銅、鋅離子對厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響

李 祥,黃 勇,劉福鑫,袁 怡,陳鐘姮,丁 敏 (1.蘇州科技學院環境科學與工程學院,江蘇 蘇州 215011；2.蘇州科技學院環境生物技術研究所,江蘇 蘇州 215011)

厭氧氨氧化脫氮過程無需有機物、分子氧的參與和脫氮效能高的優勢,而受到研究者的廣泛關注[1-5].但是,厭氧氨氧化菌倍增時間長,導致反應器啟動緩慢.所以在厭氧氨氧化反應器啟動過程中對控制參數及環境的要求十分嚴格[6-7].然而工業廢水成分往往比較復雜,若直接運用厭氧氨氧化處理,還存在著諸多問題.其中銅、鋅等重金屬(一般10～20mg/L)的毒性就是主要影響因素之一.同時,工業廢水排放過程中難免出現金屬濃度的波動.而重金屬離子對厭氧氨氧化菌的影響研究較少.本文以工業廢水中常見重金屬離子(Cu2+、Zn2+)為對象,研究其長短期內對厭氧氨氧化污泥脫氮效能及污泥形態的影響,并探求抑制現象是否可逆.

1 實驗材料與方法

1.1 實驗裝置

重金屬對厭氧氨氧化污泥短期影響的實驗裝置采用帶有螺紋蓋的玻璃試管,有效體積100mL.重金屬對厭氧氨氧化污泥長期影響的實驗裝置采用 SBR反應器,有效體積 500mL.泥水混合狀態和溫度由水浴振蕩器實現:溫度控制在32℃,振蕩速度為100r/min.

1.2 接種污泥與廢水組成

接種污泥為經過長期富集培養的厭氧氨氧化顆粒污泥,污泥直徑 1～3.6mm.厭氧氨氧化污泥在種泥反應器中的脫氮效能為 82g N/(gVSS·d),MLVSS/MLSS為0.552.采用人工配制廢水,主要由NH4Cl 382mg/L,NaNO2640mg/L,NaHCO31g/L,KHCO31g/L,KH2PO427mg/L,CaCl2·2H2O 136mg/L,MgSO4·7H2O 20mg/L,微量元素Ⅰ1mL/L 和微量元素Ⅱ1.25mL/L.微量元素濃縮液組分為Ⅰ:EDTA 5000mg/L,FeSO45000mg/L;微量元素濃縮液Ⅱ組分為:EDTA 5000mg/L, ZnSO4·7H2O(因素影響實驗按 需 配 制 ), CoCl2·6H2O 240mg/L,MnCl2·4H2O 990mg/L,CuSO4·5H2O(因素影響實驗按需配制),NaMoO4·2H2O 220mg/L,NiCl2·6H2O190mg/L,NaSeO4·10H2O 210mg/L,H3BO414mg/L.通過0.1mol/L的鹽酸將進水pH值控制在7.5±0.1.通過高純氮氣曝氣20min,以保證厭氧環境.

1.3 分析方法

指標測定方法均按照《水和廢水監測分析方法》[8].NH4+-N采用納氏分光光度法;NO2--N采用 N-(1萘基)-乙二胺分光光度法;NO3--N采用紫外分光光度法;pH值采用哈納 pH211型酸度計;溫度由水銀溫度計測定; Cu2+、Zn2+:火焰原子吸收法;稱重:精密分析天平(精確至 0.0001g);MLSS和MLVSS:重量法.

1.4 試驗方法

1.4.1 Cu2+、Zn2+濃度對厭氧氨氧化污泥脫氮效能的短期影響 為了能夠等分含水量較高的厭氧氨氧化濕污泥,在每批實驗前將厭氧氨氧化污泥等分為24份,每份污泥濕重2g.通過數次培養后,選取脫氮效能相近(最大差值控制在 5%以內)的12支作為一批,進行單一重金屬離子影響試驗.對12支試管分別進入含有不同Cu2+(Zn2+)濃度的廢水進行培養(表 1),經過 10～12h培養后,通過測定廢水中含氮化合物的變化評估 Cu2+(Zn2+)濃度對厭氧氨氧化污泥脫氮效能的短期影響,以氮去除速率表征.每種金屬離子影響做2次平行實驗.

表1 短期實驗進水Cu2+、Zn2+濃度(mg/L)Table 1 The influent concentration of Cu2+ and Zn2+ in short-time experiment (mg/L)

1.4.2 長期內Cu2+、Zn2+濃度對厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響 采用2個有效體積500mL的SBR反應器分別標記為R1、R2.R1進行Cu2+長期影響實驗,R2進行Zn2+長期影響實驗.每個反應器分別接種厭氧氨氧化濕污泥 4g,初始運行周期設定為12h.待其脫氮效能穩定后逐步提高進水重金屬離子濃度,直至出現脫氮效能大幅下降,厭氧氨氧化污泥脫氮效能處于穩定抑制狀態后,降低進水重金屬濃度,研究其恢復難易程度.

1.5 半抑制濃度的計算

通常用重金屬的半數有效濃度(IC50)來定量表征重金屬對活性污泥的毒性, 本實驗采用如下公式擬合計算IC50值:

式中:NRR0為進水重金屬離子濃度為 0時厭氧氨氧化污泥活性,gN/(gMLVSS·d);NRRx進水重金屬離子濃度為x mg/L時厭氧氨氧化污泥活性, gN/(g MLVSS·d);I為進水重金屬質量濃度, mg/L.

2 結果與討論

2.1 Cu2+、Zn2+對厭氧氨氧化污泥脫氮效能的短期影響

2.1.1 短期內 Cu2+對厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響 進水NH4+-N濃度100mg/L,NO2--N濃度130mg/L,進行 10h培養后,由圖 1可知,隨著水中Cu2+濃度的增大,出水NH4+-N、NO2--N濃度呈先下降后升高的趨勢.作為對照實驗的 1號出水NH4+-N、NO2--N濃度分別為 39.04,74.74mg/L,氮去除速率為 82.82gN/(gMLVSS·d).當進水 Cu2+濃度達到1～8mg/L時,出水NH4+-N、NO2--N濃度基本未受到影響,氮去除速率維持在 145.34～162.74gN/(gMLVSS·d).當進水Cu2+濃度大于8mg/L時,出水NH4+-N、NO2--N濃度開始逐漸升高,厭氧氨氧化污泥的脫氮效能開始逐步下降.最終當進水Cu2+濃度大于30mg/L時,厭氧氨氧化污泥氮去除速率下降到38.96g N/(g MLVSS·d).

圖1 短期內厭氧氨氧化污泥脫氮效能隨Cu2+濃度的變化Fig.1 The variation of nitrogen removal efficiency on Anammox with Cu2+ concentration in short-time

Chamchoi等[9]在厭氧氨氧化反應器啟動過程中將厭氧氨氧化過程分為 3個階段:污泥水解階段;增值階段和穩定階段.Tang 等[10-11]基于厭氧氨氧化污泥對氮的去除,增加了遲滯階段和抑制階段.通過10h批式實驗可知,Cu2+濃度變化對厭氧氨氧化的影響較大,具體可以分為3個階段:活性刺激階段,隨著 Cu2+濃度的提高(0～1mg/L),厭氧氨氧化污泥的活性獲得刺激,有利于污泥脫氮效能的提高,刺激后的最大氮去除速率是刺激前的 1.97倍;穩定階段(1～8mg/L),Cu2+濃度在此范圍內變化時,厭氧氨氧化污泥活性不隨 Cu2+濃度變化而變化;抑制階段(大于 8mg/L),隨著 Cu2+濃度的進一步提高,厭氧氨氧化污泥活性開始下降,最終處于完全抑制狀態.榮宏偉等[12]研究表明,當Cu2+濃度從0mg/L上升到0.5mg /L,硝化細菌的生物活性未受到不利影響,反而對反硝化細菌的活性具有一定的促進作用,提高微生物的生長率, 使處理效果得到增強.張蕾等[13]在研究鐵離子濃度對厭氧氨氧化影響時表明,將進水鐵離子濃度從0.03mmol/L 提高到0.075mmol/L后可提高厭氧氨氧化污泥的基質轉化能力,厭氧氨氧化菌對 NH4+-N、NO2--N的最大去除速率分別提高了1.8倍和1.6倍.說明適當提高進水重金屬離子的濃度是有利于厭氧氨氧化菌生長.而yang等[14]在研究重金屬對厭氧氨氧化活性的影響過程中僅出現抑制階段,未發現本文所述的刺激階段和穩定階段,分析其原因可能是厭氧氨氧化菌活性較低,且重金屬離子濃度較高.

圖2 短期內厭氧氨氧化污泥脫氮效能隨Zn2+濃度的變化Fig.2 The variation of nitrogen removal efficiency on Anammox with Zn2+ concentration in short-time

2.1.2 Zn2+短期內對厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響 如圖2所示,培養12h后,隨著進水Zn2+濃度的增加,出水NH4+-N、NO2--N濃度也出現先下降后升高的趨勢.但是升高和下降所對應的Zn2+濃度與 Cu2+有所區別.作為對照實驗的 1號經過10h培養后,出水NH4+-N、NO2--N濃度分別為45.14, 71.5mg/L,氮去除速率為154.56g N/(g MLVSS·d).當進水 Zn2+濃度達到 4mg/L 時,氮去除速率增加到最大240.61g N/(g MLVSS·d).隨著進水 Zn2+濃度的增加,厭氧氨氧化污泥的脫氮效能開始逐漸下降.最后當進水 Zn2+濃度達到60mg/L時,其氮去除速率下降到 65.33g N/(g MLVSS·d).由于前幾只試管進水Zn2+濃度跨度較大,所以在 2批實驗中均未發現脫氮效能的穩定階段.僅觀察到 2個階段:刺激階段(0～4mg/L),刺激后的厭氧氨氧化污泥最大脫氮效能為刺激前的1.56倍;抑制階段(大于4mg/L),厭氧氨氧化污泥的脫氮效能開始逐步下降.

2.2 Cu2+、Zn2+長期內對厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響

圖3 Cu2+濃度的變化對厭氧氨氧化污泥脫氮效能影響及恢復Fig.3 The effect of nitrogen removal efficiency on Anammox with Cu2+ concentration in long-time

2.2.1 Cu2+長期內對厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響 如圖 3所示,在反應器 R1運行初期(0～29d),進水 Cu2+濃度由 0mg/L 逐步升高到2mg/L時,厭氧氨氧化污泥對 NH4+-N、NO2--N的去除率基本上保持在95%以上.當進水Cu2+濃度達到4mg/L時,厭氧氨氧化污泥的脫氮效能開始逐漸下降,并且隨著運行天數的增加,脫氮效能出現大幅度下降,最終氮去除速率降到 55.2gN/(m3·d).于是在反應器R1運行的42d,將進水Cu2+濃度下降到1mg/L,經過28d的培養, NH4+-N、NO2--N基本得到去除.厭氧氨氧化污泥的氮去除速率回升到 457gN/(m3·d).反應器運行的70,90d,氮去除速率基本處于穩定狀態.說明 Cu2+對厭氧氨氧化污泥的抑制可以得到恢復.

2.2.2 Zn2+長期內對厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響 由圖4可見,隨著進水Zn2+濃度由0逐步增加到4mg/L時,出水NH4+-N、NO2--N濃度基本保持在10mg/L左右,說明厭氧氨氧化污泥的脫氮效能未因 Zn2+濃度提高而發生變化,反應器氮去除速率穩定在 450g N/(m3·d).當將進水 Zn2+濃度增加到6mg/L時,出水NH4+-N、NO2--N濃度升高,經過9d培養,出水NH4+-N、NO2--N濃度基本處于穩定,此時厭氧氨氧化污泥的氮去除速率為 313g N/(m3·d).為了進一步了解 Zn2+濃度對厭氧氨氧化影響,在反應器運行的 46d,將進水 Zn2+濃度增加到8mg/L,此時出水NH4+-N、NO2--N濃度進一步降低,最終反應器氮去除速率下降到160g N/(m3·d).在反應器運行的 67d,將進水 Zn2+濃度下降到2mg/L時,反應器出水NH4+-N、NO2--N濃度逐步降低,經過27d的培養,NH4+-N、NO2--N出水濃度下降到反應器運行初期的狀態,氮去除速率上升到 440g N/(m3·d).

圖4 Zn2+濃度的變化對厭氧氨氧化污泥脫氮效能影響及恢復Fig.4 The effect of nitrogen removal efficiency on Anammox with Zn2+ concentration in long-time

2.3 Cu2+、Zn2+對厭氧氨氧化污泥形狀影響

Cu2+、Zn2+對厭氧氨氧化污泥形態的影響基本相同,所以就 Cu2+對厭氧氨氧化污泥的影響為例,分析其影響,如圖5所示.在接種入反應R1的厭氧氨氧化污泥如圖5A所示,為鮮艷的紅色顆粒污泥.隨著進水Cu2+濃度增加到4mg/L時,厭氧氨氧化污泥的脫氮效能開始逐步下降,污泥的顏色也開始出現變化.經過 41d的培養,厭氧氨氧化污泥顏色基本呈現出灰白色,少量顆粒表面呈現出硫酸銅的淺藍色,還有少量污泥仍具有一點淡黃色.說明大量的 Cu2+吸附并積累到厭氧氨氧化顆粒污泥中,并且有可能與部分蛋白質結合,使細胞內蛋白質變形,最終導致厭氧氨氧化污泥的脫氮效能受到嚴重抑制[15].但是從圖 5(B)可以看出(長期影響過程中運行 42d的污泥),由于厭氧氨氧化顆粒污泥在觀其內受到抑制,所以其顆粒形態未發生明顯的變化.當進水 Cu2+濃度降低后,經過48d(即反應器運行 90d時)培養,反應器的脫氮效能恢復到實驗前期,污泥的顏色得到部分恢復(如圖 5C所示).因此污泥顏色能夠很好的指示重金屬離子對厭氧氨氧化污泥活性的影響.

圖5 厭氧氨氧化污泥受Cu2+ 抑制前后形態(A接種污泥,B抑制后污泥,C抑制恢復后)Fig.5 The morphology of Anammox granular slugde fore-and-aft inhibition by Cu2+

2.4 Cu2+、Zn2+濃度對厭氧氨氧化污泥活性影響機理

微量重金屬是微生物生命活動所需營養物質,也是酶的活化劑或活性基,可以促進微生物生長[16].但是微生物對重金屬的需要量極少.當環境中重金屬的含量超過一定濃度時,會對微生物產生毒性作用,它們與必要的金屬競爭含硫化合物和氧的結合位點,既可取代生物大分子活性點位上原有的金屬,也可結合該分子的其他位置,破壞核酸和蛋白質結構,干擾氧化磷酸化和滲透壓平衡.通過短期研究及線性擬合計算出 Cu2+和Zn2+對厭氧氨氧化污泥活性的有效半抑制濃度分別為22.2,48.3mg/L.說明厭氧氨氧化菌對Cu2+的敏感性明顯強于 Zn2+.Yang等[14]利用活性為(12.4± 3.1)mgN/(gVSS·h)的厭氧氨氧化污泥進行短期批式試驗表明,Cu2+半抑制濃度為12.9mg/L.Lotti 等[17]利用活性為(0.68±0.4)gN2-N/(VSS·d)的厭氧氨氧化顆粒污泥進行生活污水中 Zn2+濃度對厭氧氨氧化活性影響研究,經過 1h反應,其半抑制濃度為 4.5mg/L.本研究中,經過 24h反應,半抑制濃度為 3.9mg/L,并且隨著運行時間的延長,半抑制有效濃度會逐漸降低.而本實驗的研究結果明顯高于Yang和Lotti的報道值,出現此結果可能是污泥粒徑較大,使得顆粒內外存在較高的重金屬離子濃度梯度.Volcke等[18]在研究顆粒分布對厭氧氨氧化污泥轉化基質濃度影響實驗時也發現厭氧氨氧化污泥顆粒尺寸的增大將有助于對抑制物耐受性的提高.

短期研究表明,當進水Cu2+和Zn2+濃度分別為10,8mg/L時,厭氧氨氧化污泥的活性出現明顯抑制.但是長期實驗研究表明,當進水Cu2+和Zn2+濃度分別達到 4,6mg/L時,厭氧氨氧化污泥活性就受到抑制.說明在長期培養過程中厭氧氨氧化污泥對重金屬離子具有累積功能.其主要原因可能是因為厭氧氨氧化污泥具有豐富的胞外聚合物,具有較強的吸附能力,將環境中的金屬離子吸附到顆粒污泥表面.當厭氧氨氧化污泥受到抑制后,將進水 Cu2+和 Zn2+濃度分別下降到 1,2mg/L時,厭氧氨氧化污泥的脫氮效能能夠恢復到初始狀態,說明這種累積不是一種無限制的累積.

目前在厭氧氨氧化反應器的啟動和污泥馴化培養過程中一般采用人工配水,進水 Cu2+和Zn2+濃度分別為 0.08,0.126mg/L[19-21].而由本實驗可知,當進水Cu2+濃度從0mg/L增加到1mg/L或者Zn2+濃度從0mg/L增加到4mg/L時,厭氧氨氧化污泥的活性均獲得刺激,其效果分別是不含金屬離子培養的1.97倍和1.55倍.說明適當提高進水重金屬離子的濃度是有利于厭氧氨氧化菌生長的.因此在厭氧氨氧化污泥馴化及培養過程中適當提高進水 Cu2+和 Zn2+的濃度可以有效地縮短反應器的啟動時間.

3 結論

3.1 批式實驗表明,Cu2+和Zn2+離子對厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響可分為刺激、穩定和抑制3個階段.當進水Cu2+濃度0～1mg/L和Zn2+濃度0～4mg/L時,隨著進水金屬離子濃度的增加,微生物活性受到刺激,氮去除速率迅速增加; Cu2+濃度1～8mg/L時,氮去除速率處于穩定狀態.Cu2+濃度大于8mg/L和Zn2+大于4mg/L時,隨著進水金屬離子濃度的增加,氮去除速率逐步下降.

3.2 在厭氧氨氧化污泥長期培養過程中,進水Cu2+、Zn2+濃度應低于4,6mg/L以避免厭氧氨氧化污泥的活性受到抑制.

3.3 Cu2+、Zn2+離子對厭氧氨氧化污泥活性的半抑制濃度分別為22.2,48.3mg/L.將進水Cu2+、Zn2+濃度分別降低到 1,2mg/L后,受重金屬抑制的厭氧氨氧化污泥活性可以恢復.

[1]李 祥,黃 勇,朱 莉,等.蝕刻液廢水厭氧氨氧化脫氮性能研究 [J].中國環境科學, 2011,32(12):2199-2204.

[2]李 祥,黃 勇,鄭宇慧,等.厭氧氨氧化富集培養研究及其工業應用進展 [J].水處理技術, 2010,36(5):18-21.

[3]Zhu Liang, Liu Junxin.Landfill leachate treatment with a novel process: Anaerobic ammonium oxidation (Anammox) combined with soil infiltration system [J].Journal of Hazardous Materials,2008,151:202-212.

[4]Zhang Li, Yang Jiachun, Furukawa Kenji.Stable and high-rate nitrogen removal from reject water by partial nitrification and subsequent anammox [J].Journal of Bioscience and Bioengineering, 2010,110(4):441-448.

[5]陳旭良,鄭 平,金仁村,等.味精廢水厭氧氨氧化生物脫氮的研究 [J].環境科學學報, 2007,27(5):747-750.

[6]Araujo J C, Campos A C, Correa M M et al.Anammox bacteria enrichment and characterization from municipal activated sludge[J].Water Science and Technology, 2011,64(7):1428-1434.

[7]Jin Ren Cun, Yang Guang Feng, Yu Jin Jin, et al.The inhibition of the Anammox process: A review [J].Chemical Engineering Journal, 2012,197:76-82.

[8]國家環境保護局.水和廢水監測分析方法(第四版) [M].北京:中國環境科學出版社, 2002:258-282.

[9]Chamchoi N, Nitisoravut S.Anammox enrichment from different conventional sludges [J].Chemosphere, 2007,66:2225-2232.

[10]Tang C J, Zheng P, Mahmood Q, et al.Start-up and inhibition analysis of the anammox process seeded with anaerobic granular sludge [J].J.Ind.Microbiol.Biotechnol, 2009,36:1093-1100.

[11]Tang C J, Zheng P, Zhang L, et al.Enrichment features of anammox consortia from methanogenic granules loaded with high organic and methanol contents [J].Chemosphere, 2010,79:613-619.

[12]榮宏偉,王 勤,張朝升,等.Cu2+、Zn2+對生物脫氮系統的影響[J].環境工程學報, 2009,3(4):617-620.

[13]張 蕾,鄭 平,胡安輝.鐵離子對厭氧氨氧化反應器性能的影響 [J].環境科學學報, 2009,29(8):1629-1634.

[14]Yang Guang Feng, Ni Wei Min, Wu Kai, et al.The effect of Cu (II)stress on the activity, performance and recovery on the Anaerobic Ammonium-Oxidizing (Anammox) process [J].Chemical Engineering Journal, 2013,226:39-45.

[15]Hu Z Q, Chandran K, Grasso D, et al.Impact of metal sorption and internalization on nitrification inhibition [J].Environ.Sci.Technol., 2003,37:728-734.

[16]Jefferson B, Burgess J E, P ichon A, et al.Nutrient addition to enhance biological treatment of gray water [J].Wat.Res.,2001,35(11):2702-2710.

[17]Lotti T, Cordola M, Kleerebezem R, et al.Inhibition effect of swine wastewater heavy metals and antibiotics on anammox activity [J].Water Science and Technology, 2012,66(7):1519-1526.

[18]Volcke E I P, Picioreanu C, De Baets B, et al.The Granule Size Distribution in an Anammox-Based Granular Sludge Reactor Affects the Conversion Implications for Modeling [J].Biotechnology and Bioengineering, 2012,109(7):1629-1636.

[19]Li Huosheng, Zhou Shaoqi, Ma Weihao, et al.Fast start-up of ANAMMOX reactor: Operational strategy and some characteristics as indicators of reactor performance [J].Desalination, 2012,286:436-441.

[20]Qiao Sen, Nishiyama Takashi, Fujii Tatsuo, et al.Rapid startup and high rate nitrogen removal from anaerobic sludge digester liquor using a SNAP process [J].Biodegradation, 2012,23:157-164.

[21]Duan Xiumei, Zhou Jiti, Qiao Sen, et al.Start-up of the anammox process from the conventional activated sludge in a hybrid bioreactor [J].Journal of Environmental Sciences, 2012,24(6):1083-1090.