AAO污水处理工艺中厌氧氨氧化效能及微生物交互作用

王衫允,马 斌,贾方旭,彭永臻,*



AAO污水处理工艺中厌氧氨氧化效能及微生物交互作用

王衫允1,马 斌2,贾方旭2,彭永臻1,2*

(1.哈尔滨工业大学,城市水资源与水环境国家重点实验室,黑龙江 哈尔滨 150090；2.北京工业大学,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京 100124)

选取3座AAO工艺市政污水处理厂为研究对象,应用qPCR和15N稳定同位素示踪技术,考察活性污泥样品中厌氧氨氧化菌丰度、速率、功能及与其他氮循环微生物的季节性交互作用.结果表明,所有样品中均能检测到厌氧氨氧化菌,其丰度为106~107copies/g VSS,速率为0.11~0.90μmol N/(g VSS·h).较自养硝化而言,异养反硝化过程不仅具有为厌氧氨氧化菌提供更多NO2-的潜势,还是NO2-的强力竞争者;而自养硝化过程中的AOB较AOA能提供更多NO2-.厌氧氨氧化菌对氨氧化的贡献率为2.55%~7.89%,对系统脱氮的贡献率为2.07%~6.59%,且夏季表现均高于冬季.CCA结果进一步证明环境温度是活性污泥中厌氧氨氧化表现的关键环境要素之一,而反硝化和硝化速率则是关键微生物因素.说明虽然厌氧氨氧化菌在污水生物处理系统中的丰度并不高,但依然起着不容忽视的脱氮效能,该研究结果补充了污水生物处理脱氮过程和氮素迁移转化过程中的氮平衡计算,为厌氧氨氧化在低氨氮城市污水处理领域的生产性应用提供理论支持.

厌氧氨氧化；硝化；反硝化；氨氧化；脱氮效率

传统氮循环理论认为,异养反硝化是自然界氮气生成的唯一生物过程,而新型氮循环过程厌氧氨氧化的发现改变了这一认识.厌氧氨氧化(Anammox)是指在缺氧条件下厌氧氨氧化菌以亚硝酸盐(NO2-)为电子受体将氨(NH4+)直接氧化为氮气(N2)的生物过程,其中,厌氧氨氧化菌是一类化能自养型细菌,30~40℃条件下,倍增时间为10~14d[1].

目前,厌氧氨氧化已被广泛发现于自然生态系统.在海洋系统,厌氧氨氧化多发生于洋流交汇区,即氧最小区(OMZ)[2],且承担了超过50%的氮循环贡献量[3].而在陆地系统的多种环境条件[4-5]均检测到具有活性的厌氧氨氧化反应,且在湖泊岸边带系统发生厌氧氨氧化“热区”效应,对氮循环的贡献率高达35%[5-6].厌氧氨氧化在海洋和陆地自然生态系统的广泛发现表明,厌氧氨氧化菌具有广阔的生态位[7],且对氮循环起重要的作用,同时推测,在高氮通量和介质交汇区易发生活跃的厌氧氨氧化反应[8].

厌氧氨氧化同样被发现于部分人工生态系统,如:人工湿地[9]、农田[10]等.作为世界上最大最典型的人工生态系统应用,污水处理厂利用人工强化生物硝化反硝化过程来实现氮污染废水的净化,对解决水体富营养化甚至全球氮循环都起到不可忽视的作用.氨氮作为污水最主要的污染物之一,使污水处理厂具有极高的氮通量[11];由于曝气搅拌等基础工艺运行条件引起泥水两相介质间进行频繁的交互作用[11];且厌氧氨氧化菌自身具有广阔的生态位[7].因此,推测厌氧氨氧化反应很有可能发生于普通市政污水处理系统.然而,到目前为止,厌氧氨氧化是否也广泛发生于污水处理系统,及其对氮污染物的去除能力和对氮循环的贡献率尚不明确.

厌氧-缺氧-好氧工艺(AAO)是国内外应用最广泛的同步脱氮除磷工艺[12].本文选取3座AAO工艺市政污水处理厂为研究对象,应用实时定量qPCR技术和15N稳定同位素示踪技术,考察季节性活性污泥样品中厌氧氨氧化菌丰度、活性、以及与其他氮循环微生物过程(硝化、反硝化)的耦合关系.探讨厌氧氨氧化在污水处理系统的存在性及其对氮污染物去除和氮循环的贡献.同时,为厌氧氨氧化在低氨氮城市污水处理领域的生产性应用提供理论支持.

1 材料与方法

1.1 污泥和进水水质特征

选取3座位于中国北方的AAO工艺市政污水处理厂为研究对象,其基本运行参数详见表1.样品取自各市政污水处理厂的AAO曝气池的泥水混合物,3个平行样,冬夏两季分别取样.样品取好后,迅速置于冰上,尽快运送回实验室,一部分进行理化指标检测,一部分进行氮循环微生物过程速率测定,剩余样品储存于-80℃冰箱,用于后续分子生物学分析.

1.2 检测分析方法

溶解氧(DO)、pH值和温度(T)采用便携式多参数水质测试仪(WTW Company, Weilheim, Germany)原位测定;水样分析项目中的氨氮(NH4+)、硝氮(NO-)和总氮(TN)采用连续流动分析仪Milwaukee, WI, USA)测定;COD和挥发性悬浮固体浓度(VSS)依据国家标准方法[13]测定.理化指标结果详见表1.

1.3 DNA提取和qPCR技术

称取0.2g左右经-50℃冷冻干燥处理的活性污泥样品,利用土壤DNA快速提取试剂盒(Bio 101, Vista, CA)提取样品的总DNA.分别采用通用引物341f/535r和特异性功能基因引物HSBeta396F/HSBeta742R对全细菌和厌氧氨氧化细菌进行定量分析,引物序列、反应体系及升温程序见文献[14,16-18].标准曲线是将已知浓度的质粒DNA进行10倍梯度稀释建立完成.标准品和待测样均设3个平行,同时设置阴性对照,要求扩增效率和可决系数2分别大于95%和0.98.

1.4 各氮循环微生物过程速率测定

1.4.115N稳定同位素技术测定厌氧氨氧化和反硝化速率 取10.0mL已知污泥浓度的泥水混合物分别加入数个柱状平底玻璃瓶(Labco,UK)中,注满饱和氦气吹脱过的实际污水,营造无氧环境,于原位温度(夏天:24℃,冬天:13℃)进行前处理,耗尽样品残留NO-;分别注入丰度为99.3%的Na15NO3的15N或丰度为98.2%的(15NH4)2SO4的15N,保证各瓶内NO3-和NH4+的总终浓度达50mg/L左右,其中①阴性对照组,加15NH4+;②阳性对照组,加14NO3-和15NH4+;③正常反应组,加15NO3-和14NH4+.

表1 3个AAO工艺市政污水处理厂的运行参数及进出水指标 Table 1 Operational parameters, influent and effluent characteristics of the three municipal WWTPs with AAO process

注: a-夏季; b-冬季.

在旋转培养器上进行32h连续培养,按照0, 4,8,16,32h时间点,向对应Labco培养瓶中注入200µL 7mol/L ZnCl2溶液终止微生物反应,完成取样步骤;培养实验结束后,样品瓶产生的N2,通过气相色谱-同位素比值质谱仪(MAT253with Gasbench II and autosampler,GC PAL,Finnigan)测定,得到28N2、29N2、30N2浓度.通过数值回归,分别得到活性污泥样品中厌氧氨氧化和反硝化速率[5-6],并基于样品中厌氧氨氧化菌丰度和反应速率,进一步计算比厌氧氨氧化细胞活性[4-5,14].

1.4.2 批次试验测定硝化速率 批次试验开始前向500mL小试模拟反应器内加入20mL (1mmol/L)磷酸缓冲液(g/L:NaCl,8.0;KCl,0.2; Na2HPO4,1.44;NaH2PO4,0.24; pH7.4);投加碳酸氢铵溶液,使氨氮初始浓度为50mg/L;调整初始污泥浓度为2000mg/L左右,控制DO为4mg/L左右,设置曝气时间为30min.每批次设置3组平行试验.水样经Millipore 0.45μm滤膜过滤后检测水样中NH4+浓度.

1.5 数据处理

采用Origin 7.5作图,Canoco软件实现典范对应分析(CCA).

2 结果与讨论

2.1 污水处理系统中厌氧氨氧化菌分布及活性特征

2.1.1 厌氧氨氧化菌B功能基因的丰度 应用实时定量qPCR技术,选用针对编码联胺合成酶的关键功能基因B的特异性引物,定量活性污泥样品中厌氧氨氧化菌丰度.图1(A)结果表明,在3个AAO工艺污水处理系统冬夏两季的活性污泥样品中,均检测到厌氧氨氧化菌B功能基因存在,但在不同污水处理厂具有不同的丰度表现,丰度范围为106~107copies/g VSS,占全细菌的比例为0.02‰~0.08‰,与厌氧氨氧化菌在陆地淡水生态系统的丰度水平相当[4-5],但高于海洋氧最小区的丰度水平~104copies/g[19].说明即使在非厌氧氨氧化工艺的普通市政污水处理系统中,厌氧氨氧化菌也具有广泛存在性,并在不同污水处理生态系统间具有强异质性特点.

从时空角度分析定量结果表明,在不同污水处理系统中夏季样品的厌氧氨氧化菌丰度范围为(1.57~6.24)×107copies/g VSS,均高于相应的冬季样品丰度(2.27~3.19)×105copies/g VSS.另外,对于同一季节的样品而言,由于污水系统的异质性,不同系统间厌氧氨氧化菌丰度存在差异性.但对于冬季样品而言,不同污水处理系统样品的厌氧氨氧化菌丰度不仅处于同一低丰度水平,而且系统间异质性较小;而在夏季温度升高时,不同活性污泥系统厌氧氨氧化菌丰度升高程度不同,其中,AAO-1和AAO-2活性污泥样品厌氧氨氧化菌丰度季节性差异大,夏季丰度是冬季的19.9~ 20.9倍;而AAO-3厌氧氨氧化菌丰度冬夏差异小,夏季仅是冬季的4.9倍.说明在普通市政污水处理系统中,高温比低温环境更利于厌氧氨氧化菌的增长;而在不同生存环境和基质条件下,厌氧氨氧化菌增长速率不同.以上结果与厌氧氨氧化菌的最适生长温度(28~35oC)有关[20].

2.1.2 厌氧氨氧化速率特征 应用15N稳定同位素技术,测得活性污泥样品中厌氧氨氧化速率,如图1(B)所示.AAO工艺的不同污水处理系统中,夏季厌氧氨氧化速率范围为(0.72~0.90) μmol N/(g VSS·h),高于冬季速率(0.11~0.14) μmol N/(g VSS·h);但季节性变化不大.说明在AAO工艺污水处理系统中,冬夏环境条件下,检测到的厌氧氨氧化菌均具有活性,且夏季高于冬季;在普通市政污水处理系统的运行过程中,厌氧氨氧化过程起着实际的脱氮效能.

在以往针对普通污水处理工艺的物料平衡研究中,硝化作用、反硝化作用、同步硝化反硝化作用、甚至微生物同化作用,均在统筹计算的考虑范围内[21],然而从未考虑过厌氧氨氧化作用.本研究结果表明,厌氧氨氧化在污水处理系统氮通量的物料计算中不容忽视.

2.1.3 比厌氧氨氧化细胞活性特征 基于已得厌氧氨氧化丰度和速率值,计算活性污泥样品中比厌氧氨氧化细胞活性,表明在污水处理系统样品的厌氧氨氧化菌比细胞活性均约为1fmol N/(cell·d)左右,低于自然环境报道值(2~20)fmol N/(cell·d)[4-5].

综合不同时间、不同空间的厌氧氨氧化菌丰度、活性和比细胞速率的结果分析,表明在AAO工艺污水处理系统中,即使比细胞速率不高,但具有活性的厌氧氨氧化菌广泛存在,且夏季的丰度和活性表现均高于冬季.因此,可以推测在普通市政污水处理厂中,极有可能广泛存在厌氧氨氧化菌,并在实际工艺运行中起着一定的脱氮效能.该研究结果补充了污水生物处理脱氮过程和氮素迁移转化过程中的氮平衡计算.另外,厌氧氨氧化在污水处理系统丰度较高的夏季,活性表现也高.因此,推测如果能有效持留厌氧氨氧化菌,就有可能实现厌氧氨氧化在低氨氮城市污水处理领域的强化应用.

2.2 基于关键底物NO2-的厌氧氨氧化与硝化、反硝化的微生物交互作用

NO2-不仅是传统硝化-反硝化工艺的中间产物,还是厌氧氨氧化的关键底物之一.而市政污水富含NH4+污染物、缺乏NO2-,因此,在污水处理系统中,厌氧氨氧化工艺应用瓶颈是关键底物NO2-[22].本研究从NO2-的微生物供给和竞争角度,基于相应的微生物丰度或速率结果,分析了厌氧氨氧化菌与相关氮循环微生物间的交互作用.

2.2.1 基于NO2-供给潜能的微生物共生作用 由于厌氧氨氧化过程需要关键底物NO2-的供给,因此,工艺研究方面常见厌氧氨氧化与其他产NO2-过程的耦合.目前,好氧硝化过程的氨氧化步骤是应用最为广泛的NO2-获取途径,即短程硝化过程,与厌氧氨氧化的组合工艺有CANON工艺[22-24].最新研究表明,通过反硝化过程也能实现NO2-的稳定积累,即部分反硝化过程,典型组合工艺为DEAMOX工艺[22,25].因此,从传统理论和工艺应用方面,硝化和反硝化过程都具有为厌氧氨氧化供给NO2-的潜势.

对比分析微生物季节性速率水平,结果显示夏季温度条件下的微生物硝化和反硝化速率整体高于冬季表现,说明在传统氮转化过程中,微生物在夏季环境能提供更多的NO2-;另外,不论夏季还是冬季,活性污泥样品中反硝化速率均高于相应的硝化速率,说明较硝化速率而言,单位时间内反硝化作用可能产生更多的NO2-.因此可知,较高的温度条件,不仅利于厌氧氨氧化菌自身的生长和反应速率,而且利于其他微生物为厌氧氨氧化菌提供NO2-;其中,反硝化过程具有为厌氧氨氧化菌提供更多底物NO2-的潜势.Zhu等[5]研究表明,在湖泊湿地中,硝化和反硝化提供NO2-的能力不同,其中在厌氧氨氧化热区湖泊岸边带,反硝化是NO2-的主要提供者.

氨氧化是硝化过程的产NO2-步骤,一直被认为是氮循环的限速步骤,氨氧化细菌AOB为唯一执行者.自2005年第一株氨氧化古菌AOA成功分离[26]以来,有关AOA和AOB在自然和人工生态系统对氨氧化贡献率[18,27]以及与厌氧氨氧化耦合[4-5]的研究均得到迅速开展.本研究通过定量分析AOA和AOB的关键功能基因A丰度,探讨AOA和AOB在污水处理系统中的氨氧化贡献率,即对底物NO2-贡献率.图3(A)表明,不论冬季还是夏季, AOA在污水处理系统广泛存在,并与AOB同时承担氨氧化任务,而AOB功能基因A丰度比AOA丰度高100倍以上.说明单位时间内较AOA而言,AOB有可能竞争到更多的NH4+底物,从而有机会氧化生成更多的NO2-,以供厌氧氨氧化菌生长代谢需要.研究结果与Wang等[18]在典型高氨氮自然湿地系统的研究结果一致.然而,其他研究表明在部分污水处理系统和自然湿地系统,AOA对氨氧化贡献率超过AOB[5,27].

2.2.2 基于NO2-摄取潜势的微生物竞争作用 硝化和反硝化过程一方面为厌氧氨氧化菌提供底物NO2-,另一方面还会与厌氧氨氧化菌竞争底物NO2-.通过比较不同季节时硝化、反硝化和厌氧氨氧化速率比,发现不论夏季和冬季样品,硝化/厌氧氨氧化速率比、反硝化/厌氧氨氧化速率比、反硝化/硝化速率比分别为11.67~ 27.46、14.17~47.27、1.21~2.36,且冬季速率差均高于夏季,表明在非厌氧氨氧化工艺的普通污水处理系统中,虽然硝化过程、反硝化过程和厌氧氨氧化过程共存,但反硝化速率>硝化速率>厌氧氨氧化速率,且厌氧氨氧化速率受温度影响高于硝化和反硝化速率,如图2(A)、图3(A)、图3(B)所示.其原因可归纳为功能菌特性和生存环境条件两方面[22-23]:反硝化过程的执行菌为异养菌主导,而硝化细菌和厌氧氨氧化菌是典型的自养菌,异养菌的最大比生长速率max高于自养菌的max值;污水中富含COD为异养反硝化提供了可利用的有机碳源,异养菌增殖,反硝化速率同步提高[28].因此,在污水处理系统中,对底物NO2-的摄取潜势,异养反硝化>自养硝化>自养厌氧氨氧化.

从功能菌角度进一步分析硝化和厌氧氨氧化竞争NO2-的能力,比较冬夏两季活性污泥样品中NOB和Anammox丰度高低,如图3(C)所示. NOB丰度是Anammox的20.74~3054.86倍.其中,夏季NOB和Anammox丰度差异较大,NOB/ Anammox丰度比高达1080.26~3054.86倍;冬季差异相对较小,丰度比为20.74~465.77.另外,已有动力学参数显示Anammox对底物NO2-半饱和常数(s Kuenenia= 0.2~0.3μmol/L;sBrocadia≈5μmol/L)[20]低于NOB(s Nitrospira=10μmol/L;s Nitrobacter=21~ 135μmol/L)[23].结果表明,即使NOB较Anammox在丰度上占有绝对优势,但是较低的s NO2-使Anammox即使在低NO2-环境仍具有生存能力.因此,评价污水处理系统中NOB与Anammox对底物NO2-的竞争,功能菌丰度高低一定程度上可以反映出竞争潜势.

2.3 厌氧氨氧化过程对氮污染物的去除性能

2.3.1 厌氧氨氧化过程对NH4+去除性能 NH4+是市政污水里最主要的污染物之一,其大量流入水体是导致富营养化的主要原因,其中,好氧硝化作用一直是污水生物处理工艺中NH4+去除的核心步骤.

本研究检测到市政污水处理系统中广泛存在厌氧氨氧化菌,且具有生物活性,而NH4+是厌氧氨氧化的两个关键底物之一.因此推测厌氧氨氧化菌和好氧硝化菌之间协同作用于污水NH4+去除过程.通过批次小试实验,测得不同活性污泥样品的硝化速率,如图4(A).与厌氧氨氧化活性结果类似,夏季样品中硝化速率高于冬季,其中,夏季活性范围为(8.41~12.4)μmol N/(g VSS·h),冬季活性范围为(3.57~4.20)μmol N/(gVSS·h),见图2(A).

根据已得厌氧氨氧化和硝化活性,估算厌氧氨氧化过程对NH4+去除的潜在贡献率.结果表明,在AAO工艺活性污泥样品中,厌氧氨氧化菌对系统NH4+去除的贡献率为2.55%~7.89%,其中,夏季较高,为5.63%~7.89%;冬季较低,为2.55%~ 3.74%.说明在普通市政污水处理过程中,厌氧氨氧化对系统NH4+去除贡献率最大可达7.89%.

2.3.2 厌氧氨氧化过程脱氮性能 将污水中氮素污染物转化为氮气返回到自然循环系统中,是污水生物脱氮的根本目的.而在厌氧氨氧化发现前的一百多年中,异养反硝化过程一直被认为是生物氮循环中氮气生成的唯一过程,是污水生物脱氮最重要的步骤.为了更加深入分析AAO工艺污水处理系统中厌氧氨氧化的脱氮功效.本研究在测定厌氧氨氧化活性的同时,测定了同等同位素培养条件下,活性污泥样品中的反硝化活性.研究结果表明,夏季样品中反硝化活性高于冬季,其中,夏季活性范围为(10.2~14.7)μmol N/(g VSS·h),冬季活性范围为(5.2~6.5)μmol N/(g VSS·h),如图2(B)所示.

根据同位素示踪得到经厌氧氨氧化和反硝化过程产生的氮气量,从而计算厌氧氨氧化过程对污水处理系统总脱氮量的贡献率.结果表明,在AAO工艺活性污泥样品中,厌氧氨氧化菌对系统脱氮的贡献率为2.07%~6.59%.其中,夏季较高,但系统间异质性较大,为4.47%~6.59%;冬季较低,但贡献率稳定在2.07%~2.35%.虽然低于很多自然系统发现的厌氧氨氧化贡献率[4-5],但厌氧氨氧化菌对系统脱氮贡献率最高仍可达6.59%,因此是普通工艺污水处理脱氮过程中不可忽视的一部分.

通过研究厌氧氨氧化对污水处理系统中氨氮去除性能和整体脱氮性能的贡献率,可知在非厌氧氨氧化的普通工艺污水处理厂,广泛存在着厌氧氨氧化菌,而且虽然厌氧氨氧化菌绝对丰度和占全细菌的比例并不高,但厌氧氨氧化依然起着不容忽视的氮素污染物去除效能;并对污水生物处理脱氮过程进行补充,在今后物料平衡计算过程中,厌氧氨氧化作用应该列入计算范畴.

2.4 厌氧氨氧化及相关氮循环微生物过程的相关性关系

典范对应分析(CCA)解释了环境因子(环境变量、微生物变量)对厌氧氨氧化丰度和厌氧氨氧化速率的影响(图5).研究样方以3个AAO工艺市政污水处理厂的冬夏两季样品为代表,环境变量以市政污水处理厂的常规运行参数(日处理量Flow rate、VSS、SRT、HRT、DO、环境温度)和进出水指标(NH4+、NOx-、TN、COD)代表,环境微生物变量以硝化速率、反硝化速率及硝化细菌(AOA、AOB、NOB)代表.其中,环境因子经过lg(+1)标准化转换消除量纲影响,排序结果用物种-环境关系双序图表示.

CCA排序分析对环境变量与因变量厌氧氨氧化之间前两轴关系变异的累积解释率达到82.7%.对于不同季节的样品而言,来源相同的样品聚类在一起.在所考察的环境变量中,温度对厌氧氨氧化影响最大,呈显著正相关,其中,对厌氧氨氧化速率的正相关指数为0.99(=0.00),对厌氧氨氧化丰度的正相关指数为0.82(=0.05).其次,HRT和SRT对厌氧氨氧化也呈正相关影响,相关指数仅高于0.30.除此之外的环境因子对厌氧氨氧化的影响指数均低于0.20.CCA分析结果进一步证明了研究结果和结论,环境温度是活性污泥中厌氧氨氧化表现的关键环境变量影响要素之一,这与厌氧氨氧化菌种特性和工艺研究一致[20,22].

CCA多元关系分析对环境微生物变量与厌氧氨氧化之间关系变异的前两轴累积解释率达到89.8%.对于不同季节性样品来说,冬季样品聚类在一起,而夏季样品分散.说明季节性温度升高带来较显著微生物活性和群落结构变化,而低温环境使微生物表现归于统一.反硝化速率和硝化速率对厌氧氨氧化速率均呈显著正相关关系,相关指数均高于0.93(=0.00);反硝化速率、硝化速率对厌氧氨氧化丰度也呈正相关,相关指数分别为0.66(=0.16)、0.81(=0.05).说明污水处理系统中的厌氧氨氧化,尤其是对于厌氧氨氧化速率而言, 硝化、反硝化速率是影响厌氧氨氧化表现的关键微生物过程因素.另外,厌氧氨氧化速率和厌氧氨氧化丰度相关指数为0.87 (=0.02),呈显著正相关,而硝化速率和硝化细菌(AOA、AOB、NOB)间的相关指数仅高于0.60,两者之间并没有显著的相关性关系.说明厌氧氨氧化丰度水平一定程度上能够直观反映厌氧氨氧化速率高低.与Zhu等[5]在自然生态系统中厌氧氨氧化及相关微生物的相关分析结果一致.

3 结论

3.1 在所有AAO工艺污水处理系统样品中,均检测到厌氧氨氧化菌存在,丰度为106~ 107copies g VSS,速率为0.11~0.9μmol N/ (g VSS×h),比厌氧氨氧化细胞速率仅为0.31.5fmol N/(cell×d),其中,相同季节不同系统间差异不明显,而单系统季节性差异明显,夏季厌氧氨氧化丰度和速率均高于冬季,分别为4.9~20.9倍和5.14~6.92倍;

3.2 较自养硝化而言,异养反硝化过程一方面具有为厌氧氨氧化菌提供更多NO2-的潜势,另一方面还是底物NO2-的更强力竞争者;而自养硝化过程中的AOB较AOA能提供更多NO2-,NOB是底物NO2-的又一竞争者;

3.3 厌氧氨氧化菌对系统NH4+去除的贡献率为2.55%~7.89%,对系统脱氮的贡献率为2.07%~ 6.59%,且夏季贡献率均高于冬季;

3.4 CCA分析结果进一步证明了环境温度是活性污泥中厌氧氨氧化表现的关键环境变量影响要素之一,而反硝化速率和硝化速率是影响厌氧氨氧化表现的关键微生物过程因素.

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致谢：本实验的采样工作得到了北京市排水集团研发中心张树军博士和张亮博士的帮助,在此表示感谢.

* 责任作者, 中国工程院院士, pyz@bjut.edu.cn

The role and microbial interaction of anammox in WWTPs with AAO process

WANG Shan-yun1, MA Bin2, JIA Fang-xu2, PENG Yong-zhen1,2 *

(1.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China；2.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Engineering Research Center of Beijing, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)., 2016,36(7)：1988~1996

Basing on qPCR assay and15N isotope tracing technique, the abundance, rate, role, and microbial interaction of anammox was investigated in three WWTPs of anaerobic-anoxic-oxic (AAO) process. Results showed anammox bacteria was detected in all samples with abundance of 106~107copies/g VSS, and rate of 0.11~0.90 μmol N/(gVSS·h). As for the microbial interaction among anammox and other microbial process, heterotrophic denitrification was not only a more important provider but a stronger competitor for NO2-, compared with autotrophic nitrification, in which AOB was the major NO2-producer. The roles of anammox to ammonia oxidation and nitrogen removal were calculated to be 2.55%~7.89% and 2.07%~6.59%, respectively, and the role of anammox in summer was higher than that in winter. Further, canonical correspondence analysis (CCA) proved the temperature is one of the key environmental variables, and nitri- & denitri- rates were primary microbial factors for anammox. Results suggested although the abundance of anammox bacteria was not high, the widespread of anammox played an overlooked role of N removal, which supplemented N balance calculation in biological wastewater treatment process, and provided theoretical support for the realization of anammox in the field of low-NH4+-N sewage treatment.

anammox；nitrification；denitrification；ammonia oxidation；nitrogen removal rate

X703.5

A

1000-6923(2016)07-1988-09

王衫允(1986-),女,河北安平人,哈尔滨工业大学博士研究生,主要从事陆地水生态系统和污水处理系统厌氧氨氧化研究.发表论文10余篇.

2016-01-21

国家自然科学基金资助项目(51478013);哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室开放基金项目(QAK201502)