厭氧氨氧化工藝是迄今為止最有前景的脫氮過程之一.近年來, 海洋環(huán)境中的厭氧氨氧化菌備受矚目.它們的發(fā)現(xiàn)對研究海洋生態(tài)學(xué)和海洋氮元素生物地球化學(xué)循環(huán)有著重要的意義.國內(nèi)外研究者陸續(xù)在海洋沉積物中發(fā)現(xiàn)厭氧氨氧化反應(yīng), 并在自然界的氮循環(huán)發(fā)揮著重要的作用.此外, 較高的鹽度對常規(guī)脫氮微生物的生理活性非常不利, 從而限制了其脫氮效能的發(fā)揮.海洋厭氧氨氧化菌來自于海洋環(huán)境中, 能夠耐受較高的鹽度.因此, 在高鹽度廢水的脫氮處理方面有著良好的應(yīng)用前景.

　　然而, 制約海洋厭氧氨氧化菌穩(wěn)定運(yùn)行的因素有很多, 有機(jī)物、重金屬、溫度、pH沖擊、氟化物、硫化物、磷酸鹽等都會影響其脫氮效能. pH能夠直接影響微生物的生長以及酶的活性. pH沖擊可能會影響有毒物質(zhì)游離氨(FA)和游離亞硝酸(FNA)的濃度, 從而影響海洋厭氧氨氧化活性.有研究者報道, 在厭氧氨氧化脫氮穩(wěn)定運(yùn)行的狀態(tài)下, pH可以高達(dá)8.5~9.3或者9.3~9.5, 甚至在pH為6.5時也可以保持穩(wěn)定.然而Fux等的研究結(jié)果認(rèn)為, 利用流化床反應(yīng)器, 當(dāng)pH為9.3時, 厭氧氨氧化菌的活性被完全抑制.這些研究結(jié)果的不同都與反應(yīng)器內(nèi)污泥結(jié)構(gòu)、微生物種群、進(jìn)水特點(diǎn)以及實驗的運(yùn)行條件有關(guān).一直以來, FA和FNA被認(rèn)為是引起抑制作用的主要因素, 然而近幾年來有報道稱, 當(dāng)FA的濃度低于17 mg·L-1時, 其并不是主要的抑制因素.除了影響因素外, 動力學(xué)模型作為調(diào)控脫氮工藝過程的重要工具, 利用其探討海洋厭氧氨氧化脫氮特性可以給予重要的幫助.

　　鑒于當(dāng)前pH沖擊對海洋厭氧氨氧化的影響作用尚不清楚, 并且適用于海洋厭氧氨氧化反應(yīng)器的動力學(xué)模型更是鮮有報道, 本實驗主要分析討論了pH沖擊對海洋厭氧氨氧化菌處理含海水污水的脫氮過程, 并利用動力學(xué)模型分析了pH沖擊條件下, 海洋厭氧氨氧化菌處理含海水污水脫氮特性.本研究對于了解海洋厭氧氨氧化菌的脫氮過程具有重要的幫助, 并為海洋厭氧氨氧化脫氮工藝提供可靠的理論依據(jù).

　　1 材料與方法1.1 實驗裝置

　　本研究采用ASBR反應(yīng)器(如圖 1), 其有效容積為7 L, 系有機(jī)玻璃制成.反應(yīng)器內(nèi)的溫度通過溫控箱控制在25℃, 整個反應(yīng)器用錫紙包裹, 防止光對海洋厭氧氨氧化菌活性的影響.反應(yīng)區(qū)內(nèi)懸掛無紡濾布作為海洋厭氧氨氧化菌的生物膜載體, 且置有電動攪拌器, 反應(yīng)器內(nèi)污泥主要以紅色顆粒為主.實驗采用人工配制的模擬廢水, 經(jīng)高純氮?dú)獯得?5 min, 消除溶解氧的影響, 再從反應(yīng)器下部進(jìn)水口通過流動泵進(jìn)水.運(yùn)行一個周期包括進(jìn)水4 min, 反應(yīng)6 h, 靜置25 min, 出水4 min.

圖 1 海洋厭氧氨氧化反應(yīng)器

　　1.2 實驗用水

　　實驗所用海水取自膠州灣(黃海北部), 平均鹽度為32‰, 經(jīng)人工配制成模擬廢水, 其主要成分為：29 mg·L-1 KH2PO4, 136 mg·L-1 CaCl2, 1 200 mg·L-1 KHCO3, 300 mg·L-1 MgSO4·7H2O.同時投加微生物所需的微量元素, 微量元素Ⅰ：EDTA 5 000 mg·L-1, FeSO4·7H2O 5 000 mg·L-1, 微量元素Ⅱ：EDTA 15 000 mg·L-1, H3BO311 mg·L-1, MnCl2·4H2O 990 mg·L-1, CuSO4·5H2O 250 mg·L-1, ZnSO4·7H2O 430 mg·L-1, NiCl2·6H2O 190 mg·L-1, Na2MoO4·2H2O 220 mg·L-1, CoCl2·6H2O 240 mg·L-1, NaSeO4·10H2O 210 mg·L-1. NH4+-N和NO2--N分別用NH4Cl和NaNO2提供, 進(jìn)水NH4+-N和NO2--N的濃度設(shè)定為80 mg·L-1和105.6 mg·L-1.

　　1.3 分析方法

　　NH4+-N：納氏試劑比色法; NO2--N：N-(1-萘基)-乙二胺光度法; NO3--N：麝香草酚分光光度法; pH值：WTW pH/Oxi 340i;溫度：水銀溫度計; 紫外/可見光分光光度計：UV-5200.總氮容積負(fù)荷(NLR)根據(jù)進(jìn)水氨氮濃度與HRT關(guān)系得到, 氨氮去除負(fù)荷(NRR)根據(jù)進(jìn)、出水氨氮濃度與HRT關(guān)系得到, 氨氮去除率(NRE)根據(jù)進(jìn)、出水氨氮濃度的關(guān)系得到, 游離氨(FA)根據(jù)文獻(xiàn), 即pH值與進(jìn)出水氨氮濃度的關(guān)系得到.即：

　　式中, cinf為進(jìn)水氨氮濃度(mg·L-1), ceff為出水氨氮濃度(mg·L-1), HRT為水力停留時間(HRT=6 h, 采樣間隔t=0.5 h), FA為游離氨濃度(mg·L-1), TAN為總氨濃度(NH4+-N+NH3-N), FNA為游離亞硝酸(mg·L-1), TNN為總亞硝態(tài)氮(NO2--N+HNO2--N).

　　實驗過程中各階段安排如表 1所示.

　　表 1 反應(yīng)器ASBR的運(yùn)行策略

　　　　1.4 動力學(xué)模型

　　有研究者利用Andrew模型模擬H+對H2產(chǎn)生速率的影響, 另外也可以模擬H+對基質(zhì)降解速率、產(chǎn)氫細(xì)菌的生長以及生成一些可溶性代謝產(chǎn)物的影響.而為了使數(shù)據(jù)更直觀, 通常在模型中用pH表示更為方便, Ratkowsky模型能夠很好地描述pH與NRR的關(guān)系.

　　Andrew模型：

　　Ratkowsky模型：

　　式中, NRR為氨氮去除負(fù)荷[kg·(m3·d)-1], NRRmax為最大氨氮去除負(fù)荷[kg·(m3·d)-1], [H+]為氫離子濃度, ka和kb為Andrew常數(shù), A和B為Ratkowsky常數(shù), pHmin和pHmax分別為反應(yīng)器下限和上限的pH值.

　　2 結(jié)果與討論2.1 pH沖擊對海洋厭氧氨氧化脫氮效能的影響

　　實驗結(jié)果如圖 2所示.由圖 2(a)可以看出, 反應(yīng)器在pH為7~8.5的范圍內(nèi), 可以維持較高的脫氮效率, 然而pH為6.5和9時, NRE分別為30.37%、45.46%.在P1階段, 當(dāng)pH值為6.5時, 進(jìn)水FA、FNA的平均濃度分別為0.22 mg·L-1、0.208 mg·L-1, 出水NH4+-N和NO2--N的平均濃度分別為56.07 mg·L-1和77.84 mg·L-1, NRR的平均值僅為0.10 kg·(m3·d)-1, NO3--N的生成量相對較小, 此時處于較低FA的濃度下, 海洋厭氧氨氧化菌處理含海水污水的脫氮效能受到的抑制作用可能是低pH環(huán)境下, FNA的濃度較高引起的.當(dāng)pH低于7.1時, FNA在厭氧氨氧化反應(yīng)器內(nèi)起到主要的抑制作用[21], 較低的NRR可能就是較高濃度的FNA影響所致.隨著pH值提高至7和7.5時, 即在P2和P3階段, 進(jìn)水FA由0.56 mg·L-1提高至1.74 mg·L-1, FNA下降至0.078 mg·L-1和0.025 mg·L-1, 出水NH4+-N和NO2--N的濃度明顯下降, 兩者均能都完全被去除, NRR分別為(0.27±0.03) kg·(m3·d)-1和(0.33±0.02) kg·(m3·d)-1, 且NO3--N的生成量同步增加, 尤其在pH為7.5時, NRE始終保持在98.82%以上.在P4階段, 進(jìn)水pH值提高到8時, 出水NH4+-N和NO2--N的濃度出現(xiàn)輕微變化, 平均出水濃度分別為6.27 mg·L-1和5.25 mg·L-1, 而NRR幾乎沒有變化, 其平均值為0.33 kg·(m3·d)-1, 說明在此pH沖擊條件下, 反應(yīng)器仍然具有較高的脫氮能力, 且pH在7~8范圍內(nèi)反應(yīng)器脫氮過程最為穩(wěn)定. Strous等的研究表明, pH在6.5~7.5的范圍下, ΔNH4+-N:ΔNO2--N:ΔNO3--N=1:1.32:0.26.在本實驗中pH為6.5時[圖 2(d)], ΔNH4+-N與ΔNO2--N的平均比值為1.11, ΔNH4+-N與ΔNO3--N的平均比值為0.22, 而pH在7~7.5之間時, ΔNH4+-N與ΔNO2--N的平均比值分別為1.31和1.27, ΔNH4+-N與ΔNO3--N的平均比值分別為0.19和0.21, 比較接近理論值, 反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化反應(yīng)為主導(dǎo)反應(yīng).這些偏差可能是由于反應(yīng)器內(nèi)的污泥結(jié)構(gòu)、微生物種群和實驗運(yùn)行條件的不同導(dǎo)致.

圖 2 pH沖擊條件下反應(yīng)器內(nèi)脫氮指標(biāo)的變化

　　當(dāng)反應(yīng)器進(jìn)入P5階段時, 進(jìn)水FA平均濃度為14.22 mg·L-1, 此時, NRR的平均值仍為0.30 kg·(m3·d)-1, NRE的平均值為99.27%.雖然NH4+-N可基本全部去除, 但是NO2--N的出水濃度進(jìn)一步增加, 出現(xiàn)了積累的現(xiàn)象, 這可能是由于在弱堿性條件下, 厭氧氨氧化反應(yīng)過程中NO2--N在還原酶的作用下需要消耗H+, 反應(yīng)器受到的抑制作用主要是pH本身對海洋厭氧氨氧化菌的影響, 而不是FA的影響, 從而使NO2--N不能夠完全去除. He等[23]的研究結(jié)果也出現(xiàn)類似情況, 其結(jié)果顯示當(dāng)FA濃度在13 mg·L-1左右便開始出現(xiàn)NO2--N不能夠完全去除的現(xiàn)象.隨著pH進(jìn)一步提高為9時, 進(jìn)水FA的平均濃度提高至37.74 mg·L-1, 出水NH4+-N和NO2--N濃度增加到(43.76±9.53) mg·L-1和(57.40±2.52) mg·L-1, NO3--N的生成量同步減小, NRR的平均值下降至0.15 kg·(m3·d)-1, 此時反應(yīng)器開始惡化.由此可知, 海洋厭氧氨氧化菌的耐堿性強(qiáng)于耐酸性. pH在8~8.5范圍內(nèi), ΔNH4+-N與ΔNO2--N的比值為1.24±0.10, ΔNH4+-N與ΔNO3--N的比值為0.18±0.05, 這與理論值比較接近, 但是pH為9時, ΔNH4+-N與ΔNO2--N的比值為1.28±0.19, ΔNH4+-N與ΔNO3--N的比值僅為0.08±0.04.高濃度的FA對反應(yīng)器內(nèi)海洋厭氧氨氧化菌的脫氮效能造成了較大的影響.

　　綜上所述, 為了使反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行, pH值應(yīng)該控制在7~8之間.這與楊洋等的研究結(jié)果略有不同, 其認(rèn)為反應(yīng)器最適pH為7.5~8.3.一直以來在對比NH4+-N與FA的抑制作用時, 大多認(rèn)為FA在厭氧氨氧化過程中是主要的抑制因素.而在本實驗中, FA濃度較低的情況下, FNA的濃度達(dá)到0.208 mg·L-1, 反應(yīng)器的脫氮效能較差, 較高的FNA濃度是抑制反應(yīng)器脫氮效能的主要原因.在反應(yīng)器能夠承受FA濃度的范圍內(nèi), 隨著FA濃度的增加, 反應(yīng)器的脫氮效能也有所提高, 這是由于pH值逐漸被控制在海洋厭氧氨氧化菌適宜的條件下, 反應(yīng)器的脫氮效能也隨之增加, 當(dāng)FA濃度進(jìn)一步提高, 反應(yīng)器的脫氮效能出現(xiàn)微小的降低, pH為8.5時, NO2--N出現(xiàn)的不完全去除現(xiàn)象可能是FA產(chǎn)生了一部分的影響, 但此時NRR仍然較高, pH仍然是主要的影響因素, 當(dāng)pH為9時, 反應(yīng)器惡化的直接原因可能是pH和FA的雙重抑制作用導(dǎo)致.

　　2.2 pH沖擊條件下周期內(nèi)海洋厭氧氨氧化反應(yīng)器的脫氮過程

　　在pH沖擊條件下分析反應(yīng)器內(nèi)海洋厭氧氨氧化菌處理含海水污水的脫氮過程, 被顯著抑制的pH范圍是小于6.5和大于9時, 說明弱酸或強(qiáng)堿條件下均不適合海洋厭氧氨氧化菌的生長及其新陳代謝, 且海洋厭氧氨氧化菌耐堿性強(qiáng)于耐酸性.當(dāng)pH在8.5時, 反應(yīng)器內(nèi)NO2--N出現(xiàn)剩余, NO2--N的積累現(xiàn)象也不利于反應(yīng)器的穩(wěn)定運(yùn)行, 而pH在7~8的范圍內(nèi)時, 反應(yīng)器可以較為穩(wěn)定地運(yùn)行, 并具有較好的脫氮能力.如圖 3所示, 反應(yīng)器在單個周期內(nèi)NH4+-N、NO2--N、NO3--N以及pH的變化.從圖 3(a)~3(c)可以看出, pH在7~8時, NH4+-N和NO2--N基本可以全部去除, 而且伴有NO3--N同步增加, 圖 3(d)所顯示的pH變化量在0.3~0.5之間, 此范圍內(nèi)pH沖擊對海洋厭氧氨氧化菌的脫氮效能影響較小.然而在pH為6.5時, NH4+-N、NO2--N的去除速率明顯減小, NH4+-N的去除速率為(0.03±0.03) mg·(L·h)-1, NO2--N的去除速率僅為(0.02±0.02) mg·(L·h)-1.在pH為8.5時, NH4+-N能夠在6 h內(nèi)完全去除, 而NO2--N的剩余作為抑制劑并不利于反應(yīng)器的脫氮過程, 因此, 長期處于此條件下, NO2--N積累所產(chǎn)生的毒性作用可能會抑制海洋厭氧氨氧化菌的脫氮效能.除此之外, 在pH為9的時候, 海洋厭氧氨氧化菌也同樣表現(xiàn)出較低的脫氮能力, NH4+-N和NO2--N的去除速率分別為(0.05±0.05) mg·(L·h)-1和(0.05±0.04) mg·(L·h)-1, 而且從圖 3(d)可以看出, 周期內(nèi)pH值逐漸減小, 這可能是由于在強(qiáng)堿條件下, 反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化反應(yīng)減弱, 而NH4+更傾向于FA的動態(tài)平衡, 使FA的濃度升高, 影響反應(yīng)器內(nèi)脫氮過程中pH逐漸增加的正常規(guī)律.另外, 于德爽等研究發(fā)現(xiàn), 在pH沖擊條件下, 脫氮過程中NRR與pH變化量(ΔpH)和流量(Q)的乘積存在較好的線性關(guān)系, 而在本研究的實驗結(jié)果中三者也存在較好的線性關(guān)系, 為y=0.301x-0.638, 如圖 4所示.為了描述反應(yīng)器最佳脫氮效能時的脫氮特性, 當(dāng)pH為8時, 可能是由于在弱堿性條件下, 反應(yīng)器內(nèi)一部分NH4+利用OH-使FA濃度進(jìn)一步增加, 導(dǎo)致ΔpH較小, 因此選取pH為7~7.5脫氮過程的NRR與ΔpH, 由此看出, 為了使反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行, 應(yīng)合理控制出水pH在最適范圍內(nèi).

圖 3 pH沖擊條件下反應(yīng)器周期內(nèi)脫氮指標(biāo)的變化

圖 4 NRR與ΔpH·Q的線性關(guān)系

　　Puyol等的研究表明, 在弱堿條件下, 抑制厭氧氨氧化過程的主要因素是pH值的變化, 并不是FA的濃度.有報道稱, 在厭氧氨氧化體與核糖細(xì)胞質(zhì)中存在參于合成細(xì)胞ATP的質(zhì)子.在反應(yīng)器中, pH為6.5或者pH為9時都可能會影響質(zhì)子的轉(zhuǎn)化以及海洋厭氧氨氧化菌的新陳代謝過程.另外, 長期處于強(qiáng)酸或強(qiáng)堿的環(huán)境下也可能破壞聯(lián)氨水解酶、NO2-還原酶等其他參與反應(yīng)的酶變性, 甚至失活. NH4+-N和NO2--N是通過載體蛋白進(jìn)入到細(xì)胞質(zhì)中, 當(dāng)反應(yīng)器處于酸性或者堿性的條件下時, 由于載體蛋白的作用被抑制使NH4+-N和NO2--N進(jìn)入細(xì)胞質(zhì)的過程受到影響, 而FA和FNA進(jìn)入細(xì)胞質(zhì)內(nèi)改變了細(xì)胞環(huán)境內(nèi)的pH值.當(dāng)pH在8.5時, NO2--N的積累也不利于反應(yīng)器的長期運(yùn)行.李亞峰等的研究表明, pH在7.5~8.5的條件下, 淡水厭氧氨氧化菌反應(yīng)器的脫氮效果最佳.本實驗與其研究結(jié)果相當(dāng), pH在7~8時能夠維持反應(yīng)器穩(wěn)定的脫氮效能, 只是pH在8.5時, 雖然NH4+-N基本可以去除, 但是NO2--N出現(xiàn)不完全去除的現(xiàn)象, 這可以把其看成是反應(yīng)器開始出現(xiàn)不穩(wěn)定的臨界pH值, 因此在對海洋厭氧氨氧化反應(yīng)器的運(yùn)行條件進(jìn)行優(yōu)化時, 可以將進(jìn)水pH控制在7~8, 以免對海洋厭氧氨氧化菌造成一定的抑制作用, 不利于反應(yīng)器的穩(wěn)定性運(yùn)行, 同時FA和FNA的濃度分別低于5.34 mg·L-1和0.078 mg·L-1.

　　2.3 pH沖擊條件下海洋厭氧氨氧化反應(yīng)器脫氮的動力學(xué)特性

　　本實驗采用Andrew模型和Ratkowsky模型分析pH沖擊條件下, 海洋厭氧氨氧化反應(yīng)器處理含海水污水的脫氮動力學(xué)特性, 如圖 5所示. 圖 5(a)利用Andrew模型描述H+濃度對NRR的影響, 為了表示得更方便, 圖 5(b)利用Ratkowsky模型來描述pH與NRR之間的關(guān)系, 這兩個模型都具有較高的相關(guān)系數(shù)R2, 分別為0.906和0.901.由圖 5(b)可知, 反應(yīng)器下限和上限的pH值分別為5.80和9.83, 即pH小于5.80和大于9.83時反應(yīng)器內(nèi)的海洋厭氧氨氧化菌均會失去活性.同時, 利用Andrew模型擬合得到的參數(shù)NRRmax為0.452 kg·(m3·d)-1, 如圖 5(a)所示, 這與實驗結(jié)果得到的NRRmax為0.348相比存在較小的誤差.根據(jù)Andrew模型所得到NRR的預(yù)測公式與實際測量的值相比, 在pH沖擊條件下其相對誤差分別為(0.123±0.035)、(0.260±0.017)、(0.317±0.037)、(0.366±0.067)、(0.305±0.014) 和(0.159±0.014) kg·(m3·d)-1, 由于Andrew模型得到的參數(shù)并不具有實際意義, 因此在本研究中進(jìn)行了適當(dāng)?shù)男薷? 將原來的H+濃度替換成FA濃度(SFA), 以此來分析FA濃度與NRR之間的關(guān)系.即：

圖 5 Andrew模型和Ratkowsky模型的擬合曲線

　　式中, kS、kI分別表示半飽和常數(shù)和抑制常數(shù).

　　修改后, Andrew模型能夠很好地擬合FA對海洋厭氧氨氧化反應(yīng)器脫氮效能的影響過程, 如圖 5(c)所示, 得到的參數(shù)NRRmax為0.507以及半飽和常數(shù)kS為0.575, 這與實驗結(jié)果所得到的1/2 NRRmax所對應(yīng)的FA濃度0.562相差較小, 并且通過實驗結(jié)果得到的NRRmax與擬合得到的參數(shù)NRRmax相比, 海洋厭氧氨氧化反應(yīng)器的脫氮效能可能仍具有一定的提升空間, 同時得到抑制常數(shù)kI為18.004, 而實驗中當(dāng)FA濃度為15.108 mg·L-1時出現(xiàn)NO2--N不能夠完全去除的現(xiàn)象, 說明FA在此濃度下對海洋厭氧氨氧化反應(yīng)器開始產(chǎn)生一定的影響, 這與實驗結(jié)果也比較相符, 由此可以看出, 利用Andrew模型以FA濃度替換比較適合擬合海洋厭氧氨氧化反應(yīng)器的脫氮效能, 得到的參數(shù)也更具有實際意義.因此, 適當(dāng)調(diào)整Andrew模型, 用其擬合海洋厭氧氨氧化反應(yīng)器的脫氮特性, 得到的公式及參數(shù)能夠很好地表示FA與NRR之間的關(guān)系.具體參見污水寶商城資料或http://www.dongaorq.cn更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　3 結(jié)論

　　(1) 當(dāng)pH為6.5時, NRR的平均值僅為0.10 kg·(m3·d)-1, 較高的FNA的濃度是影響海洋厭氧氨氧化脫氮能力的主要原因; 當(dāng)pH在7~8時, 海洋厭氧氨氧化反應(yīng)器的脫氮效能最佳, NRR穩(wěn)定在0.32 kg·(m3·d)-1左右; 當(dāng)pH為8.5時, 由于pH的直接影響, 導(dǎo)致NO2--N不能夠完全去除, 此條件下不利于反應(yīng)器的穩(wěn)定運(yùn)行; 當(dāng)pH繼續(xù)提高至9時, 較高的FA濃度和pH的雙重抑制作用是影響海洋厭氧氨氧化菌脫氮能力的主要原因, 并且海洋厭氧氨氧化的耐堿性強(qiáng)于耐酸性.

　　(2) 周期內(nèi)NRR與ΔpH和Q的乘積存在良好的線性關(guān)系, y=0.301x-0.638, 應(yīng)合理控制出水pH的最適范圍, 同時反應(yīng)器應(yīng)控制在7~8之間, 且FA和FNA的濃度分別低于5.34 mg·L-1和0.078 mg·L-1.

　　(3) 利用Andrew模型和Ratkowsky模型擬合海洋厭氧氨氧化反應(yīng)器的脫氮過程, 推薦使用Andrew模型將本身的H+濃度替換成FA濃度再進(jìn)行擬合, 得到能夠表征NRR與FA濃度之間關(guān)系的預(yù)測公式, 同時得到的參數(shù)值更具有實際意義.