不同馴化方式實現SBR中部分反硝化的對比研究

王維奇,王秀杰,李 軍,王思宇

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不同馴化方式實現SBR中部分反硝化的對比研究

王維奇,王秀杰,李 軍*,王思宇

(北京工業大學建筑工程學院,北京 100124)

部分反硝化(NO3--N→NO2--N)是一種非常具有前景的硝酸鹽廢水處理方法,其可以結合厭氧氨氧化實現低碳源、低能耗脫氮.本文以葡萄糖為碳源,對比研究3種部分反硝化馴化方式:R1(SBR缺氧)、R2(SBR缺氧-好氧交替運行)、R3(SBR缺氧攪拌伴隨低曝氣).經過120d馴化后,對三種反應器污泥進行沿程實驗,探索3種反硝化規律.結果顯示引入溶解氧馴化后的R2、R3污泥相比R1能夠更好地實現部分反硝化,且R3最佳.采用高通量測序技術,對運行109d時R1, R2, R3進行微生物群落結構對比分析.結果顯示在有溶解氧參與的R2, R3反應器中的優勢菌屬為, 相對豐度分別為45.44%和34.96%, 這是該菌首次作為反硝化污泥優勢菌屬被報道.另外R1反應器中微生物多樣性要遠大于R2, R3,這也從側面說明R2, R3的反硝化菌更專性.初始pH值對R3馴化污泥影響的批試實驗表明,初始pH值對亞硝酸鹽積累有明顯影響,且初始pH值越高,亞硝酸鹽積累越多.

部分反硝化；亞硝酸鹽積累；馴化方式；溶解氧；微生物群落

污水處理過程中反硝化階段出現中間產物NO2--N積累的現象報道甚多[1-4],但由于NO2--N對水生生物及人體健康有嚴重的危害,城市污水處理過程會盡量減少或避免這種現象的發生．然而當前城市生活污水普遍存在碳源不足的問題,積累的NO2--N無法得到有效去除.目前,外加碳源是解決城市污水碳源不足最為成熟和穩妥的脫氮辦法[5].但是外加碳源不僅會使污水處理成本提高,還會產生二次污染.20世紀90年代厭氧氨氧化技術的發現,為反硝化過程中NO2--N 積累的應用帶來了可能[6-8].目前,厭氧氨氧化所需的NO2--N主要來自于短程硝化[9],由此開發了兩相亞硝化-厭氧氨氧化工藝(SHARON- ANAMMOX)以及單相完全自養脫氮工藝(CANON).然而這兩項工藝對控制的要求都比較嚴格,極易遭到破壞,且一旦遭到破壞就難以恢復.針對此問題, Kalyuzhnyi等[10]研究提出一種新的脫氮工藝—反硝化氨氧化(DEAMOX),即在單一反應器內,同時進行著厭氧氨氧化反應和反硝化反應,并且厭氧氨氧化反應的電子供體來自于反硝化過程產生的NO2--N.然而這一工藝的實現關鍵是如何提高NO2--N的積累率以及延長NO2--N的積累時間即實現部分反硝化[11].反硝化過程是分步進行的:NO3-→NO2-→ NO→N2O→N2,涉及到多種細菌和酶[12-13]:硝酸鹽還原酶(NaR)、亞硝酸鹽還原酶(NiR)、一氧化氮還原酶(NoR)、一氧化二氮還原酶(N2oR)[14].反硝化過程中出現NO2--N積累的原因主要是NaR的活性大于NoR的活性.影響兩還原酶活性的因素有很多,如碳源種類[15]、碳氮比[16]、溫度[17]、金屬離子[18]、pH值[19-20]、碳源投加方式[21-22]等.然而對于溶解氧對部分反硝化即對兩種還原酶影響的研究較少.因此,本實驗對比了引入溶解氧的兩者種培養方式:R2、R3,并以普通SBR缺氧工藝(R1)作對照.并且采用批試實驗研究了不同初始pH對部分反硝化的影響.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

SBR反應器均采用Ф15cm′30cm的圓柱形反應器,容積為4L,且底部設置有排泥口.

R1、R2、R3反應器的運行方式如表1所示.3種反應器的充水比均為1/2,運行周期=6h.每天運行2個周期,其余時間處于閑置期.好氧段采用微孔曝氣頭曝氣,缺氧段采用電動攪拌器攪拌,轉速控制為90r/min.

反應器均控制反應溫度為25°C左右.

表1 R1、R2、R3反應器運行方式

1.2 接種污泥和人工配水

接種污泥都取自北京市城市排水公司高碑店污水處理廠二沉池回流污泥,污水廠工藝為AAO.人工配水:氯化鈣220mg/L,硫酸鎂82mg/L,磷酸二氫鉀0.5mg/L,碳酸氫鈉300mg/L,微量元素1.25ml/L[23].碳源采用葡萄糖,硝酸鹽氮采用硝酸鈉,硝酸鈉和葡萄糖按要求添加.

1.3 水質分析方法

NO2--N:N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NO3－-N:麝香草酚分光光度法;pH值/溫度:WTW/Multi 3420測定儀.

1.4 反應器的運行

R1、R2、R3反應器都控制進水NO3－-N濃度為30mg/L.其中R2、R3反應器額外添加少量NH4Cl,使其進水NH4+-N濃度為10mg/L.反應器運行設定為2個階段.前10d為反應器啟動階段,控制C/N比為6,為提高污泥的反硝化性能.第10d以后控制C/N比為3,低C/N比條件下馴化污泥.反應器運行過程中間歇排泥,控制污泥濃度(MLSS)約為1500mg/L.

反硝化常用的碳源有乙酸鈉、葡萄糖、甲醇、檸檬酸鹽等,Ge[15]、Yang[24]等在對比幾種碳源對亞硝酸鹽積累的影響時發現,由于葡萄糖相對其他普通碳源其代謝途徑較為復雜,故其反硝化速率相對較低,但隨時間的延長亞硝酸鹽的還原相對也較慢,進而使得其亞硝酸鹽積累率最高.因此,本實驗采用葡萄糖為碳源.

1.5 沿程對比實驗

經過120d的馴化后,對R1、R2、R3污泥做沿程試驗,研究其反硝化規律.試驗前,對活性污泥采用循環加水-沉淀-排水過程,將上周期運行殘留的COD、NH4+-N、NO2－-N、NO3－-N淘洗干凈,消除其對實驗的影響.重新加水配藥后使得初始NO3－-N濃度為30mg/L,C/N比為3;控制初始pH值相同,為7.3左右,污泥濃度(MLSS)均為1500mg/L左右.攪拌速度控制為90r/min.沿程實驗取消對R2、R3的曝氣,對比缺氧攪拌條件下三者的反硝化過程,以便對比馴化后菌群本身對反硝化過程的影響.

1.6 微生物群落結構分析

為了分析不同馴化方式條件下部分反硝化污泥中微生物群落結構特性,分別取反應器R1,R2,R3運行到第109d的污泥樣品進行高通量測序分析.樣品DNA提取采用E.Z.N.ATMMag-Bind Soil DNA Kit試劑盒(OMEGA).采用通用引物對341F: CCTACGGGNGGCWGCAG,805R:GACTACHVGG- GTATCYAAYCC對樣品16S rRNA基因的V3-V4區進行擴增. PCR反應體系(30μL)如下:15μL 2×Taq master Mix,1μL Bar-PCR primer F(10μM),1μL primer R (10μM),10~20ng DNA,補ddH2O到30μL. PCR反應條件:94℃預變性3min;其次94℃變性30s, 45℃退火20s,65℃延伸30s,5個循環;之后94℃變性20s,55℃退火20s,72℃延伸30s,20個循環;最后72℃延伸10min.之后引入Illumina橋式PCR兼容引物對第一輪獲得的PCR產物進行第二輪擴增.PCR反應體系(30μL)如下: 15μL 2×Taq master Mix,1μL primer F(10μM),1μL primer R (10μM),20ng PCR產物,補ddH2O到30μL.PCR反應條件:95℃預變性3min;其次94℃變性20s,55℃退火20s,72℃延伸30s,5個循環;最后72℃延伸5min.對擴增后的DNA進行回收純化后,利用Qubit3.0DNA檢測試劑盒對其進行精確定量,最后利用Illumina MiSeq測序儀進行測序,最終上機測序濃度為20pmol.

1.7 不同初始pH值對NO2－-N積累影響的批試實驗

篩選出部分反硝化最佳方式后,在C/N=3條件下,對其進行不同初始pH值下反硝化對比實驗.污水處理廠運行的pH值范圍大致為6.5~8.5,本實驗對此范圍進行相應的拓寬,考察初始pH值分別為5.5,6.5,7.3,,8.5,9.5時NO2－-N積累的情況,并監測反應過程中pH值的變化.批試實驗采用1L的燒杯,水浴控制溫度為25℃,攪拌采用磁力攪拌器,轉速同樣控制為90r/min.污泥的前期處理同1.5小節.

pH值為7.3時反硝化情況同1.5小結實驗.所有實驗均設置3組相同的平行實驗.

2 結果與討論

2.1 3種馴化方式的比較 經反應器R1馴化后的反硝化活性污泥的反硝化規律如圖1(R1)所示.在0~2.5h, NO3－-N和NO2－-N還原速率分別為6.032mg/(L·h),2.72mg/(L·h);2.5~8h, NO3－-N和NO2－-N還原速率分別減慢為0.52mg/(L·h),0.98mg/(L·h).可知,反應初期由于碳源充足,硝酸鹽還原酶的合成速率遠大于亞硝酸鹽還原酶,致使硝酸鹽還原速率遠遠大于亞硝酸鹽還原速率,故造成NO2－-N大量積累.當反應一段時間后,碳源被大量消耗,導致反應后期碳源不足.與亞硝酸鹽還原酶相比,硝酸鹽還原酶活性更容易受碳源數量影響.故在反應后期,亞硝酸鹽還原酶活性大于硝酸鹽還原酶活性,即亞硝酸鹽還原速率大于硝酸鹽還原速率,從而導致NO2－-N積累量下降.這與先前很多研究者的研究結果一致,即使低C/N條件下(C/N=1~3),反硝化過程中亞硝酸鹽仍是呈先積累然后迅速降低的趨勢[25-27].

本研究中引入部分好氧階段的R2,R3馴化污泥亞硝酸鹽積累規律與R1相比有顯著不同.如圖1所示,當C/N=3時, 3種馴化污泥在反硝化過程中均有一定的亞硝酸鹽積累.R1馴化污泥在=2.5h時亞硝酸鹽積累量即達到最大值8.29mg/L,但隨后亞硝酸鹽積累量不斷降低,直至=8h后幾乎為零;R2污泥亞硝酸鹽達到最大積累量的時間延長至5h,且最大值達到9.94mg/L;而R3污泥亞硝酸鹽積累量不斷增加,在=8h時達到最大值11.63mg/L.這表明與其他兩種方式相比,R3延長了亞硝酸鹽積累時間并且亞硝酸鹽積累量最大.此外,3種馴化條件下的反硝化污泥的不同還表現在NO3－-N、NO2－-N的還原速率上.=0~0.5h時,初始碳源濃度相同,且碳源相對充足,三者的NO3－-N還原速率分別為R1[17.24mg/(L·h)]> R2[10.16mg/(L·h)]>R3[7.98mg/(L·h)];NO2－-N還原速率分別為R1[3.38mg/(L·h)]>R2[1.72mg/(L·h)]> R3[0.8mg/(L·h)].但三者的亞硝酸鹽積累率卻表現出與上面不同的大小趨勢,分別為R1(80.41%)

另外,反應一段時間后,=0.5~8h,3種反硝化污泥的NO3－-N平均還原速率分別為R1=1.24mg/ (L·h), R2 =2.05mg/(L·h), R3=2.52mg/(L·h),因為此階段影響硝酸鹽還原的主要因素不再是馴化后的菌群,而是碳源的量.由于反硝化中碳源降解速率與氮素降解速率成正比,在反應初期(0~0.5h)時,由于反硝化速率:R1>R2>R3,故0.5h后碳源濃度: R1

2.2 不同馴化方式污泥的微生物多樣性對比分析

2.2.1 物種多樣性及群落結構分析 為進一步探究不同馴化方式的部分反硝化污泥亞硝酸鹽積累機理以及相應的微生物群落變化,利用Illumina MiSeq高通量測序技術分別分析反應器R1,R2,R3穩定期的微生物群落結構.通過測序分別從R1,R2,R3污泥樣品中獲得63567,51051和64600條優質序列,3個樣品的物種豐度和多樣性如表2所示.可知R1,R2, R3的OUT數分別為5550, 3637, 5128.所有樣品的Coverage值均在90%以上,這表明樣本的文庫覆蓋率較高,它表征了本次測序的真實性.其次,樣品R1的ACE值和Chao值均大于R2,R3這表明R1較R2、R3有更高的物種豐度.Shannon指數是用來估算樣品中微生物多樣性指數之一,該值越大表明群落多樣性越高.由表中數值可知R1比R2、R3中微生物多樣性要高,換言之,R2、R3中微生物更加專一性,說明R2、R3馴化方式對微生物的淘洗更加徹底,強化了功能細菌的優勢地位.另外,由OTU樣本分布韋恩圖可知,3個樣品共有的OTU數約占總OTU數的4.74%,這表明不同馴化方式下的部分反硝化污泥的微生物群落結構顯著不同.

表2 微生物豐度和多樣性指數

由圖2可知,從3個污泥樣品中分別檢測出24、22、21個已知菌門,并且3個樣品中優勢菌門相似,主要包括變形桿菌門(Proteobacteria),浮霉狀菌門(Planctomycetes),擬桿菌門(Bacteroidetes),酸桿菌門(Acidobacteria),Candidatus Saccharibacteria菌門,藍細菌門(Chloroflexi)等6個菌群,相對豐度均占總菌群的90%以上.變形菌門在R1,R2,R3樣品中分別占44.57%,14.91%和25.09%.其中,R1樣品中變形菌門的比例與已經報道的活性污泥中的豐度一致[34].另外,浮霉狀菌門在3個樣品豐度分別為13.71%, 2.02%,4.47%;擬桿菌門豐度分別為13.13%,14.37%, 19.14%;酸桿菌門豐度分別為10.12%,12.94%,7.18%; Candidatus Saccharibacteria菌門豐度分別為5.35%, 45.44%,34.96%;藍細菌門豐度分別為4.00%,2.97%, 2.59%.其中,污水處理中常見的反硝化菌屬Pseudomonas,Paracoccus,Comamonas等均屬于變形菌門.此外,Chloroflexi細菌是一種含有綠色素的兼性厭氧生物,可以分解糖類物質并且能夠進行反硝化脫氮[35].Bacterodetes不僅能夠代謝糖類和蛋白質,同時能夠在缺氧條件下進行反硝化[36].由于馴化方式的不同導致Candidatus Saccharibacteria菌門在3個樣品中的豐度發生了顯著的變化,其中在R1中占5.35%. Kindaichi等[37]利用熒光原位雜交技術(FISH)測定了9種活性污泥中Saccharibacteria的豐度,發現該菌在不同活性污泥中所占比例為1.3%~7.3%.然而在R2(間歇曝氣,DO=2mg/L)和R3(DO=0.1~ 0.2mg/L)馴化方式的條件下,該菌門的豐度出現顯著增加趨勢,分別達到了45.44%和34.96%.分析原因是溶解氧的引入促進了該細菌的生長,并且該菌更傾向于好氧環境生長.

圖2 不同馴化方式部分反硝化污泥的微生物群落結構對比(門層面)

2.2.2 不同部分反硝化污泥中功能細菌多樣性分析 反硝化菌屬種類繁多,迄今為止已報道的反硝化細菌大約有50多個屬,130多個種.本研究中,在R1,R2,R3活性污泥樣品中檢測到的在屬層面上與反硝化功能相關菌屬如圖3所示.本研究主要的反硝化菌屬有,,,,,等.其中,菌株分離自非洲土壤樣品,通過研究發現該菌除了能夠利用氨基酸,多糖有機酸以外,還能夠在缺氧條件下以硝酸鹽為電子受體進行反硝化[38].而是污水處理中較為常見的反硝化菌屬,但在R1和R2中比例占1.26%和0.78%.而也被證明具有反硝化作用.Lv等[39]分別從北京市某河流的沉積物、生物膜和水樣中分離出116種反硝化菌株,其中包括,,等菌屬.Li等[40]研究發現菌株strain PXL1能夠以硝酸鹽為電子受體同步去除地下水中的砷.

表3 在R1,R2,R3中檢測到的反硝化脫氮菌屬及豐度

表中僅列出了相對豐度>0.1%的菌屬.

值得注意的是,Du等[41]在對2種不同碳源條件下的部分反硝化耦合厭氧氨氧化工藝的群落特性進行分析時發現,污泥樣品中的反硝化菌屬比例分別占61.63%和45.17%,是部分反硝化工藝中的絕對優勢菌屬.而在本研究中菌屬在反應器R2和R3的相對豐度僅為0.5%和1.28%.菌屬代替菌屬成為了優勢菌屬(如圖3).分析出現這一結果的原因,一是兩者接種污泥不同;二是兩者采用的碳源不同.Du接種的反硝化污泥為已馴化成功且具有穩定亞硝酸鹽積累的反硝化污泥,并且其菌為優勢菌,而本實驗接種污泥來自于污水處理廠普通的二沉池污泥.在Du的研究中采用了乙酸鹽和乙醇作為碳源,而有學者對活性污泥中的菌屬進行研究后發現該菌不能攝取乙酸鹽和乙醇[37].菌屬在R1反應器中的豐度(5.35%)并未像在R2,R3(45.44%, 34.96%)反應器中那樣發展為絕對優勢菌屬的原因是由于溶解氧的限制. Starr等[42]研究發現, 與厭氧環境相比更傾向于低溶解氧或者好氧環境.到目前為止,在污水處理中所表現的特性報道較少,但是已有越來越多的學者表明能夠在多種污水處理工藝中發展成為優勢菌屬.如處理垃圾滲濾液的膜生物反應器[43],處理對氯苯酚廢水的SBR反應器[44]等.以為優勢菌屬的反硝化處理工藝還未見報道.同時, Kindaichi[37]在研究其特性時指出,能夠在好氧條件下利用有機物和糖類物質,同時能夠在缺氧條件下進行硝酸鹽還原,從而印證了其反硝化脫氮功能.

圖3 不同馴化方式部分反硝化污泥的微生物群落結構對比(屬層面)

2.3 不同初始pH值條件下亞硝酸鹽的積累規律

探索C/N為3條件下,不同初始pH值對R3馴化污泥的反硝化過程的影響.

不同初始pH值對R3馴化污泥反硝化過程NO2--N積累具有顯著影響, 當初始為酸性條件時,NO2--N積累呈現先上升后下降的趨勢;堿性條件下, NO2--N積累呈現出不斷增長的趨勢.由圖4可知,初始pH值為5.5時, NO2--N積累量在=3h達到最大值(10.00mg/L),之后緩慢下降,反應10h后NO2--N積累量剩余3.13mg/L;而初始pH值為6.5時, NO2--N積累量在=4h達到峰值12.65mg/L,反應10h后NO2--N積累量剩余4.40mg/L.由此可以看出,在酸性條件下,初始pH值越低,亞硝酸鹽峰值出現時間越早,最大積累量越低,且反應結束后NO2--N積累剩余量越少.在弱堿性或堿性條件下,當初始pH值分別為7.3,8.5,9.5時,10h后NO2--N積累量分別達到11.65, 14.01,18.72mg/L, NO2--N積累率分別為50.8%,52.5%, 55.4%,均高于曹相生等[45]以甲醇為碳源,當進水C/N比為2.4~3.2時,獲得的NO2--N積累率約為25%.可以看出,弱堿性或者堿性條件下,C/N比為3時都具有較高的NO2--N積累率(350%),且初始pH值越高,亞硝酸鹽積累率越高,越有利于部分反硝化的實現.李思倩等[46]研究低溫條件下pH值對亞硝酸鹽積累的影響,發現在C/N比為3的情況下,初始pH值為6,7下NO2--N積累量較低;當初始pH值為7,8,9時NO2--N積累量較大,與本實驗研究結果一致.

圖4 不同初始pH值下NO3－-N、NO2－-N濃度以及pH值隨時間的變化

5種不同初始pH值條件下,=0~3h時硝酸鹽還原速率與NO2－-N積累速率受初始pH值影響較小(表3),但=3h后表現出較大差別.在酸性條件下,當初始pH值為5.5時,反硝化過程中的NO3－-N在=3h以后已基本不再下降;初始pH值為6.5時的反硝化過程NO3－-N還原速率也在=3h后逐漸放緩,且硝酸鹽濃度在=5h后基本不再下降,=3~5h硝酸鹽平均還原速率僅有2.85mg/(L·h).兩者硝酸鹽濃度在后期甚至出現了回彈現象.在弱堿性或堿性的條件下,當初始pH值為7.3, 8.5, 9.5時,硝酸鹽不斷被還原,但還原速率仍有所差別,在=3~10h平均還原速率分別為1.21mg/(L·h),1.96mg/(L·h),2.77mg/(L·h),可見初始pH值越高,此階段硝酸鹽還原速率越快.但硝酸鹽還原快慢并不是由pH值直接影響,而是由于在硝酸鹽還原過程中,理論上將1gNO3－-N還原為N2需2.86gBOD5,而還原1gNO3－-N為NO2－-N僅需BOD51.14g.且初始pH值越高,NO2－-N積累率越高,因此直接還原成N2的NO3－-N比例越小,所消耗的碳源也越少,碳源剩余濃度在同一時刻相比越多,因此NO3－-N還原速率越高.而初始pH值越高, NO2－-N的積累率越大的原因,一是亞硝酸鹽還原酶活性受高pH值的影響相比于硝酸鹽還原酶更大[47],另一個是反硝化產堿度發生在NO2－-N還原為N2這一步,而較高的pH值下OH-濃度相對較高,使得NO2－-N還原為N2的過程減緩[47].因此pH值較高,亞硝酸鹽積累量較多,本實驗的研究結果跟Glass等研究一致[19].

表3 不同pH值條件下硝酸鹽還原特性參數

3 結論

3.1 R1,R2,R3三種部分反硝化馴化方式中,由于溶解氧對硝酸鹽還原酶和亞硝酸鹽還原酶抑制程度不同,使得添加曝氣引入了溶解氧的馴化后的R2, R3污泥相比于R1能夠更好的實現部分反硝化.其中,R3馴化后污泥亞硝酸鹽積累濃度直至反應結束不斷上升,部分反硝化更完全.

3.2 高通量測序結果顯示,是R2、R3中的優勢菌屬,這是該菌首次作為反硝化污泥中的優勢菌屬被報道.此菌在厭氧/缺氧/好氧菌能夠利用葡萄糖,并且在缺氧條件下能夠還原硝酸鹽,但其更傾向于好氧環境.在缺氧攪拌的R1反應器中比例僅占5.35%,而在低溶解氧反應器R3中達到了34.96%,在間歇曝氣的好氧反應器R2中比例更是高達45.44%.

3.3 pH值對R3馴化污泥亞硝酸鹽積累率有較大影響.在酸性條件下,亞硝酸鹽在達到最大積累量后繼續被降解而緩慢下降,不利于部分反硝化的實現;在弱堿性及堿性條件下,亞硝酸鹽的積累量呈現一直不斷上升的趨勢,且初始pH值越高,亞硝鹽氮積累率越高,部分反硝化越完全.

[1] Oh J, Silverstein J A. Acetate limitation and nitrite accumulation during denitrification [J]. Journal of Environmental Engineering, 1999,125(3):234-242.

[2] Xu B, Enfors S O. Modeling of nitrite accumulation by the denitrifying bacterium Pseudomonas stutzeri [J]. Journal of fermentation and bioengineering, 1996,82(1):56-60.

[3] Hongwei S, Qing Y, Yongzhen P, et al. Nitrite accumulation during the denitrification process in SBR for the treatment of pre-treated landfill leachate [J]. Chinese Journal of Chemical Engineering, 2009,17(6): 1027-1031.

[4] 田建強,李詠梅.以喹啉或吲哚為單一碳源時反硝化過程中亞硝酸鹽的積累[J]. 環境科學學報, 2009,29(1):68-74.

[5] 彭永臻,馬 斌.低C/N比條件下高效生物脫氮策略分析[J]. 環境科學學報, 2009,29(2):225-230.

[6] Waki M, Yasuda T, Fukumoto Y, et al. Effect of electron donors on anammox coupling with nitrate reduction for removing nitrogen from nitrate and ammonium [J]. Bioresource technology, 2013,130:592- 598.

[7] 魏思佳,于德爽,李 津,等.厭氧氨氧化與反硝化耦合脫氮除碳研究Ⅰ:COD/NH4+-N對耦合反應的影響 [J]. 中國環境科學, 2016,36(3): 759-767.

[8] 李 冬,楊巧云,曾輝平,等.厭氧氨氧化耦合反硝化快速啟動CANON工藝 [J]. 中國環境科學, 2017,37(4):1307-1314.

[9] 吳莉娜,徐瑩瑩,史 梟,等.短程硝化-厭氧氨氧化組合工藝深度處理垃圾滲濾液[J]. 環境科學研究, 2016,29(4):587-593.

[10] Kalyuzhnyi S, Gladchenko M, Mulder A, et al. DEAMOX—New biological nitrogen removal process based on anaerobic ammonia oxidation coupled to sulphide-driven conversion of nitrate into nitrite [J]. Water Research, 2006,40(19):3637-3645.

[11] Cao S, Wang S, Peng Y, et al. Achieving partial denitrification with sludge fermentation liquid as carbon source: The effect of seeding sludge [J]. Bioresour Technol, 2013,149(4):570-574.

[12] Lee D Y, Ramos A, Macomber L, et al. Taxis response of various denitrifying bacteria to nitrate and nitrite [J]. Applied and environmental microbiology, 2002,68(5):2140-2147.

[13] Tavares P, Pereira A S, Moura J J G, et al. Metalloenzymes of the denitrification pathway [J]. Journal of inorganic biochemistry, 2006, 100(12):2087-2100.

[14] Metcalfeddy I, Tchobanoglous G, Stensel H D. Wastewater engineering: treatment and reuse [J]. McGraw-Hill Series in Water Resources and Environmental Engineering, 2007,73(1):50-51.

[15] Ge S, Peng Y, Wang S, et al. Nitrite accumulation under constant temperature in anoxic denitrification process: The effects of carbon sources and COD/NO(3)-N. [J]. Bioresource Technology, 2012,114(3): 137-143.

[16] 劉 琦.不同碳源下反硝化過程中亞硝酸鹽積累規律研究[D]. 天津:天津大學, 2015.

[17] 李 杰.吡啶缺氧降解動力學與過程控制因素研究[D]. 上海:同濟大學, 2006.

[18] 杜曉娜.反硝化過程中亞硝酸鹽積累影響因素與穩定運行[D]. 天津:天津大學, 2016.

[19] Glass C, Silverstein J A. Denitrification kinetics of high nitrate concentration water: pH effect on inhibition and nitrite accumulation [J]. Water Research Oxford, 1998,32(3):831-839.

[20] Shahabi Z A, Naeimpoor F. Enhanced Heterotrophic Denitrification: Effect of Dairy Industry Sludge Acclimatization and Operating Conditions [J]. Applied Biochemistry & Biotechnology, 2014,173(3): 741-752.

[21] 張蘭河,丘曉春,張 宇,等.碳源投加方式對SBR工藝脫氮速率的影響[J]. 環境工程學報, 2015,9(2):731-736.

[22] 王淑瑩,操沈彬,杜 睿,等.污泥發酵液為碳源的反硝化過程亞硝酸鹽積累[J]. 北京工業大學學報, 2014,40(5):743-750.

[23] Sumino T, Isaka K, Ikuta H, et al. Nitrogen removal from wastewater using simultaneous nitrate reduction and anaerobic ammonium oxidation in single reactor [J]. Journal of bioscience and bioengineering, 2006,102(4):346-351.

[24] Yang X, Wang S, Zhou L. Effect of carbon source, C/N ratio, nitrate and dissolved oxygen concentration on nitrite and ammonium production from denitrification process by Pseudomonas stutzeri D6 [J]. Bioresource Technology, 2012,104:65-72.

[25] 徐亞同.pH值、溫度對反硝化的影響[J]. 中國環境科學, 1994, 14(4):308-313.

[26] 曹相生,錢 棟,孟雪征.乙酸鈉為碳源時的污水反硝化規律研究[J]. 中國給水排水, 2011,27(21):76-79.

[27] 袁 怡,黃 勇,盛學敏,等.反硝化過程中亞硝酸鹽積累研究[J]. 蘇州科技學院學報:工程技術版, 2011,24(4):1-3.

[28] 張云霞,周集體,袁守志.高效亞硝酸型反硝化菌生長特性及脫氮研究[J]. 大連理工大學學報, 2009,49(2):180-186.

[29] Lazarova V, Capdeville B, Nikolov L. Influence of seeding conditions on nitrite accumulation in a denitrifying fluidized bed reactor [J]. Water Research, 1994,28(5):1189-1197.

[30] Bollag J M, Kurek E J. Nitrite and nitrous oxide accumulation during denitrification in the presence of pesticide derivatives [J]. Applied and environmental microbiology, 1980,39(4):845-849.

[31] Gayle B P. Biological denitrification of water [J]. Journal of Environmental Engineering, 1989,115(5):930-943.

[32] Lam Y, Nicholas D J. Aerobic and anaerobic respiration in Micrococcus denitrificans [J]. Biochimica et biophysica acta, 1969, 172(3):450.

[33] 王淑瑩,操沈彬,杜 睿,等.污泥發酵液為碳源的反硝化過程亞硝酸鹽積累[J]. 北京工業大學學報, 2014,40(5):743-750.

[34] Zhang T, Shao M F, Ye L. 454Pyrosequencing reveals bacterial diversity of activated sludge from 14sewage treatment plants [J]. Isme Journal, 2012,6(6):1137-1147.

[35] 邢金良,張 巖,陳昌明,等.CEM-UF組合膜-硝化/反硝化系統處理低C/N廢水及種群結構分析[J]. 環境科學, 2018,(3).

[36] Li L, Dong Y, Qian G, et al. Performance and microbial community analysis of bio-electrocoagulation on simultaneous nitrification and denitrification in submerged membrane bioreactor at limited dissolved oxygen [J]. Bioresour Technol, 2018,258:168-176.

[37] Kindaichi T, Yamaoka S, Uehara R, et al. Phylogenetic Diversity and Ecophysiology of Candidate Phylum Saccharibacteria in Activated Sludge [J]. Fems Microbiology Ecology, 2016,92(6):fiw078.

[38] Huber K J, Geppert A M, Gro? U, et al.sp. nov. a member of the family, class, isolated from an African soil [J]. International Journal of Systematic & Evolutionary Microbiology, 2017,67(11).

[39] Lv P, Luo J, Zhuang X, et al. Diversity of culturable aerobic denitrifying bacteria in the sediment, water and biofilms in Liangshui River of Beijing, China [J]. Scientific Reports, 2017,7(1):10032.

[40] Li B, Pan X, Zhang D, et al. Anaerobic nitrate reduction with oxidation of Fe(II) by, strain PXL1–a potential candidate for simultaneous removal of As and nitrate from groundwater [J]. Ecological Engineering, 2015,77(1):196-201.

[41] Rui D, Cao S, Li B, et al. Performance and microbial community analysis of a novel DEAMOX based on partial-denitrification and anammox treating ammonia and nitrate wastewaters [J]. Water Research, 2016,108:46-56.

[42] Starr E P, Shi S, Blazewicz S J, et al. Stable isotope informed genome- resolved metagenomics reveals that Saccharibacteria utilize microbially-processed plant-derived carbon [J]. Microbiome, 2018, 6(1):122.

[43] Remmas N, Melidis P, Zerva I, et al. Dominance of candidate Saccharibacteria in a membrane bioreactor treating medium age landfill leachate: Effects of organic load on microbial communities, hydrolytic potential and extracellular polymeric substances [J]. Bioresource technology, 2017,238:48-56.

[44] Zhao J, Li Y, Chen X, et al. Effects of carbon sources on sludge performance and microbial community for 4-chlorophenol wastewater treatment in sequencing batch reactors [J]. Bioresource technology, 2018,255:22-28.

[45] 曹相生,付昆明,錢 棟,等.甲醇為碳源時C/N對反硝化過程中亞硝酸鹽積累的影響[J]. 化工學報, 2010,61(11):2938-2943.

[46] 李思倩,路 立,王 芬,等.低溫反硝化過程中pH對亞硝酸鹽積累的影響[J]. 環境化學, 2016,35(8):1657-1662.

[47] 趙 樑,倪偉敏,賈秀英,等.初始pH值對廢水反硝化脫氮的影響[J]. 杭州師范大學學報(自然科學版), 2014,(6):616-622.

Comparative study on achieving partial denitrification in a SBR by different acclimation methods.

WANG Wei-qi, WANG Xiu-jie, LI Jun*, WANG Si-yu

(The College of Architecture and Civil Engineering, Bejing University of Technology, Beijing 100124, China)., 2018,38(11)：4085~4093

The partial denitrification (NO3--N→NO2--N), a promising way for nitrate wastewater treatment, could combine with ANAMMOX technology to achieve nitrogen removal with low concentration of carbon source and poor energy. Three different domestication pattern, R1 (SBR under anoxic condition), R2 (SBR under anoxia-aerobic alternating condition) and R3 (SBR under anoxic condition with low-intensity aeration), were conducted using glucose as electron donor to find out the rule of nitrite accumulation in denitrification process. These three reactors achieved steady nitrite accumulation after 120-days run, and the sludge were taken, respectively, to explore the denitrification pattern of these three acclimatizing ways. The findings revealed that, compared with R1, the R2 and R3 sludge could better achieve partial denitrification due to the involving of dissolved oxygen. And R3 was the best way. The microbial community structure of R1, R2 and R3 sludges on the 109th day were analyzed and compared by high throughput sequencing. The results showed that the dominant bacteria werein both R2 and R3 reactor, which were with the participation of dissolved oxygen, and the relative abundance was 45.44% and 34.96%, respectively. This was the first time that thewas reported as the dominant bacteria in the denitrifying sludge. Besides, the microbial diversity of R1reactor was much larger than that of R2 and R3, which indicated that the denitrifying bacteria in R2 and R3 reactors were more exclusive. The batch experiments showed that the initial pH had a significant effect on the accumulation of nitrite. The higher the pH indicated the higher accumulation rate of nitrite.

partial denitrification；nitrite accumulation；acclimation mode；dissolved oxygen；microbial community

X703.5

A

1000-6923(2018)11-4085-09

王維奇(1993-),男,江蘇鹽城人,碩士研究生,主要從事污水處理與資源化方面的研究.

2018-04-18

水體污染控制與治理科技重大專項(2015ZX07202-013);北京市基金面上項目(8172012)

* 責任作者, 教授, 18811715723@163.com