厭氧氨氧化(anaerobic ammonia oxidation, ANAMMOX)是指厭氧條件下, 厭氧氨氧化菌以氨(NH4+)為電子供體, 以亞硝酸鹽(NO2-)為電子受體進(jìn)行反應(yīng)直接生成氮?dú)?N2)的一種新型生物處理技術(shù).由于其無需外加有機(jī)碳源且無需曝氣充氧, 運(yùn)行費(fèi)用可比傳統(tǒng)脫氮工藝節(jié)省近40%.厭氧氨氧化是微生物和環(huán)境領(lǐng)域的重大發(fā)現(xiàn), 已經(jīng)成為當(dāng)前生物脫氮領(lǐng)域的研究熱點(diǎn), 也為節(jié)能降耗的污水脫氮提供了可能.

　　隨著我國經(jīng)濟(jì)的發(fā)展, 水資源需求量急劇增加的同時(shí), 水污染情況也越來越嚴(yán)重, 大量含氨且高鹽度廢水難以處理.我國《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)(GB 8978-1996)》中并未對氯化物進(jìn)行限定, 一般工業(yè)生產(chǎn)為減少管道腐蝕, 通常限定Cl-排放濃度低于10 000 mg·L-1.工業(yè)生產(chǎn)產(chǎn)生的廢水中如濕式石灰-石膏煙氣脫硫脫硝工藝廢水、榨菜加工企業(yè)廢水、石油加工廢水等, 高濃度的Cl-和NH4+-N往往是這類廢水的共性.

　　研究人員從海洋污泥樣品中發(fā)現(xiàn)厭氧氨氧化菌株, 表明一些厭氧氨氧化菌具有耐鹽性.但是, 目前直接從海洋底層分離耐鹽厭氧氨氧化菌難以實(shí)現(xiàn), 逐步地鹽度馴化是淡水厭氧氨氧化適應(yīng)高鹽度廢水的最佳途徑.迄今為止, 國內(nèi)外研究學(xué)者對含鹽廢水的研究全部集中在小試階段, 且多為短期影響, 如Chen等通過分批實(shí)驗(yàn)考察了小試反應(yīng)器中不同離子種類鹽度對厭氧氨氧化反應(yīng)器脫氮的影響; Kartal等在小試反應(yīng)器中采用淡水系統(tǒng)污泥菌種, 以逐步適應(yīng)鹽度的方式實(shí)現(xiàn)反應(yīng)器對鹽度廢水的脫氮處理.然而, 有關(guān)中試規(guī)模厭氧氨氧化的長期鹽度馴化研究未見報(bào)道.

　　本研究采用中試規(guī)模的厭氧序批式反應(yīng)器(ASBR), 通過考察不同鹽度(Cl-濃度)對厭氧氨氧化脫氮性能的影響, 探索了ANAMMOX-ASBR系統(tǒng)處理高鹽度含氮廢水的可行性及其在高鹽度條件下的恢復(fù)特性, 以期為厭氧氨氧化技術(shù)處理含鹽廢水的實(shí)際工程應(yīng)用提供實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)支撐與理論依據(jù).

　　1 材料與方法1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

　　本實(shí)驗(yàn)采用一座ASBR反應(yīng)器, 結(jié)構(gòu)如圖 1所示.反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成, 總體積700 L, 有效體積530 L.人工配置廢水從上端進(jìn)水口由增壓泵泵入反應(yīng)器.反應(yīng)器內(nèi)置電動攪拌器與恒溫加熱器, 反應(yīng)器表面以黑布包裹, 防止光線對厭氧氨氧化污泥造成負(fù)面影響.反應(yīng)器內(nèi)恒溫35℃±1℃, 進(jìn)水pH值為7.4±0.2.反應(yīng)器每天運(yùn)行1個(gè)周期, 運(yùn)行一個(gè)周期時(shí)間為24 h, 包括進(jìn)水30 min, 反應(yīng)20 h, 靜置沉淀3 h, 排水30 min.

　　圖 1

1.進(jìn)水口; 2.溢流口; 3.取樣口; 4.取樣口; 5.排水口; 6.排泥口; 7.溫度計(jì); 8. pH計(jì); 9.攪拌器; 10.恒溫加熱器圖 1 ASBR反應(yīng)器結(jié)構(gòu)示意

　　1.2 接種污泥

　　接種污泥取自本實(shí)驗(yàn)室成功啟動的中試厭氧氨氧化ASBR反應(yīng)器, 其已具備較好的脫氮性能, NH4+-N和NO2--N去除率分別高達(dá)97.1%和99.0%.接種后反應(yīng)器內(nèi)混合液懸浮固體濃度(MLSS)為1.80 g·L, 污泥沉降比(SV%)為9.0%.

　　1.3 實(shí)驗(yàn)廢水

　　本實(shí)驗(yàn)采用人工配制的模擬廢水, 主要成分(mg·L-1)為：KH2PO4 20, CaCl2·2H2O 107, KHCO3 1 250, MgSO4·7H2O 45.微量元素[11]濃縮液Ⅰ (1 mL·L-1)：EDTA 5 g·L-1, FeSO4·7H2O 5 g·L-1, 微量元素Ⅱ(1 mL·L-1)：EDTA 15 g·L-1, H3BO3 0.014 g·L-1, MnCl2·4H2O 0.99 g·L-1, CuSO4·5H2O 0.25 g·L-1, ZnSO4·7H2O 0.43 g·L-1, NiCl2·6H2O 0.19 g·L-1, Na2MoO4·2H2O 0.22 g·L-1, CoCl2·6H2O 0.24 g·L-1, NaSeO4·10H2O 0.21 g·L-1.

　　NH4+-N和NO2--N分別由NH4Cl和NaNO2-按需提供, Cl-以NaCl提供.進(jìn)水NH4+-N和NO2--N的濃度按照1: 1.32的比例, 將初始NH4+-N濃度設(shè)定為50 mg·L-1, 初始NO2--N濃度設(shè)定為65 mg·L-1.為了提供厭氧環(huán)境, 人工配制的模擬廢水使用高純氮?dú)?純度為99.99%)吹脫約15 min, 使溶解氧降至0.4 mg·L-1以下.

　　1.4 分析項(xiàng)目和方法

　　水樣分析項(xiàng)目的測定按照標(biāo)準(zhǔn)方法進(jìn)行[12], NH4+-N：納氏試劑法; NO2--N：N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; NO3--N：麝香草酚分光光度法; MLSS：重量法; pH值：雷磁pHS-25;紫外/可見分光光度計(jì)：UV-5200;分子生物學(xué)分析方法：16S rRNA高通量測序技術(shù).

　　1.5 恢復(fù)動力學(xué)模型

　　動力學(xué)模型被廣泛采用來描述和模擬微生物反應(yīng)過程和性能.適用于ASBR厭氧氨氧化反應(yīng)器的恢復(fù)動力學(xué)模型主要有修正的Logistic模型[13][式(1)], 修正的Boltzmann模型[14][式(2)]和修正的Gompertz模型[13][式(3)].修正的Logistic模型曾被用來描述批次實(shí)驗(yàn)中以葡萄糖為基質(zhì)的產(chǎn)氫過程; 修正的Boltzmann模型廣泛應(yīng)用于厭氧氨氧化菌的活性再恢復(fù)過程; 修正的Gompertz模型最早被用來描述發(fā)酵產(chǎn)氫底物降解和產(chǎn)氫細(xì)菌(HPB)的生長, 近來被用來描述厭氧氨氧化菌受到苯酚、硫化物等抑制后脫氮性能的恢復(fù)過程.

　　修正的Logistic模型：

(1)

　　修正的Boltzmann模型：

(2)

　　修正的Gompertz模型：

(3)

　　式中, NRR為容積氮去除負(fù)荷, kg·(m3·d)-1; NRRmin為最小容積氮去除負(fù)荷, kg·(m3·d)-1; NRRmax為最大容積氮去除負(fù)荷, kg·(m3·d)-1; Rmax為運(yùn)行周期的NRR最大恢復(fù)速率, kg·(m3·d)-1; λ為恢復(fù)延遲時(shí)間, d; t為運(yùn)行時(shí)間, d; tc為恢復(fù)時(shí)間中間值, 即NRRmin+(NRRmax-NRRmin)/2, d; td為恢復(fù)時(shí)間常數(shù), d.

　　2 結(jié)果與討論2.1 鹽度馴化期間反應(yīng)器脫氮性能

　　圖 2為中試厭氧氨氧化反應(yīng)器在鹽度馴化期間脫氮性能的變化情況.本實(shí)驗(yàn)過程中為防止Cl-濃度對厭氧氨氧化菌產(chǎn)生較大的鹽度沖擊, 以初始Cl-濃度為1 000 mg·L-1且Cl-濃度1 000 mg·L-1為一個(gè)鹽度梯度(每個(gè)鹽度梯度運(yùn)行約1周)進(jìn)行鹽度馴化實(shí)驗(yàn).

　　圖 2

圖 2 鹽度馴化期間反應(yīng)器內(nèi)氮去除變化

　　階段a(1~33 d), 反應(yīng)器Cl-濃度由1 000 mg·L-1逐步提升至5 000 mg·L-1, 厭氧氨氧化系統(tǒng)的脫氮性能幾乎未受影響.在該階段, 反應(yīng)器出水水質(zhì)穩(wěn)定, 出水NH4+-N、NO2--N及NO3--N濃度分別平均為0.92、0.81和11.7 mg·L-1, TN去除率保持在90%以上.

　　階段b(34~129 d), 反應(yīng)器內(nèi)Cl-濃度保持6 000 mg·L-1, 該階段系統(tǒng)的脫氮性能受到極大影響, 系統(tǒng)脫氮性能呈先下降后上升的趨勢.其中, 第34~62 d, 出水NH4+-N和NO2--N濃度逐漸上升, 呈小幅度波動, 鹽度對厭氧氨氧化菌的抑制明顯.第62 d出水濃度達(dá)到最高, NH4+-N、NO2--N及NO3--N的出水濃度分別為41.6、46.1和5.6 mg·L-1, 總氮去除率降至23.4%.第63~90 d, 該時(shí)期反應(yīng)器的氮去除率一直處于較低水平, 脫氮性能既沒有持續(xù)下降也沒有大幅上升.該時(shí)期NH4+-N、NO2--N及NO3--N的平均出水濃度分別為40.1、51.3和5.5 mg·L-1, NH4+-N和NO2--N平均去除率為24.6%和24.5%.第91~129 d, 反應(yīng)器脫氮性能開始轉(zhuǎn)好, 第129 d時(shí)NH4+-N、NO2--N及NO3--N的出水濃度分別0、0.5、12.8 mg·L-1, NH4+-N、NO2--N去除率分別為100%和99.1%, TN去除率達(dá)89.1%, 出水濃度恢復(fù)至階段a時(shí)期的出水水質(zhì)條件.

　　階段c(130~163 d), Cl-濃度由6 500 mg·L-1逐步提高至9 500 mg·L-1.考慮到反應(yīng)器受鹽度抑制程度的加大, Cl-提升梯度改為500 mg·L-1.第130~146 d, Cl-濃度從6 500 mg·L-1逐步提至8 500 mg·L-1, 由圖 2可知反應(yīng)器脫氮性能未受到抑制, 在該時(shí)期NH4+-N和NO2--N平均去除率為99.5%和97.9%, 出水NH4+-N和NO2--N接近于0 mg·L-1.可以看出, 反應(yīng)器中厭氧氨氧化菌已經(jīng)對鹽度有了一定程度的適應(yīng)性和抵抗能力.第147~163 d, Cl-濃度由8 500 mg·L-1逐步提高至9 500 mg·L-1, 反應(yīng)器出水水質(zhì)出現(xiàn)略有波動, 出水NH4+-N和NO2--N濃度最低分別達(dá)到20.0 mg·L-1和20.9 mg·L-1.但通過適當(dāng)延長馴化時(shí)間的策略, 反應(yīng)器在第163 d, NH4+-N、NO2--N和NO3--N出水水質(zhì)分別為1.4、3.1和10.0 mg·L-1, NH4+-N和NO2--N的去除率為97.4%和94.8%, TN去除率88.7%.

　　階段d(164~220 d), Cl-濃度保持在10 000 mg·L-1.第164 d由于反應(yīng)器鹽度的提高, NH4+-N和NO2--N出水濃度迅速提高至22.6 mg·L-1和21.0 mg·L-1, 去除率分別下降至57.0%和67.4%.但隨著馴化的進(jìn)行, 反應(yīng)器的脫氮效率整體保持逐步提高的趨勢.并且, 當(dāng)反應(yīng)器進(jìn)水氨氮和亞硝酸鹽氮濃度分別提高至約80 mg·L-1和100 mg·L-1后, 反應(yīng)器脫氮性能仍保持良好.第220 d, 反應(yīng)器NH4+-N、NO2--N和NO3--N的出水濃度分別為0、0.7和13.1 mg·L-1, NH4+-N和NO2--N去除率分別達(dá)100%和99.3%, 總氮去除率達(dá)到92.3%.說明本實(shí)驗(yàn)條件下, 中試ANAMMOX-ASBR系統(tǒng)可用于高鹽(Cl-濃度10 000 mg·L-1)廢水的高效脫氮.

　　2.2 中試ANAMMOX基質(zhì)轉(zhuǎn)換特性

　　NH4+-N和NO2--N按比例穩(wěn)定地去除是ANAMMOX工藝穩(wěn)定運(yùn)行的關(guān)鍵.通過比較反應(yīng)器內(nèi)氮去除的化學(xué)計(jì)量比變化情況, 考察鹽度對厭氧氨氧化菌活性的影響程度.

　　由圖 3可知, 反應(yīng)器中硝酸鹽氮的生成一直處于偏低水平, 低于理論值0.26, 推測反應(yīng)器中存在反硝化反應(yīng).由化學(xué)計(jì)量關(guān)系(1: 1.32: 0.1)推測反應(yīng)器中存在的反硝化過程主要為全程反硝化(NO3--N N2), 并且反硝化受鹽度影響較小.通過對反應(yīng)器進(jìn)出水COD的測定, 測得實(shí)際化學(xué)需氧量減少值ΔCOD為31.2 mg·L-1, 本化學(xué)計(jì)量比中反硝化理論消耗COD值為: 80 mg·L-1×(0.26-0.1)×2.86=36.6 mg·L-1(80 mg·L-1為初始NH4+-N濃度, 2.86為單位NO3--N反硝化為N2所需的COD量, 以N/COD計(jì), mg·mg-1), 數(shù)值較為接近, 證實(shí)了系統(tǒng)中反硝化反應(yīng)的存在.另外, 在階段a, NO2--N/NH4+-N穩(wěn)定在1.32左右.從圖 3可以發(fā)現(xiàn), 在階段b, 隨著反應(yīng)器脫氮性能的逐步下降, NO2--N/NH4+-N的值波動較大, 尤其在該過程的中期(第80 d左右)波動最大; 但隨著反應(yīng)器脫氮性能的逐步恢復(fù), NO2--N/NH4+-N的比值趨于穩(wěn)定, 并接近1.32.階段c反應(yīng)器脫氮性能受影響較小, 化學(xué)計(jì)量比波動也較小.階段d, 該階段前期雖影響較大, 但反應(yīng)比例變化較小, 略高于1.32, 隨著反應(yīng)的逐步穩(wěn)定, NO2--N/NH4+-N比值逐漸趨于1.32.

　　圖 3

圖 3 反應(yīng)器內(nèi)氮去除化學(xué)計(jì)量比

　　由此可見, 反應(yīng)器在鹽度馴化過程中, 反應(yīng)過程的化學(xué)計(jì)量比也隨著不同鹽度的影響而發(fā)生變化.尤其在階段b, 化學(xué)計(jì)量比波動最大.這可能是由于在Cl-濃度6 000 mg·L-1時(shí), 厭氧氨氧化菌活性受到鹽度強(qiáng)烈抑制, 而其他厭氧菌(如反硝化菌等)受影響程度各不相同, 導(dǎo)致反應(yīng)器內(nèi)菌群結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性差, 氮去除比例波動大.然后, 隨著馴化的持續(xù)進(jìn)行, NO2--N/NH4+-N比值逐步趨于1.32, 該現(xiàn)象也可作為判斷鹽度馴化的恢復(fù)過程的一項(xiàng)指示.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　2.3 鹽度抑制的恢復(fù)動力學(xué)

　　鹽度馴化過程中, 在Cl-濃度6 000 mg·L-1和10 000 mg·L-1這2個(gè)鹽度梯度內(nèi)厭氧氨氧化菌受影響程度較大, 從常用的恢復(fù)動力學(xué)模型中選出最適的動力學(xué)模型并比較兩個(gè)不同鹽度條件下的恢復(fù)特性. 6 000 mg·L-1和10 000 mg·L-1兩個(gè)鹽度的恢復(fù)過程分別為83~130 d和164~220 d.

　　分別運(yùn)用修正的Boltzmann模型、修正的Logistic模型和修正的Gompertz模型對Cl- 6 000 mg·L-1時(shí)受到抑制的厭氧氨氧化菌的NRR恢復(fù)過程進(jìn)行擬合, 結(jié)果如表 1所示.從中可知, 3個(gè)模型都具有較高的相關(guān)系數(shù)R2, 基本參數(shù)符合實(shí)際意義, 但是修正的Boltzmann模型NRRmax與真實(shí)值相對誤差最小, 誤差為8.2%.所以修正的Boltzmann模型較另外兩者擬合程度更高, 更適合該鹽度條件抑制下的NRR恢復(fù)過程.另外, 恢復(fù)中間值tc為28.765 d, 常數(shù)td為9.975 d.

　　表 1 Cl-濃度6 000 mg·L-1時(shí)動力學(xué)模型擬合參數(shù)

 　　同樣運(yùn)用修正的Boltzmann模型、修正的Logistic模型和修正的Gompertz模型對Cl- 10 000 mg·L-1時(shí)受到抑制的厭氧氨氧化菌的NRR恢復(fù)過程進(jìn)行擬合, 結(jié)果如表 2所示.從相關(guān)系數(shù)R2可以明顯地看出此時(shí)修正的Boltzmann模型比另外兩個(gè)動力學(xué)模型具有更好的擬合效果.此外, 修正的Logistic模型和修正的Gompertz模型不具有實(shí)際意義, 所以在Cl- 10 000 mg·L-1時(shí)受到抑制的厭氧氨氧化菌恢復(fù)過程中, 修正的Boltzmann模型較為適用.修正的Boltzmann模型擬合的NRRmax為0.212 kg·(m3·d)-1, NRRmin為0.085 kg·(m3·d)-1, 恢復(fù)時(shí)間中間值tc為44.495 d, td為5.404 d.

　　表 2 Cl-濃度10 000 mg·L-1時(shí)動力學(xué)模型擬合參數(shù) 　　

 　　從圖 4中兩個(gè)不同鹽度條件下厭氧氨氧化菌受抑制后的恢復(fù)過程動力學(xué)可以看出, 修正的Boltzmann模型在兩個(gè)不同的鹽度恢復(fù)條件下均適用, 但是在兩者的恢復(fù)時(shí)間中間值tc相差了15.73 d.其原因可能是因?yàn)轳Z化前反應(yīng)器中的厭氧氨氧化菌是淡水菌, 在極端的高鹽條件下可以通過胞內(nèi)合成相容性物質(zhì)或產(chǎn)生更多的胞外聚合物的機(jī)制來抵抗環(huán)境滲透壓, 細(xì)胞的這一系列反應(yīng)過程中需要消耗大量的能量, 導(dǎo)致在Cl-濃度6 000 mg·L-1和10 000 mg·L-1的鹽度提升的初期細(xì)胞擴(kuò)增緩慢, 反應(yīng)器脫氮性能低.比較6 000 mg·L-1和10 000 mg·L-1這兩個(gè)不同梯度可以看出, 更高的鹽度環(huán)境下, 鹽度提升初期需要更長的適應(yīng)時(shí)間, 因?yàn)樵诟啕}度環(huán)境下, 滲透壓對非嗜鹽性的厭氧氨氧化菌的影響更大, 細(xì)菌生長增殖速率降低, 需要更長的適應(yīng)期才能恢復(fù)細(xì)胞活性.

　　圖 4

圖 4 Cl-濃度6 000 mg·L-1和10 000 mg·L-1時(shí)恢復(fù)動力學(xué)模擬曲線

　　2.4 鹽度馴化過程污泥性狀變化

　　通過每周檢測反應(yīng)器中污泥濃度, 考察鹽度馴化過程對污泥生長的影響, 如圖 5所示.從中可以看出, 第1~4周(階段a), 反應(yīng)器中污泥濃度略有提高.有研究表明低濃度鹽度可以促進(jìn)厭氧氨氧化反應(yīng), 提高厭氧氨氧化菌細(xì)胞內(nèi)某種酶的活性, 從而可以提高其反應(yīng)活性, 促進(jìn)厭氧氨氧化菌生長代謝, 本研究的污泥增長情況與相關(guān)研究類似.第5~18周(階段c), 在該階段前期污泥濃度稍有提高, 隨后保持約2.2 g·L-1不變.這可能是由于此階段總氮去除率較低, 多數(shù)厭氧氨氧化菌處于鹽度適應(yīng)期, 菌體倍增時(shí)間大大延長.第19~31周(階段c、d), 隨著鹽度的持續(xù)提高以及脫氮性能的逐步穩(wěn)定, 污泥濃度整體也呈上升趨勢, 并在最終Cl-濃度10 000 mg·L-1時(shí)達(dá)到2.9 g·L-1.但是, 值得注意的是, 在污泥濃度逐步提高的過程中, 污泥沉降比(SV30)卻并未有大幅度變化, 仍保持約8%左右.說明該鹽度馴化過程中, 厭氧氨氧化菌可能主要進(jìn)行胞內(nèi)相容性物質(zhì)的吸收、合成, 以抵抗鹽度脅迫作用.

　　圖 5

圖 5 鹽度馴化過程中污泥濃度變化

　　對比污泥馴化的不同時(shí)期(圖 6)污泥顆�？梢园l(fā)現(xiàn), 馴化完成后厭氧氨氧化顆粒更加飽滿.這一方面可能是由于鹽度環(huán)境下增強(qiáng)了顆粒污泥的聚集能力, 另一方面可能是長期馴化過程中, 厭氧氨氧化菌吸收合成了大量的相容性物質(zhì)(如甜菜堿、海藻糖等), 提高了菌體密度.另外, 從圖 6可以看出, 馴化完成的厭氧氨氧化顆粒污泥顏色呈紅褐色, 與馴化前的磚紅色污泥有明顯區(qū)別.這可能是鹽度環(huán)境降低了菌體內(nèi)的細(xì)胞色素C含量, 該現(xiàn)象與其他國內(nèi)外相關(guān)研究學(xué)者的厭氧氨氧化鹽度馴化結(jié)果相似.

　　圖 6

(a)馴化前Cl- 0 mg·L-1; (b)馴化中期Cl- 6 000 mg·L-1; (c)馴化完成Cl- 10 000 mg·L-1圖 6 不同鹽度馴化時(shí)期的污泥性狀

　　2.5 反應(yīng)器菌群結(jié)構(gòu)變化

　　已經(jīng)檢測出的厭氧氨氧化菌主要有6個(gè)屬[19, 20], 分別為Candidatus Anammoximicrobium、Candidatus Brocadia、Candidatus Kuenenia、Candidatus Scalindua、Candidatus Jettenia、Candidatus Anammoxoglobus, 其中只有Candidatus Scalindua是海洋性厭氧氨氧化菌.本反應(yīng)器鹽度馴化實(shí)驗(yàn)前的優(yōu)勢厭氧氨氧化菌為主要菌屬Candidatus Brocadia和Candidatus Jettenia, 豐度分別為10.56%和0.6%.在經(jīng)歷長期的鹽度馴化后, 第220 d對反應(yīng)器內(nèi)細(xì)菌進(jìn)行分子生物學(xué)檢測, 優(yōu)勢菌群仍為Candidatus Brocadia和Candidatus Jettenia, 其豐度分別是14.76%和2.7%(圖 7), 較馴化前的菌種豐度有所升高.其中厭氧繩菌科(Anaerolineaceae)占總豐度的14.77%、絲狀菌占總豐度的13.08%, 外硫紅螺旋菌科、酸桿菌門、綠彎菌門及不可培養(yǎng)的細(xì)菌占總豐度的20%~30%.因此, 在Cl-濃度10 000 mg·L-1進(jìn)水條件下, 可以實(shí)現(xiàn)中試規(guī)模ASBR厭氧氨氧化的鹽度馴化和穩(wěn)定運(yùn)行, 厭氧氨氧化細(xì)菌和其它異養(yǎng)細(xì)菌共同存在于反應(yīng)器中, 厭氧氨氧化表現(xiàn)為優(yōu)勢菌群.此外, 反應(yīng)器中并未檢測出海洋環(huán)境中獨(dú)有的厭氧氨氧化菌菌屬Candidatus Scalindua, 說明本反應(yīng)器中的厭氧氨氧化菌主要是通過吸收、合成相容性物質(zhì)以對抗?jié)B透壓, 并逐步在高鹽度下提高自身活性.

　　圖 7

圖 7 鹽度馴化后反應(yīng)器中細(xì)菌種類及含量分布

　　3 討論3.1 鹽度對ASBR反應(yīng)器脫氮性能的影響

　　較低的鹽度條件下(Cl-濃度≤5 000 mg·L-1), 鹽度的提升對厭氧氨氧化反應(yīng)器的脫氮性能影響較小, 有研究指出較低的鹽度有利于厭氧氨氧化菌的生長.早在1940年Ingram發(fā)現(xiàn), NaCl濃度低于10 g·L-1(Cl-濃度6 000 mg·L-1)時(shí), 添加鹽可以增大內(nèi)源呼吸速率, 但高于10 g·L-1時(shí)則減小呼吸速率.本研究中, 6 000 mg·L-1的Cl-濃度在整個(gè)鹽度馴化的過程中耗時(shí)最長, 抑制程度最大.該階段反應(yīng)器脫氮性能逐步下降, 隨后緩慢地升高, 前后共耗時(shí)96 d.齊泮晴等在海水馴化過程中, 50%的海水濃度階段與本實(shí)驗(yàn)有類似變化趨勢, 均出現(xiàn)了活性下降期、適應(yīng)期和活性恢復(fù)期.由于此階段(Cl-濃度6 000 mg·L-1)正處于非嗜鹽菌最佳生長鹽濃度臨界附近, 所以極有可能是厭氧氨氧化菌低鹽度環(huán)境向中高鹽度環(huán)境適應(yīng)的臨界鹽度值.

　　Dapena-Mora等的批次實(shí)驗(yàn)表明, 厭氧氨氧化菌在鹽度為20 g·L-1時(shí)表現(xiàn)出活性下降現(xiàn)象, 本研究在Cl-濃度10 000 mg·L-1(NaCl濃度16.7 g·L-1)時(shí)即出現(xiàn)了活性下降現(xiàn)象, 這可能與反應(yīng)器中厭氧氨氧化菌比例高低以及反應(yīng)器容量大小等因素有關(guān).

　　3.2 鹽度馴化的微生物學(xué)機(jī)理

　　本研究實(shí)驗(yàn)菌屬為淡水厭氧氨氧化菌, 而在淡水微生物的耐鹽度方面, 一般細(xì)胞遇到鹽沖擊的應(yīng)激行為分為5步[26]：①細(xì)胞質(zhì)外流, 細(xì)胞皺縮, 體積減小; ②在滲透壓的作用下外界溶液進(jìn)入細(xì)胞, 體積恢復(fù); ③排出鈉離子, 吸收鉀離子; ④合成相容性溶質(zhì); ⑤排出鉀離子, 積累相容性溶質(zhì).細(xì)胞在適應(yīng)鹽度的過程中需要消耗大量的ATP, 以及細(xì)胞內(nèi)參與反應(yīng)的酶受鹽度刺激的影響, 會造成氮處理率降低, 但隨著微生物對環(huán)境的逐步適應(yīng)以及細(xì)胞積累足夠的相容性溶質(zhì)以抵抗?jié)B透壓, 其脫氮性能可以逐漸恢復(fù).有研究認(rèn)為反應(yīng)器對鹽度沖擊大體可分為3個(gè)階段[27]：敏感期、過度穩(wěn)定器和恢復(fù)期.本研究在Cl-濃度6 000 mg·L-1和10 000 mg·L-1的兩個(gè)抑制階段內(nèi), 均經(jīng)歷了長期的過渡期和恢復(fù)期, 但是對于敏感期, 顯然10 000 mg·L-1比6 000 mg·L-1影響更小, 前者較小的影響可能也得益于長期的馴化過程提高了反應(yīng)器中微生物對鹽度的適應(yīng)能力.

　　4 結(jié)論

　　(1) 厭氧氨氧化菌可以通過逐步馴化的方式適應(yīng)高鹽度環(huán)境.通過220 d的馴化, ANAMMOX-ASBR系統(tǒng)可在Cl-濃度10 000 mg·L-1環(huán)境下完成深度脫氮, 總氮去除率達(dá)92.8%.

　　(2) 通過對比修正的Boltzmann模型、修正的Logistic模型和修正的Gompertz模型這3個(gè)恢復(fù)動力學(xué)模型, 發(fā)現(xiàn)修正的Boltzmann模型能夠較好地?cái)M合不同鹽度抑制后的恢復(fù)過程.在Cl-濃度6 000 mg·L-1和10 000 mg·L-1的鹽度條件下, 恢復(fù)中間值tc分別為28.765 d和44.495 d.

　　(3) 鹽度馴化完成后反應(yīng)器內(nèi)優(yōu)勢菌種為Candidatus Brocadia, 污泥密度大大提高, 厭氧氨氧化菌顆粒感加強(qiáng).(來源：環(huán)境科學(xué) 作者：唐佳佳)