 mL的血清瓶, 各接种1 g厌氧氨氧化污泥, 控制水力停留时间为24 h.进水磷酸盐从低浓度开始逐步提高, 每个浓度水平下都待脱氮效能稳定再进行磷酸盐浓度的提升, 直至污泥脱氮效能大幅度下降, 并且厌氧氨氧化污泥处于稳定抑制的状态下.
1.5 动力学参数拟合利用Haldane抑制模型来拟合磷酸盐对厌氧氨氧化活性污泥的抑制动力学参数, 本实验采用如下公式:
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式中, NRRmax为厌氧氨氧化污泥最大氮去除速率, g·(m3·d)-1; NRRx进水磷酸盐离子浓度为x mg·L-1时厌氧氨氧化污泥氮去除速率, g·(m3·d)-1; Km为半速率常数, Ki为半抑制常数, S为磷酸盐浓度, mg·L-1.
1.6 DNA的提取取抑制前后的ANAMMOX污泥, 加入978 μL磷酸钠缓冲液和122 μL MT缓冲液裂解, 在FastPrep®中处理后离心10 min, 之后转移上清液至新的2 mL离心管, 加入250 μL PPS, 混匀后离心5 min, 再取上清液转移至新的5 mL离心管中并加入1 mL Binding Matrix Suspension, 轻微混匀后静置3 min, 然后去除约500 μL上清液, 重悬剩余上清液; 转移600 μL混合液至SPINTMFilter中离心1 min, 将下部液体倒掉, 重复上述过程至混合液全部转移完毕, 再加入500 μL SEWS-M离心3 min, 再风干5 min后加入50 μL DES, 离心1 min, 将DNA洗涤出来.
1.7 荧光定量PCRANAMMOX细菌定量实验所用的引物对分别是AMX809F/AMX1066R, 其引物序列如表 2所示.
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表 2 ANAMMOX菌Real-time PCR引物及反应条件 Table 2 Primers and parameters of Real-time PCR |
为了考察磷酸影响前后ANAMMOX细菌丰度的变化, 对抑制前后的污泥进行了定量PCR实验.采用20 μL反应体系, 其中包括0.8 μL上游引物, 0.8 μL下游引物, 2 μL基因组DNA, 0.4 μL ROXⅡ, 2 μL Dntp, 10 μL EXTaqⅡ, 6 μL超纯灭菌水.每个样品重复3次, 取其平均值.反应程序为：95℃预变性5 min, 接40个循环, 每个循环包括95℃变性30 s, 57℃退火30 s, 72℃延伸30 s, 最后延伸5 min.
将提取好的基因组DNA采用PCR扩增后进行纯化回收, 提取的DNA样品用0.8%琼脂糖凝胶电泳进行检测, 然后送入上海生物工程有限公司进行测序, 制作标准品.将制作好的标准品梯度稀释后进行荧光定量PCR(ABI7500, 美国)检测, 得到标准曲线.
2 结果与讨论 2.1 磷酸盐对厌氧氨氧化污泥活性的短期影响由图 1可知, 随着进水磷酸盐浓度的升高, 整体氮去除速率呈降低趋势.初始未添加磷酸盐时, 出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N浓度分别为5.33、39.5、22.9mg·L-1, 氮去除速率为368.33 g·(m3·d)-1.当进水磷酸盐浓度为0~20mg·L-1时, 出水NH4+-N, NO2--N浓度有所升高, NO3--N浓度略有降低, 氮去除速率由368.33 g·(m3·d)-1下降至323.51 g·(m3·d)-1.当进水磷酸盐浓度达到30mg·L-1时, 出水NH4+-N, NO2--N浓度反而降低, NO3--N浓度升高, 氮去除速率为353.37 g·(m3·d)-1.这表明进水磷酸盐浓度在0~30mg·L-1之间可能存在一个活性刺激阶段, 浓度跨度较小, 未能明显看出.当进水磷酸盐浓度大于30mg·L-1时, 出水NH4+-N, NO2--N浓度逐步升高, NO3--N浓度逐步降低, 氮去除速率开始逐步下降, 并呈加速下降趋势.当进水磷酸盐浓度大于300mg·L-1时, 厌氧氨氧化污泥的氮去除速率下降至104.69 g·(m3·d)-1, 为接种时的28.4%, 进入稳定抑制阶段.
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图 1 短期磷酸盐对厌氧氨氧化污泥脱氮效能的影响 Fig. 1 Short-term effect of phosphate on nitrogen removal efficiency of ANAMMOX |
采用批次实验研究磷酸盐对厌氧氨氧化活性影响的研究中, Jetten等[10]研究表明, 当磷酸盐浓度小于31 mg·L-1(1 mmol·L-1)时对厌氧氨氧化污泥活性没有明显的抑制作用, 而当磷酸盐浓度大于62 mg·L-1(2 mmol·L-1)厌氧氨氧化污泥活性开始受到影响. Dapena-Mora等[15]研究表明磷酸盐对厌氧氨氧化污泥的半抑制浓度在620 mg·L-1(20 mmol·L-1)左右. Oshiki等[16]研究表明620 mg·L-1(20 mmol·L-1)的磷酸盐浓度对厌氧氨氧化污泥活性只产生20%的抑制.三者不同的研究成果与本研究存在差异, 分析原因可能与接种污泥的活性、细胞浓度有关(表 3).
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表 3 接种厌氧氨氧化污泥差异性对比 Table 3 Comparison of four different ANAMMOX inoculated sludge |
可以看出, 接种氮去除速率越高污泥, 所得出的抑制结论就越高. Jetten等[10]接种的活性污泥为反硝化流化床中发现有厌氧氨氧化反应的新生污泥, 脱氮效率很低其中含有大量的反硝化菌; Dapena-Mora等[15]接种的厌氧氨氧化污泥为实验室稳定运行200d的SBR反应器中的污泥, 污泥脱氮效率及ANAMMOX菌细胞浓度更高; Oshiki等[16]接种的厌氧氨氧化污泥则是高脱氮效率反应器内的厌氧氨氧化生物膜, 通过磁力搅拌破碎后的厌氧氨氧化污泥, 其中ANAMMOX菌约占总菌的90%, 且亚硝化细菌(AOB)少于0.1%.而本研究接种污泥所在反应器的脱氮效率在2.0 kg·(m3·d)-1左右, 低于Oshiki等[16]接种污泥的氮去除速率, 且ANAMMOX菌占全菌的比例只有50%左右.故相同浓度的磷酸盐得出不同抑制程度的抑制结论也可以解释.
2.2 磷酸盐影响动力学参数拟合采用Haldane抑制模型拟合磷酸盐抑制的动力学参数, 结果如图 2所示, 拟合所得的最大氮去除速率为502.5 g·(m3·d)-1, 半速率常数为2.4 mg·L-1, 半抑制常数为70.1 mg·L-1, 相关系数R2=0.93.
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图 2 Haldane抑制模型拟合曲线 Fig. 2 Fitting curve of Haldane inhibition model |
于德爽等[17]在研究厌氧氨氧化工艺处理含海水污水的亚硝态氮抑制及反应动力学时表明, Haldane模型是最不适合描述全海水条件下NO2--N对厌氧氨氧化菌的基质抑制行为, 原因为存在着海水盐度和NO2--N的双重抑制作用.而本研究拟合得出的相关系数R2为0.93, 拟合度不是很高.原因一方面由于操作及测定误差所致; 另一方面, 磷酸盐的加入导致的不仅仅是磷酸盐的抑制作用, 还有可能是生成其他物质导致的抑制作用, 是一种多重抑制的结果, 故拟合得出的R2相对较低.
2.3 磷酸盐对厌氧氨氧化污泥活性的长期影响长期影响实验进水基质浓度与短期的相同, 水力停留时间(HRT)为1 d.由图 3可知, 运行初期, 控制进水磷酸盐浓度为30 mg·L-1时, 出水NH4+-N, NO2--N浓度逐步降低, NO3--N浓度逐步升高, 氮去除速率逐步升高至158.33 g·(m3·d)-1, 这表明在磷酸盐低浓度水平下( < 30 mg·L-1)未对厌氧氨氧化污泥活性产生影响, 在第9~17 d, 将进水磷酸盐浓度升高至50 mg·L-1时, 整体的氮去除速率略有降低, 并且在经过稳定后有所恢复至141.47 g·(m3·d)-1(17 d), 这表明50 mg·L-1的磷酸盐浓度对厌氧氨氧化污泥影响不大.随后在第18 d将进水磷酸盐浓度升高至70 mg·L-1, 出水NH4+-N和NO2--N浓度逐步升高至53.25 mg·L-1和84.89 mg·L-1, NO3--N浓度降低至13.73 mg·L-1, 氮去除速率下降至81.63 g·(m3·d)-1.这表明此浓度下厌氧氨氧化污泥的脱氮效能开始受到明显的影响.随后在18~32 d内, 进水磷酸盐浓度稳定在70 mg·L-1, 氮去除速率先下降至81.63 g·(m3·d)-1后再上升至133.29 g·(m3·d)-1, 但未能恢复到低浓度水平下的氮去除速率.这表明, 此磷酸盐浓度水平下, 厌氧氨氧化污泥需要一个较长的适应期, 并不能快速地恢复.在第33 d, 将进水磷酸盐浓度提高到90mg·L-1, 出水NH4+-N和NO2--N浓度突然升高至35.90 mg·L-1和69.87 mg·L-1, NO3--N浓度降低至14.8 mg·L-1, 氮去除速率下降至111.46g·(m3·d)-1, 在随后的7 d内氮去除速率快速下降至60.49 g·(m3·d)-1.这说明随着磷酸盐浓度的升高, 对厌氧氨氧化污泥影响更为明显.在40~53 d内, 磷酸盐浓度稳定在90 mg·L-1, 氮去除速率逐步上升, 相比与70 mg·L-1的磷酸盐浓度水平下, 需要更长的时间恢复.在第54 d, 将进水磷酸盐浓度升高至100 mg·L-1, 出水NH4+-N和NO2--N浓度出现急剧上升, 相应的NO3--N浓度下降至很低的浓度水平, 在55~70 d内, 维持进水磷酸盐浓度不变, 氮去除速率没有明显的恢复, 表明此浓度下厌氧氨氧化污泥进入稳定抑制状态.
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图 3 长期磷酸盐对厌氧氨氧化污泥脱氮效能的影响 Fig. 3 Long-term effect of phosphate on nitrogen removal efficiency of ANAMMOX |
在研究磷酸盐长期内对厌氧氨氧化污泥脱氮效能的影响时, 大多数采用连续流的方式.王俊安等[12]、鲍林林等[18]在研究常温低基质条件下磷酸盐对厌氧氨氧化的影响时均得出了较低的抑制结论.前者表明进水TP>10mg·L-1时会对氮去除速率产生影响, 后者表明TP＜5 mg·L-1时, 磷酸盐浓度对厌氧氨氧化反应没有影响, 当TP在5~7.5mg·L-1之间时随着磷酸盐浓度的提高氨氮的去除受到抑制, 总氮的去除率降低.两者研究结果均低于本研究所得结论, 分析原因一方面与污泥活性、进水水质有关, 常温条件下厌氧氨氧化污泥活性较低且进水均含有一定量的COD与溶解氧, 存在着硝化反硝化反应.另一方面, 王俊安等[12]研究中磷酸盐浓度提升较快, 各磷酸盐浓度下没有一个稳定期; 而鲍林林等人在TP>5mg·L-1时出现了氨氮去除率的波动, 看不出此浓度水平下厌氧氨氧化污泥的可驯化性.
与前两者相比, 有人则得出较高的抑制结论.张锦耀等[13]在研究磷酸盐对高基质厌氧氨氧化反应器脱氮性能的影响时表明, 磷酸盐的浓度在15~750mg·L-1时反应器的脱氮性能并没有受到明显抑制, 磷酸盐浓度大于800mg·L-1时, 反应器内的氮去除速率开始受到抑制.结论与本研究相距较大, 分析原因为, 其反应器脱氮效能、厌氧氨氧化污泥活性均处于较高的水平, 抗冲击力更强.并且其观察到磷酸盐在800mg·L-1的浓度水平下出现了反应器脱氮效率的小范围上升, 这说明, 在高基质高负荷水平条件下, 厌氧氨氧化污泥具有更强的耐受力且在高磷酸盐浓度下可能被进一步驯化.而在其研究磷酸盐对CANON工艺的脱氮效能的影响时表明[19], 30 mg·L-1的磷酸盐浓度对反应器具有一定的刺激作用, 磷酸盐浓度大于40 mg·L-1反应器脱氮效能开始下降, 磷酸盐浓度达到100 mg·L-1时, 反应器脱氮效能仅为原来的72%.此研究结论与本实验相近, 原因可能为CANON工艺的功能菌种与PN-ANAMMOX相近, 两种工艺参与亚硝化和厌氧氨氧化作用的主要功能菌均为Nitrosomonas属和Candidatus brocadia属[20, 21].其在磷酸盐浓度为60~70 mg·L-1时, 延长HRT, 氮去除速率有所提高, 这说明在此浓度的磷酸盐水平下, 厌氧氨氧化污泥能被进一步驯化, 这与本研究结论一致.
2.4 抑制前后厌氧氨氧化污泥性状分析 2.4.1 抑制前后厌氧氨氧化污泥物理性状变化如图 4(a)所示, 为接种前污泥形态, 整体呈红色, 表面圆润.由于取自PN-ANAMMOX反应器厌氧区污泥, 不可避免地带有部分亚硝化细菌, 故略有浅黄.随着磷酸盐浓度增加到100 mg·L-1, 污泥活性受到抑制, 脱氮能力下降, 污泥形态也发生了变化.如图 4(b)所示, 受磷酸盐抑制后, 污泥发黄且质感偏硬.这可能与污泥吸附大量的磷酸盐或生成六水合磷酸铵镁(MAP)等化学沉淀有关, 并且可以观察到部分颗粒污泥裂解为絮状污泥, 表明受磷酸盐影响后厌氧氨氧化细菌胞外聚合物(EPS)减少.
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图 4 厌氧氨氧化污泥受磷酸盐抑制前后形态 Fig. 4 Morphology of ANAMMOX sludge fore-and-aft inhibition by phosphate |
Zhang等[22]在研究磷酸盐存在下厌氧氨氧化污泥的内源代谢模式表明, EPS可以减轻外部干扰的影响从而使细菌达到深度休眠状态.也有研究指出在有外部干扰下或者严重饥饿的条件下细菌会利用EPS作为碳源或者能源[23, 24].而磷酸盐的吸附, MAP的生成, 均可以导致厌氧氨氧化污泥处于饥饿或外部干扰的状态.
2.4.2 抑制前后厌氧氨氧化菌丰度的变化用ANAMMOX菌的Real-time PCR引物对AMX809F/AMX1066R扩增基因组DNA.根据标准曲线得到ANAMMOX菌的回归方程为：y=-3.644x+43.775, 相关系数R2为0.999, 说明建立的标准曲线具有良好的精确度.
如表 4所示抑制前后ANAMMOX菌细胞浓度分别为(9.97±0.86)×107、(8.26±0.54)×107 cells·mL-1.可以看出, 磷酸盐影响前后ANAMMOX菌细胞浓度相差约1.71×107 cells·mL-1, ANAMMOX菌的丰度有减少的趋势.
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表 4 磷酸盐抑制前后ANAMMOX菌细胞浓度/cells·mL-1 Table 4 ANAMMOX cell concentration before and after phosphate inhibition/cells·mL-1 |
Strous等[25]研究表明厌氧氨氧化活性的维持需在细胞浓度大于1010~1011 cells·mL-1时才能显现出来, 而本研究所测得的ANAMMOX菌浓度仅在108 cells·mL-1左右, 说明PN-ANAMMOX反应器厌氧区颗粒污泥中ANAMMOX菌的活性较高, 但所占比例不大.原因为接种污泥所在反应器具有很高的回流量, 好氧区的AOB进入了厌氧区, 从而附着在ANAMMOX细菌的表面.厌氧氨氧化反应的NH4+-N:NO2--N理论比值为1:1.32左右, 而本研究中出现了出水NO2--N比理论值略高的现象, 分析原因为实验进水中不可能完全去除溶解氧, 整个反应系统内存在着亚硝化反应, 一部分NH4+-N转化为NO2--N所致.
批次实验中出现了氮去除速率加速下降趋势.而短时间内, 接种的ANAMMOX菌的丰度、细菌的生理状态以及功能菌群的差异都不大, MAP的生成也十分有限.本研究批次实验后, 将厌氧氨氧化活性污泥用蒸馏水冲洗, 控制进水NH4+-N、NO2--N浓度不变, 不添加磷酸盐反应10 h, 氮去除速率均可以恢复到实验前的水平.故可以认为, 此种下降趋势是由于高浓度的磷酸盐吸附所致.长期实验中, 每提高一次磷酸盐浓度, 抑制现象就更为明显且所需恢复时间更长, 分析原因为长期过程中伴随磷酸盐的持续吸附及MAP的大量生成.国外有学者指出pH>8.0时才较易生成MAP[26], 由于在pH 8.0左右时, ANAMMOX细菌的活性最高, 为保证ANAMMOX最大活性, 本研究将反应器内pH控制在8.0左右, 此pH条件下相对较易生成MAP.长期实验中的氮去除速率恢复现象一方面可能是磷酸盐对ANAMMOX菌的驯化作用, 也可能是因为相对较低的浓度水平下, 磷酸盐对ANAMMOX菌的抑制有限, ANAMMOX菌生长, 丰度变高所致.
2.5 PN-ANAMMOX处理高磷酸盐含氨废水控制策略磷酸盐是微生物生长的必需元素, 而磷酸盐含量过高则会对微生物产生抑制.由于pH>8.0时磷酸盐的加入会导致MAP生成, 王俊安等[12]认为MAP的生成, 填充了ANAMMOX细菌颗粒污泥的空隙, 导致ANAMMOX菌基质缺乏, 从而影响了反应器的脱氮效能.而在鲍林林等[17]研究中并未发现明显的白色晶体, 其分析原因为上升流生物膜反应器会将MAP冲刷下来.磷酸盐还可能被ANAMMOX细菌吸附影响氮素传递, 或者在厌氧条件下产生磷化氢, 其具有生物毒性, 从而导致脱氮效能变差. Zhang等[22]研究表明, 磷酸盐对ANAMMOX颗粒污泥的影响还与细菌的生理状态有关.本实验受磷酸盐抑制后的厌氧氨氧化污泥的理化性状可以明显看出存在沉淀的生成; 短期实验中用蒸馏水冲洗污泥可以恢复其脱氮效能, 说明存在磷酸盐的吸附, 且可以看出活性越高的污泥得出的抑制结论越高.故磷酸盐对厌氧氨氧化污泥活性的影响是一个由于磷酸盐吸附, MAP等副产物的产生并与反应器类型、pH控制、细菌的生理状态有关的复杂过程.本研究接种的厌氧氨氧化污泥来自于PN-ANAMMOX反应器厌氧区, 实际应用中, 若想运用PN-ANAMMOX技术处理高磷酸盐含氨废水, ANAMMOX阶段宜采用上流式反应器且将反应器内pH控制在8.0以下, 以尽量减少MAP的生成; 考虑到在90mg·L-1的磷酸盐浓度水平下厌氧氨氧化污泥可驯化性较差, 所需驯化时间较长, 建议将磷酸盐浓度控制在70mg·L-1以下, 若进水磷酸盐过高则需前置除磷工艺.
3 结论(1) 批次实验表明, 磷酸盐浓度小于30 mg·L-1时, 厌氧氨氧化污泥的脱氮效能没有受到明显的影响.随着进水磷酸盐浓度的升高, 氮去除速率呈加速下降趋势; 磷酸盐浓度大于200 mg·L-1时, 厌氧氨氧化污泥活性达到稳定抑制状态.
(2) 采用Haldane抑制模型拟合磷酸盐抑制的动力学参数, 拟合所得的最大氮去除速率为502.5 g·(m3·d)-1, 半速率常数为2.4mg·L-1, 半抑制常数为70.1 mg·L-1.
(3) 长期实验表明, 磷酸盐浓度小于50 mg·L-1时, 对厌氧氨氧化污泥脱氮效能的影响不大; 磷酸盐浓度在70~90 mg·L-1时, 厌氧氨氧化污泥活性开始受到明显影响, 经过一段时间均可有所恢复; 磷酸盐浓度越高, 恢复所需时间越长; 磷酸盐浓度达到100 mg·L-1时厌氧氨氧化污泥的脱氮效能受到严重抑制, 氮去除速率由158.33 g·(m3·d)-1下降至60.17 g·(m3·d)-1左右, 抑制约62%.
(4) 抑制前后的厌氧氨氧化污泥中的ANAMMOX菌的Real-time PCR测定结果表明, 抑制后的污泥体系中ANAMMOX菌细胞浓度由(9.97±0.86)×107 cells·mL-1下降至(8.26±0.54)×107 cells·mL-1, 丰度有相对减少的趋势.
| [1] | Mulder A, van de Graaf A A, Robertson L A, et al. Anaerobic ammonium oxidation discovered in a denitrifying fluidized bed reactor[J]. FEMS Microbiology Ecology, 1995, 16(3): 177–183. DOI: 10.1111/fem.1995.16.issue-3 |
| [2] | Kuenen J G. Anammox bacteria:from discovery to application[J]. Nature Reviews Microbiology, 2008, 6(4): 320–326. DOI: 10.1038/nrmicro1857 |
| [3] | Zhang L, Yang J C, Furukawa K. Stable and high-rate nitrogen removal from reject water by partial nitrification and subsequent Anammox[J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 2010, 110(4): 441–448. DOI: 10.1016/j.jbiosc.2010.05.008 |
| [4] | 赵志宏, 廖德祥, 李小明, 等. 厌氧氨氧化微生物颗粒化及其脱氮性能的研究[J]. 环境科学, 2007, 28(4): 800–804. Zhao Z H, Liao D X, Li X M, et al. Cultivation and nitrogen removal characteristics of ANAMMOX granules[J]. Environmental Science, 2007, 28(4): 800–804. |
| [5] | Joss A, Salzgeber D, Eugster J, et al. Full-scale nitrogen removal from digester liquid with partial nitritation and Anammox in one SBR[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(14): 5301–5306. |
| [6] | Araujo J C, Campos A C, Correa M M, et al. Anammox bacteria enrichment and characterization from municipal activated sludge[J]. Water Science & Technology:A Journal of the International Association on Water Pollution Research, 2011, 64(7): 1428–1434. |
| [7] | 丁爽, 唐崇俭, 郑平, 等. 厌氧氨氧化工艺脱氮机理和抑制因素的研究进展[J]. 化工进展, 2010, 29(9): 1754–1759. Ding S, Tang C J, Zheng P, et al. Progress in anaerobic ammonia oxidation biological nitrogen removal mechanism and inhibitory factors[J]. Chemical Industry and Engineering Progress, 2010, 29(9): 1754–1759. |
| [8] | 阳广凤, 金仁村, 余妤, 等. 厌氧氨氧化工艺的抑制现象[J]. 应用与环境生物学报, 2012, 18(3): 502–510. Yang G F, Jin R C, Yu Y, et al. Inhibition phenomenon of Anammox process[J]. Chinese Journal of Applied and Environmental Biology, 2012, 18(3): 502–510. |
| [9] | 王元月, 魏源送, 张树军. 厌氧氨氧化技术处理高浓度氨氮工业废水的可行性分析[J]. 环境科学学报, 2013, 33(9): 2359–2368. Wang Y Y, Wei Y S, Zhang S J. Feasibility analysis of Anammox for treating high strength ammonia industrial wastewater[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2013, 33(9): 2359–2368. |
| [10] | Jetten M S M, Strous M, van de Pas-Schoonen K T, et al. The anaerobic oxidation of ammonium[J]. FEMS Microbiology Reviews, 1998, 22(5): 421–437. DOI: 10.1111/j.1574-6976.1998.tb00379.x |
| [11] | Egli K, Fanger U, Alvarez P J J, et al. Enrichment and characterization of an Anammox bacterium from a rotating biological contactor treating ammonium-rich leachate[J]. Archives of Microbiology, 2001, 175(3): 198–207. DOI: 10.1007/s002030100255 |
| [12] | 王俊安, 李冬, 田智勇, 等. 常温下磷酸盐对城市污水厌氧氨氧化的影响[J]. 中国给水排水, 2009, 25(19): 31–33. Wang J A, Li D, Tian Z Y, et al. Effect of phosphate on Anammox of municipal sewage at normal temperature[J]. China Water & Wastewater, 2009, 25(19): 31–33. |
| [13] | 张锦耀, 周少奇, 袁金鹏, 等. 磷酸盐对高基质厌氧氨氧化反应器脱氮性能的影响[J]. 环境工程学报, 2016, 10(8): 4061–4066. Zhang J Y, Zhou S Q, Yuan J P, et al. Effect of phosphate on performance of Anammox process at high substrate[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2016, 10(8): 4061–4066. DOI: 10.12030/j.cjee.201503040 |
| [14] | Ni S Q, Lee P H, Fessehaie A, et al. Enrichment and biofilm formation of Anammox bacteria in a non-woven membrane reactor[J]. Bioresource Technology, 2009, 101(6): 1792–1799. |
| [15] | Dapena-Mora A, Fernández I, Campos J L, et al. Evaluation of activity and inhibition effects on Anammox process by batch tests based on the nitrogen gas production[J]. Enzyme and Microbial Technology, 2007, 40(4): 859–865. DOI: 10.1016/j.enzmictec.2006.06.018 |
| [16] | Oshiki M, Shimokawa M, Fujii N, et al. Physiological characteristics of the anaerobic ammonium-oxidizing bacterium 'Candidatus Brocadia sinica'[J]. Microbiology, 2011, 157(6): 1706–1713. DOI: 10.1099/mic.0.048595-0 |
| [17] | 于德爽, 齐泮晴, 李津, 等. 厌氧氨氧化工艺处理含海水污水的亚硝态氮抑制及反应动力学[J]. 中国环境科学, 2016, 36(5): 1400–1408. Yu D S, Qi P Q, Li J, et al. Treating sewage with seawater by ANAMMOX process:effects of nitrite and kinetics[J]. China Environmental Science, 2016, 36(5): 1400–1408. |
| [18] | 鲍林林, 李刚强, 李冬, 等. 常温低基质下磷酸盐对厌氧氨氧化反应的影响[J]. 环境工程学报, 2013, 7(11): 4389–4392. Bao L L, Li G Q, Li D, et al. Effect of phosphate on Anammox at low substrate and normal temperature[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2013, 7(11): 4389–4392. |
| [19] | 张锦耀, 周少奇, 王敬平, 等. 磷酸盐对CANON工艺的脱氮特性研究[J]. 环境科学学报, 2016, 36(5): 1615–1621. Zhang J Y, Zhou S Q, Wang J P, et al. Effect of phosphate on the performance of the CANON process[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2016, 36(5): 1615–1621. |
| [20] | 曾涛涛. 常温低基质PN-ANAMMOX耦合工艺脱氮效能及微生物特性研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2013. Zeng T T. Research on nitrogen removal efficiency and microbial properties of PN-ANAMMOX combination for low strength wastewater treatment at ambient temperature[D]. Harbin:Harbin Institute of Technology, 2013. |
| [21] | 刘涛. 基于亚硝化的全程自养脱氮工艺(CANON)效能及微生物特征研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2013. Liu T. Process performance and microbial characteristics of completely autotrophic nitrogen-removal over nitrite (CANON)[D]. Harbin:Harbin Institute of Technology, 2013. |
| [22] | Zhang Z Z, Buayi X, Cheng Y F, et al. ANAMMOX endogenous metabolism during long-term starvation:impacts of intermittent and persistent modes and phosphates[J]. Separation and Purification Technology, 2015, 151: 309–317. DOI: 10.1016/j.seppur.2015.07.066 |
| [23] | Flemming H C, Wingender J. The biofilm matrix[J]. Nature Reviews. Microbiology, 2010, 8(9): 623–633. |
| [24] | Zhang X Q, Bishop P L. Biodegradability of biofilm extracellular polymeric substances[J]. Chemosphere, 2003, 50(1): 63–69. DOI: 10.1016/S0045-6535(02)00319-3 |
| [25] | Strous M, Fuerst J A, Kramer E H M, et al. Missing lithotroph identified as new planctomycete[J]. Nature, 1999, 400(6743): 446–449. DOI: 10.1038/22749 |
| [26] | Doyle J D, Parsons S A. Struvite formation, control and recovery[J]. Water Research, 2002, 36(16): 3925–3940. DOI: 10.1016/S0043-1354(02)00126-4 |