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    包埋菌啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器及其動(dòng)力學(xué)性能

    2015-08-20 07:32:02陳光輝李軍鄧海亮張彥灼趙白航鄭照明
    化工學(xué)報(bào) 2015年4期
    關(guān)鍵詞:厭氧氨硝化反應(yīng)器

    陳光輝,李軍,鄧海亮,張彥灼,趙白航,鄭照明

    (北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100124)

    引 言

    厭氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation,Anammox)是指在厭氧或缺氧條件下,一類浮霉菌屬細(xì)菌以亞硝酸鹽為電子受體,將銨鹽氧化產(chǎn)生氮?dú)夂蜕倭肯跛猁}的過程

    [1]。與傳統(tǒng)生物脫氮工藝相比,厭氧氨氧化工藝經(jīng)濟(jì)高效,總氮去除負(fù)荷(nitrogen removal rate,NRR)達(dá)9.50 kg·m-3·d-1,遠(yuǎn)高于傳統(tǒng)工藝(<0.50 kg·m-3·d-1)[2],同時(shí)可節(jié)省約60%的曝氣量和100%的有機(jī)碳源[3-4],受到研究者的高度關(guān)注[5-7]。但是,厭氧氨氧化菌作為自養(yǎng)型生物,生長緩慢,世代周期長,導(dǎo)致反應(yīng)器的啟動(dòng)時(shí)間很長[8-10]。

    向反應(yīng)器中投加高效Anammox 菌種作為流加菌,可以加快厭氧氨氧化反應(yīng)器的啟動(dòng)(即菌種流加技術(shù))[11-12]。對(duì)于流加菌種,一般選用高效的厭氧氨氧化顆粒污泥( high-rate Anammox granules,HAG),但從絮狀厭氧氨氧化污泥(flocculent Anammox sludge,F(xiàn)AS)培養(yǎng)至HAG 的過程非常緩慢,Helio等[13]和Dapena-Mora 等[14]均采用序批式(sequencing batch reactor,SBR)反應(yīng)器培養(yǎng)厭氧氨氧化顆粒污泥,培養(yǎng)時(shí)間較長,大于200 d,且總氮去除負(fù)荷在2.0 kg·m-3·d-1以下;唐崇儉等[15]采用膨脹顆粒污泥床(expanded granular sludge bed,EGSB)反應(yīng)器,經(jīng)過230 d 的穩(wěn)定運(yùn)行,得到的厭氧氨氧化顆粒污泥,平均粒徑為(2.51±0.91)mm;從巖等[4]同樣以EGSB 反應(yīng)器,接種好氧顆粒污泥和厭氧氨氧化菌混合物,經(jīng)80 d 培養(yǎng),總氮去除負(fù)荷達(dá)到4.758 kg·m-3·d-1,同時(shí)觀察到顆粒狀厭氧氨氧化污泥,但平均粒徑只有0.556 mm。這些研究表明,經(jīng)過一定時(shí)間的培養(yǎng),可以實(shí)現(xiàn)厭氧氨氧化污泥的顆粒化,但耗時(shí)較長,不利于實(shí)際工程應(yīng)用。如何快速得到高效的厭氧氨氧化流加菌,是菌種流加技術(shù)面臨的主要問題。

    包埋固定化技術(shù)是現(xiàn)代生物工程領(lǐng)域中一項(xiàng)新興的微生物固定化技術(shù),它通過包埋材料將游離細(xì)胞或者酶定位于限定的區(qū)域,使其保持活性并可反復(fù)利用[16-17]。本研究將包埋固定化技術(shù)與厭氧氨氧化流加工藝相結(jié)合,用普通絮狀厭氧氨氧化污泥(FAS)制取固定化包埋顆粒,以包埋顆粒代替HAG作為流加菌加入?yún)捬醢毖趸磻?yīng)器,研究反應(yīng)器的啟動(dòng)過程,并對(duì)厭氧氨氧化包埋顆粒的動(dòng)力學(xué)特征進(jìn)行研究,以期為新的Anammox 菌種流加工藝提供理論依據(jù)。

    1 材料和方法

    1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

    實(shí)驗(yàn)采用有機(jī)玻璃制造升流式厭氧污泥床反應(yīng)器(up-flow anaerobic sludge bed,UASB),上部設(shè)有三相分離器,有效容積為17 L,如圖1所示,反應(yīng)器內(nèi)部填充塑料大孔球(直徑8 cm),大孔球內(nèi)包裹了環(huán)狀辮帶式纖維填料。塑料大孔球的間隙有利于水的流動(dòng)和擴(kuò)散,纖維填料有利于減少污泥的流失。反應(yīng)器外部設(shè)有水浴層,通過水浴加熱保持反應(yīng)器內(nèi)溫度維持在32℃。

    圖1 厭氧氨氧化UASB 反應(yīng)器Fig.1 Schematic diagram of Anammox UASB reactor system

    1.2 接種污泥

    啟動(dòng)反應(yīng)器的接種污泥取自北京某污水處理廠曝氣池活性污泥,其MLSS 為3480 mg·L-1,MLVSS 為2850 mg·L-1,MLVSS /MLSS 為83.9%,表現(xiàn)出良好硝化性能。

    1.3 包埋顆粒的制備

    實(shí)驗(yàn)用厭氧氨氧化包埋污泥取自實(shí)驗(yàn)室穩(wěn)定運(yùn)行2年的UASB 反應(yīng)器[18]中部絮狀污泥(FAS;VSS 2817 mg·L-1;MLVSS /MLSS 81.4%),取出的污泥經(jīng)PBS(0.1 mol·L-1,pH 7.4)沖洗干凈后,4000 r·min-1轉(zhuǎn)速離心濃縮10 min,棄清液,得濃縮污泥。以質(zhì)量百分比計(jì),取10%的水性聚氨酯(WPU)溶液與等體積濃縮污泥混合,加入2%粉末活性炭(粒徑38~74 μm),再加入0.24%N,N-亞甲基雙丙烯酰胺和1.5% KPS,并迅速攪拌均勻,約30 min后混合液凝膠成固態(tài),將固態(tài)膠體切割成3 mm× 3 mm×3 mm 立方體,即得厭氧氨氧化包埋顆粒。制得的包埋顆粒為黑色,密度約為1.16 g·cm-3,在水中呈均相,具有良好的物理強(qiáng)度和化學(xué)穩(wěn)定性。包埋劑(WPU)和交聯(lián)劑/引發(fā)劑(N,N-亞甲基雙丙烯酰胺、KPS)均為分析純。

    1.4 實(shí)驗(yàn)水質(zhì)

    實(shí)驗(yàn)采用人工配水,主要成分組成見表1,NH+4-N 和NO-2-N 分別以NH4Cl 和NaNO2提供,濃度按需配制;微量元素Ⅰ和Ⅱ參照文獻(xiàn)[19],各1 ml·L-1。

    表1 人工模擬廢水成分組成Table 1 Compositions of artificial wastewater

    1.5 反應(yīng)動(dòng)力學(xué)測定

    取20 ml 厭氧氨氧化包埋顆粒(含0.4 g 厭氧氨氧化污泥)和180 ml 模擬廢水加入300 ml 血清瓶中,模擬廢水中NH+4-N 和NO-2-N 濃度根據(jù)要求配成相應(yīng)濃度,其余組分同表1厭氧氨氧化階段?;旌弦河酶呒僋2吹脫20 min 置換掉其中的溶解氧(DO),之后血清瓶用丁基橡膠塞蓋緊,黑色反光紙包裹,放入32℃恒溫振蕩培養(yǎng)箱中,80 r·min-1振蕩培養(yǎng)。間隔6 h 取樣測定,計(jì)算NH+4-N 和NO-2-N去除速率,所有測試設(shè)3 個(gè)重復(fù)。

    1.6 分析方法

    NH+4-N:納氏試劑光度法;NO-2-N:N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NO-3-N:麝香草酚分光光度法;TN:過硫酸鉀氧化-紫外分光光度計(jì)法;MLSS、MLVSS:重量法[20];pH/溫度:WTW/Multi 3420測定儀;掃描電鏡(SEM)分析:取出污泥清洗后,經(jīng)25%戊二醇固定1.5 h,PBS 清洗3 遍,隨后經(jīng)體積分?jǐn)?shù)為50%、70%、80%、90%、100%乙醇梯度脫水,每次10~15 min,最后用乙酸異戊酯置換,冷凍干燥24 h 后在樣品表面鍍上一層1500 nm 厚的金屬膜,采用Hitachi S-4300 型掃描電鏡進(jìn)行觀察。

    2 實(shí)驗(yàn)結(jié)果

    2.1 硝化反應(yīng)器的啟動(dòng)

    厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動(dòng)方式有多種,但實(shí)質(zhì)上都是微生物的活化和擴(kuò)增過程,對(duì)于厭氧氨氧化菌這類生長緩慢的微生物,關(guān)鍵是減少菌體流失,使生物量盡快達(dá)到要求,成為反應(yīng)器內(nèi)的優(yōu)勢菌種。本研究采用以硝化反應(yīng)器啟動(dòng)厭氧氨氧化的方式,接種硝化污泥,同時(shí)利用塑料大孔球上形成的好氧生物膜,以硝化污泥和硝化生物膜共同作用的方式,加快啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器。

    在硝化反應(yīng)器的啟動(dòng)中,既可以利用生態(tài)學(xué)上的K 對(duì)策,通過對(duì)反應(yīng)器施加低負(fù)荷(即低負(fù)荷法)來富集培養(yǎng)對(duì)基質(zhì)親和力較高的微生物,也可以采用R 對(duì)策,通過對(duì)反應(yīng)器施加高負(fù)荷(即高負(fù)荷法)來富集培養(yǎng)生長較快的微生物,本研究采取R 對(duì)策(高負(fù)荷法),進(jìn)水中添加NH4Cl 使ρ(NH+4-N)保持在200 mg·L-1,其余成分見表1。反應(yīng)器中用曝氣頭充分曝氣,使DO 保持在7 mg·L-1以上,水力停留時(shí)間(HRT)為6 h,到第14 天,反應(yīng)器對(duì)NH+4-N的去除率達(dá)到90.3%,塑料大孔球內(nèi)辮式填料上有污泥附著,并觀察到有生物膜形成,表明硝化反應(yīng)器啟動(dòng)成功,此時(shí)反應(yīng)器內(nèi)MLSS 為4358 mg·L-1,MLVSS/MLSS=86.2%,將反應(yīng)器由好氧運(yùn)行轉(zhuǎn)變?yōu)閰捬踹\(yùn)行。

    2.2 厭氧氨氧化反應(yīng)器的啟動(dòng)

    反應(yīng)器由好氧運(yùn)行轉(zhuǎn)入?yún)捬踹\(yùn)行后,先采用低負(fù)荷,水力停留時(shí)間(HRT)8 h,控制進(jìn)水ρ(NH+4-N)為30~50 mg·L-1,隨著去除負(fù)荷的升高,逐漸提高進(jìn)水NH+4-N 質(zhì)量濃度(60~200 mg·L-1),結(jié)果如圖2所示。圖2(a)是NH+4-N 濃度隨時(shí)間的變化。前3 天與其他厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動(dòng)相似,出水NH+4-N 高于進(jìn)水,這主要是由于反應(yīng)器由好氧運(yùn)行轉(zhuǎn)變?yōu)閰捬踹\(yùn)行后,一部分菌體死亡水解,有機(jī)氨轉(zhuǎn)化為無機(jī)氨,使出水NH+4-N 升高[21];之后由于厭氧氨氧化作用,出水NH+4-N 降低,但去除效果并不明顯,NH+4-N 去除率在1%以下,在第11 天 NH+4-N 的去除負(fù)荷只有0.0046 kg·m-3·d-1。在第12 天向反應(yīng)器中投加500 ml 厭氧氨氧化包埋顆粒,反應(yīng)器立刻顯現(xiàn)出厭氧氨氧化功能,之后NH+4-N 去負(fù)荷從 0.0489 kg·m-3·d-1升高到 0.3064 除率開始逐漸升高,在第20~50 天,NH+4-N 去除增加,厭氧氨氧化性能增強(qiáng)。到第65 天,NH+4-N kg·m-3·d-1,這表明反應(yīng)器內(nèi)參與反應(yīng)的生物量去除率達(dá)到 85.8%,相應(yīng)的去除負(fù)荷 0.4961 kg·m-3·d-1,反應(yīng)器表現(xiàn)出較強(qiáng)的厭氧氨氧化性能。NO-2-N 的變化與NH+4-N 基本相似,如圖2(b)所示,隨著包埋顆粒的加入,NO-2-N 去除率從第11天的2.1%增加到第65 天的88.7%,相應(yīng)的去除負(fù)荷也從0.0025 kg·m-3·d-1升高到0.4951 kg·m-3·d-1。Anammox 反應(yīng)的基質(zhì)為NH+4-N 和NO-2-N,基質(zhì)濃度決定反應(yīng)速度,因此為加快厭氧氨氧化啟動(dòng),本研究一直通過增加進(jìn)水NH+4-N 和NO-2-N 濃度的方式提高進(jìn)水負(fù)荷,但NO-2-N 濃度過高同時(shí)也會(huì)對(duì)厭氧氨氧化過程產(chǎn)生抑制。Strous 等[22]在對(duì)SBR 反應(yīng)器內(nèi)的厭氧氨氧化菌研究時(shí)發(fā)現(xiàn),當(dāng)ρ(NO-2-N)大于100 mg·L-1時(shí),能完全抑制厭氧氨氧化反應(yīng);Jetten等[23]的研究發(fā)現(xiàn),當(dāng)ρ(NO-2-N)大于280 mg·L-1時(shí)厭氧氨氧化過程才會(huì)被抑制,但當(dāng)ρ(NO-2-N)大于140 mg·L-1時(shí)厭氧氨氧化反應(yīng)過程就會(huì)受到影響。由圖2(b)可以看出,隨著進(jìn)水亞硝酸鹽濃度的升高,反應(yīng)器對(duì)NO-2-N 的去除負(fù)荷也逐步提高,在第53~65 天,進(jìn)水ρ(NO-2-N)從146 mg·L-1升高到186 mg·L-1,反應(yīng)器在長時(shí)間內(nèi)保持著較高的亞硝酸鹽進(jìn)水濃度,但反應(yīng)器內(nèi)并沒有出現(xiàn)NO-2-N 的積累,出水ρ(NO-2-N)保持在20 mg·L-1左右,系統(tǒng)對(duì)NH+4-N 和NO-2-N 的去除負(fù)荷并沒有降低,說明反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化反應(yīng)沒有受到高進(jìn)水NO-2-N 濃度的影響。

    圖2(c)是反應(yīng)器NO-3-N 的變化,厭氧氨氧化菌在將NO-2-N 轉(zhuǎn)化為NO-3-N 的過程中獲得還原力用于同化CO2,因此NO-3-N 的增量可以反映厭氧氨氧化菌的增殖情況。由圖中可以看出,隨著NH+4-N 和亞硝酸鹽去除負(fù)荷的升高,NO-3-N 的增量也逐漸升高,在第65 天高達(dá)44.32 mg·L-1,這也說明反應(yīng)器中厭氧氨氧化菌的活性是逐漸增加的。厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動(dòng)成功的報(bào)道已經(jīng)有很多:Zhang 等[24]通過上流式生物膜反應(yīng)器(UBF),接種反硝化污泥經(jīng)過100 d 的運(yùn)行,培育出具有厭氧氨氧化的生物膜,總氮去除負(fù)荷達(dá)0.14 kg·m-3·d-1,成功啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器;Yu 等[25]通過分別接種兩種不同類型的活性污泥,成功啟動(dòng)兩組序批式生物膜反應(yīng)器,總氮去除負(fù)荷分別為1.62 kg·m-3·d-1和1.43 kg·m-3·d-1;金仁村等[26]成功啟動(dòng)厭氧氨氧化固定床反應(yīng)器,總氮去除負(fù)荷達(dá)到0.915 kg·m-3·d-1。雖然上述厭氧氨氧化反應(yīng)器成功啟動(dòng)時(shí)的去除性能并不相同,但對(duì)于啟動(dòng)成功的標(biāo)志都是一致的,即當(dāng)反應(yīng)器以厭氧氨氧化反應(yīng)為主,進(jìn)行穩(wěn)定的生物脫氮時(shí)認(rèn)為反應(yīng)器啟動(dòng)成功。本研究反應(yīng)器內(nèi),在第12 天添加厭氧氨氧化包埋顆粒后就開始顯現(xiàn)厭氧氨氧化性能,在第49 天,反應(yīng)器內(nèi)NH+4-N 和NO-2-N 的去除率都達(dá)到80%以上,總氮去除負(fù)荷0.505 kg·m-3·d-1,并且逐步提高,經(jīng)計(jì)算,第49天反應(yīng)過程計(jì)量比 NH+4-N:NO-2-N:NO-3-N 為1:1.11:0.28,接近厭氧氨氧化反應(yīng)的理論比值1:1.32:0.26,說明反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行著穩(wěn)定的厭氧氨氧化反應(yīng),因此可以認(rèn)為經(jīng)過49 d,厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動(dòng)成功。

    2.3 厭氧氨氧化反應(yīng)動(dòng)力學(xué)

    圖2 NH+4-N、NO-2-N、NO-3-N 濃度變化Fig.2 Time courses of NH+4-N,NO-2-N,NO-3-N

    為研究包埋顆粒的動(dòng)力學(xué)特性以及包埋后FAS 的變化,采用批次試驗(yàn)對(duì)包埋顆粒進(jìn)行動(dòng)力學(xué)測定。實(shí)驗(yàn)測得,包埋顆粒厭氧氨氧化速率與基質(zhì)濃度的對(duì)應(yīng)關(guān)系見表2。

    表2 基質(zhì)濃度對(duì)厭氧氨氧化反應(yīng)影響Table 2 Effect of substrate concentration on Anammox

    厭氧氨氧化動(dòng)力學(xué)過程受 NH+4-N 濃度和NO-2-N 濃度兩個(gè)因素的限制,假設(shè)在實(shí)驗(yàn)過程中厭氧氨氧化菌細(xì)胞數(shù)量不發(fā)生變化,且反應(yīng)器內(nèi)始終處于完全混合狀態(tài),那么可以用Haldane 模型[27][式(1)]對(duì)厭氧氨氧化的反應(yīng)動(dòng)力學(xué)進(jìn)行描述

    式中,v為反應(yīng)速率;S為基質(zhì)濃度;vmax為最大反應(yīng)速率;Km為半速率常數(shù);Ki為半抑制常數(shù)。用Origin8.0,以Haldane 模型對(duì)表3中實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行非線性擬合,分別得包埋顆粒對(duì)NH+4-N[圖3(a)]和NO-2-N[圖3(b)]的動(dòng)力學(xué)方程,擬合常數(shù)R2分別為0.949 和0.983,表現(xiàn)出良好的相關(guān)性。

    由圖3(a)可得包埋顆粒最大氨反應(yīng)速率(SAA-NH+4-N)為1.99 mg·mg-1·d-1,對(duì)氨的半速率常數(shù)為 1.57 mmol·L-1,氨的半抑制常數(shù)為 724.2 mmol·L-1;由圖3(b)得最大亞硝酸鹽反應(yīng)速率為2.55 mg·mg-1·d-1,最大亞硝酸鹽反應(yīng)速率(SAA-NO-2-N)為2.55 mg·mg-1·d-1,對(duì)亞硝酸鹽的半速率常數(shù)為1.505 mmol·L-1,亞硝酸鹽的半抑制常數(shù)為66.62 mmol·L-1。

    圖3 包埋顆粒的厭氧氨氧化動(dòng)力學(xué)特性Fig.3 Anammox kinetics of immobilized granules

    表3 不同厭氧氨氧化污泥動(dòng)力學(xué)特性Table 3 Comparison of kinetic parameters of different Anammox sludge

    包埋顆粒與其他形式厭氧氨氧化污泥的動(dòng)力學(xué)特性相比見表3。鄭平等[28]和祖波等[29]分別對(duì)生物脫氮流化床反應(yīng)器和EGSB 反應(yīng)器內(nèi)的厭氧氨氧化混培物進(jìn)行動(dòng)力學(xué)研究,得到的動(dòng)力學(xué)特性參數(shù)差別較大,分析主要是由于混培污泥中的菌種成分較為復(fù)雜,除厭氧氨氧化菌外還存在大量的反硝化菌和厭氧甲烷菌,對(duì)動(dòng)力學(xué)性能測定產(chǎn)生一定影響。Tang 等[30-31]分別研究了UASB 反應(yīng)器中培養(yǎng)的HAG 和FAS,并對(duì)它們的動(dòng)力學(xué)性能進(jìn)行了測定。本研究通過對(duì)包埋顆粒動(dòng)力學(xué)性能分析發(fā)現(xiàn),包埋顆粒的動(dòng)力學(xué)特性與HAG 相似,最大反應(yīng)速率和半抑制常數(shù)大于(半速率常數(shù)小于)其他形式的厭氧氨氧化污泥,具有更好的厭氧氨氧化動(dòng)力學(xué)性能。

    3 討 論

    厭氧氨氧化細(xì)菌與好氧氨氧化細(xì)菌(Ammonia oxidation bacteria,AOB)具有很多通性,van de Graaf等[32]發(fā)現(xiàn)一些好氧氨氧化細(xì)菌是兼性菌,可以在無氧條件下進(jìn)行厭氧氨氧化反應(yīng),將氨氮轉(zhuǎn)化為N2,從中獲得能量。一般硝化污泥中Anammox 菌的含量約為1.7×106拷貝/mg 干污泥[6],因此以硝化污泥作為厭氧氨氧化接種污泥是可行的,但在本研究過程中發(fā)現(xiàn),經(jīng)過一段時(shí)間的培養(yǎng),接種的硝化污泥并未顯現(xiàn)出厭氧氨氧化性能,如圖2所示,直到在第12 天加入500 ml 的厭氧氨氧化包埋顆粒(約10 g 厭氧氨氧化污泥),反應(yīng)器中才出現(xiàn)NH+4-N 和NO-2-N 的同步去除,之后厭氧氨氧化功能逐漸增強(qiáng),并在第65 天總氮去效率達(dá)到0.86 kg·m-3·d-1。相對(duì)于反應(yīng)器內(nèi)的污泥量,所投加的包埋厭氧氨氧化污泥并不多(污泥投加比約為7%)。Tang 等[33]在中試規(guī)模條件下,以硝化污泥啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器,發(fā)現(xiàn)了同樣現(xiàn)象,在反應(yīng)器運(yùn)行200 d 后仍沒有NH+4-N 去除現(xiàn)象,于是在第214 天向反應(yīng)器內(nèi)投加高效厭氧氨氧化顆粒污泥,成功啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器。這表明,雖然反應(yīng)器內(nèi)已經(jīng)積累了一定數(shù)量的厭氧氨氧化菌,但是由于某些因素的限制不能表現(xiàn)出厭氧氨氧化功能。有研究表明,厭氧氨氧化菌只有在細(xì)胞密度達(dá)到1010個(gè)·ml-1以上時(shí),才能顯現(xiàn)出厭氧氨氧化活性[34],而厭氧氨氧化菌本身生長緩慢,倍增時(shí)間長達(dá)11 d,最大比生長率僅為0.06 d-1[35],因此,反應(yīng)器內(nèi)雖然富集了一定的厭氧氨氧化菌,但厭氧氨氧化菌的細(xì)胞密度很難提高,厭氧氨氧化活性無法體現(xiàn)。

    圖4是第65 天在反應(yīng)器中取出的包埋顆粒和塑料大孔球,從圖4(a)可以看到,包埋顆粒表面形成了很多顆粒狀紅色污泥,并從圖4(b)中可以看到,大孔球內(nèi)的辮式填料上污泥也開始發(fā)紅,并且在離包埋顆粒較近的地方也有顆粒狀紅色污泥產(chǎn)生。將這一部分紅色污泥取出,進(jìn)行電鏡掃描,放大8000倍[圖4(c)]后,可以看到這些細(xì)菌為球形,兩面有凹陷,呈火山口型,是典型的厭氧氨氧化菌[36]。因此,向反應(yīng)器內(nèi)投加厭氧氨氧化包埋顆粒,可以在反應(yīng)器局部空間提高厭氧氨氧化菌細(xì)胞密度,從而顯現(xiàn)出厭氧氨氧化活性,進(jìn)而帶動(dòng)反應(yīng)器內(nèi)其他厭氧氨氧化菌的代謝作用,最終在較短的時(shí)間內(nèi)成功啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器,厭氧氨氧化包埋顆粒作為流加菌效應(yīng)顯著。

    在表3中,通過對(duì)比不同厭氧氨氧化污泥的動(dòng)力學(xué)特性,可以看出,通過將FAS 進(jìn)行包埋,制作成固定化顆粒,動(dòng)力學(xué)性能有了顯著提高。包埋顆粒最大氨反應(yīng)速率約為FAS 的2.8 倍,最大亞硝酸鹽反應(yīng)速率約為FAS 的2.3 倍,較高的反應(yīng)速率可促使基質(zhì)快速轉(zhuǎn)化,緩解基質(zhì)的自抑制作用,也可提高Anammox 污泥的產(chǎn)量。實(shí)驗(yàn)還測得包埋顆粒對(duì)于氨和亞硝酸鹽的半速率常數(shù)均低于FAS,表明包埋顆粒對(duì)基質(zhì)的親和力也相對(duì)較大,更容易在競爭環(huán)境中競爭基質(zhì),利于厭氧氨氧化的進(jìn)行。而一般認(rèn)為,由于包埋材料的存在會(huì)阻礙傳質(zhì)作用,其半速率常數(shù)會(huì)大于絮狀污泥,而本研究中的半速率常數(shù)較FAS 低,這可能是由于包埋后的厭氧氨氧化污泥擁有相對(duì)更集中的生物量,Anammox 菌含量更高。包埋顆粒的亞硝酸鹽半抑制常數(shù)為FAS 的5.2倍,并且高于HAG,為66.65 mmol·L-1(933.1 mg·L-1),表明包埋后的厭氧氨氧化污泥能承受更高的亞硝酸鹽濃度,如果將式(1)進(jìn)行求導(dǎo),并令一階導(dǎo)數(shù)為零,可得到求得最大反應(yīng)速率時(shí)的基質(zhì)濃度

    圖4 反應(yīng)器內(nèi)包埋顆粒、辮式填料照片以及污泥SEM 圖片(×8000)Fig.4 Photograph of immobilized granules(a),Ribbon-type filler(b) and SEM image of sludge(c) in reactor(×8000)

    利用式(2)求得,當(dāng)包埋顆粒達(dá)到最大亞硝酸鹽反應(yīng)速率時(shí),ρ(NO-2-N)為140 mg·L-1,因此,當(dāng)?shù)?3天以后,進(jìn)水ρ(NO-2-N)濃度高于140 mg·L-1,反應(yīng)器中厭氧氨氧化反應(yīng)并沒有受到抑制,并且在后續(xù)實(shí)驗(yàn)中,去除負(fù)荷隨著進(jìn)水基質(zhì)濃度的升高而逐漸提高。因此包埋顆粒的加入能增強(qiáng)系統(tǒng)對(duì)亞硝酸鹽耐受能力,有助于厭氧氨氧化反應(yīng)器的高效、穩(wěn)定運(yùn)行。

    4 結(jié) 論

    本研究以厭氧氨氧化包埋顆粒代替HAG 作為流加菌,成功實(shí)現(xiàn)了厭氧氨氧化反應(yīng)器的快速啟動(dòng),并對(duì)包埋顆粒的動(dòng)力學(xué)特征進(jìn)行了研究,為厭氧氨氧化菌種流加技術(shù)提供了新的思路和重要理論依據(jù),并得出以下結(jié)論。

    (1)以硝化膜和硝化污泥啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器,添加厭氧氨氧化包埋顆粒作為流加菌,可以在49 d 內(nèi)啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器,并能維持穩(wěn)定運(yùn)行。此時(shí)反應(yīng)器對(duì)NH+4-N 和NO-2-N 的去除率分別為80.7%和 83.1%,相應(yīng)的去除負(fù)荷為 0.276 kg·m-3·d-1和0.306 kg·m-3·d-1。

    (2)硝化污泥中的兼性菌會(huì)在包埋顆粒表面和附近形成厭氧氨氧化顆粒污泥,增加反應(yīng)器局部厭氧氨氧化菌濃度,進(jìn)而帶動(dòng)反應(yīng)器內(nèi)其他厭氧氨氧化菌的代謝作用,加快反應(yīng)器啟動(dòng),厭氧氨氧化包埋顆粒作為流加菌效應(yīng)顯著。

    (3)厭氧氨氧化包埋顆粒具有與HAG 相似的動(dòng)力學(xué)性能,對(duì)基質(zhì)氨和亞硝酸的半速率常數(shù)(Km) 分別為1.57 mmol·L-1(21.98 mg·L-1)和1.505 mmol·L-1(21.05 mg·L-1),低于常規(guī)絮狀厭氧氨氧化污泥的對(duì)應(yīng)值,更容易在不利環(huán)境中獲得基質(zhì);對(duì)氨和亞硝酸的抑制常數(shù)(Ki) 分別為 724.2 mmol·L-1(10138.8 mg·L-1)和66.65 mmol·L-1(933.1 mg·),遠(yuǎn)高于常規(guī)絮狀厭氧氨氧化污泥的對(duì)應(yīng)值,能承受更高的基質(zhì)濃度,有利于緩解基質(zhì)的自抑制作用。

    [1]van de Graaf A A,de Bruijn P,Robertson L A,Jetten M S,Kuenen J G.Metabolic pathway of anaerobic ammonium oxidation on the basis of 15N studies in a fluidized bed reactor [J].Microbiology,1997,143:2415-2421

    [2]Tang Chongjian(唐崇儉),Zheng Ping(鄭平),Chen Tingting(陳婷婷).Inoculum,start-up and performance of Anammox process [J].CIESC Journal(化工學(xué)報(bào)),2010,61:2510-2516

    [3]Jetten M S M,Wagner M,Fuerst J,van Loosdrecht M,Kuenen G,Strous M.Microbiology and application of the anaerobic ammonium oxidation (‘a(chǎn)nammox’) process [J].Current Opinion in Biotechnology,2001,12:283-288

    [4]Cong Yan(叢巖),Huang Xiaoli(黃曉麗),Wang Xiaolong(王小龍),Gao Dawen(高大文).Faster formation of Anammox granular sludge [J].CIESC Journal(化工學(xué)報(bào)),2014,65:664-671

    [5]Hendrickx T L,Kampman C,Zeeman G,Temmink H,Hu Z,Kartal B,Buisman C J.High specific activity for anammox bacteria enriched from activated sludge at 10℃ [J].Bioresource Technology,2014,163:214-221

    [6]Tsushima I,Ogasawara Y,Kindaichi T,Satoh H,Okabe S.Development of high-rate anaerobic ammonium-oxidizing (anammox) biofilm reactors [J].Water Research,2007,41:1623-1634

    [7]Jin R C,Yang G F,Zhang Q Q,Ma C,Yu J J,Xing B S.The effect of sulfide inhibition on the ANAMMOX process [J].Water Research,2013,47:1459-1469

    [8]Tang C J,Zheng P,Chen T T,Zhang J Q,Mahmood Q,Ding S,Chen X G,Chen J W,Wu D T.Enhanced nitrogen removal from pharmaceutical wastewater using SBA-ANAMMOX process [J].Water Research,2011,45:201-210

    [9]Gilbert E M,Agrawal S,Karst S M,Horn H,Nielsen P H,Lackner S.Low temperature partial nitritation/anammox in a moving bed biofilm reactor treating low strength wastewater [J].Environmental Science & Technology,2014

    [10]Dosta J,Fernandez I,Vazquez Padin J,Mosquera Corral A,Campos J,Mata Alvarez J,Mendez R.Short-and long-term effects of temperature on the Anammox process [J].Journal of Hazardous Materials,2008,154:688-693

    [11]van der Star W R,Abma W R,Blommers D,Mulder J W,Tokutomi T,Strous M,Picioreanu C,van Loosdrecht M.Startup of reactors for anoxic ammonium oxidation:experiences from the first full-scale anammox reactor in Rotterdam [J].Water Research,2007,41:4149-4163

    [12]Wett B.Solved upscaling problems for implementing deammonification of rejection water [J].Water Science & Technology,2006,53:121-128

    [13]López H,Puig S,Ganigué R,Ruscalleda M,Balaguer M D,Colprim J.Start-up and enrichment of a granular anammox SBR to treat high nitrogen load wastewaters [J].Journal of Chemical Technology and Biotechnology,2008,83:233-241

    [14]Dapena-Mora A,Campos J L,Mosquera-Corral A,Jetten M,Méndez R.Stability of the ANAMMOX process in a gas-lift reactor and a SBR [J].Journal of Biotechnology,2004,110:159-170

    [15]Tang Chongjian(唐崇儉),Zheng Ping(鄭平),Wang Caihua(汪彩華),Zhang Jiqiang(張吉強(qiáng)),Chen Jianwei(陳建偉),Ding Shuang(丁爽).Granulation and characteristics of extracellular polymers of Anammox sludge in high-load EGSB reactor [J].CIESC Journal(化工學(xué)報(bào)),2010,61:732-739

    [16]Chen Y,Zhou T,Yao S,Wu J L.Ethanol production by repeated batch and continuous fermentations bySaccharomyces cerevisiaeimmobilized in a fibrous bed bioreactor [J].Journal of Microbiology and Biotechnology,2013,23:511-517

    [17]Dong Y,Zhang Z,Jin Y,Lu J,Cheng X,Li J,Deng Y Y,Feng Y N,Chen D.Nitrification characteristics of nitrobacteria immobilized in waterborne polyurethane in wastewater of corn-based ethanol fuel production [J].Journal of Environmental Sciences,2012,24:999-1005

    [18]Li Zebing(李澤兵),Liu Changjing(劉常敬),Zhao Baihang(趙白航),Ma Jiaxuan(馬家軒),Wang Xiaoyi(王曉毅),Li Jun(李軍).Activity and inhibition characteristics of Anammox and heterotrophic denitrifier bacteria in a multi-substrate system [J].China Environmental Science(中國環(huán)境科學(xué)),2013,4:648-654

    [19]Strous M,van Gerven E,Zheng P,Kuenen J G,Jetten M S.Ammonium removal from concentrated waste streams with the anaerobic ammonium oxidation (anammox) process in different reactor configurations [J].Water Research,1997,31:1955-1962

    [20]Eaton A D,Franson M A H.Standard Methods for the Examination of Water & Wastewater[M].Washington,DC:American Public Health Association (APHA),2005:2001-3710

    [21]Patureau D,Bernet N,Bouchez T,Dabert P,Delgenes J,Moletta R.Biological nitrogen removal in a single aerobic reactor by association of a nitrifying ecosystem to an aerobic denitrifier [J].Journal of Molecular Catalysis B:Enzymatic,1998,5:435-439

    [22]Strous M,Kuenen J G,Jetten M S.Key physiology of anaerobic ammonium oxidation [J].Appl Environ Microb,1999,65:3248-3250

    [23]Jetten M S,Strous M,Pas Schoonen K T,Schalk J,Dongen U G,Graaf A A,Logemann S,Muyzer G,Loosdrecht M,Kuenen J G.The anaerobic oxidation of ammonium [J].FEMS Microbiology Reviews,1998,22:421-437

    [24]Zhang S H,Zheng P,Hua Y M.Anammox transited from denitrification in upflow biofilm reactor [J].Journal of Environmental Sciences,2004,16:1041-1045

    [25]Yu Y C,Gao D W,Tao Y.Anammox start-up in sequencing batch biofilm reactors using different inoculating sludge [J].AppliedMicrobiology and Biotechnology,2013,97:6057-6064

    [26]Jin Rencun(金仁村),Zheng Ping(鄭平),Tang Chongjian(唐崇儉).Performance and process kinetics characteristics of ANAMMOX fixed-bed reactor [J].Journal of Chemical Industry and Engineering(China)(化工學(xué)報(bào)),2008,59:2518-2525

    [27]Gee C S,Suidan M T,Pfeffer J T.Modeling of nitrification under substrate-inhibiting conditions [J].Journal of Environmental Engineering,1990,116:18-31

    [28]Zheng Ping(鄭平),Hu Baolan(胡寶蘭).Kinetics of anaerobic ammonia oxidation [J].Chinese Journal of Biotechnology(生物工程學(xué)報(bào)),2001,17:193-198

    [29]Zu Bo(祖波),Zhang Daijun(張代鈞),Yan Qing(閻青).Effect of trace NO2and kinetic characteristics for anaerobic ammonium oxidation of granular sludge [J].Environmental Science(環(huán)境科學(xué)),2008,29:683-687

    [30]Tang Chongjian(唐崇儉),Xiong Lei(熊蕾),Wang Yunyan(王云燕),Zheng Ping(鄭平).Kinetic characteristics of high-rate ANAMMOX granules [J].Environmental Science(環(huán)境科學(xué)),2013,34:3544-3551

    [31]Tang C J,Zheng P,Wang C H,Mahmood Q,Zhang J Q,Chen X G,Zhang L,Chen J W.Performance of high-loaded ANAMMOX UASB reactors containing granular sludge [J].Water Research,2011,45:135-144

    [32]van de Graaf A A,de Bruijn P,Robertson L A,Jetten M S,Kuenen J G.Autotrophic growth of anaerobic ammonium-oxidizing micro-organisms in a fluidized bed reactor [J].Microbiology,1996,142:2187-2196

    [33]Tang C J,Zheng P,Mahmood Q,Chen J W.Start-up and inhibition analysis of the Anammox process seeded with anaerobic granular sludge [J].Journal of Industrial Microbiology & Biotechnology,2009,36:1093-1100

    [34]Zheng Ping(鄭平),Xu Xiangyang(徐向陽),Hu Baolan(胡寶蘭).Novel Biological Nitrogen Removal:Theory and Technology(新型生物脫氮理論與技術(shù))[M].Beijing:Science Press,2004:76-112

    [35]Bock E,Schmidt I,Stüven R,Zart D.Nitrogen loss caused by denitrifying Nitrosomonas cells using ammonium or hydrogen as electron donors and nitrite as electron acceptor [J].Archives of Microbiology,1995,163:16-20

    [36]Zhu G L,Hu Y Y,Wang Q R.Nitrogen removal performance of anaerobic ammonia oxidation co-culture immobilized in different gel carriers [J].Water Science and Technology:A Journal of the International Association on Water Pollution Research,2009,59:2379-2386

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