厭氧氨氧化(ANAMMOX)作為一種新型的脫氮工藝, 具有耗能低, 效率高, 無需要添加有機(jī)碳源, 污泥產(chǎn)量低等諸多優(yōu)點(diǎn), 適用于許多高氨氮廢水的處理.但是目前大規(guī)模應(yīng)用ANAMMOX的工程較少, 歸其原因在于厭氧氨氧化污泥對(duì)環(huán)境的高度敏感性.目前, 國內(nèi)外眾多學(xué)者對(duì)其影響因子進(jìn)行了研究, 大部分集中于基質(zhì)、溫度、pH、DO、有機(jī)物、重金屬、鹽堿度等方面.而許多含氨廢水往往也含有較高的磷酸鹽, 某些制藥廢水, 化肥廠的生產(chǎn)廢水往往都含有較高濃度的氨氮和一定濃度的磷酸鹽, 在利用ANAMMOX處理此類廢水時(shí), 高濃度的磷酸鹽則會(huì)影響ANAMMOX反應(yīng), 降低整體的氮去除速率.
目前磷酸鹽對(duì)厭氧氨氧化污泥活性影響的研究較少, 且報(bào)道不一.在批次實(shí)驗(yàn)中, Jetten等研究表明, 磷酸鹽濃度小于31mg·L-1(1mmol·L-1)時(shí)沒有明顯的抑制作用, 磷酸鹽濃度大于62mg·L-1(2mmol·L-1)時(shí)開始受到影響; 而Egli等研究表明620mg·L-1(20mmol·L-1)的磷酸鹽濃度不會(huì)對(duì)ANAMMOX菌產(chǎn)生抑制.在連續(xù)流實(shí)驗(yàn)中, 王俊安等研究表明, 磷酸鹽濃度大于10mg·L-1時(shí)會(huì)對(duì)氮去除速率產(chǎn)生影響; 張錦耀等研究表明, 磷酸鹽的濃度在15~750mg·L-1時(shí)ANAMMOX反應(yīng)沒有受到明顯影響, 磷酸鹽濃度大于800mg·L-1時(shí), 厭氧氨氧化菌開始受到抑制.無論是批次還是連續(xù)流實(shí)驗(yàn)所得出的結(jié)論都有較大的差異.因此, 本文研究了不同磷酸鹽濃度對(duì)厭氧氨氧化活性污泥脫氮效能的影響及其中微生物群落的變化, 以期為ANAMMOX處理高磷酸鹽含氨廢水提供參考依據(jù).
1 材料與方法1.1 實(shí)驗(yàn)裝置
磷酸鹽對(duì)厭氧氨氧化污泥活性短期影響的實(shí)驗(yàn)裝置采用螺紋蓋血清瓶, 有效體積為50 mL.磷酸鹽對(duì)厭氧氨氧化污泥長期影響實(shí)驗(yàn)采用SBR反應(yīng)器, 有效體積250 mL.泥水混合狀態(tài)由恒溫氣浴振蕩箱實(shí)現(xiàn), 控制溫度為32℃, 振蕩速度為120 r·min-1.
1.2 接種污泥與進(jìn)水水質(zhì)
接種污泥為實(shí)驗(yàn)室長期穩(wěn)定運(yùn)行的PN-ANAMMOX反應(yīng)器厭氧區(qū)顆粒污泥, 污泥平均直徑1.3 mm左右, MLVSS/MLSS為0.497.
實(shí)驗(yàn)采用人工模擬廢水.廢水主要組成(mg·L-1): 382 NH4Cl, 640 NaNO2, 1000 NaHCO3, 200 MgCl2·6H2O, 100 CaCl2·2H2O, 200 KHCO3, 以及微量元素濃縮液(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, 添加量為1 mL·L-1.反應(yīng)器內(nèi)pH通過添加碳酸氫鈉控制在8.0左右.短期實(shí)驗(yàn)磷酸鹽濃度(以P計(jì))通過添加KH2PO4濃縮液實(shí)現(xiàn), 并控制濃縮液添加量小于1 mL, 以減少對(duì)基質(zhì)濃度的影響.長期實(shí)驗(yàn)磷酸鹽濃度通過向進(jìn)水中直接投加一定量的KH2PO4實(shí)現(xiàn).
1.3 分析項(xiàng)目及方法
NH4+-N采用納氏分光光度法(哈希2800, 美國), NO3--N、NO2--N和PO43--P采用離子色譜(戴安IC-900, 美國)測(cè)定, pH值采用pHS-3E型酸度計(jì)測(cè)定. MLSS和MLVSS:重量法.
1.4 實(shí)驗(yàn)方法1.4.1 短期批次實(shí)驗(yàn)
為了保證批次實(shí)驗(yàn)所選取的厭氧氨氧化污泥的性能相近, 先將污泥濾水后等分為24份, 每份污泥濕重1g, 放入血清瓶中通過數(shù)次培養(yǎng), 選取氮去除速率最為相近的12份進(jìn)行磷酸鹽短期批次影響實(shí)驗(yàn).向12份血清瓶中加入相同的廢水, 并通過加入KH2PO4濃縮液, 控制廢水中不同的磷酸鹽濃度(表 1), 經(jīng)過10 h培養(yǎng)后, 測(cè)定出水水質(zhì)中氮素的變化從而評(píng)估磷酸鹽對(duì)厭氧氨氧化污泥的短期影響.做兩組平行實(shí)驗(yàn).
表 1 批次實(shí)驗(yàn)進(jìn)水磷酸鹽濃度
1.4.2 長期影響實(shí)驗(yàn)
取兩個(gè)250 mL的血清瓶, 各接種1 g厭氧氨氧化污泥, 控制水力停留時(shí)間為24 h.進(jìn)水磷酸鹽從低濃度開始逐步提高, 每個(gè)濃度水平下都待脫氮效能穩(wěn)定再進(jìn)行磷酸鹽濃度的提升, 直至污泥脫氮效能大幅度下降, 并且厭氧氨氧化污泥處于穩(wěn)定抑制的狀態(tài)下.
1.5 動(dòng)力學(xué)參數(shù)擬合
利用Haldane抑制模型來擬合磷酸鹽對(duì)厭氧氨氧化活性污泥的抑制動(dòng)力學(xué)參數(shù), 本實(shí)驗(yàn)采用如下公式:
式中, NRRmax為厭氧氨氧化污泥最大氮去除速率, g·(m3·d)-1; NRRx進(jìn)水磷酸鹽離子濃度為x mg·L-1時(shí)厭氧氨氧化污泥氮去除速率, g·(m3·d)-1; Km為半速率常數(shù), Ki為半抑制常數(shù), S為磷酸鹽濃度, mg·L-1.
1.6 DNA的提取
取抑制前后的ANAMMOX污泥, 加入978 μL磷酸鈉緩沖液和122 μL MT緩沖液裂解, 在FastPrep®中處理后離心10 min, 之后轉(zhuǎn)移上清液至新的2 mL離心管, 加入250 μL PPS, 混勻后離心5 min, 再取上清液轉(zhuǎn)移至新的5 mL離心管中并加入1 mL Binding Matrix Suspension, 輕微混勻后靜置3 min, 然后去除約500 μL上清液, 重懸剩余上清液; 轉(zhuǎn)移600 μL混合液至SPINTMFilter中離心1 min, 將下部液體倒掉, 重復(fù)上述過程至混合液全部轉(zhuǎn)移完畢, 再加入500 μL SEWS-M離心3 min, 再風(fēng)干5 min后加入50 μL DES, 離心1 min, 將DNA洗滌出來.
1.7 熒光定量PCR
ANAMMOX細(xì)菌定量實(shí)驗(yàn)所用的引物對(duì)分別是AMX809F/AMX1066R, 其引物序列如表 2所示.
表 2 ANAMMOX菌Real-time PCR引物及反應(yīng)條件
為了考察磷酸影響前后ANAMMOX細(xì)菌豐度的變化, 對(duì)抑制前后的污泥進(jìn)行了定量PCR實(shí)驗(yàn).采用20 μL反應(yīng)體系, 其中包括0.8 μL上游引物, 0.8 μL下游引物, 2 μL基因組DNA, 0.4 μL ROXⅡ, 2 μL Dntp, 10 μL EXTaqⅡ, 6 μL超純滅菌水.每個(gè)樣品重復(fù)3次, 取其平均值.反應(yīng)程序?yàn)椋?5℃預(yù)變性5 min, 接40個(gè)循環(huán), 每個(gè)循環(huán)包括95℃變性30 s, 57℃退火30 s, 72℃延伸30 s, 最后延伸5 min.
將提取好的基因組DNA采用PCR擴(kuò)增后進(jìn)行純化回收, 提取的DNA樣品用0.8%瓊脂糖凝膠電泳進(jìn)行檢測(cè), 然后送入上海生物工程有限公司進(jìn)行測(cè)序, 制作標(biāo)準(zhǔn)品.將制作好的標(biāo)準(zhǔn)品梯度稀釋后進(jìn)行熒光定量PCR(ABI7500, 美國)檢測(cè), 得到標(biāo)準(zhǔn)曲線.
2 結(jié)果與討論2.1 磷酸鹽對(duì)厭氧氨氧化污泥活性的短期影響
由圖 1可知, 隨著進(jìn)水磷酸鹽濃度的升高, 整體氮去除速率呈降低趨勢(shì).初始未添加磷酸鹽時(shí), 出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N濃度分別為5.33、39.5、22.9mg·L-1, 氮去除速率為368.33 g·(m3·d)-1.當(dāng)進(jìn)水磷酸鹽濃度為0~20mg·L-1時(shí), 出水NH4+-N, NO2--N濃度有所升高, NO3--N濃度略有降低, 氮去除速率由368.33 g·(m3·d)-1下降至323.51 g·(m3·d)-1.當(dāng)進(jìn)水磷酸鹽濃度達(dá)到30mg·L-1時(shí), 出水NH4+-N, NO2--N濃度反而降低, NO3--N濃度升高, 氮去除速率為353.37 g·(m3·d)-1.這表明進(jìn)水磷酸鹽濃度在0~30mg·L-1之間可能存在一個(gè)活性刺激階段, 濃度跨度較小, 未能明顯看出.當(dāng)進(jìn)水磷酸鹽濃度大于30mg·L-1時(shí), 出水NH4+-N, NO2--N濃度逐步升高, NO3--N濃度逐步降低, 氮去除速率開始逐步下降, 并呈加速下降趨勢(shì).當(dāng)進(jìn)水磷酸鹽濃度大于300mg·L-1時(shí), 厭氧氨氧化污泥的氮去除速率下降至104.69 g·(m3·d)-1, 為接種時(shí)的28.4%, 進(jìn)入穩(wěn)定抑制階段.
圖 1 短期磷酸鹽對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響
采用批次實(shí)驗(yàn)研究磷酸鹽對(duì)厭氧氨氧化活性影響的研究中, Jetten等研究表明, 當(dāng)磷酸鹽濃度小于31 mg·L-1(1 mmol·L-1)時(shí)對(duì)厭氧氨氧化污泥活性沒有明顯的抑制作用, 而當(dāng)磷酸鹽濃度大于62 mg·L-1(2 mmol·L-1)厭氧氨氧化污泥活性開始受到影響. Dapena-Mora等研究表明磷酸鹽對(duì)厭氧氨氧化污泥的半抑制濃度在620 mg·L-1(20 mmol·L-1)左右. Oshiki等研究表明620 mg·L-1(20 mmol·L-1)的磷酸鹽濃度對(duì)厭氧氨氧化污泥活性只產(chǎn)生20%的抑制.三者不同的研究成果與本研究存在差異, 分析原因可能與接種污泥的活性、細(xì)胞濃度有關(guān)(表 3).
表 3 接種厭氧氨氧化污泥差異性對(duì)比
可以看出, 接種氮去除速率越高污泥, 所得出的抑制結(jié)論就越高. Jetten等接種的活性污泥為反硝化流化床中發(fā)現(xiàn)有厭氧氨氧化反應(yīng)的新生污泥, 脫氮效率很低其中含有大量的反硝化菌; Dapena-Mora等接種的厭氧氨氧化污泥為實(shí)驗(yàn)室穩(wěn)定運(yùn)行200d的SBR反應(yīng)器中的污泥, 污泥脫氮效率及ANAMMOX菌細(xì)胞濃度更高; Oshiki等接種的厭氧氨氧化污泥則是高脫氮效率反應(yīng)器內(nèi)的厭氧氨氧化生物膜, 通過磁力攪拌破碎后的厭氧氨氧化污泥, 其中ANAMMOX菌約占總菌的90%, 且亞硝化細(xì)菌(AOB)少于0.1%.而本研究接種污泥所在反應(yīng)器的脫氮效率在2.0 kg·(m3·d)-1左右, 低于Oshiki等接種污泥的氮去除速率, 且ANAMMOX菌占全菌的比例只有50%左右.故相同濃度的磷酸鹽得出不同抑制程度的抑制結(jié)論也可以解釋.
2.2 磷酸鹽影響動(dòng)力學(xué)參數(shù)擬合
采用Haldane抑制模型擬合磷酸鹽抑制的動(dòng)力學(xué)參數(shù), 結(jié)果如圖 2所示, 擬合所得的最大氮去除速率為502.5 g·(m3·d)-1, 半速率常數(shù)為2.4 mg·L-1, 半抑制常數(shù)為70.1 mg·L-1, 相關(guān)系數(shù)R2=0.93.
圖 2 Haldane抑制模型擬合曲線
于德爽等在研究厭氧氨氧化工藝處理含海水污水的亞硝態(tài)氮抑制及反應(yīng)動(dòng)力學(xué)時(shí)表明, Haldane模型是最不適合描述全海水條件下NO2--N對(duì)厭氧氨氧化菌的基質(zhì)抑制行為, 原因?yàn)榇嬖谥Ｋ}度和NO2--N的雙重抑制作用.而本研究擬合得出的相關(guān)系數(shù)R2為0.93, 擬合度不是很高.原因一方面由于操作及測(cè)定誤差所致; 另一方面, 磷酸鹽的加入導(dǎo)致的不僅僅是磷酸鹽的抑制作用, 還有可能是生成其他物質(zhì)導(dǎo)致的抑制作用, 是一種多重抑制的結(jié)果, 故擬合得出的R2相對(duì)較低.
2.3 磷酸鹽對(duì)厭氧氨氧化污泥活性的長期影響
長期影響實(shí)驗(yàn)進(jìn)水基質(zhì)濃度與短期的相同, 水力停留時(shí)間(HRT)為1 d.由圖 3可知, 運(yùn)行初期, 控制進(jìn)水磷酸鹽濃度為30 mg·L-1時(shí), 出水NH4+-N, NO2--N濃度逐步降低, NO3--N濃度逐步升高, 氮去除速率逐步升高至158.33 g·(m3·d)-1, 這表明在磷酸鹽低濃度水平下( < 30 mg·L-1)未對(duì)厭氧氨氧化污泥活性產(chǎn)生影響, 在第9~17 d, 將進(jìn)水磷酸鹽濃度升高至50 mg·L-1時(shí), 整體的氮去除速率略有降低, 并且在經(jīng)過穩(wěn)定后有所恢復(fù)至141.47 g·(m3·d)-1(17 d), 這表明50 mg·L-1的磷酸鹽濃度對(duì)厭氧氨氧化污泥影響不大.隨后在第18 d將進(jìn)水磷酸鹽濃度升高至70 mg·L-1, 出水NH4+-N和NO2--N濃度逐步升高至53.25 mg·L-1和84.89 mg·L-1, NO3--N濃度降低至13.73 mg·L-1, 氮去除速率下降至81.63 g·(m3·d)-1.這表明此濃度下厭氧氨氧化污泥的脫氮效能開始受到明顯的影響.隨后在18~32 d內(nèi), 進(jìn)水磷酸鹽濃度穩(wěn)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, 但未能恢復(fù)到低濃度水平下的氮去除速率.這表明, 此磷酸鹽濃度水平下, 厭氧氨氧化污泥需要一個(gè)較長的適應(yīng)期, 并不能快速地恢復(fù).在第33 d, 將進(jìn)水磷酸鹽濃度提高到90mg·L-1, 出水NH4+-N和NO2--N濃度突然升高至35.90 mg·L-1和69.87 mg·L-1, NO3--N濃度降低至14.8 mg·L-1, 氮去除速率下降至111.46g·(m3·d)-1, 在隨后的7 d內(nèi)氮去除速率快速下降至60.49 g·(m3·d)-1.這說明隨著磷酸鹽濃度的升高, 對(duì)厭氧氨氧化污泥影響更為明顯.在40~53 d內(nèi), 磷酸鹽濃度穩(wěn)定在90 mg·L-1, 氮去除速率逐步上升, 相比與70 mg·L-1的磷酸鹽濃度水平下, 需要更長的時(shí)間恢復(fù).在第54 d, 將進(jìn)水磷酸鹽濃度升高至100 mg·L-1, 出水NH4+-N和NO2--N濃度出現(xiàn)急劇上升, 相應(yīng)的NO3--N濃度下降至很低的濃度水平, 在55~70 d內(nèi), 維持進(jìn)水磷酸鹽濃度不變, 氮去除速率沒有明顯的恢復(fù), 表明此濃度下厭氧氨氧化污泥進(jìn)入穩(wěn)定抑制狀態(tài).
圖 3 長期磷酸鹽對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響
在研究磷酸鹽長期內(nèi)對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響時(shí), 大多數(shù)采用連續(xù)流的方式.王俊安等、鮑林林等在研究常溫低基質(zhì)條件下磷酸鹽對(duì)厭氧氨氧化的影響時(shí)均得出了較低的抑制結(jié)論.前者表明進(jìn)水TP>10mg·L-1時(shí)會(huì)對(duì)氮去除速率產(chǎn)生影響, 后者表明TP<5 mg·L-1時(shí), 磷酸鹽濃度對(duì)厭氧氨氧化反應(yīng)沒有影響, 當(dāng)TP在5~7.5mg·L-1之間時(shí)隨著磷酸鹽濃度的提高氨氮的去除受到抑制, 總氮的去除率降低.兩者研究結(jié)果均低于本研究所得結(jié)論, 分析原因一方面與污泥活性、進(jìn)水水質(zhì)有關(guān), 常溫條件下厭氧氨氧化污泥活性較低且進(jìn)水均含有一定量的COD與溶解氧, 存在著硝化反硝化反應(yīng).另一方面, 王俊安等研究中磷酸鹽濃度提升較快, 各磷酸鹽濃度下沒有一個(gè)穩(wěn)定期; 而鮑林林等人在TP>5mg·L-1時(shí)出現(xiàn)了氨氮去除率的波動(dòng), 看不出此濃度水平下厭氧氨氧化污泥的可馴化性.
與前兩者相比, 有人則得出較高的抑制結(jié)論.張錦耀等在研究磷酸鹽對(duì)高基質(zhì)厭氧氨氧化反應(yīng)器脫氮性能的影響時(shí)表明, 磷酸鹽的濃度在15~750mg·L-1時(shí)反應(yīng)器的脫氮性能并沒有受到明顯抑制, 磷酸鹽濃度大于800mg·L-1時(shí), 反應(yīng)器內(nèi)的氮去除速率開始受到抑制.結(jié)論與本研究相距較大, 分析原因?yàn)? 其反應(yīng)器脫氮效能、厭氧氨氧化污泥活性均處于較高的水平, 抗沖擊力更強(qiáng).并且其觀察到磷酸鹽在800mg·L-1的濃度水平下出現(xiàn)了反應(yīng)器脫氮效率的小范圍上升, 這說明, 在高基質(zhì)高負(fù)荷水平條件下, 厭氧氨氧化污泥具有更強(qiáng)的耐受力且在高磷酸鹽濃度下可能被進(jìn)一步馴化.而在其研究磷酸鹽對(duì)CANON工藝的脫氮效能的影響時(shí)表明, 30 mg·L-1的磷酸鹽濃度對(duì)反應(yīng)器具有一定的刺激作用, 磷酸鹽濃度大于40 mg·L-1反應(yīng)器脫氮效能開始下降, 磷酸鹽濃度達(dá)到100 mg·L-1時(shí), 反應(yīng)器脫氮效能僅為原來的72%.此研究結(jié)論與本實(shí)驗(yàn)相近, 原因可能為CANON工藝的功能菌種與PN-ANAMMOX相近, 兩種工藝參與亞硝化和厭氧氨氧化作用的主要功能菌均為Nitrosomonas屬和Candidatus brocadia屬.其在磷酸鹽濃度為60~70 mg·L-1時(shí), 延長HRT, 氮去除速率有所提高, 這說明在此濃度的磷酸鹽水平下, 厭氧氨氧化污泥能被進(jìn)一步馴化, 這與本研究結(jié)論一致.
2.4 抑制前后厭氧氨氧化污泥性狀分析2.4.1 抑制前后厭氧氨氧化污泥物理性狀變化
如圖 4(a)所示, 為接種前污泥形態(tài), 整體呈紅色, 表面圓潤.由于取自PN-ANAMMOX反應(yīng)器厭氧區(qū)污泥, 不可避免地帶有部分亞硝化細(xì)菌, 故略有淺黃.隨著磷酸鹽濃度增加到100 mg·L-1, 污泥活性受到抑制, 脫氮能力下降, 污泥形態(tài)也發(fā)生了變化.如圖 4(b)所示, 受磷酸鹽抑制后, 污泥發(fā)黃且質(zhì)感偏硬.這可能與污泥吸附大量的磷酸鹽或生成六水合磷酸銨鎂(MAP)等化學(xué)沉淀有關(guān), 并且可以觀察到部分顆粒污泥裂解為絮狀污泥, 表明受磷酸鹽影響后厭氧氨氧化細(xì)菌胞外聚合物(EPS)減少.
圖 4 厭氧氨氧化污泥受磷酸鹽抑制前后形態(tài)
Zhang等在研究磷酸鹽存在下厭氧氨氧化污泥的內(nèi)源代謝模式表明, EPS可以減輕外部干擾的影響從而使細(xì)菌達(dá)到深度休眠狀態(tài).也有研究指出在有外部干擾下或者嚴(yán)重饑餓的條件下細(xì)菌會(huì)利用EPS作為碳源或者能源.而磷酸鹽的吸附, MAP的生成, 均可以導(dǎo)致厭氧氨氧化污泥處于饑餓或外部干擾的狀態(tài).
2.4.2 抑制前后厭氧氨氧化菌豐度的變化
用ANAMMOX菌的Real-time PCR引物對(duì)AMX809F/AMX1066R擴(kuò)增基因組DNA.根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)曲線得到ANAMMOX菌的回歸方程為：y=-3.644x+43.775, 相關(guān)系數(shù)R2為0.999, 說明建立的標(biāo)準(zhǔn)曲線具有良好的精確度.
如表 4所示抑制前后ANAMMOX菌細(xì)胞濃度分別為(9.97±0.86)×107、(8.26±0.54)×107 cells·mL-1.可以看出, 磷酸鹽影響前后ANAMMOX菌細(xì)胞濃度相差約1.71×107 cells·mL-1, ANAMMOX菌的豐度有減少的趨勢(shì).
表 4 磷酸鹽抑制前后ANAMMOX菌細(xì)胞濃度/cells·mL-1
Strous等研究表明厭氧氨氧化活性的維持需在細(xì)胞濃度大于1010~1011 cells·mL-1時(shí)才能顯現(xiàn)出來, 而本研究所測(cè)得的ANAMMOX菌濃度僅在108 cells·mL-1左右, 說明PN-ANAMMOX反應(yīng)器厭氧區(qū)顆粒污泥中ANAMMOX菌的活性較高, 但所占比例不大.原因?yàn)榻臃N污泥所在反應(yīng)器具有很高的回流量, 好氧區(qū)的AOB進(jìn)入了厭氧區(qū), 從而附著在ANAMMOX細(xì)菌的表面.厭氧氨氧化反應(yīng)的NH4+-N:NO2--N理論比值為1:1.32左右, 而本研究中出現(xiàn)了出水NO2--N比理論值略高的現(xiàn)象, 分析原因?yàn)閷?shí)驗(yàn)進(jìn)水中不可能完全去除溶解氧, 整個(gè)反應(yīng)系統(tǒng)內(nèi)存在著亞硝化反應(yīng), 一部分NH4+-N轉(zhuǎn)化為NO2--N所致.
批次實(shí)驗(yàn)中出現(xiàn)了氮去除速率加速下降趨勢(shì).而短時(shí)間內(nèi), 接種的ANAMMOX菌的豐度、細(xì)菌的生理狀態(tài)以及功能菌群的差異都不大, MAP的生成也十分有限.本研究批次實(shí)驗(yàn)后, 將厭氧氨氧化活性污泥用蒸餾水沖洗, 控制進(jìn)水NH4+-N、NO2--N濃度不變, 不添加磷酸鹽反應(yīng)10 h, 氮去除速率均可以恢復(fù)到實(shí)驗(yàn)前的水平.故可以認(rèn)為, 此種下降趨勢(shì)是由于高濃度的磷酸鹽吸附所致.長期實(shí)驗(yàn)中, 每提高一次磷酸鹽濃度, 抑制現(xiàn)象就更為明顯且所需恢復(fù)時(shí)間更長, 分析原因?yàn)殚L期過程中伴隨磷酸鹽的持續(xù)吸附及MAP的大量生成.國外有學(xué)者指出pH>8.0時(shí)才較易生成MAP, 由于在pH 8.0左右時(shí), ANAMMOX細(xì)菌的活性最高, 為保證ANAMMOX最大活性, 本研究將反應(yīng)器內(nèi)pH控制在8.0左右, 此pH條件下相對(duì)較易生成MAP.長期實(shí)驗(yàn)中的氮去除速率恢復(fù)現(xiàn)象一方面可能是磷酸鹽對(duì)ANAMMOX菌的馴化作用, 也可能是因?yàn)橄鄬?duì)較低的濃度水平下, 磷酸鹽對(duì)ANAMMOX菌的抑制有限, ANAMMOX菌生長, 豐度變高所致.
2.5 PN-ANAMMOX處理高磷酸鹽含氨廢水控制策略
磷酸鹽是微生物生長的必需元素, 而磷酸鹽含量過高則會(huì)對(duì)微生物產(chǎn)生抑制.由于pH>8.0時(shí)磷酸鹽的加入會(huì)導(dǎo)致MAP生成, 王俊安等認(rèn)為MAP的生成, 填充了ANAMMOX細(xì)菌顆粒污泥的空隙, 導(dǎo)致ANAMMOX菌基質(zhì)缺乏, 從而影響了反應(yīng)器的脫氮效能.而在鮑林林等研究中并未發(fā)現(xiàn)明顯的白色晶體, 其分析原因?yàn)樯仙魃锬し磻?yīng)器會(huì)將MAP沖刷下來.磷酸鹽還可能被ANAMMOX細(xì)菌吸附影響氮素傳遞, 或者在厭氧條件下產(chǎn)生磷化氫, 其具有生物毒性, 從而導(dǎo)致脫氮效能變差. Zhang等研究表明, 磷酸鹽對(duì)ANAMMOX顆粒污泥的影響還與細(xì)菌的生理狀態(tài)有關(guān).本實(shí)驗(yàn)受磷酸鹽抑制后的厭氧氨氧化污泥的理化性狀可以明顯看出存在沉淀的生成; 短期實(shí)驗(yàn)中用蒸餾水沖洗污泥可以恢復(fù)其脫氮效能, 說明存在磷酸鹽的吸附, 且可以看出活性越高的污泥得出的抑制結(jié)論越高.故磷酸鹽對(duì)厭氧氨氧化污泥活性的影響是一個(gè)由于磷酸鹽吸附, MAP等副產(chǎn)物的產(chǎn)生并與反應(yīng)器類型、pH控制、細(xì)菌的生理狀態(tài)有關(guān)的復(fù)雜過程.本研究接種的厭氧氨氧化污泥來自于PN-ANAMMOX反應(yīng)器厭氧區(qū), 實(shí)際應(yīng)用中, 若想運(yùn)用PN-ANAMMOX技術(shù)處理高磷酸鹽含氨廢水, ANAMMOX階段宜采用上流式反應(yīng)器且將反應(yīng)器內(nèi)pH控制在8.0以下, 以盡量減少M(fèi)AP的生成; 考慮到在90mg·L-1的磷酸鹽濃度水平下厭氧氨氧化污泥可馴化性較差, 所需馴化時(shí)間較長, 建議將磷酸鹽濃度控制在70mg·L-1以下, 若進(jìn)水磷酸鹽過高則需前置除磷工藝.具體參見污水寶商城資料或http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
3 結(jié)論
(1) 批次實(shí)驗(yàn)表明, 磷酸鹽濃度小于30 mg·L-1時(shí), 厭氧氨氧化污泥的脫氮效能沒有受到明顯的影響.隨著進(jìn)水磷酸鹽濃度的升高, 氮去除速率呈加速下降趨勢(shì); 磷酸鹽濃度大于200 mg·L-1時(shí), 厭氧氨氧化污泥活性達(dá)到穩(wěn)定抑制狀態(tài).
(2) 采用Haldane抑制模型擬合磷酸鹽抑制的動(dòng)力學(xué)參數(shù), 擬合所得的最大氮去除速率為502.5 g·(m3·d)-1, 半速率常數(shù)為2.4mg·L-1, 半抑制常數(shù)為70.1 mg·L-1.
(3) 長期實(shí)驗(yàn)表明, 磷酸鹽濃度小于50 mg·L-1時(shí), 對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響不大; 磷酸鹽濃度在70~90 mg·L-1時(shí), 厭氧氨氧化污泥活性開始受到明顯影響, 經(jīng)過一段時(shí)間均可有所恢復(fù); 磷酸鹽濃度越高, 恢復(fù)所需時(shí)間越長; 磷酸鹽濃度達(dá)到100 mg·L-1時(shí)厭氧氨氧化污泥的脫氮效能受到嚴(yán)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, 抑制約62%.
(4) 抑制前后的厭氧氨氧化污泥中的ANAMMOX菌的Real-time PCR測(cè)定結(jié)果表明, 抑制后的污泥體系中ANAMMOX菌細(xì)胞濃度由(9.97±0.86)×107 cells·mL-1下降至(8.26±0.54)×107 cells·mL-1, 豐度有相對(duì)減少的趨勢(shì).
