2017, Vol. 38
近年来随着厌氧氨氧化 (anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX) 工艺的发展，基于厌氧氨氧化反应的各种组合工艺日益受到研究者的关注.亚硝化作为厌氧氨氧化的前置反应，与全程硝化相比，亚硝化可减少25%的硝化需氧量和40%的反硝化碳源，污泥产量低，并且可减少反硝化池容积[1~4]，成为近几年新型生物脱氮工艺的研究热点.硝化过程由氨氧化菌 (AOB) 和亚硝酸盐氧化菌 (NOB) 共同作用完成，可通过不同控制因素促进AOB的增长抑制NOB生长来实现亚硝化反应的稳定运行[5, 6].
目前研究发现控制pH[7~9]、溶解氧 (DO)[10~13]、温度[14~16]、游离氨 (free ammonia, FA)[17]、污泥龄[18, 19]、水力停留时间[20]等因素可实现部分亚硝化.虽然关于部分亚硝化启动的研究很多，但除SHARON工艺外，单因素控制很难长久地维持亚硝化系统的稳定性[21~26].因此探究如何维持亚硝化系统的稳定性及控制其出水氨氮与亚硝氮的比值满足ANAMMOX反应的基质要求具有重要意义.
本试验分别通过控制DO、FA和控制DO、游离亚硝酸 (free nitrous acid, FNA) 两种不同抑制策略对实现部分亚硝化系统稳定运行的可行性及优缺点进行研究，以期为部分亚硝化系统稳定运行的工艺参数提供参考.并采用荧光原位杂交技术对接种污泥及反应器活性污泥中硝化菌的数量进行检测，依此判断不同运行条件下部分亚硝化系统污泥中微生物的生态特征，从微生物角度佐证两种不同抑制策略均可实现淘汰NOB，富集AOB的目的.
1 材料与方法 1.1 试验装置与运行试验采用两个相同的SBR反应器，分别命名为R1、R2，反应器由普通玻璃制成，内径18.0 cm，高30.0 cm，有效容积4.5 L. R1采用低DO和高FA控制反应系统运行，R2采用低DO和高FNA控制反应系统运行.反应温度为35℃±1℃，水力停留时间 (HRT)24 h，污泥停留时间 (SRT)10~15 d，运行周期为8 h，稳定运行时进水、沉淀、排水、闲置时间分别为360、30、10、5 min.通过气体流量计控制曝气量继而控制DO.
1.2 试验用水及接种污泥反应器运行期间采用人工配制进水，R1进水组分见表 1，微量元素溶液组成见表 2. R2进水中不添加COD，并根据其出水pH值确定进水中NaHCO3的浓度，其余组分与R1相同.接种污泥均取自西安市第四污水处理厂好氧区末端.
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表 1 试验废水组分 Table 1 Wastewater composition |
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表 2 微量元素组分 Table 2 Microelement composition |
1.3 分析方法 1.3.1 常规指标分析
本研究中，NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法；NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法；NO3--N采用紫外分光光度法；DO：梅特勒便携式溶氧仪；pH：雷磁PHS-3C型pH计；MLSS和MLVSS采用重量法；FA和FNA浓度按式 (1)~(2) 计算[26]：
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(1) |
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(2) |
用氧吸收速率 (OUR) 法表征硝化菌的活性[27].硝化菌的OUR由基质氧化和内源呼吸的耗氧两部分组成.测定方法如下：取1 L污泥混合液，在35℃±1℃条件下充分曝气 (2 h).曝气结束后，将其分别置于两个500 mL广口瓶中搅拌，记录一定时间内DO随时间的变化情况，由此测得微生物内源氧消耗速率 (OUR).其中一份加入NaNO2溶液 (NO2--N浓度为30 mg ·L-1)，记录DO变化，测得亚硝酸盐吸收速率 (NUR).另一份污泥样品中加入NH4HCO3溶液 (NH4+-N浓度为20 mg ·L-1) 和0.02 mol ·L-1的NaClO3(抑制NOB参与NO2--N的氧化过程)，记录DO变化，测得氨吸收速率 (AUR).试验结束后，分别测量MLVSS，计算硝化菌的活性.
1.3.3 荧光原位杂交 (fluorescent in situ hybridization, FISH)样品预处理：取反应器活性污泥2 mL，离心 (10 000 r ·min-1)5 min，去上清液，加入1×PBS缓冲溶液1 mL重悬，重复操作两次后，加入1 mL的4%多聚甲醛溶液重悬，放置4℃下固定3 h，使细胞形态固定.然后离心，倾去上清液，加入1×PBS缓冲溶液1 mL离心5 min，洗去多余的多聚甲醛溶液重复操作3次.最后，分别加入体积比为1 :1的1×PBS缓冲溶液和无水乙醇，摇匀置于-20℃保存.
脱水和杂交：取由4%多聚甲醛固定后的污泥样品，均匀涂抹于经酒精清洗过的载玻片上，至少取3个平行样，干燥后的样品依次用50%、80%、95%的乙醇溶液各浸泡3 min对细胞进行脱水，取出后风干.配2 mL杂交缓冲液 (SDS 10%，Tris-HCl 1 mol ·L-1，NaCl 5 mol ·L-1，去离子甲酰胺，ddH2O).将无菌水配置成的25 ng ·μL-1的探针与杂交缓冲液按体积比1 :8混合成探针使用液，用锡箔纸包好放入46℃中预热5 min.将剩余的杂交缓冲液遍布在杂交管内折好的吸水纸上，目的是让样品在杂交过程中始终处于杂交缓冲液的潮湿环境中，将固定好样品的载玻片放入杂交管中，在46℃中放置数分钟.取9 μL均匀滴入载玻片上的污泥试样中，然后将载玻片迅速移回杂交管中在46℃中避光杂交2~3 h.杂交结束后，将载玻片快速放入预热后的淋洗缓冲液 (SDS 10%，Tris-HCl 1 mol ·L-1，NaCl 5 mol ·L-1，ddH2O) 中，46℃水浴10 min后用4℃冰水冲洗样品，于黑暗中自然风干.经过风干的样品封片后使用激光共聚焦显微镜 (Leica TCS SP8) 进行观察.
试验所用探针：总细菌、总AOB和总NOB分别采用EUBmix、AOBmix和NOBmix；氨氧化菌和亚硝酸氧化菌优势菌群采用Nsm156、Nsv443、Nit3、Ntspa662，可分别探测亚硝化单胞菌 (Nitrosomonas)、亚硝化螺旋菌 (Nitrosospira)、硝化杆菌 (Nitrobacter) 和硝化螺旋菌 (Nitrospira)，以上4种细菌为目前已知的城市污水生物硝化可能的优势种群.各种探针的详细信息见表 3.
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表 3 荧光原位杂交试验中检测硝化菌所用的探针 Table 3 Probes for nitrifying bacteria in FISH |
2 结果与讨论
反应器R1共运行了200 d，分为富集培养 (72 d) 和抑制 (128 d) 两个阶段.反应器R2运行208 d，富集培养71 d，选择抑制137 d.富集培养是为了提高污泥中AOB和NOB的浓度，以保证在抑制阶段也能获得较高的氨氧化速率.选择抑制阶段的目的则是采用多重抑制手段达到淘汰NOB，使AOB成为优势菌属.
在富集培养阶段，通过逐步延长进水时间的方式提高进水NH4+-N 浓度，进水时间随进水浓度变化见表 4.当进水NH4+-N 浓度逐渐提高时，采用瞬时进水会导致进水结束时NH4+-N 浓度过高，如果此时反应器内混合液的pH较高，将引起FA对硝化菌的抑制[26, 36].因此，为控制进水结束点NH4+-N 浓度为30 mg ·L-1左右，根据进水NH4+-N 浓度逐渐延长进水时间，最终采用连续进水 (Feed-batch) 的方式. R2采用与R1相同的进水方式，以避免硝化菌受基质抑制，为硝化菌提供良好的生长环境，达到快速富集硝化菌的目的.不同之处在于富集培养过程中，R1需同时保证出水NH4+-N 及NO2--N浓度处于较低水平，而R2在仅保证出水氨氮浓度处于较低水平的条件下，快速将进水NH4+-N 浓度提升至1 000 mg ·L-1，并在此高氨氮浓度下连续运行.
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表 4 反应器进水时间变化 Table 4 Feeding time changes of the two reactors |
2.1 反应器运行及处理效果
在富集培养阶段，进水氨氮浓度从25 mg ·L-1逐步提高到1 000 mg ·L-1，同时控制DO为2~3 mg ·L-1，SRT为15 d. 图 1和图 2为反应器R1及R2连续运行效果.由图 1(a)、图 1(b)可知随着进水氨氮浓度的增加AOB、NOB同时增长，NH4+-N 及NO2--N的去除率可达到99%以上，出水NH4+-N 及NO2--N浓度分别稳定在2 mg ·L-1和1 mg ·L-1以下，反应器进行完全硝化反应，此过程共持续72 d.反应器R2启动初期，进水氨氮浓度较低而溶解氧浓度较高，NH4+-N 及NO2--N的去除率达98%以上，出水NH4+-N 及NO2--N浓度分别稳定在1 mg ·L-1和0.2 mg ·L-1以下，反应器处于完全硝化，AOB和NOB均呈优势生长.随着进水氨氮负荷的快速提高，从第9 d开始，出水NO2--N开始积累，到第22 d时，进水NH4+-N 浓度为750 mg ·L-1，出水NO2--N浓度达415 mg ·L-1，此时FNA浓度达到0.14 mg ·L-1，远远超过FNA对NOB的抑制阈值 (0.023 mg ·L-1)[37].由于FNA对NOB的抑制作用，导致NOB的活性持续降低，出水中的NO2--N浓度进一步升高，反应器平均NO2--N积累率达60%以上[如图 2(b)].此时较高浓度的FNA是造成NO2--N积累的主要因素，在其他条件不变的情况下，系统在FNA的抑制作用下实现了稳定的NO2--N积累.
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(a) 进、出水 NH4+-N 、NO2--N、NO3--N历时变化；(b) 进水氨氮负荷、亚硝氮生成率、硝氮生成率历时变化；(c) 反应器内FA和FNA浓度及出水pH历时变化 图 1 R1反应器运行效果 Fig. 1 Performance of R1 |
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(a) 进、出水 NH4+-N 、NO2--N、NO3--N历时变化；(b) 进水氨氮负荷、亚硝氮生成率、硝氮生成率历时变化；(c) 反应器内FA和FNA浓度及出水pH历时变化 图 2 R2反应器运行效果 Fig. 2 Performance of R2 |
在抑制阶段，在保证其他条件不变的条件下，减小反应器R1的曝气量，控制DO为1~2 mg ·L-1.由于AOB对氧的亲和力大于NOB[38, 39]，溶解氧优先被AOB利用，出水NH4+-N 浓度基本维持不变，而NO2--N浓度逐渐升高，至78 d时，出水NO2--N浓度为184.27 mg ·L-1，对应的FNA浓度达到0.14 mg ·L-1，超过FNA对NOB抑制的阈值[29]，此时反应器中的NOB受DO和FNA的双重抑制，导致NOB的活性持续降低，出水中NO2--N浓度积累. 85 d后，继续减小曝气量，控制DO在1 mg ·L-1以下，此时，AOB受到DO的限制，活性减小，出水NH4+-N 浓度逐渐升高、pH值升高，对应的FNA浓度大幅降低，而FA浓度快速升高，至90 d时，FA浓度已远超过FA对NOB抑制阈值 (40 mg ·L-1)[40]，而FNA的浓度则在其相应的抑制浓度附近[图 1(c)]，此时，NOB主要受到DO和FA的双重抑制[图 1(a)]，出水中NH4+-N /NO2--N接近1，部分亚硝化过程实现.对于反应器R2，随着系统的运行，NO2--N积累率开始下降，出水NO2--N浓度降低，NO3--N浓度升高，第69 d时NO2--N积累率下降至44%，这说明NOB对FNA所产生的抑制作用具有适应性.为保证稳定的NO2--N积累，在其他条件不变的情况下，反应器运行至71 d时，减小曝气量，控制DO.此时，虽然AOB对氧的亲和力大于NOB，但在较低溶解氧的条件下，AOB的增长也受到限制，氨氮的氧化速率减小，导致出水NH4+-N 浓度逐渐增大、pH值升高.为防止pH升高诱发FA对AOB的抑制，改变进水NH4+与HCO3-比例，以保证系统pH维持在7.0左右.此时，在FNA和DO的双重抑制作用下[图 2(c)]，NOB活性受到抑制，系统NO3--N生成率逐渐下降，NO2--N积累率升高.运行至128 d时，系统出水NH4+-N 浓度为406.77 mg ·L-1，NO2--N浓度为578.74 mg ·L-1，而NO3--N浓度为25.17 mg ·L-1[图 2(a)]，部分亚硝化过程实现.
2.2 部分亚硝化系统中微生物活性图 3为试验期间两个反应器中污泥的SAUR与SNUR变化情况.反应器R1接种污泥的SAUR及SNUR相对较低，分别为3.15 mg ·(g ·h)-1(以NH4+-N 计，下同) 和4.88 mg ·(g ·h)-1(以NO2--N计，下同).随着富集培养的进行，硝化菌的活性逐渐增加，至72 d时，SAUR和SNUR均达到了最高值，较接种污泥分别提高了12.10和5.77倍.从72 d开始，随着DO的降低，AOB及NOB的活性均受到抑制，但AOB对氧的亲和力大于NOB[38, 39]，因此，NOB的活性受到显著抑制，NOB氧化亚硝氮的速率明显小于AOB氧化氨氮的速率，从而出现了亚硝氮的逐步积累.当DO降低到0.5~1 mg ·L-1，同时缩短SRT为10 d，加速淘汰NOB，系统NOB的活性进一步降低，到105 d时，SNUR降低至0.94 mg ·(g ·h)-1，减小96.66%；而SAUR则较系统最大活性减少45.33%，维持在20 mg ·(g ·h)-1左右.
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图 3 两个反应器中AOB和NOB的活性变化 Fig. 3 Changes in the activities of AOB and NOB in two reactors |
反应器R2运行9 d后，SAUR和SNUR从接种时的5.35 mg ·(g ·h)-1和5.30 mg ·(g ·h)-1增加到12.37 mg ·(g ·h)-1和13.40 mg ·(g ·h)-1.由于亚硝氮的积累，使得NOB的活性受到FNA的抑制作用，降至0.58 mg ·(g ·h)-1，而AOB的活性由于没有受到抑制作用仍呈增长趋势.随后，由于NOB对FNA抑制的适应，其活性逐渐恢复，最大增加到10.08 mg ·(g ·h)-1，而此时AOB的氨氧化活性为46.04 mg ·(g ·h)-1.从71 d开始，随着DO的降低，AOB及NOB的活性均受到抑制，但由于AOB对氧的亲和力大于NOB，NOB的活性受到显著抑制，NOB氧化亚硝氮的速率明显小于AOB氧化氨氮的速率，从而出现了亚硝氮的再次积累，与此同时，减少SRT加速对NOB的淘汰，系统NOB的活性进一步降低，到100 d时，SNUR已降低至1.51 mg ·(g ·h)-1，较最大活性减小88.71%；而SAUR则维持在45 mg ·(g ·h)-1左右，到138 d时NOB活性降至0.32 mg ·(g ·h)-1.
由此可见，经过抑制和淘汰，保留下来的几乎全是氨氧化菌，在反应器内获得了较高活性亚硝化污泥，实现了稳定的部分亚硝化.
2.3 部分亚硝化系统中AOB和NOB数量变化反应器运行期间采用FISH技术对活性污泥中AOB和NOB数量变化进行测定.两个反应器在启动初期、富集培养期、抑制后期活性污泥中硝化菌占总细菌数的百分比如表 5所示. R1、R2接种同一污水厂好氧区末端活性污泥，接种污泥中硝化菌总量约占总细菌数的4%.随着富集培养的进行，R1在72 d时硝化菌活性最大，对应的硝化菌数量也达到峰值，AOB的数量达到总细菌数的65.2%±1.23%，NOB达到16.77%±0.78%. R2在20 d时NOB数量最大，约占总细菌数的8.3%±0.88%，而AOB在136 d时数量最大，约占总细菌数的73.71%±1.58%.在抑制阶段，随着DO浓度的降低，NOB的增长受到抑制，其数量出现大幅下降.在抑制阶段后期，FISH检测结果显示几乎观察不到NOB的荧光信号，说明两个反应器中NOB几乎被完全淘汰，AOB成为优势菌群.
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表 5 污泥中硝化菌占总细菌数的百分比 Table 5 Percentage of nitrifying bacteria in total bacteria count of the sludge |
2.4 两种控制策略结果比较分析
以上试验结果表明，两种不同控制策略下都能实现部分亚硝化，出水水质均可满足厌氧氨氧化反应的进水要求.但由于两个反应器采用抑制策略不同，使得部分亚硝化实现过程中反应器的运行特性及系统中微生物活性均存在差异.
2.4.1 培养方式的异同分析由于硝化细菌的比增长速率小、世代周期长，因此，其在常规脱氮除磷污水处理厂活性污泥中所占份额较低 (4%~6%). R1采用的富集培养方式是在保证AOB和NOB生长均不受抑制的条件下，同时富集AOB和NOB.经过72 d的培养，AOB和NOB的数量和活性达到最大.而R2则是在仅保证出水氨氮较低的条件下，实现目标微生物 (AOB) 的富集.此过程中，逐渐积累的亚硝氮在较低pH的作用下形成大量FNA，对NOB产生抑制.因此，在富集培养阶段，AOB活性及数量的不断提高，NOB的活性及数量一直处于较低水平.
试验结果表明，尽管培养方式不同，但两个反应器中AOB数量和活性的最大值基本一致.这是因为两个反应器的进水氨氮负荷及运行方式相同，所以消耗等量基质所产生的细胞物质相同.且在两个反应器的富集培养阶段，AOB生长均未受到严重抑制，因此最大活性基本相同.然而，R1的富集培养期较R2长，究其原因可能是虽然两个反应器接种污泥中AOB和NOB数量基本相同，但R2的培养过程中仅考虑氨氮的去除情况，不断供给AOB生长所需的氨氮，AOB基本处于对数增长模式；而R1同时考虑氨氮和亚硝氮的去除效果，在氨氮优先利用氧得到降解后AOB要经历一段时间的饥饿时期，增长速度缓慢，因此在进水氨氮浓度从25 mg ·L-1提至1 000 mg ·L-1的过程中R1历时较长.
2.4.2 微生物活性的差异由于培养方式及抑制方式的不同，在部分亚硝化实现过程中，硝化菌的活性存在较大差异. R1和R2中AOB、NOB活性的初始值、最大值及稳定值，如图 4所示.从中可知，R1和R2的接种污泥均取自同一污水处理厂，二者初始硝化活性基本一致.经过富集培养，在进水氨氮负荷和运行参数相同的条件下，两个反应器中AOB活性均达到最大，且最大值接近.但由于R2在富集培养过程中FNA对NOB的抑制，其活性一直处于较低水平.因此，与未受到任何抑制的R1中的NOB相比，R2中的NOB的最大活性仅为R1中的47.59%.最后，当部分亚硝化实现并稳定运行时，两个反应器中NOB均受到抑制、淘汰，活性几乎为零.但由于R1采用低DO及高FA的双重抑制，使得AOB在高FA的作用下，活性也受到抑制，其活性最终稳定在20 mg ·(g ·h)-1(以NH4+-N 计) 左右，较最大氨氧化速率减少50%；而R2的抑制过程中，FNA的浓度多数情况下低于其对AOB的抑制浓度0.4 mg ·L-1，AOB活性未受到抑制，因此其氨氧化速率仍维持较高水平，与最大氨氧化活性基本保持一致.综上所示，通过两种不同的控制策略，R1及R2中NOB的活性均受到完全抑制，R1中AOB的活性减少约50%而R2中AOB仍具有较高的生物活性.
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图 4 R1和R2中AOB、NOB活性变化对比 Fig. 4 Comparison of the activities of AOB and NOB in two reactors |
经过前期适宜条件下的富集培养，两个反应器进水氨氮浓度达到1 000 mg ·L-1，AOB的活性均达到最大值；随后采取不同的双重控制策略后两个反应器在实现部分亚硝化后稳定运行的过程中，在稳定性方面存在较大差异，原因主要是在高氨氮负荷下运行的部分亚硝化反应，系统将同时出现高浓度的氨氮和亚硝氮，进而形成的高FA或高FNA会对AOB和NOB的活性产生不同的抑制作用.
R1反应器是在低DO和高FA的双重抑制作用下实现稳定的部分亚硝化，但当系统稳定运行时，AOB活性较低、FA浓度较高，系统存在AOB活性完全受抑制的隐患.当进水水质发生变化或曝气量减少等情况发生时，系统的稳定性很容易受到影响.一旦FA的浓度过高系统中AOB的活性将受到严重抑制，若不及时处理系统运行数天后将会出现AOB失活的现象.其次NOB对FA的抑制具有适应性，反应器长期运行后短程硝化会被破坏[41].试验后期，当R1运行至第201 d，由于系统曝气设备的故障，供氧量减小，使得反应器内氨氮氧化过程减弱，系统pH升高，FA浓度也随之升高.此时，在较高的FA下，AOB活性完全受到抑制，细菌受到毒害作用明显，仅在3 d时间内系统氨氧化活性急剧下降，镜检发现细菌菌落呈现黑色的斑点，细菌活性丧失，原有的平衡被打破，系统崩溃. FISH检测发现细菌形态突变，已无明显的菌落形态，可见这样的抑制过程难以恢复.
然而，在R2反应器中，由于采用的是低DO和高FNA的双重抑制方式，在部分亚硝化实现过程中AOB的活性并未受到抑制，即使出现系统水质变化或曝气量减少等情况，在较低pH条件下系统内的FA浓度不至太高，仅仅会限制氨氮的转化过程而不会对AOB的活性造成毒害作用，及时发现调整后反应系统恢复较快.另外，在部分亚硝化稳定运行期间，R2反应器中AOB的活性远高于R1反应器，较高的AOB活性使得系统能够承受一定范围内的进水水质变化和供氧不足造成的系统短暂的紊乱.最后，由于FNA浓度对AOB活性的抑制作用较低，即使系统内出现较高的FNA浓度也不会对目标微生物AOB造成太大的影响，系统运行较R1更稳定.
张昭等[42]在常温条件通过高FA (11.36 mg ·L-1)、FNA (0.033 mg ·L-1) 及低DO ( < 0.8 mg ·L-1) 联合抑制实现了部分亚硝化，出水NO2--N/NH4+-N 平均值为1.32，可为作为ANAMMOX反应进水，但其进水氨氮浓度较低.其次田智勇[10]在常温低氧条件下采用SBR反应器研究了部分亚硝化的运行特性，其研究发现通过控制DO、碱度与氨氮浓度的比值，可使反应器出水NO2--N/NH4+-N 接近ANAMMOX反应基质要求.碱度及pH控制部分亚硝化的实质是通过FN或FNA对AOB和NOB不同抑制作用来实现亚硝化.通过对比不同研究结果发现，高FA、FNA及低DO可在短时间内实现部分亚硝化.通过本试验对比发现低DO和高FNA双重抑制更有利于启动部分亚硝化系统及维持系统稳定性.
3 结论采用Feed-batch方式进水的两个SBR反应器，在DO为2~3 mg ·L-1，温度为35℃±1℃的条件下富集培养硝化菌，当进水氨氮浓度高达1000 mg ·L-1时，维持进水期间反应器内的NH4+-N 浓度始终在30 mg ·L-1左右，氨氮氧化率均可达到99%以上，无NO2--N积累.在进水氨氮负荷为1 kg ·(m3 ·d)-1的条件下，维持R1的pH为8.0左右、DO为0.5~1 mg ·L-1，通过FA和DO的双重抑制，反应器出水NO2--N平均浓度为466.45 mg ·L-1，NO2--N/NH4+-N 接近1. R2在进水氨氮负荷为1 kg ·(m3 ·d)-1时，在pH为7.0左右、DO为0.5~1 mg ·L-1的条件，通过FNA和DO的双重抑制实现了稳定的NO2--N积累，反应器出水NO2--N平均浓度为519.88 mg ·L-1，NO2--N/NH4+-N 接近1.07. FISH结果显示两种抑制策略均可淘汰NOB，富集AOB.虽然不同控制策略下实现的稳定亚硝化反应系统，通过合适的条件控制均能实现出水满足ANAMMOX进水基质所要求的NO2--N和NH4+-N 比值.但在微生物活性及系统稳定性方面存在较大差异.相比而言，低DO和高FNA双重抑制具有富集时间短，AOB活性高，运行稳定性强等优点，更有利于启动部分亚硝化系统及维持系统稳定性.
致谢: 感谢现场采样期间西安市第四污水处理厂工作人员的协助.| [1] | 张功良, 李冬, 张肖静, 等. 延时曝气对常温低氨氮SBR亚硝化影响及恢复[J]. 中国环境科学, 2014, 34(8): 1998–2002. Zhang G L, Li D, Zhang X J, et al. Research on the recovery strategy for nitrosation at room temperature[J]. China Environmental Science, 2014, 34(8): 1998–2002. |
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