溫度對厭氧氨氧化工藝的短期影響和長期影響.doc

溫度對厭氧氨氧化工藝的短期影響和長期影響 摘要：為了在最佳條件下操作，厭氧氨氧化工藝的應(yīng)用通常集中在30左右下廢水的處理。在這項(xiàng)工作中，可測試厭氧氨氧化工藝在較低溫度下應(yīng)用的可行性。首先，采用批量試驗(yàn)研究溫度對厭氧氨氧化生物量的短期影響。計算其活化能為63kJ mol1，并在3540下有最大活性。由于生物質(zhì)裂解，45下已完成的測試表明了活性的不可逆損失。SBR在不同的溫度（從15到30）下操作是為了確定長期影響。在18時該系統(tǒng)成功運(yùn)行在但當(dāng)溫度降低到15，亞硝酸鹽開始積累，系統(tǒng)失去穩(wěn)定性。在第一批測試期間獲得的比活性與在SBR操作過程中獲得的比活性進(jìn)行比較可觀察到生物對低溫的適應(yīng)性。 關(guān)鍵詞：厭氧氨氮化；序批式反應(yīng)器(SBR)；特定的厭氧氨氧化活性（SAA）；溫度 Short- and long-term effects of temperature on the Anammox process Abstract：The application of the Anammox process has been usually focused on the treatment of wastewater with temperatures around 30 C in order to operate under optimum conditions. In this work, the feasibility of the application of the Anammox process at lower temperatures has been tested.First, the short-term effects of temperature on the Anammox biomass were studied using batch tests. An activation energy of 63 kJ mol1 was calculated and the maximum activity was found at 3540 C. Activity tests done at 45 C showed an irreversible loss of the activity due to the biomass lysis. A SBR was operated at different temperatures (from 30 to 15 C) to determine the long-term effects. The system was successfully operated at 18 C but when temperature was decreased to 15 C, nitrite started to accumulate and the system lost its stability. Adaptation of biomass to low temperatures was observed when the specific activities obtained during first batch tests are compared to those obtained during the operation of the SBR. Keywords: Anammox; Sequencing batch reactor (SBR); Specific Anammox activity (SAA); Temperature 前言 目前，我國城市污水處理廠進(jìn)水水質(zhì)有機(jī)物普遍偏低，碳源不足，脫氮效率難以保證1。針對這一情況，人們開發(fā)了許多新型、高效的脫氮工藝，例如，同步硝化反硝化、短程硝化反硝化、厭氧氨氧化和CANON工藝等2-5。厭氧氨氧化是目前為止最有效、最經(jīng)濟(jì)的一種脫氮途徑，與傳統(tǒng)的脫氮工藝相比，它具有運(yùn)行費(fèi)用低、無需外加碳源、耗氧量少等優(yōu)點(diǎn)6。厭氧氨氧化(Anaerobic ammonium oxidation，ANAMMOX)工藝由荷蘭Delft技術(shù)大學(xué)開發(fā)。1995年，荷蘭Delft技術(shù)大學(xué)的Mulder等人在處理工業(yè)廢水的中試反硝化流化床中觀察到了氨氮和亞硝酸鹽氮成比例去除、并伴隨著N2生成的現(xiàn)象，將其命名為厭氧氨氧化7。Van de Graaf等提出在厭氧氨氧化過程中NO2-是關(guān)鍵的電子受體8。厭氧氨氧化的基本原理是在厭氧或缺氧條件下，微生物直接以NH4+ -N為電子供體， 以NO2-N為電子受體，將NH4+-N、NO2-N轉(zhuǎn)變成N2的生物氧化過程9 肥料工業(yè)，炸藥行業(yè)和一些制藥過程產(chǎn)生的廢水1，其特點(diǎn)是低碳氨比和高氨濃度。對于這類廢水，一個可行性的處理方法是局部亞硝化的結(jié)合，其中50氨在好氧反應(yīng)器和隨后的厭氧氨氮化過程中被氧化成亞硝酸鹽，在第二個儲槽內(nèi)氨氧化成亞硝酸鹽25。部分亞硝化-厭氧氨氧化系統(tǒng)與傳統(tǒng)的硝化/反硝化過程相比避免了有機(jī)碳源反硝化的要求，可以節(jié)省超過65的氧氣供應(yīng)，并產(chǎn)生一個較低的污泥量6。 新型的脫氮工藝( SHARON工藝)被成功地用來完成來自厭氧污泥沼氣池廢水的部分亞硝化7,8。然而，對于溫度高于30的廢水，這個過程的應(yīng)用是有限的。為了在較低溫度下實(shí)現(xiàn)短程硝化，各種各樣的方法被應(yīng)用：通過游離氨抑制亞硝酸氧化劑9或在低溶解氧(DO)濃度下操作1012。最近，Vazquez-Padn et al.13也證明了在硝化顆粒污泥系統(tǒng)中可完成一個穩(wěn)定的短程硝化。 一些作者1417發(fā)現(xiàn)厭氧氨氧化工藝的最適溫度大約為3040。也許由于這個原因，大部分同類實(shí)驗(yàn)都在溫度高于30時進(jìn)行1821。然而，最近Cema et al.22證明了旋轉(zhuǎn)生物接觸器（RBC）建立的厭氧氨氧化過程可以在溫度大約為20下成功運(yùn)行。Isaka et al.23，經(jīng)營的厭氧生物過濾反應(yīng)器處理8.1gN(Ld)1也報道過類似的結(jié)果。而且，用海洋厭氧氨氧化樣品完成的幾個實(shí)驗(yàn)在低溫下記錄了重要的活性。Rysgaard et al. 24，在東格陵蘭島西海岸研究沉積物，觀察到厭氧氨氧化菌在2到30下活動的最佳溫度為12。Dalsgaard 和Thamdrup25在斯卡格拉克海峽(波羅的海北海)研究海洋沉積物發(fā)現(xiàn)了類似的結(jié)果。這些結(jié)果表明，厭氧氨氧化的應(yīng)用可以不限于污水溫度在30左右。因此，這次實(shí)驗(yàn)的目的是評價適當(dāng)?shù)牡蜏貙@個過程穩(wěn)定性的影響。 一材料和方法 (一)實(shí)驗(yàn)裝置在實(shí)驗(yàn)室規(guī)模為1升的序批式反應(yīng)器（SBR）中開展溫度對厭氧氨氧化工藝長期影響的研究。借助于溫度控制器（恒溫水浴鍋，美國）維持工作溫度。pH不受控制并且介于7和8之間。根據(jù)不同時期的運(yùn)行周期，用PLC系統(tǒng)(CPU224,變頻器)演示該泵和攪拌器控制方式。據(jù)Dapena-Moraet al. 26所說，該反應(yīng)器在6小時的周期內(nèi)工作，周期可分為四個時期：混合填充(300 min)，混合(30 min)，沉淀(15 min)和draw (15 min)。交易量是固定在25，給1天的水力停留時間（HRT）。 (二)輸送媒介和經(jīng)營策略SBR是Dapena-Mora et al. 26改編的一個合成自養(yǎng)培養(yǎng)基。銨亞硝酸鹽在饋電介質(zhì)的摩爾比固定在1（每個150 mgNL1）并在過量的氨內(nèi)操作（表格1）。氮負(fù)荷率（NLR）的應(yīng)用維持在0.3gN(Ld)1不變，并且在操作時反應(yīng)器溫度從30降低到15（表格2）。然而，當(dāng)反應(yīng)器不穩(wěn)定時(期間VI)，為了恢復(fù)工作效率，NLR下降到0.05gN(Ld)1。 (三)特定的厭氧氨氧化活性（SAA）測試為了確定溫度對厭氧氨氧化生物量的短期影響和對SBR操作的監(jiān)控，根據(jù)Dapena-Mora et al.27的研究方法，間歇式活性測試在10和45之間進(jìn)行。這些測試包括在封閉瓶由生成的氮?dú)猱a(chǎn)生的超壓的測量。首先，該污泥樣品用磷酸鹽緩沖液洗滌，以便提供一個最佳的pH值（7.8）。然后，24mL的混合液裝在38mL的瓶子內(nèi)。頂部空間和液相均用氬氣沖洗以去除氧。恒溫震蕩培養(yǎng)箱具有150rpm的攪拌轉(zhuǎn)速，并在測試期間控制溫度（New Brunswick科學(xué)）。在振動器上經(jīng)過 表格1 進(jìn)料和微量溶液結(jié)構(gòu) 進(jìn)料成分 微量溶液結(jié)構(gòu) 化合物 濃度(mg L1) 化合物 濃度(mg L1) NH4+-N 150 EDTA 15 NO2-N 150 ZnSO47H2O 0.43 KHCO3 1.25 CoCl26H2O 0.24 CaCl2 1.41a MnCl24H2O 0.99 KH2PO4 50 CuSO45H2O 0.25 MgSO4 58.6(NH4)6Mo7O244H2O 0.22 FeSO47H2O 9.08 NiCl26H2O 0.20 EDTA 6.25 NaSeO410H2O 0.20 微量溶液 1.25mLL1 H3BO3 0.014 NaWO42H2O 0.05 a從期，減少到0.07。 表格2 厭氧氨氧化SBR得運(yùn)行階段 周期 溫度() 持續(xù)時間(d) I 30 1-15 II 26 15-29 III 23 29-49 IV 20 49-63 V 18 63-103 VI 15 103-15030min的馴化后，基底分別注入小瓶，達(dá)到70mgNH4+-NL-1和70mgNO 2-NL-1的初始濃度。據(jù)Eq.(1)所說，可測量壓力的變化并且這種變化與氮的產(chǎn)生有關(guān)。這個方程中的n表示每單位時間產(chǎn)生的氮的摩爾數(shù)(mol N day1)，VG表示氣體的體積(L)，R表示理想氣體常數(shù)(atm L (mol K)1)，T表示溫度(K)，表示瓶內(nèi)隨時間壓力增大的斜率(atm day1)。 (1) 此外，最大SAA用g N(g VSS day)1的表示是根據(jù)Eq.(2)進(jìn)行評估的，在這個公式上， MN2表示N2的分子量(g N mol1)，X表示瓶子里的生物量濃度(g VSS L1)，VL表示液相的體積(L)。 (2) (四)生物量采用生物膜的生物量研究溫度的短期影響28，溫度大約在30時，顆粒狀生物量29在生物反應(yīng)器運(yùn)行時降低(不適應(yīng)的生物量)。所有使用的生物質(zhì)被一種屬于Kuenenia stuttgartiensis類細(xì)菌富集。長期效應(yīng)的測試是在SBR反應(yīng)器中接種7.6 g VSS L1的生物膜生物量。 (五)分析方法銨采用苯酚-次氯酸鹽法分析30。亞硝酸鹽和硝酸鹽采用分光光度法和毛細(xì)管電泳法分析31。固體濃度確定了懸浮固體總量(TSS)，相對應(yīng)的部分生物量可作為揮發(fā)性懸浮固體(VSS)，根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)化方法31可確定污泥的污泥容積指數(shù)(SVI)。用選擇性電極Ingold模型U-455與一個pH/mV測量員Crison 506相連接測量pH。采用圖像分析法研究粒度分布規(guī)律32,33。用數(shù)碼相機(jī)(Coolsnap, Roper科學(xué)的光度測定)結(jié)合立體顯微鏡(Stemi 2000-C (Zeiss)拍攝顆粒的圖像。為了數(shù)字圖像的分析，采用圖像proplus計劃。熒光原位雜交(FISH)技術(shù)被應(yīng)用在反應(yīng)器內(nèi)特定生物體的選擇性檢測34,35。使用的寡核苷酸探針是PLA46，具體為浮霉菌36，AMX820為厭氧氨氮化菌37，BAN162為Brocadia anammoxidans37，KST1275為K. stuttgartiensis 38。 二結(jié)果和討論 (一)溫度對特定的厭氧氨氧化活動的短期影響 當(dāng)溫度在10-45之間時，顆粒的最大SAA和厭氧氨氧化生物膜生物量通過一式三份的批量試驗(yàn)進(jìn)行測試。兩種生物質(zhì)獲得的溫度依賴性曲線(圖1)非常相似，并且與其他作者獲得的結(jié)果一致15,39。溫度高達(dá)40時觀察到SAA的指數(shù)增加，同時在45開展的實(shí)驗(yàn)顯示了溫度對活性的負(fù)面影響。根據(jù)修正后的Arrhenius模型，計算了兩個厭氧氨氧化種群63 kJ mol1的活化能40。厭氧氨氧化生物種植在30，Strouset al. 14獲得了一個類似的值(70 kJ mol1)，同時Dalsgaard，Thamdrup 25and 和Rysgaard et al. 24分別報道了海洋沉積物中的厭氧氨氧化生物量51和61 kJ mol1的值。 在45試驗(yàn)完成時，液相獲得了橙色著色，這表明生物質(zhì)裂解。為了證實(shí)這一事實(shí)，當(dāng)?shù)谝粋€進(jìn)料基底消耗完后，在小瓶里增加第二個進(jìn)料，能夠觀察到幾乎可以忽略不計的活性(圖1)。在35,40和45，可分析在已經(jīng)完成的SAA批量測試中液相的紫外-可見吸收光譜(圖2)。在45測試完成時，可觀察到在400和410 nm之間的最大峰值和在515和550 nm之間的最小峰值。Cirpus et al. 41分析了在K. Stuttgartiensis培養(yǎng)的細(xì)胞提取物中存在的10 kDa細(xì)胞色素C的紫外可見光譜。他們觀察到在410nm處的最大吸收為氧化形式蛋白質(zhì)。Huston et al.42還觀察到在410nm周圍的最大峰值和在520和550nm處兩個較小的峰值。因此，圖1.顆粒的溫度依賴關(guān)系曲線(a)和生物膜(b)厭氧氨氧化生物量(試驗(yàn)SAA()；具有第二個注射基底的試驗(yàn)SAA()；修正的阿倫尼烏斯模型(一) 圖2.在35,40和45時，SAA測試的上清液吸光度曲線在測試結(jié)束時液相中的橙色可能歸因于細(xì)胞色素C的偏析，這將導(dǎo)致活性的不可逆的損失。Toh et al. 17還發(fā)現(xiàn)了高溫的負(fù)面影響，并且試圖選擇和豐富城市污水處理廠在37和55時污泥的厭氧氨氧化聚生體。這些作者獲得的厭氧氨氧化活性在中溫范圍內(nèi)，但在55。他們無法選擇嗜熱厭氧氨氧化微生物。 (二)溫度對厭氧氨氧化活動的長期影響由于運(yùn)行條件的急劇變化可能導(dǎo)致生物系統(tǒng)的不穩(wěn)定，所以生物逐步適應(yīng)較低的操作溫度43。圖3a顯示了NH4+-N和NO2-N在廢水中的濃度。直到操作溫度從18降低到15，亞硝酸鹽(限制基底)才完全耗盡。在15系統(tǒng)無法移除所有的亞硝酸鹽應(yīng)用，因此，該化合物在反應(yīng)器內(nèi)積累。由于亞硝酸鹽抑制厭氧氨氧化過程，即使在溫和的濃度也如此44,45，這種積累造成系統(tǒng)功能降低，這將導(dǎo)致亞硝酸鹽較高的積累，并且激起了滾雪球效應(yīng)，系統(tǒng)完全失去其效率。當(dāng)NLR 減少到0.05gN(Ld)1，完整的系統(tǒng)效率才恢復(fù)?？墒墙?jīng)過1個月的操作，在這樣低的NLR(數(shù)據(jù)未列出)下SAA沒有恢復(fù)。然后，操作溫度升高到30是為了恢復(fù)系統(tǒng)的能力。經(jīng)過兩個半月的附加操作，這個策略不能改善所提到的能力。在實(shí)驗(yàn)結(jié)束時，SAA仍低于0.02gN(gVSSd)1。這個事實(shí)將表明活性的不可逆損失，是由低溫混合效應(yīng)和亞硝酸鹽的存在引起的4,14。 盡管出現(xiàn)了不穩(wěn)定的時期，系統(tǒng)仍保持其良好的生物截留能力。固體停留時間在整個實(shí)驗(yàn)中維持在150天左右，并且計算了反應(yīng)器內(nèi)總生物量之間的比率(g VSS)和生物質(zhì)在廢水中的洗出率(g VSS d1)。圖3(a) NH4+-N()和NO2-N()在廢水中的濃度和(b)氮負(fù)荷率(一)和最大的氮去除能力()。 每個運(yùn)行期間系統(tǒng)的最大生產(chǎn)能力可計算為系統(tǒng)內(nèi)生物量濃度的產(chǎn)物，并且在操作溫度下進(jìn)行已完成的批量試驗(yàn)中最大SAA的測試。在圖3b中可以看到，該反應(yīng)器的最大生產(chǎn)能力沿著運(yùn)行期間減少，然而這種變化在20到18時變得溫和?？紤]到生物量濃度幾乎不變，能力的喪失就與SAA的降低直接相關(guān)。在20的處理中，氮的去除率遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于Isaka et al. 23所報道的，這或許可以通過他們系統(tǒng)的高生物量濃度進(jìn)行解釋(20gSSL1)。Cema et al. 22在17下操作一個RBC反應(yīng)器，得到的平均無機(jī)氮去除率為0.5gN(Ld)1。圖4顯示了SAA在不同溫度下非適應(yīng)的生物膜生物量(章節(jié)3.1)和在反應(yīng)器的操作過程中確定的一些值?？蛇m應(yīng)生物量SAA的值較高，而且其遞減趨勢比在非適應(yīng)生物質(zhì)的情況下更柔和。因此，為了在低溫下操作的厭氧氨氧化反應(yīng)器，厭氧氨氧化污泥的緩慢適應(yīng)是一個關(guān)鍵因素?？紤]到厭氧氨氧生物量非常慢的增長率14，在低溫操作系統(tǒng)下，一個明智的啟動策略有兩個步驟。第一步是在圖4.SAA的非適應(yīng)()和適應(yīng)()的厭氧氨氧生物膜生物量溫度接近最佳時，工作在一個單獨(dú)的反應(yīng)器內(nèi)生產(chǎn)所需的生物量的數(shù)量。然后，第二步是在同一反應(yīng)器中生物質(zhì)對低溫的緩慢適應(yīng)，最后，可以進(jìn)行低溫反應(yīng)器的接種。在I周期，NO2-N對NH4+-N的消耗比率是1.380.10，這與在文學(xué)中普遍認(rèn)為的1.32的值一致14,46。然而，廢水中的銨濃度沿反應(yīng)器的操作下降(圖3a)，因此，當(dāng)反應(yīng)器在18操作時，引用率降低至1.050.01(在V周期)。Dalsgaard和Thamdrup 25還觀察到比率為1的厭氧氨氧化生物量，其來自于15時缺氧孵育的海洋沉積物。所觀察到的化學(xué)計量的這種變化可能與厭氧氨氧化菌對環(huán)境壓力的新陳代謝的變化有關(guān)4749。熒光原位雜交（FISH）分析法表明在整個實(shí)驗(yàn)過程中存在于污泥內(nèi)的細(xì)菌種群的不定性變化，并且厭氧氨氧化生物質(zhì)的物理特性幾乎保持恒定（58mLgVSS-1的SVI和1.35 mm的平均直徑）。 三結(jié)論觀察到非適應(yīng)厭氧氨氧化生物質(zhì)的最大活性在35與40之間，然而由于生物質(zhì)裂解，45的溫度引起厭氧氨氧化活性的不可逆下降。隨著溫度的逐漸降低，厭氧氨氧化SBR在18下操作成功。當(dāng)溫度減少到15時，由于亞硝酸鹽的積累，該反應(yīng)器的最大反應(yīng)能力也降低，并且系統(tǒng)也變得不穩(wěn)定。觀察到生物質(zhì)在低溫下的適應(yīng)性。然而，在反應(yīng)器的操作過程中，污泥物理性質(zhì)的轉(zhuǎn)變和細(xì)菌種群的質(zhì)變都沒有被發(fā)現(xiàn)。 參考文獻(xiàn)1 Wiesmann, Biological nitrogen removal from wastewater, in: A. 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