污水處理廠廣泛采用生物脫氮技術(shù)，因為硝化細菌對許多環(huán)境因素比較敏感(如pH、 溫度、 溶解氧濃度等)，所以脫氮過程中的硝化作用被認為是整個脫氮過程的限速步驟. 硝化過程中氨氧化細菌(ammonia-oxidizing bacteria，AOB)將氨氮(NH4+-N) 轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽氮(NO2--N)，然后亞硝酸鹽氧化細菌(nitrite-oxidizing bacteria，NOB)將亞硝酸鹽氮(NO2--N)轉(zhuǎn)化為硝酸鹽氮(NO3--N). 污水中的氨氮以游離氨(NH3)和銨根離子(NH4+)的形式存在，游離氨(free ammonia，F(xiàn)A)是AOB菌群生長所需要的初始基質(zhì)，但是過高的FA會對其產(chǎn)生毒害作用，影響AOB和NOB菌群的生長. 王淑瑩等研究了高濃度FA對絮狀污泥和好氧顆粒污泥的抑制影響，發(fā)現(xiàn)氨氧化菌均勻分布的絮狀污泥容易受到FA抑制. Chen等在富集高效硝化菌的過程中發(fā)現(xiàn)當FA濃度增加到10~20 mg·L-1(混合反應器)，F(xiàn)A對反應器的脫氮性能造成明顯的抑制. 尤永軍在SBR反應器中研究FA對硝化菌的影響時，指出隨FA濃度提高，AOB活性逐漸增大而NOB活性先增大后被抑制. 彭趙旭等研究了在活性污泥系統(tǒng)中(序批式活性污泥反應器，SBR)，當進水NH4+-N為65 mg·L-1時[混合液懸浮固體濃度(mixed liquid suspended solids，MLSS)為2 200~2 400 mg·L-1]，反應器硝化效果明顯變差，NH4+-N沖擊負荷對硝化作用造成短期抑制. 目前已有的研究主要集中在FA濃度對硝化性能和活性的短期抑制影響方面，或是以亞硝酸鹽積累為目的短程硝化作用影響的研究，例如孫洪偉等充分利用較高FA對NOB的抑制，通過優(yōu)化DO、 ORP、 pH等參數(shù)，準確實現(xiàn)短程硝化. 但對生物系統(tǒng)反復受到高濃度氨氮廢水的急性沖擊負荷(以下稱“沖擊負荷”)，以及完整的生物硝化反應的抑制與活性恢復機制的研究還不夠. 在連續(xù)運行模式下，不同F(xiàn)A濃度對硝化作用沖擊的濃度特點、 抑制程度、 持續(xù)時間、 微生物菌群變化等相關(guān)信息還缺乏報道.
本文采用SBR反應器處理模擬高濃度氨氮污水，研究高氨氮廢水沖擊負荷條件下，F(xiàn)A對生物硝化作用的抑制和細菌活性恢復的影響、 硝化菌群(AOB和NOB菌群)結(jié)構(gòu)的變化，以揭示高濃度FA對生物硝化過程的影響機制.
1 材料與方法
1.1 試驗裝置
試驗所采用的SBR反應器試驗系統(tǒng)如圖 1所示，SBR反應器有效容積5 L，總高0.85 m. 反應器依靠保溫水層維持溫度在25℃±0.5℃; 底部曝氣，控制反應器內(nèi)溶解氧(dissolved oxygen，DO)≥2 mg·L-1. SBR反應器自動運行，每個周期6 h(進水5 min，曝氣4 h，靜沉75 min，排水10 min，靜置30 min)，每周期出水量為2.5 L. 定期排泥，控制MLSS為6 000 mg·L-1左右，污泥齡約為10 d.
圖 1 SBR反應器試驗系統(tǒng)示意
1.2 試驗材料
SBR反應器進水采用模擬生活污水，利用無水葡萄糖配置進水并控制化學需氧量(COD)為250 mg·L-1，利用氯化銨配置進水NH4+-N為50 mg·L-1，pH為7.8左右，具體組分為(mg·L-1)：無水葡萄糖240，NH4Cl 320，KH2PO4 30，NaHCO3 350，MgSO4·7H2O 20，F(xiàn)eSO4·7H2O 2.5，ZnSO4·7H2O 0.25，CaCl2·2H2O 10，CoCl2·6H2O 0.000 05，MoO3 0.001 5.
1.3 試驗方法
從天津某城市污水廠曝氣池取得接種活性污泥，用2 mm孔徑的濾網(wǎng)去除污泥中的雜質(zhì)，然后放入SBR反應器進行馴化培養(yǎng). 在進水氨氮濃度為50 mg·L-1條件下，運行SBR反應器，待出水NH4+-N穩(wěn)定至0.2 mg·L-1以下時，開始進行沖擊負荷試驗. 沖擊負荷試驗中，SBR的進水NH4+-N濃度逐漸提高到150、 200、 300、 400、 500、 750、 1 000、 1 250、 1 500、 2 000 mg·L-1，每一個沖擊負荷運行一個周期，然后進水NH4+-N立刻恢復到50 mg·L-1進行自然恢復過程，試驗中NH4+-N穩(wěn)定至0.2 mg·L-1以下所需的自然恢復時間分別為 2、 3、 4、 5、 6、 7、 9、 9、 9、 12個周期. 在沖擊負荷周期中取曝氣5 min、 1 h、 2 h、 3 h、 4 h時的活性污泥混合樣以及靜沉后的出水(定義為第6 h樣品)，經(jīng)0.45 μm濾膜過濾后檢測NH4+-N、 NO2--N、 NO3--N等指標. 在沖擊負荷周期曝氣4 h時取活性污泥混合液進行比耗氧速率(SOUR)和熒光原位雜交(FISH)分析.
1.4 生物活性的表征
AOB、 NOB及異養(yǎng)菌的活性分別用氨氧化比耗氧速率(氨氧化SOUR)、 亞硝酸鹽氮氧化比耗氧速率(硝化SOUR)和碳氧化比耗氧速率(碳氧化SOUR)來表征. 通過添加不同濃度的抑制選擇劑[氯酸鈉(NaClO3)和丙烯基硫脲(ATU)]，可以測出氨氧化、 亞硝酸鹽氮氧化和碳氧化比耗氧速率.
1.5 其它分析方法
COD：密封消解和哈希COD測定儀測定; NH4+-N：納氏試劑分光光度法; NO3--N：酚二磺酸分光光度度法; NO2--N：N-(1-萘基)-乙二胺分光光度度法; MLSS：重量法; DO和pH：儀器測定; SOUR：參見文獻; FISH：樣品固定和雜交方法依據(jù)標準雜交培育方法，用兩種寡核苷酸探針NSO1225和Ntspa662分別標記AOB菌和NOB菌，并用OLYMPUS IX71(Olympus，Japan)熒光顯微鏡觀察已制備好的玻片，分析雜交結(jié)果.
1.6 游離氨的濃度
由于NH3與NH4+-N之間存在著電離平衡，因此進水FA的濃度與進水NH4+-N、 pH以及溫度有著密切的關(guān)系，見式(1)和式(2)所示：
式中，F(xiàn)A為游離氨濃度(mg·L-1); TAN為總氨氮濃度(mg·L-1); Kb 為與溫度有關(guān)的氨電離常數(shù); Kw 為與溫度有關(guān)的水電離常數(shù).
在沖擊負荷試驗中，當進水NH4+-N濃度為：150、 200、 300、 400、 500、 750、 1 000、 1 250、 1 500和2 000 mg·L-1時的pH分別為7.72、 7.44、 7.33、 7.32、 7.27、 7.19、 7.15、 7.10、 7.04和6.98(維持在中性左右)，依上述公式計算得到，沖擊負荷進水FA的濃度分別為：4.5、 3.6、 4.1、 5.0、 5.4、 6.6、 8.1、 9.3、 10.5和11.8 mg·L-1.
1.7 抑制率計算
本文采用氨氮的最大比降解速率抑制率(IPA)和硝酸鹽氮的最大比生成速率抑制率(IPN)表征FA分別對AOB和NOB的抑制程度，如公式(3)和(4)所示：
式中，qmax0為 FA沖擊負荷試驗中最大的氨氮最大比降解速率(以N/MLSS計，下同)，本試驗中，qmax0=12.73 mg·(g·h)-1; qmaxi為FA沖擊負荷試驗中，不同F(xiàn)A對應的氨氮最大比降解速率; μmax0為FA沖擊負荷試驗中最大的硝酸鹽氮最大比生成速率(以NO3--N/MLSS計，下同)，本試驗中，μmax0=4.26 mg·(g·h)-1; μmaxi為FA沖擊負荷試驗中的硝酸鹽氮最大比生成速率.
2 結(jié)果與討論
2.1 馴化污泥的活性表征
馴化階段進水NH4+-N濃度范圍為49.5~55.1 mg·L-1，出水NH4+-N均低于0.2 mg·L-1，NH4+-N去除率可達99.7% 以上，說明反應器中硝化細菌活性很高. 進水COD為250 mg·L-1左右，馴化期間出水COD可降至20 mg·L-1以下，COD去除率在91.6% 以上. 出水pH穩(wěn)定在7.2~7.5的范圍內(nèi). 圖 2顯示一個曝氣周期中氮的形態(tài)轉(zhuǎn)化，從中可知，在曝氣的前4 h，NH4+-N濃度逐漸降低到0.01 mg·L-1，同時出水NO3--N濃度逐漸增加，最后穩(wěn)定在32.3 mg·L-1左右，氨氮最大比降解速率為1.38 mg·(g·h)-1. NO2--N從曝氣開始濃度逐漸增加，在1 h左右達到最大值16.0 mg·L-1，隨后逐漸降低，曝氣4 h后NO2--N低于檢出限. 通過氮平衡的計算，88.6%的NH4+-N轉(zhuǎn)化成了NO3--N，其它部分的NH4+-N可能是通過細菌的合成代謝被轉(zhuǎn)化為有機氮.
圖 2 SBR典型曝氣周期中氮的形態(tài)轉(zhuǎn)化
因為SBR系統(tǒng)的活性污泥中存在大量的異養(yǎng)菌，異養(yǎng)菌會利用一部分NH4+-N進行自身合成代謝，因此進水NH4+-N的去除是由異養(yǎng)菌和硝化細菌共同來完成的. 在一定的DO和堿度條件下，異養(yǎng)菌能夠利用有機物和NH4+-N進行合成代謝[根據(jù)合成代謝公式(5)，本試驗馴化過程中進水葡萄糖濃度約為250 mg·L-1，出水COD為20 mg·L-1左右，則理論上異養(yǎng)菌合成代謝消耗的NH4+-N量為15.3 mg·L-1，接近實際進水和出水中總無機氮濃度之差，即20.0 mg·L-1，剩余誤差可能是由于SBR中存在反硝化等反應造成的.
2.2 氨氮沖擊負荷對硝化作用的影響
在沖擊負荷試驗中，SBR反應器的進水NH4+-N濃度逐漸升高[圖 3(a)]，每一個沖擊負荷運行一個周期，然后進水NH4+-N立刻恢復到50 mg·L-1進行自然恢復過程[圖 3(a)]. 當NH4+-N沖擊負荷為150 mg·L-1(FA=4.5 mg·L-1)時，在第一個周期運行結(jié)束時，出水NH4+-N濃度為26.6 mg·L-1[圖 3(b)]，說明在這個NH4+-N濃度下系統(tǒng)內(nèi)的AOB菌群已經(jīng)不能對進水的NH4+-N進行全部去除，經(jīng)過2個恢復周期，出水NH4+-N才降至0.2 mg·L-1以下水平. 隨著NH4+-N濃度的增加，短時出水NH4+-N濃度也逐漸增加，且出水NH4+-N恢復至0.2 mg·L-1以下所需的周期逐漸增加，當 NH4+-N沖擊負荷為2 000 mg·L-1(FA=3.6 mg·L-1)時，需要12個周期才能完全恢復[圖 3(b)]. 可見進水氨氮濃度越大，其短時去除率越低，出水NH4+-N降至0.2 mg·L-1以下的恢復時間越長. 雖然恢復時間增加了，但是FA 對AOB和NOB的抑制作用在試驗濃度下是可恢復的[24]，且硝化菌的活性并不能被完全抑制. 張亮等指出FA對硝化菌的抑制都是可逆的，硝化菌受FA抑制解除后，可逐漸恢復正�；钚�，且硝化菌對游離氨的抑制存在適應性，長期高游離氨環(huán)境下的硝化菌活性也可能逐漸恢復. 相比于重金屬類污染物(反應器相同)對活性污泥系統(tǒng)的毒性抑制作用，F(xiàn)A沖擊負荷對活性污泥的恢復速度相對較快.
在150~500 mg·L-1 的NH4+-N沖擊負荷試驗中(即進水FA濃度為3.6~5.4 mg·L-1)，出水中幾乎沒有NO2--N的積累[圖 3(c)]，而當NH4+-N投加濃度大于500 mg·L-1(即FA濃度大于5.4 mg·L-1)，出水NO2--N出現(xiàn)明顯的積累，最大積累量為2.4 mg·L-1. 當NH4+-N大于750 mg·L-1(即FA濃度大于6.6 mg·L-1)的沖擊負荷結(jié)束時，出水NO2--N濃度分別為3.9、 26.3、 17.0、 24.3和38.4 mg·L-1，說明NH4+-N沖擊濃度大于等于750 mg·L-1(FA濃度6.6 mg·L-1)時，NOB開始受到FA的抑制. 并且，從圖 3可以明顯看出，NOB相對于AOB較易受FA沖擊負荷的影響.
2.3 FA沖擊負荷對硝化速率的影響
根據(jù)各個沖擊負荷曝氣階段的NH4+-N、 NO2--N和NO3--N濃度變化，得到不同F(xiàn)A沖擊負荷下氨氮去除量[圖 4(a)]和氨氮最大比降解速率[圖 4(b)]. 隨著進水FA濃度的增加，SBR反應器對NH4+-N去除量以及氨氮最大比降解速率呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢，當FA濃度為9.3 mg·L-1時，NH4+-N去除量最大為156.5 mg·L-1，是馴化階段NH4+-N去除量的3.4倍; FA濃度增加至11.8 mg·L-1時，NH4+-N去除量又下降至113.0 mg·L-1，說明3.6~9.3 mg·L-1的FA促進AOB菌群對NH4+-N的去除，而FA濃度大于9.3 mg·L-1時抑制AOB菌群對NH4+-N的去除.
圖 4 SBR系統(tǒng)不同F(xiàn)A沖擊負荷下氨氮去除與硝酸鹽氮生成速率
出水NO2--N的濃度也隨著FA的增加逐漸增大. FA濃度低于6.6 mg·L-1時，系統(tǒng)中NO2--N濃度較低，最高濃度為1.2 mg·L-1; 當FA增加至11.8 mg·L-1時，系統(tǒng)中NO2--N發(fā)生明顯積累，出水NO2--N濃度達到38.4 mg·L-1，說明NOB菌群受到FA的嚴重抑制，NO2--N積累量增加了96.5%，與Chen等在活性污泥反應器(CSTR)的試驗得到的FA在11.3 mg·L-1時，NO2--N積累量增加了93.8% 相近. 試驗出水NO3--N的濃度以及硝酸鹽氮最大比生成速率呈現(xiàn)先升高后降低的變化趨勢，與NH4+-N去除量的變化趨勢相一致，且硝酸鹽氮最大比生成速率的最大值出現(xiàn)在FA濃度為10.5 mg·L-1時，為4.26 mg·(g·h)-1. 當FA為11.8 mg·L-1時，硝酸鹽氮最大比生成速率降至1.73 mg·(g·h)-1，NO3--N生成量的降低反映了FA對NOB菌群的抑制作用. Chung等發(fā)現(xiàn)在FA逐漸升高到10 mg·L-1時氨氮比降解速率逐漸增至最大，大于10 mg·L-1時氨氮比降解速率開始降低; FA為5 mg·L-1 時亞硝酸氧化作用的速率達到最大，隨后降低，該研究的峰值與本文的研究結(jié)論相似.
隨著FA濃度的增大，氨氮的最大比降解速率的抑制率IPA=80.70%，硝酸鹽氮的最大比生成速率的抑制率IPN=59.46%，IPA大于IPN，說明NOB比AOB菌群更敏感，更易受到高濃度FA的抑制作用.
2.4 FA沖擊負荷對SOUR的影響
圖 5顯示了FA沖擊周期內(nèi)曝氣階段的亞硝化SOUR(表征AOB菌群的活性)、 硝化SOUR(表征NOB菌群的活性)和碳氧化SOUR(表征異養(yǎng)菌的活性). 隨著進水FA濃度從3.6 mg·L-1增加到8.1 mg·L-1，亞硝化SOUR呈現(xiàn)增加的趨勢. FA濃度為8.1 mg·L-1時，亞硝化SOUR達到最大，即0.20 mg·(g·min)-1(以O(shè)2/MLSS計，下同)，之后隨著FA濃度的繼續(xù)升高(大于8.1 mg·L-1)，亞硝化SOUR急劇下降至0.06 mg·(g·min)-1，F(xiàn)A對亞硝化SOUR的抑制率為70%. 此抑制結(jié)果與前述最大比降解速率的峰值結(jié)果一致(圖 4). 硝化SOUR的變化趨勢與亞硝化SOUR的變化趨勢相同，當FA濃度為6.6 mg·L-1時，硝化SOUR達到最大值0.40 mg·(g·min)-1(以O(shè)2/MLSS計，下同)，隨后硝化SOUR急劇降低至0.10 mg·(g·min)-1，F(xiàn)A對硝化SOUR的抑制率達到75%. 亞硝化SOUR比硝化SOUR達到峰值時的FA濃度高，說明AOB比NOB菌群抗FA抑制的能力更強. 此外，F(xiàn)A對異養(yǎng)菌的SOUR基本沒有太明顯的影響，表明FA沖擊負荷對異養(yǎng)菌的活性沒有明顯的抑制作用.
圖 5 不同F(xiàn)A沖擊負荷下系統(tǒng)微生物活性的變化
氨氮既是作為基質(zhì)被微生物利用，也是作為去除標準來評價沖擊負荷對硝化作用的影響，隨著進水FA濃度從3.6 mg·L-1增加到8.1 mg·L-1，氨氮的去除率雖然降低并且恢復時間增加[圖 3(b)]，但亞硝化SOUR呈現(xiàn)上升的趨勢(圖 5)，即AOB菌群的活性不斷升高. 系統(tǒng)受該濃度范圍的FA沖擊負荷后，出水氨氮出現(xiàn)積累，可見進水氨氮并不能完全被微生物代謝利用，說明氨氮投加量大于硝化菌自身代謝的量，才會出現(xiàn)出水氨氮的積累. 當進水氨氮濃度繼續(xù)提高時才會對硝化菌活性造成活性抑制作用(圖 5). 尤永軍[10]在SBR反應器中研究FA濃度(0.5、 5、 10 mg·L-1)對硝化菌的影響時，指出隨FA濃度提高，AOB活性逐漸增大，NOB活性先增大后被抑制(10 mg·L-1). 由此可見，F(xiàn)A抑制條件行下，系統(tǒng)氨氮去除率的下降并不一定表示菌群活性的降低.
2.5 FISH結(jié)果分析
本試驗在同一個反應器中經(jīng)過連續(xù)的不同負荷的沖擊及其恢復過程的運行(161周期)，活性污泥中的硝化菌群有足夠時間發(fā)生變化. 因此，對馴化后以及沖擊負荷曝氣4 h的活性污泥混合液進行FISH分析觀察菌群分布的變化特征，用熒光顯微鏡觀察已制備好的玻片，得到泥樣中總細菌、 AOB和NOB細菌的分布比例(圖 6和圖 7). 觀察發(fā)現(xiàn)，馴化后的原污泥樣中AOB和NOB菌群所占比例分別為13.7%和9.0%(圖 6)，進水受到3.6 mg·L-1的FA沖擊負荷后，AOB和NOB菌群所占比例分別為14.5%和9.7%(圖 7). 對不同沖擊負荷結(jié)束后的FISH圖進行數(shù)據(jù)化分析(圖 8)，結(jié)果表明，在FA的濃度小于8.1 mg·L-1時，隨著進水FA濃度不斷升高，沖擊負荷結(jié)束后AOB菌群的數(shù)量相對于前一個沖擊負荷有略微升高的趨勢，在FA的濃度大于 8.1 mg·L-1時，沖擊負荷結(jié)束后AOB菌群的數(shù)量相對于前一個沖擊負荷有略微下降的趨勢，在11.8 mg·L-1沖擊負荷結(jié)束時，AOB菌群數(shù)量降至最低. NOB菌群的數(shù)量也有相同趨勢(FA濃度在3.6~5.4 mg·L-1階段增加，大于5.4 mg·L-1開始降低，圖 8). 當FA沖擊負荷的濃度小于5.4 mg·L-1時，不同沖擊負荷結(jié)束后，AOB菌群的豐度基本保持不變，但是AOB菌群的活性升高(圖 5 中硝化SOUR)，NH4+-N的去除量也在不斷增加，說明這個范圍內(nèi)的FA濃度提高了AOB菌群的活性，而對AOB菌群的豐度并沒有太大影響; 在FA沖擊負荷為5.4~8.1 mg·L-1的范圍時，AOB菌群的豐度和活性均有上升趨勢，說明這個濃度范圍的FA不僅增強AOB菌群的活性，而且可以促進AOB菌群的繁殖; 當FA濃度大于8.1 mg·L-1時，AOB菌群受到了明顯的抑制，豐度逐漸下降，且NH4+-N的去除量明顯下降，表明了高濃度FA對AOB菌群造成了毒害作用. Villaverde等的研究中，在生物過濾裝置中，利用較低的不同濃度的FA對硝化菌進行馴化，發(fā)現(xiàn)硝化菌對不同濃度的FA有很好的適應性，可能是由于硝化菌的逐漸增殖或者是硝化菌本身的活性增加. 在整個FA沖擊負荷過程中，AOB菌群始終是優(yōu)勢菌群(圖 8)，且AOB和NOB菌群的比例基本不變，這與彭趙旭等提出的氨氮沖擊負荷對硝化作用的短期影響中，AOB和NOB菌群比例不變的發(fā)現(xiàn)相一致.
圖 6 原泥樣中硝化菌群FISH圖片
圖 7 FA沖擊負荷下(3.6 mg·L-1)硝化菌群FISH圖片
本試驗中將生物硝化過程(氨氧化過程和亞硝酸鹽氮氧化過程)開始受FA抑制的濃度定義為臨界抑制濃度，用來表征AOB和NOB菌群等硝化菌群對不同進水條件下的高濃度FA的耐受性. 臨界抑制濃度由菌群豐度變化(FISH)以及活性變化(SOUR)共同決定. 當FA小于等于臨界抑制濃度時，F(xiàn)A對硝化細菌的硝化能力有一定促進作用; 反之，當FA大于臨界抑制濃度時，F(xiàn)A開始對硝化細菌活性和豐度造成抑制作用. 在試驗的沖擊負荷條件下，AOB菌群的FA臨界抑制濃度為8.1 mg·L-1，而NOB菌群的FA臨界抑制濃度為6.6 mg·L-1，說明NOB 比 AOB 菌群對FA沖擊負荷影響更敏感，更易受到抑制作用.具體參見污水寶商城資料或http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
圖 8 不同F(xiàn)A沖擊負荷下AOB和NOB菌群分布比例
3 結(jié)論
(1) 本試驗表明FA沖擊負荷在小于8.1 mg·L-1的范圍內(nèi)時，增加FA負荷能夠促進硝化活性，而當FA沖擊負荷大于8.1 mg·L-1時，會對硝化作用造成抑制. AOB和NOB菌群活性的增強，體現(xiàn)在菌群數(shù)量增加和比耗氧速率SOUR增加; AOB和NOB菌群活性減弱，體現(xiàn)在菌群數(shù)量減少和比耗氧速率SOUR降低.
(2) FA的沖擊負荷不改變AOB和NOB菌群的菌群比例，AOB和NOB菌群的豐度在進水FA濃度為3.6~8.1 mg·L-1時都略微升高，當FA濃度大于8.1 mg·L-1時都會受到抑制，菌群豐度明顯降低.
(3) FA對硝化作用的抑制體現(xiàn)在對AOB和NOB菌群的豐度和活性(SOUR)的共同抑制，且菌群豐度和活性受抑制的變化趨勢基本一致; 氨氮去除率的變化與菌群的活性變化情況并不一致，當基質(zhì)遠遠過量時，活性的提高仍然不能避免基質(zhì)去除率的降低.
(4) FA沖擊負荷對硝化作用的抑制作用是可恢復的，硝化菌活性恢復時間隨著FA濃度的升高而延長. 較低濃度時(FA=3.6 mg·L-1)，2個周期即可恢復，較高濃度時(FA=11.8 mg·L-1)，則需要12個周期才能恢復.
