进水C/N对部分反硝化NO2-积累和微生物特性的影响

张 淼,朱晨杰,范亚骏,吕小凡,季俊杰,葛丽英,吴 军

进水C/N对部分反硝化NO2-积累和微生物特性的影响

张 淼1*,朱晨杰1,范亚骏2,吕小凡1,季俊杰1,葛丽英1,吴 军1

(1.扬州大学环境科学与工程学院,江苏 扬州 225127；2.扬州大学水利科学与工程学院,江苏 扬州 225127)

采用缺氧/好氧间歇运行模式,考察进水碳氮比(C/N=5.0, 3.3, 2.5, 2.0)对部分反硝化过程亚硝态氮(NO2-)积累特性和污染物降解规律的影响,同时结合高通量测序,探究微生物多样性和功能菌群的演变规律.结果表明,C/N为2.5时,系统获得最佳处理效果,出水NO2-浓度为27.18mg/L,亚硝态氮转化率(NTR)高达67.96%;分析典型周期各污染物的降解规律发现,尽管4组工况均在缺氧30min时NO2-积累达到峰值(最高值分别为4.86(C/N=5.0), 16.52(C/N=3.3), 30.16(C/N=2.5), 20.28 (C/N=2.0) mg/L),但COD降解速率的不同直接影响了反硝化进程,且只有在低C/N条件(C/N=2.0 ～ 2.5)才能维持稳定的NO2-积累.高通量测序结果表明,除了(2.67% ～ 24.04%)、(4.94%～ 21.19%)(5.34% ～ 13.50%)等常规功能菌属外,(28.23%)是C/N为2.5时维持高NO2-积累的优势菌属.结合部分反硝化工艺的运行特点,探讨了NO2-作为中间产物的相关耦合工艺的应用可行性.

进水C/N；部分反硝化；亚硝态氮积累；高通量测序；工程应用

厌氧氨氧化以亚硝态氮(NO2-)为电子受体,直接把氨氮(NH4+)转化成氮气,具有无需外加碳源、曝气能耗低、污泥产量低、脱氮负荷高等诸多优点[1].其主要问题在于厌氧氨氧化菌富集培养较为困难,且需要获得稳定的反应底物NO2-,当前主要通过短程硝化(PN, NH4+→NO2-)[2]和部分反硝化(PD, NO3-→NO2-)[3]2种途径来实现.其中,实现PN的主要途径有调控温度()、溶解氧(DO)、游离氨(FA)或pH值等[2,4],从实际角度出发,一方面,实际生活污水水质水量波动大,人为的调控水温会带来较高的经济成本,且DO、pH值的调控具有不稳定性;另一方面,城市污水NH4+浓度一般较低(50～70mg/L),FA浓度很难提高,单纯FA抑制也不能成为控制PN实现的因素,因此短程硝化在实际应用中较为困难.

近年来,大量高硝态氮工业废水(如化肥、炸药及核废水等[5])亟待处理,使得PD成为耦合ANAMMOX工艺最具潜力的亚硝态氮供给技术[3],与传统反硝化相比,可减少60%碳源投加量、50%曝气量和80%污泥产量[6].影响PD的因素有很多,包括温度、pH值、碳源类型、碳氮比(C/N)等[7].有关进水C/N的研究较多,吕振等[8]、袁怡等[9]发现NO2-积累率最高值分别出现在C/N为3.2和2.5时; Cao等[10]发现NO2-积累特性与接种污泥密切相关,当C/N> 4.0时,NO2-积累峰值会被逐步反硝化;葛士建等[11]认为NO2-积累与外碳源类型有关,且在1.25～29.3范围内NO2-积累浓度随C/N的升高而升高,可见进水C/N对PD过程NO2-积累特性的影响尚待研究.

为探讨进水C/N对PD的影响,本文在接种污泥、外加碳源不变的情况下,通过调控单因素进水C/N(5.0、3.3、2.5、2.0)考察NO2-积累性能和微生物演变规律,结合典型周期各底物的转化特性,阐释污染物降解机理,对实现部分反硝化的关键因素进行可行性分析,以期为实际工程的推广应用和优化运行提供理论参考.

1 材料与方法

1.1 反应器装置及工艺流程

如图1(a)所示,4组试验(I ～ IV)均采用开口式圆柱形PD-SBR反应器,材质为有机玻璃,有效容积20L,内设IKA REO basic C型搅拌器,反应器底部安装微孔曝气头,通过流量计(LZB-4)连接鼓风机(ACO-6603);PD-SBR反应器前后连接2个进水水箱(COD、NO3-)和1个出水水箱(NO2-).

主体工艺采用缺氧/好氧的运行模式(图1(b)),每周期运行120min(进水5min,缺氧60min,好氧30min,沉淀20min,排水5min),每天运行4个周期.每周期开始,2.5L模拟废水(COD浓度为100mg/L)被泵入PD-SBR反应器,同时开启搅拌;随后投加1.5L硝化液(NO3-浓度为20, 30, 40, 50mg/L,对应C/N分别为5.0, 3.3, 2.5, 2.0)进行部分反硝化,缺氧反应条件良好,DO浓度为0.2～0.5mg/L;缺氧结束后进行30min好氧曝气(DO浓度为2.5～3.0mg/L)以保持污泥生物活性;沉淀前排放100mL左右的剩余污泥,维持污泥龄(SRT)为20d左右. 4组试验均在室温条件(18±2)℃下进行,每组运行91个周期,混合液平均污泥浓度(VSS)为2500mg/L.

1.2 接种污泥及模拟废水

4组PD-SBR反应器的接种污泥均取自扬州汤汪污水处理厂二沉池,污泥具有良好的脱氮除磷效果和沉降性能,污泥浓度6000mg/L,污泥容积指数为120mL/gVSS.试验用水为模拟废水,碳源、氮源分别由乙酸钠(CH3COONa)和硝酸钠(NaNO3)提供.另外,为了维持微生物良好的生物增殖代谢特性,每升废水含有的微量元素如下: 0.03g CuSO4⋅5H2O、0.06g Na2MoO4⋅2H2O、0.12g MnCl2⋅4H2O、0.12g ZnSO4⋅7H2O、0.15g H3BO3、0.15g CoCl2⋅6H2O、0.18g KI、1.5g FeCl3⋅6H2O和10g乙二胺四乙酸(EDTA).

1.3 检测分析方法

NO3-到NO2-转化率(NTR),即NO2-积累率指在反应时间内系统增加的NO2-浓度与减少的NO3-浓度的比值(%),计算方法如下[3]:

NTR=((NO2-)eff-(NO2-)inf)/((NO3-)inf-(NO3-)eff) × 100% (1)

式中:(NO3-)inf、(NO2-)inf和(NO3-)eff、(NO2-)eff分别为进水、出水的NO3-、NO2-浓度, mg/L.

1.4 高通量测序

在系统稳定运行的第90周期,分别从4组PD-SBR反应器(C/N=5, 3.3, 2.5, 2)采集污泥样本,并与接种污泥(SS)一起进行高通量测序[13].DNA由E.Z.N.A. ®土壤DNA试剂盒(Omega Bio-tek, Norcross, GA, USA)提取,在260nm和280nm的光密度下,用NanoDrop1000分光光度计定性和定量分析;利用引物338F (5′-ACTCCTACGGGAGGCAGCA- 3′ )和806R(5′-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3′)在ABI GeneAmp® 9700PCR系统上进行PCR扩增;随后将PCR产物置于Illumina MiSeq PE300平台(Personalbio Biotechnology Co., Ltd., Shanghai, China)进行分析,测序结果由上海美吉生物云提供(SRP057140).

2 结果与讨论

2.1 各底物浓度变化及亚硝态氮积累特性

4组PD-SBR反应器均持续运行91周期,尽管不同C/N下各底物变化曲线相差较大,但整体上分为2个阶段:启动阶段(周期1～49)和稳定阶段(周期50～91).由图2可见,当C/N为5.0时,出水NO2-浓度从启动阶段的1.01mg/L增加到稳定阶段的2.47mg/L,NTR从4.67%增加到12.33%;当C/N从3.3降至2.5过程中,出水NO2-浓度从1.64, 9.15mg/L增加到12.49、27.18mg/L,相应地,NTR从5.45%、30.48%增加到31.22%、67.96%;然而,随着C/N继续降低到2.0,出水NO2-浓度从9.97mg/L增加到20.53mg/L,NTR从20.53%增加到41.09%.很明显, C/N为2.5时,系统获得了最好的NO2-积累和NTR效果,而较高C/N(C/N=3.3～5.0)条件抑制了NO2-积累和NTR提高.这是因为反硝化过程中硝酸还原酶(Nar)对电子供体的竞争能力强于亚硝酸还原酶(Nir)[14],因此在C/N较低即碳源不充足时,Nar优先利用碳源还原NO3-,Nir得不到充足碳源,从而出现NO2-积累的现象;而在C/N较高即碳源充足时,Nir也可获得充足碳源,故较难出现NO2-积累.

袁怡等[9]发现C/N为2.5,3,3.3和4时,NTR分别为50%,45%,33%和30%,即C/N为2.5时最有利于NO2-积累;Sun等[15]考察垃圾渗滤液反硝化过程的亚硝态氮积累特性,发现C/N>4和C/N<2.4时均难以获得稳定的NO2-积累,当进水C/N在2.3 ～ 3.2之间波动时,NTR稳定大于25%;Du等[16]在PD-ANAMMOX组合工艺中也得出C/N为3.0时,可获得最优的NO2-出水(22.3mg/L)和最高的NTR (55.1%).上述试验结果均表明较低的进水C/N更有利于NO2-积累.

同样在低C/N条件下,本研究中C/N为2.0时,NO2-积累浓度和NTR呈现下降趋势,为解释这一现象,需要综合COD、NO3-和NO2-的整体变化.如表1所示,以稳定阶段的长期运行数据为基础,进行理论消耗COD和实际消耗COD的计算(含误差分析),其中1.0mg硝态氮还原至亚硝态氮需要消耗1.46mg乙酸钠,相当于1.14mgCOD;而每还原1.0mg亚硝态氮至氮气,需消耗2.20mg乙酸钠,相当于1.72mgCOD[17].对比结果表明,C/N为5.0、3.3和2.5时,理论值和实测值相差不大(3mg/L范围内),而唯独C/N为2.0时,两者相差12mg/L(高于其他3组).推测该条件下多消耗的COD可能被吸附在污泥表面或贮存为内碳源,导致较低的出水COD浓度和较高的实际消耗COD值.李鹏章等[18]指出,当外碳源不足时,微生物可利用内碳源进行反硝化作用但是其较低的利用速率[13]致使NO3-转化速率降低和反硝化脱氮进程受限,进而导致较高的出水NO3-浓度(22.10mg/L)和较低的NTR(41.09%).当然,为了证实这一猜测,后续还需深入考察PD过程内碳源的含量及组成.

图2 PD-SBR系统中COD、NO3-、NO2-及NTR变化

表1 不同C/N条件下COD消耗情况对比 (mg/L)

注: 理论消耗COD=2.86(c - d) - 1.14e; 实际消耗COD= a – b.

2.2 典型周期COD、NO3-和NO2-变化

在稳定阶段的第90周期,分别对4组PD-SBR反应器开展全周期原位小试试验.该过程将缺氧时间延长至180min,好氧时间保持不变(30min),每隔30min取样,由图3可见,缺氧初,随着有机碳源和硝化液的加入,COD和NO3-浓度迅速降低,同时伴随NO2-浓度的快速积累,4个工况条件均在30min出现NO2-积累峰值,最高值分别为4.86(C/N=5.0), 16.52 (C/N=3.3), 30.16(C/N=2.5), 20.28 (C/N=2.0) mg/L,峰值略高于长期运行数据.

根据降解速率(考虑到4组反应器VSS相差不大,曲线斜率与降解速率呈正相关)的快慢,COD变化曲线可分为3个阶段:缺氧快速降解(阶段I, 0～ 30min)、缺氧慢速降解(阶段II, 30～180min)和好氧降解(阶段III, 180～210min).可以看到4种工况下,尽管COD均在阶段I迅速消耗,但降解速率并不相同(2.0>2.5>3.3>5.0),说明低C/N条件COD降解速率更快;该过程也伴随着快速反硝化,NO3-浓度分别从20, 30, 40, 50mg/L降为12.1, 6.3, 7.4, 26.5mg/L,该结果表明虽然C/N为2.0时COD消耗速率最快,但是反硝化效果并不显著:一方面,相比高C/N条件,不充足的碳源更容易使微生物在反应初期吸附大量外碳源,导致COD快速降低;另一方面,由于进水NO3-浓度高达50mg/L,较高的硝态氮负荷抑制了反硝化菌生物活性[19].此外,研究表明低C/N条件还会限制微生物的生长繁殖,降低生物活性,导致细胞裂解、死亡以及PD系统的性能恶化[20].

3.通过预习，可以对课堂上所学知识当堂消化和吸收，大大提高学生做作业的正确率，从而减少学生改正错题的时间。教师为了使学生掌握某一道试题，常常用做错一道重做10遍甚至更多遍的方法，如果我们减少了错误率，就会大大节省因做错题而被惩罚重复做题的时间，从而提高我们学习的效率，这何乐而不为呢？

阶段II,当C/N为3.3和5.0时,COD仍存在降低趋势(5.0=-10.3;3.3=-5.6),而其他2种工况COD基本保持不变(2.5=-1.0;2.0=-0.9);相应地,高C/N条件下, COD的继续降解带来了NO3-的持续反硝化,当然较高的反硝化速率(5.0=-1.49;3.3= -0.86)也不可避免地带来了NO2-浓度的降低,进而导致了NO2-积累从峰值到快速消失的变化趋势(5.0=-1.10;3.3=-1.83).相反,当C/N为2.0和2.5时,不充足的碳源无法满足反硝化的持续进行,更为重要的是,较高的硝态氮负荷会抑制Nir的活性[21],最终出现了NO2-的稳定积累和长久维持(2.0= -0.33;2.5=-0.41).此外,阶段III,30min的好氧曝气阶段,尽管仍有少量COD被继续降解,但4个工况下缺氧末与好氧末NO2-积累量基本维持不变,初步说明反应器内的硝化菌(尤其是亚硝酸盐氧化菌,NOB)基本被淘洗干净.

进水C/N为2.0时,30～180min期间,尽管COD和NO2-基本保持不变,但是NO3-浓度从26.50mg/L降为14.30mg/L(2.0=-2.27), NO3-的持续降解证实了存在污泥吸附或内源反硝化的可能性,但是外碳源的不足和内碳源的低转化率同样促进了NO2-的稳定积累[3],目前有关内源反硝化过程的NO2-积累,已在EPD[22]、EPDPR[23]、PED-EBPR[24]等多种工艺中被证实.因此,后续有关PD过程内碳源、外碳源的组成、转化、利用等特性还有待进一步研究.

2.3 微生物多样性分析

由表2可见,所有样品的序列数在18572～44255范围内波动,与其他具有反硝化功能的系统(31497～ 40565[25];20276～28260[26])相当.尽管所有样品的覆盖率(coverage)均超过0.99,但与接种污泥相比, PD-SBR系统中污泥样品的丰富度和多样性指数均发生了较大变化.对比OTUs、ace、chao指数可发现,4组PD污泥样品的数值均低于SS,且随着C/N的降低,多样性指数明显下降,其中最小值出现在C/N= 2.5工况条件下(OTUs:480; ace:600; chao:590);而shannon和simpson作为物种丰富度的指示性参数, shannon最小值(3.56<3.89<4.14<4.84<5.04)和simpson最大值(0.092>0.074>0.046>0.026>0.020)均出现在C/N=2.5时,表明该工况下菌群丰富度有所下降.

图3 典型周期COD、NO3-及NO2-变化

第90周期,公式中下标代表C/N

2.3 微生物多样性分析

如图4(a)所示,C/N为2.5时曲线最平缓,代表着生物多样性最低,SS最陡峭,代表生物多样性最高;而C/N为5.0时的生物多样性仅次于SS,C/N为3.3和2.0时的变化曲线较为接近,表明生物多样性相差不大.图4(b)中PCoA (principal coordinates analysis)分析进一步给出了OTUs水平上各污泥样品间的远近亲疏关系,其中SS与其余4组PD污泥样品都相距较远,说明进水C/N的驯化使污泥微观特性发生了较大改变,而C/N=3.3和C/N= 2.5聚拢,推测上述2组污泥样品在微生物组成上存在较多相似菌群.

图4 基于OTUs的微生物多样性分析

图4(c)中Venn图证实了上述推论,重叠部分的OTUs数(256)代表所有样品共有的物种数目,在各自样品中的占比分别为36.31% (SS)、38.44% (C/N=5.0)、39.20% (C/N=3.3)、53.33% (C/N=2.5)和49.04% (C/N=2.0),表明C/N越接近的样品具有越多相似性;而非重叠部分代表5个样品所特有的物种数目,分别为104(SS)、29(C/N=5.0)、8(C/N=3.3)、4(C/N=2.5和2.0),意味着随着C/N的降低,聚集度、浓缩度更高的独特菌属得到不断富集.

2.4 微生物功能菌群结构分析

如图5(a)所示,Proteobacteria、Bacteroides、Chloroflexi作为污水处理过程最常见的3大菌门[23,27],总百分比含量达到70.09%(SS), 70.66%(C/ N=5.0), 94.01%(C/N=3.3), 94.81%(C/N=2.5), 88.98% (C/N=2.0),其中具有反硝化功能的2大菌门Proteobacteria和Bacteroides从35.85%(SS)增加至82.35%～90.36%(C/N=2.0～5.0),而具有硝化功能的Chloroflexi从34.24%降低至4.45%～8.87%.Nitrospirae作为NOB的一种(可将NO2-氧化成NO3-)[13],其百分比含量从1.83%降至0.03%～0.11%,再一次证明30min好氧阶段NO2-得以稳定维持的根本原因(图3(c)).此外,在异养代谢过程中对碳水化合物降解和细胞物质合成发挥重要作用[25]的(0.61%～15.81%),(0.46%～3.89%),(0.47%～10.66%),(0.26%～ 4.37%)等也占据了一定比例.

表2 微生物多样性指数对比

在属的水平上(图5(b)),(属于Proteobacteria)是一种公认的部分反硝化菌[28-29],已被证实能将NO3-还原为NO2-并且保持稳定的NO2-积累[30],从0.24%(SS)增加到2.67%～24.04%(C/N= 2.0～5.0).通常与不同电子受体(NO3-和NO2-)不同步的反硝化酶合成所导致的NO2-还原抑制有关[28],因此受C/N影响较大.而在相同C/N条件下(C/N=3.0),以乙酸钠为碳源时含量(61.53%)远高于甲醇为碳源(45.17%)的处理系统[30],可见碳源类型也至关重要.具有好氧反硝化功能的菌属曾在短程硝化系统中被检测和富集[31],其在4组PD-SBR反应器中含量分别为4.94% (C/N=5.0),9.45%(C/N=3.3),9.40%(C/N=2.5),21.19% (C/N=2.0).同样具有反硝化功能的厌氧菌属(属于Bacteroidetes)[32],从接种污泥时的3.16%上升到5.34%～13.50%.值得一提的是,具有脱氮能力的黄杆菌属[33]对寒冷气候具有较强的适应能力,在C/N为2.5时达到了28.23%的占比,远远高于其他3组污泥样品(2.95%～ 3.36%);考虑到本试验是在秋季进行(室温182)℃,推测该低温环境加速了菌属的富集并实现了最优的NO2-和NTR(图2(c)).

除此之外,尽管乙酸钠有利于强化生物除磷,但在传统生物除磷系统中占据主导优势的、s(属于聚磷菌,PAOs)和、(属于聚糖菌,GAOs)等菌属[13,17]被逐步淘洗,其总量从42.92%(SS)下降到10.25%(C/N=5.0)、12.41%(C/N=3.3)、10.36%(C/ N=2.5)、10.67%(C/N=2.0).导致这一转变的主要原因是原水中不含磷酸盐基质且PD-SBR系统不进行生物除磷反应.生物聚集和污泥颗粒化过程发挥重要作用的菌属[13],从0.03%～0.12%(C/N=3.3～ 5.0)增加到4.48%～6.32% (C/N=2.0～2.5),意味着低C/N条件下尽管NO2-积累浓度较高,但并未产生生物毒性且能保持较好的污泥生物活性.与图5(a)结果一致,在属的水平上,4组污泥样品中几乎检测不到NOB(未检测到,以为主,总百分比含量<0.1%),再次表明好氧曝气不存在NO2-破坏的风险.

2.5 讨论

PD是获取NO2-的另一新途径,相比PN,更利于维持稳定的NO2-积累特性且不易被破坏[34],基于NO2-作为中间产物,可为城市污水处理过程NO2-积累相关的耦合工艺(如ANAMMOX)提供更多的潜力和可能.

相比全程反硝化,PD具有反应速率快、碳源投加少(2.86→1.14gCOD/gNO3-,节省60%碳源)、污泥产量低等优点[6].本研究中,C/N为2.5时即可实现70%左右的NO2-积累,而传统反硝化过程所需要的C/N通常为4.0 ～ 6.0[35],大大减少了碳源需求,尤其适用于处理低C/N污水.

PD过程功能菌属的富集培养十分重要,除了传统认知上的菌属外,、等新型菌属的筛选也不容忽视,需要从菌株形态观察,生理生化鉴定以及序列分析等多方面进行完善[36].

一些高强度的硝酸盐工业废水可以与城市生活污水一起处理,利用硝酸盐工业废水中的NO3-和污水中的有机物为PD过程提供反应底物和能量来源,基于中间产物NO2-,后续可以进一步与污水中的NH4+进行ANAMMOX反应,缓解硝酸盐积累和出水TN浓度高的问题,在减少碳源需求的同时实现废水的深度脱氮.

当然,在大规模实际工程应用中,如何实现PD反应器的快速启动和稳定运行至关重要,除了本研究中的进水C/N,诸如接种污泥、碳源类型、反应时间、pH值等[37]因素不容忽视,而且不同处理工艺中PD形成的微观机理和污染物代谢途径(如包括内碳源、胞外聚合物[20]在内的电子传递路径)也亟待明确.

3 结论

3.1 C/N为3.3 ～ 5.0时,Nir可获得充足碳源,难以出现NO2-积累; C/N为2.0时,内碳源较低的利用速率致使NO3-转化速率降低和反硝化脱氮进程受限,导致较高的出水NO3-浓度(22.10mg/L)和较低的NTR(41.09%);C/N为2.5时,系统获得了最好的NO2-积累(27.18mg/L)和NTR效果(67.96%).

3.2 批次试验中COD降解呈现3个阶段,COD快速降解的同时伴随NO3-反硝化和NO2-积累,且各反应器中NO2-积累峰值均出现在缺氧30min;不同的是高C/N条件下(C/N=3.3～5.0),COD的慢速降解带来了NO3-持续反硝化和NO2-浓度的降低,而低C/N条件下(C/N=2.0～2.5),不充足的碳源无法满足完全反硝化的需求,促进了NO2-的稳定积累和长久维持.

3.3 与接种污泥相比,4组污泥样品的丰富度和多样性指数均发生了较大变化,且随着C/N的降低,样品特有的OTUs数从29降至4,意味着聚集度、浓缩度更高的独特菌属得到富集.

3.4 Proteobacteria、Bacteroides、Chloroflexi是主要的3大菌门,总占比为70.66%～94.81%;、是实现PD的主要功能菌属,C/N为2.5时,占比高达28.23%,远远高于其他样品,是维持NO2-积累的优势菌属;且所有样品中几乎检测不到和,基本实现了NOB的淘洗.

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Effect of influent C/N rations on nitrite accumulation and microbial community in the partial denitrification process.

ZHANG Miao1*, ZHU Chen-jie1, FAN Ya-jun2, LV Xiao-fan1, JI Jun-jie1, GE Li-ying1, WU Jun1

(1.College of Environmental Science and Engineering, Yangzhou University, Yangzhou 225127, China；2.College of Hydraulic Science and Engineering, Yangzhou University, Yangzhou 225127, China)., 2022,42(2)：620～628

Using the anoxic/aerobic intermittent operation mode, the influence of influent C/N ratios (C/N=5.0, 3.3, 2.5, 2.0) on nitrite (NO2-) accumulation and pollutant degradation in partial denitrification process was investigated, and the microbial diversity and functional bacteria evolution were explored with high-throughput sequencing. At the C/N ratio of 2.5, the system achieved the best treatment performance, and the effluent NO2-concentration was 27.18mg/L with the nitrite transformation ratio (NTR) of 67.96%. The analysis of the degradation rules of each pollutant in typical cycle revealed that the degradation rate of COD directly affected the process of denitrification and the stable NO2-accumulation can only be maintained under the condition of lower C/N ratios (C/N=2.0 ～ 2.5), although NO2-accumulation peaked at 30min of anoxic stage in all the four operations with the highest NO2-values of 4.86(C/N=5.0), 16.52(C/N=3.3), 30.16(C/N=2.5), and 20.28 (C/N=2.0) mg/L, respectively. High-throughput sequencing results showed that in addition to traditional functional bacteria of(2.67% ～ 24.04%),(4.94% ～ 21.19%) and(5.34% ～ 13.50%),(28.23%) was the dominant bacteria that maintained high NO2-accumulation when the C/N ratio was 2.5. Combined with the operational characteristics of partial denitrification process, the application feasibility of related coupling processes with NO2-as intermediate product was discussed.

influent C/N ratio；partial denitrification；nitrite accumulation；high-throughput sequencing；engineering application

X703.5

A

1000-6923(2022)02-0620-09

张 淼(1989-),女,江苏徐州人,副教授,博士,主要从事水污染控制研究.发表论文30余篇.

2021-07-18

国家自然科学基金青年基金资助项目(51808482);博士后科学基金资助面上项目(2018M632392);江苏省水环境保护技术与装备工程实验室开放课题(W1904)

* 责任作者, 副教授, 006363@yzu.edu.cn