近年來, 城市生活污水呈現(xiàn)出低碳氮比的趨勢(shì), 給污水處理廠的正常運(yùn)行和達(dá)標(biāo)排放帶來一系列的問題.如, 大量外碳源的投加和高的回流比造成去除單位污染物的能耗高, 低有機(jī)負(fù)荷和低溶解氧條件下污泥的膨脹以及脫氮效率差等問題.鑒于此, 本研究提出了一種新型的混凝沉淀/后置固相反硝化濾池工藝(CS-BAF-SPDB)用于低碳源污水的脫氮處理.該工藝的優(yōu)點(diǎn)在于:強(qiáng)化了一級(jí)生化處理(CS), 既緩解了進(jìn)水SS對(duì)后續(xù)生物濾池單元的堵塞問題, 同時(shí)也緩解了進(jìn)水中過高的有機(jī)物濃度對(duì)硝化濾池中硝化作用的抑制(前期研究發(fā)現(xiàn)BAF的最適C :N比為3 :1);采用硝化濾池(BAF)強(qiáng)化低碳源污水的硝化作用, 既可以保證生物量, 又可以避免污泥絲狀菌膨脹.固相反硝化濾池(SPDB)采用固體碳源代替?zhèn)鹘y(tǒng)的填料和液體碳源, 從根本上解決了反硝化對(duì)進(jìn)水碳源的依賴, 可以避免液體碳源在有氧條件下的無效消耗, 連續(xù)穩(wěn)定地為生物反硝化提供有機(jī)碳源, 同時(shí)也可以避免液體碳源投加過量導(dǎo)致的運(yùn)行成本高和出水有機(jī)物易超標(biāo)等問題.并且, 前期的研究表明固體碳源具有很高的機(jī)械強(qiáng)度和非常長的使用壽命(質(zhì)量損失為0.05% ·d-1), 可使反硝化濾池保持長期穩(wěn)定的反硝化效果.

　　氣水比是影響B(tài)AF-SPDB工藝脫氮效率的一個(gè)關(guān)鍵因素.氣水比太小, 則BAF中的硝化不完全, 不僅出水氨氮超標(biāo), 同時(shí)無法為后續(xù)的反硝化提供穩(wěn)定的硝酸鹽; 氣水比太大, 一方面會(huì)造成能耗過高, 同時(shí)BAF出水中過高的溶解氧濃度也會(huì)對(duì)固相反硝化濾池中的缺氧環(huán)境造成一定的破壞, 進(jìn)而對(duì)反硝化造成影響.因此, 確定合適的氣水比是保證該工藝獲得理想脫氮效果的關(guān)鍵.

　　本課題組前期研究了工藝的啟動(dòng)情況及進(jìn)水C/N比、HRT、溫度和進(jìn)水氨氮負(fù)荷對(duì)工藝脫氮效果的影響.在此基礎(chǔ)上, 本文重點(diǎn)研究了氣水比對(duì)該工藝脫氮效果的影響, 并采用聚合酶鏈?zhǔn)椒磻?yīng)-變性梯度凝膠電泳(PCR-DGGE)技術(shù)研究了微生物群落結(jié)構(gòu)隨氣水比的變化規(guī)律, 以期為工藝優(yōu)化與反應(yīng)機(jī)制的研究提供分子生態(tài)學(xué)依據(jù).

　　1 材料與方法1.1 試驗(yàn)材料

　　聚己內(nèi)酯(PCL)和黏土陶粒分別由深圳光華偉業(yè)實(shí)業(yè)有限公司和江西萍鄉(xiāng)三河陶瓷有限公司提供, 兩種填料的理化性質(zhì)如表 1所示.

　　表 1 黏土陶粒和聚己內(nèi)酯的理化性質(zhì)

 　　1.2 試驗(yàn)裝置

　　CS-BAF-SPDB主要由混凝沉淀池, 硝化濾池和固相反硝化濾池組成, 濾池主體采用有機(jī)玻璃制作, 其結(jié)構(gòu)如圖 1所示.其中混凝池和沉淀池的體積均為10 L; 曝氣生物濾池的濾柱高度為175 cm, 內(nèi)徑為8 cm, 濾柱內(nèi)填充的濾料為黏土陶粒, 填充高度為87 cm, 從承托層頂部到填料頂部共設(shè)4個(gè)取樣口(B1、B2、B3和B4);固相反硝化濾池的濾柱高度為130 cm, 內(nèi)徑為8 cm, 濾柱內(nèi)填充的濾料為聚己內(nèi)酯顆粒, 填充的高度為27 cm, 從承托層頂部到填料頂部共設(shè)3個(gè)取樣口(D1、D2和D3).曝氣生物濾池和固相反硝化濾池的有效體積(液體體積)分別為4.0 L和3.2 L.工藝進(jìn)水流量通過蠕動(dòng)泵(BT-1002J)控制.曝氣生物濾池由空壓機(jī)供氣, 進(jìn)氣量通過氣體流量計(jì)和閥門控制.溫度控制儀嚴(yán)格控制進(jìn)水水溫和濾池內(nèi)的溫度.

　　圖 1

圖 1 試驗(yàn)裝置示意

　　1.3 反應(yīng)器運(yùn)行與取樣方法

　　前期的研究成功實(shí)現(xiàn)了CS-BAF-SPDB的啟動(dòng), 并確定了BAF進(jìn)水中的合適C/N比, BAF和SPBD的理想HRT和運(yùn)行的適宜溫度.為研究低碳源條件下氣水比對(duì)CS-BAF-SPDB工藝脫氮效果的影響.保持進(jìn)水氨氮濃度為30 mg ·L-1, 混凝沉淀單元出水中的C/N控制在3 :1, 溫度維持在(28℃ ±1℃), BAF和SPDB的水力停留時(shí)間分別為4 h和2 h, 使得BAF的氣水比在6 :1(進(jìn)氣量100 mL ·min-1)到1 :1(進(jìn)氣量16.7 mL ·min-1)的范圍內(nèi)變化.當(dāng)連續(xù)3 d出水的NO3--N濃度相對(duì)誤差在5%之內(nèi), 認(rèn)為系統(tǒng)在該氣水比條件下已趨于穩(wěn)定, 可以改變氣水比到另一水平.另外, 前期的研究已經(jīng)確定, BAF中的硝化菌主要集中在B3取樣口, 而SPDB中的反硝化菌主要集中在D2取樣口.因此, B3和D2取得生物膜樣品更具有代表性.當(dāng)系統(tǒng)在各氣水比條件下穩(wěn)定運(yùn)行時(shí), 從B3和D2取樣點(diǎn)取生長有生物膜的陶粒和固體碳源填料, 利用超聲波將填料上的生物膜剝離, 去掉填料, 離心后棄掉上清液, 沉淀物即生物膜樣品, -20℃保存.

　　1.4 DNA的提取和PCR擴(kuò)增

　　采用FastDNATMSPIN Kit For Soil提取樣品基因組DNA.以樣品基因組DNA為模板, 采用細(xì)菌通用引物GC-338F和518R擴(kuò)增樣品16S rDNA高變區(qū)序列. PCR擴(kuò)增體系(50 μL)為: 10×PCR buffer 5 μL; dNTP(2.5 mmol ·L-1)3.2 μL; rTaq(5 U ·μL-1)0.4 μL; GC-338F(20 mmol ·L-1)1 μL; 518R(20 mmol ·L-1)1 μL; 模板DNA 50 ng; 補(bǔ)ddH2O至50 μL.

　　PCR擴(kuò)增程序?yàn)? 94℃預(yù)變性5 min; 94℃變性1 min, 55℃復(fù)性45 s, 72℃延伸1 min, 30個(gè)循環(huán); 最終72℃延伸10 min. PCR產(chǎn)物采用OMEGA公司DNA Gel Extraction Kit純化回收.

　　PCR儀為Biometra公司生產(chǎn)的T-gradient, 凝膠成像儀為Bio-Rad公司的Gel-Doc2000凝膠成像系統(tǒng).

　　1.5 PCR產(chǎn)物的變性梯度凝膠電泳(DGGE)分析

　　取10 μL PCR的產(chǎn)物進(jìn)行變性梯度凝膠電泳(DGGE)分析.采用變性梯度為35%~55%、濃度為7%的聚丙烯酰胺凝膠在1×TAE緩沖液中150V 60℃下電泳5 h.

　　變性梯度凝膠電泳(DGGE)完畢后、采用銀染法染色、步驟如下:固定液(乙醇50 mL、冰醋酸2.5 mL、定容500 mL)固定15 min; Milli-Q純水清洗、20 s和2 min各一次; 銀染液(硝酸銀1 g、37%甲醛0.75 mL、定容500 mL)染色15 min; Milli-Q純水清洗、20 s和2 min各一次; 顯色液(氫氧化鈉7.5 g、37%甲醛2.5 mL、定容500 mL)顯色5~7 min; 最后用終止液(乙醇50 mL、冰醋酸2.5 mL、定容500 mL)終止反應(yīng).染色結(jié)束后在Gel-Doc2000(Bio-Rad, USA)凝膠成像系統(tǒng)上拍照.

　　1.6 DGGE圖譜中優(yōu)勢(shì)條帶的回收與測(cè)序

　　用滅菌的手術(shù)刀切下待回收DGGE條帶, 采用OMEGA公司Poly-Gel DNA Extraction Kit回收目的條帶.

　　以2 μL回收產(chǎn)物為模板, 338F/518R為引物進(jìn)行PCR擴(kuò)增. PCR擴(kuò)增體系(50 μL)為: 10×PCR buffer 5 μL; dNTP(2.5 mmol ·L-1)3.2 μL; rTaq(5 U ·μL-1)0.4 μL; 338F(20 mmol ·L-1)1 μL; 518R(20 mmol ·L-1)1 μL; 模板DNA 1 μL; 補(bǔ)ddH2O至50 μL. PCR擴(kuò)增程序?yàn)? 94℃預(yù)變性4 min; 94℃變性30 s, 55℃復(fù)性30 s, 72℃延伸30 s, 30個(gè)循環(huán); 最后, 72℃延伸10 min.

　　將重新擴(kuò)增的DNA片段切膠回收、純化后, 連接到Pmd18-T載體上, 并轉(zhuǎn)化至DH5α感受態(tài)細(xì)胞中, 篩選陽性克隆, 菌液采用測(cè)序儀(ABI 3730, 美國)對(duì)插入的細(xì)菌16S rDNA片段進(jìn)行序列測(cè)定.

　　1.7 數(shù)據(jù)分析

　　測(cè)序結(jié)果采用DNAstar和Cluster軟件進(jìn)行序列分析, 下載最相似的菌株序列作為系統(tǒng)發(fā)育樹的參考序列.然后采用MEGA軟件, Neighbor-joining法構(gòu)建系統(tǒng)發(fā)育樹, 自展數(shù)(bootstrap)為1000.

　　2 結(jié)果與討論2.1 氣水比對(duì)后置固相反硝化濾池工藝脫氮性能的影響

　　圖 2所示為氣水比對(duì)CS-BAF-SPDB工藝硝化, 反硝化及TN去除的影響.從圖 2(a)可以看到, 當(dāng)氣水比從6 :1降低到4 :1時(shí), 氣水比的變化對(duì)硝化作用的影響很小.雖然BAF出水中硝態(tài)氮的濃度隨氣水比的變化波動(dòng)較大, 但是當(dāng)硝化效果在每個(gè)氣水比條件下達(dá)到穩(wěn)定時(shí), BAF出水中硝態(tài)氮濃度在氣水比變化前后的差別很小.但是, 隨著氣水比的進(jìn)一步的降低, BAF中的硝化作用受到了明顯的抑制. BAF出水中的硝態(tài)氮濃度從氣水比為4 :1時(shí)的21.78 mg ·L-1迅速下降到氣水比為3 :1時(shí)的13.15 mg ·L-1, 并逐漸降低到氣水比為1 :1時(shí)的9.08 mg ·L-1.氨氮去除率隨氣水比的降低可能與BAF中硝化菌的生物活性降低有關(guān).據(jù)Li等的報(bào)道, 當(dāng)氣水比從2 :1增加到3 :1時(shí), 硝化菌的生物活性(以O(shè)2計(jì))上升了3.8 mg ·(mg ·h)-1.從圖 2(b)可以看出, 當(dāng)氣水比從3 :1降低到2 :1時(shí), 由于硝化效果的惡化, BAF出水中氨氮濃度出現(xiàn)了明顯的上升.同時(shí), BAF出水中氨氮的濃度和SPDB出水中氨氮的濃度非常接近, 說明SPDB對(duì)氨氮幾乎沒有去除效果.

　　圖 2

(a)硝態(tài)氮; (b)氨氮; (c)亞硝態(tài)氮; (d)總氮圖 2 氣水比對(duì)CS-BAF-SPDB工藝硝化、反硝化以及TN去除的影響

　　氣水比的變化對(duì)反硝化造成的影響比較明顯.如圖 2(a)所示, 當(dāng)氣水比從6 :1降低到4 :1時(shí), BAF出水中的平均硝態(tài)氮濃度幾乎未發(fā)生變化(22.5~22.1 mg ·L-1), 而SPDB出水中的硝態(tài)氮濃度則從5 mg ·L-1降低到1 mg ·L-1, 表明在高氣水比條件下反硝化過程受到了一定的抑制.如前面所述, PCL通過生物降解釋放出的有機(jī)碳源可以消耗BAF出水中攜帶進(jìn)入SPDB的溶解氧以維持反硝化所需的缺氧環(huán)境.但是, PCL在生物降解作用下釋放出的有機(jī)碳源的量是有限的.在氣水比較高的情況下, BAF出水中攜帶的溶解氧濃度也高(7.2 mg ·L-1).當(dāng)BAF出水?dāng)y帶進(jìn)入SPDB的溶解氧的濃度超過PCL釋放出的有機(jī)物所能消耗的溶解氧時(shí), 殘留的溶解氧(3.0 mg ·L-1)將破壞缺氧的環(huán)境, 進(jìn)而使得反硝化不能順利地進(jìn)行.從圖 2(a)也可以看出, 在氣水比從4 :1降低到1 :1的過程中, SPDB出水中的硝態(tài)氮濃度幾乎沒發(fā)生變化, 且一直維持在非常低的水平.

　　總之, 當(dāng)氣水比低于4 :1時(shí), 氣水比的變化對(duì)反硝化幾乎沒有影響, 但是對(duì)硝化具有非常明顯的抑制作用; 當(dāng)氣水比高于4 :1時(shí), 氣水比的變化對(duì)硝化幾乎沒有影響, 但是對(duì)反硝化影響較大.此外, CS-BAF-SPDB工藝對(duì)TN的去除率也是先上升后下降, 并且在氣水比為4 :1時(shí)達(dá)到最佳, 從圖 2(d)可以看出, 此時(shí)TN的去除率為91.6%.因此, 為同時(shí)實(shí)現(xiàn)最佳的硝化和反硝化效果, 混凝沉淀/后置固相反硝化濾池工藝中硝化濾池的氣水比應(yīng)該設(shè)定為4 :1.

　　2.2 DGGE圖譜分析

　　圖 3(a)所示為不同氣水比條件下硝化濾池生物膜樣品的DGGE圖譜及量化分析.從中可以看出, 隨著氣水比的降低, 泳道上的條帶數(shù)量出現(xiàn)了明顯的減少(從氣水比為6 :1時(shí)的31減少到氣水比為2 :1時(shí)的10).這說明, 硝化濾池中相當(dāng)一部分的微生物為好氧菌, 且其對(duì)溶解氧有較高的要求, 在低溶解氧條件下無法生存而逐漸被淘汰, 進(jìn)而導(dǎo)致硝化濾池中微生物的多樣性在不斷下降.例如, 條帶1、2、3、4和6等只出現(xiàn)在氣水比為6 :1的條件下, 而在其他氣水比條件下卻沒有發(fā)現(xiàn).條帶8、9和10在各個(gè)泳道中都有出現(xiàn), 說明這些條帶代表的微生物具有很強(qiáng)的適應(yīng)性和較寬的生態(tài)幅.但是, 條帶8和10在氣水比為2 :1時(shí)條帶信號(hào)亮度出現(xiàn)了明顯的降低, 說明條帶8和10代表的微生物的數(shù)量在低溶解氧條件下出現(xiàn)了明顯的降低.此外, 有些微生物群落只在特定的情況下才出現(xiàn), 如條帶7和12代表的微生物只有在氣水比為4 :1的條件下才出現(xiàn), 并成為優(yōu)勢(shì)菌落.具體聯(lián)系污水寶或參見http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　圖 3

圖 3 不同氣水比條件下生物膜樣品的DGGE條帶及量化分析

　　圖 3(b)所示為不同氣水比條件下固相反硝化濾池生物膜樣品的DGGE圖譜及量化分析.從中可以看到, 氣水比的變化對(duì)微生物的多樣性有一定的影響, 但是影響程度較小, 各泳道上的條帶數(shù)(從氣水比為6 :1時(shí)的21減少到氣水比為2 :1時(shí)的15)變化較小.說明氣水比的變化對(duì)固相反硝化濾池微生物多樣性的影響程度要低于硝化濾池.條帶1、3、8、13和15各個(gè)泳道中都有出現(xiàn)且濃度較高, 說明這些條帶代表的微生物都是優(yōu)勢(shì)菌群, 且具有很強(qiáng)的適應(yīng)性和較寬的生態(tài)幅.此外, 當(dāng)氣水比降低到2 :1時(shí), 這些條帶的信號(hào)亮度出現(xiàn)了明顯的上升, 說明低溶解氧的環(huán)境有利于這些微生物的生長, 使得這些微生物的生長速率增加, 數(shù)量上升.條帶2、11、12和14所代表的菌群隨著氣水比的降低逐漸在固相反硝化濾池中成為優(yōu)勢(shì)菌群, 表明這類菌群是缺氧或厭氧微生物, 可以通過控制氣水比使這些菌群富集.此外, 有些微生物菌落只在特定的條件下才會(huì)出現(xiàn).如條帶5和9代表的菌落只在氣水比為6 :1時(shí)出現(xiàn), 而條帶7只有在氣水比為4 :1時(shí)才出現(xiàn).

　　2.3 特征條帶回收測(cè)序和系統(tǒng)發(fā)育分析

　　變化明顯的優(yōu)勢(shì)條帶經(jīng)過切膠回收、擴(kuò)增、再回收、純化、克隆轉(zhuǎn)化后進(jìn)行序列的測(cè)定, 并對(duì)測(cè)序結(jié)果進(jìn)行Blast比較鑒定, 尋找與序列相似性最高的已知分類地位的菌株, 結(jié)果見表 2和表 3.對(duì)上述條帶采用MEGA軟件, Neighbor-joining法構(gòu)建系統(tǒng)發(fā)育樹, 結(jié)果如圖 4和5所示.

　　表 2 硝化濾池DGGE凝膠條帶回收序列分析結(jié)果

　　表 3 固相反硝化濾池DGGE凝膠條帶回收序列分析結(jié)果

　　圖 4

圖 4 基于16S rDNA序列的硝化濾池生物膜中主要菌落的系統(tǒng)發(fā)育樹

　　圖 5

圖 5 基于16S rDNA序列的固相反硝化濾池生物膜中主要菌落的系統(tǒng)發(fā)育樹

　　從表 2和圖 4可以看出, 條帶8和10對(duì)應(yīng)的菌株分別與Nitrosomonas sp. Nm47和Candidatus Nitrospira defluvii最相似. Nitrosomonas sp. Nm47和Candidatus Nitrospira defluvii分別是廢水生物處理系統(tǒng)中重要的氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌.因此, Nitrosomonas sp. Nm47和Candidatus Nitrospira defluvii是硝化濾池中主要的硝化細(xì)菌.當(dāng)氣水比從6 :1降低到4 :1后, 代表這兩種微生物菌屬的條帶沒有發(fā)生明顯的變化, 說明氣水比在一定范圍內(nèi)的降低不會(huì)對(duì)硝化細(xì)菌的組成和數(shù)量造成顯著的影響.相應(yīng)地, 當(dāng)氣水比從6 :1降低到4 :1后, 硝化濾池硝化效果變化不大, 始終保持較高的氨氮去除率(圖 2).但是當(dāng)氣水比從4 :1進(jìn)一步降低到2 :1后, 代表這兩種微生物菌屬的條帶信號(hào)亮度出現(xiàn)了明顯的降低, 說明氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌的數(shù)量出現(xiàn)了明顯的下降.相應(yīng)地, 當(dāng)氣水比從4 :1降低到2 :1后, 硝化作用受到明顯的抑制, 氨氮去除率明顯下降(圖 2).造成這種現(xiàn)象的原因可能在于, 硝化濾池在低溶解氧條件下, 缺氧環(huán)境可能在生物膜中形成, 使得硝化細(xì)菌的生長和活性受到一定程度的影響.綜上所述, 氣水比降低后導(dǎo)致的氨氧化菌和硝酸鹽氧化菌數(shù)量及活性的下降是導(dǎo)致硝化效果惡化的直接原因.條帶9和12對(duì)應(yīng)的菌株與Acinetobacter calcoaceticus和Acinetobacter sp.的相似性均達(dá)到了100%. Acinetobacter calcoaceticus與Acinetobacter sp.是生物膜中比較常見的異養(yǎng)硝化菌, 可以利用進(jìn)水中的有機(jī)物進(jìn)行硝化作用.在氣水比為6 :1時(shí), 這兩種微生物的數(shù)量較低, 而當(dāng)氣水比降低到4 :1后, 這兩種微生物逐漸發(fā)展成為優(yōu)勢(shì)菌.氣水比的降低減少了異養(yǎng)好氧菌對(duì)有機(jī)物的消耗, 使得有機(jī)物濃度有所上升, 有利于異養(yǎng)硝化菌的生長, 同時(shí)異養(yǎng)硝化菌的硝化過程幾乎不受溶解氧濃度的影響.當(dāng)氣水比從6 :1降低到4 :1的過程中, 雖然硝化細(xì)菌的數(shù)量和活性未發(fā)生明顯的變化, 但是氣水比的降低會(huì)影響溶解氧在生物膜中的傳遞速率, 然而硝化效果并未受到明顯影響, 說明異養(yǎng)硝化菌這類優(yōu)勢(shì)菌的形成彌補(bǔ)了溶解氧對(duì)硝化的影響.條帶7和11對(duì)應(yīng)的菌株分別與Pseudomonas sp.和Enterobacter aerogenes最接近. 其中前者為厭氧發(fā)酵過程中常見的厭氧產(chǎn)氫菌, 而后者為典型的兼性厭氧菌.這兩種菌落的富集也進(jìn)一步證實(shí)了氣水比的降低對(duì)溶解氧在生物膜中的傳遞產(chǎn)生了不利的影響.

　　表 3和圖 5所示分別為固相反硝化濾池DGGE凝膠條帶回收序列分析結(jié)果及主要菌落的系統(tǒng)發(fā)育樹.從中可以看出, 條帶1、3、8和13對(duì)應(yīng)的菌株分別為Dechloromonas agitata、Myxobacterium AT3-03、Comamonas granuli和Rubrivivax gelatinosus. Ginige等的研究表明, Dechloromonas是以甲醇作為碳源馴化的活性污泥中的主要反硝化菌. Manucharova等的研究發(fā)現(xiàn), Myxobacteria可以以固體碳源(草生灰化石)作為唯一碳源進(jìn)行反硝化, 并且該菌株在草生灰化石中是最活躍的反硝化菌, 表現(xiàn)出最強(qiáng)的反硝化活性. Comamonas granuli菌株屬于叢毛單胞菌科, 具有將硝態(tài)氮還原成亞硝態(tài)氮的能力; Rubrivivax gelatinosus可以將亞硝態(tài)氮還原為氮?dú)? 但是不能以硝態(tài)氮作為電子受體.上述條帶對(duì)應(yīng)的反硝化菌群是固相反硝化濾池中的優(yōu)勢(shì)菌群, 且在3個(gè)氣水比條件下的泳道中都存在, 表明氣水比的變化對(duì)固相反硝化濾池中的優(yōu)勢(shì)菌反硝化菌的影響較小.當(dāng)氣水比降低到2 :1時(shí), 上述條帶代表的微生物的數(shù)量出現(xiàn)了較明顯的增加, 說明在低氣水比條件下, 硝化濾池中出水?dāng)y帶進(jìn)入固相反硝化濾池的溶解氧濃度低, 在固相反硝化濾池中營造了良好的缺氧環(huán)境, 有利于反硝化菌的生長和繁殖.條帶5與菌株Nitrosomonas sp. Nm47最接近.從前面的分析已知, Nitrosomonas sp. Nm47是典型的氨氧化菌.該菌在固相反硝化濾池生物膜中的出現(xiàn), 表明表層生物膜存在一定濃度的溶解氧.造成這種情況的原因可能在于, 在氣水比較高的情況下, 硝化濾池未被完全利用的溶解氧隨出水進(jìn)入到固相反硝化濾池中, 而反硝化濾池底部固相碳源材料在微生物降解作用下釋放的有機(jī)碳源在好氧微生物的呼吸作用下消耗的溶解氧有限, 部分未被消耗的溶解氧進(jìn)入濾池中部填料表面的生物膜.當(dāng)氣水比降低到4 :1, 條帶5消失了, 說明硝化濾池出水中的溶解氧濃度較低, 且在固相反硝化濾池底部就被消耗掉了, 可以保持較好的缺氧環(huán)境.對(duì)比不同氣水比條件下固相反硝化濾池的反硝化效果的研究(圖 2)結(jié)果也證實(shí)了這一點(diǎn).當(dāng)氣水比為6 :1時(shí), 固相反硝化濾池出水的硝態(tài)氮濃度波動(dòng)較大, 表明反硝化受到硝化濾池出水中溶解氧的影響.但是, 當(dāng)氣水比為4 :1時(shí), 出水中的硝態(tài)氮?jiǎng)t一直維持在較低的水平.條帶4對(duì)應(yīng)的菌株為Pseudomonas sp..付曉的研究發(fā)現(xiàn)Pseudomonas sp.可以通過分泌PCL解聚酶將PCL分解為PCL單體和二聚體, 而據(jù)Honda等的研究發(fā)現(xiàn), 反硝化菌可直接利用PCL的單體和二聚體作為電子供體進(jìn)行反硝化.此外, Pseudomonas sp.還是一種好氧反硝化菌, 在有溶解氧存在的條件下可以利用氧氣作為電子受體進(jìn)行反硝化作用.條帶12、14和15對(duì)應(yīng)的菌株分別是Acinetobacter sp.、Bacillus sp.和Thiobacillus aquaesulis, 這些菌株均屬于好氧反硝化菌. Acinetobacter sp.受氣水比的影響較小, 而Bacillus sp.和Thiobacillus aquaesulis則隨著氣水比的降低逐漸成為優(yōu)勢(shì)菌株.說明氣水比的降低有利于固相反硝化濾池中好氧反硝化菌的富集.

　　3 結(jié)論

　　(1) BAF-SPDB工藝中BAF的最佳氣水比為4 :1.在該氣水比條件下, BAF和SPDB針對(duì)低碳源污水可同時(shí)獲得理想的硝化和反硝化效果, 并且BAF-SPDB工藝對(duì)TN的去除率可達(dá)到91.6%.

　　(2) 宏觀運(yùn)行參數(shù)對(duì)BAF和SPDB處理效果的影響和微觀微生物群落的動(dòng)態(tài)變化直接相關(guān).在BAF中, 氨氧化菌(Candidatus Nitrospira defluvii)和亞硝酸鹽氧化菌(Nitrosomonas sp. Nm47)的組成, 數(shù)量與活性隨氣水比的變化直接決定了BAF中硝化效果的好壞, 而SPDB中固體碳源降解反硝化微生物Pseudomonas sp.、Myxobacterium AT3-03和異養(yǎng)反硝化菌Dechloromonas agitate, Comamonas granuli和Rubrivivax gelatinosus的群落結(jié)構(gòu)隨氣水比的變化直接決定了SPDB中有機(jī)碳源的釋放和反硝化效能的優(yōu)劣.同時(shí), Acinetobacter calcoaceticus、Acinetobacter sp.、Bacillus sp.和Thiobacillus aquaesulis等異養(yǎng)硝化和好氧反硝化菌也在系統(tǒng)中發(fā)揮重要作用.(來源：環(huán)境科學(xué) 作者：張千)