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, 海洋環境中的厭氧氨氧化菌備受矚目.它們的發現對研究海洋生態學和海洋氮元素生物地球化學循環有著重要的意義.國內外研究者陸續在海洋沉積物中發現厭氧氨氧化反應, 并在自然界的氮循環發揮著重要的作用.此外, 較高的鹽度對常規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揮.海洋厭氧氨氧化菌來自于海洋環境中, 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用前景.

　　然而, 制約海洋厭氧氨氧化菌穩定運行的因素有很多, 有機物、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定運行的狀態下, pH可以高達8.5~9.3或者9.3~9.5, 甚至在pH為6.5時也可以保持穩定.然而Fux等的研究結果認為, 利用流化床反應器, 當pH為9.3時, 厭氧氨氧化菌的活性被完全抑制.這些研究結果的不同都與反應器內污泥結構、微生物種群、進水特點以及實驗的運行條件有關.一直以來, FA和FNA被認為是引起抑制作用的主要因素, 然而近幾年來有報道稱, 當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, 動力學模型作為調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器的動力學模型更是鮮有報道, 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.

　　1 材料與方法1.1 實驗裝置

　　本研究采用ASBR反應器(如圖 1), 其有效容積為7 L, 系有機玻璃制成.反應器內的溫度通過溫控箱控制在25℃, 整個反應器用錫紙包裹, 防止光對海洋厭氧氨氧化菌活性的影響.反應區內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, 反應器內污泥主要以紅色顆粒為主.實驗采用人工配制的模擬廢水, 經高純氮氣吹脫15 min, 消除溶解氧的影響, 再從反應器下部進水口通過流動泵進水.運行一個周期包括進水4 min, 反應6 h, 靜置25 min, 出水4 min.

圖 1 海洋厭氧氨氧化反應器

　　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, 進水NH4+-N和NO2--N的濃度設定為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.總氮容積負荷(NLR)根據進水氨氮濃度與HRT關系得到, 氨氮去除負荷(NRR)根據進、出水氨氮濃度與HRT關系得到, 氨氮去除率(NRE)根據進、出水氨氮濃度的關系得到, 游離氨(FA)根據文獻, 即pH值與進出水氨氮濃度的關系得到.即：

　　式中, cinf為進水氨氮濃度(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為總亞硝態氮(NO2--N+HNO2--N).

　　實驗過程中各階段安排如表 1所示.

　　表 1 反應器ASBR的運行策略

　　　　1.4 動力學模型

　　有研究者利用Andrew模型模擬H+對H2產生速率的影響, 另外也可以模擬H+對基質降解速率、產氫細菌的生長以及生成一些可溶性代謝產物的影響.而為了使數據更直觀, 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的關系.

　　Andrew模型：

　　Ratkowsky模型：

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

　　2 結果與討論2.1 pH沖擊對海洋厭氧氨氧化脫氮效能的影響

　　實驗結果如圖 2所示.由圖 2(a)可以看出, 反應器在pH為7~8.5的范圍內, 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pH值為6.5時, 進水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環境下, FNA的濃度較高引起的.當pH低于7.1時, FNA在厭氧氨氧化反應器內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, 進水pH值提高到8時, 出水NH4+-N和NO2--N的濃度出現輕微變化, 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, 反應器仍然具有較高的脫氮能力, 且pH在7~8范圍內反應器脫氮過程最為穩定. 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, 反應器內厭氧氨氧化反應為主導反應.這些偏差可能是由于反應器內的污泥結構、微生物種群和實驗運行條件的不同導致.

圖 2 pH沖擊條件下反應器內脫氮指標的變化

　　當反應器進入P5階段時, 進水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的出水濃度進一步增加, 出現了積累的現象, 這可能是由于在弱堿性條件下, 厭氧氨氧化反應過程中NO2--N在還原酶的作用下需要消耗H+, 反應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]的研究結果也出現類似情況, 其結果顯示當FA濃度在13 mg·L-1左右便開始出現NO2--N不能夠完全去除的現象.隨著pH進一步提高為9時, 進水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, 此時反應器開始惡化.由此可知, 海洋厭氧氨氧化菌的耐堿性強于耐酸性. pH在8~8.5范圍內, 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對反應器內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, 為了使反應器穩定運行, pH值應該控制在7~8之間.這與楊洋等的研究結果略有不同, 其認為反應器最適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的濃度達到0.208 mg·L-1, 反應器的脫氮效能較差, 較高的FNA濃度是抑制反應器脫氮效能的主要原因.在反應器能夠承受FA濃度的范圍內, 隨著FA濃度的增加, 反應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, 反應器的脫氮效能也隨之增加, 當FA濃度進一步提高, 反應器的脫氮效能出現微小的降低, pH為8.5時, NO2--N出現的不完全去除現象可能是FA產生了一部分的影響, 但此時NRR仍然較高, pH仍然是主要的影響因素, 當pH為9時, 反應器惡化的直接原因可能是pH和FA的雙重抑制作用導致.

　　2.2 pH沖擊條件下周期內海洋厭氧氨氧化反應器的脫氮過程

　　在pH沖擊條件下分析反應器內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于耐酸性.當pH在8.5時, 反應器內NO2--N出現剩余, NO2--N的積累現象也不利于反應器的穩定運行, 而pH在7~8的范圍內時, 反應器可以較為穩定地運行, 并具有較好的脫氮能力.如圖 3所示, 反應器在單個周期內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內完全去除, 而NO2--N的剩余作為抑制劑并不利于反應器的脫氮過程, 因此, 長期處于此條件下, NO2--N積累所產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pH值逐漸減小, 這可能是由于在強堿條件下, 反應器內厭氧氨氧化反應減弱, 而NH4+更傾向于FA的動態平衡, 使FA的濃度升高, 影響反應器內脫氮過程中pH逐漸增加的正常規律.另外, 于德爽等研究發現, 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系, 而在本研究的實驗結果中三者也存在較好的線性關系, 為y=0.301x-0.638, 如圖 4所示.為了描述反應器最佳脫氮效能時的脫氮特性, 當pH為8時, 可能是由于在弱堿性條件下, 反應器內一部分NH4+利用OH-使FA濃度進一步增加, 導致ΔpH較小, 因此選取pH為7~7.5脫氮過程的NRR與ΔpH, 由此看出, 為了使反應器穩定運行, 應合理控制出水pH在最適范圍內.

圖 3 pH沖擊條件下反應器周期內脫氮指標的變化

圖 4 NRR與ΔpH·Q的線性關系

　　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胞質中存在參于合成細胞ATP的質子.在反應器中, pH為6.5或者pH為9時都可能會影響質子的轉化以及海洋厭氧氨氧化菌的新陳代謝過程.另外, 長期處于強酸或強堿的環境下也可能破壞聯氨水解酶、NO2-還原酶等其他參與反應的酶變性, 甚至失活. NH4+-N和NO2--N是通過載體蛋白進入到細胞質中, 當反應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進入細胞質的過程受到影響, 而FA和FNA進入細胞質內改變了細胞環境內的pH值.當pH在8.5時, NO2--N的積累也不利于反應器的長期運行.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器的脫氮效果最佳.本實驗與其研究結果相當, pH在7~8時能夠維持反應器穩定的脫氮效能, 只是pH在8.5時, 雖然NH4+-N基本可以去除, 但是NO2--N出現不完全去除的現象, 這可以把其看成是反應器開始出現不穩定的臨界pH值, 因此在對海洋厭氧氨氧化反應器的運行條件進行優化時, 可以將進水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, 不利于反應器的穩定性運行, 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器脫氮的動力學特性

　　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器處理含海水污水的脫氮動力學特性, 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之間的關系, 這兩個模型都具有較高的相關系數R2, 分別為0.906和0.901.由圖 5(b)可知, 反應器下限和上限的pH值分別為5.80和9.83, 即pH小于5.80和大于9.83時反應器內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NRRmax為0.452 kg·(m3·d)-1, 如圖 5(a)所示, 這與實驗結果得到的NRRmax為0.348相比存在較小的誤差.根據Andrew模型所得到NRR的預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模型得到的參數并不具有實際意義, 因此在本研究中進行了適當的修改, 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和抑制常數.

　　修改后, Andrew模型能夠很好地擬合FA對海洋厭氧氨氧化反應器脫氮效能的影響過程, 如圖 5(c)所示, 得到的參數NRRmax為0.507以及半飽和常數kS為0.575, 這與實驗結果所得到的1/2 NRRmax所對應的FA濃度0.562相差較小, 并且通過實驗結果得到的NRRmax與擬合得到的參數NRRmax相比, 海洋厭氧氨氧化反應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kI為18.004, 而實驗中當FA濃度為15.108 mg·L-1時出現NO2--N不能夠完全去除的現象, 說明FA在此濃度下對海洋厭氧氨氧化反應器開始產生一定的影響, 這與實驗結果也比較相符, 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器的脫氮效能, 得到的參數也更具有實際意義.因此, 適當調整Andrew模型, 用其擬合海洋厭氧氨氧化反應器的脫氮特性, 得到的公式及參數能夠很好地表示FA與NRR之間的關系.具體參見污水寶商城資料或http://m.bnynw.com更多相關技術文檔。

　　3 結論

　　(1) 當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pH在7~8時, 海洋厭氧氨氧化反應器的脫氮效能最佳, NRR穩定在0.32 kg·(m3·d)-1左右; 當pH為8.5時, 由于pH的直接影響, 導致NO2--N不能夠完全去除, 此條件下不利于反應器的穩定運行; 當pH繼續提高至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于耐酸性.

　　(2) 周期內NRR與ΔpH和Q的乘積存在良好的線性關系, y=0.301x-0.638, 應合理控制出水pH的最適范圍, 同時反應器應控制在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濃度再進行擬合, 得到能夠表征NRR與FA濃度之間關系的預測公式, 同時得到的參數值更具有實際意義.