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, 無需要添加有機碳源, 污泥產(chǎn)量低等諸多優(yōu)點, 適用于許多高氨氮廢水的處理.但是目前大規(guī)模應用ANAMMOX的工程較少, 歸其原因在于厭氧氨氧化污泥對環(huán)境的高度敏感性.目前, 國內(nèi)外眾多學者對其影響因子進行了研究, 大部分集中于基質(zhì)、溫度、pH、DO、有機物、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, 高濃度的磷酸鹽則會影響ANAMMOX反應, 降低整體的氮去除速率.
目前磷酸鹽對厭氧氨氧化污泥活性影響的研究較少, 且報道不一.在批次實驗中, Jetten等研究表明, 磷酸鹽濃度小于31mg·L-1(1mmol·L-1)時沒有明顯的抑制作用, 磷酸鹽濃度大于62mg·L-1(2mmol·L-1)時開始受到影響; 而Egli等研究表明620mg·L-1(20mmol·L-1)的磷酸鹽濃度不會對ANAMMOX菌產(chǎn)生抑制.在連續(xù)流實驗中, 王俊安等研究表明, 磷酸鹽濃度大于10mg·L-1時會對氮去除速率產(chǎn)生影響; 張錦耀等研究表明, 磷酸鹽的濃度在15~750mg·L-1時ANAMMOX反應沒有受到明顯影響, 磷酸鹽濃度大于800mg·L-1時, 厭氧氨氧化菌開始受到抑制.無論是批次還是連續(xù)流實驗所得出的結(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 實驗裝置
磷酸鹽對厭氧氨氧化污泥活性短期影響的實驗裝置采用螺紋蓋血清瓶, 有效體積為50 mL.磷酸鹽對厭氧氨氧化污泥長期影響實驗采用SBR反應器, 有效體積250 mL.泥水混合狀態(tài)由恒溫氣浴振蕩箱實現(xiàn), 控制溫度為32℃, 振蕩速度為120 r·min-1.
1.2 接種污泥與進水水質(zhì)
接種污泥為實驗室長期穩(wěn)定運行的PN-ANAMMOX反應器厭氧區(qū)顆粒污泥, 污泥平均直徑1.3 mm左右, MLVSS/MLSS為0.497.
實驗采用人工模擬廢水.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.反應器內(nèi)pH通過添加碳酸氫鈉控制在8.0左右.短期實驗磷酸鹽濃度(以P計)通過添加KH2PO4濃縮液實現(xiàn), 并控制濃縮液添加量小于1 mL, 以減少對基質(zhì)濃度的影響.長期實驗磷酸鹽濃度通過向進水中直接投加一定量的KH2PO4實現(xiàn).
1.3 分析項目及方法
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)測定, pH值采用pHS-3E型酸度計測定. MLSS和MLVSS:重量法.
1.4 實驗方法1.4.1 短期批次實驗
為了保證批次實驗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份進行磷酸鹽短期批次影響實驗.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, 測定出水水質(zhì)中氮素的變化從而評估磷酸鹽對厭氧氨氧化污泥的短期影響.做兩組平行實驗.
表 1 批次實驗進水磷酸鹽濃度
1.4.2 長期影響實驗
取兩個250 mL的血清瓶, 各接種1 g厭氧氨氧化污泥, 控制水力停留時間為24 h.進水磷酸鹽從低濃度開始逐步提高, 每個濃度水平下都待脫氮效能穩(wěn)定再進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 動力學參數(shù)擬合
利用Haldane抑制模型來擬合磷酸鹽對厭氧氨氧化活性污泥的抑制動力學參數(shù), 本實驗采用如下公式:
式中, NRRmax為厭氧氨氧化污泥最大氮去除速率, g·(m3·d)-1; NRRx進水磷酸鹽離子濃度為x mg·L-1時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細菌定量實驗所用的引物對分別是AMX809F/AMX1066R, 其引物序列如表 2所示.
表 2 ANAMMOX菌Real-time PCR引物及反應條件
為了考察磷酸影響前后ANAMMOX細菌豐度的變化, 對抑制前后的污泥進行了定量PCR實驗.采用20 μL反應體系, 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.每個樣品重復3次, 取其平均值.反應程序為：95℃預變性5 min, 接40個循環(huán), 每個循環(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擴增后進行純化回收, 提取的DNA樣品用0.8%瓊脂糖凝膠電泳進行檢測, 然后送入上海生物工程有限公司進行測序, 制作標準品.將制作好的標準品梯度稀釋后進行熒光定量PCR(ABI7500, 美國)檢測, 得到標準曲線.
2 結(jié)果與討論2.1 磷酸鹽對厭氧氨氧化污泥活性的短期影響
由圖 1可知, 隨著進水磷酸鹽濃度的升高, 整體氮去除速率呈降低趨勢.初始未添加磷酸鹽時, 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.當進水磷酸鹽濃度為0~20mg·L-1時, 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.當進水磷酸鹽濃度達到30mg·L-1時, 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.這表明進水磷酸鹽濃度在0~30mg·L-1之間可能存在一個活性刺激階段, 濃度跨度較小, 未能明顯看出.當進水磷酸鹽濃度大于30mg·L-1時, 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.當進水磷酸鹽濃度大于300mg·L-1時, 厭氧氨氧化污泥的氮去除速率下降至104.69 g·(m3·d)-1, 為接種時的28.4%, 進入穩(wěn)定抑制階段.
圖 1 短期磷酸鹽對厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響
采用批次實驗研究磷酸鹽對厭氧氨氧化活性影響的研究中, Jetten等研究表明, 當磷酸鹽濃度小于31 mg·L-1(1 mmol·L-1)時對厭氧氨氧化污泥活性沒有明顯的抑制作用, 而當磷酸鹽濃度大于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、細胞濃度有關(guān)(表 3).
表 3 接種厭氧氨氧化污泥差異性對比
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驗室穩(wěn)定運行200d的SBR反應器中的污泥, 污泥脫氮效率及ANAMMOX菌細胞濃度更高; 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%, 且亞硝化細菌(AOB)少于0.1%.而本研究接種污泥所在反應器的脫氮效率在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 磷酸鹽影響動力學參數(shù)擬合
采用Haldane抑制模型擬合磷酸鹽抑制的動力學參數(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)氮抑制及反應動力學時表明, Haldane模型是最不適合描述全海水條件下NO2--N對厭氧氨氧化菌的基質(zhì)抑制行為, 原因為存在著海水鹽度和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定誤差所致; 另一方面, 磷酸鹽的加入導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相對較低.
2.3 磷酸鹽對厭氧氨氧化污泥活性的長期影響
長期影響實驗進水基質(zhì)濃度與短期的相同, 水力停留時間(HRT)為1 d.由圖 3可知, 運行初期, 控制進水磷酸鹽濃度為30 mg·L-1時, 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)未對厭氧氨氧化污泥活性產(chǎn)生影響, 在第9~17 d, 將進水磷酸鹽濃度升高至50 mg·L-1時, 整體的氮去除速率略有降低, 并且在經(jīng)過穩(wěn)定后有所恢復至141.47 g·(m3·d)-1(17 d), 這表明50 mg·L-1的磷酸鹽濃度對厭氧氨氧化污泥影響不大.隨后在第18 d將進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較長的適應期, 并不能快速地恢復.在第33 d, 將進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, 需要更長的時間恢復.在第54 d, 將進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, 相應的NO3--N濃度下降至很低的濃度水平, 在55~70 d內(nèi), 維持進水磷酸鹽濃度不變, 氮去除速率沒有明顯的恢復, 表明此濃度下厭氧氨氧化污泥進入穩(wěn)定抑制狀態(tài).
圖 3 長期磷酸鹽對厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響
在研究磷酸鹽長期內(nèi)對厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響時, 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)條件下磷酸鹽對厭氧氨氧化的影響時均得出了較低的抑制結(jié)論.前者表明進水TP>10mg·L-1時會對氮去除速率產(chǎn)生影響, 后者表明TP<5 mg·L-1時, 磷酸鹽濃度對厭氧氨氧化反應沒有影響, 當TP在5~7.5mg·L-1之間時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水均含有一定量的COD與溶解氧, 存在著硝化反硝化反應.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穩(wěn)定期; 而鮑林林等人在TP>5mg·L-1時出現(xiàn)了氨氮去除率的波動, 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高基質(zhì)厭氧氨氧化反應器脫氮性能的影響時表明, 磷酸鹽的濃度在15~750mg·L-1時反應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, 反應器內(nèi)的氮去除速率開始受到抑制.結(jié)論與本研究相距較大, 分析原因為, 其反應器脫氮效能、厭氧氨氧化污泥活性均處于較高的水平, 抗沖擊力更強.并且其觀察到磷酸鹽在800mg·L-1的濃度水平下出現(xiàn)了反應器脫氮效率的小范圍上升, 這說明, 在高基質(zhì)高負荷水平條件下, 厭氧氨氧化污泥具有更強的耐受力且在高磷酸鹽濃度下可能被進一步馴化.而在其研究磷酸鹽對CANON工藝的脫氮效能的影響時表明, 30 mg·L-1的磷酸鹽濃度對反應器具有一定的刺激作用, 磷酸鹽濃度大于40 mg·L-1反應器脫氮效能開始下降, 磷酸鹽濃度達到100 mg·L-1時, 反應器脫氮效能僅為原來的72%.此研究結(jié)論與本實驗相近, 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, 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反應器厭氧區(qū)污泥, 不可避免地帶有部分亞硝化細菌, 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菌達到深度休眠狀態(tài).也有研究指出在有外部干擾下或者嚴重饑餓的條件下細菌會利用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AMX809F/AMX1066R擴增基因組DNA.根據(jù)標準曲線得到ANAMMOX菌的回歸方程為：y=-3.644x+43.775, 相關(guān)系數(shù)R2為0.999, 說明建立的標準曲線具有良好的精確度.
如表 4所示抑制前后ANAMMOX菌細胞濃度分別為(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菌細胞濃度相差約1.71×107 cells·mL-1, ANAMMOX菌的豐度有減少的趨勢.
表 4 磷酸鹽抑制前后ANAMMOX菌細胞濃度/cells·mL-1
Strous等研究表明厭氧氨氧化活性的維持需在細胞濃度大于1010~1011 cells·mL-1時才能顯現(xiàn)出來, 而本研究所測得的ANAMMOX菌濃度僅在108 cells·mL-1左右, 說明PN-ANAMMOX反應器厭氧區(qū)顆粒污泥中ANAMMOX菌的活性較高, 但所占比例不大.原因為接種污泥所在反應器具有很高的回流量, 好氧區(qū)的AOB進入了厭氧區(qū), 從而附著在ANAMMOX細菌的表面.厭氧氨氧化反應的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, 分析原因為實驗進水中不可能完全去除溶解氧, 整個反應系統(tǒng)內(nèi)存在著亞硝化反應, 一部分NH4+-N轉(zhuǎn)化為NO2--N所致.
批次實驗中出現(xiàn)了氮去除速率加速下降趨勢.而短時間內(nèi), 接種的ANAMMOX菌的豐度、細菌的生理狀態(tài)以及功能菌群的差異都不大, MAP的生成也十分有限.本研究批次實驗后, 將厭氧氨氧化活性污泥用蒸餾水沖洗, 控制進水NH4+-N、NO2--N濃度不變, 不添加磷酸鹽反應10 h, 氮去除速率均可以恢復到實驗前的水平.故可以認為, 此種下降趨勢是由于高濃度的磷酸鹽吸附所致.長期實驗中, 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時間更長, 分析原因為長期過程中伴隨磷酸鹽的持續(xù)吸附及MAP的大量生成.國外有學者指出pH>8.0時才較易生成MAP, 由于在pH 8.0左右時, ANAMMOX細菌的活性最高, 為保證ANAMMOX最大活性, 本研究將反應器內(nèi)pH控制在8.0左右, 此pH條件下相對較易生成MAP.長期實驗中的氮去除速率恢復現(xiàn)象一方面可能是磷酸鹽對ANAMMOX菌的馴化作用, 也可能是因為相對較低的濃度水平下, 磷酸鹽對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對微生物產(chǎn)生抑制.由于pH>8.0時磷酸鹽的加入會導致MAP生成, 王俊安等認為MAP的生成, 填充了ANAMMOX細菌顆粒污泥的空隙, 導致ANAMMOX菌基質(zhì)缺乏, 從而影響了反應器的脫氮效能.而在鮑林林等研究中并未發(fā)現(xiàn)明顯的白色晶體, 其分析原因為上升流生物膜反應器會將MAP沖刷下來.磷酸鹽還可能被ANAMMOX細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, 從而導致脫氮效能變差. Zhang等研究表明, 磷酸鹽對ANAMMOX顆粒污泥的影響還與細菌的生理狀態(tài)有關(guān).本實驗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; 短期實驗中用蒸餾水沖洗污泥可以恢復其脫氮效能, 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.故磷酸鹽對厭氧氨氧化污泥活性的影響是一個由于磷酸鹽吸附, MAP等副產(chǎn)物的產(chǎn)生并與反應器類型、pH控制、細菌的生理狀態(tài)有關(guān)的復雜過程.本研究接種的厭氧氨氧化污泥來自于PN-ANAMMOX反應器厭氧區(qū), 實際應用中, 若想運用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器且將反應器內(nèi)pH控制在8.0以下, 以盡量減少MAP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, 所需馴化時間較長, 建議將磷酸鹽濃度控制在70mg·L-1以下, 若進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.bnynw.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
3 結(jié)論
(1) 批次實驗表明, 磷酸鹽濃度小于30 mg·L-1時, 厭氧氨氧化污泥的脫氮效能沒有受到明顯的影響.隨著進水磷酸鹽濃度的升高, 氮去除速率呈加速下降趨勢; 磷酸鹽濃度大于200 mg·L-1時, 厭氧氨氧化污泥活性達到穩(wěn)定抑制狀態(tài).
(2) 采用Haldane抑制模型擬合磷酸鹽抑制的動力學參數(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) 長期實驗表明, 磷酸鹽濃度小于50 mg·L-1時, 對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, 厭氧氨氧化污泥活性開始受到明顯影響, 經(jīng)過一段時間均可有所恢復; 磷酸鹽濃度越高, 恢復所需時間越長; 磷酸鹽濃度達到100 mg·L-1時厭氧氨氧化污泥的脫氮效能受到嚴重抑制, 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測定結(jié)果表明, 抑制后的污泥體系中ANAMMOX菌細胞濃度由(9.97±0.86)×107 cells·mL-1下降至(8.26±0.54)×107 cells·mL-1, 豐度有相對減少的趨勢.
