2020, Vol. 41
2. 苏州科技大学天平学院, 苏州 215009;
3. 城市生活污水资源化利用技术国家地方联合工程实验室, 苏州 215009;
4. 江苏高校水处理技术与材料协同创新中心, 苏州 215009
2. College of Tianping, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China;
3. National and Local Joint Engineering Laboratory of Municipal Sewage Resource Utilization Technology, Suzhou 215009, China;
4. Jiangsu High Education Collaborative Innovation Center of Water Treatment Technology and Material, Suzhou 215009, China
颗粒污泥作为微生物自絮凝的一种特殊活性污泥形式, 结构致密、沉降性能好, 能够将目标菌群有效且大量地持留于连续流反应器中, 是一种高效的生物处理技术[1].基于亚硝化的全自养脱氮(completely autotrophic nitrogen removal over nitrite, CANON)颗粒污泥工艺, 颗粒空间结构可以为具有不同生长动力学属性的好氧氨氧化细菌(AOB)及厌氧氨氧化细菌(AMX)功能微生物提供不同的生态位分布, AOB分布于颗粒表面, AMX菌主要位于颗粒内部[2], 有利于好氧菌与厌氧菌之间的协作, 可有效降低不利条件对功能微生物的影响.CANON颗粒污泥独特的结构, 在单级反应器中即可实现亚硝化-厌氧氨氧化, 工艺结构简单、占地面积少、操控灵活, 在污水自养脱氮工艺选择中备受青睐[3].由于污泥培养过程中的颗粒化以及自养微生物之间的协同与稳定, 基于颗粒污泥的CANON工艺启动周期长、种泥稀缺、污泥培养难度大, 且因久置或储存、运输不当, 利用CANON颗粒污泥接种时, 也会由于部分功能微生物活性降低、失活或者微生物间的协同作用消失, 启动难度较大和耗时长[4].
CANON颗粒污泥工艺主要用于不含有机物的高浓度氨氮废水脱氮[5].在理想条件下, 工艺总氮理论去除率达89%, 产物中约有11%硝态氮[6], 往往难以满足现行日益严格的排放标准.在实际废水处理工程应用中, 即使经过前置处理去除有机物, 仍会有一定量的有机物进入生物脱氮环节.对于成熟的CANON颗粒污泥, 微生物在颗粒空间分布相对稳定, 有机物对CANON颗粒污泥脱氮效能以及微生物间的竞争与协同, 都会产生重要影响.若能在CANON体系内, 兼容有机物去除和脱氮的混合营养型厌氧氨氧化, 即可拓展工艺对废水水质的适应性, 也可充分利用污水内的资源, 深度脱氮.
在CANON颗粒污泥系统中, 有机物对微生物影响复杂, 涉及好氧异养菌、异养反硝化菌、AOB和AMX等微生物之间的竞争与协同.较高浓度有机物可提高亚硝化颗粒污泥中异养微生物(HeB)的活性, 使得系统中DO的消耗速率明显加快, 提高颗粒表面DO分布梯度, 有效抑制NOB活性[7].Chen等在无纺布生物转盘反应器中, 在有机物存在的条件下反应器内AOB和AMX菌共同完成CANON反应, 反硝化细菌以有机物为电子供体, 在单级限氧条件下, 同步去除氨氮和有机物, 氨氮去除率达到79%, TN去除率达到94%, 氮和COD的去除负荷分别达到0.69 kg·(m3·d)-1和0.34 kg·(m3·d)-1[8].基于单级全自养颗粒污泥脱氮体系, 耦合脱氮除碳或降低有机物对脱氮影响研究鲜见.
本研究利用实验室培养的CANON颗粒污泥进行机械破碎后接种, 探索全程自养脱氮污泥的快速启动模式, 并在颗粒成长及污泥厌氧氨氧化性能提升阶段, 添加有机物, 各类目标菌群在新的环境中竞争协作, 形成新的生态位分布, 研究具有一定同步脱氮除碳效能的混合营养型CANON颗粒污泥工艺的快速启动和效能, 并分析微生物群落结构的变化, 以期为处理低C/N比含氮废水提供新的思路.
1 材料与方法 1.1 实验装置和运行条件实验装置是由有机玻璃制成的气提内循环反应器(airlift internal-loop reactor, AIR), 反应器有效容积约为2 L (直径×高：80 mm×480 mm, 中心管径40 mm), 其结构如图 1所示.通过蠕动泵连续进水.反应器底部装有中置曝气装置, 通过气体转子流量计控制曝气量.反应器外层设恒温水浴夹层, 控制反应器水温在(33±2)℃, pH在7.7~8.1.
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1.配水箱; 2.蠕动泵; 3.曝气头; 4.气体流量计; 5.曝气泵; 6.恒温水浴锅; 7.水浴夹套; 8.溢流堰; 9.出水孔 图 1 实验装置示意 Fig. 1 Schematics of the experimental device |
反应器进水NH4+-N浓度保持在200 mg·L-1, 通过控制水力停留时间(hydraulic retention time, HRT), 联合调节进水氨氮负荷(ammonia nitrogen loading rate, ALR)和水力负荷, 控制中心管上升气速和DO浓度.反应器采用连续流方式运行, 将整个培养过程总共分为4个阶段, 如表 1所示.第Ⅰ阶段, 颗粒污泥被充分破碎后的亚硝化启动阶段, 促进颗粒化和亚硝化, HRT为2 h; 第Ⅱ阶段, 协同亚硝化与厌氧氨氧化调节HRT为1.7 h; 第Ⅲ阶段, 添加有机物(以乙酸钠为碳源), 促进各类微生物之间的协同, HRT维持1.7 h; 第Ⅳ阶段, 进一步提升进水有机物浓度和系统负荷, HRT缩短至1.5 h, 考察对CANON颗粒污泥脱氮效能的影响.
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表 1 反应器在不同运行阶段的操作条件 Table 1 Operating conditions of the reactor at different operational stages |
1.2 接种污泥与进水水质
反应器接种污泥为经过机械破碎后的老化的CANON颗粒污泥, 破碎前老化颗粒污泥平均粒径1.3 mm, 且结构完整, 但NOB增殖较为显著, 测定破碎前TN去除率16.41%, ΔNO3--N/ΔTN达到0.331.经破碎机机械破碎, 筛选粒径小于0.3 mm的污泥接种到气提内循环反应器中.接种污泥MLSS约为4.4 g·L-1, 污泥颜色呈现出浅红色.
反应器采用人工配制的无机氨氮废水, 以氯化铵为氮源, 通过投加碳酸氢钠调节pH, 其他组分还包括KH2PO4、MgSO4·7H2O和适量微量元素, 微量元素配方见文献[9].以乙酸钠作为有机碳源.
1.3 常规指标分析方法NH4+-N、NO3--N、NO2--N和TN浓度分别采用纳氏试剂分光光度法、紫外分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法和过硫酸钾氧化-紫外分光光度法测定; MLSS和MLVSS采用标准重量法测定[10]; 进出水pH采用梅特勒托利多FiveGo便携式pH计监测; DO浓度及温度都采用哈希HQ30d便携式溶解氧仪测定; 污泥形态通过OLYMPUS CX41型显微镜进行观测; 批次实验通过博迅BSD-YX2200恒温摇床.
提取各阶段污泥中的胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)采用甲醛-NaOH法[11], EPS主要包含蛋白质(PN)和多糖(PS)两种物质, 对PN和PS分别采用Lowry法和改进苯酚-硫酸法[12]测定.
1.4 批次实验为对颗粒污泥的活性进行评价, 从反应器中取10 mL颗粒污泥经过0.9%的生理盐水清洗去除多余基质之后, 在250 mL三角瓶中与90 mL基质溶液混合, 初始NH4+-N浓度维持在200 mg·L-1左右, 调节pH=8.将三角瓶置于恒温摇床中, 通过控制振荡速度来控制三角瓶中的溶解氧, 摇床温度维持33℃恒温.批次实验间, 间隔一定的时间, 定时取上清液测定NH4+-N、NO3--N、NO2--N和TN浓度, 并基于线性拟合, 分别计算NH4+-N比降解速率[q(NH4+-N)]、NO3--N比累积速率[q(NO3--N)]、NO2--N比累积速率[q(NO2--N)]和TN比降解速率[q(TN)], 单位g·(g·h)-1, 以MLVSS计.利用q(NH4+-N)、q(NO2--N)与q(TN)、q(NO3--N)及其相互关系分析颗粒污泥中AOB和AMX的协同作用[13].
1.5 微生物高通量测序分析在HRT稳定运行条件下反应器中多点采样混合后作为污泥样品, 采用FastPrep DNA提取试剂盒抽提基因组DNA.用16S rRNA基因引物338F(ACTCCTACGGGAGGCAGCAG)和806R(GGACTA CHVGGGTWTCTAAT)对细菌16S rRNA基因进行PCR扩增[14].使用AxyPrepDNA凝胶回收试剂盒(AXYGEN公司)切胶回收PCR产物, 由上海美吉生物医药科技有限公司完成对PCR扩增产物的高通量测序.
2 结果与讨论 2.1 反应器运行启动过程反应器启动和稳定运行过程变化如图 2所示.由于接种污泥老化, 总氮去除率仅16%左右, 且完全硝化程度较高, NOB丰度较高, 因此, 本研究在第Ⅰ阶段(1~26 d)旨在快速稳定系统亚硝化性能, 淘洗NOB, 维持稳定的污泥浓度.破碎后的污泥粒径小于0.3 mm, 污泥沉降指数(SVI30)约为7.67 mL·g-1, 由于AOB对氧的亲和力较NOB强, AOB氧饱和常数一般为0.2~0.4 mg·L-1, NOB为1.2~1.5 mg·L-1[15].该阶段采用低曝气限氧(好氧区DO约为0.5 mg·L-1, 缺氧区DO为0.15 mg·L-1左右), 降低曝气量, 减小反应器中心管上升气速, 防止细小污泥大量流失.此外, 由于CANON颗粒污泥破碎后, 原有的微生物立体分布构型被打破, 内层的厌氧氨氧化菌被暴露于好氧条件下, 降低DO可削弱对AMX菌的抑制.
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(a)NH4+-N浓度及去除率; (b)COD和NOx--N的变化; (c)TN去除; (d)MLSS和SVI30 图 2 运行期间反应器脱氮性能和污泥浓度的变化 Fig. 2 Performance of nitrogen removal and change in sludge concentration during operation |
反应器启动初期(前18 d), 细小污泥随着出水流失, 反应器内MLSS略有下降, 从4.4 g·L-1下降至4.3g·L-1, 氨氮的去除率下降.随着系统稳定, 污泥不随出水流失, 硝化性能逐渐回升, 第22 d, NH4+-N去除率约为53%, NO2--N累积率稳定在90%左右. CANON颗粒破碎后, 微生物层状结构被破坏, AMX受到抑制, 基本无总氮去除.通过显微镜观察, 反应器中开始出现少量的微小污泥团聚体.
第Ⅱ阶段(27~68 d), 为了快速颗粒化, 缩短HRT到1.7 h, 提升ALR到5.65kg·(m3·d)-1.维持好氧区DO浓度在0.7~1.0 mg·L-1, 缺氧区DO浓度在0.15~0.4 mg·L-1.此阶段, DO和氨氮负荷提升, 运行一周后, 系统逐渐适应, 氨氧化率不断提高.由于亚硝酸盐的积累, 剩余氨氮和产生的亚硝酸盐为厌氧氨氧化反应提供良好的基质条件.第53 d开始, 亚硝酸盐积累率快速下降, 短程硝化效果显著增强, 总氮去除率逐渐上升, 第68 d, 总氮去除率达到58%.这一结果表明, CANON颗粒污泥破碎接种, 细小颗粒作为晶核, 可快速颗粒化, 实现AOB和AMX协同.启动反应器所需的时间, 比亚硝化污泥和厌氧氨氧化污泥联合接种[16]或接种完整的CANON颗粒污泥调控启动都要迅速[4].
第Ⅲ阶段(69~105 d), 进水氮负荷稳定在5.65 kg·(m3·d)-1, 在污泥颗粒化过程中, 添加乙酸钠为碳源, COD浓度约为50mg·L-1, C/N=0.25.刚开始加入有机物时, 氨氮去除率略有波动, 整个过程中亚硝酸盐累积率略有波动, 但未出现明显亚硝酸盐积累, 表明亚硝化与厌氧氨氧化良好的协同, 经10 d左右, 系统氨氮去除率和总氮去除率维持在70%和60%左右, 有机物未对系统脱氮产生显著影响.系统快速响应对有机物的降解, 去除率达到60%, 出水COD小于20 mg·L-1.系统中出现大量絮体, 主要是由于好氧异养微生物增殖, 也促进COD快速去除.加入有机物后, DO消耗量明显增大, 通过增加曝气量, 维持好氧区DO浓度在0.8~1.1mg·L-1, 缺氧区DO浓度在0.15~0.6 mg·L-1, 较低的DO促进异养反硝化菌在颗粒污泥合适的空间生长.
在第Ⅳ阶段(106~174 d), 提高进水C/N至0.5, 进水COD浓度为100 mg·L-1左右.为淘洗好氧异养微生物快速增殖, 缩短HRT至1.5 h, ALR提高至6.4 kg·(m3·d)-1.进水负荷的提高后, 氨氮去除率约下降15%, 总氮去除率下降10%.系统内亚硝酸盐没有明显积累, 表明有机物未对AMX产生显著抑制.大约15 d左右, 氨氮和总氮的去除率逐渐上升至80%和65%.为了促进异养反硝化, 尽管有机物浓度升高, DO的消耗量增加, 本研究通过控制曝气量, 使好氧区DO浓度在0.8~1.5mg·L-1, 缺氧区DO浓度在0.2~0.6mg·L-1.有机物浓度提高, 污泥浓度增加, 絮体污泥量进一步增多.由于HRT缩短至1.5 h, 促使一些絮体污泥随出水流失.整个运行过程中, 控制较低的DO和HRT, 反应器内絮体污泥减少, 颗粒污泥对慢速生长的AOB和AMX良好的截留, 污泥浓度增加, 颗粒污泥粒径增大, 外观更加光滑.这种工况运行40 d左右, 氨氧化去除率达95%左右, 总氮去除率达85%, 有机物去除率达80%左右, 并能稳定运行, 这与李冬等[17]的研究结果一致, 低C/N比条件下, COD可刺激颗粒污泥反硝化菌的生长, 从而利用反硝化作用生成的无机碳可促进厌氧氨氧化过程. Chen等[8]的研究发现, COD浓度为100 mg·L-1, C/N为1:2时, TN去除率达到70%, AMX活性未受影响, 与本研究结果相似.
2.2 功能菌活性分析提升微生物的活性和相互之间的协同作用, 是反应器调控的主要目的, 不同阶段反应器污泥典型微生物的活性如图 3所示.
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图 3 不同阶段NH4+-N、TN比降解速率和NO2--N、NO3--N比累积速率 Fig. 3 Change in the specific accumulation rate and specific degradation rate |
反应器运行第Ⅰ阶段, 以快速提升亚硝化性能为目的, 运行20 d, q(NH4+-N)和q(NO2--N)分别为0.46 g·(g·h)-1和0.42 g·(g·h)-1, 比硝酸盐累积率q(NO3--N)为0.04 g·(g·h)-1.这意味着破碎后的颗粒污泥中的AOB在反应器中仍处于优势地位, 通过控制好氧区DO在0.5~1 mg·L-1, 可有效抑制NOB.第Ⅱ阶段末期, q(TN)增加至0.13 g·(g·h)-1, 这与系统总氮去除率提升结果一致.第Ⅲ阶段, 随着厌氧氨氧化菌性能提升, 亚硝酸盐累积率下降, 比总氮去除速率上升.第Ⅳ阶段, C/N从0.25上升到0.5, q(NH4+-N)和q(TN)稳定在0.4 g·(g·h)-1和0.34 g·(g·h)-1, 有机物浓度的提高并未影响AOB和AMX的活性.加入有机物后, 较好地抑制NOB的活性, q(NO3--N)约为0.02 g·(g·h)-1左右.有研究发现[18], 厌氧条件下AMX可以同时去除COD和NO3--N, 有机物可为异养反硝化细菌在缺氧条件下消耗NO2--N提供电子供体, 抑制NOB在好氧条件下对NO2--N的转化[19].本研究在CANON颗粒污泥形成过程中, 引入有机物, 通过控制DO, 在颗粒污泥不同空间, 耦合好氧异养菌、异养反硝化菌、AOB和AMX协同生长.此外, 颗粒污泥良好的生物截留性能, 可有效防止异养微生物增殖, 污泥流失从运行过程中氮形态变化发现(见图 2), 有机物的加入, 并未对显著降低出水硝态氮浓度.这主要是由于污水C/N低, 导致没有明显的完全反硝化效果, 有研究表明完全亚硝化-异养反硝化要求C/N比高于1.71[20].
2.3 颗粒污泥形态变化启动和运行调控过程中, 污泥形态变化如图 4所示.接种颗粒污泥初期为浅红色, 经过第Ⅰ阶段的亚硝化运行, AOB开始成为优势菌种, 污泥颜色变深, 呈棕黄色.第Ⅱ阶段, 随着缩短HRT以及调节中心管上升气速, 水力剪切力变大, 部分细小污泥随着出水流出反应器[21], 系统已出现肉眼可见的结构松散的不规则颗粒污泥, 被一层透明的絮状体包裹, 为厌氧氨氧化菌逐提供良好的厌氧环境, 污泥性能的变化与污泥结构变化相一致.第Ⅲ阶段, 在纯自养的厌氧氨氧化系统中加入有机物初期, 系统中出现大量絮体, 系统呈现絮体和颗粒共存的现象, 污泥浓度快速增加, 污泥沉降性能略有下降.有机物加入大约运行30 d左右, 絮体逐渐减少, 颗粒粒径增长, 但仍呈现不规则状态.缺氧区溶解氧维持0.15~0.5 mg·L-1之间, 有利于异养反硝化细菌的生长.第Ⅳ阶段, 尽管C/N比提高, 系统中污泥絮体量增加, 污泥颗粒粒径也在同步增长.通过软件Nano Measurer 1.2统计, 运行170 d时反应器中的污泥粒径主要分布在0.8~1.2 mm左右, 平均粒径在1 mm左右.颗粒污泥结构完整, 沉降性能好, 但相对于纯自养污泥, 本实验中的污泥密实度相对较低, 颗粒相对松散, 颜色呈浅棕黄色, 这与颗粒污泥内部耦合了异养反硝化菌有关.负荷与有机物浓度提升, 污泥增殖较快, 运行后期, 污泥浓度高达9 g·L-1.
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图 4 运行不同阶段污泥形态(显微镜图像) Fig. 4 Sludge morphology at different stages of operation (microscopic image) |
EPS在污泥颗粒化及维持颗粒污泥的结构稳定中起到重要作用, 微生物细胞生长过程中分泌的主要成分包括多糖类(PS)、蛋白质类(PN)、腐殖酸类和DNA类等[11], 其中以多糖类和蛋白质类占据EPS总量的90%上.EPS在改变污泥表面理化性质、促进细胞相互聚集生长、维持颗粒外部结构等方面起着重要的作用[22].
本研究在反应器运行的不同时期对颗粒污泥EPS进行了提取分析, 结果如图 5所示.实验第Ⅰ阶段(1~26 d), 由于接种污泥是由成熟的颗粒污泥充分破碎后接种, 经过初期的水力淘汰, 初始EPS总量(以MLVSS计, 下同)为262.17 mg·g-1, 之后的第Ⅱ阶段(27~68 d)处于逐渐出现颗粒团聚体的阶段, 此阶段微生物开始缓慢增殖, 导致EPS量同步增长缓慢, 经历过缩短HRT的冲击淘汰, EPS的总量并没有大幅增加, 但是PN/PS的值有所增加, 污泥的PN/PS值对污泥的表面电荷疏水性及维持微生物群落结构的完整性有直接影响, 该比值增加, 导致污泥表面自由能下降, 疏水性升高可以增加污泥间的亲和力, 有助于形成更紧密稳定的结构[23].从第Ⅲ阶段(69~105 d)开始投加有机物以后, EPS量开始有显著增长, PN/PS值同步增大, EPS总量增加到563.89 mg·g-1, 这与异养微生物的增殖有关.最终颗粒污泥EPS中PN/PS值从初始阶段的1.41升高到4.03, PN占80.12%. Zhu等[24]的研究认为在污泥颗粒化过程中PS的含量增加较小或基本不变, PN改变污泥表面的亲疏水性及表面电荷, 含量增加有利于好氧颗粒污泥的形成与维持, 并且有研究表明, PN作为EPS的主要组分, 不仅有益于细胞密度的增加, 还有利于细胞间的信息交换和合作也都将加强, 继而增强细胞的代谢和活性[25, 26].
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图 5 不同阶段胞外聚合物组分含量的变化 Fig. 5 Changes in extracellular polymer components at different operation stages |
利用MiSeq高通量测序平台对启动初期污泥(第20 d)和C/N为0.5条件下的混合营养污泥(第140 d)中的微生物群落结构进行分析.生物反硝化和厌氧氨氧化涵盖了广泛的菌属, 当废水中同时含有氨氮和有机物时, 可共存于同一环境, 反硝化菌利用有机物将厌氧氨氧化产生的硝酸盐转化成氮气, 即部分反硝化-厌氧氨氧化(Partial-denitrification/ANAMMOX)[27].本研究中两类污泥, 在门水平下微生物群落均主要包括变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、绿菌门(Chlorobi)、绿弯菌门(Chloroflexi)和浮霉菌门(Planctomycets).涉及到脱氮功能微生物的变形菌门在两类污泥中都属于优势菌, 均出现了厌氧氨氧化菌所在的浮霉菌门细菌. Proteobacteria几乎涵盖了AOB的所有类型, 还包含兼具呼吸、发酵代谢方式参与COD降解的兼性异养微生物[28].Chloroflexi类微生物降解有机物为反硝化菌属提供碳源[29].
在微生物种群属水平上分析, 发现有机物对微生物的种群和丰度有影响.有机物对亚硝化单胞菌属Nitrosomomas丰度未产生显著影响, 仍占30%左右(图 6), 这与CANON颗粒以氨氮为驱动的单级PNA效能相吻合.有机物加入, 并未显著影响氮的去除和AMX活性, 且系统中厌氧氨氧化功能的浮门菌属有Candidutus_Kuenenia和Candidutus_Brocadia, 分别占1.15和16.8%, 与第20 d未添加有机物的污泥相比, AMX丰度略有提高增加, 且新增Candidutus_Brocadia菌属.有研究发现, Candidutus_Kuenenia在单级PNA工艺亚硝酸盐限制条件下有较好的竞争优势[30], 而Candidutus_Brocadia更有利于在富含基质的厌氧氨氧化工艺中[31], 这一结果与本研究AMX菌属的变化相一致, 并从微生物学角度进一步解释本研究C/N在0.25和0.5条件下仍能保持高效脱氮的原因.另第20 d时, 污泥中存在较高丰度的Candidutus_Kuenenia菌属, 而此时污泥尚未有总氮去除效能, 说明接种的CANON污泥中本身含有大量的AMX菌属, 在破碎重新启动过程中, 原处于污泥内层的AMX菌属因条件变化性能被抑制, 这也解释了本研究仅26 d就出现氮损现象, 68 d总氮去除率能达到58%的原因.
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图 6 自养和混合营养CANON颗粒污泥微生物群落组成(属)相对丰度 Fig. 6 Taxonomic classification(genus) of the bacterial communities of autotrophic and mixotrophic CANON granular sludge |
接种有机物后, Nitrospira菌属丰度从2.5%下降到0.12%, 表明低浓度有机物有效抑制了NOB的增殖.添加有机物的混合营养系统中, 从属于Chloroflexi的发酵细菌Anaerolineaceae_uncultured丰度提高了15%, 有利于降解COD并为AMX提供无机碳源.在自养体系中也存在Denitratisoma反硝化菌属, 在有机物存在条件下丰度上升至5%左右.添加有机物后, 污泥中Acidobacteria_norank, Saprospiraceae_uncultured和Xanthomonadaceae_uncultured等菌属增加, 虽然丰度在1%~2%, 相对较低, 但可作为缺氧反硝化或硝酸盐还原的异养代谢.微生物群落和丰度的变化, 进一步证实在自养颗粒污泥颗粒形成和性能提升过程中, 引入低浓度有机物, 可形成混合营养亚硝化、厌氧氨氧化和反硝化颗粒, 提升同步脱氮除碳效能, 提高自养脱氮工艺对有机物的耐受性.
3 结论(1) 老化的CANON颗粒污泥经机械破碎至0.3 mm作为种泥, 通过控制DO和缩短HRT提升氨氮负荷两步, 可快速促进亚硝化-厌氧氨氧化以及微生物间的协同, 68 d内总氮去除率可达到58%.
(2) 在颗粒污泥总氮损失50%左右, 加入有机物, 进水C/N从0.25提升到0.5, 混合营养条件下可促进CANON颗粒污泥对有机物的协同降解, 氨氧化率去除率达95%, 总氮去除率达85%, 有机物去除率达80%左右.有机物浓度增加, 并未影响AOB和AMX的活性, 并能较好地抑制NOB的活性, q(NH4+-N)和q(TN)稳定在0.4 g·(g·h)-1和0.34 g·(g·h)-1, q(NO3--N)约为0.02 g·(g·h)-1左右.
(3) 高通量测序结果表明, 有机物对污泥中亚硝化单胞菌属Nitrosomomas和浮门菌属Candidutus_Kuenenia丰度未产生显著影响, 新增了Candidutus_Brocadia菌属和提升了Denitratisoma等具有反硝化功能的菌属丰度, Nitrospira菌属被抑制, 从微生物角度解释混合营养条件下CANON颗粒污泥具有亚硝化、厌氧氨氧化和反硝化性能的良好协同效能.
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