郭姿璇,王 群,佘宗蓮(中國海洋大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,海洋環(huán)境與生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,山東 青島266100)

鹽度對未馴化微生物活性的影響

郭姿璇,王 群,佘宗蓮*(中國海洋大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,海洋環(huán)境與生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,山東 青島266100)

取序批式活性污泥反應(yīng)器(SBR)中未經(jīng)馴化的污泥通過間歇實(shí)驗(yàn)測定含鹽條件下的微生物活性,對比分析鹽度對硝化菌和反硝化菌的影響.活性測定包括比氨氧化速率(SAOR:0～30gNaCl/L)、比亞硝酸鹽氧化速率(SNIOR:0～15gNaCl/L)、比亞硝酸鹽反硝化速率(SNIDR:0～35gNaCl/L)、比硝酸鹽反硝化速率(SNADR:0～40gNaCl/L)、內(nèi)源比亞硝酸鹽反硝化速率(E-SNIDR:0～25gNaCl/L)、內(nèi)源比硝酸鹽反硝化速率(E-SNADR:0～5gNaCl/L)、比耗氧速率(SOUR:0～30gNaCl/L)和脫氫酶活性(DHA:0～80gNaCl/L),結(jié)果表明,鹽度為5gNaCl/L時(shí),能夠提高SNIDR和SOUR; 15gNaCl/L時(shí),SAOR和SNIOR的活性系數(shù)(AC)分別下降至46%和1%,亞硝酸鹽氧化菌比氨氧化菌更容易受到鹽度的影響;當(dāng)鹽度高于10gNaCl/L時(shí)(含10gNaCl/L),SNIDR和SNADR的AC比SAOR及SNIOR高,反硝化菌比硝化菌對鹽度的耐受性更強(qiáng);NaCl濃度高達(dá)80g/L時(shí)仍能檢測出DHA,說明微生物仍具有催化氧化還原反應(yīng)的能力.

SBR；鹽度；微生物活性；硝化；反硝化

淡水資源緊缺已成為全球性的環(huán)境問題,為緩解淡水資源日益緊張的局面,許多沿海國家和地區(qū)都在加快海水的利用[1],例如青島、大連等沿海城市已啟動海水沖廁示范工程,這將導(dǎo)致大量含鹽廢水排放,而鹽濃度過高會導(dǎo)致微生物活性降低甚至失活[2-4].當(dāng)前城市污水處理系統(tǒng)中的微生物均未經(jīng)鹽馴化,含鹽廢水直接排放會給市政污水處理帶來挑戰(zhàn),因此研究鹽度對未經(jīng)鹽馴化微生物脫氮的影響對含鹽廢水的處理及污水處理系統(tǒng)的實(shí)際運(yùn)行具有重大意義.

目前,國內(nèi)外關(guān)于鹽對脫氮影響的研究主要集中在各類反應(yīng)器運(yùn)行的整體效果[5-7],鮮有關(guān)于硝化、反硝化各個反應(yīng)階段受鹽影響的對比分析.本文通過測定未經(jīng)鹽馴化的微生物在含鹽條件下的比氨氧化速率、比亞硝酸鹽氧化速率、比亞硝酸鹽反硝化速率、比硝酸鹽反硝化速率、內(nèi)源比亞硝酸鹽反硝化速率、內(nèi)源比硝酸鹽反硝化速率、比耗氧速率以及脫氫酶活性,對比分析鹽度對微生物硝化活性、反硝化活性的影響.

1 材料與方法

1.1 SBR系統(tǒng)及運(yùn)行方式

SBR為圓柱體結(jié)構(gòu),有效容積22.67L.曝氣階段采用微孔曝氣器向SBR中充入空氣,利用轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制曝氣量為 0.5L/h,使用潛水泵進(jìn)行攪拌使混合液保持均勻.反應(yīng)器內(nèi)安裝帶有溫控裝置的加熱棒,將溫度控制在30℃左右. SBR在無鹽條件下運(yùn)行,一個運(yùn)行周期為 8h,按照進(jìn)水(23min)-曝氣(380min)-沉淀(60min)-排水(10min)-閑置(7min)的程序運(yùn)行,一個運(yùn)行周期的進(jìn)出水量為 9.1L.接種污泥取自青島市李村河污水處理廠,本研究期間通過定期排泥使反應(yīng)器內(nèi)MLSS維持在3000mg/L左右.

1.2 活性測定實(shí)驗(yàn)

1.2.1 底物轉(zhuǎn)化速率測定 采用間歇實(shí)驗(yàn)測定活性污泥微生物的比氨氧化速率(SAOR)、比亞硝酸鹽氧化速率(SNIOR)、比亞硝酸鹽反硝化速率(SNIDR)、比硝酸鹽反硝化速率(SNADR)、內(nèi)源比亞硝酸鹽反硝化速率(E-SNIDR)、內(nèi)源比硝酸鹽反硝化速率(E-SNADR)和比耗氧速率(SOUR),測定方法參照王建龍等[8]和 Gong等[9]的研究.污泥取自 SBR曝氣階段末期,將污泥用蒸餾水沖洗3次,洗去殘余的有機(jī)物、NH4+-N、NO2--N、NO3--N等物質(zhì).實(shí)驗(yàn)鹽度從0gNaCl/L開始,以 5gNaCl/L的幅度遞增,直至底物轉(zhuǎn)化速率降到無鹽條件下的 5%以下,不再提高鹽度,但E-SNADR的測定除外(內(nèi)源條件下硝酸鹽反硝化速率很低,鹽度為5gNaCl/L時(shí)E-SNADR僅為0.04mg/(h?VSS),已接近零,雖然此鹽度下硝酸鹽轉(zhuǎn)化速率為無鹽條件下的 34%;因此本研究E-SNADR測定的最大鹽度定為5gNaCl/L).每個活性實(shí)驗(yàn)重復(fù)測定3次.

SAOR、SNIOR、SNIDR、SNADR、E-SNIDR、E-SNADR的測定在SHY-2A型水浴恒溫振蕩器中進(jìn)行,控制溫度為 30 ,℃轉(zhuǎn)速為150r/min.每隔 15min取樣,測定離心液的目標(biāo)底物濃度.

SAOR和SNIOR在好氧條件下測定.將污泥與培養(yǎng)液混合(初始條件見表 1),倒入錐形瓶中,調(diào)節(jié)初始pH為7.6,反應(yīng)液總體積200mL.實(shí)驗(yàn)期間采用微孔曝氣方式對混合液進(jìn)行曝氣,維持DO為3～4mg/L.

SNIDR、SNADR、E-SNIDR、E-SNADR的測定在無氧條件下進(jìn)行.首先向受試污泥和培養(yǎng)液中分別充入氮?dú)?5min,達(dá)到無氧狀態(tài),然后將兩者加入血清瓶中混合,用橡皮塞密封后放入水浴恒溫振蕩器中進(jìn)行反應(yīng).SNIDR和SNADR測定時(shí)外加碳源;E-SNIDR和E-SNADR用于表征內(nèi)源反硝化活性,測定時(shí)不外加碳源.

表1 活性實(shí)驗(yàn)的初始條件Table 1 The initial experimental conditions of activity tests

SOUR的測定.將活性污泥與培養(yǎng)液混合,曝氣至溶解氧濃度達(dá)到飽和,加入錐形瓶內(nèi)至充滿,用裝有溶解氧探頭的橡膠塞密封,放置于磁力攪拌器上進(jìn)行反應(yīng),溫度控制在 30℃.定時(shí)讀取溶解氧濃度.

比底物轉(zhuǎn)化速率由式(1)計(jì)算[10]:

式中:dt[底物]/dt表示底物轉(zhuǎn)化速率;VSS表示樣品中揮發(fā)性污泥濃度,g/L.

活性系數(shù)(AC)由公式(2)計(jì)算:

式中:A表示各鹽度條件下的微生物活性;A0表示無鹽條件下的微生物活性.

1.2.2 脫氫酶活性測定 取 5mL洗凈污泥加入50mL離心管中,加入4mLTris-HCl緩沖液、4mL含鹽溶液以及 1mL 2,3,5-氯化三苯基四氮唑,使混合后 NaCl濃度分別為 0,5,10,15,20,25, 30,35,40,45,50,60,70,80g/L.放置于水浴恒溫振蕩器中(37℃)避光振蕩2h后加入1mL濃H2SO4終止反應(yīng),然后加入4mL丙酮和5mL石油醚,避光振蕩10min,在4000r/min離心4min,提取有機(jī)溶劑層進(jìn)行比色[11].每個鹽濃度進(jìn)行3次平行測定.

2.3 分析方法

NH4+-N、NO2--N、NO3--N、COD、MLSS、MLVSS采用國家標(biāo)準(zhǔn)方法測定[12].用 WTWOxi-330i型氧自動測定儀測定 DO和溫度,pH的測定采用雷磁E-201-C型pH復(fù)合電極,氧化還原電位(ORP)采用501型ORP復(fù)合電極進(jìn)行測定.

2 結(jié)果與討論

2.1 SBR的運(yùn)行效果

本研究旨在利用SBR培養(yǎng)可實(shí)現(xiàn)同步硝化反硝化的活性污泥,為活性測定實(shí)驗(yàn)提供未經(jīng)馴化的微生物,因此SBR進(jìn)水中沒有外加NaCl.經(jīng)過81d的培養(yǎng),SBR達(dá)到高效穩(wěn)定的同步硝化反硝化脫氮性能,穩(wěn)定狀態(tài)下SBR的去除效果見表2.COD、NH4+-N和TN的平均去除率分別達(dá)到90.0%、94.5%和 83.2%,曝氣階段同步硝化反硝化效率(ESND)達(dá)到79.2%;出水NO2--N和NO3--N濃度分別為0.4和4.5mg/L,基本沒有NO2--N的積累.本研究SBR進(jìn)水C/N約為10,反應(yīng)溫度控制在30℃,這些條件有利于同步硝化反硝化的實(shí)現(xiàn)[13-14].Chiu等[13]通過試驗(yàn)表明,在SBR反應(yīng)器中將C/N控制11.1時(shí), ESND能夠達(dá)98.75%,且出水中未檢測出COD.Liu等[15]通過Carrousel氧化溝中試試驗(yàn)發(fā)現(xiàn),較高的C/N和較短的水力停留時(shí)間(HRT)有利于提高ESND.

2.2 鹽度對污泥活性的影響

2.2.1 鹽度對硝化活性的影響 SAOR 和 SNIOR分別反映污泥的氨氧化活性和亞硝酸鹽氧化活性,測定的鹽度范圍分別為 0～30gNaCl/L和0～15gNaCl/L.從圖1(a)和(b)中可看出,隨著鹽度升高,氨氧化活性和亞硝酸鹽氧化活性均受到抑制而逐漸下降.無鹽條件下,SNIOR約為SAOR的2倍,說明SBR中污泥的亞硝酸鹽氧化活性高于氨氧化活性[16].鹽度為5gNaCl/L時(shí), SAOR和SNIOR活性系數(shù)(AC)分別降至75%和55%(表3),說明亞硝酸鹽氧化活性比氨氧化活性受到更為嚴(yán)重的影響.鹽度提高到15gNaCl/L時(shí),SNIOR的AC下降至1%, SAOR的AC相對較高,為46%.實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明,亞硝化菌比氨氧化菌對鹽度刺激更加敏感,Dincer等[17]和 Cortés- Lorenzo等[18]在實(shí)驗(yàn)中也發(fā)現(xiàn)了同樣的結(jié)果.當(dāng) NaCl濃度提高到30g/L時(shí),NH4+-N的轉(zhuǎn)化速率很慢,AC降為3%,氨氧化活性幾乎被完全抑制.張宇坤等[19]也發(fā)現(xiàn),SAOR在0gNaCl/L時(shí)最大,SAOR隨NaCl濃度升高而下降,當(dāng)NaCl/L為30g/L時(shí),SAOR的AC下降至15%.

表2 SBR有機(jī)物和氮的去除率及進(jìn)出水水質(zhì)Table 2 Removal efficiencies of organic matter, nitrogen and characteristics of influent and effluent in SBR

2.2.2 鹽度對反硝化活性的影響 亞硝酸鹽及硝酸鹽均可作為反硝化反應(yīng)的電子受體,本研究表明亞硝酸鹽型反硝化和硝酸鹽型反硝化對鹽的耐受性不同.不加鹽條件下測得 SNIDR和SNADR分別為22.41,14.36mg/(h?VSS),反硝化活性高于硝化活性(不加鹽條件下SAOR和SNIOR分別為 2.16,4.59mg/(h?VSS)).NaCl含量為 5g/L時(shí),SNIDR為24.38mg/(h?VSS),比無鹽條件下略有升高,這可能是因?yàn)槭艿望}度刺激時(shí),微生物通過調(diào)節(jié)自身滲透壓來適應(yīng)環(huán)境,此時(shí)鹽可以看成是促進(jìn)微生物活動的刺激性物質(zhì), Hamoda等[20]也發(fā)現(xiàn)低濃度鹽能夠促進(jìn)未經(jīng)馴化微生物的活性.鹽度提高到 10gNaCl/L時(shí),亞硝酸鹽型反硝化活性受到抑制而下降.硝酸鹽型反硝化對鹽度顯現(xiàn)出較強(qiáng)的耐受能力,鹽度為 15gNaCl/L時(shí),活性系數(shù)仍高達(dá) 74%,而亞硝酸鹽型反硝化的活性系數(shù)下降至57%.SNIDR和SNADR的AC分別在NaCl濃度為35和40g/L時(shí)下降到5%以下.實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明,低鹽度時(shí)亞硝酸鹽型反硝化能夠較好的適應(yīng)鹽度,而高鹽度時(shí)硝酸鹽型反硝化對鹽的耐受性更好,這與Zhao等[3]的研究結(jié)果不一致,他們的研究表明硝酸鹽型反硝化活性受鹽度影響較大,這有可能是由于接種污泥、運(yùn)行條件、鹽度等測定條件的不同所致.

測定E-SNIDR和E-SNADR時(shí),分別以亞硝酸鹽和硝酸鹽作為電子受體,不外加碳源,研究內(nèi)源條件下反硝化受鹽度的影響.在 0～25gNaCl/L的鹽度測定范圍內(nèi), E-SNIDR隨測定鹽度的上升持續(xù)下降,鹽度為5,10,15,20,25gNaCl/L時(shí),AC分別為48%,42%, 40%,14%和2%.E-SNADR只在0和5gNaCl /L鹽度條件下進(jìn)行了測定, 降解速率分別為0.13和0.04mg/(h?VSS).結(jié)果可以看出,內(nèi)源反硝化的反應(yīng)速率較低,這說明要實(shí)現(xiàn)快速反硝化需要外加碳源.

2.2.3 鹽度對比耗氧速率的影響 SOUR可以綜合反映內(nèi)源呼吸、好氧異養(yǎng)菌、碳氧化菌、氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌的活性[21-22],本研究測定 SOUR的鹽度范圍為 0～30gNaCl/L.鹽度為5gNaCl/L時(shí),微生物活動受到鹽的有利刺激,耗氧速率加快.SOUR能夠反映微生物的新陳代謝活性,有研究顯示[23],在鹽度較低的條件下,微生物會加快新陳代謝作用來克服增大的滲透壓,以維持細(xì)胞質(zhì)內(nèi)水分的平衡.之后隨鹽度的升高,耗氧速率逐漸降低,鹽度達(dá)到30gNaCl/L時(shí),耗氧微生物受到嚴(yán)重抑制,SOUR活性系數(shù)僅有4%.

表3 鹽度變化對未經(jīng)馴化微生物AC的影響Table 3 Effects of salinity on AC of non-acclimated microbes

2.2.4 鹽度對脫氫酶活性的影響 污水生物處理的實(shí)質(zhì)是利用微生物酶催化降解污染物質(zhì),脫氫酶是一種主要的氧化還原酶,脫氫酶的活性(DHA)直接影響到微生物進(jìn)行氧化還原反應(yīng)的能力,DHA能夠反映活性微生物量和有機(jī)物代謝能力,因此 DHA是有效表征污泥活性的指標(biāo)[24]. 本研究結(jié)果顯示,DHA 隨鹽度的升高持續(xù)下降[見圖 1(h)].鹽度為 5g NaCl/L時(shí)的DHA比無鹽條件時(shí)略有降低;鹽度提高到20gNaCl/L時(shí),活性系數(shù)下降至30%;鹽度在50～80gNaCl/L范圍內(nèi)時(shí),DHA很低但變化不大,活性系數(shù)為8%～10%,這說明雖然高鹽度條件下脫氫酶活性受到嚴(yán)重抑制,但并未完全喪失.

2.2.5 微生物活性的半抑制濃度(IC50) 微生物活性的 NaCl半抑制濃度由大到小的順序?yàn)? SNADR(20.2g/L)＞SNIDR(16.5g/L)＞SOUR(15.1g/L)＞SAOR(11.3g/L)＞DHA(10.9g/L)＞SNIOR(6.0g/L)＞E-SNIDR(4.7g/L)＞E-SNADR(3.0g/L),可以看出,反硝化活性對鹽的耐受能力較強(qiáng),硝化活性更容易受到鹽的抑制,因此硝化反應(yīng)會成為含鹽廢水除氮的限制條件. SOUR的 IC50比 SAOR和SNIOR高,說明其他耗氧菌對鹽的耐受能力高于氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌.

圖1 鹽度對微生物活性的影響Fig1 Effects of salinity on microbial activity

海水的鹽度大約為 3.5%,從實(shí)驗(yàn)結(jié)果看,各活性指標(biāo)的 IC50均低于海水鹽度,在鹽度為35gNaCl/L時(shí),除SNADR和DHA外,其余微生物活性指標(biāo)的AC均低于5%,表明未經(jīng)馴化的微生物不具有處理海水及以上鹽度污水的能力.但一般情況

下,沖廁用水約占城市生活用水的 30%[25],若沖廁水全部采用海水,城市污水處理系統(tǒng)中污水含鹽量一般不會超過1.05%,在此鹽度范圍內(nèi),未經(jīng)馴化的微生物仍具有較高的硝化、反硝化活性.

3 結(jié)論

3.1 SAOR、SNIOR、SNADR、E-SNIDR、E-SNADR和DHA的總體趨勢都是隨著鹽度的升高逐漸降低;但SNIDR和SOUR在5gNaCl/L時(shí)比無鹽條件下略有升高,說明低鹽條件對微生物活性有促進(jìn)作用.

3.2 鹽度為5gNaCl/L時(shí),SAOR和SNIOR的AC分別降至75%和55%,亞硝酸鹽氧化活性比氨氧化活性更容易受到鹽的抑制;在 0和 5gNaCl/L時(shí),SNIDR的 AC高于 SNADR,當(dāng)鹽度達(dá)到15gNaCl/L后,SNADR的AC高于SNIDR,表明低鹽度對硝酸鹽型反硝化活性的抑制作用大于亞硝酸鹽型反硝化活性,高鹽度條件下結(jié)果相反;鹽度達(dá)10gNaCl/L后,SNIDR和SNADR的AC在各鹽度條件下均比SAOR及SNIOR高,說明反硝化活性對鹽的承受能力比硝化活性更強(qiáng).

3.3 SAOR、SNIOR、SNIDR、SNADR、ESNIDR、E-SNADR、SOUR、DHA的IC50分別為11.3,6.0,16.5,20.2,4.7,3.0,15.1,10.9gNaCl/L.

[1] 崔有為,張國輝,計(jì)立平,等.海水沖廁污水生物處理可行性研究[J]. 工業(yè)水處理, 2003,23(12):33-36.

[2] Mosquera-Corral A, Gonzalez F, Campos J L, et al. Partial nitrification in a SHARON reactor in the presence of salts and organic carbon compounds [J]. Process Biochemistry, 2005,40(9): 3109-3118.

[3] Zhao W, Wang Y, Liu S, et al. Denitrification activities and N2O production under salt stress with varying COD/N ratios and terminal electron acceptors [J]. Chemical Engineering Journal, 2013,215:252-260.

[4] Moussa M S, Sumanasekera D U, Ibrahim S H, et al. Long term effects of salt on activity, population structure and floc characteristics in enriched bacterial cultures of nitrifiers [J]. Water research, 2006,40(7):1377-1388.

[5] She Z L, Zhao L L, Zhang X L, et al. Partial nitrification and denitrification in a sequencing batch reactor treating high-salinity wastewater [J]. Chemical Engineering Journal, 2016,288: 207—215.

[6] Uygur A, Karg? F. Salt inhibition on biological nutrient removal from saline wastewater in a sequencing batch reactor [J]. Enzyme & Microbial Technology, 2004,34(3):313-318.

[7] 齊泮晴,于德爽,李 津,等.鹽度對厭氧氨氧化工藝處理含海水污水脫氮特性的影響 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2016,36(5):1392-1399.

[8] 王建龍,吳立波,齊 星,等.用氧吸收速率(OUR)表征活性污泥硝化活性的研究 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 1999,19(3):225-229.

[9] Gong L X, Li J, Yang Q, et al. Biomass characteristics and simultaneous nitrification-denitrification under long sludge retention time in an integrated reactor treating rural domestic sewage [J]. Bioresource Technology, 2012,119(9):277-284.

[10] Chu L B, Wang J L. Nitrogen removal using biodegradable polymers as carbon source and biofilm carriers in a moving bed biofilm reactor [J]. Chemical Engineering Journal, 2011,170(1): 220-225.

[11] Klapwuk A, Drent J, Steenvoorden J H A M. A modified procedure for the TTC-dehydrogenase test in activated-sludge [J]. Water Research, 1974,8(2):121-125.

[12] 國家環(huán)境保護(hù)總局,水和廢水監(jiān)測分析方法編委會.水和廢水監(jiān)測分析方法 [M]. 北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社, 2002:261-282.

[13] Chiu Y C, Lee L L, Chang C N, et al. Control of carbon and ammonium ratio for simultaneous nitrification and denitrification in a sequencing batch bioreactor [J]. International biodeterioration & biodegradation, 2007,59(1):1-7.

[14] Zhang K F, Ling Z Y, Zhang L Q, et al. Effect of Temperature on Simultaneous Nitrification and Denitrification via Nitrite in Sequencing Batch Biofilm Reactor [J]. Bioprocess & Biosystems Engineering, 2009,32(2):175-182.

[15] Liu Y, Shi H, Xia L, et al. Study of operational conditions of simultaneous nitrification and denitrification in a Carrousel oxidation ditch for domestic wastewater treatment [J]. Bioresource technology, 2010,101(3):901-906.

[16] Peng Y Z, Zhu G B. Biological nitrogen removal with nitrification and denitrification via nitrite pathway [J]. Applied Microbiology & Biotechnology, 2006,73(1):15-26.

[17] Dincer A R, Kargi F. Salt inhibition of nitrification and denitrification in saline wastewater [J]. Environmental Technology, 1999,20(11):1147-1153.

[18] Cortés-Lorenzo C, Rodríguez-Díaz M, Sipkema D, et al. Effect of salinity on nitrification efficiency and structure of ammoniaoxidizing bacterial communities in a submerged fixed bed bioreactor [J]. Chemical Engineering Journal, 2015,266:233-240.

[19] 張宇坤,王淑瑩,董怡君,等. NaCl鹽度對氨氧化細(xì)菌活性的影響及動力學(xué)特性 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2015,35(2):465-470.

[20] Hamoda M F, Al-Attar I M S. Effects of high sodium chloride concentrations on activated sludge treatment [J]. Water Science and Technology, 1995,31(9):61-72.

[21] Sibag M, Choi B G, Suh C, et al. Inhibition of total oxygen uptake by silica nanoparticles in activated sludge [J]. Journal of Hazardous Materials, 2015,283:841-846.

[22] 榮宏偉,李健中,張可方.銅對活性污泥微生物活性影響研究 [J].環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2010,4(8):1709-1713.

[23] Panswad T, Anan C. Impact of high chloride wastewater on an anaerobic/anoxic/aerobic process with and without inoculation of chloride acclimated seeds [J]. Water Research, 1999,33:1165—1172.

[24] Kumar S, Chaudhuri S, Maiti S K. Soil dehydrogenase enzyme activity in natural and mine soil—a review [J]. Middle-East J Sci Res, 2013,13(7):898-906.

[25] 于德爽,彭永臻,宋學(xué)起,等.含海水污水的短程硝化反硝化 [J].環(huán)境科學(xué), 2003,24(3):50-55.

Effects of salinity on the activity of non-acclimated biomass.

GUO Zi-xuan, WANG Qun, SHE Zong-lian*
(Key Laboratory of Marine Environmental Science and Ecology, Ministry of Education, School of Environmental Science and Technology, Ocean University of China, Qingdao 266100, China). China Environmental Science, 2017,37(1)：181～187

Microbial activities of the sludge taken from the sequencing batch reactor (SBR) were measured by batch experiments under salinity stress, and the impacts of salinity on nitrifying bacteria and denitrifying bacteria were analysed. The special ammonia oxidation rate (SAOR:0～30gNaCl/L), special nitrite oxidation rate (SNIOR:0～15gNaCl/L), special nitrite denitrication rate (SNIDR:0～35gNaCl/L), special nitrate denitrification rate (SNADR:0～40gNaCl/L), endogenesis special nitrite denitrification rate (E-SNIDR:0～25gNaCl/L), endogenesis special nitrate denitrification rate (E-SNADR: 0～5gNaCl/L), special oxygen uptake rate (SOUR: 0～30gNaCl/L) and dehydrogenase activity (DHA: 0～80gNaCl/L) were conducted for activities analysis in this study. The results indicated that when salinity was 5gNaCl/L, salt stress could enhance SNIDR and SOUR. The activity cofficients (AC) of SAOR and SNIOR were decreased to 46% and 1% under salinity of 15gNaCl/L, respectively, so compared with ammonia oxidizing bacteria, nitrite oxidizing bacteria was more easily inhibited by salt stress. The ACs of SNIDR and SNADR were higher than SAOR and SNIOR when salinity higher than 10gNaCl/L (included 10gNaCl/L) showed that denitrifying bacteria had more salt tolerance than nitrifying bacteria. DHA could still be detected at NaCl concentration as high as 80g/L, indicating that microorganisms still had the ability of catalyze redox reaction.

SBR；salinity；microbial activity；nitrification；denitrification

X703

A

1000-6923(2017)01-0181-07

郭姿璇(1992-),女,湖南株洲人,中國海洋大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院碩士研究生,主要從事水污染控制研究.

2016-03-29

國家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2014ZX07203-008)

* 責(zé)任作者, 教授, szlszl@ouc.edu.cn