宋成康,王亞宜,韓海成,陳 杰,王曉東,常青龍

?

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

宋成康,王亞宜*,韓海成,陳 杰,王曉東,常青龍

(同濟大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,污染控制與資源化研究國家重點實驗室,上海 200092)

本研究系統(tǒng)考察了階梯降溫并恢復(fù)至室溫(33→25→20→15→10→22℃)長期變化過程厭氧氨氧化反應(yīng)器的動態(tài)脫氮效能和厭氧氨氧化活性變化,分析了厭氧氨氧化污泥胞外聚合物(EPS)的變化特性,計算獲得了厭氧氨氧化反應(yīng)的活化能.結(jié)果表明,在溫度20~33℃下,序批式厭氧氨氧化反應(yīng)器可穩(wěn)定高效運行,總氮去除負荷維持在0.4gN/(L·d)左右,最大比厭氧氨氧化活性(SAA)大于0.32gN/(gVSS·d).10℃是厭氧氨氧化菌代謝活性的轉(zhuǎn)折點:當溫度降至10℃時,SAA為0.044gN/(gVSS·d),較33℃時下降91%.當溫度恢復(fù)至22℃,厭氧氨氧化活性恢復(fù)至0.24gN/(gVSS·d).厭氧氨氧化反應(yīng)的活化能a在10~33℃和10~20℃范圍內(nèi)分別為68.4,152.9kJ/mol.在本實驗溫度(33→15℃)范圍內(nèi),EPS含量隨著溫度降低而升高;在10℃時,EPS含量顯著下降,出水中懸浮物升高,造成部分厭氧氨氧化污泥流失.

厭氧氨氧化；溫度；活化能；SAA；胞外聚合物

厭氧氨氧化反應(yīng)以氨氮作為電子供體,以亞硝酸鹽作為電子受體,應(yīng)用于污水的脫氮處理,具備了無需外加碳源、節(jié)省動力消耗和污泥產(chǎn)量少等優(yōu)點[1-2].

如何維持低溫和低氨氮條件下厭氧氨氧化的活性及厭氧氨氧化污泥的高度持留是厭氧氨氧化技術(shù)應(yīng)用于主流線污水生物脫氮亟待解決的瓶頸問題.厭氧氨氧化反應(yīng)的功能菌為厭氧氨氧化菌(AnAOB)(中溫菌),其最適生長溫度范圍為30~40℃[3-6],因此大部分厭氧氨氧化反應(yīng)器溫度均維持在30℃以上[3-5],以減緩低溫厭氧氨氧化菌低生長速率使得厭氧氨氧化運行效能低的問題[7].研究表明,溫度每降低5℃,AnAOB的生長速率下降30~40%[4-5].同時,溫度降低也將導(dǎo)致最大比厭氧氨氧化活性(SAA)降低,從而影響厭氧氨氧化反應(yīng)器的脫氮效能.Hendrickx等[8]在10℃下培養(yǎng)厭氧氨氧化污泥(主要厭氧氨氧化菌為Brocadia fulgida),其比厭氧氨氧化活性為0.030~0.044gN/(gVSS·d).而Lotti等[7]在10~20℃研究厭氧氨氧化顆粒污泥流化床反應(yīng)器處理效果,在10℃時容積氮去除負荷高達0.34gN/(L·d),比厭氧氨氧化活性為0.06gN/(gVSS·d).隨著厭氧氨氧化技術(shù)擬在城市污水主流工藝應(yīng)用中的推進,厭氧氨氧化在中溫和低溫條件下的反應(yīng)活性以及污泥形態(tài)特性變化亟需了解和掌握.

本文主要研究了溫度階梯下降過程,厭氧氨氧化反應(yīng)器(短程-厭氧氨氧化二段式的后段)的動態(tài)脫氮效果、活性變化和污泥胞外聚合物(EPS)特性變化,目的是獲得可接受厭氧氨氧化活性條件下的最低溫度,研究結(jié)果可以為厭氧氨氧化技術(shù)在城市污水主流線等常溫(或者低溫)開放環(huán)境下的應(yīng)用提供理論基礎(chǔ)和技術(shù)支撐.

1 實驗材料與方法

1.1 實驗裝置

厭氧氨氧化反應(yīng)在序批式反應(yīng)器(SBR)(圖1)中進行.該反應(yīng)器總?cè)莘e為2.5L,有效容積為2L,利用恒溫循環(huán)水浴鍋控制反應(yīng)器反應(yīng)區(qū)的溫度.反應(yīng)器一天運行3個周期,每個周期運行480min,包括進水5min,反應(yīng)395min,沉淀55min,閑置20min,各反應(yīng)過程采用自動控制系統(tǒng)實現(xiàn).

1.2 實驗用水

實驗用水為人工配制的含氨氮和亞硝酸鹽氮模擬廢水,進水溫度通過恒溫循環(huán)水浴鍋控制.模擬廢水主要包括(g/L):NH4Cl(按需配制64± 46~147±28mg NH4+-N/L,表1), NaNO2(按需配制80±53~196±18mg NO2--N/L,表1),NaHCO3,1.05; KH2PO4,0.02; CaCl2, 0.014;MgSO4·7H2O,0.08; FeSO4·7H2O,0.015;Na2EDTA,0.02和微量元素濃縮液1mL/L.

微量元素濃縮液包括(g/L): H3BO3,0.018; CoCl2·2H2O,0.262;CuSO4·5H2O,0.312;ZnSO4·7H2O, 0.538,MnCl2·4H2O,1.238;NiCl2·6H2O,0.238;NaMoO4·

2H2O,0.275;EDTA,7.5.

1.3 接種污泥

反應(yīng)器污泥接種于本課題組已馴化成熟的厭氧氨氧化污泥.該厭氧氨氧化污泥穩(wěn)定運行時SAA約為(0.31±0.01)gN/(gVSS·d),混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)約為5g/L.熒光原位雜交(FISH)檢測結(jié)果顯示該厭氧氨氧化污泥中厭氧氨氧化菌為Kuenenia stuttgartiensis (所用探針為EUB338mix and KST-1275).接種1L該污泥到2L厭氧氨氧化反應(yīng)器中,該厭氧氨氧化反應(yīng)器以絮體和顆粒為主,通過進行16S rDNA測序,發(fā)現(xiàn)33℃穩(wěn)態(tài)條件下(118d)厭氧氨氧化功能菌為:Kuenenia(2.2%)、Brocadia(1.4%)和Jettenia(1.3%).

1.4 實驗測定項目及方法

NH4+-N,納氏試劑比色法;NO2--N,N-(1奈基)-乙二胺分光光度法;NO3--N,紫外分光光度法[9];pH,WTW pH3310SenTix41復(fù)合電極直接測定;ORP,WTW pH3310SenTixORP復(fù)合電極直接測定.溫度采用不銹鋼溫度計(精確度0.1℃).

胞外聚合物(EPS):分光光度法.取7mL混合均勻的污泥,采用改進的熱提取法提取EPS[11], EPS中多糖(PS)測定采用蒽酮法[12],以葡萄糖作為標準物質(zhì);蛋白質(zhì)(PN)及腐殖質(zhì)(HS)測定采用修正的Folin-Lowry法,以牛血清蛋白作為標準物質(zhì).

16S rDNA測序:對提取到的基因組DNA進行瓊脂糖電泳檢測,查看基因組DNA的完整性與濃度.利用Qubit2.0DNA檢測試劑盒對基因組DNA精確定量,以確定PCR反應(yīng)應(yīng)該加入的DNA量.PCR所用的引物已經(jīng)融合了Miseq測序平臺的通用引物.所選擇的細菌 16S rDNA測序引物是338F (ACTCCTACGGGAGGCAGC- AG)和806R (GGACTACHVGGGTWTCTAAT).

PCR結(jié)束后,對PCR產(chǎn)物進行瓊脂糖電泳,采用OMEGA Gel Extraction kit(cat:D2500-01)對DNA進行回收.回收產(chǎn)物用Qubit2.0定量,根據(jù)測得的DNA濃度,將所有樣品按照1:1的比例進行混合;混合后充分震蕩均勻.該混合樣品可用于后續(xù)的樣品建庫(加測序標簽)與測序.

SAA:取典型單周期實驗數(shù)據(jù)進行SAA計算,具體計算公式如下:

式中:?為基質(zhì)(NH4+-N +NO2--N)的降解量, mgN/L;?為反應(yīng)時間,min;?/?為基質(zhì)降解對時間線性擬合的最大斜率;VSS為反應(yīng)器污泥的濃度,gVSS/L.SAA單位為mgN/ (gVSS·min),將其單位換算為gN/(gVSS·d),換算系數(shù)為1.44.

1.5 試驗方案

表1 進水特征及各階段運行參數(shù) Table 1 Operational phases and corresponding influent characteristics and parameters

注:進水NH4+和NO2-比率按照厭氧氨氧化反應(yīng)理論比1:1.32配置.

如表1所示,根據(jù)實驗過程中負荷及溫度的變化,將試驗過程分為VII個階段.其中階段I為污泥馴化階段,總氮負荷隨著反應(yīng)器處理能力的提高而升高;階段II為污泥穩(wěn)定運行階段;從階段II到階段VI采用階梯降溫的方式運行,通過恒溫水浴鍋控制反應(yīng)器溫度.

2 結(jié)果與分析

2.1 厭氧氨氧化反應(yīng)器在不同溫度下的長期脫氮效能

厭氧氨氧化反應(yīng)器在不同的溫度下運行361d,其在7個階段的運行參數(shù)見表1.各階段氮素動態(tài)變化情況如圖3所示.階段I為初期馴化階段,氨氮由40mg/L逐步升高為140mgN/L左右,亞硝氮由50mgN/L增加為190mgN/L左右.階段II,該反應(yīng)器已達到穩(wěn)定的脫氮效果,氨氮去除率穩(wěn)定在90%以上,亞硝氮去除率接近100%,消耗的NO2--N/NH4+-N約為1.45±0.10,略高于文獻報道的理論值1.32[4,13],這可能是因為該反應(yīng)器中存在硝化細菌(NOB)發(fā)生了硝化反應(yīng)所致.

表2 不同溫度水平厭氧氨氧化SBR工藝脫氮效果 Table 2 The nitrogen removal performance of the anammox-SBR process under different temperature levels

注:均根據(jù)各溫度水平下厭氧氨氧化反應(yīng)穩(wěn)態(tài)狀態(tài)下典型周期計算所得.

階段III(119~140d),將厭氧氨氧化反應(yīng)器溫度降低為25℃.此時,其中進水氨氮及亞硝氮分別約為139mg/L和189mg/L,出水氨氮及亞硝氮未檢出,說明該溫度條件下厭氧氨氧化反應(yīng)器脫氮效能良好.階段IV(141~207d),厭氧氨氧化反應(yīng)器在20℃下運行,出水氨氮約為6.13mg/L,出水亞硝氮未檢出.表2列出了根據(jù)SBR典型周期計算獲得的厭氧氨氧化最大反應(yīng)速率,表中數(shù)據(jù)顯示厭氧氨氧化反應(yīng)速率在20℃和25℃下與33℃下基本相似,這說明該厭氧氨氧化反應(yīng)器可以在20~33℃下穩(wěn)態(tài)高效運行.Hendrickx等[14]利用氣提池,研究溫度對厭氧氨氧化反應(yīng)的影響,發(fā)現(xiàn)該反應(yīng)系統(tǒng)在20℃時可以得到0.31gN/(L·d)的總氮去除負荷.厭氧氨氧化菌在20℃條件下獲得了較高的反應(yīng)活性,為該技術(shù)常溫(適溫)處理含氮廢水提供了可能.

階段V(208~285d)將厭氧氨氧化反應(yīng)器溫度降為15℃.如圖2所示,在第211d時,出水氨氮及亞硝氮分別高達61.44mg/L和63.63mg/L,反應(yīng)器處理效果明顯下降,亞硝酸鹽積累最高達107.49mg/L,高濃度的亞硝酸嚴重抑制下一周期厭氧氨氧化反應(yīng)的進行[4].為避免高亞硝酸鹽積累導(dǎo)致的抑制作用,在第214d降低了進水氮負荷,即將進水氨氮及亞硝氮分別調(diào)低至90mg/L和92mg/L,觀察到出水氨氮及亞硝氮濃度明顯降低.隨后,保持進水氨氮及亞硝氮分別為112mg/L和132mg/L,總氮去除負荷可維持在(0.24±0.02)gN/ (L·d).

繼續(xù)降低厭氧氨氧化SBR反應(yīng)器反應(yīng)溫度至10℃(運行階段VI(286~333d)),此時總氮去除負荷較15℃下降一個數(shù)量級,為(0.04±0.02)gN/ (L·d),這與文獻報道的10℃下的總氮去除負荷接近[8,14].厭氧氨氧化反應(yīng)器的總氮去除率降低為20%左右,反應(yīng)器處于崩潰狀態(tài).為了避免高亞硝酸鹽積累對厭氧氨氧化菌的抑制,降低進水氮負荷為0.22±0.14gN/(L·d)并且馴化一個月,厭氧氨氧化活性SAA維持在0.035gN/(gVSS·d),未觀察到有升高趨勢.Hendrickx等[9]在10℃下長期培養(yǎng)下的厭氧氨氧化菌SAA為0.044gN/(gVSS·d);而Lotti等[8]的研究結(jié)果表明,在10℃下厭氧氨氧化菌的SAA為0.08gN/(gVSS·d),雖然與本實驗結(jié)果處于同一數(shù)量級,但已2倍于本實驗獲得SAA值.通過化學(xué)計量學(xué)系數(shù)比較發(fā)現(xiàn),本實驗條件獲得NO2-/NH4+及NO3-/NH4+在10℃時比值明顯偏高,推測此時反應(yīng)器厭氧氨氧化菌活性非常低,且存在NOB發(fā)生硝化反應(yīng)(可能由于進水帶入部分氧氣),Hellinga等[16]的確發(fā)現(xiàn)在溫度低于15℃時,NOB的生長速率較高,有利于它們與厭氧氨氧化菌競爭底物亞硝酸鹽,導(dǎo)致NO2-/NH4+及NO3-/NH4+值高于厭氧氨氧化反應(yīng)的理論值.

階段Ⅶ(334~361d),將厭氧氨氧化反應(yīng)器恢復(fù)至室溫22℃下運行. 如圖2(a)及表2所示,運行3d后,總氮去除負荷逐步恢復(fù)為0.22gN/(L·d)左右,總氮去除率達到79%左右,厭氧氨氧化活性恢復(fù)至0.24gN/(gVSS×d),厭氧氨氧化反應(yīng)脫氮效能在室溫條件下穩(wěn)定提升.

2.2 溫度突變對厭氧氨氧化活性的影響

為考察溫度變化對厭氧氨氧化菌活性的動態(tài)影響,特別考察了穩(wěn)定運行(穩(wěn)態(tài)條件下的SBR典型周期)及溫度突變(SBR在溫度降低后的第一個典型周期)情況下的SAA動態(tài)變化,結(jié)果如圖3所示.

厭氧氨氧化反應(yīng)器在溫度降為25℃之前一直在最佳溫度33℃條件下運行,33℃條件下的穩(wěn)態(tài)脫氮率為(0.41±0.04)gN/(L·d).由圖3可知,溫度突然降低時,SAA隨之降低:當溫度由33℃突然降低為25℃時,SAA由0.37gN/(gVSS·d)下降為0.22gN/(gVSS·d),降幅為40%;當溫度由25℃突然降低為20℃時,SAA由穩(wěn)態(tài)運行的0.36gN/ (gVSS·d)降為0.28gN/(gVSS·d),降幅約為22%,這可能是因為經(jīng)過25℃馴化,該厭氧氨氧化污泥對于溫度變化產(chǎn)生一定適應(yīng)能力.在20℃下,厭氧氨氧化SBR反應(yīng)器運行66d達到穩(wěn)定的脫氮效果;而將溫度由20℃突變?yōu)?5℃后,SAA由0.32gN/(gVSS·d)降為0.17gN/(gVSS·d),下降了近47%.最后,當溫度由15℃突變?yōu)?0℃時,SAA由0.17gN/(gVSS·d)降為0.07gN/(gVSS·d),降幅高達59%.可見,溫度突降均將使得厭氧氨氧化活性顯著下降,尤其是在溫度較低時,厭氧氨氧化活性下降幅度較大.

2.3 厭氧氨氧化活化能Ea計算

活化能表示底物分子從常態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)槿菀装l(fā)生化學(xué)反應(yīng)的活躍狀態(tài)所需要的能量,活化能越小表明該反應(yīng)越易進行,因此活化能可以反映生化反應(yīng)發(fā)生的難易程度.在廢水生物處理中,生化反應(yīng)的活化能取值范圍通常為8.37~83.68kJ/ mol[1].

通常,反應(yīng)速率常數(shù)與溫度的關(guān)系可以用Arrhenius方程表示:

式中:a為反應(yīng)所需活化能,J/mol;為氣體常數(shù),8.314J/(K·mol);為熱力學(xué)溫度,K;為反應(yīng)速率常數(shù).

Arrhenius方程轉(zhuǎn)換方程為:

式中:為Arrhenius常數(shù).

將各溫度水平下的SAA(圖4(a)和表2)代入公式2中的,利用阿倫尼烏斯(Arrhenius)方程線型擬合(圖4(b))可以計算獲得活化能a.本實驗中,溫度10~33℃下的厭氧氨氧化反應(yīng)活化能Ea=68.4kJ/mol.該值與Dosta 等[5]報道的Kuenenia Stuttgartiensis在10~40℃下的a=63kJ/mol相近(表3).同時,Dalsgaard 和Thamdrup報道的海洋沉積物中厭氧氨氧化菌的活化能為61kJ/mol(6.5~37℃)[17],也與本實驗獲得的a值相近(表3).

表3 厭氧氨氧化活化能對比 Table 3 Anaerobic ammonia oxidation activation energy

本實驗條件下獲得的厭氧氨氧化活化能Ea在溫度10~20℃和20~33℃時分別為152.9kJ/ mol和9.4kJ/mol.可見,溫度較高(20~33℃)時的活化能明顯小于溫度較低(10~20℃)時的值,說明溫度較高時(20~33℃)更有利于厭氧氨氧化反應(yīng)的進行,這與Lotti等[18]的研究結(jié)果一致.等[8]研究發(fā)現(xiàn),在10~20℃下的活化能為160kJ/ mol(表3),與本研究非常接近.Isaka等[19]利用厭氧氨氧化顆粒污泥獲得溫度6~28℃和28~37℃厭氧氨氧化活化能分別為93~94, 33kJ/mol,高于本實驗的研究結(jié)果,這可能是因為本實驗污泥為馴化比較成熟的厭氧氨氧化顆粒與絮體混合污泥,而顆粒污泥對于溫度變化有更強的應(yīng)對能力.

2.4 不同溫度條件下厭氧氨氧化污泥EPS的變化

EPS是微生物在其生長過程中分泌的粘性物質(zhì).從微生物角度講,EPS有利于細胞膜的穩(wěn)定,對保持生物膜微觀結(jié)構(gòu)和功能的完整性起著關(guān)鍵作用,而且還可以作為微生物的保護屏障[20],利于微生物適應(yīng)不同環(huán)境下的生存.EPS的主要成分為多糖、蛋白質(zhì)及腐殖質(zhì),還有少量的核酸、脂質(zhì)等[21].EPS的穩(wěn)定性對于厭氧氨氧化污泥尤其重要,因厭氧氨氧化菌生長周期較長,因而確保厭氧氨氧化污泥絮體和顆粒的完整性,繼而維持厭氧氨氧化污泥良好的沉降性及其在反應(yīng)器中的高度持留,對保持厭氧氨氧化脫氮的高效和穩(wěn)定非常關(guān)鍵.

圖5顯示了不同溫度水平EPS含量和組分的變化規(guī)律.隨著溫度由33℃變?yōu)?5℃,EPS含量呈現(xiàn)上升趨勢,反應(yīng)溫度的降低對厭氧氨氧化菌產(chǎn)生了應(yīng)激反應(yīng),因此產(chǎn)生了較高的EPS,EPS含量的增加有助于微生物聚集體的形成,維持污泥絮體及顆粒的穩(wěn)定性.但當溫度為10℃時,EPS含量很低,這主要是因為低溫(10℃)嚴重抑制了微生物的代謝活性,進而減少了其EPS的分泌量.本研究SBR體系,當?shù)蜏谽PS減少后,出現(xiàn)了顆粒解體的情況,可以明顯觀察到出水更加渾濁,帶有較多污泥絮體;而Lotti等[8]在溫度低至10℃,厭氧氨氧化顆粒仍然維持高密度和形態(tài),并未因低溫而解體,還發(fā)現(xiàn)有新的厭氧氨氧化顆粒的形成,他們分析可能是其研究的UASB體系,水利剪切力比較小的緣故.

由圖5可以看出,無論厭氧氨氧化污泥的EPS如何變化,其蛋白質(zhì)含量都比相應(yīng)的多糖含量高,在不同溫度下,蛋白含量占總EPS含量為52%~58%,而多糖含量僅占5%~14%,這可能與水體中較低的C/N比有關(guān)[22].圖5數(shù)據(jù)顯示,,從33℃時的8%,提高到10℃時的14%.

表4 溫度與EPS組分之間的皮爾遜相關(guān)系數(shù) Table 4 Pearson correlation coefficient between the temperaturea and components of EPS

注:溫度范圍在15~33℃;*: 在0.05水平(雙側(cè))上顯著相關(guān); **:在0.1水平(雙側(cè))上顯著相關(guān).

表4列出了溫度與EPS組分之間的皮爾遜相關(guān)情況,EPS含量與溫度呈現(xiàn)負相關(guān),且各組分含量均呈負相關(guān).EPS和蛋白質(zhì)的變化呈現(xiàn)正相關(guān)性(=1.000,<0.01),這意味著,當微生物受到外界環(huán)境的脅迫(如溫度變化)時,微生物主要通過分泌蛋白質(zhì)來應(yīng)對其脅迫.而且Wilen 等[23]在研究實際污水廠污泥絮體組成及絮凝性、沉降性的關(guān)系時發(fā)現(xiàn),夏季的 EPS含量低于冬季, EPS的含量與溫度存在負相關(guān),且多糖、蛋白質(zhì)、腐植酸均呈負相關(guān).

3 結(jié)論

3.1 厭氧氨氧化反應(yīng)器在20~33℃長期運行時,可達到穩(wěn)定的厭氧氨氧化脫氮效果,其中總氮去除負荷穩(wěn)定在0.4gN/(L·d)左右.說明即使在常溫條件下,也可獲得較好的厭氧氨氧化效果.但當溫度為15℃時,厭氧氨氧化反應(yīng)器出現(xiàn)亞硝酸鹽積累,可以通過降低進水負荷保持厭氧氨氧化反應(yīng)器的穩(wěn)定運行.10℃是中溫馴化厭氧氨氧化菌代謝的轉(zhuǎn)折點.

3.2 在10~33℃范圍內(nèi),本研究厭氧氨氧化活化能Ea為68.4kJ/mol;在10~20℃范圍內(nèi),厭氧氨氧化活化能Ea為152.9kJ/mol.

3.3 本實驗溫度范圍內(nèi)(33→15℃),厭氧氨氧化污泥的EPS總含量與溫度呈現(xiàn)負相關(guān),且各組分均呈負相關(guān).

3.4 溫度突然降低會使得厭氧氨氧化活性明顯降低,且溫度越低時,突然降低溫度對厭氧氨氧化反應(yīng)影響更大.

鄭 平,徐向陽,胡寶蘭. 新型生物脫氮技術(shù) [M]. 北京:科學(xué)出版社, 2004.

李 冬,邱文新,張 男,等.常溫ANAMMOX工藝運行性能及功能菌研究 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2013,33(1):56-62.

Van Hulle S W H, Vandeweyer H J P, Meesschaert B D, et al. Engineering aspects and practical application of autotrophic nitrogen removal from nitrogen rich streams [J]. Chemical Engineering Journal, 2010,162(1):1–20.

Strous M, Kuenen J G, Jetten M S M. Key physiology of anaerobic ammonia oxidation [J]. Applied Environmental Microbiology, 1999,65(7):3248–3250.

Dosta J, Fernández I, Vázquez-Padín J R, et al. Short- and long-term effects of temperature on the Anammox process [J]. Journal of Hazardous Materials, 2008,154(1–3):688–693.

姚俊芹,劉志輝,周少奇.溫度變化對厭氧氨氧化反應(yīng)的影響 [J]. 環(huán)境工程學(xué)報, 2013,10:3993-3996.

Van der Star W R L, Abma W R, Blommers D, et al. Startup of reactors for anoxic ammonium oxidation: experiences from the first full-scale anammox reactor in Rotterdam [J]. Water Research, 2007,41:4149–4163.

Lotti T, Kleerebezem R, van Erp Taalman Kip C, et al. Anammox growth on pretreated municipal wastewater [J]. Environmental Science Technology, 2014,48:7874?7880.

Hendrickx T L G, Kampmana C, Zeeman G, et al. High specific activity for anammox bacteria enriched from activated sludge at 10℃ [J]. Bioresource Technology, 2014,163:214-221.

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(xué)出版社, 2002:258-282.

Li X Y, Yang S F. Influence of loosely bound extracellular polymeric substances (EPS) on the flocculation, sedimentation and dewaterability of activated sludge [J]. Water Research, 2007,41:1022–1030.

Gaudy A F. Colorimetric determination of protein and carbohydrate [J]. Ind. Water Wastes, 1962,7:17–22.

Jetten M S M, Strous M, van de Pas-Schoonen K T, et al. The anaerobic oxidation of ammonium [J]. FEMS microbiology reviews, 1999,22:421–437.

Hendrickx T L G, Wang Y, Christel Kampman, et al. Autotrophic nitrogen removal from low strength waste water at low temperature [J]. Water Research, 2012,46:2187-2193.

Hu Z, Lotti T, de Kreuk M, et al. Nitrogen removal by a nitritation-anammox bioreactor at low temperature [J]. Applied Environmental Microbiology, 2013,79(8):2807-12.

Hellinga C, Schellen A J C, Mulder J W, et al. The SHARON process: an innovative method for nitrogen removal from ammoniumrich waste water [J]. Water Science and Technology, 1998,37:135-142.

Dalsgaard T, Thamdrup B. Factors controlling anaerobic ammonium oxidation with nitrite in marine sediment [J]. Applied Environmental Microbiology, 2002,68:3802–3808.

Lotti T, Kleerebezem R, van Loosdrecht M C M. Effect of Temperature Change on Anammox Activity [J]. Biotechnology and Bioengineering, 2015,112(1):98-103.

Isaka K, Date Y, Kimura Y, et al. Nitrogen removal performance using anaerobic ammonium oxidation at low temperatures [J]. FEMS Microbiology Letters, 2008,282(1):32–38.

Liu Y Q, Liu Y, Tay J H. The effects of extracellular polymeric substances on the formation and stability of biogranules [J]. Applied Microbiology Biotechnology, 2004,65:143–148.

Sheng G P, Yu H Q, Li X. Extracellular polymeric substances (EPS) of microbial aggregates in biological wastewater treatment systems: A review [J]. Biotechnology Advances, 2010,28(6): 882-894.

Liu Y, Fang H H P. Influence of extracellular polymeric substances (EPS) on flocculation, settling, and dewatering of activated sludge [J]. Critical Reviews Environmental Science Technology, 2003,33:237–273.

Wilèn B M, Lumley D, Mattsson A, et al. Relationship between floc composition and flocculation and settling properties studied at a full scale activated sludge plant [J]. Water Research, 2008,42:4404-4418.

Rysgaard S, Glud R N, Risgaard-Petersen N, et al. Denitrification and anammox activity in Arctic marine sediments [J]. Limnol Oceanogr, 2004,49:1493–1502.

* 責(zé)任作者, 教授, yayi.wang@#edu.cn;wyywater@126.com

Effect of decreasing temperature on the performance and extracellular polymer substance of anaerobic ammonia oxidation sludge

SONG Cheng-kang, WANG Ya-yi*, HAN Hai-cheng, CHEN Jie, WANG Xiao-dong, CHANG Qing-long

(State Key Laboratory of Pollution Control and Resources Reuse, College of Environmental Science and Engineering, Tongji University, Shanghai 200092, China)., 2016,36(7)：2006~2013

In this study, a long term dynamic change in anammox reaction in response to the gradient decreased and recovered temperature (33→25→20→15→10→22 ℃) was evaluated in a sequencing batch reactor (SBR) running over 360days; both the specific anammox activity (SAA) and extracellular polymers (EPS) contents were assessed. Results showed that anaerobic ammonia oxidation reaction in the SBR remained stable and efficient at 20~33℃; the total nitrogen removal load was 0.4gN/(L·d) and the SAA was over 0.32gN/(gVSS·d). The temperature of 10℃ was the turning point for the anammox bacteria metabolic activity. At 10℃, anammox treatment capacity reduced significantly, with the SAA being decreased by 91% when compared with that at 33℃. However, anammox activity could be recovered to 0.24gN/(gVSS·d) at 22℃. The apparent activation energy (a) values was 68.4kJ/mol at 10~33℃ and 152.9kJ/mol at 10~20℃. In the range of 15~33℃, the EPS content of the anammox biomass increased with decreasing temperature; however, after temperature decreased to 10℃, the EPS content dropped significantly, and anammox sludge broke up into smaller flocs, leading to the loss of biomass from the bioreactor.

anaerobic ammonium oxidation；temperature；apparent activation energy；specific anammox activity；extracellular polymer substance

X703

A

1000-6923(2016)07-2006-08

宋成康(1991-),男,同濟大學(xué)碩士研究生,主要從事污水生物處理理論和新技術(shù)的研究工作.

2015-12-20

國家自然科學(xué)基金資助項目(51522809;51378370);國家重點實驗室自主研究課題(PCRRY14001)