主流厭氧氨氧化工藝運行優(yōu)化及其微生物群落變遷
中國污水處理工程網(wǎng) 時間：2018-11-29 10:22:46
污水處理技術(shù) | 匯聚全球環(huán)保力量，降低企業(yè)治污成本
主流厭氧氨氧化是指以厭氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX)在污水廠主流而非側(cè)流階段, 應(yīng)用ANAMMOX工藝.若廣泛應(yīng)用于處理城市污水, 并和資源回收技術(shù)結(jié)合, 可以實現(xiàn)有機碳源和氮素同步去除, 并最大限度地回收有機碳源, 通過厭氧消化產(chǎn)甲烷為污水廠提供能源, 與傳統(tǒng)工藝相比, 可節(jié)省能源20 W·h·(人·d)-1, 因此, 主流厭氧氨氧化的應(yīng)用不僅可以徹底解決污水處理時碳源不足的難題, 還可以大幅度降低污水廠的能源需求, 甚至實現(xiàn)污水處理廠的能源自給, 主流厭氧氨氧化的實現(xiàn)將會帶來市政污水處理的革命性變革.
目前以ANAMMOX技術(shù)為核心的新型脫氮工藝, 如全程自養(yǎng)脫氮(completely autotrophic ammonium removal over nitrite, CANON)工藝、部分亞硝酸化-厭氧氨氧化(partial nitritation/anammox, PN/A)工藝等, 在處理高氨氮廢水的工程應(yīng)用已有200多個, 但主流厭氧氨氧化的實際工程應(yīng)用僅有新加坡樟宜再生水廠一例, 該水廠因地處熱帶, 污水溫度在(30±2)℃, 適合ANAMMOX菌的增殖且利于實現(xiàn)短程硝化, 其氮素去除率為64.6%, 其中37.5%由厭氧氨氧化實現(xiàn), 27.1%由傳統(tǒng)硝化反硝化完成, 目前, 該水廠仍然在運行調(diào)試中, 并未完全實現(xiàn)主流厭氧氨氧化, 因此關(guān)于主流厭氧氨氧化的研究, 現(xiàn)在仍然處在研究階段.
城市污水中的有機碳源會導(dǎo)致異養(yǎng)菌的大量增殖, 對ANAMMOX菌和氨氧化菌(ammonia oxidizing bacteria, AOB)產(chǎn)生嚴重抑制; 同時, 低氨氮濃度也讓游離氨(free ammonia, FA)對亞硝酸鹽氧化菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)的抑制效果幾乎喪失, 而低氨氮條件下NOB比AOB的比生長速率高, 導(dǎo)致短程硝化在低氨氮濃度下很難穩(wěn)定實現(xiàn).因此, 有機碳源對ANAMMOX菌影響和低氨氮條件下實現(xiàn)穩(wěn)定的短程硝化, 成為實現(xiàn)主流厭氧氨氧化的主要難點.
本研究通過高氨氮培養(yǎng)成熟的CANON生物膜反應(yīng)器, 控制溫度在(28±2)℃, 調(diào)整進水基質(zhì)分別為低氨氮無機配水和經(jīng)過預(yù)處理的生活污水, 調(diào)整運行工況, 同時以高通量測序技術(shù)對不同階段的微生物群落進行檢測, 分析其群落變化規(guī)律以及有機碳源對微生物群落的影響, 以期為實現(xiàn)主流厭氧氨氧化提供理論支持.
1 材料與方法1.1 試驗裝置
本試驗裝置如圖 1所示, 整個反應(yīng)器分為A和B兩段, 其中主要包括A段的預(yù)處理單元和B段的CANON生物膜反應(yīng)器. A段由圓柱狀有機玻璃反應(yīng)器構(gòu)成, 其內(nèi)徑為16 cm, 高為25 cm, 有效體積為5 L, 換水比為50%; B段內(nèi)徑為7 cm, 高150 cm, 總?cè)莘e為3.5 L, 有效容積為2.5 L, 反應(yīng)器上部有濾網(wǎng), 防止填料流失; 曝氣頭為圓盤狀氣泡石, 曝氣量通過轉(zhuǎn)子流量計控制.
圖 1
1.2 試驗進水及運行方式
在不同時期采用不同進水水質(zhì), 無機配水時, 進水為自來水中添加NaHCO3、NH4Cl、KH2PO4, 微量元素濃縮液Ⅰ為1 mL·L-1、微量元素濃縮液Ⅱ為1 mL·L-1, 具體進水水質(zhì)見表 1.無機配水階段直接由B段CANON生物膜反應(yīng)器處理.
表 1 CANON反應(yīng)器的無機配水階段進水水質(zhì)
生活污水階段進水采用某大學(xué)小區(qū)化糞池內(nèi)生活污水, 首先經(jīng)過A段SBR反應(yīng)器處理后, 進入B段CANON生物膜反應(yīng)器. SBR反應(yīng)器內(nèi)溫度隨室溫變化, 其運行方式為：進水5 min, 運行30 min, 沉淀20 min, 排水5 min; 經(jīng)過SBR反應(yīng)器處理, 生活污水中COD去除約40%~60%, NH4+-N去除約10%, 具體水質(zhì)見表 2. CANON生物膜反應(yīng)器由恒溫加熱棒控制反應(yīng)器內(nèi)溫度為(28±2)℃, 采用連續(xù)進水方式, HRT為6 h; 運行方式均由定時控制器進行控制.
表 2 SBR反應(yīng)器處理生活污水的水質(zhì)/mg·L-1
1.3 分析方法
NH4+-N:納氏試劑比色法; NO2--N：N-(1-萘基)-乙二胺光度法[13]; NO3--N:紫外分光光度法; pH值:實驗室pH計FE20(梅特勒-托利多, 瑞士); 溶解氧:Multi3620溶解氧儀(WTW, 德國); TN在無機配水階段按下式計算:
生活污水階段的TN：紫外分光光度法.
微生物群落分析：按照97%的相似度計算多樣性指數(shù), 采用Illumina MiSeq測序平臺對樣品中的微生物進行測序分析, 包括DNA提取、PCR擴增、MiSeq文庫構(gòu)建和MiSeq測序.通過單樣品的α多樣性分析和多種統(tǒng)計學(xué)分析指數(shù), 可以反映微生物群落的相對豐度和物種多樣性.
2 結(jié)果與分析2.1 無機配水階段
無機配水階段(0~59 d)：降低進水NH4+-N濃度為80mg·L-1, 同時控制曝氣量為30 mL·min-1, DO維持在1.0~2.0 mg·L-1.由圖 2可知, 0~26 d, NH4+-N去除率在80%左右, 出水NO3--N濃度由7.53mg·L-1逐漸升高, 第24 d時, 達到39.42mg·L-1, TN去除率由79.57%降低為28.70%, ΔNO3--N/ΔTN值達到最高為1.244, 嚴重偏離了其理論值0.127; 此時, 出水FA濃度為0.1~1.0mg·L-1, 為了抑制NOB, 26 d時, 將NH4+-N濃度重新調(diào)整至約450mg·L-1, 此后, 反應(yīng)器中FA濃度在12~30mg·L-1之間, NO3--N濃度開始逐漸降低, 至46 d時, 由最高39.42mg·L-1降低至20.44mg·L-1, ΔNO3--N/ΔTN值降至0.10.在47~60 d, 恢復(fù)進水NH4+-N濃度為80mg·L-1, 出水FA濃度降低至1.0mg·L-1以下, 60 d時NO3--N出水為34.37mg·L-1, ΔNO3--N/ΔTN值為0.588.
圖 2
2.2 生活污水連續(xù)曝氣階段
生活污水連續(xù)曝氣階段(60~110 d)：進水改為A段SBR反應(yīng)器預(yù)處理后生活污水.從圖 2可知, 61~96 d, 曝氣量維持30mL·min-1, DO約為1.2mg·L-1; 其中NO3--N濃度呈現(xiàn)下降趨勢, 由40.21mg·L-1降低為10.33mg·L-1, ΔNO3--N/ΔTN值維持在理論值0.127[14]附近, NH4+-N去除率約75.00%, TN去除率由45.05%提升至65.47%, TN去除負荷由0.13kg·(m3·d)-1提升至0.22kg·(m3·d)-1.曝氣量為30mL·min-1時, 仍有25%的NH4+-N未去除, 因此, 為提高NH4+-N去除率, 在103~110 d, 將曝氣量提升至100mL·min-1時, DO為3.2mg·L-1左右, NH4+-N去除率達到了100%, 而到110 d時, 出水NO3--N高達66.04mg·L-1, ΔNO3--N/ΔTN值為1.22, TN去除率和TN去除負荷分別降為42.36%和0.14kg·(m3·d)-1.
圖 3為試驗進水改為生活污水后, CANON反應(yīng)器中對COD去除的變化規(guī)律, 沉淀池中COD濃度在90~130mg·L-1之間, CANON反應(yīng)器的出水COD濃度在40~80mg·L-1之間, COD去除率為40%~60%, 平均去除濃度為50mg·L-1, 有機去除負荷為0.15kg·(m3·d)-1.
圖 3
2.3 生活污水間歇曝氣階段
生活污水間歇曝氣階段(111~160 d)：為了同時保證高效亞硝酸化和NOB的抑制效果, 采取間歇曝氣方式：曝氣30 min, 停曝30 min. 111~140 d調(diào)整曝氣量為50mL·min-1, 曝氣時DO為1.2mg·L-1, 停曝時DO為0mg·L-1; 141~160 d時, 將曝氣量提高為100mL·min-1, 間歇時間不變, 曝氣時DO約為3.2mg·L-1, 停曝時DO約為0.5mg·L-1.
從圖 2可知, 調(diào)整曝氣策略后, 初期NH4+-N去除率達89.26%, 113~140 d平均NH4+-N去除率在85%以上, ΔNO3--N/ΔTN值最低為0, 低于理論值0.127, TN去除率最高達85.87%, TN去除負荷達0.30kg·(m3·d)-1, 整體脫氮性能有較大提升.為繼續(xù)提高NH4+-N去除率, 141 d時, 調(diào)整曝氣量為100mL·min-1, DO為3.52mg·L-1, NH4+-N去除率達100%, 到160 d時, 出水NO3--N濃度為42.21mg·L-1, ΔNO3--N/ΔTN為0.504, TN去除負荷和去除率分別為0.22kg·(m3·d)-1和64.28%.
由圖 3可知, 間歇曝氣階段COD濃度在100~140mg·L-1之間, 出水COD濃度在50~90mg·L-1之間, 但COD去除率仍為40%~60%, 平均去除濃度為50mg·L-1; 在調(diào)整曝氣量為100mL·min-1之后, COD平均去除率增加10%左右.
3 討論3.1 游離氨的影響
1~26 d時, 出水FA濃度為0.1~1mg·L-1, ΔNO3--N/ΔTN值為0.3~0.5, 高于自養(yǎng)脫氮的理論值0.127, 說明FA濃度低于1mg·L-1時, NO3--N濃度增加, FA未起到抑制NOB的作用.而有研究表明FA對NOB抑制范圍為0.1~1.0mg·L-1, 對AOB抑制范圍為10~150 mg·L-1, 也有研究表明當(dāng)FA為6mg·L-1可抑制NOB, 說明FA對NOB抑制作用需要較高濃度.本試驗在26~46 d時, FA濃度在12mg·L-1時, ΔNO3--N/ΔTN為0.162, 而FA為28mg·L-1時, ΔNO3--N/ΔTN降至0.097, 說明FA在12~30mg·L-1可以實現(xiàn)對NOB的抑制, 其中FA為28mg·L-1可以完全抑制NOB.韓曉宇等也發(fā)現(xiàn)在控制FA為33mg·L-1時, 穩(wěn)定實現(xiàn)短程硝化, FA為16mg·L-1時, NOB活性開始恢復(fù), FA為7.0mg·L-1時完全恢復(fù); 而季民等則認為FA對NOB的臨界抑制濃度為6.6mg·L-1; 不同學(xué)者的研究結(jié)果不相同, 可能是在不同的馴化條件下, NOB對FA產(chǎn)生了適應(yīng)性, 導(dǎo)致了FA對NOB的抑制濃度的差異性. 47~60 d時重新降低NH4+-N濃度為80mg·L-1時, 出水FA濃度重新降低至1.0mg·L-1以下, ΔNO3--N/ΔTN又升至0.588.綜上所述, 保持曝氣量恒定, HRT為6 h時, FA濃度大于12mg·L-1時, 可以抑制NOB, 但FA值低于1.0mg·L-1時, NOB活性會快速恢復(fù), 也說明FA抑制NOB作用具有可逆性.在實現(xiàn)短程硝化策略中, FA和DO的聯(lián)合抑制效果最佳, 當(dāng)NH4+-N濃度低于100mg·L-1后, 若保持和高氨氮時相同DO濃度, 則會導(dǎo)致較低FA, 從而失去FA對NOB的抑制作用; 若降低DO則會降低AOB的活性, 最終FA和DO的聯(lián)合抑制作用將失效, 因此, 需要采取其他策略協(xié)助實現(xiàn)穩(wěn)定的短程硝化.
3.2 有機碳源的影響
生活污水進水前期NO3--N濃度變化不大, 出水NO3--N濃度穩(wěn)定, 說明初期異養(yǎng)反硝化菌不多, 經(jīng)過一段時間馴化, 隨著有機碳源長期馴化以及部分異養(yǎng)微生物的流入, CANON反應(yīng)器內(nèi)生物膜為反硝化菌的附著提供條件, 使得反硝化菌利用有機碳源進行反硝化脫氮.
理論上, 反硝化脫氮所需的COD/NO3--N為2.86, 由2.2節(jié)可知, COD去除的濃度平均為50mg·L-1, 假設(shè)去除的有機碳源僅用于反硝化脫氮, 則CANON反應(yīng)器中通過反硝化去除NO3--N濃度應(yīng)為17.48mg·L-1, 對比60d和96d時的脫氮效果, 60d時進水由無機配水改為生活污水, 96d時CANON反應(yīng)器的出水NO3--N濃度減少29.88mg·L-1, 在有機碳源不足的情況下, NO3--N多去除12.40mg·L-1, 可能是有機碳源對DO的競爭, 抑制了NOB活性, 同時增強了ANAMMOX的脫氮能力. Zheng等直接以SNAD生物膜反應(yīng)器處理生活污水, 得到有機碳源去除負荷為0.67kg·(m3·d)-1, TN去除負荷為0.22kg·(m3·d)-1, 而本試驗中CANON生物膜反應(yīng)器處理SBR預(yù)處理后的污水, 有機碳源的去除負荷僅0.15 kg·(m3·d)-1, TN去除負荷也達到0.22kg·(m3·d)-1, 相比而言, 直接處理生活污水的有機負荷為本試驗的4倍, 最終TN去除負荷相同, 說明CANON生物膜反應(yīng)器中存在較低的有機碳源濃度即可彌補厭氧氨氧化的短板.
3.3 曝氣策略與溶解氧的影響3.3.1 連續(xù)曝氣階段
ANAMMOX菌、反硝化菌和NOB對NO2--N的半飽和常數(shù)分別為0.2~5、4~25和12~955 μmol·L-1, 因此在低NO2--N濃度時, ANAMMOX菌會優(yōu)先于反硝化菌和NOB利用NO2--N.曝氣量為30mL·min-1時, 氨氮去除率僅為75%左右, 為提高AOB的活性, 調(diào)整曝氣量為100mL·min-1時, DO濃度增加, AOB和NOB活性均提高, 氨氮去除率達100%, 但導(dǎo)致出水NO3--N濃度較曝氣量為30mL·min-1時更高, TN去除率由65.47%降為42.36%, 說明此時NOB競爭NO2--N的能力強于ANAMMOX菌.較高的DO濃度可以提高NOB活性, 同時也導(dǎo)致部分生物膜內(nèi)層的ANAMMOX菌受到抑制, 因此連續(xù)曝氣不利于低氨氮濃度下抑制NOB, 提高CANON反應(yīng)器的脫氮性能.
根據(jù)DO對NOB種群影響, 在低DO和低NO2--N濃度時, 研究者發(fā)現(xiàn)NOB種群主要為Nitrospira; Kornaros等[24]的研究表明, 從缺氧到好氧, NOB活性恢復(fù)的時間比AOB恢復(fù)時間長; 包鵬等通過試驗發(fā)現(xiàn), 低溶解氧運行時Nitrospira含量遠高于Nitrobacter; 而在高溶解氧運行時, Nitrobacter逐漸取代Nitrospira成為NOB優(yōu)勢菌種, Nitrospira逐漸消失.因此, 采取間歇曝氣不斷改變DO濃度可以實現(xiàn)對NOB的淘洗和抑制, 從而實現(xiàn)短程硝化.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.yiban123.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
3.3.2 間歇曝氣階段
在曝氣量為50mL·min-1時, DO在0~1.2mg·L-1之間, 出水NO3--N濃度降低, 平均NH4+-N去除率在85%以上, TN去除率在80%以上, TN去除負荷最高為0.30kg·(m3·d)-1; 張倩等[26]采用間歇低溶解氧(0~1.2mg·L-1)曝氣的運行方式下, 實現(xiàn)對NOB的抑制淘洗, TN和NH4+-N去除率為77.80%和86.70%, TN去除負荷僅0.16kg·(m3·d)-1, 本試驗在相同間歇DO的情況下, TN去除負荷接近其2倍, 說明采用培養(yǎng)成熟的CANON反應(yīng)器可以維持其高效的脫氮性能; 而當(dāng)曝氣量為100mL·min-1時, DO在0.5~3.2mg·L-1之間, NH4+-N去除率達100%, 出水NO3--N增加, TN去除負荷和去除率分別為0.22 kg·(m3·d)和64.28%;表明NOB活性在提高曝氣量之后恢復(fù), 低DO間歇曝氣并沒有將NOB完全淘洗掉; Bournazou等的研究表明, NOB從缺氧階段進入好氧階段時, NOB的活性降低, 而且缺氧時間長度和NOB的活性降低程度成正相關(guān)關(guān)系.而當(dāng)曝氣量為100mL·min-1時, 停止曝氣時, DO降低為缺氧的過程較長, 導(dǎo)致曝氣量為100mL·min-1時, 反應(yīng)器內(nèi)DO濃度均處于NOB的飽和區(qū)內(nèi), 因此, 此時的間歇曝氣未起到抑制NOB作用.鄭照明等采取間歇曝氣時發(fā)現(xiàn), 曝氣時長小于60 min, DO在4mg·L-1時, 可以實現(xiàn)對NOB的抑制效果, 且對ANAMMOX影響較小; 付昆明等則發(fā)現(xiàn)控制DO在0.5mg·L-1以內(nèi), 采取間歇曝氣可以實現(xiàn)短程硝化.間歇曝氣的成功關(guān)鍵在于實現(xiàn)DO濃度差異化來實現(xiàn)抑制NOB, 不同反應(yīng)器其耗氧速率不同, 其直接影響DO濃度的是曝氣量與間歇時間, 曝氣量大則可以維持AOB的高效性, 而控制間歇曝氣時間實現(xiàn)DO的差異化則是成功抑制NOB的關(guān)鍵.
3.4 CANON生物膜反應(yīng)器內(nèi)微生物功能菌的群落變遷3.4.1 表觀形態(tài)變化
圖 4分別為不同時期改性聚乙烯填料掛膜的情況, 圖 4(a)為未掛膜時的改性聚乙烯填料; 圖 4(b)為試驗開始前, 由高氨氮無機配水馴化至成熟期的情況, 其填料附著較為飽滿、牢固, 填料內(nèi)層充滿污泥, 顏色鮮紅, ANAMMOX菌豐度較高; 圖 4(c)為試驗開始152 d時的狀態(tài), 此時已經(jīng)處理生活污水92 d, 其表面被灰色污泥附著侵入, 填料表層黏度增加, 表明異養(yǎng)菌可能對生物膜已產(chǎn)生侵入破壞, 但填料表觀上仍被紅色菌種填充, 說明成熟期生物膜污泥具有一定穩(wěn)定性; 從圖 4(c)中未被填充的新填料可知, 直接以生活污水啟動的新填料, 成長為圖 4(b)成熟期填料的形態(tài)難度較大, ANAMMOX菌難以同異養(yǎng)菌競爭, 因此, 建議實際工程中, 先由無機高氨氮快速培養(yǎng)成熟, 再投入工程應(yīng)用.
圖 4
3.4.2 多樣性特征
表 3為以不同多樣性指數(shù)來評估3個階段取樣的多樣性特征, 分別為0 d時為高氨氮馴化階段, 其OTU為989; 56 d時為低氨氮無機配水階段, 其OTU為972; 152 d時處理生活污水階段, OTU最高, 達7185, 是低氨氮無機配水時的7.39倍; 王杉允采用短程硝化歷時兩年時間處理實際污水時檢測到OTU僅為364;這說明在無機配水階段, 生物群落逐漸趨于穩(wěn)定, 不適應(yīng)的微生物已被逐漸淘汰, 而處理生活污水時, 進水水質(zhì)變化, OTU驟然增加, 其中一方面可能是有機物導(dǎo)致的異養(yǎng)菌增殖, 另一方面由于生活污水?dāng)y帶微生物進入導(dǎo)致.
表 3 CANON生物膜污泥的多樣性指數(shù)
由Shannon和Simpson指數(shù)可知, 高氨氮馴化階段的群落多樣性最低, 而處理生活污水時, 微生物群落的多樣性最高; 由ACE和Chao1指數(shù)可知, 無機低氨氮試運行階段的物種總數(shù)最低, 處理生活污水階段的物種總數(shù)為最高; 而蓋度代表各樣品文庫的覆蓋率, 其數(shù)值越高, 則樣本中序列沒有被測出的概率越低, 在處理生活污水階段蓋度為0.85, 表明樣品中序列沒有被測出的概率較高, 這也說明生活污水階段仍有微生物種群未被測出, 也反映了這個階段微生物群落的復(fù)雜性和多樣性; 相比人工配水而言, 生活污水中微生物的復(fù)雜性和多樣性會成為CANON工藝實現(xiàn)主流的挑戰(zhàn)之一.
3.4.3 屬水平功能菌變化
高氨氮無機配水階段(0 d)、低氨氮無機配水階段(56 d)、間歇曝氣生活污水階段(152 d)的脫氮功能菌屬水平的相對豐度如表 4所示.
表 4 屬水平脫氮功能菌的相對豐度
ANAMMOX菌：3個階段Candidatus Kuenenia相對豐度分別為38.25%、24.48%和13.17%; Candidatus Brocadia的相對豐度為0.39%、1.03%和0.94%;僅在間歇曝氣生活污水階段檢測出0.01%的Candidatus Anammoxoglobus.本試驗的Candidatus Kuenenia相對豐度降低, 但仍為優(yōu)勢菌種, 而MI等的研究發(fā)現(xiàn)有機低氨氮廢水使Candidatus Kuenenia失去優(yōu)勢菌地位; 低氨氮無機配水階段Candidatus Brocadia菌種的豐度相對增加, 間歇曝氣生活污水階段Candidatus Brocadia變化很小, 這也表明Candidatus Brocadia更適應(yīng)低氨氮基質(zhì)以及生活污水; 王衫允[30]采用低氨氮配水, NH4+-N和NO2--N濃度分別為(26.9±2.2)mg·L-1和(31.2±2.0)mg·L-1培養(yǎng)ANAMMOX顆粒污泥時, 通過基因檢測到ANAMMOX菌屬Candidatus Brocadia、Candidatus Kuenenia和Candidatus Jettenia分別占比81.7%、10.5%和7.8%;馬斌[32]在降溫試驗中發(fā)現(xiàn)Candidatus Kuenenia相對減少, 而Candidatus Brocadia相對增加, 同時在其處理高氨氮廢水的ANAMMOX反應(yīng)器中發(fā)現(xiàn)以Candidatus Kuenenia為主; 高景峰等在原水TN和TP濃度分別為500~600mg·L-1和14. 6mg·L-1時, 檢測到Candidatus Brocadia cluster和Candidatus Kuenenia cluster兩種菌種, 并且以Candidatus Kuenenia cluster為主; Van等在工程應(yīng)用處理污水為高氨氮污泥消化液時以Candidatus Brocadia為主, 鹿特丹污水廠B階段時Candidatus Kuenenia豐度較高, 但最終被Candidatus Brocadia取代, 同時發(fā)現(xiàn)在接種反應(yīng)器中以Candidatus Kuenenia為主.本試驗在處理生活污水中Candidatus Brocadia豐度變化幅度小, 而Candidatus Kuenenia下降幅度近50%, 且本試驗運行周期較短, 可見Candidatus Kuenenia并不適應(yīng)主流污水處理, 而Candidatus Brocadia則更適應(yīng)主流污水處理.
AOB和NOB：3個階段Nitrosomonas相對豐度比例分別為4.62%、3.51%和2.02%; Nitrospira豐度分別為0.06%、0.84%和0.97%;低氨氮無機配水階段, AOB相對豐度降低, NOB相對豐度進入菌種豐度前10; Nitrospira和Nitrobacter相對豐度分別為0.84%和0.01%, 說明CANON反應(yīng)器處理低溶解氧低NH4+-N廢水中Nitrospira為NOB優(yōu)勢菌種, 這也與傳統(tǒng)污水處理硝化菌種一致.綜合分析可知, 低DO濃度和低氨氮濃度限制了AOB的生長速率和亞硝酸化速率, 導(dǎo)致AOB相對豐度降低, 產(chǎn)生連鎖效應(yīng), 形成低NO2--N濃度, NOB競爭NO2--N的能力增強, NOB豐度增加; 間歇曝氣生活污水階段, Nitrosomonas的相對豐度降低1.49%, Nitrospira的相對豐度上升0.13%, 說明生活污水對AOB的影響要強于NOB, 間歇曝氣可以抑制NOB的作用, 但不能完全淘汰NOB.
反硝化菌：自然界中反硝化菌屬約有50多個屬, 主要為芽孢菌屬(Bacillus)和假單胞菌屬(Pseudomonas), 同時反硝化菌屬中包括多種好氧反硝化菌屬, 在好氧環(huán)境中起到脫氮的作用.通過高通量測序, 檢測到了假單胞菌屬(Pseudomonas)、副球菌屬(Paracoccus)、動性桿菌屬(Planctomicrobium)、芽孢桿菌屬(Bacillus)、克雷伯菌屬(Klebsiella)、微桿菌屬(Microbacterium)、根瘤菌屬(Rhizobium)這7種反硝化菌屬, 其中假單胞菌屬(Pseudomonas)、副球菌屬(Paracoccus)在3個階段均存在.在高氨氮無機配水階段時反硝化菌屬豐度最低, 間歇曝氣生活污水階段中7種菌種均存在, 且豐度增加, 其中好氧反硝化菌假單胞菌屬(Pseudomonas)、副球菌屬(Paracoccus)的適應(yīng)性較強, 是CANON生物膜反應(yīng)器中的優(yōu)勢反硝化菌.
4 結(jié)論
(1) CANON反應(yīng)器從連續(xù)曝氣無機配水階段到連續(xù)曝氣生活污水階段, TN去除負荷由0.13kg·(m3·d)-1提升至0.22kg·(m3·d)-1; 間歇曝氣生活污水階段時, 間歇曝氣時間為30min, 曝氣量為50mL·min-1時, TN去除率達85.87%, TN去除負荷最高達0.30 kg·(m3·d)-1.
(2) 采用SBR預(yù)處理+CANON生物膜反應(yīng)器直接處理生活污水實現(xiàn)了相對穩(wěn)定的主流ANAMMOX, 但SBR絮凝效果較差, 導(dǎo)致生活污水中異養(yǎng)微生物進入CANON生物膜反應(yīng)器, 微生物多樣性增加, 加速破壞其穩(wěn)定性.
(3) Candidatus Kuenenia在低氨氮無機配水和生活污水階段中其相對豐度均有10%以上的降幅, Candidatus Brocadia則變化不大; Nitrosomonas和Nitrospira分別為AOB和NOB的優(yōu)勢菌種, 生活污水階段對Nitrosomonas影響較大, 對Nitrospira影響較小; 適應(yīng)性較強的反硝化菌為假單胞菌屬(Pseudomonas)、副球菌屬(Paracoccus), 但相對豐度均不超過0.5%.(來源：環(huán)境科學(xué) 作者：付昆明)
