兩段式曝氣工藝的短程硝化反硝化特性

王盟，卞偉，侯愛月，闞睿哲，王文嘯，張舒燕，李軍（北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100124）

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兩段式曝氣工藝的短程硝化反硝化特性

王盟，卞偉，侯愛月，闞睿哲，王文嘯，張舒燕，李軍
（北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100124）

摘要：在常溫（20～23℃）條件下，采用SBR反應(yīng)器處理生活污水，通過兩段式曝氣的方法，控制氨氧化細(xì)菌（AOB）的比增長速率高于亞硝酸鹽氧化細(xì)菌（NOB），經(jīng)過80個(gè)周期的運(yùn)行實(shí)現(xiàn)了短程硝化的快速啟動并穩(wěn)定運(yùn)行。當(dāng)COD降解過程結(jié)束后，比耗氧速率（SOUR）可以直觀反映AOB比增長速率的變化規(guī)律。短程硝化實(shí)現(xiàn)前后的掃描電鏡（SEM）圖片表明，在短程硝化實(shí)現(xiàn)過程中，污泥中的桿狀菌逐漸減少，球狀和橢球狀細(xì)菌逐漸增加。對克隆文庫的結(jié)果進(jìn)行分析，發(fā)現(xiàn)污泥中的細(xì)菌分屬8個(gè)不同的細(xì)菌類群，種類比較豐富，其中優(yōu)勢菌群為β-變形菌和擬桿菌門。

關(guān)鍵詞：短程硝化；曝氣；SBR反應(yīng)器；生活污水；比耗氧速率；分子生物學(xué)

2015-08-07收到初稿，2015-09-21收到修改稿。

聯(lián)系人：李軍。第一作者：王盟（1989—），男，碩士研究生。

Received date: 2015-08-07.

Foundation item: supported by the National Critical Project for Science and Technology on Water Pollution Prevention and Control of China (2014ZX07201-011).

引　言

___污水處理通常采用硝化反硝化進(jìn)行脫氮，硝化作用分兩步進(jìn)行，即首先由AOB將氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽氮，生成的亞硝酸鹽氮很快被NOB轉(zhuǎn)化為硝酸鹽氮[1]。近年來，短程硝化成為研究的熱點(diǎn)[2-3]。短程硝化的實(shí)現(xiàn)主要是利用AOB和NOB生長速率的差異[1]，將氨氮氧化控制在亞硝酸鹽氮階段，不但能夠節(jié)省25%的曝氣能耗，而且從亞硝酸鹽氮直接進(jìn)行反硝化可以節(jié)省約40%的有機(jī)碳源[4-5]，從而得到較高的反硝化速率，并且能夠有較低的污泥產(chǎn)量[6-7]。溶解氧（DO）是實(shí)現(xiàn)活性污泥短程硝化的一個(gè)重要控制因素，大量文獻(xiàn)指出當(dāng)DO濃度較低時(shí)（＜2 mg·L-1），能夠快速實(shí)現(xiàn)短程硝化[8-9]，但是低DO也會帶來硝化時(shí)間長、污泥容易膨脹等缺點(diǎn)[10-11]；也有文獻(xiàn)發(fā)現(xiàn)，在長期運(yùn)行過程中，較高的DO會破壞或者減少亞硝酸鹽氮的積累[12-13]。

兩段式曝氣的方法處理生活污水具有重要的研究意義：第一，在污水廠實(shí)際運(yùn)行過程中，進(jìn)入曝氣池的污水中有一定的碳源，這部分碳源一般通過曝氣消耗，低碳氮比的生活污水可以模擬曝氣池進(jìn)水。兩段式曝氣中前期較高的曝氣量可以保證COD在前期的快速降解，且較高的曝氣量對污泥膨脹有一定的抑制作用。第二，前期高DO曝氣可以保證氨氮較高的硝化速率，減少反應(yīng)時(shí)間，可以減少池容，節(jié)省基建費(fèi)用。第三，后期低DO曝氣，可以在氨氮基質(zhì)濃度較低的情況下，抑制NOB的生長，逐漸提高亞氮積累率，實(shí)現(xiàn)短程硝化，進(jìn)一步縮短反應(yīng)時(shí)間，并節(jié)省反硝化碳源。

1　試驗(yàn)材料和方法

1.1試驗(yàn)裝置

本試驗(yàn)采用SBR反應(yīng)器（圖1），上部為圓柱形，下部為圓錐形，高80 cm，直徑25 cm，有效容積為28 L，采用有機(jī)玻璃制成，反應(yīng)器壁上垂直方向設(shè)有一排間距15 cm的取樣口，底部安裝有一個(gè)曝氣盤，采用電磁式空氣壓縮機(jī)進(jìn)行曝氣，可以通過轉(zhuǎn)子流量計(jì)對曝氣量進(jìn)行控制。反應(yīng)器內(nèi)置攪拌機(jī)，可以保證氣、水和泥的均勻混合。反應(yīng)器還安裝有pH和DO在線檢測設(shè)備，可以進(jìn)行實(shí)時(shí)的檢測。

1.2接種污泥與試驗(yàn)用水

本試驗(yàn)接種某污水處理廠的全程硝化污泥，污泥濃度為3500 mg·L-1，污泥容積指數(shù)（sludge volume index）為91 mL·g-1。進(jìn)水為北京某高校家屬區(qū)的實(shí)際生活污水，進(jìn)水水質(zhì)為COD120～150 mg·L-1，總氮95～115 mg·L-1，總磷5～8 mg·L-1，500 mg·L-1。

圖1　反應(yīng)器及動態(tài)SOUR檢測裝置Fig.1　Schematic diagram of SBR reactor and on-line determination of specific oxygen uptake rate

1.3試驗(yàn)方法

試驗(yàn)采用SBR反應(yīng)器處理生活污水，水溫為20～23℃，初始pH為8.0～8.3，控制污泥濃度為3500 mg·L-1左右。每個(gè)周期包括瞬時(shí)進(jìn)水，攪拌和曝氣、沉淀、瞬時(shí)排水。每天運(yùn)行3個(gè)曝氣周期，1個(gè)反硝化周期。反硝化外加足量碳源，每個(gè)周期反應(yīng)時(shí)間為1 h。由于試驗(yàn)主要對硝化過程進(jìn)行研究，會加入適量的NaHCO3對堿度進(jìn)行補(bǔ)充。反應(yīng)器的排水比[14]為1:2，即每個(gè)周期排出水的體積與反應(yīng)器總體積的比為1:2。反應(yīng)器初始曝氣時(shí)間為180 min，采用兩段式曝氣的方法，即先采用較高的曝氣量（160 L·h-1）曝氣60 min，DO的變化范圍在2～3 mg·L-1之間，然后采用較低的曝氣量（50 L·h-1），得到DO的初始濃度為0.5 mg·L-1左右，曝氣至硝化反應(yīng)結(jié)束。

1.4分析項(xiàng)目與方法

氨氮用納氏試劑分光亮度法；亞硝酸鹽氮用N-(1-萘基)-乙二胺分光亮度法；硝酸鹽氮用麝香草酚分光亮度法；DO、溫度和pH用WTW在線測定儀測定；MLSS用重量法測定；COD質(zhì)量濃度用COD快速測定儀測定；總氮用Elementarvario TOC測定；總磷采用鉬酸銨法。

1.5檢測技術(shù)

1.5.1SOUR的測定檢測動態(tài)SOUR時(shí)，采用0.5L計(jì)量瓶，密閉放于磁力攪拌器上，轉(zhuǎn)動的轉(zhuǎn)子可以保持計(jì)量瓶中污泥混合均勻，用兩臺蠕動泵連接計(jì)量瓶與SBR反應(yīng)器，保持污泥的動態(tài)流動。分別用兩個(gè)DO探頭進(jìn)行檢測，兩個(gè)DO的差值即為活性污泥在計(jì)量瓶中停留時(shí)間內(nèi)消耗的DO，則計(jì)量瓶中活性污泥的SOUR為[15]

1.5.2SEM方法取短程硝化不同時(shí)期的污泥，離心后用2.5%的戊二醛在4℃冰箱固定1.5 h，用磷酸緩沖溶液沖洗3次，分別用濃度50%，70%，80%，90%乙醇進(jìn)行脫水，再用100%的乙醇脫水3次。用100%乙醇:乙酸異戊酯=1:1和純乙酸異戊酯各置換一次，再用FD-1A-50型冷凍干燥機(jī)對樣品進(jìn)行干燥。用IB25（Giko）型離子濺射鍍膜儀在樣品表面鍍上一層金屬膜，最后置于掃描電鏡下觀察。

1.5.316S rDNA克隆文庫構(gòu)建取短程硝化不同時(shí)期的污泥樣品在-20℃下保存，DNA的提取采用上海生工生產(chǎn)的“Ezup柱式基因組DNA抽提試劑盒（土壤）”。以提取的微生物總DNA為模板，采用細(xì)菌16S rDNA擴(kuò)增通用引物27f：5′-AGAGTTTGATCCTGGCTCAG-3′和1492r：5′-TACGGYTACCTTGTTACGACTT-3′進(jìn)行PCR擴(kuò)增。PCR反應(yīng)體系（50 μl）為：10×PCR buffer 5 μl，dNTP（各2.5 mmol·L-1) 1 μl，27f（20 μmol·L-1）1 μl，1492r（20 μmol·L-1）1μl，Taq DNA聚合酶（5U）0.5 μl，DNA模板0.5 μl，加ddH2O至50 μl。PCR采用降落式擴(kuò)增程序，具體反應(yīng)條件為：首先95℃預(yù)變性1.5 min；其次95℃變性0.5 min，60℃退火0.5 min，72℃延伸2 min，5個(gè)循環(huán)；之后95℃變性0.5 min，55℃退火0.5 min，72℃延伸2 min，5個(gè)循環(huán)；之后95℃變性0.5 min，50℃退火0.5 min，72℃延伸2 min，15個(gè)循環(huán)；最后60℃延伸10 min。對 PCR 擴(kuò)增產(chǎn)物進(jìn)行切膠純化，將 PCR 回收產(chǎn)物與 pMD18-T載體進(jìn)行連接后，轉(zhuǎn)入JM109感受態(tài)細(xì)胞，最后進(jìn)行藍(lán)白斑篩選。挑取陽性克隆子，送往上海生工進(jìn)行測序。將所得序列利用BLAST程序與GenBank中已登錄的序列進(jìn)行同源性比較，得到登錄號為KP663383～KP663412的克隆文庫結(jié)果[16]。

2　試驗(yàn)結(jié)果與討論

2.1兩段式曝氣DO的確定

AOB和NOB的比增長速率與底物和DO的濃度相關(guān)，可以用Monod方程來表示。通過兩段式曝氣的方法可以控制適宜的DO，使AOB的比增長速率（μAOB）大于NOB的比增長速率（μN(yùn)OB），從而有利于短程的實(shí)現(xiàn)。AOB和NOB比增長速率的Monod方程如下[17]

式中，μx為硝化細(xì)菌（AOB或NOB）的比增長速率，d-1；mx,max為硝化細(xì)菌的最大比增長速率，d-1；Sx為氨氮或亞硝酸鹽氮的濃度，mg·L-1；Kx為底物的飽和常數(shù)，mg·L-1；KDO為溶解氧飽和常數(shù)，mg·L-1；ρDO為溶解氧濃度，mg·L-1。

由式（2）可知，當(dāng)基質(zhì)濃度充足，即Kx= Sx時(shí)，μAOB只與DO相關(guān)。在20℃時(shí)AOB的KDO值為0.5～1.5 mg·L-1，μAOB隨著ρDO的增大而增大；當(dāng)KDO=ρDO時(shí)，μAOB達(dá)到最大，不再隨著DO的增大而增大。

比氨氧化速率與μAOB關(guān)系式為[17]式中，QNH3為比氨氧化速率，為AOB的產(chǎn)率系數(shù)

由式（3）可知比氨氧化速率與μAOB呈正比。李凌云[18]發(fā)現(xiàn)，比氨氧化速率在DO小于2 mg·L-1時(shí)，隨著DO的增大而增大，當(dāng)DO高于2 mg·L-1時(shí)，比氨氧化速率達(dá)到最大，與推導(dǎo)得出的μAOB變化規(guī)律相同。兩段式曝氣的高曝氣階段，控制DO 為2～3 mg·L-1可以使比氨氧化速率達(dá)到最大的情況下，不過量曝氣浪費(fèi)能耗；由于反應(yīng)初期亞硝酸鹽氮的基質(zhì)濃度很低，雖然高曝氣階段DO較高，但μN(yùn)OB要遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于μAOB。取全程硝化污泥，控制低DO曝氣條件不變，對反應(yīng)過程的沿程變化進(jìn)行分析，發(fā)現(xiàn)有少量亞硝酸鹽氮生成，且亞硝酸鹽氮是先升高后降低的趨勢，這說明在反應(yīng)初期NOB的活性是小于AOB的。在啟動運(yùn)行階段，在達(dá)到硝化效果的同時(shí)，為了保證μN(yùn)OB小于μAOB，取高曝氣階段的時(shí)間為60 min，從而能夠在充分滿足異養(yǎng)菌對氧氣需求的同時(shí)獲得較高的氨氧化速率；之后以50 L·h-1的曝氣量進(jìn)行曝氣，反應(yīng)器中的DO濃度維持在0.5～1 mg·L-1的水平，直到硝化反應(yīng)結(jié)束。在低曝氣階段利用AOB和NOB氧飽和常數(shù)的差異，使μN(yùn)OB小于μAOB。在兩段式曝氣過程中，μN(yùn)OB在高曝氣階段受到基質(zhì)濃度的抑制，在低曝氣階段受到DO濃度的抑制，而μAOB在高曝氣階段得到極大的提升，在低曝氣階段受到較弱的抑制，經(jīng)過長期運(yùn)行，系統(tǒng)中的AOB得到富集，NOB得到抑制，從而加快了短程硝化的實(shí)現(xiàn)。

2.2短程硝化的啟動與穩(wěn)定運(yùn)行

如圖2所示，反應(yīng)器運(yùn)行過程中，平均進(jìn)水氨氮濃度為43.13 mg·L-1，平均出水氨氮濃度為4.18 mg·L-1，平均氨氮去除率為90.31%，取氨氮降解到5 mg·L-1時(shí)為反應(yīng)終點(diǎn)，采用及時(shí)停曝氣的方法，經(jīng)過80個(gè)周期，27 d的運(yùn)行實(shí)現(xiàn)了短程硝化的快速啟動。李凌云等[19]采用SBR反應(yīng)器處理生活污水，控制DO濃度2 mg·L-1，溫度30℃，經(jīng)過40 d的運(yùn)行實(shí)現(xiàn)了短程硝化的快速啟動。蘇東霞等[20]在溫度20～25℃，采用間歇曝氣SBR反應(yīng)器處理生活污水，控制曝氣和停曝時(shí)間比為3:1、3:2和3:3，分別經(jīng)過35、30和29 d，實(shí)現(xiàn)了短程硝化的快速啟動。對比發(fā)現(xiàn)，采用兩段式曝氣的方法能夠在較低的溫度下，較快地實(shí)現(xiàn)短程硝化的啟動。在80～120周期，隨著污泥硝化活性逐漸增強(qiáng)，需要對曝氣時(shí)間進(jìn)行縮短。由于已經(jīng)實(shí)現(xiàn)了短程硝化，高曝氣階段有較多的亞硝酸鹽氮積累，會影響μN(yùn)OB，計(jì)算得到μAOB與μN(yùn)OB相等的點(diǎn)，為52.7 min，為了控制高曝氣階段μAOB大于μN(yùn)OB，將曝氣時(shí)間縮短為50 min。低曝氣結(jié)束時(shí)，氨氮降解到5 mg·L-1時(shí)共反應(yīng)了150 min，氨氮去除率和亞氮積累率均保持在90%以上，實(shí)現(xiàn)了短程硝化的穩(wěn)定運(yùn)行。

圖2　氨氮去除效果和亞氮積累率隨時(shí)間的變化曲線Fig.2　Variation of ammonia nitrogen removal and nitrite accumulation rate with cycles

選取短程硝化穩(wěn)定時(shí)期的一個(gè)典型周期，三氮和COD的變化如圖3所示。其中0～50 min為高曝氣階段，之后為低曝氣階段。發(fā)現(xiàn)在高曝氣階段，COD經(jīng)過20 min就降解結(jié)束。丁文川等[14]研究發(fā)現(xiàn)，由于異養(yǎng)菌對氧的爭奪能力高于AOB和NOB，在曝氣初期DO被大量消耗，濃度較低，采用較高曝氣量后，DO濃度回升較快，相應(yīng)的氨氧化速率也提高了。高曝氣階段的氨氧化速率為24.7 mg·L-1·h-1，低曝氣階段的氨氧化速率為11.24 mg·L-1·h-1。李冬等[21]在DO為0.48、0.72、0.99 和1.47 mg·L-1時(shí)，計(jì)算得到氨氮平均降解速率分別為8.5、11.25、13.79和15.83 mg·L-1·h-1。由于高曝氣階段沒有反應(yīng)結(jié)束，且DO濃度較高，氨氧化速率不存在DO和基質(zhì)濃度的抑制，可以有效地減少硝化反應(yīng)的時(shí)間，從而加快短程硝化的啟動。在低曝氣階段，氨氧化速率降低了54.47%，亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮的生成速率分別降低了60.03%和72.17%，相比而言，硝酸鹽氮反應(yīng)速率在低曝氣階段受到了更大的抑制，從而能夠有利于短程硝化的實(shí)現(xiàn)。

圖3　典型周期內(nèi)不同形態(tài)的氮和COD的變化曲線Fig.3　Variations of different forms of nitrogen and COD in a typical cycle

2.3SOUR的分析

活性污泥的SOUR是表征污泥活性的重要參數(shù)，為了研究兩段式曝氣條件下，生活污水中基質(zhì)降解和微生物增長的變化規(guī)律，對系統(tǒng)的SOUR進(jìn)行了檢測。圖4為短程硝化穩(wěn)定時(shí)期中一個(gè)典型周期的SOUR變化曲線。在高曝氣階段前20 min，SOUR穩(wěn)定在0.69 mg·(g MLSS)-1·min-1左右，之后發(fā)生了階躍，并再次穩(wěn)定在0.78 mg·(g MLSS)-1·min-1左右。結(jié)合圖3可知，前20 min污水中的COD快速降解，異養(yǎng)菌是影響SOUR的主要因素，且恒定的SOUR表明異養(yǎng)菌降解COD階段的速率相對穩(wěn)定。鄭雅楠等[22]研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)好氧曝氣進(jìn)行20～30 min時(shí)，有機(jī)物降解基本結(jié)束。SOUR在20 min出現(xiàn)的階躍主要是由于異養(yǎng)菌完成了對COD的快速降解，不再與AOB競爭DO，反應(yīng)器中的DO主要被硝化反應(yīng)消耗。在階躍之后的高曝氣階段，SOUR沒有隨著DO的增加而增加，而是保持了穩(wěn)定；在之后的低曝氣階段，初始SOUR 為0.17 mg·(g MLSS)-1·min-1，并隨著SBR反應(yīng)器中DO的升降發(fā)生變化，顯示出很好的相關(guān)性。SOUR的變化規(guī)律與式（2）中推導(dǎo)得出μAOB的變化規(guī)律相一致，這可能是由于COD降解完成后，硝化反應(yīng)是消耗DO的主要過程。通過兩段式曝氣的方法，檢測不同DO濃度下SOUR的變化，表明當(dāng)COD降解完成后，SOUR可以直觀反映出μAOB的變化規(guī)律。當(dāng)時(shí)間到145 min時(shí)，氨氮降解至5 mg·L-1以下，DO快速上升，與之對應(yīng)，SOUR由上升變?yōu)橄陆?，在這一刻出現(xiàn)極大值。與DO曲線變化點(diǎn)相比，SOUR曲線的變化點(diǎn)更加精確。

圖4　SBR反應(yīng)器中DO、pH和動態(tài)SOUR的變化曲線Fig.4　Variations of DO，pH and SOUR in SBR reactor

2.4不同亞氮積累率條件下的反硝化

為了研究短程硝化不同積累率條件下的反硝化性能，同時(shí)為了減少亞硝酸鹽氮過量積累對微生物的抑制，每天運(yùn)行3個(gè)硝化周期和1個(gè)反硝化周期。如圖5所示，分別取亞氮積累率為12.75%、64.77%和93.99%的反硝化過程進(jìn)行分析。由于投加的碳源是乙酸鈉，為易降解COD，反硝化速率較快，在20 min時(shí)都能降解完全。觀察圖5發(fā)現(xiàn)，在反硝化前10 min，不同積累率條件下，硝酸鹽氮的降解均能達(dá)到80%左右，而亞硝酸鹽氮在前10 min降解較少，且隨著亞氮積累率的增大，降解比例逐漸增大，亞氮積累率為12.75%、64.77%和93.99%時(shí)，亞硝酸鹽氮的降解比例分別為12%、31.77%和 58.97%。說明在反應(yīng)過程中，硝酸鹽氮的還原會優(yōu)先亞硝酸鹽氮進(jìn)行，硝酸鹽氮濃度越低，亞硝酸鹽氮濃度降低越快。孫洪偉等[23]研究發(fā)現(xiàn)在反硝化過程中，硝酸鹽氮先還原為亞硝酸鹽氮，之后還原為氮?dú)?，?dāng)亞硝酸鹽氮的還原速率小于硝酸鹽氮時(shí)會出現(xiàn)亞硝酸鹽氮積累的現(xiàn)象。在反應(yīng)開始階段，亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮同時(shí)存在系統(tǒng)中時(shí)，由于硝酸鹽氮降解會生成亞硝酸鹽氮，當(dāng)硝酸鹽氮的還原速率大于亞硝酸鹽氮時(shí)，亞硝酸鹽氮的濃度升高，出現(xiàn)亞硝酸鹽氮的積累；當(dāng)硝酸鹽氮還原速率小于亞硝酸鹽氮時(shí)，亞硝酸鹽氮濃度降低，而在反應(yīng)開始階段，兩者相差不大，就表現(xiàn)為亞硝酸鹽氮濃度變化不大，硝酸鹽氮濃度迅速降低。當(dāng)硝酸鹽氮降解至濃度較低時(shí)，反應(yīng)速率受到抑制，亞硝酸鹽氮濃度只與亞硝酸鹽氮還原速率相關(guān)，得到迅速降低。在圖5中，當(dāng)亞氮積累率為64.77%和93.99%時(shí)，COD在反應(yīng)前半段降解速率大于后半段，而亞氮積累率為12.75%時(shí)，COD的降解速率相對恒定。這可能是由于當(dāng)亞氮積累率較高時(shí)，反應(yīng)后半段主要進(jìn)行亞硝酸鹽氮的還原，而亞硝酸鹽氮還原所需的碳源要小于硝酸鹽氮。此外，在反硝化開始階段，微生物會吸附貯存起來一部分碳源，用于后續(xù)的反硝化過程[24]。

圖5　不同亞氮積累率時(shí)期進(jìn)行反硝化時(shí)NO2--N、NO3--N 和COD的變化曲線Fig.5　Variations of NO2--N，NO3--N and COD in periods of different nitrite accumulation rates during denitrification

2.5SEM與克隆文庫分析

為了研究在短程硝化實(shí)現(xiàn)過程中，活性污泥中微生物的變化過程，在反應(yīng)器運(yùn)行期間，分別取不同運(yùn)行時(shí)期的污泥進(jìn)行SEM觀察，從而對污泥中的細(xì)菌形態(tài)進(jìn)行觀察。圖6(a)為短程硝化初期的活性污泥樣品，可以發(fā)現(xiàn)，在反應(yīng)器運(yùn)行初期，活性污泥中細(xì)菌種類較為豐富，有桿狀菌、短桿菌、球狀菌和絲狀菌，且桿狀菌較多，其他類型細(xì)菌相對較少。圖6(b)為短程硝化穩(wěn)定時(shí)期的污泥樣品，發(fā)現(xiàn)在反應(yīng)器運(yùn)行各個(gè)階段均有絲狀菌出現(xiàn)，經(jīng)過長期的運(yùn)行，污泥中的桿狀菌相對減少，球狀和橢球狀細(xì)菌相對增加。郭建華等[25]指出在污水處理廠中經(jīng)常出現(xiàn)的AOB多屬于亞硝化單胞菌屬和亞硝化球菌屬，形態(tài)分別呈短桿狀或球狀，經(jīng)常出現(xiàn)的NOB多屬于硝化螺菌屬和硝化桿菌屬，形態(tài)分別呈螺旋狀和桿狀。結(jié)合活性污泥良好的硝化效果，電鏡照片中的短桿菌、球菌和桿菌很可能就是污泥系統(tǒng)中的AOB和NOB在污泥中的存在形式。結(jié)合圖6(a)、(b)，觀察短程硝化實(shí)現(xiàn)前后的細(xì)菌形態(tài)變化，說明在短程硝化實(shí)現(xiàn)過程中，污泥中的桿狀菌如NOB逐漸減少，球狀菌和橢球狀細(xì)菌如AOB逐漸增加。

通過構(gòu)建活性污泥的16S rDNA克隆文庫，對短程硝化穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)期的活性污泥進(jìn)行多樣性分析，深入了解反應(yīng)器內(nèi)的生物群落的特征。結(jié)果如表1所示，生活污水的短程硝化污泥的克隆文庫包括8個(gè)不同的細(xì)菌類群，具有豐富的多樣性。其中未培養(yǎng)細(xì)菌（uncultured bacterium）占43%，所占比例較大，這可能是由于技術(shù)原因沒有檢測出來，此外，這也說明生活污水系統(tǒng)比較復(fù)雜，微生物種類較為豐富，有很多種類沒有被培養(yǎng)出來，需要進(jìn)一步的研究?？寺∥膸熘袃?yōu)勢菌群有β-變形菌（β-Proteobacteria）和擬桿菌門（Bacteroidetes），在克隆文庫中所占的比例分別為18%和17%。而α-變形菌（α-Proteobacteria）、γ-變形菌（γ-Proteobacteria）、δ-變形菌（δ-Proteobacteria）、浮霉菌門（Planctomycetes）、疣微菌門（Verrucomicrobia）的細(xì)菌數(shù)量相對較少，在克隆文庫中分別占2%、7%、3%、2%和8%?？寺∥膸旖Y(jié)果與Amann等[26]做的微生物菌群多樣性研究相符合，即β-變形菌和擬桿菌是污水處理系統(tǒng)中的優(yōu)勢類群；β-變形菌多為兼性異養(yǎng)菌，在污水處理過程中主要進(jìn)行COD的降解[16]。擬桿菌在厭氧條件下可以將有機(jī)物的大分子水解酸化成小分子物質(zhì)[27]。由于曝氣階段有COD的降解，并且反應(yīng)器運(yùn)行階段有反硝化過程和晚上的閑置，這些過程會有缺氧或厭氧條件的產(chǎn)生，所以反應(yīng)器運(yùn)行過程會有β-變形菌和擬桿菌的適宜條件產(chǎn)生，使它們成長為處理系統(tǒng)的優(yōu)勢菌種。

雖然反應(yīng)器已經(jīng)實(shí)現(xiàn)了短程硝化，有良好的硝化性能，但是在克隆文庫中并沒有檢測到AOB的存在，這由于只挑選了100個(gè)克隆子進(jìn)行檢測，而生活污水中微生物種類十分豐富，可能是AOB的數(shù)量沒有占到細(xì)菌種群數(shù)量的百分之一，所以沒有被挑選出來進(jìn)行檢測，但是這并不能說明系統(tǒng)中沒有AOB的存在。為了研究該系統(tǒng)中AOB的菌群特征，另外建立了amoA克隆文庫，并進(jìn)行菌群分析，發(fā)現(xiàn)主要的亞硝化細(xì)菌是Nitrosomonas sp.和Nitrosomonaseuropaea，所占比例分別為81.25%和18.75%。由于生活污水中碳源的存在，異養(yǎng)菌等生長周期較短的細(xì)菌增長較快，從而在系統(tǒng)中占據(jù)了優(yōu)勢，成為優(yōu)勢菌種，而AOB等較長生長周期的微生物在系統(tǒng)中相對比例較小。

3　結(jié)　論

（1）分析μAOB和μN(yùn)OB的Monod方程，可以利用基質(zhì)濃度和DO的雙重抑制，確定兩段式曝氣不同階段的DO范圍，使得μN(yùn)OB在高曝氣階段和低曝氣階段均小于μAOB，從而在理論上說明兩段式曝氣可以在抑制NOB的同時(shí)，極大地促進(jìn)AOB的生長，加快短程硝化的啟動。

（2）在常溫條件下，采用兩段式曝氣的方法處理生活污水，經(jīng)過80個(gè)周期的運(yùn)行，亞氮積累率達(dá)到了90%以上，實(shí)現(xiàn)了短程硝化的快速啟動和穩(wěn)定運(yùn)行。

（3）當(dāng)COD降解完成后，SOUR與μAOB的變化規(guī)律一致， SOUR可以直觀反映出μAOB的變化。

（4）SEM分析結(jié)果表明，在短程硝化實(shí)現(xiàn)的過程中，污泥中的桿狀菌逐漸減少，球狀菌和橢球狀細(xì)菌逐漸增加?？寺∥膸斓姆治鼋Y(jié)果表明，污泥中細(xì)菌分屬8個(gè)不同的細(xì)菌類群，說明生活污水中菌種比較豐富，其中優(yōu)勢菌群為β-變形菌和擬桿菌門。

表1　活性污泥系統(tǒng)中16S rDNA克隆文庫分析結(jié)果Table 1　Data of bacterial 16S rDNA clone library in short nitrification sludge system

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Characteristics of partial nitrification and denitrification via two-stage aeration

WANG Meng，BIAN Wei，HOU Aiyue，KAN Ruizhe，WANG Wenxiao，ZHANG Shuyan，LI Jun
(Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering，Beijing University of Technology，Beijing 100124，China)

Abstract:At normal temperature of 20—23℃，the domestic wastewater was treated in a sequencing batch reactor (SBR). The specific growth rate of ammonia oxidizing bacteria (AOB) was kept higher than nitrite oxidizing bacteria (NOB) via the two-stage aeration. After 80 cycles，the rapid startup of the partial nitrification was realized and operated steadily. The results showed that the specific oxygen uptake rate (SOUR) could reflect the variation of the specific growth rate of AOB when chemical oxygen demand (COD) had been largely degraded. Analyzing the scanning electron microscopy (SEM) images in different periods，it indicated that the quantity of bacillus was decreased and the quantity of spherical or elliptic spherical bacteria was increased. The establishment of 16S rDNA clone library indicated that the species of bacteria were rich and the microbes belonged to eight different groups of bacteria. Moreover，the β-Proteobacteria and Bacteroidetes were the dominant bacterial groups.

Key words:partial nitrification; aeration; sequencing batch reactor; domestic wastewater; specific oxygen uptake rate; molecular biology

DOI：10.11949/j.issn.0438-1157.20151266

中圖分類號：X 703.5

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號：0438—1157（2016）04—1497—08

基金項(xiàng)目：國家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)（2014ZX07201-011）；建筑室外水系維護(hù)與節(jié)水關(guān)鍵技術(shù)研究（2013BAJ02B02）。

Corresponding author:Prof. LI Jun，jglijun@bjut.edu.cn