張宇坤,王淑瑩,董怡君,顧升波,彭永臻
(北京工業(yè)大學北京市水質(zhì)科學與水環(huán)境恢復工程重點實驗室,北京100124)
NaCl鹽度對氨氧化細菌活性的影響及動力學特性
張宇坤,王淑瑩*,董怡君,顧升波,彭永臻
(北京工業(yè)大學北京市水質(zhì)科學與水環(huán)境恢復工程重點實驗室,北京100124)
含鹽廢水的硝化過程常常出現(xiàn)亞硝酸鹽積累,NaCl鹽度對氨氧化菌(AOB)活性的影響與動力學特性并不清楚.采用高濃度氨氮污水富集培養(yǎng)AOB,并成功實現(xiàn)短程硝化.對富含AOB的污泥進行熒光原位雜交技術(shù)(FISH)分析表明AOB占細菌總數(shù)比例為(55±7)%.污泥的最大比氨氧化速率為(0.92±0.13)gN/(gVSS·d).用此污泥考察了NaCl鹽度對AOB活性的影響,并測定了10g/L時AOB的動力學參數(shù)(KNH3、Ko).試驗結(jié)果表明,與鹽度為0g/L時的AOB活性相比,鹽度為15g/L時的AOB活性降低了37%;鹽度為30g/L時降低了85%.鹽度為10g/L時,AOB的最大比氨氧化速率為(0.62 ± 0.03)gN/(gVSS·d),底物半飽和常數(shù)KNH3值為(7.62 ± 0.13)mg/L,氧的半飽和常數(shù)Ko值為(0.39 ± 0.04)mg/L,其中KNH3測定值高于ASM2模型推薦值.NaCl鹽度對AOB的抑制降低了最大比氨氧化速率,對底物(NH4+-N)傳遞存在影響.
活性;廢水;動力學;氨氧化細菌;鹽度
隨著淡水資源的緊缺,部分沿海地區(qū)采用海水替代城市生活用水(海水沖廁,消防等)[1-2],此外,一些人類生產(chǎn)活動(海產(chǎn)品加工廢水,蔬菜腌制等)也會帶來大量的無機鹽[3-4].含無機鹽的廢水與市政污水混合后進入城市污水處理廠,會對活性污泥產(chǎn)生毒害作用[5],嚴重影響污水處理廠的正常運行.海水利用產(chǎn)生的污水經(jīng)市政管網(wǎng)最終流入污水處理廠,水量約占污水處理總量的30%,含鹽生活污水的鹽度一般不超過10g/L[6-7].
硝化過程作為污水生物處理的重要組成部分,含鹽廢水的硝化過程活性(最大比氨氧化速率與鹽度為0g/L時最大比氨氧化速率的比值)低于普通活性污泥法[8-10].微生物實驗表明[7],氨氧化細菌(AOB)的存活率(采用most probably number (MPN)計數(shù)法[11])隨鹽度增高而減小.隨著鹽度的升高,細胞的滲透壓增大,不利于細胞內(nèi)底物、氧的傳遞[12],這可能是含鹽廢水硝化過程效率低下的原因之一.底物-N)半飽和常數(shù)(KNH3)和氧的半飽和常數(shù)(Ko)是表征AOB的氨氮、氧的傳遞能力的動力學參數(shù).ASM2模型中給出了無鹽度時AOB的KNH3(1mg/L), Ko(0.5mg/ L)的參考值[13].目前,針對NaCl鹽度是否會對氨氧化過程中氨氮、氧的傳遞能力(KNH3,Ko)產(chǎn)生影響還鮮見報道.現(xiàn)有的研究在測定硝化菌群的KNH3,Ko值時常采用異養(yǎng)菌為主的活性污泥[14-16],Manser[14]等測定了普通活性污泥中AOB的KNH3= (0.14 ± 0.1)mg/L, Ko= (0.79 ± 0.08)mg/L;顧升波[16]測定了短程硝化污泥中AOB的Ko= 0.26mg/L,污泥中較低的硝化菌群比例(AOB占全菌比例約3.5~5%)[15-16],降低了硝化菌群動力學參數(shù)測定結(jié)果的可靠性;對AOB進行富集培養(yǎng)[17-18]有利于提高AOB占全菌比例,本研究以富含AOB的活性污泥(AOB占全菌比例大于50%)為研究對象,減少了異養(yǎng)菌等對動力學測定的影響,可獲得更加準確的AOB動力學參數(shù).目前研究多集中于鹽度對混合菌群的COD氧化能力、硝化效果的影響,關(guān)于鹽度對AOB的活性影響及動力學還未見報道.本試驗擬采用序批式反應(yīng)器(SBR)裝置富集培養(yǎng)AOB,以富含AOB的活性污泥為研究對象,檢測NaCl鹽度對AOB活性的影響,并測定鹽度為10g/L時AOB的最大比氨氧化速率KNH3值,Ko值,分析NaCl鹽度對AOB活性及動力學參數(shù)的影響,為污水處理廠高效處理含鹽廢水提供技術(shù)支持.
1.1 氨氧化細菌富集裝置及運行方式
采用有效容積為10L的SBR裝置富集AOB.其中有效容積均為8L,每周期進水2L,排水比為25%;通過溫控裝置控制溫度在22~25℃;溶解氧(DO)控制在2mg/L以上.在每周期開始時和120min時開啟蠕動泵,投加1mol/L的NaOH將 SBR裝置pH值調(diào)節(jié)到7.5~8.0;每周期運行360min:進水(12min),曝氣(300min),沉淀30min,排水12min,閑置6min;污泥齡約為15d.經(jīng)過422d富集培養(yǎng),最大比氨氧化速率可達0.92gN(gVSS·d).
1.2 試驗用水水質(zhì)
對于AOB的富集,人工配置污水采用Vadivelu等[18]的配方,采用NH4HCO3(2000mgN/ L)作為無機碳源和氮源;配制污水均添加痕量元素[18](2mL/L).配水組成見表1,所有的配水試驗用水都經(jīng)過滅菌后再連入反應(yīng)器;如前所述,耐鹽污泥系統(tǒng)常采用鹽度10g/L作為污泥馴化的上限[6-7],因此在測定含鹽廢水AOB的動力學參數(shù)時,鹽度(NaCl)均設(shè)定為10g/L.
表1 人工配制污水水質(zhì)情況Table 1 Characteristic of artificial wastewater
1.3 批次試驗
1.3.1 NaCl鹽度對AOB氨氧化活性的影響 NaCl鹽度對AOB氨氧化活性影響的批次試驗共6個批次,鹽度(NaCl)分別設(shè)定為:0,5,10,15,20,30g/L,每個批次包含3組平行試驗.試驗開始前向500mL批次試驗瓶內(nèi)投加碳酸氫銨溶液,氨氮初始濃度為50mg/L.試驗過程中通過投加HCl和NaOH控制pH值為7.2±0.1;控制DO>4mg/L.批次試驗時間為30min,水樣經(jīng)Millipore 0.45μm濾膜過濾后檢測水樣中-N濃度,混合液懸浮固體濃度(MLSS)約為922mg/L,混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)約為768mg/L.
式中:q為比氨氮氧化速率,mg/(gVSS·h);qmax為最大比氨氮氧化速率,mg/(gVSS·h);SNH3為氨氮濃度,mg/L;KNH3為底物-N)半飽和常數(shù), mg/L.
1.3.3 氧的半飽和常數(shù)的測定 批次試驗共進行12個批次,每個批次設(shè)定不同的DO濃度(0.3~9mg/L);批次試驗中均提供過量的(遠大于KNH3值)底物-N):初始-N濃度為30mg/L,每隔5~10min其他條件與底物-N)半飽和常數(shù)試驗條件相同.Ko值采用式(2)擬合DO濃度--氨氧化菌活性進行檢測[19],
式中:So為溶解氧(DO)濃度, mg/L;Ko為氧的半飽和常數(shù), mg/L.
1.4 檢測指標及分析方法
氨氮、亞硝態(tài)氮、硝態(tài)氮、MLSS、MLVSS均采用標準方法測定[20].熒光原位雜交技術(shù)(FISH)采用Amann[21]的操作方法進行,采用4% PFA, 4℃條件下對污泥樣品固定120~180min.對固定后的污泥樣品超聲分散1min,將樣品滴加在明膠包被過的載玻片上,干燥后先后浸泡于50%、80%和98%的乙醇溶液中脫水3min. 雜交緩沖液組成包括0.9mol/L NaCl、20mmol/L Tris/HCl,0.01% SDS和甲酰胺(甲酰胺FA濃度見表2,pH值為7.2).將熒光標記的寡核苷酸探針溶解于雜交緩沖液中,在46℃下與污泥樣品雜交120min.采用的寡核苷酸探針列于表2.雜交結(jié)束后,采用洗脫緩沖液在48℃下洗脫20min.在干燥后的樣品上滴加抗熒光衰減液,對每個污泥樣品隨機拍攝20~25張照片(OLYMPUS BX61熒光顯微鏡),并采用Image-pro plus 6.0Software?進行計數(shù)分析;污泥粒徑分布、污泥比表面積檢測采用Beun[22]的操作方法.
表2 所用寡核苷酸探針堿基序列Table 2 Oligonucleotide probes used in this study
2.1 AOB富集裝置典型周期污染物變化情況及污泥分析
由圖1可見,在0~180min氨氮逐漸下降,約170mg/L氨氮被氧化.最大比氨氧化速率為(0.92± 0.13)gN/(gVSS·d),這顯示AOB富集裝置具有很高的氨氧化活性;同時,亞硝態(tài)氮也逐漸增加,0~180min共增加了163mg/L,沒有檢測到硝態(tài)氮.這說明系統(tǒng)中NOB含量較少或活性不高,成功實現(xiàn)了短程硝化,有利于提高AOB占細菌總數(shù)的比例.值得注意的是,在180~300min時系統(tǒng)氨氮濃度仍然較高(530mg/L),且氨氮停止下降,這可能是因為此時的pH值很低(約5.9),生成的亞硝態(tài)氮以游離亞硝酸(FNA最大值約為0.5mg HNO2-N/L)形式存在,抑制了氨氧化過程[17].由圖1b可見,系統(tǒng)溫度穩(wěn)定在(26±1)℃,pH值在氨氧化過程一直在下降,這是由于氨氧化過程釋放H+.在曝氣120min時用1mol/L的NaOH將反應(yīng)器pH值調(diào)節(jié)到7.5~8.0.當pH值在5.9左右時(第180min)pH值不再下降,這可能是由于氨氧化過程受到FNA抑制[17],停止釋放H+;DO在140min左右出現(xiàn)突躍點,此時氨氧化速率變?。▓D1a),需氧量下降.對富含AOB的活性污泥進行FISH檢測(圖2),結(jié)果顯示AOB占細菌總數(shù)比例為(55±7)%,Nitrobacer占細菌總數(shù)比例(4±1)%,未檢測到Nitrospira.對AOB富集裝置內(nèi)污泥(第422d)的粒度分布情況進行分析(圖3),可以看出污泥的粒徑主要分布在50~400μm之間,其污泥平均粒徑為163μm,與顧升波[16]培養(yǎng)的AOB污泥粒徑相差不大,但大于Blackburne等[19]富集的NOB污泥粒徑.同時測得該污泥比表面積為0.0577m2/g.
圖1 SBR典型周期(第422d)中氨氮,亞硝態(tài)氮,硝態(tài)氮濃度及參數(shù)變化情況Fig.1 Profile of ammonia, nitrite, nitrate and parameters in typical SBR cycle (the 422d)
2.2 NaCl鹽度對AOB氨氧化活性的影響
圖4顯示了NaCl鹽度對AOB的氨氧化活性(最大比氨氧化速率與鹽度為0g/L時最大比氨氧化速率的比值)的影響.AOB的氨氧化速率隨鹽度(0~30g/L)的增大而逐漸減?。▓D4a),鹽度為0g/L時AOB的最大比氨氧化速率最大,為0.92gN/ (gVSS·d);鹽度為10g/L時AOB的活性相對0g/L時降低27%;當鹽度增加為30g/L時,AOB的活性降低了85%.對鹽度與AOB活性關(guān)系進行線性擬合,結(jié)果顯示兩者線性關(guān)系良好(圖4b),q/qmax= -2.64X + 100, R2= 0.98.這顯示NaCl鹽度對AOB的活性存在重要影響,鹽度的升高會嚴重抑制AOB的氨氧化活性,這與以往的研究結(jié)果一致[2,6].Omar等[12]認為高鹽污水提高了胞內(nèi)滲透壓,限制了細胞的物質(zhì)傳輸,這可能是含鹽廢水氨氧化活性下降的原因之一.
圖2 富含AOB系統(tǒng)FISH分析(第422d)Fig.2 The FISH analysis of activated sludge in AOB enrichment system (422d)
圖3 富含AOB系統(tǒng)污泥的粒度分布Fig.3 Volumetric floc size distributions of activated sludge in AOB enrichment system
由圖5可見,隨著氨氮濃度的增加,AOB的活性(比氨氧化速率與最大比氨氧化速率的比值)也逐漸增加. 采用式(1)對底物與AOB活性進行擬合[19], q/qmax= 100%×SNH3/(7.62+SNH3),最大比氨氧化速率為(0.62 ± 0.03)gN/(gVSS·d), KNH3=(7.62 ± 0.13)mg/L; R2= 0.95. ASM2模型[13]中AOB的KNH3推薦值為1mg/L,本試驗測得的KNH3值高于ASM2模型推薦值.較高的KNH3值意味著隨著氨氮濃度的降低,最大比氨氧化速率會大幅下降,硝化效率降低,氨氮氧化過程難以進行到底.為了實現(xiàn)含鹽廢水氨氮的達標排放,需要更長的曝氣時間.含鹽廢水提高了氨氧化菌的細胞滲透壓[12]進而對底物的傳遞產(chǎn)生抑制,底物半飽和常數(shù)KNH3值也隨之升高;另一方面,較大的污泥粒徑也會提高硝化菌群的KNH3值[19].對污泥進行耐鹽馴化可能有助于提高含鹽廢水的硝化效率[7].
圖4 NaCl鹽度對AOB氨氧化活性的影響Fig.4 Effect of NaCl salinity on activity of AOB
2.4 氧的半飽和常數(shù)的測定
由圖6可見,鹽度為10g/L時,隨著DO濃度的增加,AOB的活性也逐漸增強.當DO濃度增加到1.3mg/L附近, AOB活性達到最大值,此后的AOB活性幾乎都在最大值上下波動.AOB活性與DO濃度關(guān)系擬合相關(guān)性良好(R2=0.96).最大比氨氧化速率為0.62gN/(gVSS·d); Ko=(0.39± 0.04)mg/L.ASM2模型[13]中AOB的Ko推薦值為0.5mg/L,與本試驗Ko測定值接近.與鹽度為0g/L相比,NaCl鹽度(10g/L)對AOB的氧的半飽和常數(shù)影響不大.
圖5 AOB活性隨著氨氮濃度的變化規(guī)律(鹽度為10g/L)Fig.5 The variation of activity of enrichment AOB with ammonia
圖6 AOB活性隨DO濃度的變化規(guī)律(鹽度為10g/L)Fig.6 The variation of activity of enrichment AOB with DO
3.1 AOB富集裝置的污泥經(jīng)過422d的富集培養(yǎng),AOB成為優(yōu)勢菌種,F(xiàn)ISH分析結(jié)果顯示AOB占細菌總數(shù)比例為(55±7)%.污泥平均粒徑為163μm.
3.2 鹽度為0g/L時AOB的最大比氨氧化速率為0.92gN/(gVSS·d).鹽度為5g/L時,AOB的活性相對0g/L時降低了17%;鹽度增加到20g/L時,AOB的活性降低了62%.
3.3 鹽度為10g/L時AOB的最大比氨氧化速率為(0.62±0.03)gN/(gVSS·d),底物(NH4+-N)半飽和常數(shù)KNH3值為(7.62±0.13)mg/L,氧的半飽和常數(shù)Ko值為(0.39±0.04)mg/L.
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致謝:感謝劉麗在論文修訂、試驗方面給予的幫助和支持.
Effect of NaCl salinity on activity of ammonia-oxidizing bacteria and kinetic characterization.
ZHANG Yu-kun,WANG Shu-ying*, DONG Yi-jun, GU Sheng-bo, PENG Yong-zhen
(Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environmental Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)
China Environmental Science, 2015,35(2):465~470
Nitrite accumulation was always observed in the saline wastewater nitrification process, but the effect of NaCl salinity on ammonia-oxidizing bacteria (AOB) activity and kinetic characterization has not been clear. In this study, AOB was enriched in a lab-scale SBR system with high concentration of ammonium wastewater, and the partial nitrification was successfully achieved. The fluorescence in situ hybridization (FISH) analysis showed that AOB accounted for (55 ± 7)% of total bacteria. The maximum specific ammonia oxidation rate was (0.92 ± 0.13)gN/(gVSS·d). The effect of NaCl salinity on AOB activity was investigated using this mixed culture. The kinetic parameters of AOB (KNH3、Ko) were also measured under NaCl salinity of 10g/L. Results showed that compared with NaCl salinity 0g/L, the activity of AOB decreased 37% under NaCl salinity of 15g/L and decreased 85% under NaCl salinity of 30g/L. When salinity was 10g/L,the maximum ammonia oxidation rate was (0.62 ± 0.03)gN(gVSS·d), the half-saturation constant for ammonia (KNH3) was(7.62±0.13)mg/L, the half-saturation constant for oxygen (Ko) was (0.39±0.04)mg/L. The KNH3value was higher than recommended value of ASM2model. NaCl salinity could reduce maximum specific ammonia oxidation rate, and also affects the substrate (ammonia) affinity of AOB.
activity;wastewater;kinetics;ammonia-oxidising bacteria;salinity
X703.1
A
1000-6923(2015)02-0465-06
張宇坤(1987-),男,黑龍江哈爾濱人,北京工業(yè)大學博士
2014-02-07
高等學校博士學科點專項科研基金(20111103130002);北京市科委科技創(chuàng)新平臺項目
* 責任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn
研究生,主要從事污水生物處理方面的研究.