游离亚硝酸抑制硝化杆菌属(Nitrobacter)活性动力学研究

中国环境科学 2018,38(11)：4246~4254 China Environmental Science 游离亚硝酸抑制硝化杆菌属(Nitrobacter)活性动力学研究

孙洪伟1,2*,于雪1,2,李维维3,祁国平3,马娟1,2,陈永志1,2,吕心涛4(1.兰州交通大学环境与市政工程学院,甘肃兰州 730070；2.甘肃省污水处理行业技术中心,甘肃兰州 730070；3.甘肃省轻工研究院,甘肃兰州 730070；4.北京城市排水集团有限责任公司科技研发中心,北京 100032)

摘要：为探究游离亚硝酸(FNA)对亚硝酸盐氧化细菌中硝化杆菌属(Nitrobacter)活性抑制动力学影响,采用序批式活性污泥(SBR)反应器,在通过改变系统进水FNA浓度达到富集Nitrobacter基础上,以富含Nitrobacter污泥为对象(宏基因组物种注释和丰度分析显示上Nitrobacter占细菌总数40.3%),基于批次试验,考察不同FNA浓度梯度下亚硝酸盐氧化过程比亚硝态氮氧化速率(SNiOR)变化规律,进而拟合FNA抑制Nitrobacter活性抑制动力学模型,并进行统计学分析.结果表明,当FNA≤0.1mg/L时,随着FNA浓度升高,SNiOR迅速升高.当FNA＞0.1mg/L时,SNiOR随着FNA浓度升高而降低.尤其当FNA浓度高于0.7mg/L时,SNiOR始终维持在0gN/(gVSS·d),表明Nitrobacter活性统被完全抑制.统计学分析结果显示相对于Haldane、Aiba、Edwards-1#、Edwards-2#、Luong抑制动力学模型,Han-Levenspiel模型最适合描述FNA对Nitrobacter活性的抑制影响.其统计学常数:残差平方和(RSS)为0.02、可决系数(R2)为0.90、拟合方程的方差检验统计量F值为78.1、可信度P值为3.29×10-12,其动力学常数值分别为:最大比亚硝态氮氧化速率(r max)为1.57gN/(gVSS·d);半饱和常数(K S)为0.01mg/L;临界抑制常数(S m)为0.66mg/L.

关键词：游离亚硝酸；硝化杆菌；比亚硝态氮氧化速率；抑制动力学；宏基因组

中图分类号：X172,X703.5 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2018)11-4246-09

Inhibitory kinetics of free nitrous acid on Nitrobacter. SUN Hong-wei1,2*, YU Xue1,2, LI Wei-wei3, QI Guo-ping3, MA Juan1,2, CHENG Yong-zhi1,2, LV Xin-tao4 (1.School of Environmental and Municipal Engineering, Lanzhou Jiaotong University, Lanzhou 730070, China；2.Gansu Sewage Treatment Industry Technical Center, Lanzhou 730070, China；3.Gansu Province Light Industry Research Institute, Lanzhou 730070, China；4.Research and Development Center of Beijing Drainage Group Technology, Beijing 100022, China). China Environmental Science, 2018,38(11)：4246~4254

Abstract：A sequencing batch reactor (SBR) was operated in this study to investigate the inhibitory kinetics of free nitrous acid (FNA) on Nitrobacter. At the beginning of the experiment, FNA concentration in influent was changed to enrich Nitrobacter. Then, the sludge of enrichment Nitrobacter was employed to study the variation law of the specific nitrite oxidation rate (SNiOR) during nitrite oxidation process of batch tests. Meanwhile, metagenomic species annotation and abundance analysis showed that Nitrobacter accounted for 40.3% of the total bacterial population. Furthermore, kinetic model of FNA inhibition on Nitrobacter activity was fitted for statistical analysis. The results showed that the SNiOR increased rapidly with the increase of FNA concentration when≤0.1·mg/L while decreased with the increase of FNA concentration as FNA>0.1mg/L. In particular, the SNiOR was maintained at 0gN/(gVSS·d) when FNA concentration was higher than 0.7mg/L, implying that Nitrobacter activity was completely inhibited. Statistical analysis results showed that compared to Haldane, Aiba, Edwards-1#, Edwards-2# and Luong inhibition kinetics models, Han-Levenspiel model was the most suitable one for describing the inhibitory effect of FNA on Nitrobacter activity. The statistical constants, e.g., residual square sum (RSS) correlation coefficient (R2), F value of the analysis of variance and confidence degree (P) was 0.02, 0.90, 78.1and 3.29×10-12, respectively. The dynamic constant values, e.g., maximum specific nitrite oxidation rate (r max), half saturation constant (K S) and critical inhibition constant (S m) was 1.57gN/(gVSS·d), 0.01mg/L and 0.66mg/L, respectively.

Key words：free nitrous acid；Nitrobacter；specific nitrite oxidation rate；inhibition kinetic；metagenome

在废水生物脱氮系统中,氨氧化菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB)以协同作用共存,完成氨氮(NH4+-N)向硝态氮(NO3--N)转化,AOB将NH4+-N 氧化为亚硝态氮(NO2--N),NOB将NO2--N进一步氧化为NO3--N.NOB主要是由4类菌属构成:硝化杆菌属(Nitrobacter),硝化球菌属(Nitrococuus),硝化刺菌属(Nitrospina)和硝化螺菌门(Nitrospira)[1].研究表明,Nitrobacter和Nitrospira是污水处理系统中最为常见NOB菌属[2],其中在高底物浓度、高溶解氧条件下Nitrobacter含量远高于Nitrospira[3-4].大多研究收稿日期：2018-04-11

基金项目：国家自然科学基金资助项目(51668031);兰州交通大学“百名青年优秀人才培养计划”项目(152022);甘肃省重点研发计划-工业类项目(17YF1GA009)

* 责任作者, 教授, 12821306@https://www.360docs.net/doc/c411907291.html,

11期 孙洪伟等：游离亚硝酸抑制硝化杆菌属(Nitrobacter )活性动力学研究 4247

者认为,硝化反应过程中游离氨(FA)和亚硝酸根(NO 2-

)的质子化产物游离亚硝酸(FNA)对NOB 存在一定的抑制作用[5-6].Anthonisen 等[7]研究认为FNA

是抑制NOB 活性的主要因素之一,一定浓度的FNA 对NOB 活性具有强烈的抑制作用.Ma 等[8]对富含NaNO 2的模拟废水富集NOB 发现,当FNA= 0.25mg/L 时,NOB 活性降低65%.Wang 等[9]发现当FNA=0.24mg/L 时,可完全抑制富含NOB 的活性污泥.Katsou 等[10]处理有机物发酵液和城市污水混合液时发现,当FA 浓度介于0.19~1.52mg/L 时NOB 活性降低35~65%.

生化反应动力学最直接地体现基质降解速率和反应物生成速率的变化关系,进而描述微生物活性.因此,通过抑制动力学模型,可清楚反应微生物受基质抑制情况.一些文献对比了几种不同的基质抑制动力学模型.如:Tanyolac 等[11]通过非线性拟合对比分析了几种抑制动力学模型,最终发现Edwards [12]模型能够较好描述硫酸铵对废水好氧生物处理过程中微生物的抑制作用.目前,大多研究集中于FNA 对短程硝化污泥动力学研究[11-

16],而较少的文献从

数理统计学方面评价不同动力学模型描述FNA 抑制Nitrobacter 活性的适宜程度.

因此,本试验在实现Nitrobacter 富集基础上,基于动力学抑制模型,考察FNA 对Nitrobacter 活性的抑制影响,进而对比统计学结果,获得最优抑制动力学模型和动力学常数值,以指导生物脱氮技术在理论研究及实际工程中的应用. 1 生化反应抑制动力学模型

目前表征FNA 抑制NOB 活性动力学模型主要包括以下5种.

(1)Haldane 模型

为通过动力学形式解释微生物利用具有抑制性功能的底物,1968年,Andrews

[17]

提出底物浓度对

比增长速率的影响可以通过式(1)表示.该模型是在1930年Haldane [18]认为酶和底物形成带有两个底物分子的惰性酶-底物复合物,该复合物对酶产生抑制作用的基础上推导得出[19-

20].

max 2

I

r S

r S K S K =

++

S (1) 式中:S 为底物浓度(mg/L);r 为底物的比降解速(d -1);r max 为微生物未被抑制时的最大比降解速率

(d -

1);K S 为饱和常数,数值上等同于微生物未被底物抑制时底物最大比降解速率一半所对应的最小底物浓度(mg/L);K I 为抑制常数,数值上等同于微生物被底物抑制时底物最大比降解速率一半所对应的最大底物浓度(mg/L).

(2)Aiba 模型

1968年,Aiba 等[21]研究酒精发酵生化反应过程中,发现了发酵产物(酒精)对生化反应具有抑制作用,提出产物抑制理论和抑制模型,如式(2)所示.

max S I

exp()r S P

r K S K =

+ (2) 式中:P 为产物浓度(mg/L);K I 为抑制常数;式中其余符号定义见Haldane 模型,本文不再赘述,下同.

1970年,Edwards [12]认为Aiba 提出产物抑制的指数关系同样可用来描述相关底物抑制,因此,Edwards 将式(2)修正为式(3),文献[9]仍将该模型称为Aiba 模型.

max S I

exp()r S S

r K S K =

+ (3) (3)Edwards -1#模型

1970年,Edwards [12]提出公式(4)用于描述基质底物对生化反应的抑制关系.该方程是基于高浓度葡萄糖和半乳糖的抑制动力学和Haldane [18]对惰性酶底物复合物假设研究基础上提出来的.为区分两个Edwards 模型,故将该模型命名为Edwards -1#,下同.

max 2

I ()(1)

r S

r S S

K S K K

=

+++S (4) 式中:K 为抑制常数.

(4)Edwards -2#模型

1942年,Teissier [22]通过研究底物浓度对微生物比增长速率的影响提出式(5),该公式描述了底物浓度对细菌增长具有刺激作用.

max S

(1exp()S

r r K =－－

(5) 1970年,Edwards 将Teissier 假设与高浓度底

物抑制作用相结合,建立了Edwards -2#模型,如式(6)所示.

4248 中 国 环 境 科 学 38卷

max I S

(exp(

)exp())S S r r K K =－ (6) (5)Luong 模型 1987年,Luong

[23]

在研究丁醇作为基质底物对

酵母菌生长过程的抑制作用基础上,建立了Luong 基质抑制模型,该模型被广泛用于描述基质浓度对

微生物生长过程的影响,其表达式如公式(7)所示:

max S m

(1())n r S S r K S S =+－ (7) 式中:S m 为微生物的净生长速率停止时的底物浓度(mg/L);n 为Long 系数;

(6)Han -levenspiel 模型

1988年,Keehyun Han 与Octave Levenspie [24]

在Monod 模型基础上共同提出了Han -levenspiel 模型,该模型认为在高浓度底物浓度条件下,微生物活性被完全抑制,微生物停止增长,其表达式如公式(8)所示:

max m

S m (1-)(1-)

n

m

S r S S r S S K S =+ (8) 式中:n ,m 均为常数,其取值与基质对微生物抑制类型有关; 2 材料与方法

2.1 试验装置及运行方式

本试验采用有效容积为7L(富集Nitrobacter 阶段)和3L(FNA 抑制批次试验阶段)的SBR1和SBR2两种类型反应器. SBR1运行方式:瞬时进水(1min),硝化(通过在线监测DO 值实时控制硝化终点),静置沉淀(30min),排水(5min).第2阶段试验采用有效容积为3L 的SBR 反应器. SBR2运行方式:瞬时进水(1min),硝化(硝化时间为8h),静置沉淀(30min),排水(5min).

2.2 试验用水、接种污泥及水质分析项目

试验用水采用人工模拟废水,其水质特性见表1.原水采用去离子水,进水NO 2-

-N 通过投加NaNO 2溶液实现,初始pH 值通过1mol/L 盐酸(HCl)溶液和1mol/L 氢氧化钠(NaOH)溶液调节.其他成分如下:0.4g NaHCO 3,0.9g KH 2PO 4,1.2g K 2HPO 4,以及0.9mL 微量元素,每升微量元素中含有: 1.25gEDTA, 0.55gZnSO 4?7H 2O, 0.4gCoCl 2?6H 2O, 1.275gMnCl 2?

4H 2O, 0.4gCuSO 4?4H 2O, 0.05gNa 2MoO 4?2H 2O, 1.375gCaCl 2? 2H 2O, 1.25gFeCl 3?6H 2O, 44.4gMgSO 4?

7H 2O.此外,硝化过程中DO 控制在4~4.5mg/L,采用加热棒控制反应器内混合液温度.

第1阶段试验采用的污泥取自兰州市西固区兰炼污水处理厂氧化沟好氧段污泥,具有良好生物脱

氮性能,初始混合液挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)

为3323mg/L.第2阶段试验以第1阶段中已富含NOB 的活性污泥为研究对象,MLVSS 为(1485±35)

mg/L. NO 2--N 、NO 3-

-N 、混合液悬浮固体浓度(MLSS)及MLVSS 均采用国家规定的标准方法[25];pH 值、DO 和温度通过WTW -Multi3420实时监测;活性污泥经过预处理后采用扫描电子显微镜(Scanning Electron Microscope, SEM)进行观察.

宏基因组物种注释和丰度分析:①污泥样品的

Scaffolds/Scaftigs 序列与NCBI -NT 数据库中的细

菌、古菌、真菌和病毒序列进行BLASTN 比对(E

值设定为<0.001).②通过MEGAN [26]软件中采取“最低共同祖先”算法[27]将参考序列分为不同物种分枝

前的最后一级共同分类,作为目标序列的物种分类注释信息.③结合Saffolds/Scaftigs 序列在各样本中的丰度数据,获得各样本在各个分类等级上的相对丰度分布表.

废水中FNA 浓度是NO 2-

-N 浓度、温度和pH 值三者的函数,其关系为(式9):

2pH [NO N]2300()10273FNA T

??=

?×+ (9)

式中:[NO 2--N]为NO 2-

-N 浓度;T 为温度;pH 为溶液pH 值. 2.3 试验方案

试验共运行446个周期,根据不同的运行状况可分为两个阶段.第1阶段试验(1~419周期)——富集Nitrobacter .本阶段试验通过梯度增加进水NO 2-

-N 浓度实现Nitrobacter 的快速富集,具体运行条件见表1.

第2阶段试验(420~446周期)——FNA 对Nitrobacter 抑制动力学研究.本阶段试验以第1阶段中富含Nitrobacter 的活性污泥为研究对象,通过设定不同NO 2--N 浓度、pH 值和温度,以获得不同FNA 浓度,通过批次试验,考察不同FNA 浓度梯度

11期 孙洪伟等：游离亚硝酸抑制硝化杆菌属(Nitrobacter )活性动力学研究 4249

下,FNA 对Nitrobacter 活性的影响.具体运行条件见表2.并通过上述6种抑制动力学模型进行描述,最终建立FNA 浓度对Nitrobacter 活性抑制动力学模型.

表1 NOB 富集过程运行条件

Table 1 Operational parameters of enrichment NOB

阶段 NO -

2

-N 浓度(mg/L) 曝气时间(min) 运行周期

S 1 10 35 19

S 2 50 160 20 S 3 100 320 20 S 4 150 420 30 S 5 200 430 30

S 6 250 450 30

S 7 300 480 30 S 8 350 450 30 S 9 400 420 30 S 10 450 420 30 S 11 500 390 30 S 12 550 360 30 S 13 600 360 30 S 14 650 360 30 S 15 700

360

30

表2 批次试验条件

Table 2 Operating conditions of the SBR reactor

试验批次 FNA(mg/L) NO -

2

-N(mg/L) T(℃)pH

1 0.005 11.0 20 6.75

2 0.0075 30.0 21 7.0

3 0.01 51.8 22 7.1

4 0.02

5 129.4 22 7.15 0.035 181.2 22 7.1

6 0.05 305.1 23 7.16

7 0.065 396.6 23 7.16

8 0.075 501.7 23 7.2

9 0.09 602.1 23 7.210 0.1 686.7 24 7.211 0.115 994.2 24 7.312 0.13 1123.9 24 7.313 0.145 1578 24 7.414 0.17 1898.9 25 7.415 0.195 2742 25 7.516 0.22 3093.8 25 7.517 0.245 3535.4 26 7.518 0.295 5359 26 7.619 0.345 6267.5 26 7.620 0.37 5477.5 27 7.521 0.395 4765 28 7.422 0.42 5066.6 28 7.423 0.52 5110.5 29 7.324 0.64 6289.8 29 7.325 0.72 5764 30 7.226 0.82 5214 30 7.127 0.92 5850 30 7.1

3 结果与讨论

3.1 Nitrobacter 的富集培养

图1为Nitrobacter 富集阶段SBR 系统硝化开始、结束时NO 2-

-N 浓度、亚硝态氮氧化速率(NiOR)以及NO 2--N 去除率的变化规律.试验运行过程中,进水NO 2--N 浓度从10mg/L 梯度升高到700mg/L.可以看出,硝化结束时NO 2--N 浓度均低于5mg/L,

平均值为2.07mg/L,整个试验周期NO 2--N 去除率均

达到98%以上,系统具有良好的脱氮性能.此外,由于

进水NO 2-

-N 浓度的增加,NiOR 逐渐增加[0.32mg/

(L·min)→1.93mg/(L·min)],呈正相关.当

NO 2-

-N ≥

700mg/L 时,NiOR 始终维持在1.80mg/(L·min)以上,

表明

SBR 系统具有良好的亚硝酸盐氧化性能.

200

400

600

800

N O 2

--N (m g /L )

运行周期

20

40

6080N O 2

--N 去除率(%)

1

3

N i O R [m g /(L ?m i n )]

2

图1 Nitrobacter 富集培养阶段SBR 系统硝化性能 Fig.1 Nitrification performance of SBR system during

Nitrobacter enrichment

对微生物16S rRNA 基因的特定区域进行靶向测序,获得SBR 系统内微生物群落的具体组成结构(图2).通过Origin9.0软件,对各样本中的优势物种(取总体丰度前30位物种)在属水平上分析并绘制柱状图.分析发现:各平行样在属水平上微生物类型基本相同,其中Nitrobacter 平均相对丰度为40.3%.此外,基因测序结果显示其余菌属在污泥微生物群落中占比均低于5%,表明经过富集培养后SBR 系统污泥微生物中Nitrobacter 占绝对优势地位.

为了更深入观察富集后Nitrobacter 形态特征,采用扫描电镜(SEM)观察活性污泥Nitrobacter 菌属细胞表面形态(图3).结果表明, 富集后污泥形态规则,边界清晰,呈颗粒状.活性污泥系统中Nitrobacter

4250 中 国 环 境 科 学 38卷

以杆状菌及梨状菌属为主[(0.5~0.8)×(1.0~2.0)],符合

文献[28]中关于Nitrobacter 形态与大小描述.

相对丰度(%)

样品

Nitrobacter Mesorhizobium Bradyrhizobium Gemmatimonas Opitutus Sinorhizobium Niastella Azoarcus

Acidovorax Sphingomonas Leptothrix V ariovorax Rhizobium Rhodanobacter Ralstonia

Streptomyces Rhodobacter Stenotrophomonas Polymorphum Alicycliphilus Bordetella Polaromonas

Sorangium

others

图2 SBR 系统微生物群落组成结构

Fig.2 Microbial community composition of the SBR system

图3 Nitrobacter 富集成功后SEM 图 Fig.3 SEM image of Nitrobacter after enrichment

3.2 FNA 对Nitrobacter 氧化性能影响

图4为不同FNA 浓度条件下硝化反应开始、结束时NO 2-

-N 浓度,转化率及其氧化量的变化规律.试验过程中,通过改变进水NO 2--N 浓度、温度以及pH 值来提高FNA 浓度.随着运行周期的增加,进水FNA 浓度逐渐增加,硝化反应开始和结束时NO 2--N 浓度均呈现增加的趋势.这是由于相同硝化反应时间内随着进水NO 2--N 浓度增加导致曝气结束时NO 2--N 未反应完全.此外,当FNA ≤0.1mg/L 时,

NO 2--N 转化率均维持在99%以上,同时NO 2-

-N 氧化量达到最大,为709.4mg/L.当FNA>0.1mg/L 时,NO 2-

-N 转化率及其氧化量逐渐下降,表明FNA 对Nitrobacter 的活性开始产生抑制作用.张宇坤等[29]研究表明,当FNA=0.01mg/L 时NOB 活性逐渐

降低.分析原因:NOB 生长环境及其污泥浓度均可影响NOB 活性,本试验经过富集培养后Nitrobacter 占活性污泥菌群比例较高,因此采用此类活性污泥进行FNA 对Nitrobacter 抑制影响动力学研究,更具有代表性.

0100020003000400050006000N O 2

-

-N (m g /)L

运行周期

20406080100N O 2

-

-N 转化率(%)

-0.2

0.00.20.40.60.8

1.0F N A (m g /L )

图4 不同FNA 条件下系统内NO -

2-N 去除性能 Fig.4 NO -

2-N removal performance in the system under

different FNA

11期 孙洪伟等：游离亚硝酸抑制硝化杆菌属(Nitrobacter )活性动力学研究 4251

3.3 FNA 抑制Nitrobacter 活性动力学

为了更好地描述FNA 对Nitrobacter 活性的抑制影响,采用上述6种抑制动力学模型对试验数据进行拟合,拟合结果如图5所示.6种动力学模型均呈现出先增加后降低的趋势,故均可用于描述FNA 对Nitrobacter 活性的抑制影响.当FNA<0.18mg/L,随着FNA 浓度的增加,SNiOR 急剧增加,表明在此FNA 浓度范围内, FNA 对Nitrobacter 活性具有促进作用.当FNA 浓度介于0.19~0.64mg/L 之间时,SNiOR 呈现降低的趋势,表明FNA 对Nitrobacter 活性产生显著抑制作用,Nitrobacter 活性逐渐降低.当FNA ≥ 0.7mg/L 时,SNiOR 为零,Nitrobacter 完全失活.

S N i O R [g N /(g V S S ·d )]

FNA(mg/L)

图5 FNA 对Nitrobacter 活性抑制动力学拟合 Fig.5 Dynamics of inhibition of FNA on Nitrobacter activity

in system

为了更精确的比较6种动力学模型对试验数据的拟合效果,基于统计学理论,对6种模型的动力学参数和拟合效果进行分析,选择最适宜的动力学模型描述FNA 对Nitrobacter 活性的影响.分析统计结果见表3.

基于统计学中方差分析对动力学参数值进行对比分析发现,Edwards -1#模型获得的拟合结果不收敛,拟合失败,因此,Edwards -1#模型不能用来描述FNA 对NOB 活性的影响.通过残差平方和(RSS)与相关系数(R 2)对比分析,RSS 和R 2均可描述试验数据与拟合曲线的接近程度,RSS 越小,拟合效果越好.R 2越大,试验数据在拟合曲线附近越密集,曲线拟合程度越高.相对于Haldane 模型,Aiba 模型、Edwards -2#模型以及Luong 和Han -Levenspiel 模型的RSS 较小,R 2较大,因此,Aiba 模型、Edwards -2#模型、Luong 以及Han -Levenspiel 模型更适宜描述FNA 对

Nitrobacter 活性的抑制影响.基于方差分析,F 值与P 值均能够预测自变量与因变量的关联程度.F 值是回归方程的显著性检验,P 值表示试验结果可信度,F 值越大,P 值越小,可表明自变量和因变量显著相关,方程拟合度越好,且当P <0.05时,自变量可用于预测因变量.5种模型拟合得到的P 值均小于0.001,但Han -Levenspiel 模型P 值最小,F 值最大.因此,综合RSS 、R 2、P 值和F 值考虑,Han -Levenspiel 模型描述FNA 对Nitrobacter 活性抑制作用是最优的.

表3 5种抑制动力学模型参数以及统计学分析 Table 3 Inhibition kinetics model fitting parameters and

statistical analysis

抑制动力学模型

参数数值R 2

RSS F P

r max 2.14K S 0.02Haldane

K I 0.120.77 0.05 19.04 1.98×10-

6

r max

1.86K S 0.01Aiba

K I 0.290.87 0.02 47.00 5.70×10-

10

r max

1.48K S 0.01Edwards -2#

K I 0.340.83 0.04 35.069.49×10-

9

r max

1.53K S 0.01S m 0.59Luong

n 1.090.90 0.02 25.39 1.76×10-

7

r max 1.57K S

0.01S m 0.66n 1.32Han -Levenspiel

m

-0.95

0.90 0.02 78.10 3.29×10-

12

3.4 关于FNA 和NO 2-

-N 谁是Nitrobacter 真正抑制剂的探讨

1976年,Anthonisen 等[7]研究表明,FNA 对NOB 的抑制阈值为0.2~2.8mg/L.此后,众多学者关于FNA 和NO 2--N 谁是NOB 菌属的真正抑制剂及其抑制浓度范围进行了研究,但试验结果和NOB 真正抑制剂研究目前尚未达成共识.表4总结了现有文献和本试验关于FNA 和NO 2--N 对NOB 活性影响的研究现状.Park 等[13]基于抑制动力学模型研究亚硝酸盐氧化抑制动力学发现,当pH 值由8降为7时,q/q max (比NO 2--N 利用速率/比NO 2--N 最大利用速率)显著降低,表明pH 值对NOB 活性产生影响,认为FNA 是NOB 真正抑制剂.Vadivelu 等[30]通过改

4252

中 国 环 境 科 学 38卷

变进水NO 2-

-N 浓度对比耗氧速率(SOUR)影响研究含73%Nitrobacter 活性污泥时发现,FNA 抑制Nitrobacter 活性.Carrera 等[31]对悬浮生物系统和附着型生物系统硝化过程研究发现,在恒定pH 值和温

度条件下,高浓度NO 2-

-N 对NOB 活性产生抑制作用,计算可得在该NO 2-

-N 浓度条件下FNA= 0.02mg/L,并未达到FNA 抑制NOB 浓度阈值[7].因此,认为NO 2--N 对NOB 活性产生抑制作用.

表4 关于FNA 和NO 2--N 抑制NOB 文献资料报道

Table 4 Summary of literature findings on inhibits NOB by FNA or NO 2--N

抑制条件

文献 污泥类型及水质特性

FNA (mg/L)

温度(℃)

pH 值 NO -

2

-N(mg/L) 抑制剂

NOB 活性 抑制程度

Ma 等[8] 处理城市污水活性污泥 0.75 21 6.0 300 FNA 活性降低89% Li 等

[32]

处理900-1500mgNH + 4-N/L 垃圾

渗滤液活性污泥

0.10 30 7.8-8.2 1506 FNA 活性降低54.2% Wang 等[9] 含FNA 废水长期处理富含AOB

和NOB 的活性污泥

0.24 22 6±0.1 100 FNA 完全失活 张宇坤等[29]

处理1000mgNO -

2

-N/L 的富含Nitrobacter 活性污泥 0.2 22 6.5~7.3 739.5 FNA 完全抑制 Park 等

[13]

处理100mgNH + 4-N/L 生活污水活

性污泥

0.19 27 7 50-100 FNA 活性降低50% Vadivelu 等[30]

处理1000mgNO -

2

-N/L 的富含Nitrobacter 活性污泥 0.011 22 7.2 90 FNA 开始抑制

Carrera 等

[31]

处理100mgNH + 4-N/L 污水的悬浮

活性污泥

0.02 23 7.5 235 NO -

2

-N 活性降低50% 本试验

处理700mgNO -

2

-N/L 的富含Nitrobacter 活性污泥

0.18 25 7.4 1898.9 FNA 和

NO -

2-N

开始抑制

S N i O R [g N /(g V S S ·d )]

pH 值

S N i O R [g N ·(g V S S ·d )]

T (℃)

0 1000 2000

3000 4000 50006000

7000

0.0

0.5

1.0

1.5

S N i O R [g N /(g V S S ·d )]

NO 2--N(mg/L)

S N i O R [g N ·(g V S S ·d )]

FNA(mg/L)

图6 不同FNA 、NO -

2-N 条件下SNiOR 变化规律

Fig.6 Variation of SNiPR during different FA and NO -

2-N conditions

11期孙洪伟等：游离亚硝酸抑制硝化杆菌属(Nitrobacter)活性动力学研究 4253

图6为本试验pH值、T、NO2--N和FNA浓度分别对Nitrobacter活性的影响.由图可知,不同pH 值、T、NO2--N和FNA浓度均对Nitrobacter活性有影响.本试验控制的pH值和T条件下,pH和T对Nitrobacter活性产生一定的影响,在pH值为7.2左右,T为24℃时Nitrobacter活性最强[图6(a,b)].此外,基于Han-Levenspiel抑制动力学模型,由图6(c,d)可知,以FNA和NO2--N为抑制剂时, SNiOR拟合曲线均呈先升高后降低的趋势,表明高浓度NO2--N和FNA对Nitrobacter均产生抑制作用.因此,两者均可抑制Nitrobacter的活性.当以NO2--N为抑制剂时,NO2--N浓度较高时,SNiOR出现明显波动,可决系数R2较低,仅为0.76,曲线拟合程度较低.而以FNA 为抑制剂时,SNiOR拟合曲线数据点在拟合曲线附近较紧密,R2为0.90,曲线拟合程度较好.试验表明,一定pH值和T及高浓度NO2--N和FNA对Nitrobacter均具有抑制作用,由于FNA为pH值、T 和NO2--N三者的函数,也就是说FNA综合了NO2--N浓度、pH值和T对Nitrobacter活性的影响.在任何一个污水生物脱氮处理系统中,NO2--N,pH 值和T是客观存在的基质和环境条件.因此,FNA作为抑制剂时能够更加全面的反映NO2--N,pH值和T 三因素对Nitrobacter活性的抑制作用,也可采用抑制动力学方程来描述.因此,相比于单一NO2--N浓度对Nitrobacter活性的抑制影响,FNA对Nitrobacter活性的抑制模型具有更好的实际应用价值.

4结论

4.1控制DO≥4mg/L,T=25℃条件下,以NaNO2为唯一能源,通过梯度提高NO-

2

-N浓度可实现Nitrobacter的富集,经过419个周期,宏基因组物种注释和丰度分析显示Nitrobacter占细菌总数40.3%, Nitrobacter成为优势菌种.

4.2当FNA>0.1mg/L时,NO-

2

-N转化率及其氧化量逐渐下降,表明FNA对Nitrobacter活性开始产生抑制作用,当FNA=0.7mg/L时, Nitrobacter被完全抑制.

4.3基于对Haldane、Aiba、Edwards-2#、Lunog 和Han-Levenspiel抑制动力学模型的统计学分析发现,Han-Levenspiel模型能够较好的描述FNA对Nitrobacter抑制影响. 4.4基于Han-Levenspiel模型对FNA与NO-

2

-N 分别作为Nitrobacter抑制剂进行拟合分析发现,通过FNA大小表征Nitrobacter抑制程度具有更好的实际意义.

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4254 中国环境科学 38卷

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作者简介：孙洪伟(1976-),男,黑龙江齐齐哈尔人,教授,博士,主要从事污水生物脱氮研究.发表论文40余篇.