李 祥,黃 勇,劉福鑫,袁 怡,陳鐘姮,丁 敏 (1.蘇州科技學(xué)院環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,江蘇 蘇州 215011；2.蘇州科技學(xué)院環(huán)境生物技術(shù)研究所,江蘇 蘇州 215011)

厭氧氨氧化脫氮過程無需有機(jī)物、分子氧的參與和脫氮效能高的優(yōu)勢(shì),而受到研究者的廣泛關(guān)注[1-5].但是,厭氧氨氧化菌倍增時(shí)間長(zhǎng),導(dǎo)致反應(yīng)器啟動(dòng)緩慢.所以在厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動(dòng)過程中對(duì)控制參數(shù)及環(huán)境的要求十分嚴(yán)格[6-7].然而工業(yè)廢水成分往往比較復(fù)雜,若直接運(yùn)用厭氧氨氧化處理,還存在著諸多問題.其中銅、鋅等重金屬(一般10～20mg/L)的毒性就是主要影響因素之一.同時(shí),工業(yè)廢水排放過程中難免出現(xiàn)金屬濃度的波動(dòng).而重金屬離子對(duì)厭氧氨氧化菌的影響研究較少.本文以工業(yè)廢水中常見重金屬離子(Cu2+、Zn2+)為對(duì)象,研究其長(zhǎng)短期內(nèi)對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能及污泥形態(tài)的影響,并探求抑制現(xiàn)象是否可逆.

1 實(shí)驗(yàn)材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

重金屬對(duì)厭氧氨氧化污泥短期影響的實(shí)驗(yàn)裝置采用帶有螺紋蓋的玻璃試管,有效體積100mL.重金屬對(duì)厭氧氨氧化污泥長(zhǎng)期影響的實(shí)驗(yàn)裝置采用 SBR反應(yīng)器,有效體積 500mL.泥水混合狀態(tài)和溫度由水浴振蕩器實(shí)現(xiàn):溫度控制在32℃,振蕩速度為100r/min.

1.2 接種污泥與廢水組成

接種污泥為經(jīng)過長(zhǎng)期富集培養(yǎng)的厭氧氨氧化顆粒污泥,污泥直徑 1～3.6mm.厭氧氨氧化污泥在種泥反應(yīng)器中的脫氮效能為 82g N/(gVSS·d),MLVSS/MLSS為0.552.采用人工配制廢水,主要由NH4Cl 382mg/L,NaNO2640mg/L,NaHCO31g/L,KHCO31g/L,KH2PO427mg/L,CaCl2·2H2O 136mg/L,MgSO4·7H2O 20mg/L,微量元素Ⅰ1mL/L 和微量元素Ⅱ1.25mL/L.微量元素濃縮液組分為Ⅰ:EDTA 5000mg/L,FeSO45000mg/L;微量元素濃縮液Ⅱ組分為:EDTA 5000mg/L, ZnSO4·7H2O(因素影響實(shí)驗(yàn)按 需 配 制 ), CoCl2·6H2O 240mg/L,MnCl2·4H2O 990mg/L,CuSO4·5H2O(因素影響實(shí)驗(yàn)按需配制),NaMoO4·2H2O 220mg/L,NiCl2·6H2O190mg/L,NaSeO4·10H2O 210mg/L,H3BO414mg/L.通過0.1mol/L的鹽酸將進(jìn)水pH值控制在7.5±0.1.通過高純氮?dú)馄貧?0min,以保證厭氧環(huán)境.

1.3 分析方法

指標(biāo)測(cè)定方法均按照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》[8].NH4+-N采用納氏分光光度法;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值采用哈納 pH211型酸度計(jì);溫度由水銀溫度計(jì)測(cè)定; Cu2+、Zn2+:火焰原子吸收法;稱重:精密分析天平(精確至 0.0001g);MLSS和MLVSS:重量法.

1.4 試驗(yàn)方法

1.4.1 Cu2+、Zn2+濃度對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能的短期影響 為了能夠等分含水量較高的厭氧氨氧化濕污泥,在每批實(shí)驗(yàn)前將厭氧氨氧化污泥等分為24份,每份污泥濕重2g.通過數(shù)次培養(yǎng)后,選取脫氮效能相近(最大差值控制在 5%以內(nèi))的12支作為一批,進(jìn)行單一重金屬離子影響試驗(yàn).對(duì)12支試管分別進(jìn)入含有不同Cu2+(Zn2+)濃度的廢水進(jìn)行培養(yǎng)(表 1),經(jīng)過 10～12h培養(yǎng)后,通過測(cè)定廢水中含氮化合物的變化評(píng)估 Cu2+(Zn2+)濃度對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能的短期影響,以氮去除速率表征.每種金屬離子影響做2次平行實(shí)驗(yàn).

表1 短期實(shí)驗(yàn)進(jìn)水Cu2+、Zn2+濃度(mg/L)Table 1 The influent concentration of Cu2+ and Zn2+ in short-time experiment (mg/L)

1.4.2 長(zhǎng)期內(nèi)Cu2+、Zn2+濃度對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響 采用2個(gè)有效體積500mL的SBR反應(yīng)器分別標(biāo)記為R1、R2.R1進(jìn)行Cu2+長(zhǎng)期影響實(shí)驗(yàn),R2進(jìn)行Zn2+長(zhǎng)期影響實(shí)驗(yàn).每個(gè)反應(yīng)器分別接種厭氧氨氧化濕污泥 4g,初始運(yùn)行周期設(shè)定為12h.待其脫氮效能穩(wěn)定后逐步提高進(jìn)水重金屬離子濃度,直至出現(xiàn)脫氮效能大幅下降,厭氧氨氧化污泥脫氮效能處于穩(wěn)定抑制狀態(tài)后,降低進(jìn)水重金屬濃度,研究其恢復(fù)難易程度.

1.5 半抑制濃度的計(jì)算

通常用重金屬的半數(shù)有效濃度(IC50)來定量表征重金屬對(duì)活性污泥的毒性, 本實(shí)驗(yàn)采用如下公式擬合計(jì)算IC50值:

式中:NRR0為進(jìn)水重金屬離子濃度為 0時(shí)厭氧氨氧化污泥活性,gN/(gMLVSS·d);NRRx進(jìn)水重金屬離子濃度為x mg/L時(shí)厭氧氨氧化污泥活性, gN/(g MLVSS·d);I為進(jìn)水重金屬質(zhì)量濃度, mg/L.

2 結(jié)果與討論

2.1 Cu2+、Zn2+對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能的短期影響

2.1.1 短期內(nèi) Cu2+對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響 進(jìn)水NH4+-N濃度100mg/L,NO2--N濃度130mg/L,進(jìn)行 10h培養(yǎng)后,由圖 1可知,隨著水中Cu2+濃度的增大,出水NH4+-N、NO2--N濃度呈先下降后升高的趨勢(shì).作為對(duì)照實(shí)驗(yàn)的 1號(hào)出水NH4+-N、NO2--N濃度分別為 39.04,74.74mg/L,氮去除速率為 82.82gN/(gMLVSS·d).當(dāng)進(jìn)水 Cu2+濃度達(dá)到1～8mg/L時(shí),出水NH4+-N、NO2--N濃度基本未受到影響,氮去除速率維持在 145.34～162.74gN/(gMLVSS·d).當(dāng)進(jìn)水Cu2+濃度大于8mg/L時(shí),出水NH4+-N、NO2--N濃度開始逐漸升高,厭氧氨氧化污泥的脫氮效能開始逐步下降.最終當(dāng)進(jìn)水Cu2+濃度大于30mg/L時(shí),厭氧氨氧化污泥氮去除速率下降到38.96g N/(g MLVSS·d).

圖1 短期內(nèi)厭氧氨氧化污泥脫氮效能隨Cu2+濃度的變化Fig.1 The variation of nitrogen removal efficiency on Anammox with Cu2+ concentration in short-time

Chamchoi等[9]在厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動(dòng)過程中將厭氧氨氧化過程分為 3個(gè)階段:污泥水解階段;增值階段和穩(wěn)定階段.Tang 等[10-11]基于厭氧氨氧化污泥對(duì)氮的去除,增加了遲滯階段和抑制階段.通過10h批式實(shí)驗(yàn)可知,Cu2+濃度變化對(duì)厭氧氨氧化的影響較大,具體可以分為3個(gè)階段:活性刺激階段,隨著 Cu2+濃度的提高(0～1mg/L),厭氧氨氧化污泥的活性獲得刺激,有利于污泥脫氮效能的提高,刺激后的最大氮去除速率是刺激前的 1.97倍;穩(wěn)定階段(1～8mg/L),Cu2+濃度在此范圍內(nèi)變化時(shí),厭氧氨氧化污泥活性不隨 Cu2+濃度變化而變化;抑制階段(大于 8mg/L),隨著 Cu2+濃度的進(jìn)一步提高,厭氧氨氧化污泥活性開始下降,最終處于完全抑制狀態(tài).榮宏偉等[12]研究表明,當(dāng)Cu2+濃度從0mg/L上升到0.5mg /L,硝化細(xì)菌的生物活性未受到不利影響,反而對(duì)反硝化細(xì)菌的活性具有一定的促進(jìn)作用,提高微生物的生長(zhǎng)率, 使處理效果得到增強(qiáng).張蕾等[13]在研究鐵離子濃度對(duì)厭氧氨氧化影響時(shí)表明,將進(jìn)水鐵離子濃度從0.03mmol/L 提高到0.075mmol/L后可提高厭氧氨氧化污泥的基質(zhì)轉(zhuǎn)化能力,厭氧氨氧化菌對(duì) NH4+-N、NO2--N的最大去除速率分別提高了1.8倍和1.6倍.說明適當(dāng)提高進(jìn)水重金屬離子的濃度是有利于厭氧氨氧化菌生長(zhǎng).而yang等[14]在研究重金屬對(duì)厭氧氨氧化活性的影響過程中僅出現(xiàn)抑制階段,未發(fā)現(xiàn)本文所述的刺激階段和穩(wěn)定階段,分析其原因可能是厭氧氨氧化菌活性較低,且重金屬離子濃度較高.

圖2 短期內(nèi)厭氧氨氧化污泥脫氮效能隨Zn2+濃度的變化Fig.2 The variation of nitrogen removal efficiency on Anammox with Zn2+ concentration in short-time

2.1.2 Zn2+短期內(nèi)對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響 如圖2所示,培養(yǎng)12h后,隨著進(jìn)水Zn2+濃度的增加,出水NH4+-N、NO2--N濃度也出現(xiàn)先下降后升高的趨勢(shì).但是升高和下降所對(duì)應(yīng)的Zn2+濃度與 Cu2+有所區(qū)別.作為對(duì)照實(shí)驗(yàn)的 1號(hào)經(jīng)過10h培養(yǎng)后,出水NH4+-N、NO2--N濃度分別為45.14, 71.5mg/L,氮去除速率為154.56g N/(g MLVSS·d).當(dāng)進(jìn)水 Zn2+濃度達(dá)到 4mg/L 時(shí),氮去除速率增加到最大240.61g N/(g MLVSS·d).隨著進(jìn)水 Zn2+濃度的增加,厭氧氨氧化污泥的脫氮效能開始逐漸下降.最后當(dāng)進(jìn)水 Zn2+濃度達(dá)到60mg/L時(shí),其氮去除速率下降到 65.33g N/(g MLVSS·d).由于前幾只試管進(jìn)水Zn2+濃度跨度較大,所以在 2批實(shí)驗(yàn)中均未發(fā)現(xiàn)脫氮效能的穩(wěn)定階段.僅觀察到 2個(gè)階段:刺激階段(0～4mg/L),刺激后的厭氧氨氧化污泥最大脫氮效能為刺激前的1.56倍;抑制階段(大于4mg/L),厭氧氨氧化污泥的脫氮效能開始逐步下降.

2.2 Cu2+、Zn2+長(zhǎng)期內(nèi)對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響

圖3 Cu2+濃度的變化對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能影響及恢復(fù)Fig.3 The effect of nitrogen removal efficiency on Anammox with Cu2+ concentration in long-time

2.2.1 Cu2+長(zhǎng)期內(nèi)對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響 如圖 3所示,在反應(yīng)器 R1運(yùn)行初期(0～29d),進(jìn)水 Cu2+濃度由 0mg/L 逐步升高到2mg/L時(shí),厭氧氨氧化污泥對(duì) NH4+-N、NO2--N的去除率基本上保持在95%以上.當(dāng)進(jìn)水Cu2+濃度達(dá)到4mg/L時(shí),厭氧氨氧化污泥的脫氮效能開始逐漸下降,并且隨著運(yùn)行天數(shù)的增加,脫氮效能出現(xiàn)大幅度下降,最終氮去除速率降到 55.2gN/(m3·d).于是在反應(yīng)器R1運(yùn)行的42d,將進(jìn)水Cu2+濃度下降到1mg/L,經(jīng)過28d的培養(yǎng), NH4+-N、NO2--N基本得到去除.厭氧氨氧化污泥的氮去除速率回升到 457gN/(m3·d).反應(yīng)器運(yùn)行的70,90d,氮去除速率基本處于穩(wěn)定狀態(tài).說明 Cu2+對(duì)厭氧氨氧化污泥的抑制可以得到恢復(fù).

2.2.2 Zn2+長(zhǎng)期內(nèi)對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響 由圖4可見,隨著進(jìn)水Zn2+濃度由0逐步增加到4mg/L時(shí),出水NH4+-N、NO2--N濃度基本保持在10mg/L左右,說明厭氧氨氧化污泥的脫氮效能未因 Zn2+濃度提高而發(fā)生變化,反應(yīng)器氮去除速率穩(wěn)定在 450g N/(m3·d).當(dāng)將進(jìn)水 Zn2+濃度增加到6mg/L時(shí),出水NH4+-N、NO2--N濃度升高,經(jīng)過9d培養(yǎng),出水NH4+-N、NO2--N濃度基本處于穩(wěn)定,此時(shí)厭氧氨氧化污泥的氮去除速率為 313g N/(m3·d).為了進(jìn)一步了解 Zn2+濃度對(duì)厭氧氨氧化影響,在反應(yīng)器運(yùn)行的 46d,將進(jìn)水 Zn2+濃度增加到8mg/L,此時(shí)出水NH4+-N、NO2--N濃度進(jìn)一步降低,最終反應(yīng)器氮去除速率下降到160g N/(m3·d).在反應(yīng)器運(yùn)行的 67d,將進(jìn)水 Zn2+濃度下降到2mg/L時(shí),反應(yīng)器出水NH4+-N、NO2--N濃度逐步降低,經(jīng)過27d的培養(yǎng),NH4+-N、NO2--N出水濃度下降到反應(yīng)器運(yùn)行初期的狀態(tài),氮去除速率上升到 440g N/(m3·d).

圖4 Zn2+濃度的變化對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能影響及恢復(fù)Fig.4 The effect of nitrogen removal efficiency on Anammox with Zn2+ concentration in long-time

2.3 Cu2+、Zn2+對(duì)厭氧氨氧化污泥形狀影響

Cu2+、Zn2+對(duì)厭氧氨氧化污泥形態(tài)的影響基本相同,所以就 Cu2+對(duì)厭氧氨氧化污泥的影響為例,分析其影響,如圖5所示.在接種入反應(yīng)R1的厭氧氨氧化污泥如圖5A所示,為鮮艷的紅色顆粒污泥.隨著進(jìn)水Cu2+濃度增加到4mg/L時(shí),厭氧氨氧化污泥的脫氮效能開始逐步下降,污泥的顏色也開始出現(xiàn)變化.經(jīng)過 41d的培養(yǎng),厭氧氨氧化污泥顏色基本呈現(xiàn)出灰白色,少量顆粒表面呈現(xiàn)出硫酸銅的淺藍(lán)色,還有少量污泥仍具有一點(diǎn)淡黃色.說明大量的 Cu2+吸附并積累到厭氧氨氧化顆粒污泥中,并且有可能與部分蛋白質(zhì)結(jié)合,使細(xì)胞內(nèi)蛋白質(zhì)變形,最終導(dǎo)致厭氧氨氧化污泥的脫氮效能受到嚴(yán)重抑制[15].但是從圖 5(B)可以看出(長(zhǎng)期影響過程中運(yùn)行 42d的污泥),由于厭氧氨氧化顆粒污泥在觀其內(nèi)受到抑制,所以其顆粒形態(tài)未發(fā)生明顯的變化.當(dāng)進(jìn)水 Cu2+濃度降低后,經(jīng)過48d(即反應(yīng)器運(yùn)行 90d時(shí))培養(yǎng),反應(yīng)器的脫氮效能恢復(fù)到實(shí)驗(yàn)前期,污泥的顏色得到部分恢復(fù)(如圖 5C所示).因此污泥顏色能夠很好的指示重金屬離子對(duì)厭氧氨氧化污泥活性的影響.

圖5 厭氧氨氧化污泥受Cu2+ 抑制前后形態(tài)(A接種污泥,B抑制后污泥,C抑制恢復(fù)后)Fig.5 The morphology of Anammox granular slugde fore-and-aft inhibition by Cu2+

2.4 Cu2+、Zn2+濃度對(duì)厭氧氨氧化污泥活性影響機(jī)理

微量重金屬是微生物生命活動(dòng)所需營(yíng)養(yǎng)物質(zhì),也是酶的活化劑或活性基,可以促進(jìn)微生物生長(zhǎng)[16].但是微生物對(duì)重金屬的需要量極少.當(dāng)環(huán)境中重金屬的含量超過一定濃度時(shí),會(huì)對(duì)微生物產(chǎn)生毒性作用,它們與必要的金屬競(jìng)爭(zhēng)含硫化合物和氧的結(jié)合位點(diǎn),既可取代生物大分子活性點(diǎn)位上原有的金屬,也可結(jié)合該分子的其他位置,破壞核酸和蛋白質(zhì)結(jié)構(gòu),干擾氧化磷酸化和滲透壓平衡.通過短期研究及線性擬合計(jì)算出 Cu2+和Zn2+對(duì)厭氧氨氧化污泥活性的有效半抑制濃度分別為22.2,48.3mg/L.說明厭氧氨氧化菌對(duì)Cu2+的敏感性明顯強(qiáng)于 Zn2+.Yang等[14]利用活性為(12.4± 3.1)mgN/(gVSS·h)的厭氧氨氧化污泥進(jìn)行短期批式試驗(yàn)表明,Cu2+半抑制濃度為12.9mg/L.Lotti 等[17]利用活性為(0.68±0.4)gN2-N/(VSS·d)的厭氧氨氧化顆粒污泥進(jìn)行生活污水中 Zn2+濃度對(duì)厭氧氨氧化活性影響研究,經(jīng)過 1h反應(yīng),其半抑制濃度為 4.5mg/L.本研究中,經(jīng)過 24h反應(yīng),半抑制濃度為 3.9mg/L,并且隨著運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng),半抑制有效濃度會(huì)逐漸降低.而本實(shí)驗(yàn)的研究結(jié)果明顯高于Yang和Lotti的報(bào)道值,出現(xiàn)此結(jié)果可能是污泥粒徑較大,使得顆粒內(nèi)外存在較高的重金屬離子濃度梯度.Volcke等[18]在研究顆粒分布對(duì)厭氧氨氧化污泥轉(zhuǎn)化基質(zhì)濃度影響實(shí)驗(yàn)時(shí)也發(fā)現(xiàn)厭氧氨氧化污泥顆粒尺寸的增大將有助于對(duì)抑制物耐受性的提高.

短期研究表明,當(dāng)進(jìn)水Cu2+和Zn2+濃度分別為10,8mg/L時(shí),厭氧氨氧化污泥的活性出現(xiàn)明顯抑制.但是長(zhǎng)期實(shí)驗(yàn)研究表明,當(dāng)進(jìn)水Cu2+和Zn2+濃度分別達(dá)到 4,6mg/L時(shí),厭氧氨氧化污泥活性就受到抑制.說明在長(zhǎng)期培養(yǎng)過程中厭氧氨氧化污泥對(duì)重金屬離子具有累積功能.其主要原因可能是因?yàn)閰捬醢毖趸勰嗑哂胸S富的胞外聚合物,具有較強(qiáng)的吸附能力,將環(huán)境中的金屬離子吸附到顆粒污泥表面.當(dāng)厭氧氨氧化污泥受到抑制后,將進(jìn)水 Cu2+和 Zn2+濃度分別下降到 1,2mg/L時(shí),厭氧氨氧化污泥的脫氮效能能夠恢復(fù)到初始狀態(tài),說明這種累積不是一種無限制的累積.

目前在厭氧氨氧化反應(yīng)器的啟動(dòng)和污泥馴化培養(yǎng)過程中一般采用人工配水,進(jìn)水 Cu2+和Zn2+濃度分別為 0.08,0.126mg/L[19-21].而由本實(shí)驗(yàn)可知,當(dāng)進(jìn)水Cu2+濃度從0mg/L增加到1mg/L或者Zn2+濃度從0mg/L增加到4mg/L時(shí),厭氧氨氧化污泥的活性均獲得刺激,其效果分別是不含金屬離子培養(yǎng)的1.97倍和1.55倍.說明適當(dāng)提高進(jìn)水重金屬離子的濃度是有利于厭氧氨氧化菌生長(zhǎng)的.因此在厭氧氨氧化污泥馴化及培養(yǎng)過程中適當(dāng)提高進(jìn)水 Cu2+和 Zn2+的濃度可以有效地縮短反應(yīng)器的啟動(dòng)時(shí)間.

3 結(jié)論

3.1 批式實(shí)驗(yàn)表明,Cu2+和Zn2+離子對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響可分為刺激、穩(wěn)定和抑制3個(gè)階段.當(dāng)進(jìn)水Cu2+濃度0～1mg/L和Zn2+濃度0～4mg/L時(shí),隨著進(jìn)水金屬離子濃度的增加,微生物活性受到刺激,氮去除速率迅速增加; Cu2+濃度1～8mg/L時(shí),氮去除速率處于穩(wěn)定狀態(tài).Cu2+濃度大于8mg/L和Zn2+大于4mg/L時(shí),隨著進(jìn)水金屬離子濃度的增加,氮去除速率逐步下降.

3.2 在厭氧氨氧化污泥長(zhǎng)期培養(yǎng)過程中,進(jìn)水Cu2+、Zn2+濃度應(yīng)低于4,6mg/L以避免厭氧氨氧化污泥的活性受到抑制.

3.3 Cu2+、Zn2+離子對(duì)厭氧氨氧化污泥活性的半抑制濃度分別為22.2,48.3mg/L.將進(jìn)水Cu2+、Zn2+濃度分別降低到 1,2mg/L后,受重金屬抑制的厭氧氨氧化污泥活性可以恢復(fù).

[1]李 祥,黃 勇,朱 莉,等.蝕刻液廢水厭氧氨氧化脫氮性能研究 [J].中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2011,32(12):2199-2204.

[2]李 祥,黃 勇,鄭宇慧,等.厭氧氨氧化富集培養(yǎng)研究及其工業(yè)應(yīng)用進(jìn)展 [J].水處理技術(shù), 2010,36(5):18-21.

[3]Zhu Liang, Liu Junxin.Landfill leachate treatment with a novel process: Anaerobic ammonium oxidation (Anammox) combined with soil infiltration system [J].Journal of Hazardous Materials,2008,151:202-212.

[4]Zhang Li, Yang Jiachun, Furukawa Kenji.Stable and high-rate nitrogen removal from reject water by partial nitrification and subsequent anammox [J].Journal of Bioscience and Bioengineering, 2010,110(4):441-448.

[5]陳旭良,鄭 平,金仁村,等.味精廢水厭氧氨氧化生物脫氮的研究 [J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2007,27(5):747-750.

[6]Araujo J C, Campos A C, Correa M M et al.Anammox bacteria enrichment and characterization from municipal activated sludge[J].Water Science and Technology, 2011,64(7):1428-1434.

[7]Jin Ren Cun, Yang Guang Feng, Yu Jin Jin, et al.The inhibition of the Anammox process: A review [J].Chemical Engineering Journal, 2012,197:76-82.

[8]國(guó)家環(huán)境保護(hù)局.水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法(第四版) [M].北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 2002:258-282.

[9]Chamchoi N, Nitisoravut S.Anammox enrichment from different conventional sludges [J].Chemosphere, 2007,66:2225-2232.

[10]Tang C J, Zheng P, Mahmood Q, et al.Start-up and inhibition analysis of the anammox process seeded with anaerobic granular sludge [J].J.Ind.Microbiol.Biotechnol, 2009,36:1093-1100.

[11]Tang C J, Zheng P, Zhang L, et al.Enrichment features of anammox consortia from methanogenic granules loaded with high organic and methanol contents [J].Chemosphere, 2010,79:613-619.

[12]榮宏偉,王 勤,張朝升,等.Cu2+、Zn2+對(duì)生物脫氮系統(tǒng)的影響[J].環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2009,3(4):617-620.

[13]張 蕾,鄭 平,胡安輝.鐵離子對(duì)厭氧氨氧化反應(yīng)器性能的影響 [J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2009,29(8):1629-1634.

[14]Yang Guang Feng, Ni Wei Min, Wu Kai, et al.The effect of Cu (II)stress on the activity, performance and recovery on the Anaerobic Ammonium-Oxidizing (Anammox) process [J].Chemical Engineering Journal, 2013,226:39-45.

[15]Hu Z Q, Chandran K, Grasso D, et al.Impact of metal sorption and internalization on nitrification inhibition [J].Environ.Sci.Technol., 2003,37:728-734.

[16]Jefferson B, Burgess J E, P ichon A, et al.Nutrient addition to enhance biological treatment of gray water [J].Wat.Res.,2001,35(11):2702-2710.

[17]Lotti T, Cordola M, Kleerebezem R, et al.Inhibition effect of swine wastewater heavy metals and antibiotics on anammox activity [J].Water Science and Technology, 2012,66(7):1519-1526.

[18]Volcke E I P, Picioreanu C, De Baets B, et al.The Granule Size Distribution in an Anammox-Based Granular Sludge Reactor Affects the Conversion Implications for Modeling [J].Biotechnology and Bioengineering, 2012,109(7):1629-1636.

[19]Li Huosheng, Zhou Shaoqi, Ma Weihao, et al.Fast start-up of ANAMMOX reactor: Operational strategy and some characteristics as indicators of reactor performance [J].Desalination, 2012,286:436-441.

[20]Qiao Sen, Nishiyama Takashi, Fujii Tatsuo, et al.Rapid startup and high rate nitrogen removal from anaerobic sludge digester liquor using a SNAP process [J].Biodegradation, 2012,23:157-164.

[21]Duan Xiumei, Zhou Jiti, Qiao Sen, et al.Start-up of the anammox process from the conventional activated sludge in a hybrid bioreactor [J].Journal of Environmental Sciences, 2012,24(6):1083-1090.