外加微量N2H4下SBR中硝化微生物特性

运行实验室规模单级硝化序批式反应器(SBR),研究长期外加微量N_2H_4(约3 mg·L~(-1))对硝化污泥中功能微生物好氧氨氧化菌(AOB)、亚硝酸盐氧化菌(NOB)的影响.结果表明,外加微量N_2H_4的硝化污泥中,AOB主要属于亚硝化球菌(Nitrosococcu)属和亚硝化单胞菌(Nitrosomonas)属,另有少部分属于亚硝化螺旋菌(Nitrosospira)属,NOB属于硝化杆菌(Nitrobacter)属.外加微量N_2H_4前后,AOB amoA基因拷贝数(以干污泥计)由1.0×10~9copies·g~(-1)减少为2.09×10~4copies·g~(-1),NOB nxrB基因拷贝数由1.28×10~7copies·g~(-1)减少为2.56×10~5copies·g~(-1).AOB对环境因素较NOB相比更为敏感,N_2H_4对硝化微生物的抑制与毒性作用使外加微量N_2H_4的硝化污泥中AOB流失幅度大于NOB,但定量PCR方法无法准确比较N_2H_4对AOB与NOB活性抑制的强弱.长期外加微量N_2H_4破坏硝化微生物活性,使反应器崩溃.因此在没有厌氧氨氧化菌(AnAOB)消耗N_2H_4的亚硝化系统中,企图通过调控外加N_2H_4浓度水平抑制NOB活性,从而进一步洗脱NOB提高脱氮性能可能无法实现.     

高浓度游离氨冲击负荷对生物硝化的影响机制

工业废水厂或含工业废水较多的城市污水处理厂,在运行过程中可能会意外受到高浓度氨氮废水急性冲击负荷的影响,造成生物硝化反应受到抑制,出水不能稳定达标.为了指导实际污水处理厂应对游离氨(FA)急性冲击负荷造成的出水不达标问题,本文探究高浓度氨氮废水对污水生物硝化系统的影响机制.本文利用序批式活性污泥反应器(SBR)处理模拟高氨氮废水,通过监测氨氮最大比降解速率、硝酸盐氮最大比生成速率、亚硝化和硝化比耗氧速率,硝化菌丰度等指标,研究高浓度氨氮废水中FA对硝化菌活性的影响规律.结果表明,FA在低浓度范围内,增加FA急性负荷能够促进硝化活性,而当FA急性冲击负荷大于一定值时,会对硝化作用造成抑制;FA浓度越大,受到抑制的硝化生物活性所需要的恢复周期越长.利用荧光原位杂交分析技术,发现当进水FA浓度(以N计)从3.6 mg·L~(-1)升高到8.1 mg·L~(-1)时,氨氧化菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB)菌群数量都略微升高,而当FA浓度大于8.1 mg·L~(-1)时,AOB和NOB菌群数量明显下降.FA对AOB和NOB菌群的临界抑制浓度分别为8.1 mg·L~(-1)和6.6 mg·L~(-1),NOB相对于AOB菌群更敏感.     

两种不同抑制策略下部分亚硝化系统运行特性比较

为研究如何控制部分亚硝化系统的稳定性,在高氨氮负荷[1 kg·(m~3·d)~(-1)]和不同的双重抑制策略下启动并连续运行两个序批式反应器(sequencing batch reactors,SBRs).结果表明在温度35℃±1℃,进水氨氮负荷为1 kg·(m~3·d)~(-1)的条件下,FA和DO的双重抑制和FNA和DO的双重抑制均可成功实现高氨氮废水稳定的部分亚硝化,出水NO-2-N/NH+4-N接近1,NO-3-N浓度接近于零,满足ANAMMOX反应的进水基质要求.R1反应器在DO和FA的控制策略下,亚硝氮氧化速率从28.16mg·(g·h)~(-1)减小到0.3 mg·(g·h)~(-1)(以NO-2-N计,下同),而氨氧化速率减小43.60%,最终稳定在20 mg·(g·h)~(-1)(以NH+4-N计,下同)左右.R2反应器在DO和FNA的控制策略下,亚硝氮氧化速率从12.37 mg·(g·h)~(-1)降至0.02 mg·(g·h)~(-1),而氨氧化速率仍维持在较高水平[45 mg·(g·h)~(-1)].DO和FNA双重抑制的系统与DO和高FA双重抑制的系统相比,具有富集时间短,AOB活性高,运行稳定性强等优点,更适用于启动部分亚硝化系统及维持系统稳定性.     

碱度对沸石序批式反应器亚硝化的影响

本研究采用沸石序批式反应器(ZSBR)在常温(25℃±1℃)下实现快速稳定的亚硝化,亚硝酸盐氮积累率维持在90.0%以上,并且考察了在进水氨氮500 mg·L~(-1)时,4个不同碱度(以CaCO_3计)对ZSBR亚硝化的影响.结果表明,ZSBR实现快速亚硝化的关键是游离氨(FA)对亚硝酸盐氧化菌(NOB)的抑制作用远大于其对氨氧化菌(AOB)的抑制作用,并且经此过程转化后的含氨氮的废水,可以作为厌氧氨氧化的进水,进一步脱除水中的氨氮与总氮,当系统投加碱度(以CaCO_3计)为2 500mg·L~(-1)时,ZSBR亚硝化效果最好,平均氨氮转化率为66.7%,平均亚硝酸盐氮积累率为98.1%,平均亚硝酸盐氮产率为0.74 kg·(m~3·d)~(-1).高通量测序分析表明ZSBR长时间运行后微生物群落发生显著变化,AOB得到富集,NOB在FA的抑制作用下不断被淘洗出反应器.     

纤维载体的生物膜CANON反应器的启动特性

为研究纤维载体在CANON工艺中的运行特性,同时接种亚硝化污泥及厌氧氨氧化污泥启动CANON反应器.结果表明经过85 d运行,成功启动了CANON反应器,NRR从0.09 kg·(m3·d)-1提升至0.9 kg·(m3·d)-1并能稳定运行,说明纤维载体有利于富集污泥,反应器内能维持较高的生物量.随着微生物的富集生长,生物膜变厚,反应器的能力提升,反应器中DO达到5 mg·L-1.利用微电极测得生物膜由表及里的DO梯度为0.32~0 mg·L-1,说明生物膜变厚,氧对生物膜的穿透力减弱,亚硝化微生物量降低.荧光定量PCR结果表明,启动前后NOB菌数量维持在较低水平,AOB菌的丰度增长不大,ANAMMOX菌细胞增长了一个数量级.     

游离亚硝酸(FNA)对A~2O污泥菌群结构的影响

为了探究采用游离亚硝酸(FNA)实现连续流A~2O工艺短程硝化的可行性,考察了不同浓度的FNA对氨氧化菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB)的活性影响,研究了通过投加FNA对活性污泥进行预处理后A~2O反应器的运行效果和微生物菌群结构的变化.结果表明,当FNA浓度为1.12mg HNO_2-N/L时,经过3h的缺氧处理,AOB和NOB的活性分别下降了60%和86%,对NOB有一定的选择性抑菌效应,而投加FNA并对活性污泥进行缺氧处理后的A~2O反应器平均出水NH_4~+-N、NO_2~--N和NO_3~--N分别为12.76、1.56和7.82mg/L,亚硝酸盐积累率(NAR)仅为20%左右,并没有实现预期的短程硝化.高通量和定量PCR的结果也表明,投加FNA并进行缺氧处理后活性污泥中AOB的种群丰度由2.05×108copies/g VSS下降到了3.96×105copies/g VSS,导致系统的氨氧化过程受到了较大影响.最终Nitrobacter和Nitrospira丰度降低,Nitrotoga占总序列数的1.66%,是造成系统无法通过FNA预处理实现连续流A~2O工艺短程硝化的原因.     

火山岩填料曝气生物滤池的SNAD工艺启动特性及功能菌丰度演替

为研究同步亚硝化、厌氧氨氧化耦合反硝化(SNAD)工艺在浸没式生物滤池反应器(SBAF)内的运行特性,同时接种亚硝化污泥和富集ANAMMOX的填料启动SNAD反应器.结果表明在60 mg·L~(-1)有机物浓度下,自养脱氮和反硝化实现较好的耦合,并在该浓度下稳定运行了67 d,其总氮去除率最高可达92.0%,COD去除率最高达82.9%,最高总氮去除负荷为2.3 kg·(m~3·d)~(-1).与全程自养脱氮(CANON)工艺相比,SNAD工艺的平均总氮去除率提高了12.6%.荧光定量PCR结果显示,系统启动后AOB菌的丰度有所增长,ANAMMOX菌的丰度增长了1个数量级,而NOB菌和反硝化菌的数量维持在较低水平(小于10~7 copies·g~(-1)),表明以火山岩为填料的浸没式生物滤池反应器有利于ANAMMOX和AOB的协同生长,可快速实现SAND工艺的启动.     

15℃ SBBR短程硝化快速启动和稳定运行性能

本文通过控制C/N研究了15℃序批式生物膜反应器(SBBR)低氨氮污水短程硝化工艺的快速启动和稳定运行性能.结果表明,启动运行60个周期C/N为1. 5时成功快速启动短程硝化,C/N为0和3时快速启动失败;荧光原位杂交和激光共聚焦显微镜联用技术(FISH-CLSM)结果表明,生物膜载体在C/N为1. 5时成功富集氨氧化菌(AOB),C/N为0和3时,几乎没有AOB与亚硝酸盐氧化菌(NOB)的存在;启动成功的短程硝化在运行过程中可以不加入碳源,但投加适量的碳源可提升硝化性能,对短程硝化的稳定运行更有利.本实验在高溶解氧(DO)(约9 mg·L~(-1))下成功启动短程硝化,稳定运行过程中平均DO维持为6. 5 mg·L~(-1)左右,成功将实现短程硝化的DO值从低浓度解离出来.反应器内充足甚至过量的NH_4~+-N可以有效抑制NOB的生长,保证短程硝化的稳定运行. 15℃工况下,全量亚硝化工艺更适合处理高氨氮负荷的污水,而半量亚硝化更适合降解低氨氮污水.     

不同污泥浓度下缺氧FNA对硝化菌活性的影响

为了考察不同污泥浓度(MLSS)下缺氧游离亚硝酸(FNA)对氨氧化菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB)活性的抑制影响,采用序批式反应器(SBR),基于4种MLSS(8 398、11 254、15 998和19 637 mg·L~(-1))的全程硝化污泥条件下,通过批次试验深入研究4种MLSS下的全程硝化活性污泥经过缺氧FNA(初始浓度为1. 3 mg·L~(-1))处理48 h后,AOB和NOB活性的变化情况.结果表明,缺氧FNA处理活性污泥48 h后,p H值升高0. 9左右,NO2--N浓度并未明显下降;过曝气下,NH4+-N浓度逐渐降解至0 mg·L~(-1),NH4+-N去除速率逐渐升高至4. 4～6. 8 mg·(L·h)-1,并随着抑制MLSS的升高,其所用时越短;抑制MLSS为8 398、11 254、15 998和19 637 mg·L~(-1)时,分别过曝气0～396、0～396、0～372和0～168 h内,亚硝酸盐累积率(NAR)均大于92%,当分别曝气至468、468、444和264 h时,NO2--N浓度和NAR分别降为0 mg·L~(-1)和0%,NO3--N浓度均升高至最高,其值分别为42. 6、49. 9、42. 9和47. 9 mg·L~(-1).     

基于侧流FNA处理的颗粒-絮体污泥CANON启动

为探究游离亚硝酸(FNA)侧流处理絮体污泥抑制亚硝酸盐氧化菌(NOB)活性启动全程自养脱氮(CANON)工艺的可行性,考察了FNA处理对氨氧化菌(AOB)和NOB活性的影响,探究在颗粒-絮体污泥SBR反应器中水力筛分的絮状污泥经侧流FNA处理的运行效果. 结果表明:0.6mg/L FNA处理后的R1经过30d运行,NH₄⁺-N去除率恢复到处理前的水平,并且短程硝化稳定,系统平均出水总氮为13.84mg/L,且△NO₃^--N/△NH₄⁺-N比值接近CANON反应方程式理论比值0.11,成功启动CANON工艺. 而0mg/L FNA处理的R2由于NOB大量增殖导致启动失败. 批次试验结果证实,经过0.6mg/L FNA处理后,6h内NOB活性仅为对照组(FNA=0mg/L)的16.39%,并且在随后的运行中并未发现NOB活性的恢复,NOB得到了有效的抑制. 但与此同时,AOB的活性也受到了影响,反应器中NH₄⁺-N去除率仅为处理前的69.69%,AOB活性6h仅恢复68.06%.     

羟胺对氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌的竞争性选择

有效抑制亚硝酸盐氧化菌(NOB)是实现稳定短程硝化的关键.使用运行方式为厌氧/好氧/缺氧(A/O/A)的SBR反应器,探究羟胺(NH_2OH)对氨氧化菌(AOB)和NOB的竞争性选择.在混合液NH_2OH浓度分别为3 mg·L~(-1)和5 mg·L~(-1)条件下采用不同处理频率观察短程硝化的启动情况.结果表明,每2个周期投加1次混合液浓度为5mg·L~(-1)的NH_2OH时,亚硝态氮积累率(NAR)在6 d内从0.1%增长到57.4%,并保持在(62.0±4. 6)%至实验结束;通过分析第6 d的典型周期中可以看出:好氧阶段结束时,氨氮浓度由26. 05 mg·L~(-1)降至8. 06 mg·L~(-1),同时生成9.02 mg·L~(-1)的亚硝态氮和6.70 mg·L~(-1)的硝态氮;AOB最大活性(rAOB)与NOB最大活性(rNOB)的比值从第1 d的1.05增长到第9 d的4.22;通过进一步qPCR分析可以看出:实验第9 d时, AOB与NOB丰度分别下降至处理前的30. 2%和19. 1%.因此,基于NH_2OH对AOB和NOB的竞争性选择有望为城市污水短程硝化的快速启动提供可能.     

一体式短程硝化-厌氧氨氧化工艺启动过程的亚硝酸盐调控

以两类中试反应器（SBR,116.6 m³,活性污泥法和SBBR,64.8 m³,泥膜法）为对象,接种猪场废水处理厂的活性污泥,通过控制DO、曝气方式为主和外加NaNO₂为辅的亚硝酸盐调控策略,考察不同反应器在启动一体式短程硝化-厌氧氨氧化（combined partial nitritation and ANAMMOX,CPNA）工艺过程中NO₂^--N浓度对ANAMMOX菌的影响.结果表明,在相同运行条件下,泥膜共生的SBBR更适于短程硝化的快速启动.尽管受到NO₂^--N抑制（100~129 mg ·L^-1,共计7 d）,但SBR在第39 d成功启动了ANAMMOX工艺,其TNRR和TNRE分别为0.069 kg ·（m³ ·d）^-1和23.3%,而长达17 d的NO₂^--N抑制（129~286 mg ·L^-1）则对SBBR中ANAMMOX菌活性造成了难以恢复的影响.外加NaNO₂后,SBR在第77 d成功启动了CPNA工艺,TNRR和TNRE分别从第51 d的0.070 kg ·（m³ ·d）^-1和16.0%迅速提高至第77 d的0.336 kg ·（m³ ·d）^-1和52.2%,ANAMMOX菌的活性也由最初的0.012 kg ·（kg ·d）^-1快速升高至第77 d的0.307 kg ·（kg ·d）^-1;SBR中AOB和ANAMMOX菌的基因拷贝数浓度由最初的8.06×10⁶ copies ·mL^-1和4.42×10⁴ copies ·mL^-1分别增长至第77 d的1.02×10⁹ copies ·mL^-1和1.77×10⁷ copies ·mL^-1,表明以调控DO和曝气方式为主,辅以外加NaNO₂的亚硝酸盐调控策略可有效实现反应器中AOB和ANAMMOX菌的快速增长.合理的NO₂^--N调控是CPNA工艺快速启动的关键因素.     

艾比湖湿地盐节木根际土壤氨氧化微生物多样性和丰度及其与环境因子的相关性分析

氨氧化反应是硝化作用的关键步骤,参与这一反应的微生物是氨氧化细菌(AOB)和氨氧化古菌(AOA).对新疆艾比湖湿地盐节木根际和非根际土壤的氨氧化微生物进行群落结构和丰度分析,并探究其与土壤理化因子的相关性.同时,以氨单加氧酶基因(amo A)为分子标记,构建克隆文库和测序并与q-PCR法结合研究AOA、AOB的群落结构和丰度,利用Pearson相关分析法探究其与环境因子的相关性.结果表明,根际土壤中AOB的多样性高于AOA,amo A基因序列多属于土壤/水体沉积物分支,AOB克隆文库中的所有序列均属于亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas).根际土壤中AOA amo A和AOB amo A的数量分别为2.09×104和2.91×105copies·g~(-1),AOB/AOA的比值为13.9;非根际土壤中AOA amo A和AOB amo A的数量分别为3.85×104和4.76×105copies·g~(-1),AOB/AOA的比值为12.36.相关分析显示,氨氧化微生物的群落结构和丰度与电导率(EC)、有机质(OM)、速效氮(AN)、氨氮(NH_4~+-N)和总氮(TN)等环境因子显著相关.这些结果表明,根际土壤中AOB的群落多样性高于AOA,根际和非根际土壤中AOB的丰度均高于AOA,说明在艾比湖湿地AOB是氨氧化微生物的优势种群,且EC、OM、AN、NH_4~+-N和TN可能会影响氨氧化微生物的群落结构和丰度.     

间歇梯度曝气下缩短SRT强化短程SNEDPR系统脱氮除磷

为了探究间歇梯度曝气下污泥龄对氨氧化菌（AOB）和亚硝酸盐氧化菌（NOB）的影响,研究短程硝化内源反硝化除磷系统对于处理低C/N比生活污水的优势作用,本文采用SBR反应器培养好氧颗粒污泥,实验进水采用实际生活污水.结果表明,在SRT由50 d逐渐降低至30 d过程中,比氨氧化速率由3.16 mg·（g·h）^-1增加至4.38 mg·（g·h）^-1,比亚硝酸盐氧化速率由3.4 mg·（g·h）^-1降为1.8 mg·（g·h）^-1左右,可知NOB活性降低约44%,从而使系统实现了短程硝化.当SRT为30 d时,由典型周期实验可知亚硝酸盐最大积累量可达6.93mg·L^-1.由于系统中污泥浓度随SRT的减少而略有降低,因此在反应进行至40 d左右时根据DO曲线采取降低曝气量的策略,最终SRT为30 d时系统出水COD浓度为40.76 mg·L^-1,TN浓度为12.4 mg·L^-1,TP浓度为0.31 mg·L^-1,强化了系统中C、N和P的同步去除,最终得到了稳定运行的短程硝化内源反硝化除磷系统.同时好氧颗粒污泥EPS含量与SRT呈现负相关性,蛋白质含量由污泥龄为50 d的66.7 mg·g^-1升为30 d的95.1mg·g^-1,多糖保持在12.1~17.2 mg·g^-1的范围内,说明SRT的降低对蛋白质含量的影响较多糖大,当SRT为30 d时,PN/PS值保持在6.2左右,好氧颗粒污泥在该条件下仍能保持较好的结构稳定性.     

一段式亚硝化厌氧氨氧化SMBBR处理中低浓度氨氮废水

在常温条件下,采用一段式亚硝化厌氧氨氧化SMBBR处理中低氨氮浓度废水.结果表明,在进水氨氮浓度为100 mg·L^-1,溶解氧为0.4~0.7 mg·L^-1条件下,负荷（以N计）为0.16 kg·（m³·d）^-1,去除率可达（51.58±6.80）%,实现了一段式亚硝化厌氧氨氧化的稳定运行.AOB、ANAMMOX和NOB活性分别稳定在（2253.21±502.10）、（4847.46±332.89）和（1455.17±473.83）mg·（m²·d）^-1,AOB和ANAMMOX菌之间形成了良好的协同作用.高通量结果显示,Ca.Brocadia（ANAMMOX）、Nitrosomonas（AOB）和Nitrospira（NOB）占比分别为11.57%、1.01%和0.94%.一段式部分亚硝化厌氧氨氧化工艺的稳定运行为厌氧氨氧化技术处理中低浓度氨氮废水提供了参考.