重金属对厌氧氨氧化污泥脱氮效能及污泥形态的影响

重金属对厌氧氨氧化污泥脱氮效能及污泥形态的影响

在厌氧氨氮脱氮过程中，需要有机物质和分子氧的参与和高氮脱氮效果，因此研究人员非常关注。然而，由于厌氧氨菌的长期快速分解和缓慢启动，终端的启动需要非常严格的控制和环境要求。然而，与废水相比，直接处理厌氧氨酸盐仍然是一个问题。其中，铜、锌等重金属（通常10.20mg，l）的毒性是主要的影响因素之一。同时，在废水中不可避免地会发生金属浓度变化，但重金属离子对厌氧氨酸的影响研究较少。在这项工作中，我们使用了一种与废水中通常使用重金属离子（cu2和zn20）相结合的框架，研究了长短期内厌氧氨酸污泥脱氮效果和污泥形状的影响，并确认了抑制措施是否逆转。1材料和方法1.1微生物温度和温度是测量微生物金重金属对厌氧氨氧化污泥短期影响的实验装置采用带有螺纹盖的玻璃试管,有效体积100mL.重金属对厌氧氨氧化污泥长期影响的实验装置采用SBR反应器,有效体积500mL.泥水混合状态和温度由水浴振荡器实现:温度控制在32℃,振荡速度为100r/min.1.2微量元素浓缩液组ls接种污泥为经过长期富集培养的厌氧氨氧化颗粒污泥,污泥直径1~3.6mm.厌氧氨氧化污泥在种泥反应器中的脱氮效能为82gN/(gVSS·d),MLVSS/MLSS为0.552.采用人工配制废水,主要由NH4Cl382mg/L,NaNO2640mg/L,NaHCO31g/L,KHCO31g/L,KH2PO427mg/L,CaCl2·2H2O136mg/L,MgSO4·7H2O20mg/L,微量元素Ⅰ1mL/L和微量元素Ⅱ1.25mL/L.微量元素浓缩液组分为Ⅰ:EDTA5000mg/L,FeSO45000mg/L;微量元素浓缩液Ⅱ组分为:EDTA5000mg/L,ZnSO4·7H2O(因素影响实验按需配制),CoCl2·6H2O240mg/L,MnCl2·4H2O990mg/L,CuSO4·5H2O(因素影响实验按需配制),NaMoO4·2H2O220mg/L,NiCl2·6H2O190mg/L,NaSeO4·10H2O210mg/L,H3BO414mg/L.通过0.1mol/L的盐酸将进水pH值控制在7.5±0.1.通过高纯氮气曝气20min,以保证厌氧环境.1.3生化指标及仪器指标测定方法均按照《水和废水监测分析方法》.NH+4-N采用纳氏分光光度法;NO-2-N采用N-(1萘基)-乙二胺分光光度法;NO-3-N采用紫外分光光度法;pH值采用哈纳pH211型酸度计;温度由水银温度计测定;Cu2+、Zn2+:火焰原子吸收法;称重:精密分析天平(精确至0.0001g);MLSS和MLVSS:重量法.1.4测试方法1.5提出物:nrr0+1-1-i/ic50通常用重金属的半数有效浓度(IC50)来定量表征重金属对活性污泥的毒性,本实验采用如下公式拟合计算IC50值:NRRx/NRR0=1/(1-I/IC50)式中:NRR0为进水重金属离子浓度为0时厌氧氨氧化污泥活性,gN/(gMLVSS·d);NRRx进水重金属离子浓度为xmg/L时厌氧氨氧化污泥活性,gN/(gMLVSS·d);I为进水重金属质量浓度,mg/L.2结果与讨论2.1厌氧氨氧化污泥活性的稳定性Chamchoi等在厌氧氨氧化反应器启动过程中将厌氧氨氧化过程分为3个阶段:污泥水解阶段;增值阶段和稳定阶段.Tang等基于厌氧氨氧化污泥对氮的去除,增加了迟滞阶段和抑制阶段.通过10h批式实验可知,Cu2+浓度变化对厌氧氨氧化的影响较大,具体可以分为3个阶段:活性刺激阶段,随着Cu2+浓度的提高(0~1mg/L),厌氧氨氧化污泥的活性获得刺激,有利于污泥脱氮效能的提高,刺激后的最大氮去除速率是刺激前的1.97倍;稳定阶段(1~8mg/L),Cu2+浓度在此范围内变化时,厌氧氨氧化污泥活性不随Cu2+浓度变化而变化;抑制阶段(大于8mg/L),随着Cu2+浓度的进一步提高,厌氧氨氧化污泥活性开始下降,最终处于完全抑制状态.荣宏伟等研究表明,当Cu2+浓度从0mg/L上升到0.5mg/L,硝化细菌的生物活性未受到不利影响,反而对反硝化细菌的活性具有一定的促进作用,提高微生物的生长率,使处理效果得到增强.张蕾等在研究铁离子浓度对厌氧氨氧化影响时表明,将进水铁离子浓度从0.03mmol/L提高到0.075mmol/L后可提高厌氧氨氧化污泥的基质转化能力,厌氧氨氧化菌对NH+4-N、NO-2-N的最大去除速率分别提高了1.8倍和1.6倍.说明适当提高进水重金属离子的浓度是有利于厌氧氨氧化菌生长.而yang等在研究重金属对厌氧氨氧化活性的影响过程中仅出现抑制阶段,未发现本文所述的刺激阶段和稳定阶段,分析其原因可能是厌氧氨氧化菌活性较低,且重金属离子浓度较高.2.2cu2+和zu2+长期影响厌氧氨酸铵脱氮效果2.3耐cu2+浓度对厌氧氨氧化污泥耐量的影响Cu2+、Zn2+对厌氧氨氧化污泥形态的影响基本相同,所以就Cu2+对厌氧氨氧化污泥的影响为例,分析其影响,如图5所示.在接种入反应R1的厌氧氨氧化污泥如图5A所示,为鲜艳的红色颗粒污泥.随着进水Cu2+浓度增加到4mg/L时,厌氧氨氧化污泥的脱氮效能开始逐步下降,污泥的颜色也开始出现变化.经过41d的培养,厌氧氨氧化污泥颜色基本呈现出灰白色,少量颗粒表面呈现出硫酸铜的浅蓝色,还有少量污泥仍具有一点淡黄色.说明大量的Cu2+吸附并积累到厌氧氨氧化颗粒污泥中,并且有可能与部分蛋白质结合,使细胞内蛋白质变形,最终导致厌氧氨氧化污泥的脱氮效能受到严重抑制.但是从图5(B)可以看出(长期影响过程中运行42d的污泥),由于厌氧氨氧化颗粒污泥在观其内受到抑制,所以其颗粒形态未发生明显的变化.当进水Cu2+浓度降低后,经过48d(即反应器运行90d时)培养,反应器的脱氮效能恢复到实验前期,污泥的颜色得到部分恢复(如图5C所示).因此污泥颜色能够很好的指示重金属离子对厌氧氨氧化污泥活性的影响.2.4厌氧氨氧化污泥微量重金属是微生物生命活动所需营养物质,也是酶的活化剂或活性基,可以促进微生物生长.但是微生物对重金属的需要量极少.当环境中重金属的含量超过一定浓度时,会对微生物产生毒性作用,它们与必要的金属竞争含硫化合物和氧的结合位点,既可取代生物大分子活性点位上原有的金属,也可结合该分子的其他位置,破坏核酸和蛋白质结构,干扰氧化磷酸化和渗透压平衡.通过短期研究及线性拟合计算出Cu2+和Zn2+对厌氧氨氧化污泥活性的有效半抑制浓度分别为22.2,48.3mg/L.说明厌氧氨氧化菌对Cu2+的敏感性明显强于Zn2+.Yang等利用活性为(12.4±3.1)mgN/(gVSS·h)的厌氧氨氧化污泥进行短期批式试验表明,Cu2+半抑制浓度为12.9mg/L.Lotti等利用活性为(0.68±0.4)gN2-N/(VSS·d)的厌氧氨氧化颗粒污泥进行生活污水中Zn2+浓度对厌氧氨氧化活性影响研究,经过1h反应,其半抑制浓度为4.5mg/L.本研究中,经过24h反应,半抑制浓度为3.9mg/L,并且随着运行时间的延长,半抑制有效浓度会逐渐降低.而本实验的研究结果明显高于Yang和Lotti的报道值,出现此结果可能是污泥粒径较大,使得颗粒内外存在较高的重金属离子浓度梯度.Volcke等在研究颗粒分布对厌氧氨氧化污泥转化基质浓度影响实验时也发现厌氧氨氧化污泥颗粒尺寸的增大将有助于对抑制物耐受性的提高.短期研究表明,当进水Cu2+和Zn2+浓度分别为10,8mg/L时,厌氧氨氧化污泥的活性出现明显抑制.但是长期实验研究表明,当进水Cu2+和Zn2+浓度分别达到4,6mg/L时,厌氧氨氧化污泥活性就受到抑制.说明在长期培养过程中厌氧氨氧化污泥对重金属离子具有累积功能.其主要原因可能是因为厌氧氨氧化污泥具有丰富的胞外聚合物,具有较强的吸附能力,将环境中的金属离子吸附到颗粒污泥表面.当厌氧氨氧化污泥受到抑制后,将进水Cu2+和Zn2+浓度分别下降到1,2mg/L时,厌氧氨氧化污泥的脱氮效能能够恢复到初始状态,说明这种累积不是一种无限制的累积.目前在厌氧氨氧化反应器的启动和污泥驯化培养过程中一般采用人工配水,进水Cu2+和Zn2+浓度分别为0.08,0.126mg/L.而由本实验可知,当进水Cu2+浓度从0mg/L增加到1mg/L或者Zn2+浓度从0mg/L增加到4mg/L时,厌氧氨氧化污泥的活性均获得刺激,其效果分别是不含金属离子培养的1.97倍和1.55倍.说明适当提高进水重金属离子的浓度是有利于厌氧氨氧化菌生长的.因此在厌氧氨氧化污泥驯化及培养过程中适当提高进水Cu2+和Zn2+的浓度可以有效地缩短反应器的启动时间.3结论1.4.1单一重金属离子影响试验为了能够等分含水量较高的厌氧氨氧化湿污泥,在每批实验前将厌氧氨氧化污泥等分为24份,每份污泥湿重2g.通过数次培养后,选取脱氮效能相近(最大差值控制在5%以内)的12支作为一批,进行单一重金属离子影响试验.对12支试管分别进入含有不同Cu2+(Zn2+)浓度的废水进行培养(表1),经过10~12h培养后,通过测定废水中含氮化合物的变化评估Cu2+(Zn2+)浓度对厌氧氨氧化污泥脱氮效能的短期影响,以氮去除速率表征.每种金属离子影响做2次平行实验.1.4.2厌氧氨氧化污泥脱氮效能实验采用2个有效体积500mL的SBR反应器分别标记为R1、R2.R1进行Cu2+长期影响实验,R2进行Zn2+长期影响实验.每个反应器分别接种厌氧氨氧化湿污泥4g,初始运行周期设定为12h.待其脱氮效能稳定后逐步提高进水重金属离子浓度,直至出现脱氮效能大幅下降,厌氧氨氧化污泥脱氮效能处于稳定抑制状态后,降低进水重金属浓度,研究其恢复难易程度.2.1.1进水cu2+浓度对nh4+-n、no2--n的脱氮效能的影响进水NH4+-N浓度100mg/L,NO2--N浓度130mg/L,进行10h培养后,由图1可知,随着水中Cu2+浓度的增大,出水NH4+-N、NO2--N浓度呈先下降后升高的趋势.作为对照实验的1号出水NH4+-N、NO2--N浓度分别为39.04,74.74mg/L,氮去除速率为82.82gN/(gMLVSS·d).当进水Cu2+浓度达到1~8mg/L时,出水NH4+-N、NO2--N浓度基本未受到影响,氮去除速率维持在145.34~162.74gN/(gMLVSS·d).当进水Cu2+浓度大于8mg/L时,出水NH4+-N、NO2--N浓度开始逐渐升高,厌氧氨氧化污泥的脱氮效能开始逐步下降.最终当进水Cu2+浓度大于30mg/L时,厌氧氨氧化污泥氮去除速率下降到38.96gN/(gMLVSS·d).2.1.2进水z2+浓度对厌氧氨氧化污泥脱氮效能的影响如图2所示,培养12h后,随着进水Zn2+浓度的增加,出水NH4+-N、NO2--N浓度也出现先下降后升高的趋势.但是升高和下降所对应的Zn2+浓度与Cu2+有所区别.作为对照实验的1号经过10h培养后,出水NH4+-N、NO2--N浓度分别为45.14,71.5mg/L,氮去除速率为154.56gN/(gMLVSS·d).当进水Zn2+浓度达到4mg/L时,氮去除速率增加到最大240.61gN/(gMLVSS·d).随着进水Zn2+浓度的增加,厌氧氨氧化污泥的脱氮效能开始逐渐下降.最后当进水Zn2+浓度达到60mg/L时,其氮去除速率下降到65.33gN/(gMLVSS·d).由于前几只试管进水Zn2+浓度跨度较大,所以在2批实验中均未发现脱氮效能的稳定阶段.仅观察到2个阶段:刺激阶段(0~4mg/L),刺激后的厌氧氨氧化污泥最大脱氮效能为刺激前的1.56倍;抑制阶段(大于4mg/L),厌氧氨氧化污泥的脱氮效能开始逐步下降.2.2.1cu2+对厌氧氨氧化污泥脱氮、去除速率的影响如图3所示,在反应器R1运行初期(0~29d),进水Cu2+浓度由0mg/L逐步升高到2mg/L时,厌氧氨氧化污泥对NH4+-N、NO2--N的去除率基本上保持在95%以上.当进水Cu2+浓度达到4mg/L时,厌氧氨氧化污泥的脱氮效能开始逐渐下降,并且随着运行天数的增加,脱氮效能出现大幅度下降,最终氮去除速率降到55.2gN/(m3·d).于是在反应器R1运行的42d,将进水Cu2+浓度下降到1mg/L,经过28d的培养,NH4+-N、NO2--N基本得到去除.厌氧氨氧化污泥的氮去除速率回升到457gN/(m3·d).反应器运行的70,90d,氮去除速率基本处于稳定状态.说明Cu2+对厌氧氨氧化污泥的抑制可以得到恢复.2.2.2z2+和z2+离子对厌氧氨氧化的去除速率由图4可见,随着进水Zn2+浓度由0逐步增加到4mg/L时,出水NH4+-N、NO2--N浓度基本保持在10mg/L左右,说明厌氧氨氧化污泥的脱氮效能未因Zn2+浓度提高而发生变化,反应器氮去除速率稳定在450gN/(m3·d).当将进水Zn2+浓度增加到6mg/L时,出水NH4+-N、NO2--N浓度升高,经过9d培养,出水NH4+-N、NO2--N浓度基本处于稳定