【格林大讲堂】

       污水处理厂广泛采用生物脱氮技术，因为硝化细菌对许多环境因素比较敏感(如pH、 温度、 溶解氧浓度等)，所以脱氮过程中的硝化作用被认为是整个脱氮过程的限速步骤. 硝化过程中氨氧化细菌(ammonia-oxidizing bacteria，AOB)将氨氮(NH4+-N) 转化为亚硝酸盐氮(NO2--N)，然后亚硝酸盐氧化细菌(nitrite-oxidizing bacteria，NOB)将亚硝酸盐氮(NO2--N)转化为硝酸盐氮(NO3--N). 污水中的氨氮以游离氨(NH3)和铵根离子(NH4+)的形式存在，游离氨(free ammonia，FA)是AOB菌群生长所需要的初始基质，但是过高的FA会对其产生毒害作用，影响AOB和NOB菌群的生长.

       目前已有的研究主要集中在FA浓度对硝化性能和活性的短期抑制影响方面，或是以亚硝酸盐积累为目的短程硝化作用影响的研究，例如孙洪伟等充分利用较高FA对NOB的抑制，通过优化DO、 ORP、 pH等参数，准确实现短程硝化. 但对生物系统反复受到高浓度氨氮废水的急性冲击负荷(以下称“冲击负荷”)，以及完整的生物硝化反应的抑制与活性恢复机制的研究还不够. 在连续运行模式下，不同FA浓度对硝化作用冲击的浓度特点、 抑制程度、 持续时间、 微生物菌群变化等相关信息还缺乏报道.

       武汉格林环保有完善的服务体系和配套的专业环境工程团队，秉着崇高的环保责任和义务长期维护提供免费的污水处理解决方案，是湖北省工业废水运营管理行业中的品牌。18年来公司设计并施工了上百个交钥匙式的污水处理工程。

       研究了高浓度FA对絮状污泥和好氧颗粒污泥的抑制影响，发现氨氧化菌均匀分布的絮状污泥容易受到FA抑制. Chen等在富集高效硝化菌的过程中发现当FA浓度增加到10~20 mg·L-1(混合反应器)，FA对反应器的脱氮性能造成明显的抑制.在SBR反应器中研究FA对硝化菌的影响时，指出随FA浓度提高，AOB活性逐渐增大而NOB活性先增大后被抑制. 彭赵旭等研究了在活性污泥系统中(序批式活性污泥反应器，SBR)，当进水NH4+-N为65 mg·L-1时[混合液悬浮固体浓度(mixed liquid suspended solids，MLSS)为2 200~2 400 mg·L-1]，反应器硝化效果明显变差，NH4+-N冲击负荷对硝化作用造成短期抑制.

       AOB、 NOB及异养菌的活性分别用氨氧化比耗氧速率(氨氧化SOUR)、 亚硝酸盐氮氧化比耗氧速率(硝化SOUR)和碳氧化比耗氧速率(碳氧化SOUR)来表征. 通过添加不同浓度的抑制选择剂[氯酸钠(NaClO3)和丙烯基硫脲(ATU)]，可以测出氨氧化、 亚硝酸盐氮氧化和碳氧化比耗氧速率.

       驯化阶段进水NH4+-N浓度范围为49.5~55.1 mg·L-1，出水NH4+-N均低于0.2 mg·L-1，NH4+-N去除率可达99.7% 以上，说明反应器中硝化细菌活性很高. 进水COD为250 mg·L-1左右，驯化期间出水COD可降至20 mg·L-1以下，COD去除率在91.6% 以上. 出水pH稳定在7.2~7.5的范围内.显示一个曝气周期中氮的形态转化，从中可知，在曝气的前4 h，NH4+-N浓度逐渐降低到0.01 mg·L-1，同时出水NO3--N浓度逐渐增加，最后稳定在32.3 mg·L-1左右，氨氮最大比降解速率为1.38 mg·(g·h)-1. NO2--N从曝气开始浓度逐渐增加，在1 h左右达到最大值16.0 mg·L-1，随后逐渐降低，曝气4 h后NO2--N低于检出限. 通过氮平衡的计算，88.6%的NH4+-N转化成了NO3--N，其它部分的NH4+-N可能是通过细菌的合成代谢被转化为有机氮.

       出水NO2--N的浓度也随着FA的增加逐渐增大. FA浓度低于6.6 mg·L-1时，系统中NO2--N浓度较低，最高浓度为1.2 mg·L-1; 当FA增加至11.8 mg·L-1时，系统中NO2--N发生明显积累，出水NO2--N浓度达到38.4 mg·L-1，说明NOB菌群受到FA的严重抑制，NO2--N积累量增加了96.5%，与Chen等在活性污泥反应器(CSTR)的试验得到的FA在11.3 mg·L-1时，NO2--N积累量增加了93.8% 相近. 试验出水NO3--N的浓度以及硝酸盐氮最大比生成速率呈现先升高后降低的变化趋势，与NH4+-N去除量的变化趋势相一致，且硝酸盐氮最大比生成速率的最大值出现在FA浓度为10.5 mg·L-1时，为4.26 mg·(g·h)-1. 当FA为11.8 mg·L-1时，硝酸盐氮最大比生成速率降至1.73 mg·(g·h)-1，NO3--N生成量的降低反映了FA对NOB菌群的抑制作用.发现在FA逐渐升高到10 mg·L-1时氨氮比降解速率逐渐增至最大，大于10 mg·L-1时氨氮比降解速率开始降低; FA为5 mg·L-1 时亚硝酸氧化作用的速率达到最大，随后降低，该研究的峰值与本文的研究结论相似.

       在冲击负荷试验中，SBR反应器的进水NH4+-N浓度逐渐升高，每一个冲击负荷运行一个周期，然后进水NH4+-N立刻恢复到50 mg·L-1进行自然恢复过程. 当NH4+-N冲击负荷为150 mg·L-1(FA=4.5 mg·L-1)时，在第一个周期运行结束时，出水NH4+-N浓度为26.6 mg·L-1，说明在这个NH4+-N浓度下系统内的AOB菌群已经不能对进水的NH4+-N进行全部去除，经过2个恢复周期，出水NH4+-N才降至0.2 mg·L-1以下水平. 随着NH4+-N浓度的增加，短时出水NH4+-N浓度也逐渐增加，且出水NH4+-N恢复至0.2 mg·L-1以下所需的周期逐渐增加，当 NH4+-N冲击负荷为2 000 mg·L-1(FA=3.6 mg·L-1)时，需要12个周期才能完全恢复. 可见进水氨氮浓度越大，其短时去除率越低，出水NH4+-N降至0.2 mg·L-1以下的恢复时间越长. 虽然恢复时间增加了，但是FA 对AOB和NOB的抑制作用在试验浓度下是可恢复的，且硝化菌的活性并不能被完全抑制. 张亮等指出FA对硝化菌的抑制都是可逆的，硝化菌受FA抑制解除后，可逐渐恢复正常活性，且硝化菌对游离氨的抑制存在适应性，长期高游离氨环境下的硝化菌活性也可能逐渐恢复. 相比于重金属类污染物(反应器相同)对活性污泥系统的毒性抑制作用，FA冲击负荷对活性污泥的恢复速度相对较快.

       显示了FA冲击周期内曝气阶段的亚硝化SOUR(表征AOB菌群的活性)、 硝化SOUR(表征NOB菌群的活性)和碳氧化SOUR(表征异养菌的活性). 随着进水FA浓度从3.6 mg·L-1增加到8.1 mg·L-1，亚硝化SOUR呈现增加的趋势. FA浓度为8.1 mg·L-1时，亚硝化SOUR达到最大，即0.20 mg·(g·min)-1(以O2/MLSS计，下同)，之后随着FA浓度的继续升高(大于8.1 mg·L-1)，亚硝化SOUR急剧下降至0.06 mg·(g·min)-1，FA对亚硝化SOUR的抑制率为70%. 此抑制结果与前述最大比降解速率的峰值结果一致.

       试验表明FA冲击负荷在小于8.1 mg·L-1的范围内时，增加FA负荷能够促进硝化活性，而当FA冲击负荷大于8.1 mg·L-1时，会对硝化作用造成抑制. AOB和NOB菌群活性的增强，体现在菌群数量增加和比耗氧速率SOUR增加; AOB和NOB菌群活性减弱，体现在菌群数量减少和比耗氧速率SOUR降低.

       FA的冲击负荷不改变AOB和NOB菌群的菌群比例，AOB和NOB菌群的丰度在进水FA浓度为3.6~8.1 mg·L-1时都略微升高，当FA浓度大于8.1 mg·L-1时都会受到抑制，菌群丰度明显降低.

        FA对硝化作用的抑制体现在对AOB和NOB菌群的丰度和活性(SOUR)的共同抑制，且菌群丰度和活性受抑制的变化趋势基本一致; 氨氮去除率的变化与菌群的活性变化情况并不一致，当基质远远过量时，活性的提高仍然不能避免基质去除率的降低.

       FA冲击负荷对硝化作用的抑制作用是可恢复的，硝化菌活性恢复时间随着FA浓度的升高而延长. 较低浓度时(FA=3.6 mg·L-1)，2个周期即可恢复，较高浓度时(FA=11.8 mg·L-1)，则需要12个周期才能恢复.

       硝化SOUR的变化趋势与亚硝化SOUR的变化趋势相同，当FA浓度为6.6 mg·L-1时，硝化SOUR达到最大值0.40 mg·(g·min)-1(以O2/MLSS计，下同)，随后硝化SOUR急剧降低至0.10 mg·(g·min)-1，FA对硝化SOUR的抑制率达到75%. 亚硝化SOUR比硝化SOUR达到峰值时的FA浓度高，说明AOB比NOB菌群抗FA抑制的能力更强. 此外，FA对异养菌的SOUR基本没有太明显的影响，表明FA冲击负荷对异养菌的活性没有明显的抑制作用.