盡管很多人都看好硫酸鹽還原厭氧氨氧化污水脫氮技術(shù)的前景，但對該反應(yīng)也一直存在不同的看法。Wang等人在膨脹顆粒污泥床（EGSB）反應(yīng)器中發(fā)現(xiàn)，隨著進(jìn)水NH4+-N濃度由166~666mg/L（N/S=0.25~0.99）增至1000~2000mg/L（N/S=1.48~2.96），硫酸鹽去除率從64%提高至71%，同時還去除了71%的NH4+-N；然而，當(dāng)提高NH4+-N濃度至3000mg/L（N/S>4.44）時，硫酸鹽去除率卻降至28%左右。楊世東等人在厭氧序批式反應(yīng)器（ASBR）中發(fā)現(xiàn)，在保持硫酸鹽為100mg/L條件下，當(dāng)N/S值從1.0增加到3.0時，氨氮的平均去除率從78.5%增加到94.4%，但繼續(xù)將N/S值提高至4.0時，氨氮的平均去除率卻降至69.2%。可見，在不同N/S值條件下，硫酸鹽還原厭氧氨氧化工藝對氨氮和硫酸鹽的去除效率是不同的。
對于承擔(dān)硫酸鹽還原厭氧氨氧化的功能菌，Liu等在厭氧氨氧化反應(yīng)器中分離出一種細(xì)菌，認(rèn)為在硫酸鹽還原厭氧氨氧化過程中Anammoxoglobussulfate細(xì)菌起著關(guān)鍵作用；Cai等人還分離出一株具有代謝氨氮和硫酸鹽功能的細(xì)菌；另外，還有研究者認(rèn)為硫酸鹽還原厭氧氨氧化過程是多種細(xì)菌的代謝耦合共同完成的。而不管是Liu或Cai等人分離出的細(xì)菌，亦或是多種細(xì)菌代謝耦合，其均認(rèn)為硫酸鹽還原厭氧氨氧化過程屬于微生物自養(yǎng)過程。對于自養(yǎng)過程而言，微生物除了攝取必需的含氮化合物和硫酸鹽外，無機(jī)碳源的攝取也是必不可少的，且無機(jī)碳源的量也必定會對該過程有較大的影響。
由于去除機(jī)理不明，硫酸鹽還原厭氧氨氧化工藝仍存在啟動難度大、無法有效維持等諸多問題，這些問題嚴(yán)重阻礙了硫酸鹽還原厭氧氨氧化工藝的推廣及應(yīng)用。故而，探明硫酸鹽還原厭氧氨氧化工藝機(jī)理是當(dāng)前的緊要問題。筆者通過改變一個成功啟動的具有同步脫除氨氮和硫酸鹽的上流式厭氧污泥床（UASB）反應(yīng)器的進(jìn)水N/S值與無機(jī)碳源濃度，分析了UASB反應(yīng)器不同高度處發(fā)生的氮循環(huán)與硫循環(huán)，旨在探明UASB反應(yīng)器中硫酸鹽還原厭氧氨氧化工藝機(jī)理。
1、材料與方法
1.1 實驗裝置
實驗裝置如圖1所示，采用有機(jī)玻璃制成的UASB反應(yīng)器，反應(yīng)器由反應(yīng)區(qū)和三相分離區(qū)組成，內(nèi)徑為100mm，反應(yīng)區(qū)高600mm，反應(yīng)器的有效容積為4.71L，反應(yīng)區(qū)外設(shè)置20mm厚的水浴保溫層，在保溫層外面包裹鋁箔紙以避免光照影響微生物活性。實驗期間，溫度控制在（34±1）℃，pH控制在7.9±0.3，水力停留時間（HRT）設(shè)為24h。反應(yīng)器各個接口處涂抹凡士林進(jìn)行密封。
1.2 接種污泥與實驗進(jìn)水
實驗用接種污泥取自西安市某啤酒廠的厭氧顆粒污泥，利用低濃度的NH4Cl與Na2SO（4NH4+-N與SO42--S分別為25、30mg/L）進(jìn)行3個月的培養(yǎng)。初始MLSS為88.25g/L，MLVSS為47.32g/L，MLVSS/MLSS=0.54。
實驗進(jìn)水采用人工模擬廢水，進(jìn)水中的NH4+與SO42-分別由NH4Cl與Na2SO4提供。配水組分如下：27mg/L的KH2PO4、500mg/L的NaHCO3、500mg/L的KHCO3、38mg/L的CaCl2、20mg/L的MgCl2·6H2O，NH4Cl與Na2SO4按需添加，具體見表1。
1.3 測定指標(biāo)及方法
1.3.1 常規(guī)指標(biāo)
常規(guī)指標(biāo)的測試方法參考《水和廢水監(jiān)測分析方法》（第4版）。NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定；NO2--N、NO3--N及SO42--S均采用離子色譜法測定；S2-采用亞甲基藍(lán)分光光度法測定；H2O2采用硫酸鈦分光光度法測定；TOC采用TOC測定儀測定；pH采用PHS-3S型pH計測定；氧化還原電位（ORP）采用ORP儀測定；DO采用MO128-2M型便攜式溶解氧儀測定；污泥中的微生物采用掃描電子顯微鏡（SEM）觀察；元素分析采用場發(fā)射掃描電子顯微鏡（FESEM）進(jìn)行。單質(zhì)硫濃度根據(jù)以下公式進(jìn)行計算：
1.3.2 批次實驗方法及運(yùn)行條件
氨氧化（AOB）活性測定：從反應(yīng)器污泥底部取5mL泥水混合物，用磷酸鹽緩沖液（PBS）沖洗3次并離心（4000r/min），置于100mL的血清瓶中，加入NH4+-N濃度為50mg/L的模擬廢水至100mL處，在34℃條件下曝氣以提供飽和溶解氧，每隔2h取樣一次，通過分析NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度的變化計算AOB活性。
厭氧氨氧化（AAOB）活性測定：從反應(yīng)器污泥底部取5mL泥水混合物，用PBS沖洗3次并離心（4000r/min），置于100mL血清瓶中，加入NH4+-N和NO2--N濃度分別為50和70mg/L的模擬廢水至100mL處，利用氬氣對血清瓶進(jìn)行除氧10min，將其密封后放入恒溫振蕩器（150r/min，34℃）進(jìn)行反應(yīng)，間隔6h取一次樣，通過分析NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度的變化計算AAOB活性。
批次實驗1：在COD分別為100、200、300mg/L條件下檢測硫酸鹽還原菌（SRB）活性，主要基質(zhì)為Na2SO4和COD，其余基質(zhì)與反應(yīng)器進(jìn)水相同，配制COD時均采用乙酸鈉作為碳源。從反應(yīng)器底部取5mL泥水混合物，用PBS沖洗3次并離心（4000r/min），置于100mL血清瓶中，加入130mg/L的SO42--S及不同濃度的COD，用氬氣對血清瓶進(jìn)行除氧10min，將其密封后放入恒溫振蕩器（150r/min，34℃）進(jìn)行反應(yīng)。分別在0、4、8、12與24h取樣檢測，通過分析SO42--S濃度的變化計算SRB活性。
批次實驗2：檢測反應(yīng)器中的硫自養(yǎng)反硝化（SAD）現(xiàn)象，主要基質(zhì)為硫粉及NO2--N和NO3--N。從反應(yīng)器底部取5mL泥水混合物，用PBS沖洗3次并離心（4000r/min），置于100mL血清瓶中，加入32mg/L硫粉以及14mg/L的NO2--N及NO3--N，利用氬氣對血清瓶進(jìn)行除氧10min，將其密封后放入恒溫振蕩器（150r/min，34℃）進(jìn)行反應(yīng)。分別在0、4、8、16與24h取樣檢測，通過分析SO42--S以及NO3--N濃度的變化計算SAD活性。
為提高實驗的準(zhǔn)確性，批次實驗均設(shè)置3組平行樣，采用注射氬氣進(jìn)血清瓶以保證瓶內(nèi)的厭氧環(huán)境，每次取樣體積保持相同。所取樣品經(jīng)0.22μm的濾頭過濾后再測定相應(yīng)指標(biāo)。
1.3.3 微生物菌群分析
污泥微生物群落結(jié)構(gòu)分析采用基于IlluminaMiSeq測序平臺的細(xì)菌16SrDNA高通量測序技術(shù)。測序流程包括以OMEGA試劑盒E.Z.N.A™MagBindSoilDNAKit提取試劑盒進(jìn)行微生物總DNA提取、聚合酶鏈?zhǔn)椒磻?yīng)擴(kuò)增、擴(kuò)增產(chǎn)物回收純化、擴(kuò)增產(chǎn)物熒光定量、MiSeq文庫構(gòu)建和MiSeq測序。其中，PCR擴(kuò)增采用的引物為MiSeq測序平臺的16SV3-V4通用引物341F（5′-CCTACGGGNGGCWGCAG-3′）和805R（5′-GACTACHVGGGTATCTA ATCC-3′）。以上工作均由生工生物工程（上海）股份有限公司完成。
2、結(jié)果與分析
2.1 不同N/S值下NH4+-N與SO42--S的脫除效果
UASB反應(yīng)器中NH4+-N、SO42--S、pH及S2-濃度的變化如圖2所示。在階段Ⅰ，N/S值保持在1.54，NH4+-N的平均脫除量為3.66mg/L，SO42--S的平均脫除量達(dá)到6.64mg/L，運(yùn)行初期即觀察到NH4+-N和SO42--S發(fā)生了脫除現(xiàn)象。在階段Ⅱ提高SO42--S濃度后，N/S值達(dá)到了0.95，與階段Ⅰ相比，NH4+-N脫除量明顯增加，由3.66mg/L提高至11.02mg/L，SO42--S脫除量則略微降低，平均為5.44mg/L。
在階段Ⅲ和Ⅳ，提高NH4+-N濃度，進(jìn)一步提高N/S值后，NH4+-N平均脫除量由11.02mg/L提高至23.86mg/L，而SO42--S平均脫除量則逐漸降至2.53mg/L。在階段Ⅴ，降低SO42--S濃度，避免反應(yīng)器中S2-進(jìn)一步積累，此時NH4+-N平均脫除量達(dá)到26mg/L，而SO42--S平均脫除量進(jìn)一步降至1.25mg/L。提高NH4+-N濃度至100mg/L后進(jìn)入階段Ⅵ，NH4+-N脫除量逐漸升高，平均脫除量達(dá)到了26.78mg/L，而SO42--S在運(yùn)行末期基本不發(fā)生轉(zhuǎn)化。
接種污泥經(jīng)過3個月的馴化，在經(jīng)過短暫適應(yīng)期后NH4+-N與SO42--S均發(fā)生脫除現(xiàn)象，出現(xiàn)硫酸鹽型厭氧氨氧化現(xiàn)象。從圖2可以看出，當(dāng)調(diào)整進(jìn)水N/S值時，NH4+-N與SO42--S脫除量并未受到明顯影響。在反應(yīng)器運(yùn)行期間，NH4+-N脫除量呈緩慢上升的趨勢，而SO42--S的脫除量波動較大且呈不斷下降趨勢。在實驗后期檢測不到SO42--S的脫除，可能是由于污泥衰亡產(chǎn)生SO42-以及發(fā)生的硫自養(yǎng)反硝化反應(yīng)，形成了硫的再循環(huán)。反應(yīng)器前期出水S2-濃度較高、波動較大，之后S2-濃度逐漸穩(wěn)定在1.45mg/L左右。由于在反應(yīng)器中未檢測到其他含硫物質(zhì)，通過物料衡算得出至少存在35.06mg/L含硫物質(zhì)積累于反應(yīng)器中。
實驗初期即觀察到NH4+-N和SO42--S發(fā)生了脫除現(xiàn)象，但這一現(xiàn)象并不穩(wěn)定。NH4+-N脫除量逐漸升高，SO42--S脫除量卻逐漸降低。進(jìn)水中存在的飽和溶解氧僅為8mg/L，按照硝化反應(yīng)來計算不足以氧化等量的NH4+-N，但是NH4+-N仍有較高的脫除量，Zhang等人認(rèn)為HCO3-有可能作為電子受體參與了N和S之間的反應(yīng)，因此本研究考察了不同濃度的HCO3-對NH4+-N和SO42--S轉(zhuǎn)化的影響。
2.2 HCO3-對NH4+-N和SO42--S轉(zhuǎn)化的影響
本實驗中添加NaHCO3以及KHCO3作為無機(jī)碳源維持反應(yīng)器pH穩(wěn)定，在連續(xù)流反應(yīng)器持續(xù)運(yùn)行至第162天時，NH4+-N、SO42--S及HCO3-濃度保持在100、60、305mg/L。如圖3所示，分別在第187天、第209天和第237天提高HCO3-濃度至668、835、1002mg/L，發(fā)現(xiàn)NH4+-N脫除量逐漸上升，SO42-脫除量則未受到影響，在本實驗中HCO3-并未參與到N和S的反應(yīng)中。而反應(yīng)器在第89天時通過批次實驗也檢測到3.4mgNH4+-N/gVSS的Anammox活性，即存在少量的Anammox菌。Anammox菌可通過厭氧氨氧化途徑將氨氮轉(zhuǎn)化后的少量NO2-作為電子受體，將氨氮氧化為N2，進(jìn)一步提高氨氮的脫除量。
當(dāng)HCO3-濃度提升至1002mg/L時，NH4+-N轉(zhuǎn)化量趨于穩(wěn)定。分析原因，一方面可能是反應(yīng)器底部的Anammox菌較少，利用HCO3-的能力已達(dá)到飽和；另一方面可能是前期能夠利用HCO3-的兼性自養(yǎng)微生物較少，導(dǎo)致HCO3-不能得到有效利用。對在反應(yīng)器底部發(fā)現(xiàn)的黃色物質(zhì)進(jìn)行XRD檢測，發(fā)現(xiàn)在轉(zhuǎn)角為29.3°、35.9°、39.4°與43.1°處均有吸收峰，表明該物質(zhì)主要為CaCO3。HCO3-大量積聚在反應(yīng)器中，與進(jìn)水中的Ca2+、Mg2+生成CaCO3及MgCO3等沉淀附著于顆粒污泥表面，不僅影響傳質(zhì)效率，還會加速顆粒污泥解體，進(jìn)而影響出水水質(zhì)。
此外，由于UASB反應(yīng)器的特點，在長期運(yùn)行過程中污泥層菌群在反應(yīng)器內(nèi)呈垂直分布，可能出現(xiàn)各污泥層生化反應(yīng)相耦合，導(dǎo)致NH4+-N及SO42--S的脫除，而在本實驗中NH4+-N與SO42--S的變化趨勢也表明有其他電子受體及其他生化反應(yīng)參與了NH4+-N和SO42--S的轉(zhuǎn)化，因此檢測不同高度出水水質(zhì)，以探究可能的轉(zhuǎn)化途徑。
2.3 不同高度處NH4+-N與SO42-的轉(zhuǎn)化情況
同一時刻在不同高度處采集水樣進(jìn)行檢測，結(jié)果如圖4所示。進(jìn)水NH4+-N在反應(yīng)器底部即被脫除，由100.34mg/L降至73.23mg/L。此外，部分厭氧顆粒污泥上浮裂解，細(xì)菌死亡，導(dǎo)致出水口處的NH4+-N濃度上升，這也與體系內(nèi)檢測到的ORP及TOC濃度變化一致。
TOC及SO42--S濃度呈先上升后下降的趨勢，SO42--S濃度先由135.16mg/L逐漸升至170.16mg/L，然后逐漸下降，在出水口處達(dá)到最低濃度135.08mg/L，由此觀察到出水SO42--S未能脫除。在中部污泥層TOC濃度高達(dá)20.12mg/L，SRB菌利用大量有機(jī)物及SO42--S進(jìn)行異養(yǎng)硫酸鹽還原產(chǎn)生S2-，S2-濃度最高可達(dá)13.61mg/L。
由于進(jìn)水中含有少量溶解氧，反應(yīng)器底部發(fā)生了硝化作用使得NH4+-N濃度降低，而底部厭氧污泥死亡使TOC及SO42--S濃度逐漸升高。同時，厭氧污泥死亡時會釋放H2O2及·OH等氧化性物質(zhì)而氧化NH4+-N，導(dǎo)致NH4+-N在厭氧污泥層被脫除。硫自養(yǎng)反硝化反應(yīng)與硝化反應(yīng)相耦合，S0或S2-被重新氧化為SO42--S，在反應(yīng)器中上層SRB菌利用SO42--S及TOC發(fā)生硫酸鹽還原反應(yīng)。綜上所述，認(rèn)為實驗期間NH4+-N與SO42--S在不同位置分別被脫除。
2.4 反應(yīng)器中N與S共同參與的反應(yīng)
反應(yīng)器底部NH4+-N由于硝化作用被氧化為NOx--N的同時，還存在硫酸鹽還原的產(chǎn)物S2-及S0。在S0及NOx--N都存在的情況下，硫自養(yǎng)反硝化細(xì)菌逐漸被富集而發(fā)生反應(yīng)，反應(yīng)方程式如下：
批次實驗2中分別添加S0以及NO2--N和NO3--N來證明反應(yīng)器內(nèi)發(fā)生的硫自養(yǎng)反硝化反應(yīng)，對照組中僅放入與實驗組等量未添加任何基質(zhì)的污泥，空白組僅添加基質(zhì)溶液，實驗結(jié)果如圖5所示。、
在厭氧條件下對照組中的微好氧菌死亡導(dǎo)致SO42--S濃度升高，實驗組中NO2--N和NO3--N濃度下降，SO42--S濃度不斷上升且遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于對照組，說明反應(yīng)器中可發(fā)生硫自養(yǎng)反硝化反應(yīng)，而S0的再氧化很可能是后期SO42--S不發(fā)生脫除的原因之一。因此認(rèn)為，污泥中的微生物可利用NOx--N與S0實現(xiàn)N元素與S元素在反應(yīng)器中的協(xié)同循環(huán)。
2.5 反應(yīng)器中的硫酸鹽還原反應(yīng)及其產(chǎn)物
運(yùn)行初期SO42--S脫除量較高，之后逐漸降低，到后期SO42--S甚至不發(fā)生脫除。接種污泥濃度較高，MLVSS可達(dá)47.32g/L，在運(yùn)行期間不斷衰亡釋放有機(jī)物。隨著反應(yīng)器的不斷運(yùn)行，污泥衰亡量逐漸降低，其釋放的TOC濃度呈下降趨勢，而SRB極有可能利用污泥衰亡釋放的TOC進(jìn)行異養(yǎng)硫酸鹽還原，因此在厭氧環(huán)境下利用不同COD濃度進(jìn)行批次實驗以檢測硫酸鹽還原活性。
批次實驗1中SO42--S濃度及ORP變化見圖6。
由圖6可知，1h內(nèi)SO42--S濃度均有不同程度的上升，原因可能是污泥中含有的微好氧菌死亡釋放了部分SO42--S及有機(jī)物，而ORP則由于微生物死亡釋放有機(jī)物而短暫下降。之后SRB菌利用有機(jī)物進(jìn)行異養(yǎng)硫酸鹽還原產(chǎn)生S2-，SO42--S濃度不斷降低，ORP在COD被消耗后緩慢回升。在COD為300mg/L的條件下，測得硫酸鹽還原活性最高，為9.91mgSO42--S/（gVSS·d）。
同時對反應(yīng)器上層發(fā)現(xiàn)的部分黃色物質(zhì)進(jìn)行XRD檢測，發(fā)現(xiàn)在轉(zhuǎn)角為23.1°、25.9°、26.7°、27.7°及28.7°處均有吸收峰，顯示有S0生成。由于S2-為耗氧型污染物，易被氧化物質(zhì)氧化，而反應(yīng)器上層由于漏氧、水封條件差或顆粒污泥上浮裂解釋放氧化物質(zhì)等因素，使得S2-逐漸被氧化為S0。
自來水以及污泥中所含Fe、Cu等金屬元素容易與SRB還原生成的S2-結(jié)合生成含硫礦物，形成以金屬或非金屬物質(zhì)作為晶核的沉淀，為此對底部黃色污泥進(jìn)行SEM觀察（如圖7所示），同時對反應(yīng)器底部及中部初期和后期污泥進(jìn)行元素分析，結(jié)果見表2。從圖7和表2可以看出，污泥中存在含硫沉淀形成的結(jié)晶物，且由于反應(yīng)器內(nèi)形成了CaCO3沉淀，反應(yīng)器底部與中部污泥的Ca元素占比均明顯提高。與初期相比，后期反應(yīng)器底部污泥中的S元素占比較低，可能是由于發(fā)生硫自養(yǎng)反硝化導(dǎo)致S0重新生成了SO42--S。中部污泥的S元素則開始積累，S元素占比由初始的1.1%積累至2.3%，說明發(fā)生硫酸鹽還原反應(yīng)生成了S2-，之后被氧化為S單質(zhì)積累在污泥層中，這也與2.3節(jié)的結(jié)果一致。
2.6 反應(yīng)器中的氮和硫循環(huán)
反應(yīng)器底部污泥負(fù)責(zé)NH4+-N的轉(zhuǎn)化。一方面，實驗初期接種的厭氧顆粒污泥中混有少量有機(jī)物，經(jīng)過厭氧發(fā)酵后產(chǎn)生多種代謝產(chǎn)物，使異養(yǎng)菌大量增值同化NH4+-N，導(dǎo)致在厭氧環(huán)境下NH4+-N濃度降低；另一方面，由于進(jìn)水桶未進(jìn)行除氧，進(jìn)水中攜帶少量的溶解氧（約8mg/L），當(dāng)反應(yīng)器底部兼性厭氧菌受到O2刺激時會產(chǎn)生H2O2，在反應(yīng)器底部、中部及上部測得H2O2濃度分別為1.4、2.3、3.1mg/L，H2O2可氧化NH4+-N，提高NH4+-N的脫除量。而反應(yīng)器內(nèi)SO42--S的轉(zhuǎn)化則主要利用體系內(nèi)污泥死亡釋放的TOC進(jìn)行SO42--S還原。
當(dāng)運(yùn)行至第89天時，底部污泥逐漸由黑色轉(zhuǎn)變?yōu)辄S色，經(jīng)批次實驗證明底部污泥的硝化能力可達(dá)到30.25mgNH4+-N/（gVSS·d），且高通量測序同樣表明，底部污泥中存在硝化菌。硝化菌利用少量溶解氧將NH4+-N轉(zhuǎn)化為NO2--N，不僅為Anammox菌生長提供了所需的NO2--N，而且為Anammox菌增殖創(chuàng)造了條件。由于反硝化菌初始豐度比Anammox菌要高，對NO2--N的競爭力較強(qiáng)，初期Anammox菌的豐度較低，沒有合適的底物可供利用，生長較為緩慢，導(dǎo)致NH4+-N脫除量較低。反應(yīng)器經(jīng)過長時間運(yùn)行后，硝化活性逐漸增強(qiáng)，硝化菌以及H2O2等使得NH4+-N脫除量提高，提供更多的NO2--N從而促進(jìn)Anammox菌的生長。第89天利用批次實驗檢測到反應(yīng)器底部的Anammox活性為3.4mgNH4+-N/（gVSS·d），Anammox反應(yīng)參與底部NH4+-N的轉(zhuǎn)化，進(jìn)一步提高了NH4+-N的脫除量。
在反應(yīng)器運(yùn)行至第150天時，SO42--S不發(fā)生脫除則是由于進(jìn)水溶解氧使得厭氧污泥死亡，釋放了額外的SO42--S。此外，由于污泥攜帶的有機(jī)物被消耗，SRB僅利用污泥衰亡產(chǎn)生的TOC進(jìn)行SO42--S還原，SO42--S還原量逐漸減少。同時，在反應(yīng)器底部發(fā)生的硫自養(yǎng)反硝化反應(yīng)以及中部的硫氧化反應(yīng)，也使得S2-或S0重新生成SO42--S，最終使得出水SO42--S基本不發(fā)生轉(zhuǎn)化。
因此推斷，在反應(yīng)器下層發(fā)生的是Anammox、硝化及硫自養(yǎng)反硝化耦合的生化反應(yīng)，在中層與上層則發(fā)生的是硫酸鹽還原及硫氧化反應(yīng)，見圖8。
2.7 微生物菌群解析
利用高通量技術(shù)分析了反應(yīng)器在0、89、240d時污泥的微生物菌群結(jié)構(gòu)，結(jié)果見圖9。可知，在反應(yīng)器的3個運(yùn)行階段，硝化菌、反硝化菌、硫酸鹽還原菌、硫自養(yǎng)反硝化菌以及硫氧化菌均存在。
在反應(yīng)器底部檢測到Acinetobacter，其豐度由初始的0.023%增至第240天的25.22%，同時檢測到Comamonadaceae、Pseudoxanthomonas、Thiobacillus、Thermomonas等反硝化菌，初始總豐度僅為0.5%，在第89天提高至6.51%。其中，Thiobacillus是一種硫自養(yǎng)反硝化菌，其豐度由初始的0逐漸提高至1.32%，說明反應(yīng)器中確實存在硫自養(yǎng)反硝化反應(yīng)，這與2.5節(jié)的結(jié)果相吻合。高通量測序中并未發(fā)現(xiàn)Anammox菌，但在反應(yīng)器運(yùn)行至第89天時利用批次實驗檢測到較低的Anammox活性。反應(yīng)器中Desulfomonile、Desulfovibrio及Syntrophobacteraceae等SRB菌，在初始接種污泥中的總豐度可達(dá)到4.96%，隨著反應(yīng)器內(nèi)有機(jī)物的減少，SRB菌的總豐度呈下降趨勢，在第240天下降至1.67%，這也與反應(yīng)器中硫酸鹽脫除量降低的趨勢相吻合。同時，在反應(yīng)器中存在少量的硫氧化菌屬，例如Rhodopseudomonas、Rhodobacteraceae等，可利用H2S進(jìn)行代謝自養(yǎng)生長，總豐度可達(dá)到0.188%。
在第162天提高HCO3-濃度以后，NH4+-N脫除量增加。在主要負(fù)責(zé)脫氮的底部污泥中，檢測到Acinetobacter菌的豐度提高至78.87%。有研究者發(fā)現(xiàn)，Acinetobacter菌具有硝化及反硝化能力，甚至部分Acinetobacter菌群可進(jìn)行異養(yǎng)硝化脫氮。底部污泥衰亡產(chǎn)生的少量有機(jī)物為Acinetobacter菌群異養(yǎng)硝化提供了基質(zhì)，同時進(jìn)水中少量的DO以及H2O2為Acinetobacter的好氧反硝化提供了條件，導(dǎo)致其大量增殖，反應(yīng)器中氨氮的脫除主要發(fā)生在底部污泥中，而其與混合污泥菌群的差別僅在于Acinetobacter的豐度。即Acinetobacter的豐度決定了反應(yīng)器的脫氮效果，因此認(rèn)為Acinetobacter在反應(yīng)器中起主要的脫氮作用。Desulfomonile、Desulfovibrio及Syntrophobacteraceae則是反應(yīng)器中主要的SRB菌，利用SO42-作為電子受體進(jìn)行SO42-還原反應(yīng)。Thiobacillus作為反應(yīng)中的硫自養(yǎng)反硝化細(xì)菌，可將SO42-還原生成的S2-或S0以NOx--N為電子受體氧化為SO42-，與硫氧化菌共同形成硫的再循環(huán)，其豐度逐漸提高使得SO42-的脫除量進(jìn)一步降低，這也與2.1節(jié)中的推測相吻合。在本實驗中并未發(fā)現(xiàn)Cai等人鑒定出的可以同時利用NH4+-N以及SO42--S的BacillusBenzoevorans菌株，也未曾發(fā)現(xiàn)Liu等人在Anammox反應(yīng)器中分離得到的脫氮除硫功能菌種Anammoxoglobussulfate。
因此，在本研究的反應(yīng)器中，硝化、Anammox、異養(yǎng)反硝化及硫自養(yǎng)反硝化共同構(gòu)成了系統(tǒng)內(nèi)的氮循環(huán)；硫酸鹽還原、硫自養(yǎng)反硝化及硫好氧氧化共同構(gòu)成了系統(tǒng)內(nèi)的硫循環(huán)，氮、硫循環(huán)耦合使得反應(yīng)器中出現(xiàn)硫酸鹽還原厭氧氨氧化。
3、結(jié)論
①改變UASB反應(yīng)器進(jìn)水N/S值時，NH4+-N與SO42--S的脫除量并未受到明顯影響。體系內(nèi)存在的Anammox反應(yīng)、兼性厭氧微生物產(chǎn)生的H2O2以及提高HCO3-濃度均有助于NH4+-N脫除量的提高。在將HCO3-濃度提高至1002mg/L后，NH4+-N脫除量不再升高。
②由于UASB反應(yīng)器的特點，在不同高度污泥層形成了不同種類的微生物菌群，NH4+-N和SO42--S在不同位置分別被脫除，由不同層的氮、硫生化反應(yīng)相互耦合形成硫酸鹽型厭氧氨氧化現(xiàn)象。
③溶解氧使得厭氧污泥死亡產(chǎn)生額外的SO42--S，SO42--S還原生成的S2-被Rhodopseudomonas、Rhodobacteraceae等硫氧化菌以及硫自養(yǎng)反硝化菌重新氧化為SO42--S，在反應(yīng)器內(nèi)部形成硫循環(huán)，導(dǎo)致出水SO42--S不發(fā)生脫除。而Acinetobacter主要負(fù)責(zé)反應(yīng)器內(nèi)NH4+-N的脫除，與Anammox、異養(yǎng)反硝化及硫自養(yǎng)反硝化共同構(gòu)成體系內(nèi)的氮循環(huán)。（來源：西安建筑科技大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院，陜西省環(huán)境工程重點實驗室，西北水資源與環(huán)境生態(tài)教育部重點實驗室）
