MUCT工藝處理生活污水短程脫氮的實現及硝化菌群動態(tài)變化

曾薇，張潔，紀兆華，王安其，彭永臻（北京工業(yè)大學環(huán)境與能源工程學院，北京 100124）

?

MUCT工藝處理生活污水短程脫氮的實現及硝化菌群動態(tài)變化

曾薇，張潔，紀兆華，王安其，彭永臻
（北京工業(yè)大學環(huán)境與能源工程學院，北京 100124）

摘要：采用連續(xù)流MUCT工藝處理實際生活污水，研究短程生物脫氮的實現，并采用實時熒光定量PCR方法（quantitative real time PCR，QPCR）分析全程脫氮向短程脫氮轉變過程中氨氧化細菌（ammonia-oxidizing bacteria，AOB）和亞硝酸鹽氧化菌（nitrite-oxidizing bacteria，NOB）的動態(tài)變化。通過降低溶解氧濃度為0.5 mg·L?1和縮短水力停留時間為6 h，實現短程硝化，亞硝酸鹽積累率達到90%。在短程硝化穩(wěn)定運行階段總氮去除率高達90%以上，遠遠大于全程階段的74%。QPCR結果表明全程脫氮階段水力停留時間的縮短使AOB細胞數呈現下降的趨勢，NOB細胞總數穩(wěn)定維持在108cells·(g dried sludge)?1。短程脫氮階段，AOB細胞數小幅度上升，由3.17×106cells·(g dried sludge)?1增長到1.32×107cells·(g dried sludge)?1，同時AOB占全菌的比例也小幅度增長。NOB的細胞數在5.9×107～1.78×108cells·(g dried sludge)?1之間波動。NOB占全菌的比例由1.44%下降到0.47%。因此，MUCT工藝處理實際生活污水的系統(tǒng)中NOB豐度降低及活性抑制是實現并維持短程生物脫氮的重要原因。短程脫氮運行期間由于控制低溶解氧濃度和短的水力停留時間，AOB豐度及相對含量沒有顯著增加，甚至下降，但不會影響氨氮和總氮的去除。

關鍵詞：生活污水；氨氧化細菌；亞硝酸鹽氧化菌；短程脫氮；全程脫氮；實時熒光定量PCR

2015-12-08收到初稿，2016-02-24收到修改稿。

聯(lián)系人及第一作者：曾薇（1974—），女，教授。

Received date: 2015-12-08.

Foundation item: supported by the National Natural Science Foundation of China (51278007, 51578016) and the National High Technology Research and Development Program of China (2012AA063406).

引　言

生物脫氮由于經濟、高效的特點被廣泛應用于污水處理過程中。污水生物脫氮包括硝化過程和反硝化過程[1]。其中硝化過程又包括兩個階段，被氧化為的亞硝化階段，以及被氧化為的硝化階段。氨氧化細菌（ammonium oxidizing bacteria，AOB）是亞硝化階段的重要功能微生物[2]，其活性及其數量決定了的去除效果。亞硝酸鹽氧化細菌（nitrite oxidizing bacteria， NOB）則是繼續(xù)氧化的重要菌群。

短程生物脫氮是將硝化反應控制在亞硝化階段，獲得穩(wěn)定的亞硝酸鹽積累，然后將還原為氮氣[1]。與傳統(tǒng)生物脫氮相比，短程脫氮由于反應歷程的縮短，在理論上可減少25%硝化需氧量、40%反硝化碳源、50%污泥產量和反硝化池容積[3]。對于低C/N比城市生活污水處理，短程脫氮技術（short-cut nitrification and denitrification）具有更強的實用價值。有研究表明，DO濃度[4-6]、pH[7]、污泥停留時間（sludge retention time，SRT）[8-9]、水力停留時間（hydraulic retention time，HRT）[10]、游離氨（FA）和游離亞硝酸（FNA）濃度[11-13]會影響AOB和NOB的活性或者相對增長速率。因此通過適當調控反應條件，使系統(tǒng)中AOB的相對生長速率或活性高于NOB，從而實現短程脫氮，達到節(jié)省能耗的目的。

目前關于短程硝化反硝化的研究多集中于特殊種類的工業(yè)廢水或人工配水，關于城市污水短程脫氮的研究較少，而且以易于運行調控的間歇式SBR系統(tǒng)為主。大規(guī)模城市污水處理以連續(xù)流工藝為主，其調控手段非常有限，與間歇式SBR完全不同[14]。目前A2O、MUCT等連續(xù)流工藝是城市污水處理廠廣泛采用的工藝。本研究的目的是通過運行條件的調控，在處理實際生活污水的連續(xù)流系統(tǒng)中實現全程脫氮向短程脫氮的轉化，并分析短程脫氮實現的機理。

圖1　MUCT工藝實驗裝置Fig.1　Schematic diagram of MUCT process1—wastewater; 2—pump; 3—influent; 4—mixer; 5—anaerobic zone; 6— first anoxic zone; 7— second anoxic zone; 8—aerobic zone; 9—air pump; 10—airflow meter; 11—DO probe; 12—air diffuser; 13—valve; 14—settler; 15—effluent; 16—sludge recycle; 17—anoxic recycle; 18—nitrification recycle; 19—waste sludge

1　材料與方法

1.1實驗裝置

本研究采用MUCT工藝，MUCT工藝實驗裝置如圖1所示，反應區(qū)域由合建式的主反應區(qū)和二沉池組成。主反應區(qū)容積63.5 L，二沉池有效容積24 L。主反應區(qū)分為7個格室，其中第1個格室為厭氧區(qū)，第2個格室為缺氧一區(qū)，第3、4個格室為缺氧二區(qū)，第5～7個格室為好氧區(qū)。厭氧區(qū)、缺氧一區(qū)、缺氧二區(qū)、好氧區(qū)體積比1:1:2:3。厭氧區(qū)、缺氧一區(qū)、缺氧二區(qū)、好氧區(qū)都是通過溢流口溢流到下一個區(qū)域。

上述4個區(qū)域都是通過機械攪拌器使泥水混合均勻，好氧區(qū)通過微孔曝氣器提供氧氣。原水進入厭氧區(qū)，二沉池污泥回流到缺氧一區(qū)，回流比為R1，目的是通過缺氧反硝化去除掉大量的硝態(tài)氮及亞硝態(tài)氮，保證厭氧區(qū)嚴格的厭氧環(huán)境。缺氧一區(qū)混合液回流到厭氧區(qū)，回流比為R2。硝化液從好氧區(qū)最后一個格室回流到缺氧二區(qū)第1個格室，回流比為R3。實驗期間反應器的進水流量、各個回流比均由蠕動泵控制。污泥停留時間（SRT）控制在30 d±5 d，污泥濃度控制在（4000±500）mg·L?1。

1.2實驗水質和接種污泥

實驗用水取自于北京工業(yè)大學西校區(qū)家屬院化糞池生活污水，經過實驗室外沉淀池沉淀后進入實驗室的原水箱作為反應器的進水。各項水質指標見表1。接種污泥取自北京市某城市污水處理廠二沉池回流污泥，有較好的脫氮除磷能力，屬全程硝化污泥，硝化性能良好。

表1　原水水質Table 1　Characteristics of raw wastewater

1.3水質檢測方法

1.4MUCT運行方案

實驗分為9個階段，每個階段的運行參數見表2。通過改變進水流量和調節(jié)各回流比控制各區(qū)實際水力停留時間。通過從二沉池底部排泥控制系統(tǒng)污泥停留時間（sludge retention time，SRT）。

1.5污泥樣品的保存、DNA提取和QPCR分析

每個階段的最后一天從MUCT反應器好氧區(qū)最后一格室取泥水混合物于50 ml離心管中，經離心后去除上清液在?20℃下預凍2～3 h，再采用冷凍干燥機凍干24 h左右，直至樣品成干燥粉末狀。將其碾碎之后置于?20℃冰箱冷凍室內。

表2　MUCT工藝處理實際生活污水實現短程硝化的實驗方案Table 2　Scheme of experiments for shortcut nitrification in MUCT process treating domestic wastewater

本實驗采用試劑盒（Fast DNA Spin kit for soil，BIO 101 system，USA）對保存的活性污泥樣品進行DNA提取，提取完之后的DNA放入?20℃保存以備后續(xù)分析。并且通過Nanodrop SpectrophotometerND-1000（Thermo Fisher Scientific，USA）來測定DNA濃度以便后續(xù)PCR、QPCR的使用。

采用特異性引物對AOB的amoA基因、NOB和全菌的16S rRNA進行定量分析，反應在Mx3005P實時定量PCR擴增儀（Agilent Technologies，American）上進行，采用TaKaRa SYBR Premix Ex Taq kit進行反應，體系為25 μl，包括 12.5 μl的SYBR緩沖液、正反向引物各1 μl（10 mmol·L?1）、0.5 μl ROX、DNA模板2 μl，剩余體系用純水補齊。特異性引物序列及擴增程序見表3。

表3　AOB、NOB和全菌的定量PCR引物Table 3　QPCR primers of AOB, NOB and total bacteria

2　結果與討論

2.1全程生物脫氮的穩(wěn)定運行

圖2～圖4給出了MUCT反應器284 d運行期間好氧區(qū)出水NO2?-N和NO3?-N濃度變化、亞硝酸鹽積累率變化、氨氮和TN的去除情況。實驗分為9個階段，階段Ⅰ～Ⅴ為全程硝化穩(wěn)定運行階段，階段Ⅵ～Ⅸ為短程硝化實現階段。

圖2　MUCT 工藝中NO2?-N和NO3?-N濃度及亞硝酸鹽積累率的變化Fig.2　Variations of NO2?-N, NO3?-N and nitrite accumulation rates in MUCT process

1～139 d是全程硝化運行階段。如圖2所示，在0～100 d，好氧區(qū)的平均NO3?-N濃度維持在20 mg·L?1以上，NO2?-N濃度小于1 mg·L?1，NAR小于1%。在階段Ⅳ末期由于HRT降低為9 h，并且R3增大到300%，導致好氧區(qū)NO3?-N濃度降到15 mg·L?1，NO2?-N濃度略有升高，但平均NAR仍然小于10%。因此，該系統(tǒng)屬于穩(wěn)定的全程硝化狀態(tài)。

階段Ⅰ進水COD濃度在1～20 d時僅為100 mg·L?1，TN在70 mg·L?1左右，C/N＜2。由于碳源不足，TN和P的去除率僅為20%～30%。在20～30 d，進水COD增長到200 mg·L?1，TN去除明顯增加。階段Ⅱ COD進水濃度一直維持在200 mg·L?1左右。階段Ⅱ的DO濃度提高到2 mg·L?1，并維持較長的HRT（12 h），氨氮去除效果很好，出水中檢測不到氨氮。由于將硝化液回流（R3）由200%提高到250%，TN去除率增加到55%。階段Ⅲ的HRT雖然降為10 h，由于充足的供氧（DO = 2 mg·L?1）氨氮去除并沒有受到影響。硝化液回流（R3）增加到300%，TN的去除進一步提高。階段Ⅳ進水COD濃度上升到300 mg·L?1。雖然HRT進一步減少到9 h，但由于碳源的增加，TN去除率達到80%以上，出水檢測不到氨氮濃度。階段Ⅳ各項出水指標均達到一級A排放標準。階段Ⅴ將HRT進一步縮短為8 h，溶解氧由2 mg·L?1降為1.5 mg·L?1，但是不足以影響AOB和NOB的相對活性，NAR沒有明顯變化。氨氮去除接近100%（圖3）。由于階段Ⅴ進水COD濃度達到300 mg·L?1，可以為反硝化菌提供充足的碳源，使TN去除率繼續(xù)升高（圖4）。階段Ⅴ仍然為全程硝化狀態(tài)。

圖3　MUCT工藝的去除情況Fig.3　Removal of NH4+-N in MUCT process

圖4　MUCT工藝TN的去除情況Fig.4　Removal of TN in MUCT process

2.2短程生物脫氮的實現

階段Ⅵ～Ⅸ為短程硝化的實現階段，對應圖2 中140～284 d所示的數據。階段Ⅵ，HRT進一步降低7 h，溶解氧由1.5 mg·L?1降為0.5 mg·L?1。如圖2所示，NO2?-N濃度有所增加，由于NO3?-N濃度迅速減小，導致NAR迅速增大到60%，由此看出低溶解氧對短程硝化的影響很大，可以短時間內提高NAR。較低的DO抑制了AOB的活性，不能完全氧化，出水達到30 mg·L?1左右，去除率迅速下降到60%左右，TN去除率也明顯下降（圖4）。階段Ⅶ將HRT進一步縮短為6 h，NAR迅速上升，最高達到90%，實現了短程硝化。雖然低DO和短HRT能快速實現短程硝化，但是會導致（圖3）和TN（圖4）去除率與階段Ⅵ末端相比下降，出水效果變差。為了提高以及TN的去除率，階段Ⅷ將HRT延長為7 h。由圖2所示，由于HRT的延長，該階段NAR有所下降。去除率達到75%，TN去除率最高達到80%。階段Ⅸ將HRT降為6.23 h，NAR上升，最高達到80%。該階段進水和TN濃度下降（圖3，圖4），去除率基本為100%，出水TN大約在3 mg·L?1左右。階段Ⅸ不僅實現了短程脫氮，出水也達到了一級A排放標準。

從圖2～圖4可以看出，在短程脫氮的啟動階段，為提高NAR采用縮短HRT和降低DO濃度的調控手段，導致氨氮和總氮的去除效果變差。尤其對氨氮的氧化影響較大，使階段Ⅵ～Ⅸ好氧區(qū)濃度不高。但在短程脫氮穩(wěn)定運行階段，氨氮去除效果與全程脫氮相當。在TN去除方面，短程脫氮具有明顯的優(yōu)勢。TN去除率在短程脫氮期間達到90%，遠遠大于全程時期的去除率。在進水COD濃度降低的情況下，TN的處理效果仍然很好，顯示出短程脫氮節(jié)省碳源的優(yōu)勢。

P的去除情況如圖5所示。短程脫氮階段Ⅵ～Ⅸ中，進水P的濃度有所變化，但是出水基本監(jiān)測不到P的存在，去除率可達100%。通過縮短水力停留時間和降低溶解氧溶度，可以實現由全程脫氮向短程脫氮的轉化，亞硝酸鹽的逐漸積累并未影響到P的去除效果，相反與全程硝化不太穩(wěn)定的階段Ⅰ～Ⅲ比較，短程脫氮期間P的去除效果更加穩(wěn)定。在亞硝酸鹽積累率達90%的階段Ⅶ，由于亞硝酸鹽濃度不高，尚未達到抑制系統(tǒng)吸磷的閾值，所以MUCT系統(tǒng)除磷效果依然很好。脫氮和除磷作為兩個不同的生物代謝過程都需要原水中的有機碳源作為電子供體。在原水中碳源不足的情況下，由于短程脫氮能夠節(jié)省有機碳源，相比于全程脫氮而言，高的亞硝酸鹽積累和短程脫氮的實現將更加有利于低C/N比生活污水中P的去除，這正是短程脫氮運行期間取得穩(wěn)定高效的P去除的主要原因。

圖5　MUCT 工藝P的去除情況Fig.5　Removal of P in MUCT process

2.3全程脫氮與短程脫氮期間AOB豐度的動態(tài)變化

采用QPCR方法對不同條件下AOB菌群的amoA基因進行定量分析。依據AOB含有2個amoA基因拷貝、全菌含有3.6個16S rRNA基因拷貝計算AOB的細胞數及其占全菌數量的百分比[16]。AOB和全菌豐度的動態(tài)變化如圖6所示。

階段Ⅰ DO控制在0.5 mg·L?1，階段Ⅱ DO控制在2 mg·L?1，由于溶解氧濃度的提高，AOB和全菌的數量和活性均提高。AOB的數量由階段Ⅰ的2.66×108cells·(g dried sludge)?1上升到階段Ⅱ的1.69×109cells·(g dried sludge)?1。而且AOB上升的幅度比全菌大，所以AOB占全菌的百分比由階段Ⅰ中的1.78%上升到階段Ⅱ的9.92%（圖5），與已有的研究結果類似[21]。AOB細胞數的增長使得去除率由階段Ⅰ中的70%上升為階段Ⅱ的90%以上，在階段Ⅱ中被氧化充分（圖3）。階段Ⅲ在階段Ⅱ的基礎上將HRT縮短到10 h，R3（硝化液回流比）增長到300%，好氧區(qū)的實際停留時間縮短為2 h。AOB的細胞數減小為1.91×108cells·(g dried sludge)?1，全菌細胞數也減小，AOB占全菌的百分比下降，但尚未影響的去除效果。相應的階段Ⅳ中，HRT較階段Ⅲ進一步縮短，好氧區(qū)實際水力停留時間縮短為1.8 h，AOB的百分含量下降為1.68%。階段Ⅴ，調整DO為1.5 mg·L?1，水力停留時間為8 h（表3），AOB的細胞數下降為3.76×107cells·(g dried sludge)?1。由于全菌數量保持穩(wěn)定，相應的AOB占全菌的百分比下降為0.217%。盡管AOB的豐度和相對含量下降，但是這些數量的AOB依然可以將完全氧化，的去除率保持在100%（圖2）。此階段仍為全程階段。

階段Ⅵ，DO濃度降低為0.5 mg·L?1，AOB生長受到抑制，細胞數大幅度下降，達到運行期的最低值3.17×106cells·(g dried sludge)?1。全菌保持穩(wěn)定，AOB占全菌的百分比也隨之下降，僅為0.0257%。由于AOB細胞數的大幅度下降，導致的去除率下降到60%左右。階段Ⅶ中繼續(xù)降低HRT為6 h，AOB的數量仍然保持在較低水平，但AOB占全菌的比例有所升高，同時亞硝酸鹽積累率在階段Ⅶ達到最大（圖2）。在階段Ⅷ中HRT延長為7 h，AOB的細胞數增長為7.39×106cells·(g dried sludge)?1。在階段Ⅸ AOB豐度持續(xù)增長到1.72×107cells·(g dried sludge)?1，占全菌的比例也隨之增長（圖6）。

圖6　AOB和全菌豐度的動態(tài)變化Fig.6　Population dynamics of AOB and total bacteria

階段Ⅱ～Ⅴ屬于全程脫氮運行階段，HRT的縮短使AOB的數量和百分含量都降低，AOB的細胞數由1.69×109cells·(g dried sludge)?1下降到3.76× 107cells·(g dried sludge)?1。階段Ⅵ～Ⅸ屬于短程脫氮運行階段，AOB細胞數呈現上升的趨勢，在108～109cells·(g dried sludge)?1之間變化。由此看來，高DO濃度下（2 mg·L?1）縮短HRT所導致的AOB細胞數及其百分含量的下降幅度要遠遠大于低DO濃度下對AOB的富集程度。

2.4全程脫氮與短程脫氮期間NOB豐度的動態(tài)變化

采用QPCR技術對不同條件下隸屬于NOB菌群的Nitrospira和Nitrobacter以及全菌的16S rRNA進行定量分析。依據NOB(Nitrospira和Nitrobacter)含有1個16S rRNA基因拷貝[16]，全菌有3.6個16S rRNA基因拷貝計算NOB的細胞數及其占全菌的百分比。定量結果如圖7～圖9所示。

圖7　NOB和全菌的動態(tài)變化Fig.7　Population dynamics of NOB and total bacteria

圖8　Nitrospira的動態(tài)變化Fig.8　Population dynamics of Nitrospira

如圖7所示，階段Ⅰ～Ⅳ，NOB細胞數逐漸增加，但是增長幅度較小，由1.36×108cells·(g dried sludge)?1增長到2.62×108cells·(g dried sludge)?1。階段Ⅲ由于全菌豐度減小，使NOB占全菌的百分比最大，達到3.81%?？傮w看來，階段Ⅰ～Ⅳ的全程脫氮運行期間NOB豐度及其占全菌的百分比都呈現增加的趨勢。與圖5該階段AOB的下降趨勢相比，NOB處于優(yōu)勢生長狀態(tài)。階段Ⅵ～Ⅸ為短程硝化階段，如圖7所示，NOB的變化趨勢與全菌幾乎一致。NOB在全菌中的百分含量逐漸減少，NOB細胞數在階段Ⅶ達到最低值5.9×107cells·(g dried sludge)?1，此階段正是亞硝酸鹽積累率達到最高的階段。上述實驗結果說明采用較低的DO濃度和較短的HRT抑制NOB活性及增殖是實現短程硝化的重要因素，但NOB并沒有完全從系統(tǒng)中淘汰。

圖9　Nitrobacter的動態(tài)變化Fig.9　Population dynamics of Nitrobacter

如圖8、圖9所示，Nitrospira豐度的變化范圍是5.88×107～2.62×108cells·(g dried sludge)?1，Nitrobacter豐度的變化范圍是2.08×105～1.27× 106cells·(g dried sludge)?1。Nitrospira豐度要比Nitrobacter豐度高出2個數量級，因此Nitrospira是明顯的優(yōu)勢NOB[16,22-23]。如圖8所示，Nitrospira細胞數在全程硝化的Ⅰ～Ⅳ階段逐漸增加，由1.35×108cells·g dried sludge?1增加到2.62×108cells·(g dried sludge)?1。全程硝化的穩(wěn)定過程是Nitrospira優(yōu)勢生長的過程，此階段NOB細胞數的增加主要表現在Nitrospira豐度的增加。階段Ⅴ～Ⅸ過程中，Nitrospira數量開始下降。亞硝酸鹽積累率最高的Ⅶ階段Nitrospira達到最小值5.88×107ells·(g dried sludge)?1，相應的NOB豐度也是最小值。由于Nitrobacter豐度在此階段與其他階段基本相當，因此Nitrospira的抑制是MUCT系統(tǒng)實現短程脫氮的原因。如圖9所示，在階段Ⅰ～Ⅳ的全程硝化階段，Nitrobacter數量呈下降趨勢，由1.27×106cells·(g dried sludge)?1下降到2.24×105cells·(g dried sludge)?1，與Nitrospira的變化趨勢相反。由此看來全程脫氮穩(wěn)定運行期間由于HRT的縮短，Nitrobacter受到顯著抑制，而Nitrospira的生長沒有受到影響。在階段Ⅴ～Ⅸ實現短程脫氮的過程中，Nitrobacter并沒有完全從系統(tǒng)中淘汰，而是穩(wěn)定維持在2×105cells·(g dried sludge)?1的非常低的水平，基本不隨亞硝酸鹽積累率的變化而變化，可以忽略不計。

3　結　論

（1）在處理實際生活污水的MUCT連續(xù)流系統(tǒng)中通過縮短水力停留時間和降低溶解氧溶度，可以實現由全程脫氮向短程脫氮的轉化，亞硝酸鹽積累率達到90%。在短程脫氮的啟動初期由于較短的水力停留時間和較低的溶解氧濃度，氨氮和總氮的去除效果變差。但在短程硝化穩(wěn)定運行階段總氮去除率高達90%以上，遠遠高于全程階段的總氮去除。

（2）全程脫氮運行期間AOB細胞數及其占全菌的比例隨HRT的縮短而降低。短程脫氮運行期間AOB豐度有小幅度的增加。AOB菌群的動態(tài)變化表明短程脫氮的實現并非來自于AOB的大量富集培養(yǎng)。

（3）Nitrospira是NOB中的優(yōu)勢菌群，而Nitrobacter含量很少，可以忽略不計。在系統(tǒng)由全程脫氮向短程脫氮轉變的過程中，Nitrospira豐度及百分含量逐漸降低，但并沒有完全被淘汰，而是以較低水平存在于系統(tǒng)中。因此，NOB豐度降低及活性抑制是實現并維持短程生物脫氮的重要原因。

References

[1]劉秀紅, 王淑瑩, 高大文, 等. 短程硝化的實現、維持與過程控制的研究現狀 [J]. 環(huán)境污染治理技術與設備, 2004, 12 (5): 7-10. LIU X H, WANG S Y, GAO D W, et al. On-line monitoring of DO, ORP and pH to achieve and maintain shortcut nitrification and denitrification [J]. Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control, 2004, 12 (5): 7-10.

[2]SUN H W, PENG Y Z, WANG S Y, et al. Achieving nitritation at low temperatures using free ammonia inhibition on Nitrobacter and real-time control in an SBR treating landfill leachate [J]. Journal of Environmental Sciences, 2015, 30: 157-163.

[3]王榮娟, 楊朝暉, 曾光明, 等. 不同供氧策略對反應器實現短程硝化厭氧氨氧化影響分析 [J]．環(huán)境科學學報, 2007, 27 (11): 1809-1817．DOI: 10.13671/j.hjkxxb.2007.11.006. WANG R J, YANG Z H, ZENG G M, et al. Impact of different aeration strategies on start of short-up of short nitrification anaerobic ammonia oxidation [J]. Acta Scientiae Circumistaniae, 2007, 27 (11): 1809-1817. DOI: 10.13671/j.hjkxxb.2007.11.006.

[4]BLACKBURNE R, YUAN Z G, KELLER J. Partial nitrification to nitrite using low dissolved oxygen concentration as the main selection factor [J]. Biodegradation, 2008, 19 (2): 303-312.

[5]GUO J H, PENG Y Z, WANG S Y, et al. Long term effect of dissolved oxygen on partial nitrification performance and microbial community structure [J]. Bioresource Technology, 2009, 100 (11): 2796-2802.

[6]LIU G Q, WANG J M. Quantifying the chronic effect of low DO on the nitrification process [J]. Chemosphere, 2015, 141: 19-25.

[7]HE Y L, TAO W D, WANG Z Y. Effects of pH and seasonal temperature variation on simultaneous partial nitrification and anammox in free-water surface wetlands [J]. Journal of Environmental Management, 2012, 110: 103-109.

[8]HELLINGA C, SCHELLEN A, MULDER J W, et al. The SHARON process: an innovative method for nitrogen removal from ammonium-rich wastewater [J]. Water Science Technology, 1998, 37 (9): 135-142.

[9]REGMI P, BUNCE R, MILLER M W. Ammonia-based intermittent aeration control optimized for efficient nitrogen removal [J]. Biotechnology and Bioengineering, 2015, 112 (10): 2060-2067.

[10]ZENG W, LI L, YANG Y Y, et al. Nitritation and denitritation of domestic wastewater using a continuous anaerobic-anoxic-aerobic (A2O) process at ambient temperatures [J]. Bioresource Technology, 2010, 101 (21): 8074-8082.

[11]PARK S, BAE W, RITTMANN B E. Operational boundaries for nitrite accumulation in nitrification based on minimum maximum substrate concentrations that include effects of oxygen limitation, pH, and free ammonia and free nitrous acid inhibition [J]. Environmental Science &Technology, 2010, 44 (1): 335-342.

[12]VADIVELU V M, KELLUR J, YUAN Z G. Effect of free ammonia and free nitrous acid concentration on the anabolic and catabolic processes of an enriched Nitrosomonas culture [J]. Biotechnology and Bioengineering, 2006, 95 (5): 830-839.

[13]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, 2015, 35 (1): 95-100. SUN H W, YOU Y J, ZHAO H N, et al. Inhibitory effect of free ammonia on the activity of nitrifying bacteria and recoverability [J]. China Environmental Science, 2015, 35 (1): 95-100.

[14]VAN K R, MULDER J W, UIJTERLINDE C A．Overview: full scale experience of the Sharon process for treatment of rejection water of digested sludge dewatering [J]. Water Science and Technology, 2001, 44 (1): 145-152.

[15]American Public Health Association, American Water Works Association and Water Environment Federation. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater [M]. 20th ed. Washington, DC, USA: APHA, 1998.

[16]HARMS G, LAYTON A C, DIONISI H M, et al. Real-time PCR quantification of nitrifying bacteria in a municipal wastewater treatment plant [J]. Environmental Science &Technology, 2003, 37 (2): 343-351.

[17]CARVALHO G, LEMOS P C, OEHMEN A, et al. Denitrifying phosphorus removal: linking the process performance with the microbial community structure [J]. Water Research, 2007, 41 (19): 4383-4396.

[18]WANG F, LIU Y, WANG J H, et al. Influence of growth manner on nitrifying bacterial communities and nitrification kinetics in three lab-scale bioreactors [J]. Journal of Industrial Microbiology & Biotechnology, 2012, 39 (4): 595-604.

[19]YAPSAKLI K, ALIYAZICIOGLU C, MERTOGLU B. Identification and quantitative evaluation of nitrogen-converting organisms in a full-scale leachate treatment plant [J]. Journal of Environmental Management, 2011, 92 (3): 714-723.

[20]FERRIS M J, MUYZER G, WARD D M. Denaturing gradient gel electrophoresis profiles of 16S rRNA-defined populations inhabiting a hot spring microbial mat community [J]. Applied Environmental Microbiology, 1996, 62 (2): 340-346.

[21]LIU X C, YANG M, ZHANG Y, et al. Microbial community comparison of different biological processes for treating the same sewage [J]. World Journal of Microbiology & Biotechnology, 2007, 23 (1): 135-143.

[22]WANG F, LIU Y, WANG J H, et al. Influence of growth manner on nitrifying bacterial communities and nitrification kinetics in three lab-scale bioreactors [J]. Journal of Industrial Microbiology & Biotechnology, 2012, 39 (4): 595-604.

[23]WANG S Y, PENG Y Z, MA B, et al. Anaerobic ammonium oxidation in traditional municipal wastewater treatment plants with low-strength ammonium loading: wide spread but overlooked [J]. Water Research, 2015, 84: 66-75.

Shortcut nitrification-denitrification and population dynamics of nitrifying bacteria in MUCT process treating domestic wastewater

ZENG Wei, ZHANG Jie, JI Zhaohua, WANG Anqi, PENG Yongzhen
(College of Environmental and Energy Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)

Abstract:Shortcut nitrification-denitrification and population dynamics of ammonia oxidizing bacteria (AOB) and nitrite oxidizing bacteria (NOB) were investigated in a continuous flow MUCT reactor treating real domestic wastewater. Shortcut nitrification-denitrification was achieved by controlling low dissolved oxygen (DO) concentration of 0.5 mg·L?1and short hydraulic retention time (HRT) of 6 h. Nitrite accumulation ratios reached above 90%. TN removal in the phase of shortcut nitrification-denitrification was up to 90%, far higher than complete nitrification with 74% of TN removal. The results of quantitative real time PCR (QPCR) indicated that during complete nitrification-denitrification AOB abundance exhibited a decline tendency, decreasing from 1.69× 109cells·(g dried sludge)?1to 3.76×107cells·(g dried sludge)?1, and NOB abundance maintained at 108cells·(g dried sludge)?1. During shortcut nitrification-denitrification, the abundance of AOB slightly increased from 3.17× 106cells·(g dried sludge)?1to 1.32×107cells·(g dried sludge)?1accompanied with a slight increase of ratio of AOB to total bacteria. The abundance of NOB fluctuated in a range of 5.9×107—1.78×108cells·(g driedsludge)?1. The ratio of NOB to total bacteria dropped from 1.44% to 0.47%. Therefore, the abundance decrease and bioactivities inhibition of NOB were the important factors to achieve shortcut nitrification-denitrification in MUCT process treating real domestic wastewater. During shortcut nitrification-denitrification due to low DO concentration and short HRT, AOB abundance and their relative distribution did not increase, even descended. But that did not influence the removal of ammonia and total nitrogen.

Key words:domestic wastewater; ammonia oxidizing bacteria; nitrite oxidizing bacteria; shortcut nitrificationdenitrification; complete nitrification-denitrification; real time quantitative PCR

中圖分類號：X 703.1

文獻標志碼：A

文章編號：0438—1157（2016）06—2533—09

DOI：10.11949/j.issn.0438-1157.20151853

基金項目：國家自然科學基金項目（51278007，51578016）；國家高技術研究發(fā)展計劃項目（2012AA063406）。

Corresponding author:Prof. ZENG Wei, zengwei_1@263.net