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2种温度下污泥水富集硝化菌的对比

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于莉芳, 傅学焘, 杨秀玲, 滑思思, 冯云堂. 2种温度下污泥水富集硝化菌的对比[J]. 环境工程学报, 2018, 12(1): 102-109. doi: 10.12030/j.cjee.201705103
引用本文: 于莉芳, 傅学焘, 杨秀玲, 滑思思, 冯云堂. 2种温度下污泥水富集硝化菌的对比[J]. 环境工程学报, 2018, 12(1): 102-109. doi: 10.12030/j.cjee.201705103
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YU Lifang, FU Xuetao, YANG Xiuling, HUA Sisi, FENG Yuntang. Comparison of nitrifier accumulation in sludge liquor treatment system at two different temperatures[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(1): 102-109. doi: 10.12030/j.cjee.201705103
Citation: YU Lifang, FU Xuetao, YANG Xiuling, HUA Sisi, FENG Yuntang. Comparison of nitrifier accumulation in sludge liquor treatment system at two different temperatures[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(1): 102-109. doi: 10.12030/j.cjee.201705103
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2种温度下污泥水富集硝化菌的对比

  • 1.

    西安建筑科技大学环境与市政工程学院,西安710055

  • 2.

    中山市春兴建筑科技有限公司,中山 528400

  • 基金项目:

    国家自然科学基金青年基金资助项目(51208414)

    陕西省教育厅专项(12JK0650)

Comparison of nitrifier accumulation in sludge liquor treatment system at two different temperatures

  • 1.

    School of Environmental & Municipal Engineering, Xi′an University of Architecture and Technology, Xi′an 710055, China

  • 2.

    Zhongshan Chunxing Construction Technology Co.Ltd., Zhongshan 528400, China

  • Fund Project:

摘要

  • 摘要: 污泥水富集硝化菌添加强化硝化工艺可以在处理高温、高浓度氨氮污泥水的同时富集硝化菌并添加至城市污水处理系统强化硝化,但硝化菌对温度敏感,温度将对硝化菌的富集效果产生影响。研究在高氨氮负荷(1.20 kg·(m3·d)-1)下运行SBR以富集硝化菌,对比2种温度(25 ℃、30 ℃)下富集硝化菌的群落结构和动力学特性。荧光原位杂交结果表明,硝化菌r-决策者(Nitrosomonas europaea,Nitrobacter)的份额随温度升高而逐渐增加。硝化动力学参数测定发现,随温度升高,AOB活性增加,基质半饱和常数增加；而NOB则相反,这主要是因为温度升高,反应器中最大游离氨(FA)、游离亚硝酸(FNA)浓度增加,而NOB比AOB更容易受FA、FNA的抑制。此外,温度对AOB与NOB的溶解氧半饱和常数无明显影响。
    Abstract: Sludge liquor (reject water) is one of the by-products of the water resource recovery facilities (WRRFs), it has relative high temperature, high ammonia concentration and may increase the nitrogen loading of the WRRFs. Bioaugmentation with nitrifiers enriched by sludge liquor is a promised way to enhance nitrification performance of the water resource recovery facilities (WRRF). While nitrifiers are temperature sensitive, the effect of nitrifier enrichment may affected by temperature. In this study, nitrifiers were accumulated in an SBR at high ammonia loading (1.20 kg· (m3·d)-1) at 25 ℃ and 30 ℃, then the enriched nitrifier community and the kinetic performances were investigated by fluorescence in situ hybridization (FISH) and respirometric assays. FISH results showed that r-strategists (Nitrosomonas europaea,Nitrobacter) increased with temperature. The kinetic parameters showed that the maximum substrate utilization rate and the half saturation constant for substrate of ammonia oxidized bacteria (AOB) increased with temperature, while the opposite trend was shown with nitrite oxidized bacteria (NOB) mainly due to severe free nitrous acid (FNA) inhibition under high temperature. Besides, it didn’t have significant difference between the half saturation constant for oxygen of nitrifiers at 25 ℃ and 30 ℃.

  • 城市污水处理厂中常见的氨氧化菌(AOB)有Nitrosospira和Nitrosomonas，亚硝酸盐氧化菌(NOB)有Nitrobacter，Nitrospira，Nitrotoga等[1-2]，硝化菌对温度敏感且不同种属的硝化菌对温度的适应性存在差异。SIRIPONG等[3]发现城市污水处理厂AOB中Nitrosospira和Nitrosomonas的比例随温度的季节性变化而变化；ALAWI等[4]在不同温度下富集培养NOB，结果表明：Nitrospira适合在10~28 ℃之间生长，Nitrobacter适合在17~28 ℃之间生长，Nitrotoga能适应较低的温度(10~17 ℃)，因此温度变化会显著影响硝化菌群落结构与动力学性能[5-6]。一般认为，硝化菌生长的最佳温度范围是22~30 ℃，城市污水处理厂中水温受当地气候影响较大，但其范围往往低于该温度范围，尤其在北方秋冬季节，因低温导致活性污泥硝化性能差、出水水质不达标的现象时有发生[7-8]。
    污泥水富集硝化菌添加强化硝化工艺可以在处理高温(30 ℃左右)、低COD浓度(147~418 mg·L-1)、高氨氮浓度(361~468 mg·L-1)污泥水的同时富集硝化菌并添加至城市污水处理系统强化硝化[9-10]。尽管22~30 ℃是硝化菌的最佳生长范围，根据Arrhenius方程，在此范围内，温度越高，硝化活性越高，但是根据ANTHONISEN等[11]提出的游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)计算公式，高氨氮条件下，废水中FA、FNA的浓度也会随着温度增加而显著增加，抑制硝化菌的性能[12-13]。目前温度对高氨氮条件下培养富集硝化菌群落结构及动力学特性的影响研究较少。本研究在高氨氮负荷下运行SBR以富集硝化菌，并利用荧光原位杂交技术和耗氧速率法等对比分析2种温度(25 ℃、30 ℃)下富集硝化菌的群落结构和动力学特性。

    1 材料与方法

    1.1 实验装置及运行

    SBR有效容积为4 L，运行周期为4 h，HRT为8 h，SRT为20 d。每天循环6个周期，每周期进水量为2 L，其中包括：进水6 min，好氧曝气3 h，沉淀40 min，排水8 min，闲置6 min。
    进水为人工配水，组成成分：NH4Cl(以N计)400 mg·L-1；乙酸钠(以COD计)100 mg·L-1；KH2PO4(以P计)10 mg·L-1；FeSO4·7H2O 5.80 mg·L-1；微量元素4 mL·(16 L)-1。进水有机负荷为0.30 kg·(m3·d)-1，氮负荷为1.20 kg·(m3·d)-1。碱度通过NaHCO3补充，将反应器pH值控制在7.2~8.0。
    反应器在25 ℃启动，第1~20天为启动阶段，进水氨氮浓度从200 mg·L-1逐步提高到400 mg·L-1(负荷为0.60~1.20 kg·(m3·d)-1)；随后进水氨氮浓度保持400 mg·L-1并稳定运行，第121天因实验室停电引起出水亚硝酸盐氮偏高，反应器运行不稳定，因此该期间进水氮负荷降低；在第130天将反应器运行温度由25 ℃改为30 ℃，直到第152天进水氨氮重新提高到400 mg·L-1。因此，25 ℃的稳定运行期为第20~120天，30 ℃的稳定运行期为第152~200天。

    1.2 分析项目及方法

    1.2.1 常规水质指标

    COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、MLSS、MLVSS、SV和SS采用标准方法测定。DO和pH分别采用溶解氧仪(梅特勒Seven2Go S9)和pH计测定。

    1.2.2 硝化菌群落结构

    采用荧光原位杂交法[14-15]，实验中使用的探针：EUBmix(检测总细菌)、NSO1225(AOB)、Nsm156(Nitrosomonas europaea)、Nsv443(Nitrosospira)、Ntspa662+Comp Ntspa662(Nitrospira)和NIT3+Comp NIT3(Nitrobacter)。其中总细菌所用探针采用CY5标记，AOB所用探针采用FITC标记，NOB所用探针采用CY3标记，Comp Ntspa662、Comp NIT3无荧光标记。

    1.2.3 硝化活性

    氨氧化速率(AUR)和亚硝酸盐氧化速率(NUR)采用OUR法[16]进行测定，测定温度均为20 ℃。

    1.2.4 基质半饱和常数KN

    通过在不同初始浓度(0~80 mg·L-1)下分别测定活性污泥的氨氧化速率和亚硝酸盐氧化速率，测定过程中，反应温度控制在(20±1)℃，DO保持在4 mg·L-1以上，pH在7.2~8.0，然后用Monod方程拟合得出AOB和NOB的基质半饱和常数[17]。

    1.2.5 溶解氧半饱和常数KO

    通过在不同溶解氧浓度(0~7 mg·L-1)下分别测定活性污泥氨氧化速率和亚硝酸盐氧化速率，测定过程中，反应温度控制在(20±1)℃，pH在7.2~8.0，最后根据Monod方程拟合得出溶解氧半饱和常数[17]。

    2 结果与讨论

    2.1 反应器运行状况

    2.1.1 进出水水质

    根据课题组前期调查结果，西安市邓家村污水处理厂厌氧消化池上清液中SCOD浓度为147~418 mg·L-1、氨氮浓度为361~468 mg·L-1[9]。考虑到实际污泥水中SCOD浓度较低，且不易降解。因此，实验过程中，进水COD浓度为100 mg·L-1。25 ℃时，出水COD浓度为(33.06±8.99)mg·L-1；30 ℃时，出水COD浓度为(39.27±6.03)mg·L-1。
    图 1为进水中氨氮浓度及出水中氮浓度的历时变化。25 ℃和30 ℃时稳定运行阶段(分别为第20~120天和第152~200天)，进水氨氮浓度维持在400 mg·L-1左右。25 ℃时，出水氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮浓度分别为(0.16±0.08)mg·L-1、(0.08±0.05)mg·L-1和(366.98±9.74)mg·L-1；30 ℃时，出水氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮浓度分别为(0.14±0.05)mg·L-1、(0.06±0.04)mg·L-1和(376.07±9.07)mg·L-1。
    Figure1
    图1 SBR进、出水中氮浓度的变化
    Fig. 1 Change of influent and effluent nitrogen concentrations for SBR
    图1 SBR进、出水中氮浓度的变化
    Fig. 1 Change of influent and effluent nitrogen concentrations for SBR
    Figure1
    综上所述，温度对COD、氨氮的去除无明显影响。

    2.1.2 典型周期中氮的变化情况

    图 2为典型周期内氮组分历时变化。25 ℃时，反应器中氨氮浓度在进水后逐渐降低，亚硝酸盐氮浓度随之缓慢升高，在120 min左右亚硝酸盐氮浓度为14.45 mg·L-1(对应pH为7.25)，之后亚硝酸盐氮浓度值缓慢下降，在135 min左右，氨氮与亚硝酸盐氮基本同步降解完成；而30 ℃时，反应器中氨氮浓度在进水后迅速降低，亚硝酸盐氮浓度也急剧增加，在75 min左右，氨氮基本降解完时，亚硝酸盐氮积累浓度达到最大值125.74 mg·L-1(对应pH为7.57)，之后亚硝酸盐氮浓度逐渐降低，在135 min左右降解完成。30 ℃的亚硝酸盐氮最大积累量约为25 ℃的8倍。
    Figure2
    图2 SBR典型运行周期内氮组分的变化
    Fig. 2 Change of nitrogen profiles in SBR for a typical cycle
    图2 SBR典型运行周期内氮组分的变化
    Fig. 2 Change of nitrogen profiles in SBR for a typical cycle
    Figure2

    2.2 活性污泥硝化性能

    表 1为25 ℃和30 ℃稳定运行期间活性污泥硝化性能。由表 1可以看出，25 ℃时，最大比氨氧化速率(SAUR)低于最大比亚硝酸盐氧化速率(SNUR)，这说明，反应器内AOB生成亚硝酸盐后，NOB可以快速将亚硝酸盐氧化，从而反应器中不会出现亚硝酸盐氮的大量积累。而在30 ℃时则相反，SAUR远高于SNUR，这意味着AOB生成亚硝酸盐后，NOB不能及时将亚硝酸盐氧化成硝酸盐，从而导致反应器中亚硝酸盐浓度随着氨氮的降解而不断增加，这与图 2(a)和(b)的实验结果相对应。
    Table icon
    表1 25 ℃和30 ℃稳定运行期间活性污泥硝化性能
    Table 1 Nitrification performance of activated sludge during stable stage of 25 ℃ and 30 ℃
    表1 25 ℃和30 ℃稳定运行期间活性污泥硝化性能
    Table 1 Nitrification performance of activated sludge during stable stage of 25 ℃ and 30 ℃

    温度/℃ SAUR/(mg·(L·h)-1) SNUR/(mg·(L·h)-1)
    25 14.95±1.97 22.29±2.07
    30 23.48±2.02 13.47±2.29
    此外，对比25 ℃和30 ℃活性污泥硝化性能可以看出，30 ℃的SAUR是25 ℃的1.79倍，AOB活性随温度升高而增加。但30 ℃的SNUR是25 ℃的0.69倍，NOB活性随温度升高而下降，这说明30 ℃时NOB已受抑制。这也是SBR运行周期中30 ℃的亚硝酸盐氮最大积累量约为25 ℃的8倍的原因。
    为进一步确认NOB受抑制情况，根据ANTHONISEN等[11]提出的游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)计算公式，如式(1)和(2)所示。
    CFA=1.214SNH+4−N×10pHe6344/(273+T)+10pH (1)
    CFNA=3.286SNO−2−Ne−2300/(273+T)×10pH (2)
    式中：CFA、CFNA为浓度, mg·L-1；SNH4+-N为氨氮浓度，mg·L-1；SNO2--N为亚硝酸盐氮浓度，mg·L-1；T为温度，℃。
    根据式(1)可以计算出，25 ℃和30 ℃时FA的最大值分别为4.29 mg·L-1、6.04 mg·L-1。ANTHONISEN等[11]的研究表明FA对AOB、NOB的抑制浓度分别为10~150 mg·L-1和0.1~1.0 mg·L-1，因此，可以判断在25 ℃和30 ℃时AOB的活性不受FA抑制，而NOB活性在进水初期会受FA抑制，但是由于反应器氨氧化速率较快，氨氮在进水后迅速下降，而且pH值也随之降低，因此FA浓度也将快速下降，FA对NOB的抑制会逐渐缓减。
    根据式(2)可以计算出，25 ℃和30 ℃时FNA的最大值分别为0.006 mg·L-1和0.022 mg·L-1。ZHOU等[18]指出FNA浓度范围为0.42~1.72 mg·L-1时，AOB受抑制。因此，实验条件下，AOB不受FNA抑制；VADIVELU等[19]的结果表明，当FNA浓度分别高于0.011 mg·L-1和0.023 mg·L-1时，NOB的活性受到部分抑制和完全抑制。由此可见，25 ℃时NOB活性不受FNA抑制，但30 ℃时，FNA将严重抑制NOB活性。
    因此，在城市污水处理强化生物脱氮系统中，如果仅要求提高氨氧化速率，可以考虑在30 ℃下富集硝化菌，但如果要实现完全硝化，应考虑在25 ℃下富集硝化菌。

    2.3 硝化菌群落结构

    图 3为活性污泥荧光原位杂交照片。25 ℃时，硝化菌含量(AOB+NOB)/EUBmix为(41.66±12.42)%，其中AOB为(28.02±8.46)%，NOB为(13.64±3.96)%；30 ℃时，硝化菌含量为(58.60±19.99)%，AOB和NOB分别为(46.19±17.55)%和(12.41±2.44)%。随温度升高，AOB数量增多，而NOB数量没有明显变化。
    Figure3
    图3 荧光原位杂交照片
    Fig. 3 Microscopic FISH image
    图3 荧光原位杂交照片
    Fig. 3 Microscopic FISH image
    Figure3
    2个温度稳定运行阶段的硝化菌群落结构如图 4所示。由图 4(a)可以看出，25 ℃时，Nitrosomonas europaea和Nitrosospira占细菌总数的百分比分别为(26.24±7.82)%和(1.78±0.64)%；30 ℃时，其百分比分别为(44.19±16.36)%和(2.00±1.19)%。2个温度下AOB的优势菌属均为Nitrosomonas europaea。这可以利用K/r繁殖策略解释，Nitrosomonas europaea属于生态学中的r-决策者，具有较高的硝化速率(细胞增殖速度快)和较大的基质半饱和常数(对基质的亲和力弱)，能适应较高浓度的氮环境，而属于K-决策者Nitrosospira与之相反[20-21]。由于进水中氨氮浓度高达400 mg·L-1，Nitrosomonas europaea在2个稳定运行期都具有竞争优势。在实验条件下，温度对AOB种群结构影响表现为：随着温度的升高，r-决策者Nitrosomonas europaea数量增多，而K-决策者Nitrosospira的数量没有明显变化，r-决策者的优势更加明显。
    Figure4
    图4 硝化菌群落结构
    Fig. 4 Nitrifier community structure
    图4 硝化菌群落结构
    Fig. 4 Nitrifier community structure
    Figure4
    由图 4(b)可以看出，30 ℃与25 ℃时相比，r-决策者Nitrobacter份额明显增加，K-决策者Nitrospira数量却明显下降。这是因为25 ℃时，反应器内亚硝酸盐氮浓度较低(最大值为14.45 mg·L-1)，而30 ℃时亚硝酸盐氮浓度最大值高达125.74 mg·L-1，因此，适应高浓度基质条件的r-决策者Nitrobacter成为优势菌。此外，NOGUEIRA等[22]、WAGNER等[23]的研究都表明Nitrobacter一旦成为优势菌后，它对Nitrospira的生长通常会起到抑制作用，Nitrobacter的优势地位将更加明显。

    2.4 基质半饱和常数KN

    硝化菌的基质半饱和常数如图 5所示。25 ℃和30 ℃的AOB基质半饱和常数(KNH4+-N)分别为(9.85±2.46)mg·L-1和(26.33±1.32)mg·L-1。TAYLOR等[24]得到纯培养的Nitrosomonas europaea和Nitrosospira的基质半饱和常数分别为26.60 mg·L-1和1.96 mg·L-1。本实验值与Nitrosomonas europaea的基质半饱和常数接近，并随温度升高而增大，说明AOB对基质的亲和力随温度升高而减小，更接近Nitrobacter的特性。这一结果与AOB的硝化菌群落结构分析一致。
    Figure5
    图5 硝化菌氨氮半饱和常数和亚硝酸盐氮半饱和常数
    Fig. 5 Half saturation constant for NH4+-N and NO2--N of nitrifiers
    图5 硝化菌氨氮半饱和常数和亚硝酸盐氮半饱和常数
    Fig. 5 Half saturation constant for NH4+-N and NO2--N of nitrifiers
    Figure5
    25 ℃和30 ℃的NOB基质半饱和常数(KNO2--N)分别为(8.38±0.58)mg·L-1和(5.43±0.44)mg·L-1。TAYLOR等[24]纯培养Nitrobacter和Nitrospira基质半饱和常数分别为7.00 mg·L-1为和0.14 mg·L-1，LAANBROEK等[25]的研究结果表明在Nitrobacter的基质半饱和常数在9.88~17.36 mg·L-1之间。本实验结果与Nitrobacter的基质半饱和常数接近，KNO2--N随温度升高而减小，NOB对基质的亲和力随温度升高而增大。这与AOB相反，这可能与30 ℃时NOB受FA和FNA抑制有关。

    2.5 溶解氧半饱和常数KO

    图 6为2个温度下的AOB和NOB溶解氧半饱和常数。25 ℃和30 ℃的KO，AOB分别为(1.16±0.45)mg·L-1和(0.71±0.14)mg·L-1；KO，NOB分别为(1.12±0.38)mg·L-1和(1.44±0.10)mg·L-1。GHIMIRE等[26]在研究温度和污泥浓度对KO的影响中测得KO，AOB在0.50~1.10 mg·L-1之间，LAANBROEK等[25]得到NOB的溶解氧半饱和常数范围为0.17~4.32 mg·L-1，本实验结果与GHIMIRE等[26]、LAANBROEK等[25]的结果相近。考虑实验误差范围，25 ℃和30 ℃得到的溶解氧半饱和常数测量值差异较小，说明实验条件下，温度对AOB和NOB的溶解氧亲和力没有明显影响。
    Figure6
    图6 硝化菌溶解氧半饱和常数
    Fig. 6 Half-saturation constant for oxygen of nitrifiers
    图6 硝化菌溶解氧半饱和常数
    Fig. 6 Half-saturation constant for oxygen of nitrifiers
    Figure6

    3 结论

    1) 在高氨氮废水处理系统中，AOB和NOB的优势菌分别为Nitrosomonas europaea和Nitrobacter，属于生态学中的r-决策者，而且r-决策者的份额随温度升高而增加。25 ℃时，Nitrosomonas europaea和Nitrobacter占细菌总数的百分比分别为(26.24±7.82)%和(6.49±1.32)%；30 ℃时，其百分比分别为(44.19±16.36)%和(9.74±1.53)%。
    2) 实验条件下，温度升高，AOB的活性增加，基质亲和力减小，而NOB由于受到游离氨、游离亚硝酸的抑制，其活性下降，基质亲和力增大；但温度对AOB和NOB的溶解氧亲和力没有明显影响。
    3) 在城市污水处理强化生物脱氮系统中，如果仅要求提高氨氧化速率，考虑在30 ℃下富集硝化菌，但如果要实现完全硝化，25 ℃下富集硝化菌更为合适。

    参考文献

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  • 刊出日期:  2018-01-14
于莉芳, 傅学焘, 杨秀玲, 滑思思, 冯云堂. 2种温度下污泥水富集硝化菌的对比[J]. 环境工程学报, 2018, 12(1): 102-109. doi: 10.12030/j.cjee.201705103
引用本文: 于莉芳, 傅学焘, 杨秀玲, 滑思思, 冯云堂. 2种温度下污泥水富集硝化菌的对比[J]. 环境工程学报, 2018, 12(1): 102-109. doi: 10.12030/j.cjee.201705103
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YU Lifang, FU Xuetao, YANG Xiuling, HUA Sisi, FENG Yuntang. Comparison of nitrifier accumulation in sludge liquor treatment system at two different temperatures[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(1): 102-109. doi: 10.12030/j.cjee.201705103
Citation: YU Lifang, FU Xuetao, YANG Xiuling, HUA Sisi, FENG Yuntang. Comparison of nitrifier accumulation in sludge liquor treatment system at two different temperatures[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(1): 102-109. doi: 10.12030/j.cjee.201705103
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2种温度下污泥水富集硝化菌的对比

  • 1. 西安建筑科技大学环境与市政工程学院,西安710055
  • 2. 中山市春兴建筑科技有限公司,中山 528400
基金项目:

国家自然科学基金青年基金资助项目(51208414)

陕西省教育厅专项(12JK0650)

摘要: 污泥水富集硝化菌添加强化硝化工艺可以在处理高温、高浓度氨氮污泥水的同时富集硝化菌并添加至城市污水处理系统强化硝化,但硝化菌对温度敏感,温度将对硝化菌的富集效果产生影响。研究在高氨氮负荷(1.20 kg·(m3·d)-1)下运行SBR以富集硝化菌,对比2种温度(25 ℃、30 ℃)下富集硝化菌的群落结构和动力学特性。荧光原位杂交结果表明,硝化菌r-决策者(Nitrosomonas europaea,Nitrobacter)的份额随温度升高而逐渐增加。硝化动力学参数测定发现,随温度升高,AOB活性增加,基质半饱和常数增加；而NOB则相反,这主要是因为温度升高,反应器中最大游离氨(FA)、游离亚硝酸(FNA)浓度增加,而NOB比AOB更容易受FA、FNA的抑制。此外,温度对AOB与NOB的溶解氧半饱和常数无明显影响。

English Abstract

    全文HTML

    城市污水处理厂中常见的氨氧化菌(AOB)有Nitrosospira和Nitrosomonas，亚硝酸盐氧化菌(NOB)有Nitrobacter，Nitrospira，Nitrotoga等[1-2]，硝化菌对温度敏感且不同种属的硝化菌对温度的适应性存在差异。SIRIPONG等[3]发现城市污水处理厂AOB中Nitrosospira和Nitrosomonas的比例随温度的季节性变化而变化；ALAWI等[4]在不同温度下富集培养NOB，结果表明：Nitrospira适合在10~28 ℃之间生长，Nitrobacter适合在17~28 ℃之间生长，Nitrotoga能适应较低的温度(10~17 ℃)，因此温度变化会显著影响硝化菌群落结构与动力学性能[5-6]。一般认为，硝化菌生长的最佳温度范围是22~30 ℃，城市污水处理厂中水温受当地气候影响较大，但其范围往往低于该温度范围，尤其在北方秋冬季节，因低温导致活性污泥硝化性能差、出水水质不达标的现象时有发生[7-8]。
    污泥水富集硝化菌添加强化硝化工艺可以在处理高温(30 ℃左右)、低COD浓度(147~418 mg·L-1)、高氨氮浓度(361~468 mg·L-1)污泥水的同时富集硝化菌并添加至城市污水处理系统强化硝化[9-10]。尽管22~30 ℃是硝化菌的最佳生长范围，根据Arrhenius方程，在此范围内，温度越高，硝化活性越高，但是根据ANTHONISEN等[11]提出的游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)计算公式，高氨氮条件下，废水中FA、FNA的浓度也会随着温度增加而显著增加，抑制硝化菌的性能[12-13]。目前温度对高氨氮条件下培养富集硝化菌群落结构及动力学特性的影响研究较少。本研究在高氨氮负荷下运行SBR以富集硝化菌，并利用荧光原位杂交技术和耗氧速率法等对比分析2种温度(25 ℃、30 ℃)下富集硝化菌的群落结构和动力学特性。

    1 材料与方法

    1.1 实验装置及运行

    SBR有效容积为4 L，运行周期为4 h，HRT为8 h，SRT为20 d。每天循环6个周期，每周期进水量为2 L，其中包括：进水6 min，好氧曝气3 h，沉淀40 min，排水8 min，闲置6 min。
    进水为人工配水，组成成分：NH4Cl(以N计)400 mg·L-1；乙酸钠(以COD计)100 mg·L-1；KH2PO4(以P计)10 mg·L-1；FeSO4·7H2O 5.80 mg·L-1；微量元素4 mL·(16 L)-1。进水有机负荷为0.30 kg·(m3·d)-1，氮负荷为1.20 kg·(m3·d)-1。碱度通过NaHCO3补充，将反应器pH值控制在7.2~8.0。
    反应器在25 ℃启动，第1~20天为启动阶段，进水氨氮浓度从200 mg·L-1逐步提高到400 mg·L-1(负荷为0.60~1.20 kg·(m3·d)-1)；随后进水氨氮浓度保持400 mg·L-1并稳定运行，第121天因实验室停电引起出水亚硝酸盐氮偏高，反应器运行不稳定，因此该期间进水氮负荷降低；在第130天将反应器运行温度由25 ℃改为30 ℃，直到第152天进水氨氮重新提高到400 mg·L-1。因此，25 ℃的稳定运行期为第20~120天，30 ℃的稳定运行期为第152~200天。

    1.2 分析项目及方法

    1.2.1 常规水质指标

    COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、MLSS、MLVSS、SV和SS采用标准方法测定。DO和pH分别采用溶解氧仪(梅特勒Seven2Go S9)和pH计测定。

    1.2.2 硝化菌群落结构

    采用荧光原位杂交法[14-15]，实验中使用的探针：EUBmix(检测总细菌)、NSO1225(AOB)、Nsm156(Nitrosomonas europaea)、Nsv443(Nitrosospira)、Ntspa662+Comp Ntspa662(Nitrospira)和NIT3+Comp NIT3(Nitrobacter)。其中总细菌所用探针采用CY5标记，AOB所用探针采用FITC标记，NOB所用探针采用CY3标记，Comp Ntspa662、Comp NIT3无荧光标记。

    1.2.3 硝化活性

    氨氧化速率(AUR)和亚硝酸盐氧化速率(NUR)采用OUR法[16]进行测定，测定温度均为20 ℃。

    1.2.4 基质半饱和常数KN

    通过在不同初始浓度(0~80 mg·L-1)下分别测定活性污泥的氨氧化速率和亚硝酸盐氧化速率，测定过程中，反应温度控制在(20±1)℃，DO保持在4 mg·L-1以上，pH在7.2~8.0，然后用Monod方程拟合得出AOB和NOB的基质半饱和常数[17]。

    1.2.5 溶解氧半饱和常数KO

    通过在不同溶解氧浓度(0~7 mg·L-1)下分别测定活性污泥氨氧化速率和亚硝酸盐氧化速率，测定过程中，反应温度控制在(20±1)℃，pH在7.2~8.0，最后根据Monod方程拟合得出溶解氧半饱和常数[17]。

    2 结果与讨论

    2.1 反应器运行状况

    2.1.1 进出水水质

    根据课题组前期调查结果，西安市邓家村污水处理厂厌氧消化池上清液中SCOD浓度为147~418 mg·L-1、氨氮浓度为361~468 mg·L-1[9]。考虑到实际污泥水中SCOD浓度较低，且不易降解。因此，实验过程中，进水COD浓度为100 mg·L-1。25 ℃时，出水COD浓度为(33.06±8.99)mg·L-1；30 ℃时，出水COD浓度为(39.27±6.03)mg·L-1。
    图 1为进水中氨氮浓度及出水中氮浓度的历时变化。25 ℃和30 ℃时稳定运行阶段(分别为第20~120天和第152~200天)，进水氨氮浓度维持在400 mg·L-1左右。25 ℃时，出水氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮浓度分别为(0.16±0.08)mg·L-1、(0.08±0.05)mg·L-1和(366.98±9.74)mg·L-1；30 ℃时，出水氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮浓度分别为(0.14±0.05)mg·L-1、(0.06±0.04)mg·L-1和(376.07±9.07)mg·L-1。
    Figure1
    图1 SBR进、出水中氮浓度的变化
    Fig. 1 Change of influent and effluent nitrogen concentrations for SBR
    图1 SBR进、出水中氮浓度的变化
    Fig. 1 Change of influent and effluent nitrogen concentrations for SBR
    Figure1
    综上所述，温度对COD、氨氮的去除无明显影响。

    2.1.2 典型周期中氮的变化情况

    图 2为典型周期内氮组分历时变化。25 ℃时，反应器中氨氮浓度在进水后逐渐降低，亚硝酸盐氮浓度随之缓慢升高，在120 min左右亚硝酸盐氮浓度为14.45 mg·L-1(对应pH为7.25)，之后亚硝酸盐氮浓度值缓慢下降，在135 min左右，氨氮与亚硝酸盐氮基本同步降解完成；而30 ℃时，反应器中氨氮浓度在进水后迅速降低，亚硝酸盐氮浓度也急剧增加，在75 min左右，氨氮基本降解完时，亚硝酸盐氮积累浓度达到最大值125.74 mg·L-1(对应pH为7.57)，之后亚硝酸盐氮浓度逐渐降低，在135 min左右降解完成。30 ℃的亚硝酸盐氮最大积累量约为25 ℃的8倍。
    Figure2
    图2 SBR典型运行周期内氮组分的变化
    Fig. 2 Change of nitrogen profiles in SBR for a typical cycle
    图2 SBR典型运行周期内氮组分的变化
    Fig. 2 Change of nitrogen profiles in SBR for a typical cycle
    Figure2

    2.2 活性污泥硝化性能

    表 1为25 ℃和30 ℃稳定运行期间活性污泥硝化性能。由表 1可以看出，25 ℃时，最大比氨氧化速率(SAUR)低于最大比亚硝酸盐氧化速率(SNUR)，这说明，反应器内AOB生成亚硝酸盐后，NOB可以快速将亚硝酸盐氧化，从而反应器中不会出现亚硝酸盐氮的大量积累。而在30 ℃时则相反，SAUR远高于SNUR，这意味着AOB生成亚硝酸盐后，NOB不能及时将亚硝酸盐氧化成硝酸盐，从而导致反应器中亚硝酸盐浓度随着氨氮的降解而不断增加，这与图 2(a)和(b)的实验结果相对应。
    Table icon
    表1 25 ℃和30 ℃稳定运行期间活性污泥硝化性能
    Table 1 Nitrification performance of activated sludge during stable stage of 25 ℃ and 30 ℃
    表1 25 ℃和30 ℃稳定运行期间活性污泥硝化性能
    Table 1 Nitrification performance of activated sludge during stable stage of 25 ℃ and 30 ℃

    温度/℃ SAUR/(mg·(L·h)-1) SNUR/(mg·(L·h)-1)
    25 14.95±1.97 22.29±2.07
    30 23.48±2.02 13.47±2.29
    此外，对比25 ℃和30 ℃活性污泥硝化性能可以看出，30 ℃的SAUR是25 ℃的1.79倍，AOB活性随温度升高而增加。但30 ℃的SNUR是25 ℃的0.69倍，NOB活性随温度升高而下降，这说明30 ℃时NOB已受抑制。这也是SBR运行周期中30 ℃的亚硝酸盐氮最大积累量约为25 ℃的8倍的原因。
    为进一步确认NOB受抑制情况，根据ANTHONISEN等[11]提出的游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)计算公式，如式(1)和(2)所示。
    CFA=1.214SNH+4−N×10pHe6344/(273+T)+10pH (1)
    CFNA=3.286SNO−2−Ne−2300/(273+T)×10pH (2)
    式中：CFA、CFNA为浓度, mg·L-1；SNH4+-N为氨氮浓度，mg·L-1；SNO2--N为亚硝酸盐氮浓度，mg·L-1；T为温度，℃。
    根据式(1)可以计算出，25 ℃和30 ℃时FA的最大值分别为4.29 mg·L-1、6.04 mg·L-1。ANTHONISEN等[11]的研究表明FA对AOB、NOB的抑制浓度分别为10~150 mg·L-1和0.1~1.0 mg·L-1，因此，可以判断在25 ℃和30 ℃时AOB的活性不受FA抑制，而NOB活性在进水初期会受FA抑制，但是由于反应器氨氧化速率较快，氨氮在进水后迅速下降，而且pH值也随之降低，因此FA浓度也将快速下降，FA对NOB的抑制会逐渐缓减。
    根据式(2)可以计算出，25 ℃和30 ℃时FNA的最大值分别为0.006 mg·L-1和0.022 mg·L-1。ZHOU等[18]指出FNA浓度范围为0.42~1.72 mg·L-1时，AOB受抑制。因此，实验条件下，AOB不受FNA抑制；VADIVELU等[19]的结果表明，当FNA浓度分别高于0.011 mg·L-1和0.023 mg·L-1时，NOB的活性受到部分抑制和完全抑制。由此可见，25 ℃时NOB活性不受FNA抑制，但30 ℃时，FNA将严重抑制NOB活性。
    因此，在城市污水处理强化生物脱氮系统中，如果仅要求提高氨氧化速率，可以考虑在30 ℃下富集硝化菌，但如果要实现完全硝化，应考虑在25 ℃下富集硝化菌。

    2.3 硝化菌群落结构

    图 3为活性污泥荧光原位杂交照片。25 ℃时，硝化菌含量(AOB+NOB)/EUBmix为(41.66±12.42)%，其中AOB为(28.02±8.46)%，NOB为(13.64±3.96)%；30 ℃时，硝化菌含量为(58.60±19.99)%，AOB和NOB分别为(46.19±17.55)%和(12.41±2.44)%。随温度升高，AOB数量增多，而NOB数量没有明显变化。
    Figure3
    图3 荧光原位杂交照片
    Fig. 3 Microscopic FISH image
    图3 荧光原位杂交照片
    Fig. 3 Microscopic FISH image
    Figure3
    2个温度稳定运行阶段的硝化菌群落结构如图 4所示。由图 4(a)可以看出，25 ℃时，Nitrosomonas europaea和Nitrosospira占细菌总数的百分比分别为(26.24±7.82)%和(1.78±0.64)%；30 ℃时，其百分比分别为(44.19±16.36)%和(2.00±1.19)%。2个温度下AOB的优势菌属均为Nitrosomonas europaea。这可以利用K/r繁殖策略解释，Nitrosomonas europaea属于生态学中的r-决策者，具有较高的硝化速率(细胞增殖速度快)和较大的基质半饱和常数(对基质的亲和力弱)，能适应较高浓度的氮环境，而属于K-决策者Nitrosospira与之相反[20-21]。由于进水中氨氮浓度高达400 mg·L-1，Nitrosomonas europaea在2个稳定运行期都具有竞争优势。在实验条件下，温度对AOB种群结构影响表现为：随着温度的升高，r-决策者Nitrosomonas europaea数量增多，而K-决策者Nitrosospira的数量没有明显变化，r-决策者的优势更加明显。
    Figure4
    图4 硝化菌群落结构
    Fig. 4 Nitrifier community structure
    图4 硝化菌群落结构
    Fig. 4 Nitrifier community structure
    Figure4
    由图 4(b)可以看出，30 ℃与25 ℃时相比，r-决策者Nitrobacter份额明显增加，K-决策者Nitrospira数量却明显下降。这是因为25 ℃时，反应器内亚硝酸盐氮浓度较低(最大值为14.45 mg·L-1)，而30 ℃时亚硝酸盐氮浓度最大值高达125.74 mg·L-1，因此，适应高浓度基质条件的r-决策者Nitrobacter成为优势菌。此外，NOGUEIRA等[22]、WAGNER等[23]的研究都表明Nitrobacter一旦成为优势菌后，它对Nitrospira的生长通常会起到抑制作用，Nitrobacter的优势地位将更加明显。

    2.4 基质半饱和常数KN

    硝化菌的基质半饱和常数如图 5所示。25 ℃和30 ℃的AOB基质半饱和常数(KNH4+-N)分别为(9.85±2.46)mg·L-1和(26.33±1.32)mg·L-1。TAYLOR等[24]得到纯培养的Nitrosomonas europaea和Nitrosospira的基质半饱和常数分别为26.60 mg·L-1和1.96 mg·L-1。本实验值与Nitrosomonas europaea的基质半饱和常数接近，并随温度升高而增大，说明AOB对基质的亲和力随温度升高而减小，更接近Nitrobacter的特性。这一结果与AOB的硝化菌群落结构分析一致。
    Figure5
    图5 硝化菌氨氮半饱和常数和亚硝酸盐氮半饱和常数
    Fig. 5 Half saturation constant for NH4+-N and NO2--N of nitrifiers
    图5 硝化菌氨氮半饱和常数和亚硝酸盐氮半饱和常数
    Fig. 5 Half saturation constant for NH4+-N and NO2--N of nitrifiers
    Figure5
    25 ℃和30 ℃的NOB基质半饱和常数(KNO2--N)分别为(8.38±0.58)mg·L-1和(5.43±0.44)mg·L-1。TAYLOR等[24]纯培养Nitrobacter和Nitrospira基质半饱和常数分别为7.00 mg·L-1为和0.14 mg·L-1，LAANBROEK等[25]的研究结果表明在Nitrobacter的基质半饱和常数在9.88~17.36 mg·L-1之间。本实验结果与Nitrobacter的基质半饱和常数接近，KNO2--N随温度升高而减小，NOB对基质的亲和力随温度升高而增大。这与AOB相反，这可能与30 ℃时NOB受FA和FNA抑制有关。

    2.5 溶解氧半饱和常数KO

    图 6为2个温度下的AOB和NOB溶解氧半饱和常数。25 ℃和30 ℃的KO，AOB分别为(1.16±0.45)mg·L-1和(0.71±0.14)mg·L-1；KO，NOB分别为(1.12±0.38)mg·L-1和(1.44±0.10)mg·L-1。GHIMIRE等[26]在研究温度和污泥浓度对KO的影响中测得KO，AOB在0.50~1.10 mg·L-1之间，LAANBROEK等[25]得到NOB的溶解氧半饱和常数范围为0.17~4.32 mg·L-1，本实验结果与GHIMIRE等[26]、LAANBROEK等[25]的结果相近。考虑实验误差范围，25 ℃和30 ℃得到的溶解氧半饱和常数测量值差异较小，说明实验条件下，温度对AOB和NOB的溶解氧亲和力没有明显影响。
    Figure6
    图6 硝化菌溶解氧半饱和常数
    Fig. 6 Half-saturation constant for oxygen of nitrifiers
    图6 硝化菌溶解氧半饱和常数
    Fig. 6 Half-saturation constant for oxygen of nitrifiers
    Figure6

    3 结论

    1) 在高氨氮废水处理系统中，AOB和NOB的优势菌分别为Nitrosomonas europaea和Nitrobacter，属于生态学中的r-决策者，而且r-决策者的份额随温度升高而增加。25 ℃时，Nitrosomonas europaea和Nitrobacter占细菌总数的百分比分别为(26.24±7.82)%和(6.49±1.32)%；30 ℃时，其百分比分别为(44.19±16.36)%和(9.74±1.53)%。
    2) 实验条件下，温度升高，AOB的活性增加，基质亲和力减小，而NOB由于受到游离氨、游离亚硝酸的抑制，其活性下降，基质亲和力增大；但温度对AOB和NOB的溶解氧亲和力没有明显影响。
    3) 在城市污水处理强化生物脱氮系统中，如果仅要求提高氨氧化速率，考虑在30 ℃下富集硝化菌，但如果要实现完全硝化，25 ℃下富集硝化菌更为合适。
参考文献 (26)

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