高瑤遠(yuǎn),彭永臻,包 鵬,郭思宇,王淑瑩 (北京工業(yè)大學(xué)國家工程實驗室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心,北京 100124)

低溶解氧環(huán)境下全程硝化活性污泥的特性

高瑤遠(yuǎn),彭永臻*,包 鵬,郭思宇,王淑瑩 (北京工業(yè)大學(xué)國家工程實驗室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心,北京 100124)

為了了解低溶解氧下硝化活性污泥的特性以及相關(guān)微生物的種群結(jié)構(gòu),以人工配水模擬實際生活污水,在SBR反應(yīng)器中,培養(yǎng)馴化低溶解氧硝化活性污泥,溶解氧濃度為 0.3～0.5mg/L,成功馴化后檢測其種群數(shù)量及結(jié)構(gòu)并對其進(jìn)行影響因素的分析.結(jié)果表明,低氧馴化的硝化活性污泥最適溫度為25℃,最適pH值為8.5;在pH值為7.5,溫度為20℃,溶解氧在0.5～4mg/L的條件下,比氨氧化速率和比亞硝氧化速率基本保持在0.3和0.6mgN/(mgMLSS?d)左右.通過高通量測序,低氧馴化的硝化反應(yīng)器中主要亞硝酸氧化微生物為Nitrospira菌屬,占總菌屬的 33%;主要氨氧化微生物為Nitrosomonas菌屬,占總菌屬的7%.

低溶解氧；硝化細(xì)菌；溫度；pH值

活性污泥法是應(yīng)用最為廣泛的主流污水脫氮處理技術(shù)[1-3].溶解氧是其設(shè)計和運行最重要的參數(shù)之一[4-5],由此帶來的曝氣能耗和費用約占污水處理廠總能耗的 50%～80%[6-8].目前,關(guān)于低溶解氧脫氮技術(shù)的研究大多集中于利用低溶解氧啟動或維持短程硝化[9],如,短程硝化反硝化[10]、短程硝化厭氧氨氧化一體化[11-12]等.近年的研究表明以低溶解氧條件運行的反應(yīng)器同樣可以進(jìn)行穩(wěn)定的全程硝化[13-14],而低溶解氧條件下的全程硝化反應(yīng)也同樣具有進(jìn)一步實現(xiàn)節(jié)能降耗脫氮的應(yīng)用前景.另外,城鎮(zhèn)污水處理廠的活性污泥中硝化細(xì)菌的含量一般低于 5%,限制了硝化系統(tǒng)的反應(yīng)速度.如果能夠富集活性污泥中的硝化細(xì)菌并降低曝氣能耗,將使傳統(tǒng)污水處理工藝在節(jié)能減排的同時提高處理效率.

本研究利用模擬實際污水在低溶解氧條件下對全程硝化活性污泥進(jìn)行長期馴化,考察硝化細(xì)菌生長和富集情況,利用高通量檢測系統(tǒng)對其菌群結(jié)構(gòu)進(jìn)行了分析,并研究溫度、pH和溶解氧對低氧全程硝化活性污泥氨氧化活性及亞硝酸氧化活性的影響,以期為實際污水廠在低溶解氧條件下實現(xiàn)穩(wěn)定高效的硝化效果、節(jié)約能耗提供可靠的理論依據(jù).

1 材料及方法

1.1 實驗裝置及運行參數(shù)

SBR反應(yīng)器為圓筒形由有機(jī)玻璃制成,總?cè)莘e為 10L(有效容積為 8L).用加熱棒將反應(yīng)器內(nèi)溫度控制在(25±1℃),機(jī)械攪拌器轉(zhuǎn)速為 100r/ min,使反應(yīng)器內(nèi)各處混合均勻,保證各處條件相同.pH值為 7.5～8.0.用氣體流量計控制溶解氧濃度在0.3～0.5mg/L.

進(jìn)水、曝氣、沉淀、排水等操作由數(shù)控裝置自動控制,采用瞬時進(jìn)水、恒定供氣的運行方式,周期運行.在第一階段一個周期為417min,進(jìn)水7min,曝氣攪拌360min,靜沉30min,出水20min;第二階段曝氣攪拌改為600min,其余條件與第一階段相同.

1.2 實驗用水及接種污泥

實驗采用配水模擬生活污水,磷濃度為3～7mg/L,以NH4Cl作為氨氮來源,第一階段氨氮濃度50～70mg/L,第二階段氨氮濃度80～125mg/L.每升配水中,其他成分如下:0.8g NaHCO3,0.04g K2HPO4和0.02g MgSO4·7H2O以及0.5mL的微量元素溶液.每升溶液中微量元素成分為[15]: 1.25g EDTA,0.55g ZnSO4·7H2O,0.4g CoCl2·6H2O, 1.275g MnCl2·4H2O,0.4g CuSO4·4H2O,0.05g Na2MoO4·2H2O,1.375g CaCl2·2H2O,1.25g FeCl3·6H2O.接種污泥取自北京工業(yè)大學(xué)家屬區(qū)生活污水的短程硝化反硝化中試SBR反應(yīng)器,硝化效果良好.

1.3 小試試驗

為了考察溫度、pH值、溶解氧對低氧馴化的硝化菌的影響,分別做了如下小試:取反應(yīng)器內(nèi)500mL泥水混合物5份,300r/min離心,將離心后的活性污泥分別加入容積為500mL的小試反應(yīng)器內(nèi),加入氨氮濃度為 50mg/L、亞硝濃度為20mg/L的配水使泥水混合物達(dá)到500mL.分別做以下3組小試:(1)溫度設(shè)為10、15、20、25、30℃,控制溶解氧為0.5mg/L,pH值為7.5;(2)pH設(shè)為7、7.5、8、8.5、9,控制溶解氧為 0.5mg/L,溫度為20℃;(3)溶解氧設(shè)為 0.5、1、2、3、4mg/L,控制pH為7.5,溫度為20℃.間隔5分鐘取樣,連續(xù)一小時,檢測三氮濃度隨時間的變化,計算比氨氧化速率(SAOR, mgN/(mgMLSS·d))和比亞硝氧化速率(SNOR, mgN/(mgMLSS·d)).

式中:T是時間,d;[NH4+-N]0是氨氮初始濃度, mg/L;[NH4+-N]T是反應(yīng) T時間后氨氮濃度,mg/L; MLSS是污泥濃度,mg;[NO3--N]0是硝態(tài)氮初始濃度, mg/L; [NO3--N]T是反應(yīng)T時間后硝態(tài)氮濃度mg/L.

1.4 分析項目及方法

氨氮:納氏試劑比色法;亞硝態(tài)氮:N-1-萘基乙二胺比色法;硝態(tài)氮:紫外分光光度法;其他指標(biāo)按標(biāo)準(zhǔn)方法測定.溫度、pH及 DO值均采用WTW Multi-340i及相應(yīng)檢測探頭(WTW 公司,德國)進(jìn)行在線監(jiān)測;污泥濃度(MLSS):重量法;污泥沉降比(SV):30min沉降法.

1.5 DNA提取及高通量測序

啟動反應(yīng)器后,第150d已達(dá)到穩(wěn)定并提取活性污泥樣品.樣品通過凍干機(jī)冷凍干燥處理后保存,利用Fast DNA Spin Kit for Soil(QBIOgen Inc., Carlsba, CA, 美國)DNA提取試劑盒提取反應(yīng)器活性污泥樣品的總 DNA.擴(kuò)增污泥樣品 16S rRNA 基因 V3和 V4[16],所用引物為 338F (ACTCCTACGGGAGGCAGCA)和806R(GGACTACHVGGGTWTCTAAT).PCR擴(kuò)增的20μL體系配置如下:4μL 5×FastPfu Buffer、2μL dNTPs、0.4μL 前/后引物、0.4μL FastPfu Primer、10ng 樣品DNA并用ddH2O補(bǔ)齊20μL.反應(yīng)條件為:首先預(yù)加熱95℃ 2min;隨后進(jìn)行25周期擴(kuò)增反應(yīng)(變性95℃ 30s,退火55℃ 30s,延伸72℃ 40s);終止延伸 72℃ 10min.DNA擴(kuò)增樣品利用 Illumina MiSeq測序儀進(jìn)行測序.

2 結(jié)果與討論

2.1 低氧全程硝化反應(yīng)器運行工況

低氧馴化過程中反應(yīng)器進(jìn)水氨氮濃度和出水中氨氮、亞硝態(tài)氮、硝態(tài)氮濃度如圖 1所示.階段Ⅰ為啟動初期,進(jìn)水NH4+-N濃度為60mg/L左右,曝氣攪拌時間為 360min,硝化效果良好,出水的 NH4+-N、NO2--N 濃度基本維持在 0.1～0.3mg/L左右.階段Ⅱ為30d以后,在第30d提高進(jìn)水NH4+-N濃度至120mg/L左右,提高濃度之后的一段時間系統(tǒng)運行不佳,硝化反應(yīng)不完全,亞硝態(tài)氮濃度升高,出水氨氮 40mg/L左右,逐漸增加曝氣攪拌時間到600min,隨后幾天出水氨氮和亞硝態(tài)氮濃度逐漸降低,再次保持在 0.1～0.3mg/L左右.這由于提高進(jìn)水NH4+-N濃度導(dǎo)致溶解氧供給不足,硝化速率降低,進(jìn)而造成出水氨氮升高,但經(jīng)過馴化以及提高HRT,硝化菌活性恢復(fù),硝化時間增加,使得第二階段后期出水氨氮降低,硝化效果恢復(fù)良好.

圖1 反應(yīng)器低氧馴化過程中進(jìn)水NH4+-N和出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N濃度Fig.1 Influent concentration of NH4+-N and effluent concentration of NH4+-N, NO2--N, and NO3--N during the low DO domesticated period

圖2 低氧馴化過程中污泥濃度和污泥沉降比Fig.2 MLSS and SV of reactor during the low dissolved oxygen domesticated period

在低氧馴化的過程中,污泥濃度的變化如圖2所示,可以看出污泥濃度(MLSS)和污泥沉降比(SV)隨著馴化時間的增加而下降,MLSS的下降是因為進(jìn)水中無COD,導(dǎo)致需要消耗有機(jī)物的異養(yǎng)菌(好氧異養(yǎng)菌,厭氧反硝化菌等)大量死亡.到80d時, MLVSS為1070mg/L,MLVSS/MLSS為0.86,MLSS和SV都趨于穩(wěn)定,說明經(jīng)過80d的低氧馴化,硝化細(xì)菌性能良好且污泥性能穩(wěn)定.

2.2 低DO全程硝化活性污泥菌群結(jié)構(gòu)特性

在成功馴化后,本研究于馴化富集過程末期(150d)提取反應(yīng)器活性污泥樣品進(jìn)行高通量測序檢測,并在屬層面分析低DO全程硝化活性污泥微生物菌群結(jié)構(gòu)特性.如圖3所示,低DO全程硝化活性污泥樣品中相對比例較高的菌屬主要包括:Nitrospira菌屬、Nitrosomonas菌屬、Anaerolineaceae_uncultured、Dokdonella菌屬、Ferruginibacter菌屬及 Flexibacter菌屬等.其中Nitrosomonas菌屬為污水處理系統(tǒng)中較常見的AOB菌屬[17],而Nitrospira菌屬則為常見的NOB菌屬之一[13].除上述兩種菌屬外,并未檢測到其他常見硝化菌屬,由此可知低DO全程硝化活性污泥的主要硝化功能菌屬為 Nitrosomonas菌屬和 Nitrospira菌屬.曾薇等[18]研究的城市污水處理廠活性污泥樣品中優(yōu)勢AOB和NOB分別為Nitrosomonas和Nitrospira.

圖3 活性污泥微生物菌群結(jié)構(gòu)Fig.3 Microbial community of activated sludge

另外,樣品中屬于NOB的Nitrospira菌屬所占比例(33%)遠(yuǎn)高于屬于 AOB的 Nitrosomonas菌屬所占比例(7%),這說明在本研究中 NOB (Nitrospira菌屬)更適合在低 DO條件下生長繁殖.與此結(jié)果相似,Liu[13]與 Bao[19]等證實了長期低DO條件運行能夠富集活性污泥中Nitrospira菌屬含量[13,19].

2.3 運行參數(shù)對低DO全程污泥硝化活性的影響

2.3.1 溫度 通常認(rèn)為在 20～30℃之間較適宜硝化菌的生長,當(dāng)溫度高于 35℃時,會破壞硝化菌的酶系,低于10℃時硝化速率也會表現(xiàn)出明顯的下降[20-21].考察了 10～30℃之間反應(yīng)器的硝化速率,低氧馴化污泥的比氨氧化速率和比亞硝氧化速率隨溫度的變化如圖4所示.

圖4 低氧馴化硝化細(xì)菌在不同溫度下的比氨氧化速率和比硝化速率Fig.4 Specific nitrifying rate of low dissolved oxygen domesticated nitrifying bacteria under different temperature

圖 4顯示了在 10～25℃,低溶解氧馴化的硝化細(xì)菌的硝化速率隨著溫度的升高而增加,在25℃時硝化速率達(dá)到最大值,比氨氧化速率、比亞硝氧化速率最大值分別為 0.52和 0.60mgN/ (mgMLSS·d),隨著溫度升高到 30℃時硝化速率略有降低.溫度在 10℃時,硝化細(xì)菌的比氨氧化速率和比亞硝酸氧化速率極低,表明低溫會抑制硝化細(xì)菌的活性,與 Euiso[20]的研究結(jié)果一致,因為低于10℃會顯著降低硝化細(xì)菌的生長速率;張勇等[22]發(fā)現(xiàn)AAO-BAF反應(yīng)器的水溫從15℃開始下降時,系統(tǒng)的氨氮去除也迅速惡化.溫度從25～30℃,比氨氧化速率和比亞硝酸氧化速率變化不明顯,與蔡軍等研究結(jié)果一致[23],因為硝化細(xì)菌生長的最適宜溫度是 25～30℃[24],而溫度超過35℃就會破壞硝化細(xì)菌的酶系.

2.3.2 pH值 硝化細(xì)菌對pH值的變化非常敏感,通常認(rèn)為偏堿性的環(huán)境適宜硝化細(xì)菌[25].每硝化1g NH4+-N需要消耗7.14g堿度,若污水中堿度不夠,硝化會引起pH值的快速下降.pH值對硝化細(xì)菌的影響主要有 3個原因:1)pH值變化可能會使促進(jìn)硝化反應(yīng)的酶失活;2)pH值變化可能會使無機(jī)碳源變化,無機(jī)碳源正是自養(yǎng)型硝化菌所需要的營養(yǎng);3)pH值變化會引起水中游離氨(FA)和游離亞硝酸(FNA)的變化[26]進(jìn)而可能抑制硝化反應(yīng).本小試考察了不同 pH值對低氧馴化的硝化細(xì)菌進(jìn)行硝化反應(yīng)的影響,低氧硝化細(xì)菌在不同pH值下的比氨氧化速率和比亞硝氧化速率如圖5所示.

圖5 低氧馴化硝化細(xì)菌在不同pH下的比氨氧化速率和比硝化速率Fig.5 Specific nitrifying rate of low dissolved oxygen domesticated nitrifying bacteria under different pH

由圖5可以看出,低氧馴化硝化細(xì)菌的比氨氧化速率和比硝化速率隨著pH值的升高先升高后降低,在pH值為8.5的時候達(dá)到最大值,分別為0.52和0.68mgN/(mgMLSS·d).pH值從7升高到8.5,比氨氧化速率由 0.21mgN/(mgMLSS·d)提高到0.52mgN/(mgMLSS·d),增大了148%;比亞硝氧化速率由0.51提高到0.68,增大了33%,由此可知低氧馴化硝化菌的AOB較NOB對pH值的變化更敏感.氨氧化速率隨著 pH值升高而提高是因為 pH值的提高促使亞硝化反應(yīng)的底物 FA增加,pH值和FA二者的關(guān)系如下:

式中:Kb是氨的解離常數(shù);Kw是水的解離常數(shù).通過公式可以看出,FA隨著pH值的升高而增加,因此氨氧化速率也被提高.通常所知 FA會對硝酸菌有抑制作用[27],但是在本小試中并沒有表現(xiàn)出FA對硝酸菌明顯的抑制作用,pH值在7.5～8.5之間比亞硝氧化速率基本穩(wěn)定在 0.5～0.6mgN/ (mgMLSS·d).與王歆鵬[28]研究相似,隨著pH值的升高,硝化細(xì)菌的活性先升高后下降,當(dāng) pH值為8.5左右時達(dá)到最大值,因為硝化菌群的比生長速率與此變化基本一致.

圖6 低氧馴化硝化細(xì)菌在不同溶解氧下的比氨氧化速率和比硝化速率Fig.6 Specific nitrifying rate of low dissolved oxygen domesticated nitrifying bacteria under different DO

2.3.3 溶解氧 對于活性污泥法,污水處理廠往往將DO設(shè)計到2.0mg/L以上[14],DO濃度過低會使硝化反應(yīng)趨于停止,DO濃度過高會使有機(jī)物分解過快導(dǎo)致微生物缺乏營養(yǎng),也容易造成活性污泥的老化和結(jié)構(gòu)松散,并且增加運行成本.低氧馴化的硝化細(xì)菌在不同 DO下的比氨氧化速率和比亞硝氧化速率如圖6所示.

由圖6可知DO在0.5～4mg/L內(nèi),比氨氧化速率和比亞硝氧化速率變化很小,基本穩(wěn)定在0.3和0.6mgN/(mgMLSS?d)左右,這與王歆鵬等[28]和周丹丹等[29]發(fā)現(xiàn)隨著 DO濃度升高硝化菌群的比亞硝化速率和比硝化速率因而升高的研究有不同.其原因可能是經(jīng)過 160d的低氧馴化,反應(yīng)器富集了大量適合低氧硝化的硝化細(xì)菌,故能夠在低 DO情況下保持良好硝化效果.再加在高DO下進(jìn)行反應(yīng)的硝化細(xì)菌被長期低DO條件淘洗掉,即使當(dāng)反應(yīng)器中的溶解氧突然提高,反應(yīng)器內(nèi)的硝化細(xì)菌也并不會瞬間增加反應(yīng)速度.

由此可見,馴化得到的硝化活性污泥在低DO條件下具有較穩(wěn)定的比硝化速率,且與高DO條件下無較大差異.如果能夠通過生物強(qiáng)化等手段提高反應(yīng)器活性污泥相對含量,就可能在低DO條件下發(fā)揮快速、穩(wěn)定的硝化效果,進(jìn)而降低曝氣相關(guān)能耗,實現(xiàn)經(jīng)濟(jì)高效的污水處理效果.

3 結(jié)論

3.1 在溶解氧為0.3～0.5mg/L范圍內(nèi),通過增加水力停留時間成功啟動低氧全程硝化,并在 70d后出水達(dá)到穩(wěn)定.

3.2 低氧馴化的硝化細(xì)菌最適溫度為25℃、pH為 8.5;在 pH為 7.5,溫度為20℃,溶解氧在0.5～4mg/L的范圍內(nèi),比氨氧化速率和比亞硝氧化速率穩(wěn)定保持在0.3和0.6mgN/(mgMLSS?d).

3.3 馴化后測定污泥菌群結(jié)構(gòu),屬于 NOB的Nitrospira菌屬占33%,屬于AOB的Nitrosomonas菌屬占7%,并未檢測到其他常見硝化菌屬.

[1] 魏海濤,劉響江,李 濤.活性污泥法處理生活污水、廢水綜述[J]. 河北電力技術(shù), 2005,24(4):36-38.

[2] 黃儒欽,楊 敏.活性污泥法的發(fā)展及其工程選擇 [J]. 四川環(huán)境, 2001,20(1):24-27.

[3] 代學(xué)民,王 霞,馬云霞,等.淺談活性污泥法的發(fā)展和演變 [J].河北建筑工程學(xué)院學(xué)報, 2004,22(2):25-27.

[4] 崔莉鳳,張宏偉,彭登富.活性污泥法優(yōu)化控制--溶解氧濃度對運行費用的影響 [J]. 食品科學(xué)技術(shù)學(xué)報, 2001,19(4):4-8.

[5] 劉載文,許繼平,楊 斌,等.序批式活性污泥法污水處理系統(tǒng)溶解氧優(yōu)化控制方法 [J]. 計算機(jī)與應(yīng)用化學(xué), 2007,24(2):231-234.

[6] 羊壽生.城市污水廠的能源消耗 [J]. 給水排水, 1984,(6):17-21.

[7] 金昌權(quán),汪誠文,曾思育,等.污水處理廠能耗特征分析方法與節(jié)能途徑研究 [J]. 給水排水, 2009,35(s1):270-274.

[8] 常 江,楊岸明,甘一萍,等.城市污水處理廠能耗分析及節(jié)能途徑 [J]. 中國給水排水, 2011,27(4):33-36.

[9] Ge S, Wang S, Yang X, et al. Detection of nitrifiers and evaluation of partial nitrification for wastewater treatment: A review. [J]. Chemosphere, 2015,140:85-98.

[10] Peng Y, Zhu G. Biological nitrogen removal with nitrification and denitrification via nitrite pathway. [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2006,73(1):15-26.

[11] Ma B, Bao P, Wei Y, et al. Suppressing nitrite-oxidizing bacteria growth to achieve nitrogen removal from domestic wastewater via anammox using intermittent aeration with low dissolved oxygen [J]. Scientific Reports, 2015,5:13048.

[12] Ma B, Wang S, Cao S, et al. Biological nitrogen removal from sewage via anammox: Recent advances [J]. Bioresource Technology, 2016,200:981-990.

[13] Liu G, Wang J. Long-term low DO enriches and shifts nitrifier community in activated sludge. [J]. Environmental Science & Technology, 2013,47(10):5109-5117.

[14] Park H D, Noguera D R. Evaluating the effect of dissolved oxygen on ammonia-oxidizing bacterial communities in activated sludge [J]. Water Research, 2002,38(14/15):3275-3286.

[15] Vadivelu V M, Yuan Z, Fux C, et al. Stoichiometric and kinetic characterisation of Nitrobacter in mixed culture by decoupling the growth and energy generation processes [J]. Biotechnology and Bioengineering, 2006,94(6):1176-1188.

[16] Dennis K L, Wang Y, Blatner N R, et al. Adenomatous Polyps Are Driven by Microbe-Instigated Focal Inflammation and Are Controlled by IL-10–Producing T Cells [J]. Cancer Research, 2013,73(19):5905-5913.

[17] Montràs A, Pycke B, Boon N, et al. Distribution of Nitrosomonas europaea and Nitrobacter winogradskyi in an autotrophic nitrifying biofilm reactor as depicted by molecular analyses and mathematical modelling. [J]. Water Research, 2008,42(6/7):1700-1714.

[18] 曾 薇,張麗敏,王安其,等.污水處理系統(tǒng)中硝化菌的菌群結(jié)構(gòu)和動態(tài)變化 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2015,35(11):3257-3265.

[19] Bao P, Wang S, Ma B, et al. Achieving partial nitrification by inhibiting the activity of Nitrospira -like bacteria under high-DO conditions in an intermittent aeration reactor [J]. Journal of Environmental Sciences, 2016.

[20] Choi E, Rhu D, Yun Z, et al. Temperature effects on biological nutrient removal system with weak municipal wastewater [J]. Water Science & Technology, 1998,37(9):219-226.

[21] 朱曉東,張根玉,朱雅珠,等.硝化細(xì)菌的生物學(xué)特性以及在水產(chǎn)養(yǎng)殖中的應(yīng)用 [J]. 水產(chǎn)科技情報, 2009,36(5):221-224.

[22] 張 勇,王淑瑩,趙偉華,等.低溫對中試 AAO-BAF雙污泥脫氮除磷系統(tǒng)的影響 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2016,36(1):56-65.

[23] 蔡 軍,安立超,黃榮富,等.曝氣生物濾池處理焦化廢水脫氮的研究 [J]. 環(huán)境工程學(xué)報, 2006,7(11):138-141.

[24] 鄭興燦,顏秀勤.城市污水除磷脫氮技術(shù)的研究與發(fā)展 [A]. //環(huán)保產(chǎn)業(yè)國際研討會報告文集 [C]. 北京:中國環(huán)境保護(hù)產(chǎn)業(yè)協(xié)會, 2003:33-45.

[25] 王新為,孔慶鑫,金 敏,等.pH值與曝氣對硝化細(xì)菌硝化作用的影響 [J]. 解放軍預(yù)防醫(yī)學(xué)雜志, 2003,21(5):319-322.

[26] 孫洪偉,尤永軍,趙華南,等.游離氨對硝化菌活性的抑制及可逆性影響 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2015,35(1):95-100.

[27] Blackburne R, Vadivelu V M, Yuan Z, et al. Kinetic characterisation of an enriched Nitrospira culture with comparison to Nitrobacter [J]. Water Research, 2007,41(14): 3033-3042.

[28] 王歆鵬,陳 堅,華兆哲,等.硝化菌群在不同條件下的增殖速率和硝化活性 [J]. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報, 1999,5(1):64-68.

[29] 周丹丹,馬 放,董雙石,等.溶解氧和有機(jī)碳源對同步硝化反硝化的影響 [J]. 環(huán)境工程學(xué)報, 2007,1(4):25-28.

The characteristic of activated sludge in nitrifying low-DO reactor.

GAO Yao-yuan, PENG Yong-zhen*, BAO Peng, GUO Si-yu, WANG Shu-ying (National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Engineering Research Center of Beijing , Beijing University of Technology, Beijing 100124, China). China Environmental Science, 2017,37(5)：1769～1774

The characteristics and microbial community of nitrifying bacteria cultivated at the low DO concentration of 0.3～0.5mg/L in a sequencing batch reactor (SBR) was investigated in this study. The bacterial abundance and diversity were analysed with different influencing factors after successful cultivation of the active sludge. Results showed that, the optimum temperature for low-DO nitrifying bacteria was 25℃, and the optimum pH was 8.5. Under the condition of pH 7.5 at 20℃, specific ammonia oxidate rate and specific nitrite oxidate rate were 0.3 and 0.6mgN/(mgMLSS?d) with DO of 0.5～4mg/L, respectively. High throughput sequencing analysis revealed that Nitrospira genus was the dominant nitrite oxidizing bacteria (NOB) accounting for 33% of whole community, and Nitrosomonas was the major ammonium oxidizing bacteria (AOB) accounting for 7% in the low -DO nitrification reactor.

low dissolved oxygen；nitrifying bacteria；temperature；pH

X703.5

A

1000-6923(2017)05-1769-06

高瑤遠(yuǎn)(1991-),男,北京人,碩士研究生,主要從事生活污水脫氮除磷研究.

2016-09-27

國家自然科學(xué)基金資助項目(51478013);北京市教委資助項目

* 責(zé)任作者, 教授, pyz@bjut.edu.cn