溶解氧對(duì)Anammox濾池內(nèi)功能菌群及活性的影響

武文君,劉秀紅,崔 斌,劉潤(rùn)雨,楊 慶（北京工業(yè)大學(xué),北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100124）

厭氧氨氧化工藝是一種節(jié)省運(yùn)行成本的高效可持續(xù)污水處理工藝,與傳統(tǒng)反硝化技術(shù)相比,既可節(jié)省碳源[1]又可節(jié)省曝氣量[2].厭氧氨氧化工藝已經(jīng)被廣泛應(yīng)用于高氨氮污水處理,城市污水厭氧氨氧化工藝在部分水溫較高地區(qū)已實(shí)現(xiàn)工程應(yīng)用,但進(jìn)一步推廣應(yīng)用仍存在諸多困難.

目前有關(guān)城市污水厭氧氨氧化技術(shù)的研究主要集于工藝運(yùn)行與條件優(yōu)化[3]以及系統(tǒng)中脫氮功能菌的微生物學(xué)和分子生物學(xué)相關(guān)機(jī)理[4].溶解氧是常溫低基質(zhì)厭氧氨氧化工藝非常重要的抑制性因素[5-6],低 DO（2%空氣飽和度）條件下,DO 對(duì)厭氧氨氧化過程的抑制作用是可逆的;但當(dāng)空氣飽和度大于 18%時(shí),會(huì)發(fā)生不可逆抑制作用[7].因此在僅具有厭氧氨氧化功能的系統(tǒng)中需嚴(yán)格控制溶解氧.雖然很多研究[7]發(fā)現(xiàn)厭氧氨氧化反應(yīng)器是一個(gè)混合微生物系統(tǒng),優(yōu)勢(shì)菌為浮霉菌門（Planctomycetes）,亞優(yōu)勢(shì)菌有變形菌門（Proteobacteria）,綠彎菌門（Chloroflexi）和綠菌門（Chlorobi）,但研究中更為關(guān)注系統(tǒng)中的厭氧氨氧化種屬和數(shù)量變化,對(duì)其他脫氮功能菌群及其活性的研究較少.

單級(jí)自養(yǎng)脫氮系統(tǒng)是厭氧氨氧化工藝應(yīng)用于城市污水處理的重要工藝形式之一,長(zhǎng)期以來廣大學(xué)者更加關(guān)注系統(tǒng)中多種脫氮功能菌群的相互作用關(guān)系[8],以及溶解氧對(duì)該工藝中功能菌數(shù)量[9]的影響.DO為2mg/L時(shí),系統(tǒng)運(yùn)行效能最佳,Anammox數(shù)量最多,AOB、NOB及 Anammox構(gòu)成了協(xié)同代謝的穩(wěn)態(tài)系統(tǒng).但當(dāng) DO濃度從 1.7mg/L降低到1.0mg/L,AOB豐度下降了30倍,NOB豐度明顯增加,且AOB與NOB活性之比從12.8降到1.6.

在僅具有厭氧氨氧化功能的體系中,Anammox與其他脫氮微生物共存,只是人們?cè)谘芯康倪^程中,由于更關(guān)注厭氧氨氧化作用,而忽略了其它功能菌.同時(shí),嚴(yán)格控制無氧環(huán)境在實(shí)際應(yīng)用中難以實(shí)現(xiàn),這將限制工藝的應(yīng)用與發(fā)展.因此,在僅具有厭氧氨氧化功能的體系中,更應(yīng)研究菌群結(jié)構(gòu)與關(guān)鍵功能菌群數(shù)量的變化等問題;同時(shí)應(yīng)模擬實(shí)際水質(zhì)環(huán)境,研究厭氧氨氧化關(guān)鍵抑制因素,如 DO[5],有機(jī)物[10]和重金屬[11]等,對(duì)系統(tǒng)脫氮微生物菌群、活性和動(dòng)力學(xué)參數(shù)變化等的影響.但目前沒有針對(duì)僅具有厭氧氨氧化功能的系統(tǒng)內(nèi),關(guān)鍵氮素轉(zhuǎn)化功能微生物的動(dòng)力學(xué)常數(shù)以及DO對(duì)其活性影響等方面的研究.

本文以穩(wěn)定運(yùn)行長(zhǎng)達(dá)4a的Anammox濾池為研究對(duì)象,在分析測(cè)試菌群結(jié)構(gòu)的基礎(chǔ)上,測(cè)定與分析關(guān)鍵脫氮功能菌AnAOB、DNB、AOB、NOB的動(dòng)力學(xué)常數(shù),探究DO對(duì)AnAOB、AOB和NOB活性的影響,以期為主流厭氧氨氧化工藝中菌群調(diào)控與工藝優(yōu)化提供依據(jù).

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

1.1.1 試驗(yàn)裝置 主反應(yīng)器為上流式生物濾池,濾料為火山巖,濾池自下而上分別為 20cm 承托層,60cm濾料層和20cm清水區(qū),有效容積為9.3L.濾柱每隔20cm設(shè)一個(gè)取樣口和一個(gè)濾料口.濾池運(yùn)行參數(shù):水力停留時(shí)間（HRT）為2h,進(jìn)水流量為77.93mL/min.

小試反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成,反應(yīng)器核心部分為圓柱形裝置,中部安裝有網(wǎng)狀濾斗,用于裝濾料,圓柱形反應(yīng)器裝有試驗(yàn)所需的模擬廢水,頂部用橡膠塞密封,并開有3個(gè)直徑不同的小孔,分別為 DO和pH值探頭孔以及曝氣孔,圓柱形側(cè)部開有2個(gè)小孔,分別為取樣和曝氣孔.

1.1.2 試驗(yàn)用水 主反應(yīng)器進(jìn)水為合成廢水,進(jìn)水NH4+-N和NO2--N濃度分別為40和52mg/L.4組間歇試驗(yàn)分別測(cè)定厭氧氨氧化活性、反硝化活性及不同 DO 濃度下,氨氮降解速率和亞硝化降解速率.除反硝化活性試驗(yàn)的基質(zhì)是厭氧濾池出水,其余 3組試驗(yàn)均采用合成廢水.氮源濃度分別為,試驗(yàn)（1）NH4+-N:20mg/L,NO2--N:25mg/L; 試驗(yàn)（2）NO3--N:10mg/L,COD:（100±6）mg/L;試驗(yàn)（3）NH4+-N:20mg/L;試驗(yàn)（4）NO2--N:35mg/L.間歇試驗(yàn)調(diào)節(jié)pH值均為7.5～7.8,溫度為 25℃.微量元素Ⅰ:EDTA 5000mg/L,FeSO45000mg/L;微量元素Ⅱ:EDTA 15000mg/L,ZnSO4·7H2O 430mg/L,CoCl2·6H2O 240mg/L,MnCl2·4H2O 990mg/L,CuSO4·5H2O 50mg/L,NiCl2·6H2O 190mg/L,H3BO414mg/L.

1.1.3 污泥來源 由于濾池采用上流式運(yùn)行方式,下部生物量相對(duì)豐富,在厭氧氨氧化濾池穩(wěn)定運(yùn)行的第255d取濾池下部40cm處的濾料,濾料上附著生物膜,測(cè)得該位置水質(zhì)條件為 NH4+-N:（30±2）mg/L;NO2--N:（37±2）mg/L;DO 濃度:0.4～0.6mg/L.

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 水質(zhì)分析方法 COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N和MLVSS按照標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定[12].DO和pH值采用在線檢測(cè)儀測(cè)定（德國,WTW 3630）.

1.2.2 微生物群落結(jié)構(gòu)分析方法 采用DNA提取與實(shí)時(shí)熒光定量PCR分析方法分析功能菌群結(jié)構(gòu).濾料上的生物膜通過振蕩與濾料剝離,污泥或剝落的生物膜采用 DNA快速提取試劑盒（MP Biomedicals,Solon,OH,USA）進(jìn)行DNA提取.實(shí)時(shí)熒光定量PCR反應(yīng)擴(kuò)增引物及條件詳見文獻(xiàn)[13].

1.2.3 間歇試驗(yàn)測(cè)定功能菌活性 每組試驗(yàn)反應(yīng)溶液體積為 500mL,濾料體積為 50mL.試驗(yàn)（1）和（2）設(shè)置DO濃度＜0.1mg/L,試驗(yàn)（3）和（4）DO濃度設(shè)置5個(gè)梯度,分別為 0.2,0.4,0.6,0.8,1.5mg/L.以厭氧氨氧化活性試驗(yàn)為例,批次試驗(yàn)在體積為1L的圓柱形裝置中進(jìn)行,使用磁力攪拌器攪拌,流量計(jì)控制流量,用氮?dú)馄恐械臍怏w進(jìn)行曝氣,待DO濃度降至0.1mg/L以下,放入已用蒸餾水潤(rùn)洗 3次后的濾料,隨后加入反應(yīng)基質(zhì),反應(yīng)過程保持厭氧狀態(tài).其余 3組試驗(yàn)根據(jù)氮源和 DO 條件作出相應(yīng)改變,其它步驟同上.以上 4組試驗(yàn)每隔一定時(shí)間取水樣,分別測(cè)定剩余NH4+-N、NO2--N、NO3--N、sCOD濃度,根據(jù)基質(zhì)降解曲線計(jì)算活性大小.以上每組測(cè)試設(shè)置 3個(gè)平行試驗(yàn).

1.3 計(jì)算方法

AnAOB、AOB分別降解的NH4+-N濃度的計(jì)算如公式（1）～（3）所示.

式中:ΔTIN為去除總無機(jī)氮的濃度; NH4+-Nt0,NO2--Nt0和 NO3--Nt0分別為反應(yīng)初始時(shí) NH4+-N,NO2--N和NO3--N的濃度; NH4+-Nt,NO2--Nt,NO3--Nt是反應(yīng)結(jié)束時(shí)剩余的 NH4+-N,NO2--N和NO3--N的濃度; NH4+-NAnAOB、NH4+-NAOB分別為AnAOB、AOB降解的NH4+-N濃度.

2 結(jié)果與討論

2.1 Anammox濾池脫氮功能菌

本文中,Anammox濾池已經(jīng)在常溫下運(yùn)行長(zhǎng)達(dá)4a,反應(yīng)器經(jīng)過長(zhǎng)期運(yùn)行已經(jīng)達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài).圖 1給出了濾池進(jìn)出水氮素濃度變化情況,當(dāng)反應(yīng)進(jìn)行到182d時(shí),出水NH4+-N濃度基本為零,平均TN去除率達(dá) 98%以上,ΔNO3--N/ΔNH4+-N 以及 ΔNO2--N/ΔNH4+-N 與厭氧氨氧化反應(yīng)的理論值相近,分別為0.26和1.32.

圖1 Anammox濾池長(zhǎng)期穩(wěn)定運(yùn)行情況Fig.1 Long-term stable operation performance of An-filter

取濾池下部樣品進(jìn)行氮素轉(zhuǎn)化功能菌的豐度分析.從圖2可以看出,Anammox濾池是一個(gè)多種脫氮菌群共存的體系,包括 AnAOB、AOB、AOA、NOB、DNB等.AnAOB的豐度最高為2.38×109拷貝數(shù)/mg干污泥,同時(shí) Nitrospira（亞硝酸鹽氧化細(xì)菌）和 nirK（亞硝酸鹽還原酶基因）表現(xiàn)出了較高的基因豐度,定量結(jié)果僅次于AnAOB.周薛楊[14]在EGSB反應(yīng)器中接種中試一體化顆粒污泥,成功啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器,在系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行階段,利用 qPCR 手段對(duì)以上幾種脫氮功能菌進(jìn)行定量檢測(cè),結(jié)果表明,其中豐度最高的為 AnAOB,其次為 AOB,均高于本文所得豐度值,可能是由于反應(yīng)器的種泥、厭氧氨氧化污泥形態(tài)以及運(yùn)行條件不同造成.

圖2 厭氧氨氧化濾池下部菌群豐度Fig.2 The abundance of bacteria in the bottom An-filter

2.2 Anammox濾池AnAOB、DNB和NOB活性

2.2.1 AnAOB活性 圖3給出了厭氧氨氧化活性測(cè)定過程中氮濃度、DO和pH值變化過程,生物膜系統(tǒng)表現(xiàn)出了較高的厭氧氨氧化活性.反應(yīng)共進(jìn)行了 320min,該過程中氮素底物（NH4+-N和 NO2--N）濃度逐漸降低,約下降了26mg/L;同時(shí)pH值逐漸升高.將氮素底物濃度與時(shí)間線性擬合,R2=0.975,厭氧氨氧化活性（SAA）為 5.3mgN/（gVSS·h）.

圖3 SAA測(cè)定過程中各參數(shù)變化情況Fig.3 Changes of various parameters during during the test of anammox activity

表1總結(jié)了厭氧氨氧化相關(guān)工藝中氨氧化活性（SAOA）、亞硝酸鹽氧化活性（SNOA）和 SAA.Li等[15]的研究結(jié)果顯示,在絮狀和顆粒污泥混合的系統(tǒng)中,顆粒污泥的活性大于絮狀污泥,且與本文中生物膜的活性相近.本文結(jié)果與 Cui等[16]的研究結(jié)果相比,SAA略小,可能是由于Cui的試驗(yàn)中接種了少量硝化污泥,AOB具有較高的氨氧化活性,為AnAOB提供了基質(zhì)亞硝酸鹽,在一定程度上提高了厭氧氨氧化活性.Liu等[17]利用具有功能填料的生物膜反應(yīng)器CSTR（連續(xù)攪拌反應(yīng)器）進(jìn)行活性試驗(yàn),測(cè)得生物膜中的厭氧氨氧化活性略小于本文中的值,可能與主反應(yīng)器接種的污泥類型不同有關(guān),Liu的試驗(yàn)接種的是短程硝化污泥,后通過控制低 DO實(shí)現(xiàn)短程硝化厭氧氨氧化工藝,而本試驗(yàn)直接接種的是污水處理廠反沖洗出來的成熟厭氧氨氧化生物膜,因此導(dǎo)致了二者之間的差異.本文同時(shí)發(fā)現(xiàn)雖然系統(tǒng)主要功能為厭氧氨氧化,但是仍然有一定的氨氧化和亞硝酸鹽氧化活性.

表1 不同工藝中關(guān)鍵功能菌群活性Table 1 Activities of key functional bacteria in different processes

2.2.2 DNB活性 qPCR測(cè)試發(fā)現(xiàn)Anammox濾池中存在大量DNB（圖2）.Kindaichi等[18]曾提出,在沒有外加有機(jī)碳源,進(jìn)水為合成廢水的厭氧氨氧化反應(yīng)器中經(jīng)常有DNB的存在,這些微生物可以吸收厭氧氨氧化菌細(xì)胞裂解衰敗后的微生物產(chǎn)物.本試驗(yàn)中進(jìn)水為合成廢水,無外加碳源,根據(jù)長(zhǎng)期氮素去除情況可知,厭氧氨氧化為主要污染物去除途徑,因此推測(cè) DNB可能長(zhǎng)期以微生物死亡裂解的產(chǎn)物為基質(zhì),活性可能受到抑制.圖 4給出了反硝化活性試驗(yàn)中NO2--N、NO3--N、COD及pH值、DO變化情況,以實(shí)驗(yàn)室穩(wěn)定運(yùn)行的厭氧濾池[19]出水作為反應(yīng)基質(zhì)進(jìn)行反硝化活性測(cè)定.0～15min時(shí),COD快速降解和 pH值迅速增加表明,反應(yīng)初始可利用的 COD較多,反硝化速率較快.隨著反應(yīng)時(shí)間延長(zhǎng),可利用的COD大幅降低,COD/NO3--N較低,系統(tǒng)出現(xiàn)了少量亞硝酸鹽累積.反應(yīng)進(jìn)行到 120min時(shí),COD略微增加,可能是缺氧環(huán)境下水中產(chǎn)生的溶解性微生物產(chǎn)物（SMP）導(dǎo)致的.普遍認(rèn)為[20],在微生物降解污染物的過程中會(huì)產(chǎn)生大量的SMP.Urbain等[21]認(rèn)為SMP分為兩種,分別為基質(zhì)利用相關(guān)型溶解性微生物產(chǎn)物（UAP）和微生物內(nèi)源呼吸相關(guān)型溶解性微生物產(chǎn)物（BAP）.根據(jù)陳宏宇[22]提到的 SMP形成過程,微生物首先利用原水中的基質(zhì)作為碳源和能源進(jìn)行生長(zhǎng),在此過程中會(huì)釋放少量 UAP.此外,UAP也可生物降解,當(dāng)原水中可利用碳源被完全消耗后,微生物還可利用 UAP作為碳源及能源物質(zhì)繼續(xù)維持其生長(zhǎng),在此過程中也產(chǎn)生 SMP.當(dāng)所有可利用的基質(zhì)被消耗后,微生物隨即進(jìn)入內(nèi)源呼吸期,產(chǎn)生BAP.此外,微生物在與環(huán)境相互作用過程中也會(huì)釋放SMP.

圖4 反硝化活性試驗(yàn)中各參數(shù)變化情況Fig.4 Changes of various parameters in denitrification activity test

1mg/L NO3--N還原為N2理論上需要3.71mg/L COD,反應(yīng)結(jié)束時(shí)NO3--N減少了大約3mg/L,理論上需要 COD 11.13mg/L,與實(shí)際值（約 15mg/L）接近.以NO3--N最大還原速率表示反硝化活性（SND）,SND為 0.93mgN/（gVSS·h）.上述結(jié)果表明厭氧氨氧化濾池系統(tǒng)內(nèi)不但有DNB存在,而且具有一定活性.當(dāng)進(jìn)水中存在可利用COD時(shí),即可發(fā)生反硝化作用.

2.2.3 NOB活性 圖5給出了反應(yīng)底物僅有NO2--N時(shí),隨著時(shí)間變化,不同DO濃度下NO2--N降解的情況.反應(yīng)共進(jìn)行了145min,試驗(yàn)結(jié)果表明,各DO水平下NO2--N降解的量極少,厭氧氨氧化系統(tǒng)基本檢測(cè)不到NOB的活性.Zhou等[13]對(duì)傳統(tǒng)硝化活性污泥系統(tǒng)的研究發(fā)現(xiàn),DO濃度在0.2～2.0mg/L的范圍內(nèi),DO濃度越高亞硝酸鹽氧化速率越快.二者產(chǎn)生差異的原因可能是由于反應(yīng)體系的不同,本文是在一個(gè)以厭氧氨氧化功能為主,多種脫氮功能菌共存的系統(tǒng)內(nèi)測(cè)定的,NOB活性長(zhǎng)期受到抑制,因此隨著DO濃度增加亞硝酸鹽氧化速率很低且變化不大.

圖5 NOB活性試驗(yàn)中不同DO濃度下NO2--N隨時(shí)間降解情況Fig.5 Degradation of NO2--N with time under different DO concentrations in NOB activity test

2.3 DO濃度對(duì)好氧氨氧化和厭氧氨氧化過程的影響

2.3.1 不同DO濃度下僅投加NH4+-N時(shí)氮濃度變化情況 由于原水中無可利用的 COD,試驗(yàn)過程中忽略異養(yǎng)反硝化作用.整個(gè)試驗(yàn)過程中NO2--N積累量很小,由2.2.3可知系統(tǒng)內(nèi)NOB活性極弱,因此忽略 NOB氧化的 NO2--N.NH4+-N降解的量遠(yuǎn)大于NO2--N生成的量,再根據(jù)總氮損失和 pH值變化情況分析發(fā)現(xiàn),NH4+-N主要通過兩種途徑去除,分別為AOB的好氧氨氧化作用和AnAOB的厭氧氨氧化作用.在長(zhǎng)期穩(wěn)定運(yùn)行的厭氧氨氧化系統(tǒng)內(nèi),AOB活性被抑制,但是當(dāng)供給充足的NH4+-N以及一定的溶解氧條件時(shí),AOB表現(xiàn)出活性,將NH4+-N氧化為NO2--N后,由于系統(tǒng)內(nèi)存在大量活性較高的AnAOB,AnAOB利用剩余 NH4+-N和產(chǎn)生的NO2--N進(jìn)行厭氧氨氧化反應(yīng).基于厭氧氨氧化微生物代謝[16]等式中的化學(xué)計(jì)量關(guān)系和式（1）～（3）可以分別計(jì)算出AnAOB和AOB降解的NH4+-N濃度.

圖6 不同DO濃度下僅投加NH4+-N時(shí)氮素濃度的變化Fig.6 Variation of nitrogen concentrations when substrate is ammonia under different DO concentrations

由NH4+-N降解和NO3--N生成情況可以看出,前 30min反應(yīng)速率較快.李健敏[23]在研究厭氧氨氧化濾池氮素轉(zhuǎn)化途徑時(shí)也出現(xiàn)了類似的現(xiàn)象,僅投加 NH4+-N,同時(shí)控制 DO 濃度為 2.5～3.5mg/L,結(jié)果表明前30min NH4+-N降解速率最快,30min后反應(yīng)速率變慢.整個(gè)試驗(yàn)過程中AOB具有充足的反應(yīng)條件,由此推測(cè)產(chǎn)生這種現(xiàn)象的原因與DO對(duì)AnAOB的抑制作用有關(guān).DO抑制厭氧氨氧化活性的主要原因是氧分子參與生成的某些氧化物和自由基[24]對(duì)AnAOB具有抑制作用,因此推測(cè)氧分子在參與生成這些抑制性因子與產(chǎn)生抑制作用之間具有時(shí)間差,產(chǎn)生了“滯后性抑制”的現(xiàn)象.李亞峰[20]的試驗(yàn)在Anammox-UASB反應(yīng)器中進(jìn)行,反應(yīng)器分別采用進(jìn)水脫氧和不脫氧的方式運(yùn)行,結(jié)果表明在進(jìn)水不脫氧的條件下,觀察到反應(yīng)器第 1d NH4+-N去除率高達(dá)80.27%,反應(yīng)進(jìn)行到第9d去除率下降為55.91%,可見DO對(duì)AnAOB的抑制作用根據(jù)反應(yīng)器以及運(yùn)行條件的不同,具有不同的滯后性抑制時(shí)間.此外,由NH4+-N降解情況可以看出,在 DO為 0.4mgO2/L時(shí),AOB與AnAOB的協(xié)同作用最好,NH4+-N降解速率最快,這可能與微生物長(zhǎng)期生活的有氧環(huán)境有關(guān).

2.3.2 不同DO濃度下AOB的比氨氧化速率及氧半飽和常數(shù) 濾池進(jìn)水的DO濃度為4.0～5.0mg/L,由于反應(yīng)器采用上流式運(yùn)行方式,因此濾池下部DO濃度相對(duì)較高,為AOB的生長(zhǎng)提供了良好的環(huán)境條件.間歇試驗(yàn)所用濾料長(zhǎng)期處于0.4～1.0mg/L的DO環(huán)境中.圖7給出了不同DO濃度下AOB比氨氧化速率,并用Origin軟件擬合Monod方程得出了AOB氧半飽和常數(shù) KO2,AOB.從圖中可以看出,當(dāng) DO 在0.2～1.5mg/L范圍內(nèi),DO濃度越高,比氨氧化速率越大;KO2,AOB為 0.106mgO2/L,表明在長(zhǎng)期不控制進(jìn)水溶解氧的 Anammox濾池內(nèi),AOB對(duì)氧的親和力很高.本試驗(yàn)與 Fan等[25]的研究結(jié)果相似,在低 DO（0.5mgO2/L）條件下長(zhǎng)期運(yùn)行的活性污泥系統(tǒng)中,KO2,AOB為0.14mgO2/L.Zhang等[26]利用硝化生物膜反應(yīng)器,測(cè)得不同大小絮狀污泥（70～155μm）的KO2,AOB在0.15～0.76mgO2/L范圍內(nèi),較小的絮狀污泥對(duì)氧的親和力更高,本試驗(yàn)結(jié)果與70μm絮狀污泥的KO2,AOB（0.15mgO2/L）相近.與 Reto等[27]在中試活性污泥反應(yīng)器中測(cè)得的 KO2,AOB（0.79mgO2/L）相比,本研究中AOB對(duì)氧的親和力更高,這可能是由于中試活性污泥系統(tǒng)中絮狀污泥較大,受到了傳質(zhì)阻力的影響.楊慶等[28]在研究中指出,氧半飽和常數(shù)不是一個(gè)固定不變的值,長(zhǎng)期環(huán)境的適應(yīng)會(huì)產(chǎn)生不同的氧半飽和常數(shù).Sin等[29]在研究中也曾明確提出,反應(yīng)器的類型、反應(yīng)體系以及運(yùn)行參數(shù)的不同都會(huì)導(dǎo)致氧半飽和常數(shù)有很大的差異.

圖7 AOB的Monod擬合方程Fig.7 The fitting Monod equation of AOB

2.3.3 不同 DO濃度下 AnAOB的比氨氧化速率 由式（2）可以計(jì)算出各DO濃度下AnAOB的比氨氮降解速率.當(dāng)DO為0.4mg/L時(shí),AnAOB的比氨氮降解速率最大,為 0.9mgN/（gVSS·h）;當(dāng) DO 大于0.4mg/L時(shí),反應(yīng)速率隨著DO濃度增加而略微減少;當(dāng)DO為1.5mg/L時(shí),仍能達(dá)到0.6mgN/（gVSS·h）.表明在進(jìn)水未脫氧的Anammox濾池中,AnAOB對(duì)DO的耐受力較高,這是由于生物膜系統(tǒng)內(nèi)氧的傳質(zhì)阻力高于活性污泥[30].楊玉兵等[31]對(duì) Anammox濾池的研究中也提出,長(zhǎng)期環(huán)境適應(yīng)使濾池中 DO不會(huì)對(duì)AnAOB產(chǎn)生明顯抑制作用,相反控制進(jìn)水DO濃度后,厭氧氨氧化脫氮效率短期內(nèi)有所降低.

此外,對(duì)比發(fā)現(xiàn),各DO水平下,AOB比氨氮降解速率均大于 AnAOB比氨氮降解速率.賈方旭等[32]對(duì)厭氧氨氧化菌種間關(guān)系的研究中指出,當(dāng)提供了一定的 DO條件,在 AOB和 AnAOB的競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系中,AOB會(huì)獲得更多的基質(zhì)和空間.從菌群競(jìng)爭(zhēng)角度來看,導(dǎo)致了上述結(jié)果.同時(shí),本文結(jié)果也表明,DO 濃度對(duì)于菌群之間的協(xié)同競(jìng)爭(zhēng)作用至關(guān)重要.

3 結(jié)論

3.1 長(zhǎng)期穩(wěn)定運(yùn)行的Anammox濾池是以AnAOB為主,多種脫氮功能菌共存的混合系統(tǒng),厭氧氨氧化活性較高,SAA為5.3mgN/gVSS·h;AOB和DNB也具有一定活性;而NOB基本檢測(cè)不到活性.

3.2 Anammox濾池在進(jìn)水未脫氧的條件下運(yùn)行,KO2,AOB為（0.106±0.010）mg/L,系統(tǒng)內(nèi)AOB對(duì)氧具有極高的親和力.當(dāng)反應(yīng)底物僅投加 NH4+-N時(shí),厭氧氨氧化生物膜系統(tǒng)出現(xiàn)一體化脫氮現(xiàn)象.

3.3 Anammox生物濾池中AnAOB對(duì)溶解氧的承受能力較強(qiáng).