低溫下廢鐵屑對厭氧氨氧化系統(tǒng)的影響

李天皓,徐云翔,郭之晗,黃子川,劉文如,2*,沈耀良,2

低溫下廢鐵屑對厭氧氨氧化系統(tǒng)的影響

李天皓1,徐云翔1,郭之晗1,黃子川1,劉文如1,2*,沈耀良1,2

(1.蘇州科技大學環(huán)境科學與工程學院,江蘇 蘇州 215009；2.江蘇省環(huán)境科學與工程重點實驗室,江蘇 蘇州 215009)

考察了在低溫條件下(<20°C)廢鐵屑及其投加方式對厭氧氨氧化反應器脫氮性能和微生物群落的影響.結果表明,當廢鐵屑投加量為10g/L時,直接(R2)和間接(R3)投加方式均會對厭氧氨氧化反應造成短期抑制,總氮去除率分別降低4.7%和3.4%;30d連續(xù)運行后,2組反應器總氮去除率均提升至70%左右;反應器穩(wěn)定運行階段,R2的R(NO2--N與NH4+-N去除量之比)和R(NO3--N生成量與NH4+-N去除量之比)為1.57和0.22, R3的R和R為1.49和0.23,比R2更接近厭氧氨氧化反應理論值.廢鐵屑在水中發(fā)生腐蝕,降低DO并提高pH值,且R2,R3污泥中鐵含量分別為對照組的1.64倍和1.93倍,廢鐵屑不僅改善了厭氧氨氧菌的生境,還滿足了其對鐵元素的需求.高通量測序結果顯示,在20～50d的運行過程中, R1,R2,R3中優(yōu)勢厭氧氨氧化菌屬的相對豐度分別增加-1.05%,0.14%和0.96%,廢鐵屑的投加促進了厭氧氨氧化菌在低溫下的生長,且間接投加促進效果更為顯著.

厭氧氨氧化；低溫；廢鐵屑；投加方式；脫氮性能

與傳統(tǒng)生物脫氮工藝相比,厭氧氨氧化工藝在運行過程中無需投加有機碳源,無需曝氣,大大節(jié)省了運行成本[1-2].而厭氧氨氧化菌的最適溫度范圍為30～40℃,在工業(yè)生產(chǎn)中很難滿足其溫度需求,厭氧氨氧化菌在低溫下的低生長速率和長倍增時間,限制了厭氧氨氧化工藝的實際應用[3].

鐵作為參與厭氧氨氧化菌生長和代謝過程的一種必需元素,與其電子傳遞息息相關[4-5].有研究表明,在厭氧氨氧化反應器中投加含鐵物質可以提高厭氧氨氧化菌活性,縮短厭氧氨氧化啟動時間.Esra Erdim等[6]發(fā)現(xiàn)在投加nZVI后運行310d的SBR反應器中,厭氧氨氧化菌群占總菌群的比例達到91%～92%.Guo等[7]在厭氧氨氧化反應器中投加100mg/L的mZVI后,厭氧氨氧化啟動時間從96d縮短到87d.這些研究都基于厭氧氨氧化菌在其最適溫度下生長,而含鐵物質的促進效果在低溫下是否依然成立卻鮮少研究.

本文首次研究了低溫條件下廢鐵屑及其投加方式對厭氧氨氧化反應器脫氮性能的影響,同時利用高通量測序技術分析污泥中微生物群落結構的變化情況.旨在為低溫條件下鐵屑強化厭氧氨氧化工藝提供理論基礎.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置與運行條件

本文采用3個SBR反應器如圖1所示.反應器均由有機玻璃制作,有效容積為1.0L.SBR反應器由于其間歇排水的特性,對污泥具有良好的截留能力,可以有效避免厭氧氨氧化菌的流失[8].R1作為對照組,不投加廢鐵屑圖1(a),R2,R3作為實驗組,R2將廢鐵屑直接投加于反應器內圖1(b),使其與污泥直接接觸,R3將廢鐵屑投加于反應器之前串聯(lián)的一個血清瓶中圖1(c),使其與污泥間接接觸. 廢鐵屑的活化處理方法參考文獻[9].

圖1 實驗裝置示意

1.2 接種污泥和模擬廢水

接種污泥取自連續(xù)攪拌(CSTR)厭氧氨氧化反應器,該反應器已穩(wěn)定運行1年以上,具有較高的厭氧氨氧化活性.

模擬廢水主要含有NH4+-N和NO2--N以滿足厭氧氨氧化菌的生長需求,NH4+-N和NO2--N分別由NH4Cl和Na2NO2提供,濃度按需配制.NaHCO31000mg/L,KH2PO440mg/L, MgSO4·7H2O 100mg/L,微量元素I和微量元素II 1.0mL/L.微量元素I的成分:FeSO4·7H2O 5000mg/L,EDTA 5000mg/L;微量元素II的成分:ZnSO4·7H2O 430mg/L,CoCl2·6H2O 240mg/L,MnCl2·4H2O 990mg/L,CuSO4·5H2O 250mg/ L,NaMoO4·2H2O 220mg/L,NiCl2·6H2O 190mg/L, NaSeO4·10H2O 210mg/L,H3BO414mg/L,EDTA 15000mg/L.模擬廢水pH值調節(jié)在7.0～7.5.每次更換模擬廢水前先用氮氣吹脫,以保證反應體系在整個實驗過程中處于厭氧狀態(tài).

1.3 分析及測試方法

水質指標測定方法均按照《水和廢水監(jiān)測分析方法》[10].NH4+-N采用納氏試劑分光光度法,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值采用便攜式pH計測定,DO采用哈希便攜式溶解氧測定儀(HQ30d)測定.污泥中鐵含量采用火焰原子吸收光譜法,污泥中鐵價態(tài)采用XPS光譜分析表征.掃描電鏡觀察前,廢鐵屑的預處理方法參考文獻[11].

1.4 微生物分析

本文委托上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司(上海,中國)進行微生物高通量測序及種群分析,利用細菌16S rRNA基因的V3-V4區(qū)通用引物 338F/806R,對上述步驟中提取的總DNA進行PCR擴增和純化,然后在Illumina測序平臺進行MiSeq PE 300高通量測序,得到的原始圖像數(shù)據(jù)文件經(jīng)堿基識別分析轉化為原始測序序列.然后對各樣本數(shù)據(jù)的質量進行質控過濾,得到各樣本有效數(shù)據(jù),之后再進行OTU聚類分析和物種分類學分析.相關圖表采用Origin 2021和R語言進行繪制.

2 結果與討論

2.1 不同投加方式對反應器脫氮效能的影響

3個反應器溫度及出水氮素濃度變化如圖2所示.為避免反應器運行初期高濃度的NO2--N對微生物產(chǎn)生毒害作用[12],前10d內進水NH4+-N和NO2--N濃度分別維持在50和60mg/L左右,并且整個實驗過程中只通過增加進水NH4+-N和NO2--N濃度提高反應器運行負荷.

接種初期測得3個反應器出水NH4+-N濃度持續(xù)升高,這主要由于進水中未含有有機物,部分異養(yǎng)微生物因缺乏碳源發(fā)生細胞自溶,釋放出了少量的NH4+-N[13].第12d開始,3個反應器中出水NO2--N濃度接近0,且測得出水中開始有NO3--N的積累,這可能是因為接種污泥中殘存的反硝化菌以微生物死亡釋放的有機物為底物進行反硝化作用,去除了部分NO2--N[14].這一時期,3個反應器總氮去除率的提高是硝化菌,反硝化菌與厭氧氨氧化菌共同作用的結果.

在10d～20d內,出水NH4+-N和NO2--N濃度開始同步下降,并且出水NO3--N的積累量也保持穩(wěn)定.第20d時3個反應器的脫氮效能趨于穩(wěn)定,以不同投加方式向反應器中投加經(jīng)預處理的廢鐵屑,投加量為10g/L.投加廢鐵屑后R2出水NH4+-N和NO2--N濃度迅速上升,總氮去除率比對照組R1降低15.2%; R3出水氮素濃度未觀察到明顯變化.第24d時, R2出水NH4+-N,NO2--N濃度分別為44.43和34.25mg/ L,R3出水NH4+-N,NO2--N的濃度分別為25.83和20.69mg/L,R2,R3的總氮去除率分別降低至32.7%和52.1%.從第32d開始,R2出水氮素濃度開始下降,然而并不能恢復至原有水平,觀察到反應器內污泥表觀上的紅色也逐漸褪去.與之對應的是R3的脫氮性能進一步提升,出水NH4+-N和NO2--N濃度明顯低于對照組,這可能是由于R3反應器中厭氧氨氧化菌逐漸適應了環(huán)境,表現(xiàn)出較好的厭氧氨氧化活性.

38d時環(huán)境溫度驟降,3個反應器均出現(xiàn)了嚴重失穩(wěn)現(xiàn)象,表現(xiàn)在出水NH4+-N和NO2--N濃度急劇升高.R2總氮去除率下降最為明顯,最低降至13.8%, R3總氮去除率則下降至29.8%,略優(yōu)于對照組R1的28.9%,R2抗沖擊能力明顯較差.一方面與反應器內厭氧氨氧化菌含量有關,另一方面長期直接接觸廢鐵屑可能會影響厭氧氨氧化菌的活性.溫度是影響厭氧氨氧化反應的關鍵因素,特別是在環(huán)境溫度低于15°C時,厭氧氨氧化活性會顯著降低[15],低溫下厭氧氨氧化脫氮系統(tǒng)對鐵的需求量也不同.然而低溫對厭氧氨氧化菌的抑制是可逆的,隨著環(huán)境溫度的升高,污泥活性逐漸恢復,3個反應器脫氮效能逐漸提高.

區(qū)別于已有研究[6,16-18],向厭氧氨氧化反應器中投加鐵基材料如廢鐵屑短期內不但未對厭氧氨氧化菌的活性有提升作用,反而抑制了其厭氧氨氧化活性,且廢鐵屑直接接觸污泥產(chǎn)生的抑制作用明顯強于間接接觸.廢鐵屑在水中能夠緩慢而持久地釋放鐵離子,而低溫下厭氧氨氧化菌對鐵離子的需求發(fā)生變化[19],當鐵離子的生成量大于微生物的吸收量時,反應器內出現(xiàn)鐵離子大量累積.過量的鐵離子會富集在菌種表面及內部,對微生物產(chǎn)生毒害作用,導致細胞不能正常的進行生長代謝,最終導致系統(tǒng)的脫氮性能下降[20].經(jīng)過30d的連續(xù)運行,R3的氮去除效果逐步提升并優(yōu)于未投加廢鐵屑的對照組,間接投加的廢鐵屑在長期運行中表現(xiàn)出對厭氧氨氧化菌活性提升的促進效果,這與Wang等[17]的研究成果相類似.

2.2 不同投加方式對化學計量比的影響

化學計量比是衡量厭氧氨氧化反應的一個重要參數(shù),通常用于判斷是否發(fā)生厭氧氨氧化反應[21].由式1可知,R(NO2--N與NH4+-N去除量之比)和R(NO3--N生成量與NH4+-N去除量之比)分別為1.32和0.26.一般來說當實驗所得化學計量比接近1:1.32:0.26時,反應器中即發(fā)生厭氧氨氧化反應.

NH4++1.32NO2-+0.066HCO3-+0.13H+→

1.02N2+0.26NO3-+0.066CH2O0.5N0.15+2.03H2O (1)

接種初期由于反應器中發(fā)生細胞自溶現(xiàn)象和反硝化作用[22],R和R與理論值相差較大,R2,R3中R甚至超過2.經(jīng)過20d的培養(yǎng)馴化后,厭氧氨氧化菌活性開始提升,3個反應器中R和R均開始接近理論值.投加的廢鐵屑在水中會氧化產(chǎn)生鐵離子,生成的鐵離子可能會作為電子供體或電子受體被微生物利用,參與到系統(tǒng)的脫氮過程中[23],因此導致了R2, R3中R的波動.此外張蕾等[24]研究發(fā)現(xiàn)在系統(tǒng)中添加過量的Fe2+后,厭氧氨氧化反應消耗的NH4+-N多于理論值,這也會導致R的波動.值的注意的是,從第31d開始,R2的R嚴重偏離理論值,結合其脫氮過程,這段時間內R2的出水NH4+-N濃度持續(xù)增加,可能的原因是環(huán)境溫度的大幅降低嚴重影響了厭氧氨氧化菌的活性.與此同時R1,R3中的厭氧氨氧化菌趨于成熟,R比較穩(wěn)定,與理論值接近,這可能由于厭氧氨氧化菌適應了環(huán)境從而得到富集,厭氧氨氧化反應已成為系統(tǒng)的主導地位[25].

R1,R2,R3的平均化學計量比在整個實驗期間分別為1:1.39:0.24,1:1.57:0.22和1:1.49:0.23,均接近理論比1:1.32:0.26,表明反應器中厭氧氨氧化反應占主導地位[26].投加廢鐵屑后,由于厭氧氨氧化菌和其他脫氮功能菌的協(xié)同作用使得R2和R3的R增大,同時電解產(chǎn)生的鐵離子參與反硝化過程還原NO2--N或NO3--N,使得R略低于理論值[27].

圖3 厭氧氨氧化化學計量比變化

2.3 不同投加方式對反應器中DO,pH值的影響

投加的廢鐵屑可能會影響反應器中DO和pH值的變化,他們是影響微生物活性的重要因素.

整個實驗過程中3個反應器中的DO變化如圖4所示.R2,R3中的DO均低于對照組R1,這主要是由于廢鐵屑腐蝕會消耗水中的溶解氧.R2,R3的溶解氧維持在0.2～0.3mg/L,而R1的溶解氧則超過0.3mg/L.在較高的DO水平下,不僅厭氧氨氧化菌的活性會受到抑制,而且亞硝酸鹽氧化菌(NOB)會與厭氧氨氧化菌競爭底物,導致厭氧氨氧化菌脫氮效能的下降.因此,在系統(tǒng)中投加適量的廢鐵屑可以消耗隨進水帶入的O2,維持厭氧氨氧化菌所需的厭氧環(huán)境.

圖4 反應器中DO和pH值變化

圖4顯示了3個反應器在整個實驗過程中的pH值的變化情況.根據(jù)厭氧氨氧化反應方程式(1),厭氧氨氧化反應是一個消耗酸的過程,反應器中H+不斷消耗導致pH值的增加,因此反應器出水pH值理論上應該高于進水pH值,這與實驗結果相一致.前13d內3個反應器中厭氧氨氧化反應不占主導地位,pH值不穩(wěn)定且波動.廢鐵屑投加進反應器后在水中發(fā)生氧化,如式(2)和(3),產(chǎn)生少量OH-釋放到水體,R2, R3中的pH值增加至8.0左右,明顯高于對照組R1,并在隨后的20d內始終維持在高水平.厭氧氨氧化反應的最適pH值范圍為7.8～8.1,高pH值條件下反應器中游離氨濃度的增加會抑制厭氧氨氧化菌的活性[28],這為R2脫氮性能的下降提供了解釋.第38d開始,R2,R3的pH值開始下降,并逐漸接近對照組R1,推測是由于廢鐵屑在水中氧化生成的氧化鐵逐漸覆蓋在表面,阻礙了廢鐵屑的進一步氧化.此推測在廢鐵屑的結構變化部分得到進一步證實.

Fe0+2H2O→H2+Fe2++2OH(2)

2.82Fe0+NO3-+0.75Fe2++2.25H2O→

NH4++1.19Fe3O4+0.5OH-(3)

2.4 污泥中鐵含量和廢鐵屑的結構變化

實驗結束后取各反應器中污泥測定鐵含量,R1, R2,R3分別測得37.97,62.50和73.26mg/L.由于進水中含有微量元素FeSO4·7H2O,因此在對照組R1中也檢測出有鐵.R2,R3中污泥內鐵元素含量明顯高于對照組,分別為對照組的1.64倍和1.93倍,這表明廢鐵屑在水中釋放出的鐵離子被厭氧氨氧化菌吸收利用.厭氧氨氧化菌在很大程度上依賴含鐵的蛋白質來保存能量,厭氧氨氧化菌富集培養(yǎng)物的鮮紅色正反映了這種高含量的血紅素鐵[29].R3中污泥內鐵含量較大的原因可能是由于厭氧氨氧化菌活性較高,表現(xiàn)出對鐵元素較大的需求量.

廢鐵屑在投加到反應器前如圖5(a)所示,顏色呈黑褐色,片狀結構.實驗結束后取出R2反應器內剩余的廢鐵屑,發(fā)現(xiàn)部分廢鐵屑表面覆蓋著一層污泥,如圖5(b)所示.與投加到反應器之前相比,外觀發(fā)生較大的變化,表面顏色由之前的黑褐色轉變?yōu)榧t色且質地疏松,這可能是由于廢鐵屑在反應器內發(fā)生氧化反應所致.

圖5 反應前后廢鐵屑照片

為進一步觀察廢鐵屑的結構變化,對反應前后的廢鐵屑進行掃描電鏡分析.如圖6(a)所示,投加進反應器前的廢鐵屑成片狀,其表面不光滑且存在許多溝壑狀紋路.這大幅增加了廢鐵屑的比表面積,這些溝壑有利于微生物附著在上面.圖6(b)為實驗結束后從R2中取出的廢鐵屑,可以清晰觀察到大量球狀菌附著在鐵屑表面及溝壑處,如圖6(c).還可以發(fā)現(xiàn)球狀菌之間相互聚集連接緊密,這可能是由于面對低溫及高濃度鐵離子的惡劣環(huán)境,菌種產(chǎn)生了更多的EPS以保護自身免受外界環(huán)境的影響.從圖中還可以看到有許多板形的次生礦物,推測是反應生成的氧化物,這些氧化物的形成可能會阻礙廢鐵屑釋放鐵離子.

圖6 反應前后廢鐵屑SEM照片

為進一步分析廢鐵屑對污泥的影響,使用XPS光譜對R1,R2,R3反應器厭氧氨氧化污泥進行分析,結果見表1、圖7.

表1 污泥樣品中鐵元素的結合能和原子數(shù)分數(shù)

圖7(a)為3個反應器中污泥樣品的全譜掃描,可以清晰地看到微生物組成的C1s,O1s以及Fe2p的峰位置,證實了R1,R2和R3反應器的污泥均存在鐵元素.圖7(b)(c)(d)分別為3個反應器中污泥樣品的Fe 2p高分辨光譜,可以看到在R1,R2,R3污泥樣品中,位于711.1～712.1eV處有較為明顯的特征峰,這說明被厭氧氨氧化菌代謝利用的鐵離子大多數(shù)為三價[30].除此之外,可以較為明顯地觀察到實驗組R2,R3的峰面積大于對照組R1,說明R1中鐵元素含量較少,這也表明了在投加廢鐵屑后,反應器中的厭氧氨氧化菌吸收利用了其電解生成的鐵離子. 低溫下厭氧氨氧化污泥對鐵元素表現(xiàn)出更大的需求量[31],可以通過投加鐵基材料如廢鐵屑進行補充.其原理仍基于零價鐵腐蝕的作用過程,所以不同的投加方式不會影響厭氧氨氧化菌對鐵元素的代謝利用.

Fig7 XPS spectra of the anammox sludge

2.5 不同投加方式微生物群落組成的影響

對反應器內第20d和第50d的污泥樣品進行高通量測序分析,將微生物檢測相對豐度>1%的菌門作為主要菌門,運行過程中微生物門水平組成如圖8所示.

6組微生物群落中共發(fā)現(xiàn)11個主要菌門,分別為綠彎菌門,變形菌門,擬桿菌門,放線菌門,酸桿菌門,浮霉菌門, Patescibacteria,硝化螺旋菌門, Myxococcota,芽單孢菌門,Firmicutes.姚芳等[32]在膨脹污泥顆粒床反應器中分別接種不同來源的污泥啟動厭氧氨氧化工藝,其高通量測序結果表明綠彎菌門,變形菌門和擬桿菌門均為反應器中的優(yōu)勢菌門,結果與本文一致.綠彎菌門廣泛存在于厭氧氨氧化系統(tǒng)中,是一種兼性厭氧微生物,有助于建立一個嚴格的厭氧環(huán)境,閆冰等[33]在厭氧氨氧化反應器中也發(fā)現(xiàn)了相對豐度較大的綠彎菌門.Kindaichi等[34]發(fā)現(xiàn)綠彎菌門可以分解利用死亡的厭氧氨氧化細菌,它們的絲狀結構還有利于生物膜的形成,可見綠彎菌門在厭氧氨氧化系統(tǒng)中發(fā)揮著重要作用.3個反應器中綠彎菌門的相對豐度隨運行時間有所下降,可能是由于反應器避光放置導致光照不足.一般而言,與氮素轉化相關的功能菌所屬菌群主要為變形菌門和擬桿菌門[35],它們的相對豐度在整個運行過程中有較為明顯的提高,而脫氮功能菌的變化導致了3個反應器間氮素去除的差異.厭氧氨氧化菌是一類細菌,均屬于浮霉菌門.3個反應器20d時浮霉菌門的相對豐度均較小,分別為6.46%,4.06%和4.63%,主要是由于在接種污泥中該門所占比例較小且厭氧氨氧化菌增殖速度較慢.反應器連續(xù)運行50d后,R1中浮霉菌門豐度降低至4.90%,下降了24.1%;R2中浮霉菌門豐度上升至4.43%,增加了9.1%;R3中浮霉菌門豐度上升至6.19%,增加了33.7%.厭氧氨氧化菌在低溫環(huán)境下活性受到抑制,生長速度緩慢,導致了R1中浮霉菌門相對豐度的減少,而投加廢鐵屑的R2,R3中浮霉菌門豐度均得到不同程度的提高,因此可以認為投加鐵基材料如廢鐵屑可以促進厭氧氨氧化菌的富集[36].而兩種投加方式相比,間接投加方式的促進效果更為明顯.

圖8 污泥樣品中門水平優(yōu)勢菌分布

圖9 污泥中屬水平優(yōu)勢菌分布

將微生物檢測相對豐度>1%的菌屬作為主要分析對象,運行過程中優(yōu)勢菌屬水平分布如圖9所示.反應器中厭氧氨氧化菌主要菌屬為,其相對豐度占了浮霉菌門的50%以上.運行50d后,R1中相對豐度由3.55%下降至2.50%,R2由2.25%上升至2.39%,R3由3.04%上升至4.00%.廢鐵屑的加入在一定程度上提高了在菌群中的相對豐度,低溫條件下間接投加組的促進效果優(yōu)于直接投加組.同時,在R2和R3中可以觀察到有較為明顯的增長.有研究[37]指出可以幫助厭氧氨氧化菌免受外界惡劣環(huán)境的干擾,保護厭氧氨氧化菌的活性,由此推測投加的廢鐵屑導致了相對豐度的提高.此外亞硝酸鹽氧化細菌如,反硝化菌如等脫氮功能菌的相對豐度也有不同程度的增加.由此可見,投加的廢鐵屑可以改善厭氧氨氧化的生境,促進脫氮功能菌的生長,改變微生物群落中種群相對豐度,但始終沒有改變作為厭氧氨氧化菌的優(yōu)勢功能菌屬.

3 結論

3.1 低溫(<20℃)條件下,當廢鐵屑投加量為10g/L時,直接和間接投加方式均會對厭氧氨氧化菌造成短期抑制;30d連續(xù)運行后,間接投加方式對厭氧氨氧化脫氮性能表現(xiàn)出促進作用,與對照組相比, NH4+-N和總氮去除率分別提高10.1%和4.0%.

3.2 廢鐵屑在水中電解,調節(jié)系統(tǒng)DO和pH值,改善了厭氧氨氧菌的生境;同時,釋放鐵離子,為厭氧氨氧化菌提供鐵元素.

3.3為優(yōu)勢厭氧氨氧化菌屬,廢鐵屑的投加促進了厭氧氨氧化菌的生長,其中間接投加促進效果更為顯著,未投加,直接和間接投加廢鐵屑的反應器中的相對豐度分別增加-1.05%,0.14%和0.96%.

[1] Kuenen J G. Anammox bacteria: from discovery to application [J]. Nature Reviews Microbiology, 2008,6(4):320-326.

[2] Ali M, Okabe S. Anammox-based technologies for nitrogen removal: Advances in process start-up and remaining issues [J]. Chemosphere, 2015,141:144-153.

[3] Strous M, Kuenen J, Jetten M. Key Physiology of Anaerobic Ammonium Oxidation [J]. Applied and environmental microbiology, 1999,65(7):3248-3250.

[4] Laura V, Willie J, Elly G, et al. Combined structural and chemical analysis of the anammoxosome: A membrane-bounded intracytoplasmic compartment in anammox bacteria [J]. Journal of Structural Biology, 2008,161(3):401-410.

[5] Ferousi C, Lindhoud S, Baymann F, et al. Iron assimilation and utilization in anaerobic ammonium oxidizing bacteria [J]. Current opinion in chemical biology, 2017,37:129-136.

[6] Erdim E, Yucesoy Ozkan Z, Kurt H, et al. Overcoming challenges in mainstream Anammox applications: Utilization of nanoscale zero valent iron (nZVI) [J]. Science of the Total Environment, 2018,651(Pt 2):3023-3033.

[7] Guo B, Chen Y, Lv L, et al. Transformation of the zero valent iron dosage effect on anammox after long-term culture: From inhibition to promotion [J]. Process Biochemistry, 2019,78:132-139.

[8] 曹天昊,王淑瑩,苗 蕾,等.不同基質濃度下SBR進水方式對厭氧氨氧化的影響[J]. 中國環(huán)境科學, 2015,35(8):2334-2341.

Cao T H, Wang S M, Miao L, et al. Influence of feeding modes on anammox under different influent substrate concentration in SBR [J]. China environmental science, 2015,35(8):2334-2341.

[9] Xie F, Ma X, Zhao B, et al. Promoting the nitrogen removal of anammox process by Fe-C micro-electrolysis [J]. Bioresource Technology, 2020,297(C):122429-122438.

[10] 國家環(huán)境保護局.水和廢水監(jiān)測分析方法 [M]. 4版.北京:中國環(huán)境科學出版社, 2002:258-282.

[11] 汪 倩,宋家俊,郭之晗,等.低基質濃度下生物膜亞硝化工藝的快速啟動及其運行效能[J]. 環(huán)境工程學報, 2021,15(7):2512-2521.

Wang Q, Song J J, Guo Z H, et al. Fast start-up of nitrosation biofilm process and its performance with low strength sewage [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021,15(7):2512-2521.

[12] 袁 硯,周 正,林 興,等.氨氮對厭氧氨氧化過程的抑制規(guī)律及調控策略[J]. 中國環(huán)境科學, 2017,37(9):3309-3314.

Yuan Y, Zhou Z, Lin X, et al. Inhibiting regularity and control strategy of NH4+-N on ANAMMOX Process. [J]. China environmental science, 2017,37(9):3309-3314.

[13] Tang C J, Ping Z, Mahmood Q, et al. Start-up and inhibition analysis of the Anammox process seeded with anaerobic granular sludge [J]. Journal of Industrial Microbiology & Biotechnology, 2009,36(8): 1093-1100.

[14] Kartal B, Rattray J, Niftrik L, et al. Candidatus "Anammoxoglobus propionicus" a new propionate oxidizing species of anaerobic ammonium oxidizing bacteria [J]. Systematic and Applied Microbiology, 2007,30(1):39-49.

[15] 宋成康,王亞宜,韓海成,等.溫度降低對厭氧氨氧化脫氮效能及污泥胞外聚合物的影響[J]. 中國環(huán)境科學, 2016,36(7):2006-2013.

Song C K, Wang Y Y, Han H C, et al. Effect of decreasing temperature on the performance and extracellular polymer substance of anaerobic ammonia oxidation sludge [J]. China environmental science, 2016, 36(7):2006-2013.

[16] Gao F, Zhang H, Yang F, et al. The effects of zero-valent iron (ZVI) and ferroferric oxide (Fe3O4) on anammox activity and granulation in anaerobic continuously stirred tank reactors (CSTR) [J]. Process Biochemistry, 2014,49(11):1970-1978.

[17] Wang H, Peng L, Mao N, et al. Effects of Fe3+ on microbial communities shifts, functional genes expression and nitrogen transformation during the start-up of Anammox process [J]. Bioresource Technology, 2021,320(PA):124326-124335.

[18] Feng L, Li J, Ma H, et al. Effect of Fe(II) on simultaneous marine anammox and Feammox treating nitrogen-laden saline wastewater under low temperature: Enhanced performance and kinetics [J]. Desalination, 2020,478(C):114287-114295.

[19] Ma Y, Zheng X, He S, et al. Nitrification, denitrification and anammox process coupled to iron redox in wetlands for domestic wastewater treatment [J]. Journal of Cleaner Production, 2021,300(10):126953- 126964.

[20] Zhang Z, Xu J, Shi Z, et al. Unraveling the impact of nanoscale zero-valent iron on the nitrogen removal performance and microbial community of anammox sludge [J]. Bioresource Technology, 2017,243: 883-892.

[21] Chen H, Hu H, Chen Q, et al. Successful start-up of the anammox process: Influence of the seeding strategy on performance and granule properties [J]. Bioresource Technology, 2016,211:594-602.

[22] Zekker I, Rikmann E, Tenno T, et al. Nitritating-anammox biomass tolerant to high dissolved oxygen concentration and C/N ratio in treatment of yeast factory wastewater [J]. Environmental technology, 2014,35(9-12):1565-1576.

[23] 呂 冉,李 彬,肖 盈,等.鐵對廢水微生物脫氮的影響研究進展[J]. 化工進展, 2020,39(2):709-719.

Lv R, Li B, Xiao Y, et al. Research progress on the effects of iron on microbiological nitrogen removal in wastewater [J]. Chemical Industry and Engineering Progress, 2020,39(2):709-719.

[24] 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(huán)境科學學報, 2009,29(8):1629-1634.

Zhang L, Zheng P, Hu A H, et al. Effect of ferrous ion on the performance of ananammox reactor [J]. Journal of Environmental Sciences, 2009,29(8):1629-1634.

[25] Ren L, Liang S, Ngo H, et al. Enhancement of anammox performance in a novel non-woven fabric membrane bioreactor (nMBR) [J]. RSC Advances, 2015,5(106):86875-86884.

[26] 張澤文,李 冬,張 杰,等.接種單一/混合污泥對厭氧氨氧化反應器快速啟動的影響[J]. 環(huán)境科學, 2017,38(12):5215-5221.

Zhang Z W, Li D, Zhang J, et al. Effect of Seeding Single/Mixed Sludge on Rapid Start-up of an ANAMMOX Reactor [J]. Environmental science, 2017,38(12):5215-5221.

[27] 雷 欣,閆 榮,慕玉潔,等.鐵元素對厭氧氨氧化菌脫氮效能的影響[J]. 化工進展, 2021,40(5):2730-2738.

Lei X, Yan R, Mu Y J, et al. Effect of iron on nitrogen removal efficiency of anaerobic ammonium oxidation bacteria [J]. Chemical Industry and Engineering Progress, 2021,40(5):2730-2738.

[28] Chen H, Ma C, Ji Y, et al. Evaluation of the efficacy and regulation measures of the anammox process under salty conditions [J]. Separation & Purification Technology, 2014,132:584-592.

[29] Miethke M. Molecular strategies of microbial iron assimilation: from high-affinity complexes to cofactor assembly systems [J]. Metallomics : integrated biometal science, 2013,5(1):15-28.

[30] Toru Y, Peter H. Analysis of XPS spectra of Fe2+and Fe3+ions in oxide materials [J]. Applied Surface Science, 2007,254(8):2441-2449.

[31] Li J, Feng L, Basanta K, et al. Bioaugmentation of marine anammox bacteria (MAB)-based anaerobic ammonia oxidation by adding Fe(III) in saline wastewater treatment under low temperature [J]. Bioresource Technology, 2020,295(C):122292-122306.

[32] 姚 芳,劉 波,王德朋,等.不同接種污泥的厭氧氨氧化反應器啟動特性及菌群結構演替規(guī)律分析[J]. 環(huán)境科學學報, 2017,37(7): 2543-2551.

Yao F, Liu B, Wang D P, et al. Start-up of ANAMMOX enrichment with different inoculated sludge and analysis of microbial community structure shift [J]. Journal of Environmental Sciences, 2017,37(7): 2543-2551.

[33] 閆 冰,夏 嵩,桂雙林,等.厭氧氨氧化菌富集培養(yǎng)過程微生物群落結構及多樣性[J]. 環(huán)境科學, 2020,41(12):5535-5543.

Yan B, Xia S, Gui S L, et al. Microbial Community Structure and Diversity During the Enrichment of Anaerobic Ammonium Oxidation Bacteria [J]. Environmental Science, 2020,41(12):5535-5543.

[34] Kindaichi T, Yuri S, Ozkai N, et al. Ecophysiological role and function of uncultured Chloroflexi in an anammox reactor [J]. Water science and technology : a journal of the International Association on Water Pollution Research, 2012, 66(12) : 2556-2561.

[35] [35] Luo J, Liang H, Yan L, et al. Microbial community structures in a closed raw water distribution system biofilm as revealed by 454-pyrosequencing analysis and the effect of microbial biofilm communities on raw water quality [J]. Bioresource Technology, 2013,148(11):189-195.

[36] 王海月,彭 玲,毛念佳,等.三價鐵對有機物存在下厭氧氨氧化脫氮的影響[J]. 中國環(huán)境科學, 2021,41(4):1672-1680.

Wang H Y, Peng L, Mao N J, et al. Effect of Fe3+ on nitrogen removal of Anammox in the presence of organic matter [J]. China environmental science, 2021,41(4):1672-1680.

[37] Wang C, Liu S, Xu X, et al. Achieving mainstream nitrogen removal through simultaneous partial nitrification, anammox and denitrification process in an integrated fixed film activated sludge reactor [J]. Chemosphere, 2018,203:457-466.

Effect of iron scraps on anammox systems at low temperature.

LI Tian-hao1, XU Yun-xiang1, GUQ Zhi-han1, HUANG Zi-chuan1, LIU Wen-ru1,2*, SHEN Yao-liang1,2

(1.School of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China；2.Jiangsu Provincial Key Laboratory of Environmental Science and Engineering, Suzhou 215009, China)., 2022,42(4)：1688～1695

The effects of iron scraps addition and its dosing methods on the nitrogen removal performance and microbial community of anaerobic ammonia oxidation(anammox)reactors were investigated at low temperature (<20°C). The results showed that when the dosage of iron scraps was 10g/L, both the direct (R2) and indirect (R3) dosing methods caused short-term inhibition of anammox bacteria. Consequently, the total nitrogen removal effieiency reduced by 4.7% and 3.4%, respectively. The total nitrogen removal effieiency of the control group (R1), R2 and R3 all reached to about 70% after 30 days of continuous operation. During the stable operation,R(the ratio of NO2--N removal to NH4+-N removal) andR(the ratio of NO3--N generation to NH4+-N removal) of R2 were 1.57 and 0.22,RandRof R3 were 1.49 and 0.23, which were closer to the theoretical value of anammox than R2. The decrease of DO concentration and the increase of pH was observed likely due to the corrosion of iron scraps in the water. The iron concentration of sludge in R2 and R3 was 1.64 times and 1.93 times higher than that of in control reactor. These results suggested that the iron scraps addition not only improved the living habitats, but also supplyed iron for anammox bacteria. High-throughput sequencing results showed that during the 20～50days operation, the relative abundance of the dominant anammox bacteriain R1, R2, and R3 increased by -1.05%, 0.14%, and 0.96%, respectively. This indicated that the addition of iron scraps promoted the growth of anammox bacteria at low temperature, while the enhancment was more obvious with the indirect addition of iron scraps.

anaerobic ammonia oxidation(anammox)；low temperature；iron scraps；dosing methods；nitrogen removal performance

X703

A

1000-6923(2022)04-1688-08

李天皓(1997-),男,江蘇南通人,碩士研究生,研究方向為水污染控制工程.發(fā)表論文1篇.

2021-09-03

國家自然科學基金資助項目(51808367);城市生活污水資源化利用技術國家地方聯(lián)合工程實驗室開放課題資助項目(2018KF05);江蘇省研究生創(chuàng)新計劃資助項目(KYCX20_2778)

*責任作者, 副教授, liuwenru1987@126.com