缺氧及厌氧环境下厌氧氨氧化菌的衰减系数

姬倩; 彭党聪; 赵文钊

doi:10.12030/j.cjee.201901008

缺氧及厌氧环境下厌氧氨氧化菌的衰减系数

1.
西安建筑科技大学环境与市政工程学院，西安 710055
2.
西北水资源与环境生态教育部重点实验室，西安 710055

作者简介: 姬倩(1994—)，女，硕士研究生。研究方向：污水处理理论与技术。E-mail：jiqian@xauat.edu.cn

通讯作者: 彭党聪(1957—)，男，硕士，教授。研究方向：污水处理理论与技术。E-mail：dcpeng@xauat.edu.cn;

基金项目:
陕西省住房城乡科技开发项目(2015-K65)
中图分类号: X703.1

Determination of decay coefficients of Anammox bacteria under anoxic and anaerobic conditions

1.
School of Environmental and Municipal Engineering, Xi' an University of Architecture and Technology, Xi' an 710055, China
2.
Key Laboratory of Northwest Water Resources, Environment and Ecology, Ministry of Education, Xi' an 710055, China

Corresponding author: PENG Dangcong, dcpeng@xauat.edu.cn ;

摘要: 衰减系数是表征微生物增长的重要动力学参数，与所处环境密切相关。采用基质利用速率测定方法，以厌氧氨氧化工艺中最常见的厌氧氨氧化菌(Candidatus Brocadia)为对象，探讨了其在缺氧( ${\rm{NO}}_2^ -$ -N、 ${\rm{NO}}_3^ -$ -N)及厌氧环境下的衰减系数。结果表明：基质利用速率测定方法可有效避免由于其他细菌的衰减而引起的实验误差；缺氧( ${\rm{NO}}_2^ -$ -N、 ${\rm{NO}}_3^ -$ -N)及厌氧环境下厌氧氨氧化菌的衰减系数依次为0.035 2 d⁻¹、0.025 7 d⁻¹和0.051 2 d⁻¹，相比于其他自养菌，厌氧氨氧化菌的衰减系数较小。在进行污泥保存时，维持 ${\rm{NO}}_3^ -$ -N的缺氧环境有利于厌氧氨氧化菌活性和数量的保存。
- 厌氧氨氧化 /
- 衰减系数 /
- 缺氧环境 /
- 厌氧环境
Abstract: As an important parameter to characterize the growth of microorganism, decay coefficient is closely related to the environment conditions. In this study, the decay coefficient of the most common anammox bacteria (Candidatus Brocadia) was analyzed by substrate utilization rate determination method under anoxic ( ${\rm{NO}}_2^ -$ -N, ${\rm{NO}}_3^ -$ -N) and anaerobic conditions. The results showed that substrate utilization rate determination method could effectively avoid the experimental errors caused by the decay of other bacteria. The decay coefficients of anammox bacteria under anoxic ( ${\rm{NO}}_2^ -$ -N, ${\rm{NO}}_3^ -$ -N) and anaerobic conditions were 0.035 2, 0.025 7 and 0.051 2 d⁻¹, respectively. Compared with other autotrophic bacteria, it was observed that decay coefficient of anammox bacteria was smaller. An anoxic condition of ${\rm{NO}}_3^ -$ -N was favorable to the preservation of activity and quantity of anammox bacteria during sludge storage.
- anammox /
- decay coefficient /
- anoxic condition /
- anaerobic condition

随着城镇化水平的不断提高，地表水体的污染负荷日益加重^[1]。人工湿地作为污水处理技术之一^[2]，利用填料的吸附作用、微生物降解作用和植物吸收等作用去除水中的污染物。人工湿地进行磷的去除主要以填料吸附作用为主^[3]。目前，人工湿地中常用的填料主要有砾石^[4]、沸石^[5]、石灰石^[6]、钢渣^[7]、粉煤灰砖^[8-9]、陶粒^[10]等。并且，填料的吸附作用除了与填料本身材质有关，还受到理化性质、吸附时间和pH的影响。因此，选择人工湿地的填料是至关重要的。

本研究结合西北地区地域气候特征，就地取材，以生物炭、混凝土渣为主要研究对象，从吸附动力学和热力学的角度研究了其对 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P的吸附特性。基于以上研究结果，构建了2种类型的潜流人工湿地，加入生活污水，考察了其对生活污水中磷的去除效果，并探究了填料对磷的吸附机理及其稳定性，为西北地区人工湿地选材及人工湿地的构建提供参考。

1. 实验材料及方法

1.1 实验材料

以废弃混凝土渣和生物炭为实验填料，将一部分进行研磨过筛，选择20~60目的填料，清洗烘干后备用。混凝土渣取自本地区某建筑工地。生物炭购买于本地区活性炭厂，该生物炭由农业秸秆经风干、破碎及炭化处理制备而成。2种材料物理化学特性^[10-15]见表1。

表 1 填料的物理化学性质

Table 1. Physical and chemical properties of filler

填料	密度/(g·cm⁻³)	孔隙率/%	渗透系数/(cm·s⁻¹)	比表面积/(m²·g⁻¹)	Al含量/%	Fe含量/%	Ca含量/%	Mg含量/%
混凝土渣	1.040	57.150	0.276	6.770	6.060	10.130	68.520	0.910
生物炭	0.549~0.580	50.00	0.076	64.300~504.300	0.16~1.72	0.36~7.16	0.67~8.24	0.27~8.96

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1.2 实验方法及指标测定

在进行动力学实验时，各称取0.500 g填料于150 mL锥形瓶中，加入50 mg·L⁻¹的磷酸二氢钾(KH₂PO₄)溶液50 mL，置于(25±1) ℃、转速为150 r·min⁻¹的恒温振荡器中连续振荡，分别在0.17、0.33、0.5、1.0、1.5、3、5、10、18、24 h取出，取上清液过0.45 μm滤膜，测其 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P含量。

在进行热力学实验时，各称取0.500 g填料于150 mL锥形瓶中，加入磷浓度为1.0、2.0、4.0、8.0、12.0、20.0、40.0、60.0 mg·L⁻¹的KH₂PO₄溶液50 mL，置于(25±1) ℃、转速为150 r·min⁻¹的恒温振荡器中振荡，由所得的平衡时间，取上清液过0.45 μm滤膜，测其磷含量。在15 ℃和35 ℃下使用同样的方法进行实验。

${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P的测定采用钼酸铵分光光度法，具体操作步骤参见文献中的方法^[16]。

1.3 人工湿地的构建

采用10 mm厚的有机玻璃，构建2种长宽高为100 cm×60 cm×50 cm的静态潜流人工湿地，其可处理污水容积为20 L。在垂直方向，湿地自下到上由厚度为5 cm的下垫层、30 cm填料层(下部为20 cm粗填料层，上部为10 cm细填料层)和10 cm土壤层构成，如图1所示。下垫层由粒径为15~25 mm的鹅卵石构成，粗填料层和细填料层分别由粒径为6~10 mm和3~5 mm的填料铺设而成，土壤层为过10目筛的均匀黄土。在水平方向，共设置5个长宽高为60 cm×20 cm×50 cm的隔室，进水来自居民生活污水，由湿地进水池均匀投配，经填料层到达湿地出水池后由收集管排出。水中pH为7.2~7.8，溶解氧为3.4~3.8 mg·L⁻¹， ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P浓度为3.8~5.9 mg·L⁻¹。

图 1 潜流人工湿地

Figure 1. Subsurface flow constructed wetland

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1.4 人工湿地运行效果实验测定

构建人工湿地，进行驯化培养，待运行稳定后，采用间隔配水方式。由图1可知，湿地有效表面积为0.6 m²，有效过流体积为0.02 m³，实测平均水力停留时间为24 h，计算获得有效水力负荷为0.034 m³·(m²·d)⁻¹^[17]。实验总计重复3次，控制水温为10~12 ℃，分别在6、12、24、36、48、60、72、84、96、108、120 h追踪测定出水磷含量，分析其运行参数和稳定性。

1.5 数据分析方法

填料对磷的动力学吸附过程一般用准一级、准二级动力学模型、颗粒内扩散模型和Elovich模型进行拟合分析，如式(1)~式(4)所示。

$\ln {C_t} = a - {k_1}t$

$(1)$

$\ln Q = a + {k_2}\ln t$

$(2)$

$Q = k_3 \sqrt t + a$

$(3)$

$Q = a + k_4\ln t$

$(4)$

式中：C_t为t时刻吸附溶液中 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P平衡质量浓度，mg·L⁻¹；Q_t为t时刻基质对 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P的吸附量，mg·g⁻¹；a为动力学常数，mg·L⁻¹；k₁为准一级动力学模型速率常数，mg·(L·h)⁻¹；k₂为准二级动力学模型速率常数，mg·(g·h)⁻¹；k₃为颗粒内扩散模型速率常数，mg·(g·h)⁻¹；k₄为Elovich模型速率常数，mg·(g·h)⁻¹；t为反应时间，h。

填料对磷的等温吸附过程一般用Langmuir和Freundlich等温曲线经验方程来描述，如式(5)和式(6)所示。

$\frac{1}{Q} = \frac{1}{{{Q_{\rm{m}}}{K_{\rm{L}}}{C_{\rm{f}}}}} + \frac{1}{{{Q_{\rm{m}}}}}$

$(5)$

$\lg Q = \lg {K_{\rm{F}}} + \frac{1}{n}\lg {C_{\rm{f}}}$

$(6)$

式中：Q为基质对 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P的吸附量，mg·g⁻¹；Q_m为基质对 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P的饱和吸附量，mg·g⁻¹；C_f为吸附平衡后滤液中 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P浓度，mg·L⁻¹；K_L为Langmuir吸附特征常数，mg·L⁻¹；K_F为Freundlich特征常数，mg·g⁻¹；n为Freundlich特征常数，g·L⁻¹。

研究结果均采用OriginPro8.0及Excel 2019软件进行数据显著性分析。

2. 结果与讨论

2.1 填料对磷的吸附动力学特性

基于浓度为30 mg·L⁻¹的KH₂PO₄的进水条件，实验设3个平行样，2种填料对 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P的吸附动力学实验结果如图2所示。混凝土渣和生物炭基质对磷的吸附量随着时间的延长而不断增加，在吸附时间为18 h时，2种填料均达到吸附的最大值，可以认为此时吸附达到平衡。这与张修稳等^[12]在填料对磷的吸附特性比较中的研究结果相似。整体来看，混凝土渣的最大吸附量为2.206 mg·g⁻¹，是生物炭最大吸附量的2.16倍。分析其原因为，填料除磷不仅和物理吸附有关，还与金属元素Al、Ca、Mg、Fe有关^[18-19]。由表1可知，混凝土渣钙含量高达68.52%，这是因为混凝土渣在制作过程中需要加入大量的石灰石，使其具有丰富的氧化钙，而Ca元素容易磷酸根离子发生化学反应，形成钙结合态磷酸盐(Ca-P)沉淀，从而降低水中的磷含量^[20]，所以混凝土渣对磷的吸附量高于生物炭。由表1可知，生物炭虽然含有金属元素较少，但是其具有较高的比表面积，使其有利于物理吸附，以去除水中的磷。

图 2 填料对

${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P的吸附动力学曲线

Figure 2. Adsorption kinetics of

${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P on the fillers

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用准一级动力学方程、准二级动力学方程、颗粒内扩散力学方程和EIovich方程对磷的吸附动力学进行拟合，结果如表2所示。2种填料在动力学吸附过程中EIovich方程模拟拟合效果最佳，这说明在混凝土渣和生物炭对 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P的吸附过程中，主要包含了表面吸附、颗粒内部扩散和外部液膜扩散等多种吸附过程^[9]。在EIovich方程中，K₄是吸附速率随时间变化快慢的指标，其值越大，表示吸附速率下降越快。由表2可知，混凝土渣的吸附速率随时间下降的比生物炭缓慢，即混凝土渣对生活污水中磷具有更好的持续效应。

表 2 填料对

${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P的吸附动力学方程参数

Table 2. Fitting parameters of

${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P adsorption kinetics equation on the fillers

填料	准一级动力学方程			准二级动力学方程			颗粒内扩散动力学方程			Elovich方程
填料	a/(mg·L⁻¹)	K₁/(mg·(L·h)⁻¹)	R²	a/(mg·L⁻¹)	K₂/(mg(g·h)⁻¹)	R²	a/(mg·L⁻¹)	K₃/(mg·(g·h)⁻¹)	R²	a/(mg·L⁻¹)	K₄/(mg·(g·h)⁻¹)	R²
混凝土渣	2.273	0.012	0.560	0.599	0.084	0.614	1.943	0.067	0.652	1.972	0.09	0.759
生物炭	1.323	0.040	0.707	−0.251	0.104	0.792	0.740	0.0704	0.685	0.783	0.888	0.846

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2.2 填料对磷的等温吸附特性

基于不同磷酸盐浓度，填料对 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P等温吸附实验结果见图3。由图3可知，随着温度的升高，在不同磷酸盐初始浓度胁迫下，吸附量整体呈上升趋势。这表明温度的升高对基质吸附有促进作用，同时，也表明混凝土渣和生物炭的吸附过程是吸热过程。混凝土渣和生物炭的吸附变化均呈现2个阶段：在第1阶段，2种填料均呈现急速上升的趋势，随着磷酸盐浓度的增加，吸附量开始快速增加；第2阶段中，当磷酸盐浓度达到40 mg·L⁻¹时，2种基质的吸附量达到最大，吸附速率变得缓慢，且呈下降趋势。在磷酸盐浓度达到12 mg·L⁻¹以上，混凝土渣较生物炭具有更好的吸附效应。这是由于混凝土渣具有较高的钙含量，使混凝土渣在磷的吸附过程中既有物理吸附过程，又伴有化学吸附过程。崔理华等^[21]在人工湿地填料对磷的吸附特性研究中也证实了这一点，即含钙量多的填料，易与水中的磷生成难溶性盐，从而去除水中的磷。

图 3 填料对

${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P等温吸附曲线

Figure 3. Isothermal adsorption curves of

${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P by the fillers

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用Langmuir和Freundlich方程拟合混凝土渣和生物炭基质对磷的等温吸附效应，获得拟合值，结果如表3所示。通过比较2种等温方程的相关系数R²，发现混凝土渣对磷的吸附更符合Freundlich方程。这说明混凝土渣对磷的吸附既有单层吸附，又有多层吸附，且表面是非均匀的。另外，其非线性指数n大于1，表明混凝土渣的吸附容易进行，且为不可逆过程^[22]。这进一步解释了混凝土渣对于磷吸附伴有化学吸附特征。对生物炭来说，Langmuir方程拟合效果更好，这说明生物炭对磷的吸附多为单分子层吸附。其中，K_L·Q_m的大小反映了固液体系中填料吸附溶质的缓冲能力的强弱^[23]，其值越大，表示缓冲能力越强。由表3可知，混凝土渣在磷的去除效应中具有更好的稳定性。

表 3 填料对

${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P的等温吸附方程参数

Table 3. Fitting parameters of

${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P isothermal adsorption equation by the fillers

填料	温度/℃	Langmuir等温吸附模型				Freundlich等温吸附模型
填料	温度/℃	Q_m/(mg·g⁻¹)	K_L/(mg·L⁻¹)	K_L·Q_m/(mg²·(g·L)⁻¹)	R²	n/(g·L⁻¹)	K_F/(mg·g⁻¹)	R²
生物炭	15	1.903	0.094	0.179	0.863	2.403	0.313	0.706
	25	2.807	0.055	0.154	0.936	1.955	0.282	0.849
	35	4.434	0.031	0.137	0.955	1.625	0.245	0.906
混凝土渣	15	2.782	1.116	3.104	0.829	3.843	1.552	0.822
	25	2.929	0.885	2.593	0.878	3.243	2.290	0..891
	35	2.321	2.170	5.036	0.908	4.794	1.010	0.957

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2.3 2种填料在潜流人工湿地对磷的去除效果比较

本研究构建了2种长、宽、高为100 cm×60 cm×50 cm的静态潜流人工湿地模型，以进行生活污水处理研究，其结构如图1所示。本研究首先对所建人工湿地进行驯化处理，待湿地模型运行稳定之后，然后探究HRT对 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P的去除效果。结合西北地区气候特征，湿地进水水温为10~12 ℃左右、pH为7.2~7.8、溶解氧为3.4~3.8 mg·L⁻¹、水力负荷为0.034 m³·(m²·d)⁻¹、初始加入生活污水 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P浓度为3.8~5.9 mg·L⁻¹。对3次重复实验所得去除率取平均值，进而绘制潜流人工湿地对 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P的去除率随HRT的变化曲线。如图4所示，随着HRT的延长，湿地对 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P的去除率迅速提高，并始终保持呈正相关性，当HRT达到24 h时，潜流人工湿地中的磷的去除效率增加幅度开始减慢。此时，混凝土渣湿地和生物炭湿地对磷的平均去除率分别为94.86%和86.37%。当HRT≥24 h时，湿地中填料对磷吸附速率趋于稳定。此时，由于水中溶解氧源于进水，溶解氧被消耗减少，聚磷菌活性降低，对磷的积累能力降低，反应速率变慢，使填料对污染物的吸附趋于平衡。综上所述，本研究选择24 h为最佳HRT，综合考虑2种人工湿地的除磷效果和经济成本等因素，认为宜选择混凝土渣为填料的人工湿地来处理西北地区生活污水中的磷。

图 4 不同停留时间潜流人工湿地

${\bf{PO}}_{\bf{4}}^{{\bf{3 - }}}$ -P净化效果

Figure 4.

${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P purification effect by the subsurface flow constructed wetland under different hydraulic retention times

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3. 结论

1)混凝土渣和生物炭对磷的静态吸附平衡时间均为18 h，且混凝土渣的最大吸附量是生物炭最大吸附量的2.16倍。动力学吸附过程拟合结果表明，EIovich模拟方程对2种填料的拟合效果最佳，这表明2种填料对 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P的吸附有表面吸附、颗粒内部扩散和外部液膜扩散等多种吸附过程。混凝土渣的等温吸附特性与Freundlich方程拟合更好，生物炭更符合Langmuir方程，这表明混凝土渣对 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P吸附既有单层吸附，又有多层吸附，表面是非均匀的，而生物炭对 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P的吸附多为单层吸附。

2)动力学吸附实验和等温吸附实验结果表明，混凝土渣对 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P的吸附既有物理吸附亦有化学吸附。

3)与以生物炭为填料的湿地相比较，以混凝土渣为填料的静态潜流人工湿地除去污水中的磷效果更好。在HRT为24 h时，混凝土渣湿地和生物炭湿地对 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -P的去除率分别达到了94.86%和86.37%。

4)选用混凝土渣作为潜流人工湿地填料，能更好地达到有效处理西北地区农村生活污水中磷的目的。

图 1 基质利用速率测定实验装置图

Figure 1. Schematic diagram of substrate utilization rate determination

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图 2 厌氧氨氧化污泥FISH图像

Figure 2. FISH images of anammox sludge

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图 3 初始基质利用速率测定过程中 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N、 ${\rm{NO}}_2^ -$ -N和 ${\rm{NO}}_3^ -$ -N浓度随时间的变化

Figure 3. Variations of ${\rm{NH}}_4^ +$ -N, ${\rm{NO}}_2^ -$ -N and ${\rm{NO}}_3^ -$ -N concentrations during the initial substrate utilization rate determination process

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图 4 不同衰减环境下厌氧氨氧化污泥基质利用速率随时间的变化

Figure 4. Variations of substrate utilization rate determination of anammox sludge under different decay environment conditions

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图 5 不同衰减环境下−ln(R_t/R₀)与衰减时间的变化关系

Figure 5. Relationship between −ln(R_t/R₀) and time under different decay environment conditions

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表 1 荧光原位杂交检测细菌所用探针

Table 1. FISH probes of bacteria detection

探针名称	RNA序列(5'~3')	标记细菌种群
Eub338	GCT GCC TCC CGT AGG AGT	总菌
Eub338Ⅱ	GCA GCC ACC CGT AGG TGT	总菌
Eub338Ⅲ	GCT GCC ACC CGT AGG TGT	总菌
Amx368	CCT TTC GGG CAT TGC GAA	所有厌氧氨氧化菌

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表 2 不同条件下厌氧氨氧化菌的衰减系数

Table 2. Decay coefficients of anammox bacteria under different environment conditions

条件	温度/℃	衰减系数/d⁻¹	来源
${\rm{NO}}_3^ -$ -N	35	0.004 8	[17]
无	5±2	0.044 3	[18]
无	15±2	0.033 0	[19]
无	30±2	0.063 0	[18]
无	35	0.017 3	[20]
无	20	0.013 5	[20]
无	4	0.012 3	[20]
无	−30	0.003 2	[20]
${\rm{NH}}_4^ +$ -N + ${\rm{NO}}_2^ -$ -N	37	0.002 9~0.008 1	[21]
持续饥饿	35	0.006 2	[22]
间歇饥饿	35	0.011 0	[22]

条件	温度/℃	衰减系数/d⁻¹	来源
${\rm{NO}}_3^ -$ -N	35	0.004 8	[17]
无	5±2	0.044 3	[18]
无	15±2	0.033 0	[19]
无	30±2	0.063 0	[18]
无	35	0.017 3	[20]
无	20	0.013 5	[20]
无	4	0.012 3	[20]
无	−30	0.003 2	[20]
${\rm{NH}}_4^ +$ -N + ${\rm{NO}}_2^ -$ -N	37	0.002 9~0.008 1	[21]
持续饥饿	35	0.006 2	[22]
间歇饥饿	35	0.011 0	[22]

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表 3 异养菌和硝化菌在不同温度下的衰减系数

Table 3. Decay coefficients of heterotrophic bacteria and nitrifying bacteria under different temperatures

菌种	温度/℃	衰减系数/d⁻¹
异养菌	10	0.20
异养菌	20	0.40
硝化菌	10	0.05
硝化菌	20	0.15

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期刊类型引用(2)

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图( 5) 表( 3)

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1. 实验材料及方法
1.1 实验材料
1.2 实验方法及指标测定
1.3 人工湿地的构建
1.4 人工湿地运行效果实验测定
1.5 数据分析方法
2. 结果与讨论
2.1 填料对磷的吸附动力学特性
2.2 填料对磷的等温吸附特性
2.3 2种填料在潜流人工湿地对磷的去除效果比较
3. 结论

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厌氧氨氧化是指在厌氧条件下，厌氧氨氧化菌利用 ${\rm{NO}}_2^ -$ -N将 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N氧化，最终生成N₂和少量 ${\rm{NO}}_3^ -$ -N的过程^[1-2]。与传统硝化反硝化工艺相比，厌氧氨氧化工艺不消耗有机物，污泥产率低，尤其适合于处理高氨氮、低C/N的废水^[3-4]，因此，其已受到了国内外广泛关注。2006年，荷兰鹿特丹污水处理厂以厌氧氨氧化工艺进行污泥压滤液的脱氮处理，反应器总氮负荷高达9.5 kg·(m³·d)⁻¹，远高于传统脱氮工艺的去除效率^[5]。目前，全球范围内已有超过100座以厌氧氨氧化工艺运行的污水处理装置^[6]。

尽管厌氧氨氧化工艺具有高效脱氮、运行成本低等优势，然而，由于厌氧氨氧化菌的细胞产率低^[7]，如何在较短时间内获得足够的厌氧氨氧化菌成为厌氧氨氧化工艺启动和运行的关键所在。微生物的增长是同化和衰减共同作用的结果，而表征微生物衰减的参数为衰减系数。因此，研究衰减系数对探讨厌氧氨氧化微生物的增殖和培养具有重要意义。目前，有关厌氧氨氧化菌衰减系数的研究大多为厌氧条件，而缺氧条件下的较少，探究不同环境下厌氧氨氧化菌的衰减系数，可为厌氧氨氧化工艺的广泛应用提供理论依据和技术指导。

本研究以实验室稳定运行6年的SBR中的厌氧氨氧化菌(Candidatus Brocadia)为研究对象，在温度为35 ℃且无电子供体的条件下，分别进行缺氧( ${\rm{NO}}_2^ -$ -N、 ${\rm{NO}}_3^ -$ -N)和厌氧环境的衰减培养，通过测定厌氧氨氧化污泥的基质利用速率，从而确定了不同环境下厌氧氨氧化菌的衰减系数。

3. 结论

1)依据基质利用速率测定混合菌群中厌氧氨氧化菌的衰减系数，可有效避免由于其他细菌的衰减而引起的实验误差。

2)采用基质利用速率测定方法，确定了在缺氧( ${\rm{NO}}_2^ -$ -N、 ${\rm{NO}}_3^ -$ -N)及厌氧环境下厌氧氨氧化菌的衰减系数分别为0.035 2、0.025 7和0.051 2 d⁻¹，这表明厌氧氨氧化菌的衰减系数与衰减环境密切相关。相比于其他自养菌，厌氧氨氧化菌的衰减系数较小。

3)由于厌氧氨氧化菌的增殖速率很小，在进行污泥保存时，厌氧条件下厌氧氨氧化菌衰减较快，维持 ${\rm{NO}}_3^ -$ -N的缺氧环境有利于厌氧氨氧化菌活性和数量的保存。

参考文献 (24)

缺氧及厌氧环境下厌氧氨氧化菌的衰减系数

作者简介: 姬倩(1994—)，女，硕士研究生。研究方向：污水处理理论与技术。E-mail：jiqian@xauat.edu.cn

通讯作者: 彭党聪(1957—)，男，硕士，教授。研究方向：污水处理理论与技术。E-mail：dcpeng@xauat.edu.cn;

Determination of decay coefficients of Anammox bacteria under anoxic and anaerobic conditions

Corresponding author: PENG Dangcong, dcpeng@xauat.edu.cn ;

1. 实验材料及方法

1.1 实验材料

1.2 实验方法及指标测定

1.3 人工湿地的构建

1.4 人工湿地运行效果实验测定

1.5 数据分析方法

2. 结果与讨论

2.1 填料对磷的吸附动力学特性

2.2 填料对磷的等温吸附特性

2.3 2种填料在潜流人工湿地对磷的去除效果比较

3. 结论

期刊类型引用(2)

其他类型引用(0)

计量

出版历程

缺氧及厌氧环境下厌氧氨氧化菌的衰减系数

通讯作者: 彭党聪(1957—)，男，硕士，教授。研究方向：污水处理理论与技术。E-mail：dcpeng@xauat.edu.cn;

作者简介: 姬倩(1994—)，女，硕士研究生。研究方向：污水处理理论与技术。E-mail：jiqian@xauat.edu.cn 1. 西安建筑科技大学环境与市政工程学院，西安 710055 2. 西北水资源与环境生态教育部重点实验室，西安 710055

English Abstract

Determination of decay coefficients of Anammox bacteria under anoxic and anaerobic conditions

Corresponding author: PENG Dangcong, dcpeng@xauat.edu.cn ;

全文HTML

1.1. 实验材料

1.2. 实验装置

1.3. 基质利用速率确定衰减系数的方法

1.4. 测定项目与方法

2.1. 厌氧氨氧化污泥FISH分析

2.2. 厌氧氨氧化污泥初始基质利用速率

2.3. 不同衰减环境下厌氧氨氧化污泥基质利用速率随时间的变化

2.4. 不同环境下厌氧氨氧化菌的衰减系数

2.5. 衰减系数对比

目录

全文HTML

1.1. 实验材料

1.2. 实验装置

1.3. 基质利用速率确定衰减系数的方法

1.4. 测定项目与方法

2.1. 厌氧氨氧化污泥FISH分析

2.2. 厌氧氨氧化污泥初始基质利用速率

2.3. 不同衰减环境下厌氧氨氧化污泥基质利用速率随时间的变化

2.4. 不同环境下厌氧氨氧化菌的衰减系数

2.5. 衰减系数对比

作者简介: 姬倩(1994—)，女，硕士研究生。研究方向：污水处理理论与技术。E-mail：jiqian@xauat.edu.cn
1. 西安建筑科技大学环境与市政工程学院，西安 710055

2. 西北水资源与环境生态教育部重点实验室，西安 710055