反硝化生物膜启动厌氧氨氧化反应器的研究

文章编号:025322468(2004)022******* 中图分类号:X703 文献标识码:A反硝化生物膜启动厌氧氨氧化反应器的研究张少辉,郑　平3,华玉妹　(浙江大学环境工程系,杭州　310029)摘要:反硝化菌的生长快于厌氧氨氧化菌,通过培育反硝化生物膜,利用反硝化菌的基质多样性和代谢多样性,可使生物膜由催化反硝化反应过渡到催化厌氧氨氧化反应,加速Anamm ox 反应器的启动.经过3个月的运行,Anamm ox 反应器的容积总氮负荷达01143kg ・m -3・d -1,总氮去除率约86152%,出水NH +42N 和NO -22N 均低于1mg ・L -1.NH +42N 去除量、NO -22N 去除量和NO -32N 生成量之间比例的变化以及污泥颜色的变化,可以指示Anamm ox 反应器的启动进程.关键词:反硝化生物膜;厌氧氨氧化反应器;启动Start 2up of Anammox bioreactor with denitri fication biofilmZH ANG Shaohui ,ZHE NG Ping 3,H UA Y umei (Dept.of Environmental Engineering ,Zhejiang University ,Hangzhou 310029)Abstract :The anaerobic amm onia oxidation (Anamm ox )bioreactor was success fully set up with the denitrification biofilm.A fter a three 2m onth operation ,the v olumetric total nitrogen loading rate was 01143kg ・m -3・d -1and the total nitrogen rem oval was 86152%with effluent amm onia and nitrite less than 1mg ・L -1.The ratio of NH +42N rem oval ,NO -22N rem oval and NO -32N production as well as the biofilm color could indi 2cate the development of Anamm ox bioreactor per formance.K eyw ords :denitrification biofilm;Anamm ox bioreactor ;start 2up收稿日期:2003205219;修订日期:2003209228基金项目:国家自然科学基金(30070017);浙江省自然科学基金(500014);教育部优秀青年教师基金作者简介:张少辉(1972—),男,博士研究生;3通讯作者:pzheng @ 厌氧氨氧化(Anaerobic amm onia oxidation ,Anamm ox )发现于20世纪90年代,它是一个以氨为电子供体,以亚硝酸盐为电子受体的生物反应,反应产物为氮气[1～3],在废水生物脱氮领域具有良好的应用前景.然而,厌氧氨氧化菌生长缓慢,倍增时间长达11d [4].要开发这个生物反应,必须找到合适的接种污泥,并设法促进接种污泥的生长,以加速Anamm ox 反应器的启动.从电子供体的角度看,厌氧氨氧化是一个氨的氧化反应,类似于硝化作用,因此有人以硝化污泥作为接种物并成功地启动了Anamm ox 反应器[5,6].从电子受体的角度看,厌氧氨氧化则是一个亚硝酸盐的还原反应,类似于反硝化作用.能否以反硝化污泥作为接种物启动Anamm ox 反应器呢?本论文针对这一问题进行了研究,以探求一种全新的Anamm ox 反应器的启动方法.1　材料与方法111　接种污泥取自杭州市四堡污水处理厂厌氧消化池,M LSS 86104g ・L -1,M LVSS 23156g ・L -1,M LVSS ΠM LSS 为27138%.112　模拟废水反硝化模拟废水的成分为:K H 2PO 430mg ・L -1,K HC O 3500mg ・L -1,MgS O 4200mg ・L -1,FeCl 3第24卷第2期2004年3月环　境　科　学　学　报ACT A SCIE NTI AE CIRCUMST ANTI AEV ol.24,N o.2Mar.,2004100mg ・L -1,CaCl 230mg ・L-1,以NaNO 3和CH 3C OONa 分别供给电子受体和碳源.厌氧氨氧化模拟废水的成分为:K HC O 3500mg ・L-1,K H 2PO 42712mg ・L-1,MgS O 4・7H 2O300mg ・L-1,CaCl 2136mg ・L-1,微量元素Ⅰ、Ⅱ各1m L ・L -1,以NaNO 2和(NH 4)2S O 4分别提供电子受体和电子供体.微量元素Ⅰ:E DT A 5000mg ・L -1,FeS O 45000mg ・L -1;微量元素Ⅱ:E DT A 15000mg ・L -1,ZnS O 4・7H 2O 430mg ・L -1,C oCl 2・6H 2O 240mg ・L-1,MnCl 2・4H 2O 990mg ・L-1,CuS O 4・5H 2O250mg ・L-1,Na 2M oO 4・2H 2O 220mg ・L-1,NiCl 2・6H 2O 190mg ・L -1,Na 2SeO 4・10H 2O 210mg ・L -1,H 3BO 414mg ・L -1.113　试验装置图1　试验装置图Fig.1　Schematic diagram of experimentalequipment生物膜反应器采用有机玻璃柱制成,有效容积115L ,内挂40cm 长的软性填料一根.试验前,先将软性填料于污泥中浸泡20h ,以附着微生物.反应装置与流程如图1所示.反应器的运试置于28～30℃恒温室中进行.114　测定方法[7,8]C OD :重铬酸钾法;NO -32N :酚二磺酸光度法,紫外分光光度法;NO -22N :N 2(12萘基)2乙二胺光度法;NH +42N :水杨酸2次氯酸盐光度法;总氮:过硫酸钾氧化2紫外分光光度法;反硝化菌及硝化菌计数:MPN 法.2　结果与讨论211　反硝化生物膜的培育在生物反应器启动中,人们既可以利用微生物生态学上的r 对策,通过对反应器施加高负荷(即高负荷法)来富集培养生长较快的微生物;也可以采用K 对策,通过对反应器施加低负荷(即低负荷法)来富集培养对基质亲和力较高的微生物.本课题采用低负荷法,试图富集基质亲和力高的菌群,并促使菌群形成生物膜,以有效持留菌体.以乙酸盐为电子供体的反硝化反应为:5CH 3C OO -+8NO -34N 2+10C O 2+H 2O +13OH-(1)最初的试验表明,在水力停留时间(Hydraulic Retention T ime ,HRT )为15h ,进水NO -32N 为14119mg ・L -1的条件下,当C ΠN 比为313～316时,NO -32N 被完全转化,出水NO -32N 和C OD 浓度较低,有利于富集培养基质亲和力较高的反硝化菌[9].随后将进水基质的C ΠN 比控制在313～316之间,并以出水NO -32N 低于2mg ・L -1作为提升负荷的判据,按每次35mg ・L -1的梯度逐步提高进水NO -32N 浓度至350mg ・L-1(见图2),促进反硝化细菌的生长.经过一段时间的培育,软性填料表面自下而上逐渐形成了黄白色的生物膜.此后,改用缩短HRT 的方式进一步提高负荷,加速生物膜的发展.在提高负荷的过程中,依然使出水NO -32N 维持在较低浓度.由图3可知,只要HRT 大于6h ,出水NO -32N 和NO -22N 即低于1mg ・L -1.随着运行时间延长,反应器中生物量不断增加,填料上生物膜的黄白色也更为明显.60d 后,以MPN 法测得反硝化细菌浓度为1010～1011个・m L -1.1222期张少辉等:反硝化生物膜启动厌氧氨氧化反应器的研究图2　HRT =15h 时的反硝化效果Fig.2　Profile of denitrification at HRT =15h图3　不同HRT 时的反硝化效果Fig.3　C om paris on of denitrification at different HRT212　Anamm ox 反应器的启动据报道,在脱氮反应器中,氨可以用作替代电子供体,促进反硝化[10,11].因此,利用微生物的基质多样性和代谢多样性,以氨取代乙酸盐作为电子供体,理论上应能使反硝化作用转变为厌氧氨氧化作用.将反应器静置1d 耗尽反应器内的有机物质以后,开始以氨和亚硝酸盐作为基质启动An 2amm ox 反应器.在整个启动过程中,进水NH +42N 和NO -22N 浓度控制在70mg ・L -1,HRT 24h ,pH 以NaHC O 3调至615～815.图4　启动初期的基质变化曲线Fig.4　Variation in substrates duringinitial stage of start 2up21211　迟滞阶段　如图4所示,改变进水基质后,最初16d 的出水NO -22N 浓度较低,但是NH +42N 浓度不仅没有降低,反而高于进水NH +42N 浓度.这意味着生物膜的反硝化作用仍在进行,但已有部分细胞解体[10],以MPN法测得反硝化细菌含量为108～109个・m L -1,比改变基质前下降了两个数量级.NH +42N 与NO -22N 以特定的比例被同时去除是厌氧氨氧化的重要特征,在Anamm ox 反应器启动初期,虽然NH +42N 和NO -22N 同时消失,但两者去除量之比没有明显的规律.这意味着厌氧氨氧化尚未成为反应器的主导反应,称之为迟滞阶段.启动53d 后,NH +42N 和NO -22N 平均去除率分别为37172%和4127%,NH +42N 去除量仍高于NO -22N 去除量.这可能与反应器漏氧,引发好氧氨氧化有关[5],以MPN 法测得反应器内好氧氨氧化细菌浓度为107个・m L -1.厌氧氨氧化菌生长缓慢,对氧敏感[12],为了减少菌体流失并避免回流带入氧气,将HRT 延长至48h 并使反应器停止回流.但由于操作失误,进水pH 值偏高(>9)且出现漏氧,延长了迟滞阶段.21212　活性提高阶段　控制进水pH 至716～812并解决漏氧问题后,重新采用HRT 24h 进行试验,其结果见图5.由于进水中含有溶解氧415mg ・L -1,反应器内发生硝化反应,前3d 消耗的NH +42N 高于NO -22N.从第4d 开始,NO -22N 去除率逐步增加,NH +42N 去除量基本不变(平均去除率37174%).至第22d ,NH +42N 和NO -22N 去除量之比达到1,其去除率分别为41166%和222环 境 科 学 学 报24卷4315%.随后NH +42N 和NO -22N 去除量稳步增长,两者去除量之比维持在1∶1～1∶111之间,厌氧氨氧化逐渐成为反应器的主导反应.经过36d 的运行,Anamm ox 反应器的容积总氮负荷达01143kg ・m -3・d -1,总氮去除率约86152%,出水NH +42N 和NO -22N 均低于1mg ・L-1.其NH +42N 去除量、NO -22N 去除量和NO -32N生成量之间的比例为:1∶1∶0122,与文献报道的理论值(1∶1132∶0126)接近[13].反应器完成由反硝化反应到厌氧氨氧化反应的过渡,表明以反硝化生物膜启动Anamm ox 反应器取得成功.反硝化菌分布广泛,生长迅速,以反硝化污泥作为接种源,并通过培育反硝化生物膜来扩增污泥,为加速启动厌氧氨氧化反应器提供了一种新的方法.图5　活性提高阶段的基质变化曲线Fig.5　Variation of substrates duringincrease ofactivity图6　活性提高阶段3种氮的比值变化Fig.6　Variation in Ratios of three kinds of nitrogencom pounds during increase of activity 据报道,厌氧氨氧化菌对氧敏感,当溶解氧达到015%空气饱和度时,可明显抑制厌氧氨氧化活性[12].在本研究中,未对进水采取特殊的除氧措施,进水溶解氧含量为415mg ・L-1,出水溶解氧含量在检测限以下,溶解氧并未对厌氧氨氧化过程产生明显的影响.究其原因,可能是反应器中存在的硝化细菌(好氧氨氧化菌)耗尽了溶解氧.由于好氧氨氧化菌在消耗溶解氧的同时将部分NH +42N 转化成NO -22N ,致使NH +42N 去除量与NO -22N 去除量之比(1∶1)高于理论值(1∶1132).由图6可知,随着启动过程的推进,NH +42N 去除量、NO -22N 去除量、NO -32N 生成量之间的比例也跟着变化.NH +42N 去除量和NO -22N 去除量之比逐渐由小于1过渡到大致等于1,反映了厌氧氨氧化反应逐步成为主导反应的演变过程.213　启动过程中污泥性状的变化成熟的反硝化生物膜呈淡黄色,用于启动厌氧氨氧化后,生物膜的颜色逐渐变化.在迟滞阶段,生物膜由黄白色转变为棕褐色.随着厌氧氨氧化活性的提高,生物膜又由棕褐色转变为浅红色.典型的Anamm ox 污泥因含有丰富的细胞色素c 而呈红色[3],生物膜颜色的变化印证了启动过程中厌氧氨氧化菌的发展进程.3　结论(1)反硝化菌生长快于厌氧氨氧化菌,利用微生物的基质多样性和代谢多样性,通过培养反硝化生物膜,再使其由反硝化作用转为厌氧氨氧化作用,可加快Anamm ox 反应器启动.3个月内可培育出具有厌氧氨氧化活性的生物膜,容积总氮负荷达01143kg ・m -3・d -1.3222期张少辉等:反硝化生物膜启动厌氧氨氧化反应器的研究422环 境 科 学 学 报24卷(2)生物膜能有效持留所富集的反硝化菌,培育生物膜有利于活性污泥积累,缩短Anam2 m ox反应器的启动时间.(3)在厌氧氨氧化反应器的启动中,通过测定NH+42N去除量与NO-22N去除量、NO-32N生成量之间的比值,以及观察污泥颜色的变化,可以了解厌氧氨氧化活性的发展进程.参考文献:[1]　Mulder A,Van de G raaf A A,R oberts on A,et al.Anaerobic amm onium oxidation discovered in a denitrifying fluidized bed reactor[J].FE MS M icrobiol Ecol,1995,16:177—183[2]　Van de G raaf A A,Mulder A,De Bruijn P,et al.Anaerobic oxidation of amm onium is a biologically mediated process[J].ApplEnvion M icrobiol,1995,61(4):1246—1251[3]　Van de G raaf A A,De Bruijn P,R oberts on L A,et al.Autotrophlic growth of anaerobic amm onium2oxidizing m icro2organisms in afluidized bed reactor[J].M icrobiology,1996,142(8):2187—2196[4]　S trous M,Heijnen J J,K uenen J G,et al.The sequencing batch reactor as a powerful tool for the study of slowly growing anaerobicamm onium2oxidizing m icroorganisms[J].Appl M icrobiol Biotechnol,1998,50(27):589—596[5]　郑　平.厌氧氨生物氧化技术的研究[D].杭州:浙江大学,2000[6]　林丰妹,郑　平,赵洋阳,等.气提式内循环硝化反应器运行性能研究[J].生物工程学报,2002,18(4):492—496[7]　国家环保局.水和废水监测分析方法(第三版)[M].北京:中国环境科学出版社,1989[8]　陈绍铭,郑福寿.水生微生物学实验法(上)[M].北京:海洋出版社,1985:80—84,227—238[9]　金雪标,阎　宁.三种反硝化工艺比较[J].给水排水,2003,29(1):32—34[10]　Cervantes F J,De la R osa D A,G omez J.Nitrogen rem oval from wastewaters at low CΠN ratios with amm onium and acetate as elec2tron donors[J].Biores ource T echnology,2001,79(2):165—170[11]　Cervantes F J,M onroy O,G omez J.In fluence of amm onium on the performance of a denitrifying culture under heterotrophic condi2tions[J].Appl Biochem Biotechnol,1999,81(1):13—23[12]　S trous M,Van G erven E,K uenen J G,et al.E ffects of aerobic and m icroaerobic conditions on anaerobic amm onium2oxidizing(An2nam ox)sludge[J].Appl Environ M icrobiol,1997,63(6):2446—2448[13]　S trous M,K uenen J G,Jetten M S M.K ey physiology of anaerobic amm onium oxidation[J].Appl Environ M icrobiol,1999,65(7):3248—3250[14]　Schm idt I,S liekers O,Schm id M,et al.Aerobic and anaerobic amm onia oxidizing bacteria2com petitors or natural partners?[J].FE MS M icrobiology Ecology,2002,39(3):175—181。