高鹽廢水脫氮技術(shù)分析

　　厭氧氨氧化(anaerobic ammonia oxidation, ANAMMOX)技術(shù)是目前已知的最簡(jiǎn)單、最經(jīng)濟(jì)的生物脫氮技術(shù), 自1995年被發(fā)現(xiàn)后就備受研究學(xué)者的關(guān)注.到目前為止, 人類已經(jīng)發(fā)現(xiàn)了厭氧氨氧化菌的5個(gè)屬, 其中只有1個(gè)屬(Candidatus scalindua)是海洋性的, 且研究已證實(shí)Candidatus scalindua在海洋氮循環(huán)過(guò)程中發(fā)揮著關(guān)鍵性的作用：Ward等[5]研究發(fā)現(xiàn)海洋中30%~50%的N2 產(chǎn)出與厭氧氨氧化菌有關(guān); Dalsgaard等研究發(fā)現(xiàn)由海洋厭氧氨氧化活動(dòng)產(chǎn)生的N2 量約占全球N2 生成量的1/3~2/3;Thamdrup等用15N元素示蹤法研究表明波羅的海沉積物中高達(dá)67%的N2 生成和海洋厭氧氨氧化作用相關(guān). Schouten等發(fā)現(xiàn)海洋厭氧氨氧化菌能影響無(wú)機(jī)碳的固定, 從而對(duì)全球氣候變化產(chǎn)生重要影響.因此對(duì)海洋厭氧氨氧化研究的不斷深化不僅有利于海洋氮循環(huán)系統(tǒng)的完善, 而且能為全球氣候的變化提供理論依據(jù).

　　許多行業(yè)廢水, 如水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水、海產(chǎn)品加工廢水等, 鹽度較高, 不利于淡水厭氧氨氧化菌的生長(zhǎng), 使高鹽廢水的脫氮處理更困難. Kartal等研究發(fā)現(xiàn)經(jīng)海水馴化可培養(yǎng)出耐鹽性的淡水厭氧氨氧化菌, 但馴化時(shí)間長(zhǎng), 且鹽度一旦超過(guò)30 g·L-1, 就會(huì)強(qiáng)烈抑制淡水厭氧氨氧化菌的活性, 使脫氮效果降低.與淡水厭氧氨氧化菌相比, 海洋厭氧氨氧化菌本身生長(zhǎng)的環(huán)境就是高鹽度的海洋環(huán)境(30‰~35‰, 30~35 g·L-1), 不需要經(jīng)過(guò)漫長(zhǎng)的鹽度馴化就能在30 g·L-1以上的鹽度環(huán)境中發(fā)揮高效的厭氧氨氧化活性, 因此可用其直接處理高鹽廢水, 使高鹽廢水的脫氮處理更加簡(jiǎn)單易行.

　　雖然海洋厭氧氨氧化菌廣泛存在于海洋環(huán)境中, 但分布卻十分分散, 很難直接從海洋環(huán)境中得到高濃度的菌種, 這就對(duì)海洋厭氧氨氧化菌在廢水處理方面的實(shí)際應(yīng)用造成困難, 因此探究如何有效地富集培養(yǎng)海洋厭氧氨氧化菌就顯得格外重要.目前國(guó)內(nèi)對(duì)這方面研究主要還是體現(xiàn)在淡水厭氧氨氧化菌的富集培養(yǎng)上, 對(duì)海洋厭氧氨氧化菌的富集培養(yǎng)卻鮮見(jiàn)報(bào)道.本試驗(yàn)以黃海膠州灣的底泥作為接種污泥, 進(jìn)水為全海水, 在25℃條件下探究了海洋厭氧氨氧化菌的富集培養(yǎng)及其脫氮特性, 以期為海洋厭氧氨氧化在高鹽廢水處理方面的實(shí)際應(yīng)用提供理論和技術(shù)指導(dǎo).

　　1 材料與方法1.1 接種污泥

　　本試驗(yàn)使用的污泥是來(lái)自膠州灣的底泥, 黑色泥狀, 帶有臭味.污泥在進(jìn)入反應(yīng)器之前首先要進(jìn)行淘洗, 去除里面的雜質(zhì).淘洗液的成分為0.01 g·L-1的KH2PO4、0.005 6 g·L-1的CaCl2與0.3 g·L-1的MgSO4.用淘洗液反復(fù)淘洗3次, 每次15 min, 將其靜置30 min, 待污泥沉淀完全后倒掉上層的淘洗液, 然后將淘洗后的污泥倒入ASBR反應(yīng)器.

　　1.2 試驗(yàn)用水

　　本試驗(yàn)用海水(5L)作為ASBR反應(yīng)器的進(jìn)水, 加入0.029 g·L-1的KH2PO4、0.136 g·L-1的CaCl2、1.2 g·L-1的KHCO3和0.3 g·L-1的MgSO4·7H2O, 微量元素Ⅰ和Ⅱ各1 mL·L-1.其中微量元素Ⅰ的成分及含量：EDTA為5 g·L-1, FeSO4·7H2O為5 g·L-1; 微量元素Ⅱ的成分及含量：EDTA為15 g·L-1, H3BO4為0.014 g·L-1, MnCl2·4H2O為0.99 g·L-1, CuSO4·5H2O為0.250 g·L-1, ZnSO4·7H2O為0.430 g·L-1, NiCl2·6H2O為0.190 g·L-1, CoCl2·6H2O為0.24 g·L-1, NaSeO4·10H2O為0.21 g·L-1.海水取自黃海(青島麥島周邊), NH4+-N與NO2--N分別由NH4Cl與NaNO2按需提供, 將進(jìn)水NH4Cl與NaNO2的初始濃度均設(shè)置為110 mg·L-1, 用1 mol·L-1的鹽酸將進(jìn)水pH控制在7.5±0.1范圍, 進(jìn)水用高純氮?dú)?純度為99.99%)曝氣15 min后導(dǎo)入ASBR反應(yīng)器.

　　1.3 試驗(yàn)裝置

　　試驗(yàn)用序批式厭氧活性污泥反應(yīng)器(anaerobic sequencing batch reactor, ASBR)作為海洋厭氧氨氧化菌富集培養(yǎng)過(guò)程的反應(yīng)器, 進(jìn)水(3 min)、反應(yīng)(10 h/24 h)、沉淀(45 min)、出水(2 min).反應(yīng)器的結(jié)構(gòu)如圖 1所示：該反應(yīng)器是由有機(jī)玻璃制成的圓柱體, 總體積為8 L, 有效體積為7 L.器壁的垂直方向上設(shè)有3個(gè)取樣口, 取樣口與排水口處的橡膠管均用夾子夾住, 防止空氣中的O2進(jìn)入反應(yīng)器.曝完氣的海水通過(guò)進(jìn)水泵導(dǎo)入反應(yīng)器, 出水通過(guò)出水管排出.反應(yīng)器內(nèi)設(shè)電動(dòng)攪拌裝置, 機(jī)械攪拌速率為80 r·min-1, 外部為水浴控溫系統(tǒng), 將溫度控制在25℃左右.整個(gè)反應(yīng)器的外圍包裹一層黑布, 以防止光對(duì)海洋厭氧氨氧化菌產(chǎn)生抑制作用.

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.水浴循環(huán)蠕動(dòng)泵; 9.儲(chǔ)水箱

圖 1 ASBR反應(yīng)器裝置示意

　　1.4 分析項(xiàng)目與方法

　　氨氮：納氏試劑分光光度法; 亞硝酸鹽氮：N-(1-萘基)-乙二胺光度法; 硝酸鹽氮：麝香草酚分光光度法; pH/ORP：德國(guó)WTW pH/ORP/Oxi 340便攜式pH計(jì); 溫度：水銀溫度計(jì); 紫外/可見(jiàn)分光光度計(jì)：UV-5200.

　　SEM檢測(cè)：在沉淀中加入2.5%的戊二醛5 mL, 置于4℃冰箱中固定4 h; 用0.1 mol·L-1, pH為8.0的磷酸緩沖溶液沖洗3次, 每次10 min; 分別用濃度為30%、50%、70%、90%的乙醇進(jìn)行脫水, 每次15 min, 再用100%的乙醇脫水3次, 每次15 min; 然后加入100%乙醇與乙酸異戊酯的混合液(體積比為1：1) 及純乙酸異戊酯各一次進(jìn)行置換, 每次15 min; 對(duì)樣品真空干燥后, 噴金, 通過(guò)掃描電鏡(HITACHIS-4300) 觀察污泥形態(tài).

　　2 結(jié)果與討論2.1 海洋厭氧氨氧化菌富集培養(yǎng)過(guò)程

　　根據(jù)反應(yīng)器中海洋厭氧氨氧化菌的脫氮特性將整個(gè)富集培養(yǎng)過(guò)程分為4個(gè)階段：菌體自溶階段(1~15 d)、活性遲滯階段(16~152 d)、活性提高階段(153~183 d)與穩(wěn)定運(yùn)行階段(184~192 d).

　　2.1.1 菌體自溶階段(1~15 d)

　　反應(yīng)器水力停留時(shí)間(HRT)設(shè)置為24 h, NH4+-N與NO2--N的起始濃度均為110 mg·L-1, 歷經(jīng)15 d, 完成菌體自溶期.如圖 2所示：出水NH4+-N的濃度高于進(jìn)水, 對(duì)NH4+-N的去除率為負(fù)值, 但隨著反應(yīng)器的運(yùn)行, 進(jìn)出水NH4+-N的濃度差逐漸減小至零; 對(duì)NO2--N的去除率明顯下降, 僅經(jīng)過(guò)8 d, 就由第1 d的84.44%降至24.25%;該階段幾乎沒(méi)有NO3--N生成.出現(xiàn)該現(xiàn)象的原因是：剛進(jìn)入反應(yīng)器的菌體不適應(yīng)新環(huán)境自溶釋放出有機(jī)氮, 進(jìn)而被分解成NH4+-N, 而厭氧條件下, 唯一消耗NH4+-N的海洋厭氧氨氧化菌數(shù)量極少, 活性極弱, 使NH4+-N的消耗量小于生成量; 在接種污泥中存在著分布廣泛的異養(yǎng)反硝化菌, 它們以死亡的菌體作為有機(jī)碳源, 將NO2--N與NO3--N轉(zhuǎn)化成N2, 使出水NO2--N與NO3--N的濃度下降.在8~15 d, 對(duì)NO2--N的去除速率較1~8 d平緩, 可能是菌體已適應(yīng)新環(huán)境, 自溶作用減弱, 釋放的有機(jī)碳減少, 使反硝化菌活性下降, 對(duì)NO2--N與NO3--N的轉(zhuǎn)化速率下降.第15 d, 對(duì)NO2--N的去除率已降至10.78%, 此時(shí)出水NH4+-N的濃度為116.10mg·L-1, 低于進(jìn)水, 對(duì)NH4+-N的去除率為0.6%, 開(kāi)始出現(xiàn)正值, 這標(biāo)志著菌體自溶階段結(jié)束.

圖 2 富集培養(yǎng)期間反應(yīng)器主要指標(biāo)變化

　　該階段n(NO2--N)：n(NH4+-N)為負(fù)值, 且波動(dòng)很大, 只有少數(shù)幾天出現(xiàn)正值情況; n(NO3--N)：n(NH4+-N)很小, n(NH4+-N)：n(NO2--N)：n(NO3--N)未呈現(xiàn)一定的規(guī)律, 與理論比(1：1.32：0.26) 相差甚遠(yuǎn), NRRNH4+-N為負(fù)值, 表明此階段海洋厭氧氨氧化菌活性極低, 幾乎為零, 異養(yǎng)反硝化菌占反應(yīng)器主體.出水pH為8.03~8.34, ΔpH為0.48~0.81, 差值較大, 這是由于該階段反硝化作用強(qiáng)烈, 產(chǎn)生大量堿度的緣故.進(jìn)水ORP為-25~-31 mV, 出水ORP值為-59~-79 mV, 波動(dòng)大.該階段污泥仍為黑色泥狀, 且污泥表現(xiàn)出來(lái)的特性與淡水厭氧氨氧化菌富集培養(yǎng)過(guò)程表現(xiàn)出來(lái)的特性一致.

　　2.1.2 活性遲滯階段(16~152 d)

　　如圖 2所示：16~50 d, NH4+-N的去除率不穩(wěn)定, 波動(dòng)很大, 甚至出現(xiàn)負(fù)值情況, 但大多數(shù)情況下為正值, 且去除率很低; 期間NH4+-N去除率最大值出現(xiàn)在第37 d, 為16.61%, 到第50 d, 去除率僅為1.35%;NO2--N的去除率總體呈下降趨勢(shì), 第16 d, 去除率為13.05%, 第47 d, 去除率降至1.63%;該階段有少量NO3--N生成, 平均生成量為0.77 mg·L-1.這是由于NH4+-N的去除僅僅依賴海洋厭氧氨氧化菌的作用, 但該菌數(shù)量少, 活性低, 且該階段依然存在菌體自溶現(xiàn)象, 導(dǎo)致NH4+-N的去除率低且不穩(wěn)定; 對(duì)NO2--N的去除依賴海洋厭氧氨氧化菌與異養(yǎng)反硝化菌的共同作用, 該階段異養(yǎng)反硝化菌仍占優(yōu)勢(shì), 因此對(duì)NO2--N的去除貢獻(xiàn)最大的反應(yīng)依然是反硝化反應(yīng), NO2--N去除率下降標(biāo)志著反硝化菌活性下降. n(NH4+-N)：n(NO2--N)：n(NO3--N)波動(dòng)大, 未呈現(xiàn)一定的規(guī)律, 且n(NO2--N)：n(NH4+-N)與n(NO3--N)：n(NH4+-N)均小于理論值, 這可能是異養(yǎng)反硝化菌將NO3--N轉(zhuǎn)化成NO2--N, 減少了NO2--N的凈消耗量與NO3--N的生成量, 造成NO2--N的累積. NRRNH4+-N平均值為0.005 4 kg·(m3·d)-1, 很低且波動(dòng)大, 有時(shí)甚至出現(xiàn)負(fù)值, 表明海洋厭氧氨氧化菌活性及其微弱.出水pH為7.7~8.0, 較自溶期有所下降.到第50 d, NH4+-N和NO2--N的去除率分別降至1.35%與2.62%, 可能是進(jìn)水基質(zhì)濃度(NH4+-N與NO2--N均為110 mg·L-1)過(guò)高對(duì)海洋厭氧氨氧化菌的活性產(chǎn)生抑制所致.該過(guò)程初步表明海洋厭氧氨氧化菌對(duì)高濃度的進(jìn)水基質(zhì)較敏感, 基質(zhì)濃度過(guò)高不利于海洋厭氧氨氧化菌的富集培養(yǎng).

　　考慮到高濃度基質(zhì)對(duì)菌的抑制作用, 從第51 d開(kāi)始, 按海洋厭氧氨氧化反應(yīng)方程式中NH4+-N與NO2--N的消耗比(1：1.32) 配水, 并將進(jìn)水NH4+-N與NO2--N的濃度分別降至80mg·L-1與105.6mg·L-1.如圖 2所示：反應(yīng)剛開(kāi)始, NH4+-N與NO2--N的去除率均略微升高(3%左右), 但并未出現(xiàn)持續(xù)升高現(xiàn)象, 而是有明顯波動(dòng), 但總體呈小幅度上升趨勢(shì), 第82 d, NH4+-N與NO2--N的去除率分別為22.88%與11.15%;且該階段有明顯的NO3--N生成, 平均生成量為1.51mg·L-1. n(NO2--N)：n(NH4+-N)基本高于1.32, 而n(NO3--N)：n(NH4+-N)基本低于0.26, 且波動(dòng)均較大, 表明反硝化菌與海洋厭氧氨氧化菌對(duì)NO2--N的總消耗量大于反硝化作用NO2--N的生成量. NRRNH4+-N波動(dòng)變小, 且有升高的趨勢(shì), 但基本都在0.01 kg·(m3·d)-1以下.出水pH為7.7~7.9, ORP值為-38~-46 mV, 均比高基質(zhì)濃度的波動(dòng)范圍小, 說(shuō)明降低進(jìn)水基質(zhì)濃度有利于海洋厭氧氨氧化菌的富集.

　　淡水厭氧氨氧化菌活性提高的方法有兩個(gè), 一是提高反應(yīng)基質(zhì)的濃度; 二是縮短水力停留時(shí)間(HRT).因?yàn)楹Ｑ髤捬醢毖趸�菌在遲滯期初期就初步顯示了對(duì)較高濃度基質(zhì)敏感性的特點(diǎn), 所以本試驗(yàn)考慮用第二種方法提高菌的活性.在第82 d, 將HRT由24 h縮短到10 h, 其余條件不變.如圖 2所示：NH4+-N去除率只是略微上升, 但隨后并未出現(xiàn)預(yù)期的持續(xù)上升現(xiàn)象, 而是出現(xiàn)明顯波動(dòng), 且呈下降趨勢(shì), 到第107 d, 去除率降至7.66%, 猜想可能是HRT縮短使反應(yīng)器中氮容積負(fù)荷(NLR)過(guò)高, 對(duì)海洋厭氧氨氧化菌產(chǎn)生較大沖擊, 使脫氮效果變差.隨后NH4+-N去除率略微上升, 到117 d, 升至13.73%;第82~111 d, 對(duì)NO2--N的去除率基本在10%以下, NO3--N生成量在1mg·L-1以下; 隨后NO2--N的去除量與NO3--N生成量總體呈上升趨勢(shì), 到117 d, NO2--N去除率升至23.61%, NO3--N生成量為4.64 mg·L-1.該階段NRRNH4+-N波動(dòng)大[0.003 4~0.051 kg·(m3·d)-1], 但總體呈先升高后降低, 隨后又升高的趨勢(shì), 第117 d, NRRNH4+-N為0.027 kg·(m3·d)-1.該階段初步表明海洋厭氧氨氧化菌抗氮容積負(fù)荷的沖擊能力差, 對(duì)HRT變化較敏感.

　　第118 d, 保持HRT不變, 將進(jìn)水NH4+-N與NO2--N的濃度分別降至50 mg·L-1與66 mg·L-1, 通過(guò)降低基質(zhì)濃度來(lái)緩解高NLR對(duì)海洋厭氧氨氧化菌的沖擊影響.如圖 2所示：反應(yīng)前期NH4+-N的去除率逐漸升高, 到122 d, 升至36.79%, 隨后去除率逐漸下降, 僅經(jīng)過(guò)4 d, 就降至1.6%, 最后又略微升高, 第131 d, 去除率為16.52%;NO2--N去除量和NO3--N的生成量與NH4+-N的變化一致. NRRNH4+-N仍波動(dòng)較大[0.001 7~0.046 kg·(m3·d)-1], 說(shuō)明此時(shí)海洋厭氧氨氧化菌活性仍不穩(wěn)定, 依然處于活性遲滯階段.該現(xiàn)象表明短HRT造成的高NLR會(huì)對(duì)海洋厭氧氨氧化菌的活性產(chǎn)生抑制, 且不能通過(guò)降低基質(zhì)濃度的方法消除.因此, 第132 d保持進(jìn)水基質(zhì)濃度不變, 將HRT重新延長(zhǎng)至24 h, 如圖 2所示：第132~143 d, NH4+-N與NO2--N的去除率總體升高, 143 d, 分別升至36.79%與14.57%, NRRNH4+-N由0.009 2 kg·(m3·d)-1升至0.016 kg·(m3·d)-1, 隨后NH4+-N與NO2--N的去除率均下降, 到152 d, 分別降至4.8%與4.64%, NRRNH4+-N由0.011 kg·(m3·d)-1降至0.002 8 kg·(m3·d)-1, 從153 d開(kāi)始, NRRNH4+-N持續(xù)上升, 這標(biāo)志著菌體遲滯期結(jié)束.

　　海洋厭氧氨氧化菌富集培養(yǎng)過(guò)程中活性遲滯時(shí)間為137 d, 占整個(gè)富集培養(yǎng)時(shí)間的2/3以上. Yu等用厭氧污泥富集培養(yǎng)淡水厭氧氨氧化菌時(shí), 活性遲滯時(shí)間為30 d; Tang等用UASB反應(yīng)器富集培養(yǎng)淡水厭氧氨氧化菌的遲滯期為29 d; Wang等用好氧硝化污泥富集培養(yǎng)淡水厭氧氨氧化菌時(shí), 遲滯期僅有20 d.由此可見(jiàn), 海洋厭氧氨氧化菌富集培養(yǎng)過(guò)程中活性遲滯時(shí)間要遠(yuǎn)長(zhǎng)于淡水厭氧氨氧化菌, 這使海洋厭氧氨氧化菌的富集培養(yǎng)更難.

　　2.1.3 活性提高階段(153~183 d)

　　從153 d開(kāi)始, NH4+-N與NO2--N的去除率均持續(xù)升高, 第155 d, 去除率分別為11.76%與5.9%, 第164 d, 去除率分別為30.18%與32.93%, 第174 d, 去除率分別為70.9%與50.91%, 第183 d, 出水NH4+-N的濃度僅為0.37 mg·L-1, NO2--N的濃度僅為0.323 mg·L-1, 去除率分別升至99.47%與99.54%, 幾乎達(dá)到100%. NO3--N的生成量由0.668 8 mg·L-1升至14.11 mg·L-1; NRRNH4+-N由0.003 5 kg·(m3·d)-1升至0.069 kg·(m3·d)-1, 海洋厭氧氨氧化菌活性明顯提高.該階段n(NH4+-N)：n(NO2--N)：n(NO3--N)為1：1.15：0.23, 接近理論比(1：1.32：0.26) , 這標(biāo)志著海洋厭氧氨氧化菌已完全取代異養(yǎng)反硝化菌, 成為反應(yīng)器的主體菌.出水pH為7.7~7.9, ORP為-37~-43 mV.

　　本試驗(yàn)僅用30 d, NH4+-N與NO2--N的去除率就從7.19%與6.87%分別升至99.47%與99.54%, 活性提高期低于整個(gè)富集培養(yǎng)時(shí)間的1/6.賴瑋毅等歷經(jīng)60 d才使淡水厭氧氨氧化菌活性顯著提高, Xing等用污水處理廠的活性污泥富集培養(yǎng)淡水菌時(shí), 活性提高期為69 d.因此前者在活性提高階段比后者歷時(shí)短.

　　2.1.4 穩(wěn)定運(yùn)行階段(184~192 d)

　　第184 d, 將進(jìn)水NH4+-N與NO2--N的濃度分別升至80 mg·L-1與105.6 mg·L-1, 如圖 2所示：NH4+-N去除率穩(wěn)定上升, 從起初的75.52%提升到96.98%, 而NO2--N的去除率均穩(wěn)定在85%以上, 最高去除率能達(dá)到98.4%. n(NH4+-N)：n(NO2--N)：n(NO3--N)為1：(1.2±0.2)：(0.22±0.06), 接近理論比(1：1.32：0.26) . NRRNH4+-N由0.062 kg·(m3·d)-1升至0.080 kg·(m3·d)-1, 出水pH為7.9~8.06, ORP為-49~-62 mV.

　　本試驗(yàn)用黃海膠州灣的底泥, 經(jīng)192d成功富集培養(yǎng)了海洋厭氧氨氧化菌, 在穩(wěn)定運(yùn)行期, NH4+-N與NO2--N的去除率分別為96.98%與95.66%. Gong等在富集培養(yǎng)淡水厭氧氨氧化菌時(shí), 經(jīng)120 d對(duì)NH4+-N與總氮的去除率就分別達(dá)到88.7%與83.77%;Chen等在UASB反應(yīng)器中僅用40 d, 就實(shí)現(xiàn)了淡水厭氧氨氧化菌活性的顯著提高, 此時(shí)NRR為0.55 kg·(m3·d)-1; Wang等經(jīng)61 d實(shí)現(xiàn)了淡水厭氧氨氧化菌的富集, 對(duì)NH4+-N與NO2--N去除率均能達(dá)到91%以上.由此可見(jiàn), 海洋厭氧氨氧化菌的富集培養(yǎng)時(shí)間要遠(yuǎn)長(zhǎng)于淡水厭氧氨氧化菌, 但穩(wěn)定運(yùn)行時(shí), 前者的脫氮效果更好.原因可能是海洋水體成分復(fù)雜, 含有眾多元素及少量有機(jī)質(zhì), 其中含有的某種成分對(duì)海洋厭氧氨氧化菌的脫氮產(chǎn)生促進(jìn)作用, 具體原因還有待探究.

　　2.2 不同階段周期內(nèi)反應(yīng)器脫氮特性

　　海洋厭氧氨氧化菌的富集培養(yǎng)過(guò)程具有不同的階段特征, 為了比較4個(gè)階段沿程N(yùn)H4+-N、NO2--N、NO3--N、pH與ORP的變化情況, 在第15、152、183與192 d, 每隔1 h測(cè)一次水樣, 看反應(yīng)器內(nèi)各個(gè)指標(biāo)的沿程變化情況.如圖 3所示：在菌體自溶期, 反應(yīng)器中NH4+-N的濃度沿程波動(dòng)較大, 且未呈現(xiàn)一定的規(guī)律; NO2--N的濃度逐漸降低, 由109.31 mg·L-1降至97.53 mg·L-1, 變化較平緩, 去除量?jī)H為11.78 mg·L-1; NO3--N生成量?jī)H為0.23 mg·L-1, 此現(xiàn)象與菌體自溶作用有關(guān); 遲滯期NH4+-N、NO2--N、NO3--N、pH與ORP沿程變化極平緩, 幾乎無(wú)變化, 這是由于海洋厭氧氨氧化菌的活性延遲所致; 在活性提高期與穩(wěn)定運(yùn)行期, NH4+-N與NO2--N的沿程變化可分為3個(gè)階段: ① 前5 h, 濃度下降較平緩, 可能是廢水的進(jìn)入改變了反應(yīng)器內(nèi)的環(huán)境, 海洋厭氧氨氧化菌對(duì)新環(huán)境不適應(yīng)使其活性發(fā)生延遲所致, 本試驗(yàn)得出的菌活性延遲時(shí)間為5 h.于德爽等在研究淡水厭氧氨氧化菌富集培養(yǎng)時(shí)發(fā)現(xiàn)：由進(jìn)出水導(dǎo)致的菌活性延遲時(shí)間僅為0.8 h, 王曉霞等在用2：1的好養(yǎng)短程硝化污泥與厭氧氨氧化污泥富集淡水厭氧氨氧化菌時(shí), 發(fā)現(xiàn)該時(shí)間為2 h, 均小于5 h.由此可見(jiàn), 海洋厭氧氨氧化菌抗水力沖擊能力更弱, 對(duì)新環(huán)境的適應(yīng)能力遠(yuǎn)小于淡水厭氧氨氧化菌. ② 5~19 h, 濃度下降迅速, 充分顯示出海洋厭氧氨氧化活性. ③ 19~24 h, 濃度下降平緩, 可能是反應(yīng)器中NH4+-N與NO2--N的濃度較低, 低濃度基質(zhì)滿足不了海洋厭氧氨氧化菌的生長(zhǎng)需求, 使其活性降低, 對(duì)NH4+-N與NO2--N的去除速率下降.

圖 3 周期內(nèi)不同階段各指標(biāo)的變化情況

　　4個(gè)階段pH值均沿程不斷上升, 開(kāi)始時(shí), pH值分別為7.48、7.44、7.56、7.54, 周期結(jié)束時(shí), pH值分別為8.02、7.55、7.83、8.06, ΔpH分別為0.54、0.11、0.27、0.52.由此可見(jiàn)：菌體自溶期與穩(wěn)定運(yùn)行期pH上升速率明顯快于活性遲滯期與活性提高期, 可能是這兩個(gè)階段的主體菌分別是具有高活性的反硝化菌與海洋厭氧氨氧化菌, 它們分別發(fā)生強(qiáng)烈的反硝化作用與厭氧氨氧化作用, 產(chǎn)生的堿度最多, pH上升速率最快; 在遲滯期, 反硝化菌活性低, 且厭氧氨氧化菌活性延遲, 因此遲滯期的pH值上升速率最慢. ORP值的變化情況與pH類似, 4個(gè)階段ORP值均沿程不斷下降, 由開(kāi)始的-25、-23、-29、-28 mV分別降至-58、-29、-45、-62 mV, ΔORP分別為-33、-6、-16、-34 mV; 菌體自溶期與穩(wěn)定運(yùn)行期ORP下降速率明顯快于活性遲滯期與活性提高期, 其原理與pH值變化原理相同.

　　2.3 富集培養(yǎng)過(guò)程中污泥性狀的變化

　　污泥進(jìn)入反應(yīng)器之前為黑色泥狀[圖 4(a)], 帶有臭味, 經(jīng)淘洗后接種到ASBR反應(yīng)器, 運(yùn)行51 d, 污泥由黑色變?yōu)楹诤稚? 仍為泥狀, 未形成顆粒, 污泥沉降性能差; 51~83 d, 污泥由黑褐色泥狀變?yōu)楹稚�絮狀[圖 4(b)], 但污泥沉降性能依然很差; 第132 d, 反應(yīng)器中開(kāi)始出現(xiàn)隱隱約約暗紅色絮狀污泥; 132~173 d, 暗紅色絮狀污泥逐漸變成淺紅色小顆粒狀[圖 4(c)], 污泥沉降性能好; 在穩(wěn)定運(yùn)行階段, 污泥轉(zhuǎn)化為磚紅色大顆粒狀[圖 4(d)], 將此階段的污泥用10倍顯微鏡觀察, 如圖 5(a)所示：該污泥為磚紅色顆粒狀的圓球體, 內(nèi)部有少量黑色物質(zhì), 結(jié)構(gòu)緊密, 邊緣較光滑, 與文獻(xiàn)報(bào)道的成熟的厭氧氨氧化菌的形態(tài)類似.經(jīng)掃描電鏡觀察, 該污泥是由大量的球狀菌經(jīng)胞外多聚物黏聚而成菌團(tuán).因此, 同淡水厭氧氨氧化菌富集培養(yǎng)類似, 也可以用污泥性狀的變化來(lái)反映海洋厭氧氨氧化菌的富集情況.具體參見(jiàn)污水寶商城資料或http://www.yiban123.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

圖 4 富集培養(yǎng)過(guò)程中污泥性狀的變化情況

圖 5 顆粒污泥的影像照片

　　3 結(jié)論

　　(1) 用黃海膠州灣的底泥, 經(jīng)192 d成功富集培養(yǎng)了海洋厭氧氨氧化菌.富集過(guò)程分為4個(gè)階段：菌體自溶期(1~15 d)、活性遲滯期(16~152 d)、活性提高期(153~183 d)與穩(wěn)定運(yùn)行期(184~192 d).富集成功后, NH4+-N與NO2--N的去除率分別為96.98%與95.66%.

　　(2) 與淡水厭氧氨氧化菌富集培養(yǎng)相比, 海洋厭氧氨氧化菌的遲滯時(shí)間(137 d)較長(zhǎng), 占整個(gè)富集時(shí)間的2/3以上, 活性提高期(30 d)較短, 小于富集時(shí)間的1/6;且海洋厭氧氨氧化菌對(duì)基質(zhì)濃度與HRT變化更敏感, 由進(jìn)出水導(dǎo)致的菌活性延遲時(shí)間為5 h, 遠(yuǎn)長(zhǎng)于淡水厭氧氨氧化菌, 因此海洋厭氧氨氧化菌對(duì)新環(huán)境的適應(yīng)能力更弱, 更難富集培養(yǎng).

　　(3) 反應(yīng)器運(yùn)行過(guò)程中, 污泥逐漸由黑色泥狀變?yōu)楹稚�絮�? 隨后變?yōu)榘导t色小顆粒狀, 在穩(wěn)定運(yùn)行階段, 污泥為磚紅色顆粒狀, 掃描電鏡觀察該磚紅色顆粒為表面光滑, 排列緊密、有類似火山口形狀的球狀菌相互黏聚而成的菌團(tuán).