厭氧氨氧化(anaerobic ammonia oxidation, ANAMMOX)技術是目前已知的最簡單、最經濟的生物脫氮技術, 自1995年被發現后就備受研究學者的關注.到目前為止, 人類已經發現了厭氧氨氧化菌的5個屬, 其中只有1個屬(Candidatus scalindua)是海洋性的, 且研究已證實Candidatus scalindua在海洋氮循環過程中發揮著關鍵性的作用：Ward等[5]研究發現海洋中30%~50%的N2 產出與厭氧氨氧化菌有關; Dalsgaard等研究發現由海洋厭氧氨氧化活動產生的N2 量約占全球N2 生成量的1/3~2/3;Thamdrup等用15N元素示蹤法研究表明波羅的海沉積物中高達67%的N2 生成和海洋厭氧氨氧化作用相關. Schouten等發現海洋厭氧氨氧化菌能影響無機碳的固定, 從而對全球氣候變化產生重要影響.因此對海洋厭氧氨氧化研究的不斷深化不僅有利于海洋氮循環系統的完善, 而且能為全球氣候的變化提供理論依據.
許多行業廢水, 如水產養殖廢水、海產品加工廢水等, 鹽度較高, 不利于淡水厭氧氨氧化菌的生長, 使高鹽廢水的脫氮處理更困難. Kartal等研究發現經海水馴化可培養出耐鹽性的淡水厭氧氨氧化菌, 但馴化時間長, 且鹽度一旦超過30 g·L-1, 就會強烈抑制淡水厭氧氨氧化菌的活性, 使脫氮效果降低.與淡水厭氧氨氧化菌相比, 海洋厭氧氨氧化菌本身生長的環境就是高鹽度的海洋環境(30‰~35‰, 30~35 g·L-1), 不需要經過漫長的鹽度馴化就能在30 g·L-1以上的鹽度環境中發揮高效的厭氧氨氧化活性, 因此可用其直接處理高鹽廢水, 使高鹽廢水的脫氮處理更加簡單易行.
雖然海洋厭氧氨氧化菌廣泛存在于海洋環境中, 但分布卻十分分散, 很難直接從海洋環境中得到高濃度的菌種, 這就對海洋厭氧氨氧化菌在廢水處理方面的實際應用造成困難, 因此探究如何有效地富集培養海洋厭氧氨氧化菌就顯得格外重要.目前國內對這方面研究主要還是體現在淡水厭氧氨氧化菌的富集培養上, 對海洋厭氧氨氧化菌的富集培養卻鮮見報道.本試驗以黃海膠州灣的底泥作為接種污泥, 進水為全海水, 在25℃條件下探究了海洋厭氧氨氧化菌的富集培養及其脫氮特性, 以期為海洋厭氧氨氧化在高鹽廢水處理方面的實際應用提供理論和技術指導.
1 材料與方法1.1 接種污泥
本試驗使用的污泥是來自膠州灣的底泥, 黑色泥狀, 帶有臭味.污泥在進入反應器之前首先要進行淘洗, 去除里面的雜質.淘洗液的成分為0.01 g·L-1的KH2PO4、0.005 6 g·L-1的CaCl2與0.3 g·L-1的MgSO4.用淘洗液反復淘洗3次, 每次15 min, 將其靜置30 min, 待污泥沉淀完全后倒掉上層的淘洗液, 然后將淘洗后的污泥倒入ASBR反應器.
1.2 試驗用水
本試驗用海水(5L)作為ASBR反應器的進水, 加入0.029 g·L-1的KH2PO4、0.136 g·L-1的CaCl2、1.2 g·L-1的KHCO3和0.3 g·L-1的MgSO4·7H2O, 微量元素Ⅰ和Ⅱ各1 mL·L-1.其中微量元素Ⅰ的成分及含量：EDTA為5 g·L-1, FeSO4·7H2O為5 g·L-1; 微量元素Ⅱ的成分及含量：EDTA為15 g·L-1, H3BO4為0.014 g·L-1, MnCl2·4H2O為0.99 g·L-1, CuSO4·5H2O為0.250 g·L-1, ZnSO4·7H2O為0.430 g·L-1, NiCl2·6H2O為0.190 g·L-1, CoCl2·6H2O為0.24 g·L-1, NaSeO4·10H2O為0.21 g·L-1.海水取自黃海(青島麥島周邊), NH4+-N與NO2--N分別由NH4Cl與NaNO2按需提供, 將進水NH4Cl與NaNO2的初始濃度均設置為110 mg·L-1, 用1 mol·L-1的鹽酸將進水pH控制在7.5±0.1范圍, 進水用高純氮氣(純度為99.99%)曝氣15 min后導入ASBR反應器.
1.3 試驗裝置
試驗用序批式厭氧活性污泥反應器(anaerobic sequencing batch reactor, ASBR)作為海洋厭氧氨氧化菌富集培養過程的反應器, 進水(3 min)、反應(10 h/24 h)、沉淀(45 min)、出水(2 min).反應器的結構如圖 1所示：該反應器是由有機玻璃制成的圓柱體, 總體積為8 L, 有效體積為7 L.器壁的垂直方向上設有3個取樣口, 取樣口與排水口處的橡膠管均用夾子夾住, 防止空氣中的O2進入反應器.曝完氣的海水通過進水泵導入反應器, 出水通過出水管排出.反應器內設電動攪拌裝置, 機械攪拌速率為80 r·min-1, 外部為水浴控溫系統, 將溫度控制在25℃左右.整個反應器的外圍包裹一層黑布, 以防止光對海洋厭氧氨氧化菌產生抑制作用.
1.取樣口及進出水口; 2.排泥口; 3.攪拌; 4.水浴循環進出水口; 5.水浴恒溫控制器; 6.水封; 7.進水蠕動泵; 8.水浴循環蠕動泵; 9.儲水箱
圖 1 ASBR反應器裝置示意
1.4 分析項目與方法
氨氮：納氏試劑分光光度法; 亞硝酸鹽氮：N-(1-萘基)-乙二胺光度法; 硝酸鹽氮：麝香草酚分光光度法; pH/ORP：德國WTW pH/ORP/Oxi 340便攜式pH計; 溫度：水銀溫度計; 紫外/可見分光光度計：UV-5200.
SEM檢測：在沉淀中加入2.5%的戊二醛5 mL, 置于4℃冰箱中固定4 h; 用0.1 mol·L-1, pH為8.0的磷酸緩沖溶液沖洗3次, 每次10 min; 分別用濃度為30%、50%、70%、90%的乙醇進行脫水, 每次15 min, 再用100%的乙醇脫水3次, 每次15 min; 然后加入100%乙醇與乙酸異戊酯的混合液(體積比為1：1) 及純乙酸異戊酯各一次進行置換, 每次15 min; 對樣品真空干燥后, 噴金, 通過掃描電鏡(HITACHIS-4300) 觀察污泥形態.
2 結果與討論2.1 海洋厭氧氨氧化菌富集培養過程
根據反應器中海洋厭氧氨氧化菌的脫氮特性將整個富集培養過程分為4個階段：菌體自溶階段(1~15 d)、活性遲滯階段(16~152 d)、活性提高階段(153~183 d)與穩定運行階段(184~192 d).
2.1.1 菌體自溶階段(1~15 d)
反應器水力停留時間(HRT)設置為24 h, NH4+-N與NO2--N的起始濃度均為110 mg·L-1, 歷經15 d, 完成菌體自溶期.如圖 2所示：出水NH4+-N的濃度高于進水, 對NH4+-N的去除率為負值, 但隨著反應器的運行, 進出水NH4+-N的濃度差逐漸減小至零; 對NO2--N的去除率明顯下降, 僅經過8 d, 就由第1 d的84.44%降至24.25%;該階段幾乎沒有NO3--N生成.出現該現象的原因是：剛進入反應器的菌體不適應新環境自溶釋放出有機氮, 進而被分解成NH4+-N, 而厭氧條件下, 唯一消耗NH4+-N的海洋厭氧氨氧化菌數量極少, 活性極弱, 使NH4+-N的消耗量小于生成量; 在接種污泥中存在著分布廣泛的異養反硝化菌, 它們以死亡的菌體作為有機碳源, 將NO2--N與NO3--N轉化成N2, 使出水NO2--N與NO3--N的濃度下降.在8~15 d, 對NO2--N的去除速率較1~8 d平緩, 可能是菌體已適應新環境, 自溶作用減弱, 釋放的有機碳減少, 使反硝化菌活性下降, 對NO2--N與NO3--N的轉化速率下降.第15 d, 對NO2--N的去除率已降至10.78%, 此時出水NH4+-N的濃度為116.10mg·L-1, 低于進水, 對NH4+-N的去除率為0.6%, 開始出現正值, 這標志著菌體自溶階段結束.
圖 2 富集培養期間反應器主要指標變化
該階段n(NO2--N)：n(NH4+-N)為負值, 且波動很大, 只有少數幾天出現正值情況; n(NO3--N)：n(NH4+-N)很小, n(NH4+-N)：n(NO2--N)：n(NO3--N)未呈現一定的規律, 與理論比(1：1.32：0.26) 相差甚遠, NRRNH4+-N為負值, 表明此階段海洋厭氧氨氧化菌活性極低, 幾乎為零, 異養反硝化菌占反應器主體.出水pH為8.03~8.34, ΔpH為0.48~0.81, 差值較大, 這是由于該階段反硝化作用強烈, 產生大量堿度的緣故.進水ORP為-25~-31 mV, 出水ORP值為-59~-79 mV, 波動大.該階段污泥仍為黑色泥狀, 且污泥表現出來的特性與淡水厭氧氨氧化菌富集培養過程表現出來的特性一致.
2.1.2 活性遲滯階段(16~152 d)
如圖 2所示：16~50 d, NH4+-N的去除率不穩定, 波動很大, 甚至出現負值情況, 但大多數情況下為正值, 且去除率很低; 期間NH4+-N去除率最大值出現在第37 d, 為16.61%, 到第50 d, 去除率僅為1.35%;NO2--N的去除率總體呈下降趨勢, 第16 d, 去除率為13.05%, 第47 d, 去除率降至1.63%;該階段有少量NO3--N生成, 平均生成量為0.77 mg·L-1.這是由于NH4+-N的去除僅僅依賴海洋厭氧氨氧化菌的作用, 但該菌數量少, 活性低, 且該階段依然存在菌體自溶現象, 導致NH4+-N的去除率低且不穩定; 對NO2--N的去除依賴海洋厭氧氨氧化菌與異養反硝化菌的共同作用, 該階段異養反硝化菌仍占優勢, 因此對NO2--N的去除貢獻最大的反應依然是反硝化反應, NO2--N去除率下降標志著反硝化菌活性下降. n(NH4+-N)：n(NO2--N)：n(NO3--N)波動大, 未呈現一定的規律, 且n(NO2--N)：n(NH4+-N)與n(NO3--N)：n(NH4+-N)均小于理論值, 這可能是異養反硝化菌將NO3--N轉化成NO2--N, 減少了NO2--N的凈消耗量與NO3--N的生成量, 造成NO2--N的累積. NRRNH4+-N平均值為0.005 4 kg·(m3·d)-1, 很低且波動大, 有時甚至出現負值, 表明海洋厭氧氨氧化菌活性及其微弱.出水pH為7.7~8.0, 較自溶期有所下降.到第50 d, NH4+-N和NO2--N的去除率分別降至1.35%與2.62%, 可能是進水基質濃度(NH4+-N與NO2--N均為110 mg·L-1)過高對海洋厭氧氨氧化菌的活性產生抑制所致.該過程初步表明海洋厭氧氨氧化菌對高濃度的進水基質較敏感, 基質濃度過高不利于海洋厭氧氨氧化菌的富集培養.
考慮到高濃度基質對菌的抑制作用, 從第51 d開始, 按海洋厭氧氨氧化反應方程式中NH4+-N與NO2--N的消耗比(1：1.32) 配水, 并將進水NH4+-N與NO2--N的濃度分別降至80mg·L-1與105.6mg·L-1.如圖 2所示：反應剛開始, NH4+-N與NO2--N的去除率均略微升高(3%左右), 但并未出現持續升高現象, 而是有明顯波動, 但總體呈小幅度上升趨勢, 第82 d, NH4+-N與NO2--N的去除率分別為22.88%與11.15%;且該階段有明顯的NO3--N生成, 平均生成量為1.51mg·L-1. n(NO2--N)：n(NH4+-N)基本高于1.32, 而n(NO3--N)：n(NH4+-N)基本低于0.26, 且波動均較大, 表明反硝化菌與海洋厭氧氨氧化菌對NO2--N的總消耗量大于反硝化作用NO2--N的生成量. NRRNH4+-N波動變小, 且有升高的趨勢, 但基本都在0.01 kg·(m3·d)-1以下.出水pH為7.7~7.9, ORP值為-38~-46 mV, 均比高基質濃度的波動范圍小, 說明降低進水基質濃度有利于海洋厭氧氨氧化菌的富集.
淡水厭氧氨氧化菌活性提高的方法有兩個, 一是提高反應基質的濃度; 二是縮短水力停留時間(HRT).因為海洋厭氧氨氧化菌在遲滯期初期就初步顯示了對較高濃度基質敏感性的特點, 所以本試驗考慮用第二種方法提高菌的活性.在第82 d, 將HRT由24 h縮短到10 h, 其余條件不變.如圖 2所示：NH4+-N去除率只是略微上升, 但隨后并未出現預期的持續上升現象, 而是出現明顯波動, 且呈下降趨勢, 到第107 d, 去除率降至7.66%, 猜想可能是HRT縮短使反應器中氮容積負荷(NLR)過高, 對海洋厭氧氨氧化菌產生較大沖擊, 使脫氮效果變差.隨后NH4+-N去除率略微上升, 到117 d, 升至13.73%;第82~111 d, 對NO2--N的去除率基本在10%以下, NO3--N生成量在1mg·L-1以下; 隨后NO2--N的去除量與NO3--N生成量總體呈上升趨勢, 到117 d, NO2--N去除率升至23.61%, NO3--N生成量為4.64 mg·L-1.該階段NRRNH4+-N波動大[0.003 4~0.051 kg·(m3·d)-1], 但總體呈先升高后降低, 隨后又升高的趨勢, 第117 d, NRRNH4+-N為0.027 kg·(m3·d)-1.該階段初步表明海洋厭氧氨氧化菌抗氮容積負荷的沖擊能力差, 對HRT變化較敏感.
第118 d, 保持HRT不變, 將進水NH4+-N與NO2--N的濃度分別降至50 mg·L-1與66 mg·L-1, 通過降低基質濃度來緩解高NLR對海洋厭氧氨氧化菌的沖擊影響.如圖 2所示：反應前期NH4+-N的去除率逐漸升高, 到122 d, 升至36.79%, 隨后去除率逐漸下降, 僅經過4 d, 就降至1.6%, 最后又略微升高, 第131 d, 去除率為16.52%;NO2--N去除量和NO3--N的生成量與NH4+-N的變化一致. NRRNH4+-N仍波動較大[0.001 7~0.046 kg·(m3·d)-1], 說明此時海洋厭氧氨氧化菌活性仍不穩定, 依然處于活性遲滯階段.該現象表明短HRT造成的高NLR會對海洋厭氧氨氧化菌的活性產生抑制, 且不能通過降低基質濃度的方法消除.因此, 第132 d保持進水基質濃度不變, 將HRT重新延長至24 h, 如圖 2所示：第132~143 d, NH4+-N與NO2--N的去除率總體升高, 143 d, 分別升至36.79%與14.57%, NRRNH4+-N由0.009 2 kg·(m3·d)-1升至0.016 kg·(m3·d)-1, 隨后NH4+-N與NO2--N的去除率均下降, 到152 d, 分別降至4.8%與4.64%, NRRNH4+-N由0.011 kg·(m3·d)-1降至0.002 8 kg·(m3·d)-1, 從153 d開始, NRRNH4+-N持續上升, 這標志著菌體遲滯期結束.
海洋厭氧氨氧化菌富集培養過程中活性遲滯時間為137 d, 占整個富集培養時間的2/3以上. Yu等用厭氧污泥富集培養淡水厭氧氨氧化菌時, 活性遲滯時間為30 d; Tang等用UASB反應器富集培養淡水厭氧氨氧化菌的遲滯期為29 d; Wang等用好氧硝化污泥富集培養淡水厭氧氨氧化菌時, 遲滯期僅有20 d.由此可見, 海洋厭氧氨氧化菌富集培養過程中活性遲滯時間要遠長于淡水厭氧氨氧化菌, 這使海洋厭氧氨氧化菌的富集培養更難.
2.1.3 活性提高階段(153~183 d)
從153 d開始, NH4+-N與NO2--N的去除率均持續升高, 第155 d, 去除率分別為11.76%與5.9%, 第164 d, 去除率分別為30.18%與32.93%, 第174 d, 去除率分別為70.9%與50.91%, 第183 d, 出水NH4+-N的濃度僅為0.37 mg·L-1, NO2--N的濃度僅為0.323 mg·L-1, 去除率分別升至99.47%與99.54%, 幾乎達到100%. NO3--N的生成量由0.668 8 mg·L-1升至14.11 mg·L-1; NRRNH4+-N由0.003 5 kg·(m3·d)-1升至0.069 kg·(m3·d)-1, 海洋厭氧氨氧化菌活性明顯提高.該階段n(NH4+-N)：n(NO2--N)：n(NO3--N)為1：1.15：0.23, 接近理論比(1：1.32：0.26) , 這標志著海洋厭氧氨氧化菌已完全取代異養反硝化菌, 成為反應器的主體菌.出水pH為7.7~7.9, ORP為-37~-43 mV.
本試驗僅用30 d, NH4+-N與NO2--N的去除率就從7.19%與6.87%分別升至99.47%與99.54%, 活性提高期低于整個富集培養時間的1/6.賴瑋毅等歷經60 d才使淡水厭氧氨氧化菌活性顯著提高, Xing等用污水處理廠的活性污泥富集培養淡水菌時, 活性提高期為69 d.因此前者在活性提高階段比后者歷時短.
2.1.4 穩定運行階段(184~192 d)
第184 d, 將進水NH4+-N與NO2--N的濃度分別升至80 mg·L-1與105.6 mg·L-1, 如圖 2所示：NH4+-N去除率穩定上升, 從起初的75.52%提升到96.98%, 而NO2--N的去除率均穩定在85%以上, 最高去除率能達到98.4%. n(NH4+-N)：n(NO2--N)：n(NO3--N)為1：(1.2±0.2)：(0.22±0.06), 接近理論比(1：1.32：0.26) . NRRNH4+-N由0.062 kg·(m3·d)-1升至0.080 kg·(m3·d)-1, 出水pH為7.9~8.06, ORP為-49~-62 mV.
本試驗用黃海膠州灣的底泥, 經192d成功富集培養了海洋厭氧氨氧化菌, 在穩定運行期, NH4+-N與NO2--N的去除率分別為96.98%與95.66%. Gong等在富集培養淡水厭氧氨氧化菌時, 經120 d對NH4+-N與總氮的去除率就分別達到88.7%與83.77%;Chen等在UASB反應器中僅用40 d, 就實現了淡水厭氧氨氧化菌活性的顯著提高, 此時NRR為0.55 kg·(m3·d)-1; Wang等經61 d實現了淡水厭氧氨氧化菌的富集, 對NH4+-N與NO2--N去除率均能達到91%以上.由此可見, 海洋厭氧氨氧化菌的富集培養時間要遠長于淡水厭氧氨氧化菌, 但穩定運行時, 前者的脫氮效果更好.原因可能是海洋水體成分復雜, 含有眾多元素及少量有機質, 其中含有的某種成分對海洋厭氧氨氧化菌的脫氮產生促進作用, 具體原因還有待探究.
2.2 不同階段周期內反應器脫氮特性
海洋厭氧氨氧化菌的富集培養過程具有不同的階段特征, 為了比較4個階段沿程NH4+-N、NO2--N、NO3--N、pH與ORP的變化情況, 在第15、152、183與192 d, 每隔1 h測一次水樣, 看反應器內各個指標的沿程變化情況.如圖 3所示：在菌體自溶期, 反應器中NH4+-N的濃度沿程波動較大, 且未呈現一定的規律; NO2--N的濃度逐漸降低, 由109.31 mg·L-1降至97.53 mg·L-1, 變化較平緩, 去除量僅為11.78 mg·L-1; NO3--N生成量僅為0.23 mg·L-1, 此現象與菌體自溶作用有關; 遲滯期NH4+-N、NO2--N、NO3--N、pH與ORP沿程變化極平緩, 幾乎無變化, 這是由于海洋厭氧氨氧化菌的活性延遲所致; 在活性提高期與穩定運行期, NH4+-N與NO2--N的沿程變化可分為3個階段: ① 前5 h, 濃度下降較平緩, 可能是廢水的進入改變了反應器內的環境, 海洋厭氧氨氧化菌對新環境不適應使其活性發生延遲所致, 本試驗得出的菌活性延遲時間為5 h.于德爽等在研究淡水厭氧氨氧化菌富集培養時發現：由進出水導致的菌活性延遲時間僅為0.8 h, 王曉霞等在用2：1的好養短程硝化污泥與厭氧氨氧化污泥富集淡水厭氧氨氧化菌時, 發現該時間為2 h, 均小于5 h.由此可見, 海洋厭氧氨氧化菌抗水力沖擊能力更弱, 對新環境的適應能力遠小于淡水厭氧氨氧化菌. ② 5~19 h, 濃度下降迅速, 充分顯示出海洋厭氧氨氧化活性. ③ 19~24 h, 濃度下降平緩, 可能是反應器中NH4+-N與NO2--N的濃度較低, 低濃度基質滿足不了海洋厭氧氨氧化菌的生長需求, 使其活性降低, 對NH4+-N與NO2--N的去除速率下降.
圖 3 周期內不同階段各指標的變化情況
4個階段pH值均沿程不斷上升, 開始時, pH值分別為7.48、7.44、7.56、7.54, 周期結束時, pH值分別為8.02、7.55、7.83、8.06, ΔpH分別為0.54、0.11、0.27、0.52.由此可見：菌體自溶期與穩定運行期pH上升速率明顯快于活性遲滯期與活性提高期, 可能是這兩個階段的主體菌分別是具有高活性的反硝化菌與海洋厭氧氨氧化菌, 它們分別發生強烈的反硝化作用與厭氧氨氧化作用, 產生的堿度最多, pH上升速率最快; 在遲滯期, 反硝化菌活性低, 且厭氧氨氧化菌活性延遲, 因此遲滯期的pH值上升速率最慢. ORP值的變化情況與pH類似, 4個階段ORP值均沿程不斷下降, 由開始的-25、-23、-29、-28 mV分別降至-58、-29、-45、-62 mV, ΔORP分別為-33、-6、-16、-34 mV; 菌體自溶期與穩定運行期ORP下降速率明顯快于活性遲滯期與活性提高期, 其原理與pH值變化原理相同.
2.3 富集培養過程中污泥性狀的變化
污泥進入反應器之前為黑色泥狀[圖 4(a)], 帶有臭味, 經淘洗后接種到ASBR反應器, 運行51 d, 污泥由黑色變為黑褐色, 仍為泥狀, 未形成顆粒, 污泥沉降性能差; 51~83 d, 污泥由黑褐色泥狀變為褐色絮狀[圖 4(b)], 但污泥沉降性能依然很差; 第132 d, 反應器中開始出現隱隱約約暗紅色絮狀污泥; 132~173 d, 暗紅色絮狀污泥逐漸變成淺紅色小顆粒狀[圖 4(c)], 污泥沉降性能好; 在穩定運行階段, 污泥轉化為磚紅色大顆粒狀[圖 4(d)], 將此階段的污泥用10倍顯微鏡觀察, 如圖 5(a)所示：該污泥為磚紅色顆粒狀的圓球體, 內部有少量黑色物質, 結構緊密, 邊緣較光滑, 與文獻報道的成熟的厭氧氨氧化菌的形態類似.經掃描電鏡觀察, 該污泥是由大量的球狀菌經胞外多聚物黏聚而成菌團.因此, 同淡水厭氧氨氧化菌富集培養類似, 也可以用污泥性狀的變化來反映海洋厭氧氨氧化菌的富集情況.具體參見污水寶商城資料或http://m.xhxdt.com更多相關技術文檔。
圖 4 富集培養過程中污泥性狀的變化情況
圖 5 顆粒污泥的影像照片
3 結論
(1) 用黃海膠州灣的底泥, 經192 d成功富集培養了海洋厭氧氨氧化菌.富集過程分為4個階段：菌體自溶期(1~15 d)、活性遲滯期(16~152 d)、活性提高期(153~183 d)與穩定運行期(184~192 d).富集成功后, NH4+-N與NO2--N的去除率分別為96.98%與95.66%.
(2) 與淡水厭氧氨氧化菌富集培養相比, 海洋厭氧氨氧化菌的遲滯時間(137 d)較長, 占整個富集時間的2/3以上, 活性提高期(30 d)較短, 小于富集時間的1/6;且海洋厭氧氨氧化菌對基質濃度與HRT變化更敏感, 由進出水導致的菌活性延遲時間為5 h, 遠長于淡水厭氧氨氧化菌, 因此海洋厭氧氨氧化菌對新環境的適應能力更弱, 更難富集培養.
(3) 反應器運行過程中, 污泥逐漸由黑色泥狀變為褐色絮狀, 隨后變為暗紅色小顆粒狀, 在穩定運行階段, 污泥為磚紅色顆粒狀, 掃描電鏡觀察該磚紅色顆粒為表面光滑, 排列緊密、有類似火山口形狀的球狀菌相互黏聚而成的菌團.
