温度对厌氧氨氧化与反硝化耦合脱氮除碳的影响

于德爽,魏思佳,李津,齐泮晴,管勇杰



温度对厌氧氨氧化与反硝化耦合脱氮除碳的影响

于德爽,魏思佳,李津*,齐泮晴,管勇杰

(青岛大学环境科学与工程学院,山东 青岛 266071)

采用ASBR反应器,研究了温度对厌氧氨氧化与反硝化耦合反应的短期影响.试验结果表明:耦合反应的活化能要小于单纯厌氧氨氧化反应的活化能,厌氧氨氧化与反硝化耦合反应可在一定程度上缓解低温对单纯厌氧氨氧化反应造成的消极影响,温度降低对厌氧氨氧化反应的影响大于对反硝化反应的影响.温度与耦合反应最大比反应速率的关系符合Arrhenius方程,在25~35℃时,耦合反应活化能为49.56kJ/mol,小于厌氧氨氧化反应的活化能66.18kJ/mol,且厌氧氨氧化反应为主导反应,对脱氮的贡献率约为61.29%.9~25℃时耦合反应的活化能为74.91kJ/mol,小于此温度梯度下厌氧氨氧化的活化能106.40kJ/mol,反硝化反应对脱氮的贡献率随温度的降低逐渐升高,9℃时,反硝化反应成为主导反应,对脱氮的贡献率约为75.10%.温度低于25℃时,反应器的容积氮去除速率(NRR)会受温度的影响.

温度；厌氧氨氧化；反硝化；活化能

废水生物处理工艺中,传统生物脱氮过程能耗大,并且很难用于处理低碳氮比废水[1].厌氧氨氧化反应是以NO2-为电子受体,将NH4+氧化为N2的自养过程,无需外加碳源,在工业应用中,能耗可减少60%左右[1-2].因此,厌氧氨氧化工艺被认为是一种环境友好型脱氮技术,发展前景广阔[3].然而,厌氧氨氧化反应易受环境因素影响,如温度、有机物、溶解氧、光线等,在实际应用中,需通过人工手段加以克服,如细菌的协同作用可以缓解有机物、溶解氧、温度等的抑制作用[4],因此有学者提出将厌氧氨氧化反应与反硝化反应结合以实现同时脱氮除碳.异养反硝化反应以有机物为电子供体,可为厌氧氨氧化过程消除有机物的抑制,从而扩大其应用范围,在工业中,常用来处理含氮含碳废水.

温度依赖性是影响生物反应器运行的重要因素[5],温度影响微生物活性主要通过影响微生物酶促反应,其主要途径有两种,一是影响酶催化反应的速率,二是影响基质扩散到细胞的速率[6].作为生物处理过程,厌氧氨氧化与反硝化反应均受温度影响.据报道,厌氧氨氧化菌与反硝化菌的最适生长温度分别为30~40℃[7-10]、15~35℃[11-12].低温下,厌氧氨氧化菌与反硝化菌都会受到抑制,而在市政与工业废水处理中,随四季气候变化,水温大致在5~20℃,因此,厌氧氨氧化与反硝化耦合工艺在废水处理中需应对低温带来的严峻挑战.近几年, 国内外研究者对厌氧氨氧化耦合异养反硝化做了很多研究[13-14],厌氧氨氧化工艺的低温应用引发较多关注,但中低温对厌氧氨氧化与反硝化耦合脱氮除碳的影响还鲜有报道.本试验通过改变反应器水浴温度,研究温度对厌氧氨氧化与反硝化耦合脱氮除碳的短期运行影响、活化能的变化情况以及二者对脱氮的贡献率,可为厌氧氨氧化与反硝化耦合工艺的实际应用提供理论依据.{Chamchoi, 2008 #32}

1 材料与方法

1.1 试验装置

1取样口及进出水口;2.排泥口;3.搅拌;4.水浴循环进出水口;5.水浴恒温控制器;6.水封;7.进水蠕动泵;8.水浴循环蠕动泵;9.储水箱

试验采用ASBR反应器,试验装置如图1所示.反应器使用有机玻璃制作而成,总体积为8.0L,有效体积7.0L.人工配置的废水从反应器下部的进水口由蠕动泵泵入反应器内,内置精密搅拌器,整个反应器表面用黑布包裹,防止光线对厌氧氨氧化活性污泥造成负面影响.反应器温度通过恒温水浴保持,通过向水浴中添加冰水混合物达到所需低温.反应器运行一个周期的时间为10.5h,其中进水2min,搅拌10h,静置25min,出水3min.

1.2 试验废水

试验废水为人工配水,主要成分为(mg/L): KH2PO420, CaCl297, MgSO4·7H2O 214, KHCO3857, 微量元素Ⅰ(1mL/L): EDTA 5g/L, FeSO4·7H2O 5g/L; 微量元素Ⅱ(1mL/L): EDTA 15g/L, H3BO30.014g/L, MnCl2·4H2O 0.99g/L, CuSO4·5H2O 0.25g/L, ZnSO4·7H2O 0.43g/L, NiCl26H2O 0.19g/L, Na2MoO4·2H2O 0.22g/L, CoCl2·6H2O 0.24g/L, NaSeO4·10H2O 0.21g/L.

NH4+-N、NO2--N和COD由NH4Cl、NaNO2和葡萄糖按需提供.进水NH4+-N浓度为80mg/L, NO2--N浓度为150mg/L,COD浓度为300mg/L,进水pH值控制在7.54±0.10.

1.3 污泥性状

试验开始时,耦合反应器中活性污泥的污泥沉降比(SV%)为24.1%,混合液悬浮固体浓度(MLSS)为19.4g/L,污泥沉降指数(SVI)为12.4mL/g,活性污泥呈现明显的颗粒化,其粒径主要分布在0.6~1.5mm范围内.

1.4 分析项目和方法

NH4+-N:纳氏试剂法[15];NO2--N:N-(1-萘基)乙二胺分光光度法[15];NO3--N:[15];COD:重铬酸钾法[15];MLSS:重量法[15]; pH值:WTW pH/0xi 340i便携式pH计;温度:水银温度计.

在厌氧氨氧化和反硝化耦合反应中,全部的NH4+-N和部分NO2--N参与厌氧氨氧化反应,剩余的部分NO2--N及厌氧氨氧化产生的NO3--N则参与反硝化反应.因此,将进水中NO2--N和NO3--N的浓度之和看作一个整体,可由厌氧氨氧化反应去除的NO2--N占耦合反应中NO2--N和NO3--N去除总量的比值计算得到厌氧氨氧化反应在耦合反应中的贡献率:

(1)

反硝化反应在耦合反应中的贡献率为:

式中:NH4+-Nrem、NO2--Nrem分别为NH4+-N、NO2--N去除量;ΔNO3--N为NO3--N变化量.

温度对生物反应的影响和温度对化学反应的影响一样都可以使用活化能表述,耦合反应的活化能可以使用Arrhenius方程式(3)来描述.

式中:为反应所需的活化能,J/mol;为气体常数, 8.314J/(k·mol);为热力学温度,K;SAA为最大比反应速率,mg N/(g MLSS·h);为Arrhenius常数.

2 结果

2.1 温度对耦合反应运行稳定性的影响

为了避免高温对微生物造成不可逆转的危害,将最高温度设定为35,并分别研究了35,30, 25,20,15,9℃对厌氧氨氧化与反硝化耦合反应器的影响.

由图2可以看出,温度为30~35℃时耦合反应几乎没有受到温度变化的影响,出水NH4+-N和NO2--N的去除率均可保持在99%以上,耦合反应的容积总氮去除负荷(NRR)的平均值也未受到温度变化的影响,其平均值为0.55kg N/(m3·d).当温度降至25℃时,耦合反应开始受到温度降低的微弱影响,出水NH4+-N和NO2--N浓度的平均值分别为7.37mg/L和13.45mg/L,去除率分别下降了7.75%和7.98%.随着温度的下降,NRR也出现了微弱的下降,由30℃的0.55kg N/(m3·d)下降至0.52kg N/(m3·d),约下降了5.45%.从20℃开始,温度对耦合反应的影响急剧增大,由25℃至20℃,出水NH4+-N和NO2--N浓度的平均值分别为25.04mg/L和37.31mg/L,去除率分别下降了24.08%和16.97%, NRR下降至0.42kg N/(m3·d).由20℃至15℃,耦合反应器的脱氮性能进一步恶化,出水NH4+-N和NO2--N浓度的平均值分别为36.21mg/L和56.37mg/L,去除率分别下降至56.92%和64.31%, NRR下降至0.37kg N/(m3·d).但反应器内并没有出现Dosta等[16]报道的温度为15℃时由于亚硝酸盐积累而造成亚硝酸盐抑制的现象,这可能是由于反硝化反应的存在抵消了这种影响.温度由15℃降至9℃时,耦合反应器的脱氮性能急剧恶化,出水NH4+-N和NO2--N浓度的平均值分别为73.89mg/L和99.57mg/L,去除率分别下降至12.80%和32.87%,较15℃时分别下降了77.51%和48.89%,NRR下降至0.16kg N/(m·d),与Isaka等[17]在在水温为6 ℃时得到的基质氮去除速率0.36kg N/(m3·d)相似.由此可见降低温度对NH4+-N去除率的影响要大于对NO2--N去除率的影响.COD去除率随温度的降低逐渐下降,但下降的幅度较小,可能与温度降低时反硝化菌的呼吸作用加强以抵抗温度的下降有关,但温度降为9℃时,COD的去除率出现了较大的下降,主要原因是低温抑制了反硝化菌体内酶的活性.

如图2(e)所示,随温度的降低,厌氧氨氧化对耦合脱氮的贡献率逐渐下降,在20~35℃时,厌氧氨氧化在耦合反应中占主导地位,在15℃时,厌氧氨氧化与反硝化反应的脱氮贡献率相当,当温度降低至9℃时,反硝化对耦合脱氮的贡献率急剧上升,并成为耦合系统中的主导反应.当温度从35℃下降至20℃时,厌氧氨氧化对耦合脱氮的贡献率平均值由61.80%下降至55.79%,变化幅度为9.72%;当温度从15℃下降至9℃时,其贡献率平均值由53.51%下降至24.92%,变化幅度为53.43%,可见厌氧氨氧化菌对低温更敏感.这一变化规律与图2(c)中耦合系统的ΔNO2--N/ ΔNH4+-N计量比变化趋势基本相同,当温度由35 ℃下降至20℃时,ΔNO2--N/ΔNH4+-N计量比平均值由1.88增加至2.10;当温度由15℃下降至9℃时,ΔNO2--N/ΔNH4+-N计量比平均值由2.14增加至4.67,均反映了耦合系统中厌氧氨氧化的贡献率逐渐减弱,反之,反硝化的贡献率逐渐加强.

2.2 温度对耦合反应脱氮过程的影响

图3为不同温度条件下,反应器单周期内NH4+-N、NO2--N、NO3--N浓度及pH值、ORP变化.由图3(a)和图3(b)可知,在35℃及30℃下,耦合反应在5h内即可结束,温度的变化几乎不会对耦合系统造成较大的影响.但是当温度降至25℃时,耦合反应开始受到较明显的影响, NH4+-N在反应开始后7h反应完全, NO2--N需约7.5h才可反应完全.随温度继续降至20℃, NH4+-N和NO2--N的反应速度开始受到温度降低的影响急剧下降.至9℃时,10h内NH4+-N和NO2--N的去除率分别仅为12.18%和36.18%,表明厌氧氨氧化菌的活性受到严重抑制.对于NO3--N的变化,由于温度小于25℃后,10h的反应时间内厌氧氨氧化反应始终存在,造成NO3--N的变化波动加大.温度小于30℃时,单周期内COD浓度随温度的变化不大,但9℃时,仍然可以看出温度对COD去除速率影响较大.

当温度大于30℃时,耦合系统内的pH值变化出现了先升高后下降的趋势,这与马娟等[18]报道的反硝化反应系统内的pH值变化现象相似,pH值变化的最高点是“亚硝酸盐峰”[18-19],即耦合反应中,NO2--N耗尽,pH值出现的最高点与图3(b)中NO2--N耗尽的点一致.在耦合反应单周期反应过程中pH值先升高后下降,出现向上凸起的原因可能是:反硝化反应产生CO2溶于水,形成碳酸,反硝化反应结束后,厌氧氨氧化菌继续消耗水中的HCO3-,造成碳酸平衡向生成HCO3-的方向移动,使水中H+增多,最终导致pH值下降.

对耦合反应,通过计算可得基质浓度的最大比反应速率,以lnSAA为纵坐标,1/为横坐标作图,结果如图4所示.由于耦合反应系统中NH4+- N的去除主要通过厌氧氨氧化进行,因此可以通过图3(a)计算NH4+-N的最大比反应速率,然后通过Arrhenius方程即可计算出厌氧氨氧化反应的活化能,结果如图5所示.

通过图4可以发现,温度在9~35℃时,耦合反应存在两个活化能,温度在25~35℃时的活化能为49.56kJ/mol,温度在9~25℃时的活化能为74.91kJ/mol,约为25~35℃时的1.51倍.较低的活化能意味着反应可以较容易的进行,对于厌氧氨氧化与反硝化耦合反应,在25~35℃时具有较高的反应速率,耦合反应的最大比反应速率(SAA)出现在35℃时,约为4.05mg N/(g MLSS·h).25℃时的最大比反应速率约为2.12mg N/(g MLSS·h),为35℃时的52.35%.9℃时耦合系统的最大比反应速率最小,约为0.44mg N/(g MLSS·h),为35℃时的10.86%.对于耦合系统中的厌氧氨氧化菌而言,温度对厌氧氨氧化比反应速率的影响如图5所示,易知温度在9~35℃时,厌氧氨氧化反应也存在两个活化能,温度为25~35℃时的活化能为66.18kJ/mol,这一值高于图4中温度在25~35℃时耦合反应的活化能,而温度为9~25℃时的活化能为106.40kJ/mol,这一值也高于图4中温度为9~25℃时耦合反应的活化能.随着温度的降低,厌氧氨氧化菌的最大比反应速率也出现下降,最大值出现在35℃时,约为1.50mg NH4+-N/(g MLSS·h).25℃时的最大比反应速率约为0.63mg NH4+-N/(g MLSS·h),是35℃时的41.94%,这一值高于杨洋等的研究结果:温度由35℃下降至25℃时厌氧氨氧化菌的比反应速率约下降24.14%.温度降至20℃时,厌氧氨氧化菌的比反应速率约为0.27mg NH4+-N/(g MLSS·h),较25℃时下降约57.14%,这一结果与杨洋等[20]的研究结果相近,其研究显示厌氧氨氧化菌在25℃和20℃时比反应速率分别为0.132mg/(mg·d)和0.064mg/(mg·d), 20℃时的比反应速率较25℃时约下降51.52%.温度为9℃时的最大比反应速率最小,约为0.067mg NH4+-N/(g MLSS·h),是35℃时的4.46%,可见9℃的低温对厌氧氨氧化菌的活性起到了严重的抑制作用.这与李祥等[21]的研究存在较大差异,其认为温度为11.5℃时,厌氧氨氧化活性较37℃时下降幅度达67%,原因可能与其长时间的低温驯化有关.由此可见,反硝化反应的加入降低了耦合反应的活化能,并提高了耦合反应的最大比反应速率,使得厌氧氨氧化与反硝化耦合反应相较于单纯的厌氧氨氧化反应具有更高的脱氮效率.

3 讨论

降低温度对厌氧氨氧化菌的短期影响要大于对反硝化菌的短期影响,温度对于NH4+-N去除率的影响要大于对NO2--N去除率的影响,这与Ma等[22]的研究具有相似性.耦合反应中,厌氧氨氧化对脱氮的贡献率变化也反映了低温对厌氧氨氧化菌的影响大于对反硝化菌的影响,这可能是由于厌氧氨氧化菌的适宜温度为30~ 40 ℃[7-10],而反硝化菌的适宜温度为15~35℃[12],因此反硝化菌对低温具有更强的适应性.本研究中反硝化菌对低温的适应性强于厌氧氨氧化菌也可能与本研究所使用的颗粒污泥有关,其主要有3种存在形式,即:一种是厌氧氨氧化颗粒污泥,一种是反硝化颗粒污泥,一种是厌氧氨氧化菌外面包裹着反硝化菌的颗粒污泥.而包裹厌氧氨氧化菌的反硝化菌由于受到厌氧氨氧化菌呼吸产热的影响,在低温下仍表现出对温度降低的较低敏感度.但Canion等[23]研究北极峡湾泥浆中厌氧氨氧化菌与反硝化菌的行为时认为:厌氧氨氧化菌相较于反硝化菌对于低温具有更强的适应性.这可能与菌群的种类差异以及驯化时间的长短有关.海洋环境中的厌氧氨氧化菌主要是嗜冷耐寒微生物[23],在-2℃时仍然具有活性[24],反硝化菌的种类更加繁多[25],不同的种属其最适温度也会有差异.而渐进的驯化被认为是厌氧氨氧化菌适应低温环境的主要因素[16].相比于35~15℃,厌氧氨氧化菌对15~9℃的温度变化更敏感,这与Dosta等[16]的研究结果一致.综合考虑经济成本、运行效果等因素,利用厌氧氨氧化与反硝化耦合工艺进行脱氮除碳时应不低于15℃.

厌氧氨氧化与反硝化耦合反应可在一定程度上缓解低温对单纯厌氧氨氧化反应造成的消极影响,有利于增强反应器运行的稳定性.通过研究耦合反应在不同温度下的活化能可以发现,在同一温度梯度下耦合反应的活化能均小于单纯厌氧氨氧化反应的活化能,可认为反硝化反应的加入降低了脱氮的难度,使耦合反应脱氮效率更高.本研究中厌氧氨氧化反应的活化能与Strous等[7]、Dosta等[16]的研究结果相当,高于Isaka等[5]的研究结果,其研究认为厌氧氨氧化菌在温度为6~22℃时的活化能为94kJ/mol,在28~37℃时活化能为33kJ/mol.产生这种差异的原因可能与颗粒污泥的形态有关,本研究中的颗粒污泥有一种为厌氧氨氧化菌外面包裹着反硝化菌的颗粒污泥,被反硝化菌包裹的厌氧氨氧化颗粒由于传质速率受到外层反硝化污泥的阻力而减慢,从而导致了整个体系中厌氧氨氧化菌脱氮效率的下降.厌氧氨氧化反应在不同的温度梯度下呈现两个活化能,可能与厌氧氨氧化菌体内存在的两种有不同最适温度的酶有关[5],另外反应器内菌群种类的丰富度随温度发生的改变也是厌氧氨氧化菌在不同温度梯度下存在两个活化能的可能原因[5].

耦合系统的活化能比单纯的厌氧氨氧化反应的活化能低,因此,厌氧氨氧化反应通过与反硝化的联合可降低耦合系统对温度下降的敏感度,提高系统的脱氮稳定性,Gao等[26]的研究结果也证实了这一点.这可能与反硝化菌的加入可以快速提高耦合系统中的生物量并在一定程度上提高污泥的温度有关[26].

4 结论

4.1 温度在30~35℃对厌氧氨氧化与反硝化耦合反应的脱氮效能几乎没有影响,其平均值为(0.55±0.02)kg N/(m3·d).温度在25℃时耦合反应的脱氮效能开始下降,NRR的平均值为(0.51± 0.01)kg N/(m3·d),较30~35℃时约下降7.27%.温度为9~20℃时会对耦合反应的脱氮效能产生强烈抑制,9℃时耦合反应器的NRR仅为(0.16± 0.007)kg N/(m3·d).

4.2 温度降低对厌氧氨氧化反应的影响大于对反硝化反应的影响,随着温度的下降,厌氧氨氧化反应对耦合反应脱氮的贡献率逐渐下降.25~ 35 ℃时,厌氧氨氧化反应为耦合反应的主导反应,其对耦合反应脱氮的贡献率的平均值约为61.29%.温度在15~20℃时,厌氧氨氧化与反硝化反应的脱氮贡献率相当.9℃时,反硝化反应成为耦合反应的主导反应,其对耦合反应的脱氮贡献率约为75.10%.

4.3 耦合反应的活化能小于单纯厌氧氨氧化反应的活化能,厌氧氨氧化与反硝化耦合反应可在一定程度上缓解低温对单纯厌氧氨氧化反应造成的消极影响,有利于增强反应器运行的稳定性.25~35℃时耦合反应的活化能为49.56kJ/mol,小于厌氧氨氧化反应的活化能66.18kJ/mol.9~ 25 ℃时耦合反应的活化能为74.91kJ/mol,小于此温度梯度下厌氧氨氧化的活化能106.40kJ/mol.

Chamchoi N, Nitisoravut S, Schmidt J E. Inactivation of anammox communities under concurrent operation of anaerobic ammonium oxidation (anammox) and denitrification [J]. Bioresource Technology, 2008,99(9):3331-3336.

Mulder A, Van De Graaf A A, Robertson L, et al. Anaerobic ammonium oxidation discovered in a denitrifying fluidized-bed reactor [J]. FEMS Microbiology Ecology, 1995,16(3):177-183.

Ni S Q, Lee P H, Fessehaie A, et al. Enrichment and biofilm formation of Anammox bacteria in a non-woven membrane reactor [J]. Bioresource technology, 2010,101(6):1792-1799.

Kalyuzhnyi S, Gladchenko M, Mulder A, et al. New anaerobic process of nitrogen removal [J]. Water Science & Technology, 2006,54(8):163-170.

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

Leslie C, Grady C L,等.废水生物处理:第二版,改编和扩充 [M]. 北京:化学工业出版社, 2003.

Strous M, Kuenen J G, Jetten M S M. Key physiology of anaerobic ammonium oxidation [J]. Applied and Environmental microbiology, 1999,65(7):3248-3250.

Egli K, Fanger U, Alvarez P J, et al. Enrichment and characterization of an anammox bacterium from a rotating biological contactor treating ammonium-rich leachate [J]. Archives of Microbiology, 2001,175(3):198-207.

Yang Y, Zuo J, Shen P, et al. Influence of temperature, pH value and organic substance on activity of ANAMMOX sludge [J]. Environmental Science, 2006,27(4):691-695.

Toh S, Webb R, Ashbolt N. Enrichment of autotrophic anaerobic ammonium-oxidizing consortia from various wastewaters [J]. Microb Ecol, 2002,43(1):154-167.

Kumar M, Lin J G. Co-existence of anammox and denitrification for simultaneous nitrogen and carbon removal—strategies and issues [J]. Journal of Hazardous Materials, 2010,178(1):1-9.

徐亚同.pH值,温度对反硝化的影响 [J]. 中国环境科学, 1994,14(4):308-313.

操沈彬,王淑莹,吴程程,等.有机物对厌氧氨氧化系统的冲击影响 [J]. 中国环境科学, 2013,33(12):2164-9.

李泽兵,刘常敬,赵白航,等.多基质时厌氧氨氧化菌,异养反硝化污泥活性及抑制特征 [J]. 中国环境科学, 2013,33(4):648-54.

复 盛,国家环境保护总局,水和废水监测分析方法编委会.北京:水和废水监测分析方法 [M]. 北京:中国环境科学出版社, 2002.

Dosta J, Fern Ndez I, V Zquez-Pad N 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.

Isaka K, Sumino T, Tsuneda S. High nitrogen removal performance at moderately low temperature utilizing anaerobic ammonium oxidation reactions [J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 2007,103(5):486-490.

马 娟,彭永臻,王 丽, 等.温度对反硝化过程的影响以及pH值变化规律 [J]. 中国环境科学, 2008,28(11):1004-1008.

孙洪伟,王淑莹,王希明,等.低温SBR反硝化过程亚硝态氮积累试验研究 [J]. 环境科学, 2015,36(12):181-185.

杨 洋,左剑恶,沈 平,等.温度, pH值和有机物对厌氧氨氧化污泥活性的影响 [J]. 环境科学, 2006,27(4):691-695.

李 祥,黄 勇,郑宇慧,等.温度对厌氧氨氧化反应器脱氮效能稳定性的影响 [J]. 环境科学, 2012,33(4):1288-1292.

Ma B, Peng Y, Zhang S, et al. Performance of anammox UASB reactor treating low strength wastewater under moderate and low temperatures [J]. Bioresource Technology, 2013,129(606-611).

Canion A, Kostka J, Gihring T, et al. Temperature response of denitrification and anammox reveals the adaptation of microbial communities to in situ temperatures in permeable marine sediments that span 50° in latitude [J]. Biogeosciences, 2014, 11(2):309-320.

Rysgaard S, Glud R N, Risgaard-Petersen N, et al. Denitrification and anammox activity in Arctic marine sediments [J]. Limnol Oceanogr, 2004,49(5):1493-1502.

王晓姗,刘 杰,于建生.海洋氮循环细菌研究进展 [J]. 科学技术与工程, 2009,17:5057-5064.

Gao F, Zhang H, Yang F, et al. The contrast study of anammox- denitrifying system in two non-woven fixed-bed bioreactors (NFBR) treating different low C/N ratio sewage [J]. Bioresource Technology, 2012,114(54-61).

* 责任作者, 教授, ljin0532@126.com

Effect of temperature on simultaneous carbon and nitrogen removal by anaerobic ammonium oxidation and denitrification

YU De-shuang, WEI Si-jia, LI Jin*, QI Pan-qing, GUAN Yong-jie

(School of Environmental Science and Engineering, Qingdao University, Qingdao 266071, China)., 2016,36(5)：1384~1391

An anaerobic sequencing batch reactor (ASBR) was used to investigate the short effects of temperature on nitrogen removal by anaerobic ammonium oxidation and denitrification. The activation energy of the coupled reaction contained anammox and denitrification was lower than the single reactor only contained anammox process. The coupled reaction could balance the negative effects of low temperature. Decrease in temperature had more severe effects on anammox process than denitrification process. The relationship between temperature and the maximum specific nitrogen removal rate could accord with Arrhenius equation. The activation energy of coupled reaction was 49.56kJ/mol which was lower than 66.18kJ/mol calculated by anammox reaction at 25~35℃ and anammox was the dominated reaction in the reactor whose contribution rates to nitrogen removal were 61.29%. The activation energy of coupled reaction was 74.91kJ/mol which was lower than 106.40kJ/mol calculated by anammox reaction at 9~25℃. The contribution rates made by denitrification to nitrogen removal were increased with the decreasing of temperature. Denitrification became the dominated reaction when the temperature dropped to 9℃, and its contribution rate to nitrogen removal was 75.10%. The volume of nitrogen removal rate(NRR) would be influenced by temperature when temperature was lower than 25℃.

temperature；ANAMMOX；denitrification；activation energy

X703

A

1000-6923(2016)05-1384-08

于德爽(1964-),男,山东青岛人,教授,博士,主要从事水污染控制方面研究.发表论文30余篇.

2015-10-09

国家自然科学基金(51278258;51478229);山东省自然科学基金(BS2015HZ007);山东省高等学校科技计划项目(J15LC61);青岛市应用基础研究项目(13-1-4-203-jch)