金屬離子濃度對ANAMMOX污泥顆粒化的影響研究

蘇　楊，于鵬飛，傅金祥，周明俊，趙鶴謙，王國強

（沈陽建筑大學，遼寧沈陽110168）

金屬離子濃度對ANAMMOX污泥顆?；挠绊懷芯?/p>

蘇楊，于鵬飛，傅金祥，周明俊，趙鶴謙，王國強

（沈陽建筑大學，遼寧沈陽110168）

研究不同濃度的Ca2+、Mg2+、Fe3+對厭氧氨氧化顆粒污泥形成的影響。以血清瓶進行批次試驗，分別投加0.300、0.045、0.060、0.075、0.090mmol/L的金屬離子并進行空白試驗，考察顆粒污泥的形態(tài)、可顆?；潭龋⊿GR）、生物量、比厭氧氨氧化活性。結(jié)果表明：添加適量金屬離子可以促進厭氧氨氧化污泥顆粒化。Ca2+、Mg2+、Fe3+的最佳投加濃度分別為0.030、0.060、0.060mmol/L，最佳投加濃度情況下，以Mg2+的效果最優(yōu)。

厭氧氨氧化；顆粒污泥；金屬離子

厭氧氨氧化（ANAMMOX）直接以亞硝態(tài)氮為電子受體，縮短了傳統(tǒng)的氮循環(huán)途徑。高效、節(jié)能、環(huán)保的特點使其成為最具光明前景的脫氮技術之一〔1-4〕。但反應世代時間長、增殖率低、培養(yǎng)條件苛刻等缺點造成其難以在工程中大規(guī)模應用〔4〕。難點之一就是厭氧氨氧化菌能否持留和擴增〔5〕。顆粒污泥沉降性能好、生物活性高、抗沖擊負荷強、產(chǎn)泥量少，可以有效持留厭氧氨氧化菌，因此針對厭氧氨氧化污泥顆?；难芯烤哂兄匾饬x。

在廢水處理實際工程中，由于投加石灰調(diào)節(jié)pH，因此水中常含有較多的Ca2+〔5〕。厭氧顆粒污泥中，Mg2+是灰分的組成部分，在UASB中溫系統(tǒng)中，向合成廢水里添加適量的Mg2+可以加快厭氧污泥顆粒化進程，減少污泥洗出量〔6〕。Fe3+能夠促進反應器的脫氮率，反應器最大去除速率與Fe3+濃度呈正相關關系〔7〕。目前，比較不同金屬離子濃度下厭氧氨氧化顆粒污泥形成、顆粒污泥品質(zhì)的研究鮮有報道。

本試驗選擇鈣、鎂、鐵3種金屬離子，設置0.300、0.045、0.060、0.075、0.090mmol/L 5個不同濃度梯度及空白試驗，考察金屬離子對厭氧氨氧化顆粒污泥培養(yǎng)的作用，并確定最佳投加離子及最佳投加范圍。為厭氧氨氧化顆粒污泥工程應用提供參考，具有一定理論與實踐意義。

1　材料與方法

1.1污泥來源裝置

污泥取自UASB反應器底泥，污泥整體呈灰色，夾雜少許紅色顆粒，無異味。反應器的接種污泥為沈陽北部污水處理廠消化污泥，試驗前已穩(wěn)定運行3 a。反應器材料為有機玻璃，由兩部分組成。內(nèi)部為反應區(qū)，內(nèi)徑10 cm，總高200 cm，分為污泥反應區(qū)、污泥沉淀區(qū)、泥水分離區(qū)3個區(qū)，其中反應區(qū)容積11 L，沉淀區(qū)容積4 L；外部為恒溫水浴區(qū)，用溫控器控制循環(huán)水浴溫度，保持水溫在（32±1）℃。由于厭氧氨氧化菌不喜光的生理特性，對反應器采取黑布避光處理。圖1為UASB反應器裝置示意。

圖1　UASB反應器裝置

1.2配水組成

試驗用水采用人工配水，模擬廢水水質(zhì)：主要氮素成分為NH4Cl、NaNO2，碳源為NaHCO3，按需投加。其余組分和微量元素配制依照參考文獻〔8〕。

1.3試驗方法

本試驗以250mL血清瓶進行批次試驗，取10 g污泥，加入模擬廢水220mL，用橡膠塞塞緊瓶口并用橡皮筋加固，再用高純氮氣置換其中的空氣15min。避光放入恒溫振蕩培養(yǎng)箱，設定轉(zhuǎn)速為140 r/min，溫度控制在30℃。分別投加0.030、0.045、0.060、0.075、0.090mmol/L的Ca2+（或Mg2+、Fe3+），一組不添加金屬離子作為空白試驗，每組設置重復對照試驗。每2 d換水1次，每次50mL。在試驗進行0、20、50、80 d時階段性檢測污泥形態(tài)、可顆?；潭取LSS、MLVSS/MLSS、比厭氧氨氧化活性，分析金屬離子濃度對厭氧氨氧化顆粒污泥形成的影響，并對3種離子的最佳狀態(tài)進行比較，確定最佳投加物和最佳投加范圍。

比厭氧氨氧化活性測定〔9〕：以氨態(tài)氮和亞硝態(tài)氮作為氮負荷。第80天，每隔1.5h取樣測定NO2--N、NH4+-N濃度。根據(jù)基質(zhì)降解曲線計算得出鈣、鎂、鐵不同濃度下的比厭氧氨氧化活性（以N/VSS計）。

1.4分析項目與方法

NH4+-N：納氏試劑光度法；NO2--N：N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法；MLSS、MLVSS：重量法；顆粒污泥粒徑篩分：標準檢驗篩；生物顯微鏡照片：彩色制冷CCD、NIS-Elements F 3.0。試驗各項目檢測方法遵循國家環(huán)?？偩帧端蛷U水監(jiān)測分析方法》（4版）中指定的標準方法。

2　結(jié)果與討論

2.1厭氧氨氧化顆粒污泥的形態(tài)

試驗運行共90 d，分為四個階段：第1天—第20天，污泥馴化期；第21天—第50天，污泥顆?；衿?；第51天—第80天，污泥顆?；蚱冢坏?1天—第90天，顆粒污泥成熟期。在厭氧氨氧化污泥顆?；倪^程中，觀察比較了不同濃度金屬離子下污泥的形態(tài)。結(jié)果表明：在第1天—第20天內(nèi)，投加不同離子濃度的厭氧氨氧化反應器內(nèi)的污泥沒有發(fā)生顯著變化；從第21天起，絮狀污泥逐漸互相聚攏，形成小型菌膠團，但此時顆粒主要呈現(xiàn)黑灰色，直觀觀察并沒有較為明顯的厭氧氨氧化顆粒污泥的出現(xiàn)，污泥厭氧氨氧化性狀不明顯。在第51天—第80天內(nèi)，除0.075、0.090mmol/L的Ca2+顆粒污泥偏棕黑色外，添加其他金屬離子的顆粒污泥均呈現(xiàn)出較為明顯的深紅棕色，第81天，形成邊緣整齊、結(jié)構(gòu)密實的紅棕色顆粒。在顯微鏡下觀察污泥形態(tài)，可以看到接種污泥為厭氧氨氧化污泥和厭氧消化污泥的混培物，結(jié)構(gòu)松散，污泥整體呈黑色。隨著培養(yǎng)天數(shù)的增加，絮狀污泥相互聚集，逐漸形成具有不規(guī)則形狀的菌膠團，內(nèi)部嵌著較多黑色和紅色小型顆粒。然后污泥以菌膠團為單位進行相互聚集并壓縮，顏色逐漸轉(zhuǎn)為紅棕色，最終形成結(jié)構(gòu)密實、黑中帶紅的污泥聚集體。從第1天—第80天，投加金屬離子的污泥顆粒形成的速度均優(yōu)于空白試驗。分別將投加Ca2+、Mg2+、Fe3+形成的污泥顆粒命名為CA、MG、FE，不同濃度（0.300、0.045、0.060、0.075、0.090）編號為1～5，不同條件下形成的顆粒污泥及其形成時間、粒徑見表1。

表1　投加金屬離子后顆粒形成時間及粒徑大小

由表1可知，0.075mmol/LCa2+形成顆粒污泥的時間最短，為56 d，但形成的顆粒并不穩(wěn)定，后期出現(xiàn)了一定程度的顆粒解體。0.045mmol/LCa2+次之，為64 d，具有較好的穩(wěn)定性。0.060mmol/L的Fe3+、0.045mmol/L的Mg2+也分別是同種類離子中完成顆?；钤绲?，分別為69、72 d。但兩者形成的顆粒粒徑較小，質(zhì)地較軟，F(xiàn)e3+的粒徑相對大些。

2.2厭氧氨氧化可顆?；潭?/p>

顆粒的大小與強度、沉淀性能、流失率等因素有關，參考顆粒污泥的粒徑分布可以推測顆?；^程是否完成〔10〕。厭氧氨氧化顆粒污泥的粒徑大體在（2.96±0.99）mm，粒徑在此范圍內(nèi)的顆粒污泥有助于維持反應器的污泥動態(tài)平衡和運行的穩(wěn)定性〔3〕。在王嬌的試驗系統(tǒng)中，粒徑在1.0～1.5mm的ANAMMOX顆粒污泥表現(xiàn)出最佳的綜合性能〔11〕。試驗采用濕式篩法，考察不同濃度Ca2+、Mg2+、Fe3+下厭氧氨氧化污泥的可顆?；潭?。以顆粒粒徑在0.9mm的顆粒占所有粒徑顆粒的質(zhì)量百分比作為可顆粒化程度（SGR）〔12〕，以此表示厭氧氨氧化污泥顆?；倪M度。

圖2給出了第81天時顆粒污泥的可顆?；潭?。

圖2　不同濃度的金屬離子的顆粒污泥的可顆?；潭?/p>

由圖2可以看出，投加適量的金屬離子可以促進厭氧氨氧化顆粒污泥的形成。Ca2+在不同投加濃度的情況下，SGR具有較為明顯的差異，隨著Ca2+投加濃度的升高，其顆粒污泥平均粒徑呈逐級上升趨勢，到0.075mmol/L時，其SGR達到峰值。這可能是由于Ca2+使污泥松散的雙層結(jié)構(gòu)逐漸緊實，同時細菌表面的負電荷部分被金屬離子中和，進而加快顆?；M程〔13〕。還有可能是Ca2+作為EPS之間的連接體，起到了架橋作用，從而形成微生物聚集生長的骨架〔14〕。當Ca2+達到0.090mmol/L，SGR降至最低，僅為12.58%。這可能是由于投加Ca2+形成的顆粒粒徑較大，阻斷了厭氧氨氧化菌與廢水接觸的傳質(zhì)通道，厭氧氨氧化污泥長期得不到養(yǎng)分，大顆粒分解，導致SGR較低。投加Mg2+的顆粒污泥，其SGR隨Mg2+投加濃度的變化較為平穩(wěn)，以0.090mmol/L時對應的SGR為最佳。Fe3+的添加對厭氧氨氧化污泥顆粒化產(chǎn)生了積極影響，添加Fe3+后，SGR均有不同程度的提升，以0.090mmol/L對應的SGR最高，這可能是由于Fe3+可與硫形成硫化鐵，硫化鐵具有較好的表面張力〔10〕。

2.3顆粒污泥的生物質(zhì)含量

評價顆粒污泥品質(zhì)的一項重要指標就是所持生物量的多少。對于厭氧氨氧化反應而言，生物質(zhì)含量越高，降解氮負荷的能力越大。MLSS反映了顆粒污泥整體的固體濃度，而顆粒污泥內(nèi)部微生物含量則用MLVSS/MLSS表示，MLVSS/MLSS越高，說明污泥內(nèi)部生物量越多。圖3為第81天時不同濃度金屬離子的MLSS、MLVSS/MLSS對比。

圖3　不同濃度金屬離子的MLSS、MLVSS/MLSS對比

在實驗進行初期，各個反應器內(nèi)MLSS均為3 687mg/L，隨著時間增長，污泥逐漸呈現(xiàn)出不同的形態(tài)。從圖3可以看出，添加Mg2+后MLSS隨濃度提高呈現(xiàn)出逐漸降低的趨勢，但它的MLVSS/MLSS則表現(xiàn)為4組試驗中最好的狀態(tài)，其中以0.060mmol/L時的效果最好；Fe3+的MLSS先上升后下降，略高于Mg2+，MLVSS/MLSS在Mg2+和Ca2+之間；Ca2+的MLSS整體表現(xiàn)為略微上升后下降的趨勢，MLVSS/MLVSS隨著Ca2+濃度的增加而下降，以在0.030mmol/L時最佳。分析原因由于Mg2+的粒徑較小，傳質(zhì)通道較短不宜堵塞，同時具有較大的比表面積，更有利于菌體生長；Ca2+的粒徑過大，雖然MLSS相對較大，但微生物含量相對較小。Fe3+也呈現(xiàn)出先上升后下降的趨勢，0.030～0.045mmol/L的MLSS變化不大，在Fe3+投加濃度為0.060 mmol/L時，MLSS升至最高值，在0.075～0.090mmol/L時趨于下降。所以在生物含量方面，F(xiàn)e3+的最佳投加濃度為0.060mmol/L。

2.4顆粒形成過程中的生物活性

厭氧氨氧化發(fā)生的標志是氨態(tài)氮和亞硝態(tài)氮等比例同時消失。在污泥顆?；倪^程中，厭氧氨氧化菌是否得到了很好的培養(yǎng)，可以用比厭氧氨氧化活性來表示。圖4表示空白試驗及添加不同濃度的Ca2+、Mg2+、Fe3+的污泥比厭氧氨氧化活性。

圖4　不同濃度金屬離子對應的比厭氧氨氧化活性

綜合圖2～圖4可知，添加金屬離子對厭氧氨氧化顆粒污泥的生物活性具有一定的積極影響。在SGR較高的情況下，生物含量一般較低，比厭氧氨氧化活性較差；反之，SGR較小，生物含量大，活性則較高。投加Ca2+的顆粒污泥在投加0.030～0.060 mmol/LCa2+時保持了較高的活性，比厭氧氨氧化活性分別為0.239、0.236 kg/（kg·d）。在0.090mmol/L效果最差，但仍高于空白試驗。Mg2+、Fe3+表現(xiàn)較好，添加后比厭氧氨氧化活性較高，在0.060mmol/L均達到最高水平，比厭氧氨氧化活性分別為0.253、0.247 kg/（kg·d）。這可能是因為Ca2+形成顆粒較大，厭氧氨氧化菌雖然得到聚集，但與外界物質(zhì)和能量交換可能減弱。而Mg2+粒徑較小，物質(zhì)與能量交換的機會較多，因此生物活性較高。此外厭氧氨氧化菌富含血紅素，F(xiàn)e3+存在可能促使了血紅素的合成，因此添加鐵可能會促進厭氧氨氧化菌的增殖富集〔7〕，進而為厭氧氨氧化污泥顆?；峁l件。

2.5最佳離子和離子濃度的對比選取

由圖2～圖4可以看出，Ca2+形成厭氧氨氧化顆粒污泥時間最早，可顆?；潭容^高；Mg2+形成顆粒時間最長，但邊緣輪廓清晰，質(zhì)地均勻；Fe3+形成時間適中，形成顆粒狀態(tài)較好。生物含量、比厭氧氨氧化活性方面，投加Ca2+后，兩者相對較低；Mg2+形成顆粒徑較小，但生物含量最高，比厭氧氨氧化活性也最高；Fe3+的生物含量及活性均接近于Mg2+偏離Ca2+。從顆粒形成污泥形態(tài)、SGR、生物含量、比厭氧氨氧化活性各種考察指標來看，Ca2+、Mg2+、Fe3+的最佳投加濃度依次為0.030、0.060、0.060mmoL/L。3種金屬離子最佳狀態(tài)下的SGR、MLVSS/MLSS、比厭氧氨氧化活性對比見表2。

表2　3種金屬離子對厭氧氨氧化污泥顆?；绊懙膶Ρ?/p>

由表2可知，Mg2+的效果優(yōu)于其他兩種離子。

3　結(jié)論

（1）相比空白試驗，添加適量金屬離子可以有效促進厭氧氨氧化污泥顆?；Ｍ都覥a2+、Mg2+、Fe3+后，均形成了結(jié)構(gòu)密實、輪廓清晰的顆粒污泥。其中Ca2+形成穩(wěn)定顆粒的時間最短，為64 d，濃度為0.045 mmol/L；Mg2+、Fe3+顆?；纬勺顑?yōu)的時間和添加濃度分別為72 d、0.090mmol/L和69 d、0.090mmol/L。

（2）Ca2+可顆?；潭仍?.075mmol/L表現(xiàn)最好，但生物含量MLVSS/MLSS相對較低，僅為63%，生物含量最高的濃度為0.030 mmol/L，對應的MLVSS/MLSS為66.1%。Mg2+形成的顆粒最小，但是生化性強，并在0.060mmol/L達到峰值，對應的MLVSS/MLSS為68.6%；Fe3+的SGR程度最差，但生物含量在Mg2+、Ca2+之間，綜合兩項指標來看0.060 mmol/L為Fe3+的最佳投加濃度。

（3）Ca2+、Mg2+、Fe3+在比厭氧氨氧化活性方面，Mg2+不僅在微生物含量方面最高，在比厭氧氨氧化活性上表現(xiàn)也較高，Ca2+的狀態(tài)最差。三者最適濃度依次為：0.030、0.060、0.060mmol/L。

（4）在Ca2+、Mg2+、Fe3+最佳投加濃度依次為0.03、0.06、0.060mmol/L的情況下，將這三者進行比較，其中SGR：Ca2+＞Mg2+＞Fe3+；MLVSS/MLSS：Mg2+＞Fe3+＞Ca2+；比厭氧氨氧化活性：Mg2+＞Fe3+＞Ca2+；從顆粒形成狀況，SGR等各種考察項目來看，Mg2+為最佳投加離子，投加濃度為0.060mmol/L。

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Research on the influences ofmetallic ions concentrations on the granulation of ANAMMOX sludge

Su Yang，Yu Pengfei，F(xiàn)u Jinxiang，Zhou Mingjun，Zhao Heqian，Wang Guoqiang
（Shenyang Jianzhu University，Shenyang 110168，China）

The influences of Ca2+，Mg2+，and Fe3+having different concentrations on the formation of ANAMMOX granularsludge havebeen studied.Batch testsare carried out in Serum bottlesby adding 0.300，0.045，0.060，0.075，0.090mmol/L ofmetallic ions，respectively，soas to carried outblank tests.The influencesofshape，granulated level（SGR），biomass，and specific ANAMMOX activity are investigated.The results show that adding appropriate amountofmetallic ionscan promote thegranulation ofANAMMOX.Theoptimum dosage concentrationsofCa2+，Mg2+，F(xiàn)e3+are 0.03，0.060，0.060mmol/L，respectively.Among the three optimum concentrations，it is found that the effect ofMg2+is thebest.

ANAMMOX；granularsludge；metallic ions

X703

A

1005-829X（2016）03-0074-04

“十二五”國家水體污染控制與治理科技重大專項（2012ZX07505-003-01）

蘇楊（1989—），碩士。電話：18202476606，E-mail：1013082968@qq.com。通訊聯(lián)系人：于鵬飛，碩士。電話：13840212529，E-mail：361630565@qq.com。

2016-01-12（修改稿）