环境科学  2019, Vol. 40 Issue (12): 5430-5437   PDF    
引用本文
王嗣禹, 刘灵婕, 王芬, 季民. 溶解氧对悬浮与附着生长系统短程硝化反应的影响机制[J]. 环境科学, 2019, 40(12): 5430-5437.
WANG Si-yu, LIU Ling-jie, WANG Fen, JI Min. Effect of Dissolved Oxygen on Partial Nitrification of Suspended and Attached Growth Systems[J]. Environmental Science, 2019, 40(12): 5430-5437.
溶解氧对悬浮与附着生长系统短程硝化反应的影响机制
王嗣禹, 刘灵婕, 王芬, 季民     
天津大学环境科学与工程学院, 天津 300350
收稿日期: 2019-06-19; 修订日期: 2019-07-16
基金项目: 国家水体污染控制与治理科技重大专项（2017ZX07106）
作者简介: 王嗣禹(1993~), 男, 硕士研究生, 主要研究方向为污水自养脱氮, E-mail:wangsiyu9310@163.com
通信作者: 王芬, E-mail:wangfen@tju.edu.cn
摘要: 溶解氧（DO）是控制短程硝化的重要因素，其对不同的生物处理系统有不同的影响.本文研究了DO对悬浮污泥及生物膜系统短程硝化效果的影响，并利用高通量测序技术分析了微生物群落结构变化.结果表明，对于悬浮污泥系统，当DO从0.25 mg·L-1增加到0.50 mg·L-1时，氨氧化速率（AOR）从18.08 mg·（L·h）-1升高至30.27 mg·（L·h）-1；当曝气继续增加，DO达到3.00 mg·L-1，仅运行14 d，进水氨氮（NH4+-N）基本全部转化为硝酸盐氮（NO3--N），且通过降低DO来恢复短程硝化效果需77 d，恢复过程缓慢.对于生物膜系统，DO由2.50 mg·L-1上升到3.00 mg·L-1的过程中，AOR稳定在11.50~13.50 mg·（L·h）-1，当DO为3.00 mg·L-1时，80 d的运行结果显示，出水中氨氮与亚硝酸盐氮（NO2--N）的比值可长期稳定在1：1.2~1：1.7，基本满足ANAMMOX工艺进水要求.微生物群落结构分析结果表明，悬浮污泥系统在DO从0.25 mg·L-1增加到3.00 mg·L-1的过程中，主要氨氧化菌（AOB）菌属Nitrosomonas丰度由10.07%增长至18.64%.当DO为3.00 mg·L-1时，生物膜系统中Nitrosomonas菌属丰度与悬浮污泥系统相近为20.43%，且生物膜系统富集了0.78%的ANAMMOX菌属Candidatus_Kuenenia.综上，生物膜系统内DO的变化受曝气量影响较小，短程硝化效果受DO影响较小，短程硝化速率更稳定，更适合作为ANAMMOX脱氮工艺的前处理单元.
关键词: 短程硝化      溶解氧(DO)      生物膜      高通量测序      氨氧化菌     
Effect of Dissolved Oxygen on Partial Nitrification of Suspended and Attached Growth Systems
WANG Si-yu , LIU Ling-jie , WANG Fen , JI Min     
School of Environmental Science and Engineering, Tianjin University, Tianjin 300350, China
Abstract: Dissolved oxygen (DO) is an important factor in controlling the partial nitrification process, and it has different effects on different biological treatment systems. The effect of different DO on performances of the partial nitrification process in suspended and attached growth systems, and the changes of microbial community structure by high-throughput sequencing technology were all investigated. The results showed that for a suspended sludge system, the ammonia oxidation rate (AOR) increased from 18.08 mg·(L·h)-1 to 30.27 mg·(L·h)-1 when the DO increased from 0.25 mg·L-1 to 0.50 mg·L-1. The ammonia nitrogen (NH4+-N) in influent was completely changed into nitrate-nitrogen (NO3--N) after a 14-day operation; when the DO was kept at 3.00 mg·L-1, it needed 77 days to restore the short-cut nitrification effect by reducing DO. In the attached growth system, the AOR was maintained within a narrow range of 11.50-13.50 mg·(L·h)-1 when DO increased from 2.50 mg·L-1 to 3.00 mg·L-1. When DO was at 3.00 mg·L-1, the ratio of NH4+-N to nitrite nitrogen (NO2--N) in the effluent was maintained within 1:1.2 to 1:1.7 through investigating the results from an 80 day operation, and the ratio could meet the influent requirement of the anaerobic ammonium oxidation (ANAMMOX) process. Microbial community structure analysis indicated that the abundance of the Nitrosomonas genus belonging to ammonia-oxidizing bacteria (AOB) increased from 10.07% to 18.64% when the DO increased from 0.25 mg·L-1 to 3.00 mg·L-1 in a suspended sludge system; the abundance of the Nitrosomonas genus in the biofilm system was 20.43% and that of the Candidatus_Kuenenia genus was 0.78% when DO was 3.00 mg·L-1. Conclusively, the biofilm system could be used as a pretreatment unit for the ANAMMOX process, because the partial nitrification process was less affected by DO and the partial nitrification rate was more stable.
Key words: partial nitrification      dissolved oxygen (DO)      biofilm      high-throughput sequencing      ammonia-oxidizing bacteria     

厌氧氨氧化(ANAMMOX)工艺是一种高效、经济的自养脱氮工艺[1].工艺进水要求氨氮(NH4+-N)与亚硝氮(NO2--N)的理论质量比为1:1.32左右.为将ANAMMOX工艺成功应用于实际污水处理中, 须将进水中50%左右的NH4+-N部分氧化为NO2--N.目前, 控制溶解氧(DO)、温度、游离氨(FA)、游离亚硝酸(FNA)、污泥停留时间(SRT)等可以实现和维持NO2--N的积累[2~6].其中由于氨氧化菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB)对氧的亲和常数分别为0.3 mg ·L-1和1.1 mg ·L-1[7], 控制合适的DO水平, 可以有效抑制NOB生长, 实现短程硝化.

有研究表明, 对于悬浮污泥系统, DO控制在1.20 mg ·L-1以下可实现短程硝化. Chen等[8]在DO为0.30~0.50 mg ·L-1实现了较高的NH4+-N去除率和NO2--N积累；解庆林等[9]在DO为0.80~1.20 mg ·L-1的条件下实现了95%的NO2--N积累率；Cui等[10]在DO为0.10~0.60 mg ·L-1的条件下实现短程硝化.同时, 吴春雷等[11]也发现在DO为2.00~2.50 mg ·L-1条件下, 难以实现短程硝化.对于附着生长的生物膜系统, 可在较高的DO水平下实现短程硝化. Kong等[12]在DO为1.25 mg ·L-1的塑料填料生物膜SBR反应器中实现了短程硝化, 出水中NH4+-N:NO2--N长期维持在1:1；孙艺齐等[13]在DO为6.50 mg ·L-1的条件下实现了半短程硝化, 并认为其更适合处理NH4+-N为500 mg ·L-1以上的高氨氮废水.

虽然研究者们在通过控制DO浓度来抑制NOB生长[14~16], 以维持短程硝化系统长期稳定运行方面进行了研究, 但结果相差较大.之前的研究基本都需要通过严格控制DO以获得稳定短程硝化反应, 方可满足ANAMMOX工艺进水要求.然而由于DO的严格控制需要精准的曝气控制, 这增加了污水厂运行操作难度, 限制了短程硝化工艺的实际应用.

本文研究DO变化对悬浮与附着生长短程硝化工艺长期运行效果影响, 分析悬浮与附着生长工艺作为ANAMMOX工艺进水预处理单元的可行性, 并采用高通量测序技术对悬浮与附着生长短程硝化系统进行微生物群落结构分析, 以期为短程硝化工艺城市污水应用于ANAMMOX工艺进水预处理单元提供实践基础.

1 材料与方法 1.1 试验装置

本试验SBR装置为两套相同的有机玻璃圆柱体, 有效容积为8 L(内径24 cm, 高20 cm), 通过水浴控制反应器内的温度为(30±1)℃.生物膜反应器内装填涤纶和聚丙烯组成的螺旋纤维固定填料(比表面积5 000 m2 ·m-3), 填充率为50%.

1.2 接种污泥与试验用水

接种污泥取自天津某污水处理厂的二沉池回流污泥, 该污水厂采用A2/O工艺处理城市生活污水.接种污泥浓度(MLSS)为3 000 mg ·L-1.

本试验用水为人工配水, 向自来水添加适量的NH4Cl和NaHCO3, 进水主要水质指标为NH4+-N：(250±30)mg ·L-1、NO3--N：0~2 mg ·L-1、NO2--N：0~2 mg ·L-1、碱度(NaHCO3计)：2 000~2 500 mg ·L-1(控制pH为8.00~8.20).

1.3 装置启动与运行

两SBR装置运行参数如下：进水30 min, 反应12 h(期间曝气1 h, 闭曝1 h循环进行), 静沉60 min, 排水30 min.反应器体积交换比为50%.曝气过程中, 通过可调节空气流量的转子流量计[双环LZB-3WB(F)]改变曝气量大小调节DO浓度.

悬浮污泥SBR装置启动阶段控制曝气时DO为0.15~0.25 mg ·L-1, FA为25 mg ·L-1, 历时约20 d, 亚硝化率(NAR)达到90%以上, 短程硝化启动成功.

生物膜SBR装置启动阶段控制曝气时DO为0.80~1.40 mg ·L-1, 经12 d运行, NAR达到90%以上, 短程硝化启动成功.

1.4 常规分析项目及方法

进出水水样经0.45 μm滤膜过滤后, 取滤液采用国标方法测试[17]各项指标. NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法, 硝态氮(NO3--N)采用紫外分光光度法, NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法, 污泥浓度(MLSS)按重量法监测. DO采用便携式溶氧仪测定(HQ30d, HACH)、pH值采用在线设备检测仪(6309PDT, JENCO).总氮(TN)为NH4+-N、NO3--N与NO2--N的总和.

短程硝化的启动以亚硝化率(NAR, %)来表征NH4+-N转化为NO2--N的比例[18]：

(1)

式中, [NO2--N]和[NO3--N]分别为反应周期结束时, 反应器内NO2--N和NO3--N的浓度(mg ·L-1).

游离氨(FA, mg ·L-1)由下列公式计算,

(2)

式中, [NH4+-N]为反应器内NH4+-N的浓度(mg ·L-1), T为反应器内温度(℃), pH为混合液酸碱度.

以氨氧化速率[AOR, mg ·(L ·h)-1]来表示AOB的理论活性[19],

(3)

式中, NH4+-Ninf和TNinf分别为反应器进水的NH4+-N和TN的浓度(mg ·L-1), NH4+-Neff和TNeff分别为反应结束时反应器内的NH4+-N和TN的浓度(mg ·L-1), HRT为反应结束时的水力停留时间(h).

以亚硝酸盐氧化速率[NOR, mg ·(L ·h)-1]来表示NOB的理论活性[19],

(4)

式中, NO3--Ninf和TNinf分别为反应器进水的NO3--N和TN的浓度(mg ·L-1), NO3--Neff和TNeff分别为反应结束时反应器内的NO3--N和TN的浓度(mg ·L-1), HRT为反应结束时的水力停留时间(h).

1.5 微生物取样及测序流程

分别在运行第50 d(DO=0.25 mg ·L-1)、70 d(DO=0.50 mg ·L-1)和80 d(DO=3.00 mg ·L-1)的沉淀阶段取悬浮污泥样品, 运行第70 d(DO=3.00 mg ·L-1)沉淀阶段取反应器中部的挂膜填料作为生物膜样品.

采用CTAB方法提取各个样本的基因组DNA, 无菌水稀释样本至1 ng ·μL-1.使用带Barcode的特异引物(515F和806R)对16S rRNA V4区进行扩增, 使用New England Biolabs公司的Phusion® High-Fidelity PCR Master Mix with GC Buffer和高效高保真酶进行PCR.

使用TruSeq® DNA PCR-Free Sample Preparation Kit建库试剂盒进行文库构建, 构建好的文库经过Qubit和Q-PCR定量, 使用HiSeq2500 PE250(北京诺禾致源科技股份有限公司)进行测序.对所有样本的全部有效的Tags进行聚类, 默认以97%的一致性将序列聚类成为OTUs(operational taxonomic units), 对OTUs代表序列进行物种注释, 分析样品多样性以及群落结构.

2 结果与讨论 2.1 DO变化对悬浮生长污泥SBR系统短程硝化效果的影响 2.1.1 悬浮生长污泥SBR运行效果

在190 d内悬浮生长污泥SBR系统短程硝化的运行效果如图 1所示.从中可知, 在进水NH4+-N浓度为(250±30)mg ·L-1, 曝气阶段DO为0.25 mg ·L-1和0.50 mg ·L-1时, 系统NAR保持在89%以上, 短程硝化效果较好.在20~75 d的运行过程中, 反应出水中NO2--N为200 mg ·L-1左右, NH4+-N为20 mg ·L-1左右, 同时生成20 mg ·L-1左右的NO3--N.悬浮生长污泥系统的DO受曝气量变化影响大, 当曝气量从0.4 L ·min-1增长到0.6 L ·min-1, DO从0.25 mg ·L-1增加到0.50 mg ·L-1.当曝气量继续增加到0.8 L ·min-1时, DO上升到3.00 mg ·L-1, 此曝气条件下, 反应器NAR≥80%保持了7 d, 之后NO2--N累积量逐渐减少, NO3--N累积量逐渐增加, 14 d后出水几乎均为NO3--N, NO2--N积累现象消失.

图 1 悬浮污泥SBR系统中进出水中氮随DO的变化 Fig. 1 Changes of influent and effluent nitrogen with DO in a suspended sludge SBR system

系统转化为完全硝化系统后, 降低曝气量至0.8 L ·min-1, 进行短程硝化效果的恢复试验, 发现系统恢复短程硝化效果缓慢, 约77 d后NAR≥80%, 系统重新恢复为短程硝化系统.可见, 悬浮生长的短程硝化系统DO受曝气量影响较大, 曝气量小幅增加, DO就会急剧上升, 系统会转化为完全硝化系统, 并且恢复短程硝化效果的时间较长, 若其作为ANAMMOX的前处理工艺需要对曝气量及系统内DO进行严格监控.

2.1.2 悬浮生长污泥SBR在不同曝气量的DO工况下一周期运行效果

对曝气量分别为0.4 L ·min-1(DO=0.25 mg ·L-1)、0.6 L ·min-1(DO=0.50 mg ·L-1)和0.8 L ·min-1(DO=3.00 mg ·L-1)时(以硝化反应结束前的曝气阶段DO计)的一个典型SBR周期内的氮指标及pH、DO进行监测, 结果如图 2所示.

图 2 在不同曝气量的DO工况下, 一个周期内悬浮生长污泥系统出水氮及pH、DO变化 Fig. 2 Changes of nitrogen, pH, and DO in effluent of a suspended sludge system in one cycle with different DO from different aeration rate

当曝气量为0.4 L ·min-1(DO=0.25 mg ·L-1)时, 一周期反应器内NH4+-N由158 mg ·L-1降至57 mg ·L-1, 见图 2(a2).每小时平均AOR约为18.08 mg ·(L ·h)-1, NO2--N累积率达90%.闭曝阶段, 反应停止, 氮指标没有变化.在曝气阶段, 由于硝化过程消耗碱度, 导致该阶段pH随短程硝化反应的进行逐渐减小, 约下降了0.5, 见图 2(a1).通过图 2(a2)中氮指标的变化可得, 控制HRT为5 h, 可实现出水NO2--N:NH4+-N为1:1, 满足ANAMMOX进水要求.

当曝气量为0.6 L ·min-1(DO=0.50 mg ·L-1)时, 一周期反应器内NH4+-N由116 mg ·L-1降至19 mg ·L-1, 见图 2(b2).每小时平均AOR增加到30.27 mg ·(L ·h)-1, NO2--N累积率为90%左右, NOR从曝气阶段DO为0.25 mg ·L-1时的1.86 mg ·(L ·h)-1增长到3.96 mg ·(L ·h)-1左右.通过图 2(b1)可见, 当反应进行到6 h左右时DO自0.50 mg ·L-1突跃至7.00 mg ·L-1, 此时反应器内pH大约为7.0左右, 硝化反应结束. pH低于6.6时短程硝化反应被完全抑制[20], 原因可能为基质和碱度不足导致硝化反应停止.

当曝气量为0.8 L ·min-1(DO=3.00 mg ·L-1)时, 一周期反应器内NH4+-N由130 mg ·L-1降至20 mg ·L-1, 见图 2(c2).每小时平均AOR降至23.73 mg ·(L ·h)-1, 同时NO3--N由25 mg ·L-1上升至59 mg ·L-1, 每小时NOR升高至平均16.03 mg ·(L ·h)-1.通过图 2(c1)可见, 当反应进行到8.5 h时, DO浓度逐渐上升到5.00 mg ·L-1, pH降至7.0, 此时, 短程硝化反应停止. DO升高后, NO3--N累积到60 mg ·L-1, 随运行周期的增加, 其累积量越来越大, NAR逐渐降低, 短程硝化反应不能长期维持, 在DO升高14 d后悬浮生长SBR系统转化为完全硝化反应系统.

可见, 在DO为0.25~0.50 mg ·L-1, 悬浮生长的短程硝化污泥系统能够实现稳定的短程硝化反应, 但由于不同DO条件下AOR变化较大, 需要根据不同DO所对应的AOR水平, 进一步通过精确控制水中DO或HRT控制反应进程来满足ANAMMOX工艺的进水要求, 实现出水中NH4+-N:NO2--N达到1:1.32；DO为3.00 mg ·L-1时, 悬浮生长污泥系统逐步转化为完全硝化反应系统, 出水几乎均为NO3--N, 不能满足ANAMMOX工艺的进水要求.

2.2 DO变化对附着生长生物膜SBR系统短程硝化效果的影响 2.2.1 附着生长生物膜SBR运行效果

在100 d内附着生长生物膜SBR系统的短程硝化运行效果如图 3所示.在生物膜系统中, 曝气量变化引起的DO变化较小.当曝气量由0.8 L ·min-1增长到1.6 L ·min-1的过程中, DO仅由2.50 mg ·L-1增长到3.00 mg ·L-1.并且由图 3可知, 系统短程硝化反应速率和效果受曝气量及DO变化的影响很小, 在进水NH4+-N浓度为(250±30)mg ·L-1时, 曝气阶段DO为2.50~3.00 mg ·L-1时, 附着生长生物膜SBR系统的出水NO2--N稳定在100~150 mg ·L-1左右, 生成NO3--N的浓度为10 mg ·L-1, 出水NO2--N与NH4+-N的比值稳定在1.2:1~1.7:1.通过对反应器运行80 d的监测, 结果表明在DO为2.50~3.00 mg ·L-1的工况下, 生物膜工艺运行稳定, 基本可满足ANAMMOX工艺的进水要求[21].

图 3 附着生长生物膜SBR系统中进出水中氮随DO的变化 Fig. 3 Changes of influent and effluent nitrogen with DO in a biofilm SBR system

生物膜法因其独特的微生物种类梯度有利于形成适合的基质浓度梯度, 从而可以增强对DO的抗冲击性能, 并可以保护对DO敏感的微生物不受氧冲击损失和抑制[22], 在增加曝气量过程中, 系统中DO水平更加稳定, 且AOB活性稳定, 反应速率均衡, 可以省去DO精确调节控制的工作.

2.2.2 附着生长生物膜SBR在不同曝气量的DO工况下一周期运行效果

对曝气量分别为0.8 L ·min-1(DO=2.50 mg ·L-1)、1.2 L ·min-1(DO=3.00 mg ·L-1)和1.6 L ·min-1(DO=3.00 mg ·L-1)时, 一个典型SBR反应周期内出水氮及pH、DO进行监测, 结果如图 4所示.

图 4 在不同曝气量的DO工况下, 一个周期内附着生长生物膜系统出水氮及pH、DO变化 Fig. 4 Changes of nitrogen, pH, and DO in effluent of the biofilm system in one cycle with different DO from different aeration rate

曝气量由0.8 L ·min-1增加至1.2 L ·min-1时, 反应器内曝气阶段DO由2.50 mg ·L-1增长到3.00 mg ·L-1左右, 继续增加曝气量到1.6 L ·min-1的过程中, DO一直维持在3.00 mg ·L-1左右, 见图 4(a1)、4(b1)和4(c1).当曝气量为0.8 L ·min-1(DO=2.50 mg ·L-1)时, 一周期反应器内的NH4+-N由155 mg ·L-1降至95 mg ·L-1, 见图 4(a2)；当曝气量为1.2 L ·min-1(DO=3.00 mg ·L-1)时, 一周期反应器内的NH4+-N由151 mg ·L-1降至83 mg ·L-1, 见图 4(b2)；当曝气量为1.6 L ·min-1(DO=3.00 mg ·L-1)时, 一周期反应器内的NH4+-N由135 mg ·L-1降至64 mg ·L-1, 见图 4(c2).曝气量变化过程中每小时平均AOR始终保持在11.50~13.50 mg ·(L ·h)-1, 并未出现像悬浮污泥系统中AOR随DO的升高而急剧变化的现象, 且NOR始终低于1.20 mg ·(L ·h)-1, NOB的活性在整个过程中始终被抑制.

与悬浮生长污泥系统相比, 附着生长的生物膜系统由于生物膜氧传质效率的原因使得AOR较低[22], 但十分稳定.经100 d运行结果发现, 在DO为2.50~3.00 mg ·L-1时, 出水中NH4+-N:NO2--N接近1:1.32, 基本满足ANAMMOX工艺的进水要求.总的来说, 附着生长系统对DO变化不敏感, 反应过程容易控制, 更适合作为ANAMMOX反应的前处理工艺.

2.3 不同DO条件下悬浮生长与附着生长系统的菌群分布特征

不同DO条件下, 悬浮生长污泥中相对丰度排名前30的微生物群落组成(属)相对百分比如图 5所示.悬浮生长污泥中氨氧化菌(AOB)的主要优势菌属为亚硝化单胞菌(Nitrosomonas)[23].在DO为0.25、0.50和3.00 mg ·L-1时, Nitrosomonas的丰度分别为10.07%、13.96%和18.64%, 当DO升高时, 其丰度逐渐升高. DO为0.25 mg ·L-1和0.50 mg ·L-1时, AOR从18.08 mg ·(L ·h)-1升高至30.27 mg ·(L ·h)-1, DO升高至3.00 mg ·L-1, AOR下降至23.73 mg ·(L ·h)-1, 说明DO增加虽有利于Nitrosomonas的增长, 但可能对AOB的活性有所抑制导致AOR下降.另有研究认为Hyphomicrobium菌属的丰度与硝化性能密切相关并成正相关的趋势[24].本研究中Hyphomicrobium丰度也呈现出与短程硝化效果有一定相关性.在DO为0.25、0.50和3.00 mg ·L-1时, 系统中Hyphomicrobium菌属的丰度分别为2.55%、3.02%和0.92%, 可以看出, DO低于0.50 mg ·L-1时, Hyphomicrobium菌属丰度增加, 短程硝化效果改善, 而当DO上升至3.00 mg ·L-1时, Hyphomicrobium丰度下降到0.92%, 短程硝化效果恶化, 系统转变为完全硝化系统.

图 5 不同DO情况下悬浮生长污泥微生物群落组成(属)相对丰度 Fig. 5 Relative abundances of microbial community composition at the genus level of suspended sludge under different DO conditions

由于曝气阶段DO为3.00 mg ·L-1时, 生物膜系统依然可维持短程硝化的效果, 然而悬浮生长污泥系统不可维持短程硝化, 因此比较了在该DO下两系统微生物群落分布的差异.当曝气阶段DO为3.00 mg ·L-1时, 悬浮污泥反应器与生物膜反应器中微生物群落组成(属)相对百分比如图 6所示.其中AOB菌属Nitrosomonas在悬浮污泥反应器与生物膜反应器中的相对丰度分别为18.64%和20.43%, 生物膜反应器中Nitrosomonas的丰度略高于悬浮污泥反应器, 但可能受限于生物膜中NH4+-N基质的传质效率, 生物膜系统的平均AOR仅为12.87 mg ·(L ·h)-1, 然而此时, 悬浮污泥系统平均AOR达到23.73 mg ·(L ·h)-1.

图 6 DO为3.00 mg ·L-1时, 悬浮生长与附着生长系统微生物群落组成(属)相对丰度 Fig. 6 Relative abundances of microbial community composition at the genus level of suspended sludge and biofilm systems under DO of 3.00 mg ·L-1

悬浮污泥反应器与生物膜反应器中均发现了Candidatus_Kuenenia, 其是一种ANAMMOX菌[25], 在悬浮污泥中的丰度仅为0.05%, 而在生物膜反应器中的丰度为0.78%, 可见生物膜环境更有利于ANAMMOX菌的增殖[26].

3 结论

(1) 悬浮污泥系统内DO水平受曝气量变化影响较大, 当曝气量由0.4 L ·min-1增加到0.6 L ·min-1时, DO由0.25 mg ·L-1增加到0.50 mg ·L-1, 且曝气量继续增加到0.8 L ·min-1时, DO会大幅上升至3.00 mg ·L-1.生物膜系统内的DO水平受曝气量变化影响较小, 曝气量由0.8 L ·min-1增长到1.6 L ·min-1的过程中, DO仅由2.50 mg ·L-1增长到3.00 mg ·L-1.

(2) 对于悬浮污泥工艺系统, DO从0.25 mg ·L-1增加到0.50 mg ·L-1时, AOR从18.08 mg ·(L ·h)-1升高至30.27 mg ·(L ·h)-1. DO达到3.00 mg ·L-1时, 仅14 d, 系统出水就全部转化为硝酸盐氮(NO3--N).通过降低DO进行恢复短程硝化效果, 恢复时间需77 d.对于生物膜工艺系统, DO由2.50 mg ·L-1上升到3.00 mg ·L-1的过程中, AOR稳定在11.50~13.50 mg ·(L ·h)-1, DO为3.00 mg ·L-1时, 80 d运行结果表明, 出水中氨氮与亚硝酸盐氮的比值可长期稳定在1:1.2~1:1.7.可见, 生物膜系统受DO变化影响小, 工艺运行稳定性高, 其更适合作为ANAMMOX的前处理单元.

(3) 对于悬浮污泥系统, AOB菌属Nitrosomonas丰度随曝气量增加而增加. DO为3.00 mg ·L-1时, 悬浮污泥系统和生物膜系统富集的Nitrosomonas菌属丰度接近, 分别为18.64%和20.43%. DO为3.00 mg ·L-1时, ANAMMOX菌属Candidatus_Kuenenia在悬浮污泥中的丰度为0.05%, 生物膜反应器中丰度为0.78%, 生物膜系统更有利于ANAMMOX菌的增殖.

参考文献
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