氮類污染物超標(biāo)是導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化的主要根源之一, 水體污染使原本并不豐富的水資源日漸短缺, 水資源問題已經(jīng)嚴(yán)重影響人類的日常生活、甚至威脅部分地區(qū)人類的生存.因此, 如何高效穩(wěn)定地去除污水中氮類污染物就顯得尤為重要.污水處理工藝中傳統(tǒng)的脫氮方式是通過硝化反硝化作用將污水中的氨氮轉(zhuǎn)化為氮?dú)鈦韺?shí)現(xiàn)脫氮的目的, 但這種方式的脫氮效率存在一定的局限性, 在進(jìn)水碳源不足的情況下愈發(fā)明顯.隨著國家對(duì)水環(huán)境治理力度的加強(qiáng), 城鎮(zhèn)污水排放標(biāo)準(zhǔn)日益嚴(yán)格, 難以滿足污水排放標(biāo)準(zhǔn)的污水處理廠提標(biāo)改造勢(shì)在必行.與此同時(shí), 我國多數(shù)地區(qū)的城鎮(zhèn)污水處理廠還普遍面臨著進(jìn)水碳源不足的問題[4], 從而進(jìn)一步抑制其脫氮效率.基于以上的雙重阻力, 尋找一種新型有效的脫氮途徑或調(diào)控策略已成為當(dāng)務(wù)之急.

　　短程硝化反硝化和厭氧氨氧化作為新興的兩種理論工藝, 不僅能節(jié)省曝氣量、降低能耗, 且能在一定程度上降低碳源需求, 因此成為近些年的研究熱點(diǎn).比如, Cui等通過向原水中投加5.30mg·L-1的亞硝酸鹽, 在16.6℃下, 30 d內(nèi)成功誘導(dǎo)短程硝化, 且與傳統(tǒng)的脫氮方式相比節(jié)省了40%的碳源;錢允致等在30℃、溶解氧(DO)2.0~2.5 mg·L-1條件下, 18 d內(nèi)成功啟動(dòng)短程硝化, 并同樣節(jié)省了大量的碳源需求.黃利等在SBR反應(yīng)器中, 通過調(diào)控溫度、pH和水力停留時(shí)間(SRT)成功啟動(dòng)厭氧氨氧化, 在提高脫氮效率的同時(shí)大大降低了曝氣量和碳源需求;Tang等在UASB反應(yīng)器中通過縮短SRT, 成功啟動(dòng)了厭氧氨氧化, 實(shí)現(xiàn)高效脫氮.以上研究表明短程硝化反硝化和厭氧氨氧化兩種脫氮途徑均可通過一定調(diào)控策略實(shí)現(xiàn), 并且可在提高脫氮效率的同時(shí)減少碳源需求, 然而目前大多數(shù)研究都集中在間歇式反應(yīng)器中, 而關(guān)于國內(nèi)最為主流的A2/O工藝的相關(guān)研究卻鮮見報(bào)道.

　　針對(duì)污水處理的主流A2/O工藝, 課題組在短程硝化方面已做了相關(guān)研究, 比如吳春雷等通過調(diào)控分區(qū)比例和DO濃度構(gòu)建的短程硝化系統(tǒng), 當(dāng)該系統(tǒng)好氧區(qū)DO濃度為0.5~0.8mg·L-1, V缺:V好為1:1時(shí), 系統(tǒng)中AOB得到富集、NOB被淘洗, 好氧區(qū)末端的NO2--N濃度為4.8mg·L-1, NAR可達(dá)62%以上, 出水TN可降至9.0 mg·L-1, 能實(shí)現(xiàn)深度脫氮的目標(biāo).基于上述研究基礎(chǔ), 本文擬通過調(diào)控A2/O系統(tǒng)的曝氣分區(qū)比例、DO濃度和SRT進(jìn)一步構(gòu)建短程硝化耦合厭氧氨氧化系統(tǒng), 并對(duì)系統(tǒng)的脫氮性能、脫氮途徑以及微生物種群結(jié)構(gòu)進(jìn)行長期監(jiān)測(cè)和研究, 以期為A2/O城鎮(zhèn)污水處理廠的提標(biāo)改造和運(yùn)行調(diào)控提供新思路.

　　1 材料與方法 1.1 試驗(yàn)裝置及運(yùn)行方式

　　反應(yīng)器的平面示意圖如圖 1所示.A2/O反應(yīng)器由厚約8 mm的無色有機(jī)玻璃制成, 反應(yīng)區(qū)的整體尺寸為長0.8 m, 寬0.25 m, 高0.65 m, 有效容積為91.8 L;反應(yīng)區(qū)內(nèi)部設(shè)置了7塊隔板, 將反應(yīng)區(qū)均勻分割為8個(gè)首尾相連的隔室;通過對(duì)隔板上下開孔的方式, 保證了裝置內(nèi)部的污水流態(tài);通過設(shè)置獨(dú)立的曝氣調(diào)節(jié)系統(tǒng), 可隨時(shí)改變系統(tǒng)的曝氣分區(qū)比例, 能滿足不同分區(qū)研究的需求;反應(yīng)器進(jìn)水量、混合液回流比和污泥回流比等均由蠕動(dòng)泵控制, DO濃度由氣體轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制;厭、缺氧區(qū)域均設(shè)置了攪拌系統(tǒng)以保證活性污泥的完全混合狀態(tài).

1.進(jìn)水閥; 2.進(jìn)水箱; 3.攪拌器; 4.曝氣孔; 5.蠕動(dòng)泵; 6.二沉池; 7.曝氣泵

圖 1 反應(yīng)器平面示意

整個(gè)試驗(yàn)過程中, 進(jìn)水流量為6 L·h-1, 實(shí)驗(yàn)室溫度在22℃左右, 內(nèi)回流比為2, 外回流比為1, 每個(gè)試驗(yàn)階段的具體工況參數(shù)如表 1所示.

表 1 反應(yīng)器工況控制參數(shù)

　　1.2 試驗(yàn)用水及接種污泥

　　反應(yīng)器的進(jìn)水為模擬污水, 其配方：CH3COONa為0.32 g·L-1、NH4Cl為0.191 g·L-1、K2HPO4為0.026 g·L-1、CaCl2為0.027 g·L-1、MgSO4·H2O為0.225 g·L-1, 微量元素為混合溶液[15], 濃度為1 mL·L-1, 進(jìn)水水質(zhì)情況如表 2所示.反應(yīng)器的活性污泥取自西安市某污水處理廠好氧池的活性污泥, 污泥維持了較高的活性, 經(jīng)過連續(xù)20 d的培養(yǎng), 活性污泥絮體性狀良好, 系統(tǒng)進(jìn)入穩(wěn)定運(yùn)行階段.

表 2 進(jìn)水水質(zhì)情況/mg·L-1

　　1.3 試驗(yàn)指標(biāo)及測(cè)定方法 1.3.1 常規(guī)指標(biāo)測(cè)定

　　檢測(cè)COD、TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N等常規(guī)指標(biāo), 采用國標(biāo)方法檢測(cè);溫度和DO采用便攜式哈希WWT測(cè)定儀現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定.

　　1.3.2 SAOR和SNOR的測(cè)定

　　SAOR測(cè)定：采用3個(gè)2 L的燒杯A、B和C, 從反應(yīng)器好氧區(qū)中取6 L的污泥完全混合均勻, 均分后放入3個(gè)燒杯中, 將污泥液靜置30 min后倒去1 L的上清液, 然后加入等量的超純水進(jìn)行攪拌淘洗, 再靜置30 min倒去上清液;重復(fù)此操作3次, 在3個(gè)燒杯中分別加入1 L等濃度的NH4+-N溶液, 將DO控制在4~6 mg·L-1, 每反應(yīng)15 min取一次樣測(cè)定NH4+-N濃度, 根據(jù)公式(2-1)計(jì)算SAOR.

　　SNOR測(cè)定：采用3個(gè)2L的燒杯A、B和C, 從反應(yīng)器缺氧區(qū)中取6 L的污泥完全混合均勻, 均分后放入3個(gè)燒杯中, 將污泥液靜置30 min后倒去1 L的上清液, 然后加入等量的超純水進(jìn)行攪拌淘洗, 再靜置30 min倒去上清液;重復(fù)此操作3次, 在3個(gè)燒杯中分別加入1 L等濃度的NO2--N溶液, 將DO控制在4~6 mg·L-1, 每反應(yīng)15 min取一次樣測(cè)定NO2--N濃度, 根據(jù)公式(2-2)計(jì)算SNOR.

　　1.3.3 厭氧氨氧化速率測(cè)定

　　采用3個(gè)2 L的燒杯A、B和C, 從反應(yīng)器厭氧區(qū)中取6 L的污泥完全混合均勻, 均分后放入3個(gè)燒杯中, 將污泥液靜置30 min后倒去1 L的上清液, 然后加入等量的超純水進(jìn)行攪拌淘洗, 再靜置30 min倒去上清液;重復(fù)此操作3次, 在3個(gè)燒杯中分別加入1 L c(NH4+-N): c(NO2--N) =1的溶液, 然后通入氮?dú)庵敝撂幱趨捬鯒l件(DO < 0.2 mg·L-1), 最后將反應(yīng)器用黑色塑料袋密閉嚴(yán)實(shí), 每反應(yīng)15 min取一次樣測(cè)定NH4+-N、NO3--N和NO2--N濃度, 在保證NO2--N濃度降低且NO3--N濃度基本未變的前提下, 根據(jù)公式(3)計(jì)算厭氧氨氧化速率.

　　1.4 指標(biāo)計(jì)算方法 1.4.1 亞硝氮積累率(NAR)

　　亞硝酸積累率的計(jì)算公式為：

　　式中, NO2--N和NO3--N分別表示好氧區(qū)末端NO2--N和NO3--N的濃度, mg·L-1.

　　1.4.2 比氨氧化速率(SAOR)、比亞硝酸鹽氧化速率(SNOR)

　　比氨氧化速率和比亞硝酸鹽氧化速率的計(jì)算公式為：

　　式中, NH4, s+和NO2, s-分別表示硝化開始時(shí)NH4+-N和NO2--N的濃度, mg·L-1;NH4, e+和NO2, e-分別為硝化結(jié)束時(shí)NH4+-N和NO2--N的濃度, mg·L-1;MLVSS為污泥濃度, mg·L-1;t為硝化反應(yīng)時(shí)間, h.

　　1.4.3 厭氧氨氧化速率(AMXR)

　　厭氧氨氧化速率的計(jì)算公式為：

　　式中, NH4, s+表示厭氧氨氧化開始時(shí)NH4+-N的濃度, mg·L-1;NH4, e+表示厭氧氨氧化結(jié)束時(shí)NH4+-N的濃度, mg·L-1;MLVSS為污泥濃度, mg·L-1;t為厭氧氨氧化反應(yīng)時(shí)間, h.

　　1.4.4 污染物質(zhì)量平衡計(jì)算

　　系統(tǒng)中氮污染物質(zhì)平衡如圖 2所示, 根據(jù)公式(4)可計(jì)算出厭氧、缺氧和好氧區(qū)的氮污染物質(zhì)平衡, 式中c1N、c2N和c3N分別為厭氧區(qū)末端、缺氧區(qū)末端和好氧區(qū)末端污染物濃度.

圖 2 反應(yīng)區(qū)內(nèi)氮污染物平衡 

　　2 結(jié)果與討論

2.1 氮污染物的去除性能研究

　　系統(tǒng)運(yùn)行過程中NH4+-N和TN的去除情況如圖 3所示.由圖 3(a)可以看出, 各階段NH4+-N的平均出水濃度分別為1.75、2.20、3.97和1.20mg·L-1, 平均去除率為96.64%、95.77%、92.36%和97.69%, 各階段出水NH4+-N的平均濃度均能滿足一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)水質(zhì)限值.系統(tǒng)較好的硝化作用與階段Ⅰ和Ⅱ好氧區(qū)中充足的DO濃度(2~3mg·L-1)以及階段Ⅳ好氧區(qū)中充足的HRT(7.5 h)直接相關(guān), 這與榮懿等研究結(jié)果相符, 其研究表明A2/O系統(tǒng)好氧區(qū)DO濃度為2~3mg·L-1、HRT為5.25 h時(shí), 好氧區(qū)硝化作用可達(dá)最佳狀態(tài), NH4+-N去除率高達(dá)95.30%~97.32%, 出水NH4+-N濃度為1.15~1.85 mg·L-1.階段Ⅲ系統(tǒng)硝化效果不佳的主要原因是好氧區(qū)DO濃度低(0.3~0.7mg·L-1), 且好氧區(qū)HRT不足(5.6 h).由圖 3(b)可以看出, 系統(tǒng)運(yùn)行過程中TN的去除效率呈遞增趨勢(shì), 各階段平均出水TN濃度分別為14.55、11.86、10.11和7.03mg·L-1, 平均去除率為73.22%、78.37%、81.34%和87.83%.

圖 3 各階段下反應(yīng)器對(duì)污染物的去除效果

　　系統(tǒng)運(yùn)行過程中氮類污染物的沿程變化如圖 4所示.經(jīng)物料衡算分析可以得出, 除了系統(tǒng)的稀釋作用外, 各階段NH4+-N主要是在生物池Ⅳ~Ⅷ(好氧區(qū))中通過硝化作用去除, 好氧區(qū)對(duì)NH4+-N的去除率分別為86.98%、60.31%、47.86%和86.17%, 除了階段Ⅲ以外, 各階段好氧區(qū)均具有較高的NH4+-N去除效率.與階段Ⅰ和Ⅱ相比, 階段Ⅳ在降低好氧區(qū)DO濃度并提高好氧區(qū)分區(qū)比例的工況下, 仍能保證好氧區(qū)對(duì)NH4+-N的高效去除.然而階段Ⅰ~Ⅳ厭氧和缺氧區(qū)對(duì)NH4+-N的去除情況卻有著明顯的差異, 經(jīng)物料衡算分析可以得出, 各階段厭缺區(qū)域NH4+-N的去除率分別3.3%、11.78%、18.56%和28.06%, 可以看出系統(tǒng)運(yùn)行過程中, 厭氧和缺氧區(qū)對(duì)NH4+-N的去除效率呈現(xiàn)出明顯的增長趨勢(shì).與階段Ⅰ~Ⅲ相比, 階段Ⅳ缺氧區(qū)對(duì)NH4+-N的去除率已高達(dá)28.06%, 推測(cè)此時(shí)缺氧區(qū)已發(fā)生一定程度的厭氧氨氧化現(xiàn)象, 這是階段Ⅳ高效脫氮的主要原因.由圖 4(b)可以看出, NO3--N主要是在缺氧區(qū)中通過反硝化作用去除, 經(jīng)物料衡算分析可以得出, 缺氧區(qū)在階段Ⅰ~Ⅳ對(duì)NO3--N的去除效率分別為62.51%、58.37%、62.77%和66.69%, 各階段下缺氧區(qū)對(duì)NO3--N的去除情況無明顯差異, 然而好氧區(qū)在階段Ⅰ~Ⅳ對(duì)NO3--N的生成情況卻有著明顯的降低趨勢(shì)(334.19%、137.97%、129.45%和103.01%), 階段Ⅳ好氧區(qū)NO3--N的轉(zhuǎn)化率僅為103.01%, 這與階段Ⅳ好氧區(qū)高效的NH4+-N去除率相矛盾, 因此推測(cè)此時(shí)系統(tǒng)好氧區(qū)已發(fā)生一定程度的短程硝化現(xiàn)象.由圖 4(c)可以看出, 階段Ⅰ和Ⅱ系統(tǒng)沿程N(yùn)O2--N濃度幾乎無明顯變化, 然而在階段Ⅲ和Ⅳ系統(tǒng)好氧區(qū)內(nèi)已發(fā)生了明顯的NO2--N積累, 各階段好氧末端NO2--N的濃度分別為0.21、0.50、3.30和3.31 mg·L-1.

圖 4 各階段NH4+-N、NO3--N和NO2--N延程變化趨勢(shì)

　　2.2 系統(tǒng)脫氮途徑變化研究

　　系統(tǒng)運(yùn)行過程中氮類污染物在宏觀層面發(fā)生一定程度的變化, 為了進(jìn)一步驗(yàn)證系統(tǒng)脫氮途徑的轉(zhuǎn)變, 還應(yīng)在微觀層面進(jìn)行分析.系統(tǒng)運(yùn)行過程中NAR、SAOR、SNOR和AMXR的變化規(guī)律如圖 5所示.由圖 5(a)可以看出, 4個(gè)階段好氧末區(qū)NAR平均分別為1.74%、5.72%、40.47%和42.41%, 階段Ⅲ開始系統(tǒng)的NAR開始大幅增加.由圖 5(b)可以看出, 4個(gè)階段SAOR(以N/VSS計(jì))平均分別為0.248 3、0.237 0、0.158 8和0.138 5 g·(g·h)-1, SNOR(以N/VSS計(jì))平均分別為0.293 5、0.278 7、0.165 6和0.092 1 g·(g·h)-1, 階段Ⅱ增大缺氧區(qū)域使NOB活性降低幅度大于AOB, 這與Irvin等的研究結(jié)果不謀而合, 其研究表明厭氧/缺氧期的延長使微生物長期處于饑餓狀態(tài), 由于NOB比AOB更容易腐爛, NOB活性可能大幅度降低, 從而實(shí)現(xiàn)AOB富集.階段Ⅲ開始通過降低好氧區(qū)DO濃度與系統(tǒng)SRT可在一定程度上抑制AOB與NOB的活性, 然而由于AOB具有更強(qiáng)的低氧親和力和倍增速率, 因此通過一定時(shí)間的適應(yīng), AOB的活性開始恢復(fù), NOB的活性進(jìn)一步降低, 最終實(shí)現(xiàn)AOB的富集和NOB的淘洗, 這與吳春雷等[14]的研究成果相符, 其運(yùn)行的A2/O反應(yīng)器在DO濃度為0.5~0.8mg·L-1的工況下實(shí)現(xiàn)了AOB的富集、NOB的淘洗, NAR可達(dá)62%.從階段Ⅲ開始, 系統(tǒng)好氧區(qū)中的優(yōu)勢(shì)硝化菌群逐漸由AOB和NOB轉(zhuǎn)變?yōu)锳OB, 因此系統(tǒng)好氧區(qū)中的脫氮途徑也隨之發(fā)生了轉(zhuǎn)變, 即由傳統(tǒng)的全程硝化轉(zhuǎn)變?yōu)槎坛滔趸? 從而實(shí)現(xiàn)了NO2--N的積累.系統(tǒng)通過內(nèi)回流將好氧末端積累的NO2--N回流至生物池Ⅰ(厭氧區(qū)), 從而為AnAOB提供電子受體, 這為厭氧氨氧化作用的發(fā)生創(chuàng)造了必要條件.從圖 5(c)中可以看出, 系統(tǒng)缺氧區(qū)AMXR呈現(xiàn)出明顯的升高趨勢(shì), 各階段AMXR(以N/VSS計(jì))平均分別為0.012、0.017、0.053和0.79 g·(g·h)-1.由于一些客觀因素, 如無法實(shí)現(xiàn)理想的厭氧環(huán)境、無法同時(shí)滿足AOB和AnAOB的最佳污泥齡、較低的NO2--N積累量以及光合作用細(xì)菌對(duì)AnAOB的競(jìng)爭(zhēng)性抑制等, 致使系統(tǒng)的厭氧氨氧化速率無法進(jìn)一步得到提升, 即便如此與階段Ⅰ相比, 系統(tǒng)在階段Ⅳ對(duì)TN的去除率提高了14.61%, 出水平均TN濃度由14.55mg·L-1降至7.03mg·L-1, 最終實(shí)現(xiàn)了深度脫氮的目的.

 圖 5 各階段NAR、SAOR、SNOR和AMXR變化情況

　　2.3 系統(tǒng)微生物種群結(jié)構(gòu)

　　為了進(jìn)一步在微生物層面上探究系統(tǒng)高效脫氮性能的原因, 對(duì)系統(tǒng)內(nèi)各階段末的活性污泥(分別為A1、A2、A3和A4)進(jìn)行微生物群落檢測(cè), 由表 3可以看出每個(gè)樣品的覆蓋度均大于99%, 說明測(cè)序量能夠涵蓋樣品中微生物群落結(jié)構(gòu)信息, 多樣性指數(shù)分析結(jié)果具有較高的可靠性和真實(shí)性.表中Ace代表豐富度估計(jì)值;Shannon指數(shù)是常用的多樣性指數(shù);Heip指數(shù)表示群落均勻度;系統(tǒng)細(xì)菌群落的豐富度、多樣性和均勻度數(shù)值均是先降低后增加的趨勢(shì).細(xì)菌屬水平上的Venn圖如圖 6所示, 4個(gè)樣本在屬水平上共有的OTU數(shù)是620, 占總OTU數(shù)的12.75%, 這些菌群是各階段活性污泥共有的菌群, 說明4個(gè)樣本的生物相似性不高, 各階段獨(dú)有的OUT數(shù)分別為758、689、502和627, 獨(dú)有的OUT數(shù)占總OTU數(shù)分別為15.59%、14.17%、10.32%和12.89%, 這表明系統(tǒng)中細(xì)菌多樣性先減少后增加, 這與從豐富度、多樣性和均勻度方面得到的結(jié)論一致, 主要?dú)w因于異養(yǎng)菌和好氧菌由于無法適應(yīng)階段Ⅱ增加缺氧區(qū)和階段Ⅲ降低溶解氧而裂解死亡, 隨著階段Ⅳ好氧區(qū)的增加, 細(xì)菌活性又有所恢復(fù).

表 3 樣本測(cè)序數(shù)據(jù)

 圖 6 屬水平上的Venn圖

　　屬水平上7種功能細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)如圖 7所示.可以看出, AOB以Nitrosospira(其4個(gè)階段的對(duì)比豐度分別為27.0%、29.4%、29.8%和36.6%, 實(shí)測(cè)豐度分別為3.4%、3.2%、2.7%和3.1%)和Nitrosomonas(27.4%、29.4%、30.9%和33.4%, 3.4%、3.3%、2.8%和2.9%)為主, NOB以Nitrospira(14.5%、12.9%、12.2%和7.7%, 1.8%、1.4%、1.1%和0.7%)、Nitrococcus(17.8%、15.6%、15.4%和10.6%, 2.2%、1.7%、1.4%和0.9%)和Nitrobacter(12.9%、11.9%、9.9%和7.7%, 1.6%、1.3%、0.9%和0.7%)為主, 這與吳春雷等的研究結(jié)果一致.通過增大好氧分區(qū)、降低DO濃度和SRT可提高系統(tǒng)中Nitrosospira和Nitrosomonas這兩類AOB在屬水平上的相對(duì)豐度, 但降低了Nitrospira、Nitrococcus和Nitrobacter這3類NOB在屬水平上的相對(duì)豐度, 這就是系統(tǒng)NAR宏觀表現(xiàn)的原因.AnAOB以Candidatus Kuenenia(0.1%、0.3%、0.7%和1.4%, 0.01%、0.03%、0.06%和0.1%)和Candidatus Jettenia(0.3%、0.5%、1.1%和2.4%, 0.04%、0.06%、0.1%和0.2%)為主, 這與Ma等[24]的研究結(jié)果相符.階段Ⅰ和Ⅱ系統(tǒng)中AnAOB含量極少, 從階段Ⅲ開始AnAOB在屬水平上的相對(duì)豐度有所增加, 階段Ⅳ大幅上升, 說明在階段Ⅲ出現(xiàn)短程硝化反硝化的基礎(chǔ)上, 調(diào)整系統(tǒng)內(nèi)的工況為階段Ⅳ時(shí), 有利于AnAOB的生長, 然而較低的SRT阻礙了AnAOB的進(jìn)一步富集, 并且異養(yǎng)菌在COD高于200 mg·L-1的厭氧區(qū)內(nèi)對(duì)AnAOB具有競(jìng)爭(zhēng)抑制性作用, 但Molinuevo等的研究表明當(dāng)COD濃度高于292 mg·L-1時(shí)才會(huì)對(duì)AnAOB產(chǎn)生絕對(duì)性的抑制作用, 本系統(tǒng)COD濃度并沒有達(dá)到對(duì)AnAOB造成絕對(duì)抑制作用的濃度, 當(dāng)然較高濃度的COD是本系統(tǒng)內(nèi)AnAOB活性和相對(duì)豐度持續(xù)上升的主要限制因素, 這也是AnAOB在屬水平上的相對(duì)豐度最終只能穩(wěn)定在2%的主要原因, 即便如此, 系統(tǒng)中厭氧區(qū)仍發(fā)生了較明顯的厭氧氨氧化現(xiàn)象.如何在A2/O系統(tǒng)內(nèi)消除較高COD濃度和較短SRT對(duì)AnAOB的抑制作用, 從而進(jìn)一步提升AnAOB的活性與相對(duì)豐度也是本課題組后續(xù)研究的重點(diǎn).

菌屬從柱狀圖低端往上依次為Nitrosospira、Nitrosomonas、Nitrospira、Nitrococcus、Nitrobacter、Candidatus Jettenia和Candidatus Kuenenia

圖 7 屬水平上7種功能細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)

　　2.4 系統(tǒng)脫氮機(jī)制初探

　　結(jié)合系統(tǒng)脫氮性能、脫氮途徑和微生物種群結(jié)構(gòu)(圖 1~7)的研究, 推測(cè)系統(tǒng)脫氮機(jī)制如圖 8所示, 系統(tǒng)脫氮的關(guān)鍵環(huán)節(jié)為AOB和NOB共培養(yǎng)階段(階段Ⅰ)、AOB篩分階段(階段Ⅱ~Ⅲ)與AnAOB富集階段(階段Ⅳ), 因此可將系統(tǒng)氮類污染物轉(zhuǎn)化途徑分為好氧區(qū)的(短程)硝化反應(yīng)(階段Ⅱ~Ⅲ), 厭缺區(qū)域的(短程)反硝化反應(yīng)和厭氧氨氧化反應(yīng)(階段Ⅳ).好氧區(qū)NH4+-N在AOB的作用下被氧化為NO2--N, 有一部分NO2--N在NOB的作用下被氧化為NO3--N;回流系統(tǒng)將好氧區(qū)和出水中的NO3--N和NO2--N回流至缺氧區(qū), 使NH4+-N和NO2--N在AnAOB的作用下生成N2, NO3--N在反硝化菌和碳源的作用下也生成N2, 最終達(dá)到深度脫氮的目的.

紅色向上和向下箭頭代表細(xì)菌豐度的增加和減少, 藍(lán)色代表 4個(gè)階段均發(fā)生的反應(yīng)，灰色代表Ⅱ、Ⅲ和Ⅳ階段均發(fā)生的反應(yīng)

圖 8 系統(tǒng)機(jī)制初探示意

　　3 結(jié)論

　　(1) A2/O短程硝化耦合厭氧氨氧化系統(tǒng)具有優(yōu)良的脫氮性能, 其最佳工況為階段Ⅳ, 即V厭缺:V好=4:4、DO為0.3~0.7 mg·L-1和SRT=15 d, 此時(shí)系統(tǒng)出水NH4+-N和TN的平均濃度分別為1.20 mg·L-1和7.03mg·L-1, 去除率分別為97.69%和87.83%.

　　(2) 增大曝氣分區(qū)比例、降低好氧區(qū)DO濃度和SRT等參數(shù)可實(shí)現(xiàn)A2/O系統(tǒng)中NOB的淘洗, AOB和AnAOB的富集, 在階段Ⅳ實(shí)現(xiàn)了部分短程硝化耦合厭氧氨氧化系統(tǒng)脫氮構(gòu)建, 此時(shí)NH4+-N在缺氧區(qū)的去除率為28.06%, 好氧區(qū)末端NAR為42.41%, 系統(tǒng)SAOR、SNOR和AMXR(以N/VSS計(jì))分別為0.138 5、0.092 1和0.79 g·(g·h)-1.

　　(3) Illumina MiSeq測(cè)序結(jié)果表明, A2/O短程硝化耦合厭氧氨氧化系統(tǒng)中AOB以Nitrosospira和Nitrosomonas為主, NOB以Nitrospira、Nitrococcus和Nitrobacter為主, AnAOB以Candidatus Kuenenia和Candidatus Jettenia為主, AOB、NOB和AnAOB在屬水平上的實(shí)測(cè)豐度在階段Ⅳ時(shí)分別為5.95%、2.2%和0.32%.(來源：環(huán)境科學(xué) 作者： 劉小釵)