2022, Vol. 43
2. 东华理工大学水资源与环境工程学院, 南昌 330013;
3. 北京工业大学建筑工程学院, 北京 100124
, CUI Nan2 , XIONG Xing-xing2 , HUANG Zhi-yuan2 , LI Ze-bing2 , WANG Dong-liang1,2 , LI Chao-ming2 , XU Dan2 , LI Jun3
2. School of Water Resources and Environmental Engineering, East China University of Technology, Nanchang 330013, China;
3. College of Architecture and Civil Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China
厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX)工艺是近年来受到较多关注的一种新型污废水脱氮技术, 其具有脱氮效率高和能耗低等优点[1], 尤其适用于高氨氮、低碳氮比(C/N)和可生化性差的污废水脱氮处理, 可以说是目前最为经济节能的脱氮方式, 然而ANAMMOX菌对污废水中的一些污染物质较为敏感[2, 3], 其中以重金属和有机物的影响尤为突出.微量的重金属对于微生物而言是维持生命活动所需的营养物质, 可以活化活性并促进微生物生长[4].有研究表明适当浓度的重金属均会促进ANAMMOX菌代谢进而强化ANAMMOX过程[5, 6].而重金属过量时, 则会与细胞内各官能团相互作用并使微生物蛋白质结构变性进而影响其正常功能[7], 导致ANAMMOX菌活性降低, 从而对ANAMMOX菌和其工艺产生显著的短期毒性和长期的抑制作用[8~11].目前ANAMMOX工艺多应用在一些高氨氮污废水(如垃圾渗滤液[12]、养殖废水[13]和工业生产废水[14]等)的脱氮处理中, 而这些污废水中往往存在较高浓度的Cu(Ⅱ)[15, 16]和Ni(Ⅱ)[17, 18], 其中养殖废水中ρ[Cu(Ⅱ)]高达34.8 mg·L-1[19], 电镀工业废水中ρ[Ni(Ⅱ)]高达394 mg·L-1[20].关于这两种重金属对ANAMMOX影响的研究也有一些, 但大多集中在单个重金属对ANAMMOX过程的影响[21, 22], 且所得到的不同重金属之间(甚至同种重金属之间)的抑制阈值均有差异.
此外, 实际污废水的成分十分复杂, 往往同时富含大量难降解的腐殖质类物质(humus, HS), 如中晚期垃圾渗滤液中ρ(腐殖质)为214~2 674 mg·L-1[23, 24], 养殖废水中ρ(腐殖质)为150~250 mg·L-1[25]等.腐殖质拥有多种能与重金属离子吸附、交换和络合的官能团, 如: 羧基和酚羟基等, 可以将重金属吸附并结合到其分子结构中从而影响游离金属离子浓度和其在微生物中迁移效果[26, 27].另外, Lovley等[28]的研究表明腐殖酸由于具有氧化还原特性, 因此可以充当氧化还原介质以提高微生物活性, Liu等[29]的研究也发现富里酸能提高ANAMMOX菌活性并优化其脱氮效果.可见腐殖质的存在会对ANAMMOX造成一定的影响, 同时也会与污水中的重金属离子发生作用, 从而形成腐殖质-重金属离子对ANAMMOX的协同抑制作用.但是目前关于这类的相关研究鲜有报道, 而这一点对于ANAMMOX的实际应用尤为重要.
因此, 本文拟首先探讨Cu(Ⅱ)、Ni(Ⅱ)和腐殖酸对ANAMMOX脱氮过程的短期影响, 并通过相关模型分析其动力学特征, 考察腐殖酸-重金属对ANAMMOX菌脱氮效能的影响, 以期为含重金属污废水的ANAMMOX高效脱氮工艺的调控提供科学依据与技术支撑.
1 材料与方法 1.1 实验装置与ANAMMOX颗粒污泥本实验装置如图 1(a)所示, 采用500 mL血清瓶, 瓶口橡胶塞开有3个孔, 分别用于取样、水封和温度探头.实验开始前用高纯氮气(99.999%)曝气20 min以脱氧, 采用恒温磁力搅拌器控制溶液混合均匀, 磁力搅拌器转子转速控制在200 r·min-1左右, 反应温度控制在(30±1)℃, 采用10 mL注射器取样. ANAMMOX颗粒污泥如图 1(b)所示, 为实验室UASB反应器中培养的ANAMMOX颗粒污泥, 反应器有效容积为10 L, 进水采用人工模拟无机废水, ρ(NH4+-N)和ρ(NO2--N)分别为40~50mg·L-1和50~60mg·L-1, 其余组分和微量元素控制参照文献[30], ANAMMOX颗粒污泥直径为0.1~2.0 mm.
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(a)实验装置示意, (b)ANAMMOX颗粒污泥 图 1 实验装置与ANAMMOX颗粒污泥 Fig. 1 Experimental device and ANAMMOX granular sludge |
重金属和腐殖酸抑制实验: 取UASB反应器中ANAMMOX颗粒污泥, 采用磷酸缓冲盐溶液洗3遍以去除基质, 经过滤后待用.模拟配水以NH4Cl和NaNO2调节各批次实验的ρ(NH4+-N)和ρ(NO2--N)分别为60mg·L-1和80mg·L-1左右, 加入ρ(NaHCO3)为4mg·L-1, 并用HCl和NaOH调节pH为7.0±0.1, 同时用高纯氮气(99.999%)曝气20 min以脱氧.用分析天平称取湿污泥25 g, 将污泥加入装有模拟配水的血清瓶中, 同时按表 1中的浓度梯度分别加入相应的重金属和腐殖酸溶液, 在恒温磁力搅拌器上进行实验, 每间隔1 h取样测定NH4+-N、NO2--N和NO3--N.每次实验均取5 g左右测定其MLSS和MLVSS, 依次反算血清瓶中的MLSS和MLVSS, 并计算NH4+-N和NO2--N的去除速率.所有测试设3个平行并求平均值.
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表 1 重金属和腐殖酸抑制实验浓度梯度1)/mg·L-1 Table 1 Batch experiment concentration gradient of heavy metals and humic acid/mg·L-1 |
腐殖酸-重金属抑制实验: 采用相应的重金属离子和腐殖酸钠, 按照表 2配置批次实验中的腐殖酸-重金属浓度, 静置4 h备用.其他步骤按照抑制动力学实验进行.
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表 2 腐殖酸-重金属抑制实验浓度梯度/mg·L-1 Table 2 Batch experiment heavy metal concentration and humic acid concentration gradient/mg·L-1 |
1.3 方程和模型
(1) 比厌氧氨氧化活性[specific anammox activity, SAA, 以N/VSS计, mg·(g·h)-1]:
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(1) |
式中, c0和ci为反应开始和反应结束时的氮浓度(mg·L-1), V为反应溶液体积(mL), MLVSS为污泥浓度(mg·L-1).
(2) IC50的确定
为了描述抑制剂对ANAMMOX菌的抑制作用, 通常采用如下公式拟合计算IC50值:
① 线性回归方程[31]
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(2) |
式中, IP为抑制率(%), SAA0为未添加抑制剂时的比厌氧氨氧化活性, SAAi为仅添加单一抑制剂时的比厌氧氨氧化活性.当IP=50%时, 对应抑制剂的浓度即为IC50, 表示导致生物活性降低50%的抑制剂浓度.
② 指数回归方程[32]
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(3) |
式中, c抑为抑制剂的浓度(mg·L-1), IC50为半抑制浓度(mg·L-1), a为拟合参数.
(3) 恢复效率RE
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(4) |
式中, SAAm为添加单一重金属不添加腐殖酸时的比厌氧氨氧化活性, SAAhm为添加重金属与腐殖酸的比厌氧氨氧化活性, 用RE(%)表征腐殖酸对重金属离子抑制ANAMMOX效果的改善情况.
(4) 抑制动力学模型
浓度较高的重金属和腐殖酸对ANAMMOX菌具有毒性抑制作用, 其抑制动力学模型引入以下3种进行研究: 描述游离亚硝酸抑制硝化细菌活性的非基质动力学模型(Vadivelu模型和Hellinga模型)[33, 34], 描述乙酸降解时氯酚抑制作用的动力学模型(修正的Michaelis-Menten方程)[35].
① Vadivelu模型:
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(5) |
② Hellinga模型:
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(6) |
③ Michaelis-Menten模型:
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(7) |
式中, q为基质去除速率[以N/VSS计, mg·(g·h)-1]; qmax为最大基质去除速率[以N/VSS计, mg·(g·h)-1]; I是抑制剂浓度(mg·L-1); K和a是经验常数; Ki是抑制常数; S为基质浓度(mg·L-1); x为活性微生物浓度(mg·L-1); ks为半饱和速率常数(mg·L-1); k0和k1为抑制系数. k0和k1按以下公式计算:
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(8) |
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(9) |
式中, I*为抑制剂完全抑制浓度(mg·L-1); m和n为常数.
为了能采用统一的模式定量表征毒性物质对ANAMMOX降解速率的抑制作用, 引入速率比λ对上式进行修正, 得到反映毒性物质对ANAMMOX基质降解速率的抑制方程[36](修正的Michaelis-Menten模型):
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(10) |
式(10)可用于描述重金属和腐殖酸对ANAMMOX的抑制作用, 对于不同的抑制剂其I*、m和n值不同, I*值越大说明需要更高浓度的抑制剂才能完全抑制微生物活性, 其毒性越弱.当I*值相近时, m值越大说明抑制剂的抑制作用越弱, n值越大说明抑制剂的抑制作用越小.
1.4 分析方法NH4+-N: 纳氏试剂光度法; NO2--N: N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; NO3--N: 麝香草酚分光光度法; 悬浮固体(MLSS)和挥发性悬浮固体(MLVSS): 重量法; pH值、DO和温度: WTW/Multi3420便携式测定仪.
2 结果与讨论 2.1 重金属对ANAMMOX的影响及其动力学分析 2.1.1 重金属对ANAMMOX的影响重金属离子[Cu(Ⅱ)和Ni(Ⅱ)]对ANAMMOX影响如图 2所示, ANAMMOX系统SAA随着重金属离子浓度的增加呈先上升后下降的趋势, 而IP则逐渐增加.与SAA0相比, 在投加ρ[Cu(Ⅱ)]和ρ[Ni(Ⅱ)]均为3mg·L-1时, 获得的SAA均有所提高, 增幅百分比分别为8.64%和7.78%; 可见在两种重金属离子投加浓度较低时均对ANAMMOX菌活性具有促进作用, 并且Cu(Ⅱ)的促进作用略高于Ni(Ⅱ).这可能是由于微量重金属是微生物生命活动必不可少的营养物质, 但微生物对不同重金属的需求量有所不同, 在脱氮过程中Cu(Ⅱ)是参与电子转移链的众多酶的重要组成部分[37], 因此ANAMMOX菌在脱氮过程中对Cu(Ⅱ)的需求强于Ni(Ⅱ).
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图 2 SAA与IP随重金属离子浓度变化 Fig. 2 SAA and IP change with the concentration of heavy metal ions |
然而随着重金属离子浓度的持续增加, ANAMMOX的SAA逐渐降低, 当ρ[Cu(Ⅱ)]和ρ[Ni(Ⅱ)]分别为20mg·L-1和5mg·L-1时, SAA的抑制率分别为18.32%和4.24%, 抑制效果随重金属离子浓度增加而越发显著.利用线性回归方程[式(2)]和指数回归方程[式(3)]对ρ[Cu(Ⅱ)]和ρ[Ni(Ⅱ)]与ANAMMOX脱氮抑制率进行拟合, 拟合曲线和结果如图 3和表 3所示, 其中线性拟合R2分别为0.982 9和0.964 9, 拟合得到其IC50分别为28.64mg·L-1和32.68mg·L-1; 指数拟合R2分别为0.999 4和0.986 8, 拟合得到其IC50分别为29.67mg·L-1和28.75mg·L-1.通过线性拟合和指数拟合所获得的IC50值比较接近.另外有研究显示, Cu(Ⅱ)的IC50为12.90 mg·L-1[38], Ni(Ⅱ)的IC50为14.60 mg·L-1[39]; 与本实验所获得的IC50有一定差异, 其主要原因可能是菌种类型、培养环境、污泥粒径和实验条件等的不同所造成.
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图 3 重金属离子抑制ANAMMOX的IC50拟合曲线 Fig. 3 IC50 fitting curve of heavy metal ions inhibiting ANAMMOX |
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表 3 重金属离子抑制ANAMMOX的拟合方程 Table 3 Fitting equation for heavy metal ions to inhibit ANAMMOX |
不同重金属对ANAMMOX菌毒性具有一定差异, 其原因可能是ANAMMOX菌在受到高浓度重金属冲击时, 其自身会产生大量的胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS), EPS包含各种官能团, 如羧基、磷酸、胺和羟基等能够与溶液中的金属阳离子相互作用, 位于蛋白质上的羰基和羟基更是参与重金属离子吸附的主要结合位点[40], 而不同的重金属在EPS上的可用结合位点有所差异, 当EPS上某种重金属达到阈值之后重金属即进入细胞内部, 从而抑制ANAMMOX菌活性, 造成不同重金属毒性强弱有所差异.
2.1.2 抑制动力学模型分析通过式(5)、(6)和(10)对实验结果进行拟合, 拟合结果与各参数如图 4和表 4所示.根据拟合的结果, 除了Hellinga模型对Cu(Ⅱ)的拟合外(R2=0.861 9), 其他的模型拟合均有较高的相关系数(R2>0.96), 说明修正的Michaelis-Menten模型和Vadivelu模型能较好地描述重金属对ANAMMOX的抑制动力学行为.其中, 通过Vadivelu模型和Hellinga模型, 可以拟合得到最大基质去除速率(qmax); 通过修正的Michaelis-Menten模型获得的Cu(Ⅱ)和Ni(Ⅱ)对ANAMMOX活性完全抑制时的浓度(I*)分别为49.59mg·L-1和74.46mg·L-1, 说明Cu(Ⅱ)对ANAMMOX菌的毒性强于Ni(Ⅱ); 当I*相差较大时, 通过比较指数m和n与抑制作用的关系可能会有一定误差, 但仍然可以看到拟合得到的指数m的值顺序为: Cu(Ⅱ) < Ni(Ⅱ), 也在一定程度上可以说明Cu(Ⅱ)对ANAMMOX菌的毒性强于Ni(Ⅱ).说明修正的Michaelis-Menten模型可以较好地描述重金属离子浓度与ANAMMOX活性之间的定量关系, 并可用于评价重金属离子对ANAMMOX活性抑制作用的强弱.
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图 4 重金属对ANAMMOX抑制动力学模型拟合 Fig. 4 Fitting of ANAMMOX inhibition kinetic model of heavy metals |
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表 4 抑制动力学模型拟合参数 Table 4 Fitting parameters of heavy metal kinetic model |
2.2 腐殖酸对ANAMMOX菌脱氮效能的影响及其动力学 2.2.1 腐殖酸对ANAMMOX的影响
不同腐殖酸浓度下ANAMMOX菌活性的变化如图 5所示, 由图 5(a)可知, 随着ρ(腐殖酸)从0mg·L-1增加到1mg·L-1, SAA(以NO2--N计)有略微的增加, 与SAA0相比, 投加腐殖酸后的SAA增加了1.91%.而随着腐殖酸浓度的持续增加, 其对ANAMMOX菌开始产生抑制, 且效果越发明显, 说明腐殖酸的添加抑制了ANAMMOX细菌的活性, 影响了其脱氮效率.通过线性回归方程和指数回归方程拟合, 如图 5(b)和表 5所示, 得到腐殖酸IC50分别为58.36mg·L-1和59.27mg·L-1, 两者比较接近.有研究表明氧化还原介质加入ANAMMOX系统可以促进ANAMMOX菌的活性[41]. Zhang等[42]的研究发现, 加入低浓度的腐殖酸可以改善群体感应, 进而提高脱氮性能, 而高浓度也会抑制ANAMMOX菌脱氮效能.本研究采用腐殖酸钠作为研究对象, Na离子的引入可能会改变ANAMMOX菌渗透压, 从而导致对ANAMMOX菌产生更为严重抑制[43], 因此在较低浓度即产生抑制作用.
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(a)SAA与IP随腐殖酸浓度的变化; (b)腐殖酸抑制ANAMMOX的IC50拟合曲线 图 5 腐殖酸对ANAMMOX脱氮性能影响与IC50拟合曲线 Fig. 5 Effect of humic acid on the denitrification performance of ANAMMOX and IC50 fitting curve |
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表 5 腐殖酸抑制ANAMMOX的拟合方程 Table 5 Fitting equation of humic acid inhibiting ANAMMOX |
在腐殖酸影响下, ANAMMOX的基质降解过程可通过零级反应动力学来描述, 其方程如下:
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(11) |
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(12) |
式中, C0(以N/VSS计, mg·g-1)和Ct(以N/VSS计, mg·g-1)分别为起始时间和反应时间t的氮含量; k0为零级反应速率常数[以N/VSS计, mg·(g·h)-1]; t为反应时间(h); dC为反应时间内氮含量差值(以N/VSS计, mg·g-1); dt为反应时间差值(h).
从表 6中可知, 当ρ(腐殖酸)从0mg·L-1逐渐增加到40mg·L-1时, k0也在逐渐降低, 由未添加抑制剂时的5.38mg·(g·h)-1降低到了3.40mg·(g·h)-1, 抑制率为36.80%, 这表明腐殖酸的存在不仅降低了ANAMMOX脱氮效率, 还减缓了ANAMMOX脱氮速率, 这可能是因为腐殖酸含有大量的羧基和酚羟基基团, 在体系内水解后携带负电, 在共价键作用下空缺点位极易与带正电的酶分子结合, 导致酶活性受到抑制甚至完全失活[44]; 其次, 腐殖质类物质能够通过聚集、络合或沉积的作用与细菌细胞分泌的胞外聚合物EPS结合形成腐殖质-蛋白复合物, 使细菌细胞的胞外活性失活, 影响ANAMMOX菌的活性[45].
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表 6 腐殖酸影响ANAMMOX零级动力学模型参数 Table 6 Humic acid affects ANAMMOX zero-order kinetic model parameters |
2.2.2 抑制动力学模型分析
通过式(5)、(6)和(10)对实验结果进行拟合, 拟合结果与获得的各参数如图 6和表 7所示.通过对比相关系数R2可以发现, 修正的Michaelis-Menten模型R2最高(0.994 2), Vadivelu模型和Hellinga模型也有较高的R2, 分别为0.984 8和0.956 8, 说明修正的Michaelis-Menten模型比Vadivelu模型和Hellinga模型更适合描述腐殖酸对ANAMMOX的抑制行为.修正的Michaelis-Menten模型拟合得出的腐殖酸存在条件下ANAMMOX活性完全抑制时的浓度为84.27mg·L-1, 动力学常数m和n分别为1.18和3.21, 通过与前文两种重金属的完全抑制ANAMMOX活性时的浓度相比较, 3种抑制剂对ANAMMOX菌的毒性顺序为: Cu(Ⅱ)>Ni(Ⅱ)>腐殖酸.
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图 6 腐殖酸对ANAMMOX抑制动力学模型拟合 Fig. 6 Fitting of the kinetic model of the inhibition of humic acid on ANAMMOX |
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表 7 腐殖酸动力学模型拟合参数 Table 7 Fitting parameters of humic acid kinetic model |
2.3 腐殖酸-重金属对ANAMMOX菌脱氮效能的影响
腐殖酸-重金属离子对ANAMMOX菌脱氮效能的影响如图 7所示, 整体而言, 随着投加腐殖酸浓度与重金属离子比例的增大, SAA(以NO2--N计)呈现先升高后降低的趋势, 在投加腐殖酸浓度与Cu(Ⅱ)浓度比值[ρ(腐殖酸)/ρ[Cu(Ⅱ)]]为10时可获得最大SAA; 而当[ρ(腐殖酸)/ρ[Ni(Ⅱ)]]为1时可获得最大SAA.通过与Cu(Ⅱ)和Ni(Ⅱ)作为单一抑制剂时对ANAMMOX的抑制作用对比, 在加入腐殖酸之后, SAA较开始时分别最高增加了72.31%和38.35%, 这说明投加适宜浓度的腐殖酸有利于改善重金属对ANAMMOX菌活性的抑制, 这可能是因为投加的腐殖质会与重金属离子反应形成难溶的重金属-腐殖酸络合物(腐殖质与重金属离子混合的实验过程中可明显观察到有黑色沉淀物产生), 导致反应溶液体系中游离的重金属离子浓度减少, 从而改善了ANAMMOX菌活性.然而随着腐殖酸浓度的提高, Cu(Ⅱ)在腐殖酸浓度由200mg·L-1增加到300mg·L-1时SAA降低了85.57%, Ni(Ⅱ)在腐殖酸浓度由10mg·L-1增加到100mg·L-1时SAA降低了48.47%; 此时可能是因为腐殖酸投加过量后, 过量的溶解态腐殖酸会对ANAMMOX活性产生抑制, 此时的主要抑制物为腐殖酸.
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图 7 腐殖酸-重金属协同作用对ANAMMOX脱氮性能影响 Fig. 7 Effect of humic acid-heavy metal synergy on the denitrification performance of ANAMMOX |
(1) 低浓度的Cu(Ⅱ)和Ni(Ⅱ)对ANAMMOX有促进作用, 在投加ρ[Cu(Ⅱ)]和ρ[Ni(Ⅱ)]均为3mg·L-1时SAA均有所提高, 分别提高了8.64%和7.78%.当ρ[Cu(Ⅱ)]和ρ[Ni(Ⅱ)]分别为20mg·L-1和5mg·L-1时SAA受到抑制, 抑制率分别为18.32%和4.24%, 抑制效果随重金属离子浓度增加而越发显著, 指数拟合表明Cu(Ⅱ)和Ni(Ⅱ)对ANAMMOX的IC50分别为29.67mg·L-1和28.75mg·L-1.投加ρ(腐殖酸)为1mg·L-1时SAA较对照组提高了7.37%, 40mg·L-1时抑制率达到36.80%, 线性拟合的IC50为58.36mg·L-1, 高浓度的腐殖酸不仅降低了ANAMMOX脱氮效率, 还减缓了其脱氮速率.
(2) 修正的Michaelis-Menten模型能较好地描述重金属和腐殖酸对ANAMMOX的抑制动力学行为, 拟合获得的Cu(Ⅱ)、Ni(Ⅱ)和腐殖酸对ANAMMOX活性完全抑制时的浓度(I*)分别为49.59、74.46和84.27mg·L-1.
(3) 随着投加腐殖酸浓度及其与重金属离子比例的增大, SAA呈现先升高后降低的趋势.适量的腐殖酸有利于改善重金属对ANAMMOX菌活性的抑制, 其与Cu(Ⅱ)和Ni(Ⅱ)在浓度比分别为10和1时, SAA分别提高了72.31%和38.35%; 过量的腐殖酸又会重新对ANAMMOX菌形成抑制.
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