含鹽廢水(NaCl質(zhì)量分?jǐn)?shù)>1%)主要來自于食品加工、石油天然氣加工等工業(yè)排放、沿海地區(qū)海水利用直接排放的污水等. 廢水中含鹽量過高時(shí)，會(huì)破壞微生物的細(xì)胞膜和菌體內(nèi)的酶，對(duì)微生物的生長產(chǎn)生抑制或?qū)е缕渌劳�，而利用耐鹽型微生物處理高鹽廢水是一種行之有效的方法. 目前，部分研究者已經(jīng)馴化和篩選出耐鹽脫氮微生物. 張?zhí)m河等采用逐步提高廢水中NaCl濃度負(fù)荷的方法對(duì)活性污泥進(jìn)行馴化，實(shí)現(xiàn)含鹽廢水序批式活性污泥法(SBR)工藝的啟動(dòng)，在溫度為30℃、NaCl濃度為10g·L-1的條件下，實(shí)現(xiàn)了含鹽廢水的短程硝化，并將NH4+-N平均去除率維持在90%以上. 多數(shù)研究顯示異養(yǎng)硝化菌同時(shí)也是好氧反硝化菌，異養(yǎng)硝化-好氧反硝化菌對(duì)環(huán)境的適應(yīng)能力強(qiáng)于傳統(tǒng)脫氮細(xì)菌，其耐鹽脫氮性能在含鹽污水脫氮處理方面有較大的應(yīng)用潛力. 淡水厭氧氨氧化污泥進(jìn)行長期的鹽度馴化，厭氧氨氧化污泥最終可適應(yīng)高達(dá)30g·L-1的鹽度環(huán)境. Dapena-Mora等將淡水厭氧氨氧化污泥經(jīng)過馴化后，可以在3%水鹽度下取得較好的脫氮性能，最大比厭氧氨氧化活性(SAA)出現(xiàn)在鹽度為15g·L-1時(shí). Ma等研究表明，10 g·L-1左右的NaCl鹽度對(duì)厭氧氨氧化活性和污泥特性沒有長期的不利影響，30g·L-1 NaCl的沖擊負(fù)荷是厭氧氨氧化反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行所能耐受的閾值. 雖然目前關(guān)于厭氧氨氧化系統(tǒng)所能耐受的鹽度負(fù)荷閾值不確定(30~75g·L-1NaCl)，但工業(yè)高鹽度廢水中鹽度都在1%以上，有時(shí)甚至高達(dá)3%~5%，如此高的含鹽量會(huì)對(duì)常規(guī)厭氧氨氧化工藝產(chǎn)生明顯的抑制作用，若要實(shí)現(xiàn)厭氧氨氧化工藝在此類廢水處理中的有效應(yīng)用，必須考慮高鹽水質(zhì)對(duì)厭氧氨氧化的潛在負(fù)面影響，開發(fā)1%在高鹽環(huán)境下高效穩(wěn)定厭氧氨氧化工藝的調(diào)控方法.

　　微生物主要通過兩種方式來應(yīng)對(duì)高鹽脅迫，分別為：微生物增加細(xì)胞內(nèi)離子濃度，尤其是鉀離子濃度，來平衡外部滲透壓，以便細(xì)胞內(nèi)的酶能夠適應(yīng)新的環(huán)境(SI策略)和細(xì)胞內(nèi)積累相容溶質(zhì)，使外部高滲透壓在細(xì)胞質(zhì)中保持平衡(CS策略). 研究人員發(fā)現(xiàn)當(dāng)厭氧處理系統(tǒng)中的Na+濃度達(dá)到7 000~8 000mg·L-1，會(huì)嚴(yán)重抑制厭氧微生物的生長. 如果加入適量的K+則抑制效應(yīng)將下降60%，這種效應(yīng)被稱為拮抗效應(yīng). 通過長期馴化、添加相容性溶質(zhì)(如甜菜堿、海藻糖)等措施，可應(yīng)用厭氧氨氧化工藝處理高氨氮高鹽度工業(yè)廢水. 另外單獨(dú)或組合投加對(duì)Na+具有拮抗作用的K+、Ca2+、Mg2+以及Fe2+等，能大大減輕生物處理高鹽肝素廢水的抑制作用.

　　目前的研究主要集中在脫氮微生物處理效率的影響層面，對(duì)環(huán)境脅迫響應(yīng)的系統(tǒng)研究較少. 本實(shí)驗(yàn)采用SI策略，通過向已經(jīng)海水馴化后的淡水厭氧氨氧化反應(yīng)中添加不同濃度的KCl，探索利用K+緩解鹽度對(duì)ANAMMOX活性抑制的可行性，從鹽分對(duì)厭氧氨氧化脫氮過程的影響以及含鹽廢水生物脫氮強(qiáng)化措施等方面展開研究，以期為厭氧氨氧化處理高鹽廢水提供理論支持.

　　1 材料與方法1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行條件

　　實(shí)驗(yàn)采用ASBR厭氧氨氧化反應(yīng)器，其結(jié)構(gòu)如圖 1所示. 該反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制作而成，有效體積7 L. 人工配制的廢水從反應(yīng)器下部的進(jìn)水口由恒流泵進(jìn)入反應(yīng)器內(nèi)，內(nèi)置電動(dòng)攪拌器，整個(gè)反應(yīng)器表面用黑布包裹，防止光線對(duì)厭氧氨氧化活性污泥造成負(fù)面影響. 反應(yīng)器的外層有恒溫水浴，溫度控制在35℃±2℃，進(jìn)水pH通過0.1 mol·L-1的鹽酸控制在7.4±0.1. 反應(yīng)器運(yùn)行1個(gè)周期的時(shí)間為4 h，其中進(jìn)水2 min，反應(yīng)時(shí)間4 h，靜置20 min，出水3 min.

1.取樣口及進(jìn)出水口; 2.排泥口; 3.攪拌; 4.水浴循環(huán)進(jìn)出水口; 5.水浴恒溫控制器; 6.水封; 7.進(jìn)水蠕動(dòng)泵; 8.儲(chǔ)水箱; 9.水浴循環(huán)蠕動(dòng)泵

圖 1 ASBR厭氧氨氧化反應(yīng)器裝置示意

　　實(shí)驗(yàn)所選厭氧氨氧化菌已經(jīng)本課題組長期馴化，能在全海水條件下穩(wěn)定運(yùn)行. 在本實(shí)驗(yàn)開始時(shí)厭氧氨氧化效果較好，在4 h內(nèi)，氨氮去除率60.35%，亞硝態(tài)氮56.83%，NLR為1.34 kg·(m3·d)-1，NRR為0.712 kg·(m3·d)-1，該污泥形態(tài)基本為顆粒狀，呈現(xiàn)磚紅色，污泥濃度為3.03g·L-1.

　　1.2 實(shí)驗(yàn)廢水

　　實(shí)驗(yàn)所用廢水由人工配置，廢水主要由海水(5 L)、KH2PO4 0.145 g、CaCl2·2H2O 0.75 g、MgSO4·7H2O 0.3 g、NaHCO3 8.4 g、微量元素Ⅰ和微量元素Ⅱ各6 mL. 微量元素Ⅰ：EDTA 5g·L-1、FeSO4·7H2O 5g·L-1;微量元素Ⅱ：EDTA 15g·L-1、H3BO4 0.011g·L-1、MnCl2·4H2O 0.99g·L-1、CuSO4·5H2O 0.25g·L-1、ZnSO4·7H2O 0.43g·L-1、NiCl2·6H2O 0.19g·L-1、CoCl2·6H2O 0.24g·L-1、(NH4)6MoO2·4H2O 0.16g·L-1、NaSeO4·10H2O 0.159 6g·L-1. NH4+由NH4Cl提供，NO2-由NaNO2提供，確保進(jìn)水氨氮為110mg·L-1、亞硝態(tài)氮濃度為145.2mg·L-1，K+由KCl按需配置，由于海水條件，配水中本身含K+約0.39g·L-1. 廢水的配制過程中首先利用高純氮?dú)馄貧?5 min，將水中的分子氧去除后，再按量投加NH4Cl、NaNO2和KCl，最后用恒流泵進(jìn)水.

　　1.3 分析方法

　　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采用麝香草酚分光光度法;pH 值: WTW pH/0xi 340i 便攜式pH 計(jì);紫外/可見分光光度計(jì):UV-5200;實(shí)驗(yàn)所要測(cè)的數(shù)據(jù)包括氨氮和亞硝態(tài)氮的去除率，硝態(tài)氮的生成量.

　　本實(shí)驗(yàn)研究不同濃度梯度下的K+對(duì)厭氧氨氧化性能的影響，K+濃度梯度設(shè)置為0、2、4、6、8、10、12、14、16、18、20和22 mmol·L-1，當(dāng)所加K+濃度使反應(yīng)器脫氮效能低于0 mmol·L-1時(shí)即為產(chǎn)生明顯抑制，此時(shí)應(yīng)停止實(shí)驗(yàn)，為了評(píng)價(jià)鹽度對(duì)ANAMMOX活性的影響，引入?yún)��?shù)活性比X，計(jì)算公式如式(1)，其中SAA和SAA0分別為實(shí)驗(yàn)組和對(duì)照組的最大比厭氧氨氧化活性.

　　2 結(jié)果與分析2.1 K+濃度變化對(duì)厭氧氨氧化脫氮效能的影響

　　由圖 2可知，在整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中，反應(yīng)器在K+濃度提升的初期出現(xiàn)短暫的性能下降，但經(jīng)過短暫的適應(yīng)后便可恢復(fù)，隨著進(jìn)水K+濃度不斷地遞增，出水NH4+-N和NO2--N濃度出現(xiàn)明顯的變化，未添加K+時(shí)出水NH4+-N和NO2--N平均濃度分別為35.38mg·L-1和39.95mg·L-1，當(dāng)K+濃度為2 mmol·L-1時(shí)，出水NH4+-N和NO2--N平均濃度分別40.27mg·L-1和45.21mg·L-1，出水NH4+-N與NO2--N濃度有一些提高. 但隨后出水NH4+-N和NO2--N平均濃度開始下降，最終在K+濃度為8 mmol·L-1時(shí)，出水NH4+-N平均濃度達(dá)到最低，為12.26mg·L-1，此時(shí)出水NO2--N平均濃度為18.2mg·L-1. 在K+濃度為10 mmol·L-1時(shí)出水NO2--N平均濃度達(dá)到最低值，為17.66mg·L-1，此時(shí)出水NH4+-N平均濃度為13.27mg·L-1. 此后隨著K+濃度升高，出水NH4+-N和NO2--N濃度呈波動(dòng)式升高，但它們的濃度還是低于0 mmol·L-1時(shí)，最終當(dāng)K+濃度為22 mmol·L-1時(shí)，出水NH4+-N和NO2--N平均濃度分別為46.75mg·L-1和43.91mg·L-1，已低于0 mmol·L-1時(shí)的出水濃度，K+對(duì)厭氧氨氧化菌的作用呈現(xiàn)先促進(jìn)后抑制的總趨勢(shì).

圖 2 K+濃度變化對(duì)反應(yīng)器各主要指標(biāo)的影響

　　在K+濃度為0 mmol·L-1時(shí)，NH4+-N 和NO2--N的平均去除率為60.4%和56.8%，ΔNO3--N為12~15mg·L-1，NLR和NRR分別為1.341 kg·(m3·d)-1和0.712 kg·(m3·d)-1，反應(yīng)器運(yùn)行穩(wěn)定. 當(dāng)K+濃度為2 mmol·L-1時(shí)，出水NH4+-N與NO2--N濃度呈先下降后上升再下降的趨勢(shì)，在本濃度梯度末期，與0 mmol·L-1時(shí)相比，出水NH4+-N與NO2--N的去除率已有一些提高，NH4+-N與NO2--N的平均去除率由60.35%和56.83%上升到62.0%和57.9%，去除負(fù)荷NRR由0.712 kg·(m3·d)-1上升至0.746 kg·(m3·d)-1. 而ΔNO3--N有所下降，為6.55~11.62mg·L-1，且X為94%. 由數(shù)據(jù)分析可知，由于K+的突然加入破壞了原先反應(yīng)器中的平衡狀態(tài)，因此出水NH4+-N與NO2--N會(huì)首先呈上升趨勢(shì)，但經(jīng)過5 d的適應(yīng)過程，在本濃度實(shí)驗(yàn)?zāi)┢诜磻?yīng)器已適應(yīng)了K+存在，最終使得NH4+-N與NO2--N去除率上升.

　　在K+濃度為4 mmol·L-1的周期內(nèi)，出水NH4+-N與NO2--N的平均去除率為68.5%和65.3%，ΔNO3--N變化幅度較大，但生成量逐漸提升，NRR達(dá)到0.848 kg·(m3·d)-1，K+對(duì)厭氧氨氧化處理高鹽廢水產(chǎn)生強(qiáng)化作用，厭氧氨氧化的脫氮效能得到明顯提升. 當(dāng)K+濃度持續(xù)上升，在6~8 mmol·L-1的周期內(nèi)，厭氧氨氧化的脫氮效能繼續(xù)提升，最終在K+濃度為8 mmol·L-1時(shí)達(dá)到最佳去除效果，NH4+-N與NO2--N的平均去除率為89.2%和84.9%，NO3--N的平均生成量為14.9mg·L-1，NRR為1.12 kg·(m3·d)-1，SAA較對(duì)照組提高了58%，厭氧氨氧化菌活性達(dá)到最大. 在這一周期內(nèi)厭氧氨氧化菌已適應(yīng)鉀離子變化，且適當(dāng)提高進(jìn)水鉀離子的濃度有利于強(qiáng)化高鹽環(huán)境下厭氧氨氧化脫氮效能.

　　K+濃度10 mmol·L-1時(shí)反應(yīng)器處于臨界點(diǎn)，K+濃度的升高不再提升反應(yīng)的脫氮效能，NH4+-N、NO2--N的平均去除率為87.2%和84.8%，NRR達(dá)到1.09 kg·(m3·d)-1，X為142%，去除效果有些下降，但下降趨勢(shì)不明顯，K+并沒有產(chǎn)生明顯抑制，仍表現(xiàn)為對(duì)厭氧氨氧化的促進(jìn)作用. 在K+濃度為12、14和16 mmol·L-1時(shí)的周期內(nèi)，NH4+-N、NO2--N和NRR的變化波動(dòng)幅度較大，去除效率和NRR較10 mmol·L-1時(shí)呈進(jìn)一步下降趨勢(shì)，ΔNO3--N開始逐漸降低. K+濃度的提升不再促進(jìn)厭氧氨氧化反應(yīng)，在K+濃度為18、20 mmol·L-1周期內(nèi)，去除率穩(wěn)定下降，反應(yīng)器已適應(yīng)高濃度鉀離子. 當(dāng)K+濃度大于22 mmol·L-1時(shí)，NH4+-N 與NO2--N 出水濃度低于0 mmol·L-1時(shí)濃度，去除率基本保持在56%以內(nèi)，NRR為0.708 kg·(m3·d)-1. 說明ANAMMOX 活性污泥受到抑制甚至死亡.

　　在整個(gè)海水馴化過程，ASBR 厭氧氨氧化反應(yīng)器基本遵循厭氧氨氧化反應(yīng)原理，其計(jì)量比與理論值1∶1.32∶0.26相接近. 由圖 2(c)中可以看出，進(jìn)水鉀離子濃度變化時(shí)，NO2--N/NH4+-N去除量比值和NO3--N/NH4+-N 的比值開始偏離理論值1∶1.32∶0.26，但隨著鉀離子濃度的升高，反應(yīng)器運(yùn)行越來越穩(wěn)定，而且，從NO2--N/NH4+-N 比值的趨勢(shì)可以看出，其比值在整個(gè)反應(yīng)器運(yùn)行過程中隨著鉀離子濃度升高而降低. NO3--N/NH4+-N 的比值從K+濃度為2 mmol·L-1后，一直小于理論值0.26，這可能由于海水中存在有機(jī)物質(zhì)，為反硝化作用提供了碳源. 當(dāng)K+濃度升高到4 mmol·L-1時(shí)，反應(yīng)器中NO3--N/NH4+-N 的比值有所提高，這說明，提高鉀離子濃度一定程度上緩解了鹽的毒害作用，有助于ANAMMOX 菌的生長.

　　2.2 周期內(nèi)K+濃度變化對(duì)厭氧氨氧化脫氮性能的影響

　　選取具有代表性的6個(gè)K+濃度梯度(0、2、8、14、20和22 mmol·L-1)，考察了一個(gè)周期內(nèi)NH4+-N、NO2--N和NO3-N的濃度變化. 由圖 3(a)~3(c)可知，隨著K+濃度的提升，在8 mmol·L-1時(shí)去除率達(dá)到最大，其NH4+-N和NO2--N去除率為86.8%和84.%，隨后K+濃度的提升對(duì)反應(yīng)產(chǎn)生抑制，最終在K+為22 mmol·L-1時(shí)反應(yīng)器脫氮效能已低于0 mmol·L-1時(shí)，此時(shí)可認(rèn)為K+對(duì)反應(yīng)產(chǎn)生明顯抑制. 進(jìn)水NO3--N則隨著K+濃度提升而增加，這是由于前一濃度梯度NO3--N的積累導(dǎo)致的，而NO3--N變化量是不斷增加的，但在14、20和22 mmol·L-1濃度時(shí)，進(jìn)水NO3--N幾乎保持不變，NO3--N變化量卻不斷減少，這可能由于K+的增加對(duì)厭氧氨氧化菌活性產(chǎn)生抑制，卻促進(jìn)了反硝化作用，使得NO3--N被消耗.

圖 3 不同K+濃度下周期內(nèi)各主要指標(biāo)變化

　　由圖 3(d)、3(e)可知，各K+濃度條件下體系pH值快速增加，與之相對(duì)應(yīng)ORP呈遞減趨勢(shì)，隨著K+濃度的增加，反應(yīng)體系pH值增加越大，在K+濃度為8 mmol·L-1時(shí)pH增加量最大為0.44，此后pH增加量呈遞減趨勢(shì)，這說明在8 mmol·L-1時(shí)厭氧氨氧化菌活性達(dá)到最佳效果，此后過多K+產(chǎn)生不良影響，厭氧氨氧化菌活性開始降低.，由圖 3(f)可知，在4 h內(nèi)，基質(zhì)濃度(NH4+-N 和NO2--N 濃度之和)呈下降趨勢(shì)，且基質(zhì)去除速率各不相同. 在0 mmol·L-1時(shí)，基質(zhì)的去除速率呈先下降后逐漸提升再下降的趨勢(shì)，且?guī)缀趺?h達(dá)到峰值;而在2、8和14 mmol·L-1濃度時(shí)，其變化趨勢(shì)呈先上升后下降再上升的趨勢(shì)，又在8 mmol·L-1時(shí)基質(zhì)去除速率達(dá)到最大，約為64.8mg·(L·h)-1，這應(yīng)該是由于K+濃度適宜厭氧氨氧化菌生長而起到促進(jìn)作用. 此后過高的K+濃度使微生物的代謝受阻，基質(zhì)轉(zhuǎn)化率降低.

　　2.3 實(shí)驗(yàn)過程中污泥狀態(tài)

　　反應(yīng)器運(yùn)行初始時(shí)所接種的厭氧氨氧化活性污泥的顏色為鮮紅色[圖 4(a)]，但隨著K+濃度的增加，在10倍顯微鏡下觀察到，厭氧氨氧化活性污泥的顏色逐漸呈現(xiàn)出暗紅色[圖 4(b)]，鹽度增強(qiáng)了ANAMMOX 顆粒污泥的聚集能力，并且隨著K+濃度的提升活性污泥的密度也逐漸增大;實(shí)驗(yàn)結(jié)束后在電鏡下[圖 4(c)]觀察可以看到這些細(xì)菌呈球形，兩面有火山口型凹陷，推測(cè)是典型的厭氧氨氧化細(xì)菌，這說明K+濃度的提升不會(huì)損害厭氧氨氧化菌的生長.

圖 4 實(shí)驗(yàn)過程中污泥狀態(tài)

　　3 討論

　　李智行等在對(duì)高效耐海水型厭氧氨氧化污泥的馴化過程中發(fā)現(xiàn)，當(dāng)海水鹽度提高過程中，厭氧氨氧化反應(yīng)速率經(jīng)歷了升高、降低、再升高的過程，反應(yīng)器對(duì)鹽度沖擊的響應(yīng)可分為3個(gè)階段:敏感期、過渡穩(wěn)定期和恢復(fù)期. 齊泮晴等、Windey等在其研究過程中發(fā)現(xiàn)，通過梯度提高海水鹽度對(duì)淡水污泥進(jìn)行馴化后，厭氧氨氧化菌的耐海水鹽度性能增強(qiáng)，最終可以適應(yīng)高達(dá)3%的海水鹽度環(huán)境. 在本實(shí)驗(yàn)中，通過60d的連續(xù)培養(yǎng)可知，K+濃度變化對(duì)高鹽環(huán)境下厭氧氨氧化的影響較大，具體可以分為4個(gè)階段：適應(yīng)階段,隨著K+濃度的提高(0~2 mmol·L-1)，厭氧氨氧化污泥不斷適應(yīng)K+的存在，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NRR是刺激前的1.19倍;活性提升階段(2~8 mmol·L-1),K+濃度在此范圍內(nèi)變化時(shí)，厭氧氨氧化污泥活性隨K+濃度變化而增大，污泥脫氮效能持續(xù)提高，在8 mmol·L-1時(shí)達(dá)到最佳去除效果，這時(shí)的NRR是未加K+前的1.56倍;活性穩(wěn)定階段(8~20 mmol·L-1)，隨著K+濃度的進(jìn)一步提高，厭氧氨氧化污泥活性開始下降，但NRR仍大于未加K+時(shí)的NRR，K+并未對(duì)厭氧氨氧化脫氮效能完全產(chǎn)生抑制;抑制階段(大于20 mmol·L-1)，隨著K+濃度的進(jìn)一步提高,厭氧氨氧化污泥活性進(jìn)一步下降，最終處于完全抑制狀態(tài).

　　研究人員發(fā)現(xiàn)在厭氧處理系統(tǒng)中加入適量的K+可有效抑制鈉鹽的毒害作用，產(chǎn)生拮抗效應(yīng)的機(jī)理可能與嗜鹽菌具有吸K+排Na+的功能有關(guān)，此功能使得微生物細(xì)胞內(nèi)一直處于一種高K+低Na+的情形. 何娟等在厭氧條件下馴化污泥發(fā)現(xiàn)K+在鹽濃度大于16g·L-1時(shí)開始表現(xiàn)出解抑效應(yīng)，一些耐鹽微生物的蛋白質(zhì)和酶類需要較高的K+濃度才能維持正常的功能和結(jié)構(gòu). 有研究發(fā)現(xiàn)，在高鹽環(huán)境下厭氧氨氧化菌內(nèi)K+濃度隨著NaCl濃度的提高而迅速增加，而胞內(nèi)的Na+濃度并沒有明顯變化趨勢(shì). 在本實(shí)驗(yàn)中，K+對(duì)細(xì)胞膜的通透性強(qiáng)于Na+，厭氧氨氧化菌會(huì)優(yōu)先吸收K+用來維持微生物滲透壓，且K+維持微生物滲透壓的作用遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于Na+. 隨著K+濃度的升高，厭氧氨氧化菌吸收越來越多K+以用來維持微生物滲透壓，減輕了高鹽環(huán)境對(duì)厭氧氨氧化菌的毒害作用，有效的提升了厭氧氨氧化脫氮效能.

　　根據(jù)嗜鹽微生物的耐鹽機(jī)制推斷，厭氧氨氧化菌在極端的高鹽環(huán)境下可以產(chǎn)生更多的胞外聚合物(EPS)來抵御極端的環(huán)境，厭氧氨氧化微生物通過主動(dòng)運(yùn)輸調(diào)節(jié)滲透壓或產(chǎn)生胞外聚合物來抵抗高鹽環(huán)境都要消耗大量能量，導(dǎo)致菌體擴(kuò)增的時(shí)間受阻，而通過在厭氧處理系統(tǒng)中投加K+可以緩解高鹽環(huán)境對(duì)微生物的毒害作用，從而達(dá)到提高系統(tǒng)的處理效果. 本實(shí)驗(yàn)結(jié)合嗜鹽微生物耐鹽機(jī)制推斷厭氧氨氧化體內(nèi)酶的產(chǎn)生、穩(wěn)定和活性都需要較高濃度的K+來實(shí)現(xiàn)的，其吸收K+主要是通過鈉鉀泵和K+通道來實(shí)現(xiàn). 研究發(fā)現(xiàn)K+對(duì)厭氧氨氧化顆粒污泥的影響與濃度有關(guān)：在一定濃度范圍內(nèi)，K+≤20 mmol·L-1可作為輔酶或激活某些酶的活性. 何健研究發(fā)現(xiàn)保持反應(yīng)器中較高的K+質(zhì)量濃度(50mg·L-1以上)可以減輕Na+對(duì)微生物的抑制作用，在本實(shí)驗(yàn)，厭氧氨氧化反應(yīng)中K+也對(duì)Na+產(chǎn)生拮抗效應(yīng)，促進(jìn)了厭氧氨氧化菌的酶活性，鈉鹽的毒害作用被削弱，使菌體有更多能量用于擴(kuò)增，提高了反應(yīng)器的脫氮效能;高于一定濃度時(shí)(≥20 mmol·L-1)，過量的K+也會(huì)產(chǎn)生鹽毒害作用，抑制厭氧氨氧化顆粒污泥的酶活性.

　　基因組研究發(fā)現(xiàn)厭氧氨氧化菌利用通道轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白進(jìn)行基質(zhì)轉(zhuǎn)運(yùn)，Na+-K+-2Cl協(xié)同轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白和K+-Cl協(xié)同轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白是厭氧氨氧化菌的銨離子轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白，且NH4+和K+的理化性質(zhì)非常接近，NH4+和K+常常競(jìng)爭(zhēng)細(xì)胞膜上的共用離子通道. 厭氧氨氧菌中的脫氫酶是厭氧氨氧化反應(yīng)的關(guān)鍵酶，過量Na+進(jìn)入細(xì)胞后，會(huì)破壞脫氫酶、DNA等細(xì)胞內(nèi)物質(zhì)，并引起細(xì)胞凋亡，進(jìn)而影響到了厭氧氨氧化污泥活性. 在本實(shí)驗(yàn)中，隨著K+濃度的不斷提高，K+與Na+、NH4+競(jìng)爭(zhēng)離子通道的能力越來越強(qiáng)，在Na+-K+-2Cl協(xié)同轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白和K+-Cl協(xié)同轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白的作用下，細(xì)胞內(nèi)處于一種高K+低Na+的情形，脫氫酶活性提高，在K+為8 mmol·L-1時(shí)脫氮效能達(dá)到最佳效果，在此之后，厭氧氨氧化菌對(duì)K+的吸收達(dá)到飽和，脫氫酶活性不會(huì)再提升，而過量的K+含量則會(huì)破壞脫氫酶，厭氧氨氧化的脫氮效能也會(huì)隨之降低.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。

　　4 結(jié)論

　　(1) 鉀離子濃度變化對(duì)厭氧氨氧化菌脫氮效能影響研究結(jié)果表明，不同濃度的鉀離子對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能影響有顯著性差異，K+離子對(duì)厭氧氨氧化污泥脫氮效能的影響可分為4個(gè)階段：適應(yīng)階段(0~2 mmol·L-1)，厭氧氨氧化適應(yīng)K+的存在;活性提升階段(2~8 mmol·L-1)，K+對(duì)厭氧氨氧化生物系統(tǒng)有促進(jìn)作用，氮去除率顯著提升;活性穩(wěn)定階段(8~20 mmol·L-1)，脫氮效能處于穩(wěn)定狀態(tài);抑制階段(大于20 mmol·L-1)，對(duì)厭氧氨氧化產(chǎn)生抑制作用，效果越來越明顯.

　　(2) 在K+濃度為8 mmol·L-1時(shí)達(dá)到最佳去除效果，NH4+-N與NO2--N的平均去除率為89.24%和84.87%，NRR為1.113 kg·(m3·d)-1，NH4+-N和 NO2--N的去除率較未添加鉀離子時(shí)分別提升了32.4%和33%，NRR提升了36%.