1 引言(Introduction)

　　垃圾焚燒發(fā)電是目前實現(xiàn)生活垃圾減量化、資源化的一種高效處理方式(Dang et al., 2013).而垃圾焚燒前的篩檢、堆酵等處理會產(chǎn)生大量垃圾瀝濾液, 其水質(zhì)復(fù)雜、易波動, 一般具有較高的COD、BOD, 且氨氮含量高.目前常用傳統(tǒng)的全程硝化反硝化工藝(A/O)對垃圾瀝濾液進(jìn)行脫氮處理, 但存在反應(yīng)時間長、耗能較大等問題.

　　短程硝化反硝化作為一種經(jīng)濟(jì)、高效的新型脫氮工藝, 與傳統(tǒng)脫氮工藝相比減少了NO2-→NO3-過程, 可以節(jié)省25%的曝氣量、40%的碳源、30%的反應(yīng)時間, 從而降低60%的總能量需求(吳莉娜等, 2016; Soliman et al., 2016).短程硝化反硝化工藝的關(guān)鍵在于先通過短程硝化獲得穩(wěn)定的NO2--N積累, 富集反應(yīng)器中氨氧化菌(Ammonia Oxidizing Bacteria, AOB), 抑制亞硝酸鹽氧化菌(Nitrite Oxidizing Bacteria, NOB)(Fukushima et al., 2013).目前, 國內(nèi)外對于短程硝化已有較多研究(Yang et al., 2017; Qian et al., 2017; Dong et al., 2017), 而關(guān)于如何利用實際垃圾瀝濾液啟動短程硝化系統(tǒng)及啟動后獲得系統(tǒng)效能的生物機(jī)理的研究報道較少.實際垃圾瀝濾液組分較模擬廢水復(fù)雜, 且水質(zhì)波動大, 因此, 本文以實際垃圾瀝濾液為研究對象, 采用序批式生物反應(yīng)器(SBR)啟動短程硝化, 考察實際瀝濾液中有機(jī)物濃度對反應(yīng)器運行性能的影響, 同時對受高有機(jī)負(fù)荷沖擊后污泥中的脫氮功能基因和微生物群落進(jìn)行分析, 探討短程硝化系統(tǒng)對實際垃圾瀝濾液處理效能影響的生物機(jī)理, 以期為短程硝化高效處理垃圾瀝濾液提供技術(shù)支持.

　　2 材料與方法(Materials and methods)2.1 垃圾瀝濾液及接種污泥來源

　　試驗用垃圾瀝濾液取自佛山某垃圾焚燒發(fā)電廠, 試驗用污泥取自廣州某污水處理廠的硝化池, 為全程硝化污泥, 反應(yīng)器接種污泥濃度(MLSS)為5500 mg·L-1.

　　2.2 試驗裝置及運行

　　短程硝化反應(yīng)裝置如圖 1所示, 主體是由有機(jī)玻璃制成的圓柱體, 直徑14 cm, 高28 cm, 工作體積2 L.反應(yīng)器附有攪拌裝置、曝氣裝置、溫控裝置和簡單的自控裝置, 并配有pH和溶解氧(DO)探頭.

　　圖 1

　　圖 1 SBR裝置示意圖

　　SBR反應(yīng)周期為12 h, 排水比50%, 水力停留時間(HRT)為24 h, 污泥停留時間(SRT)為25 d, 具體運行方式為：進(jìn)水(曝氣)60 min, 曝氣反應(yīng)600 min, 沉淀40 min, 出水20 min.反應(yīng)溫度控制在(28±1) ℃, 啟動前2.5 d DO濃度為0.60~0.80 mg·L-1, 之后控制在0.25~0.45 mg·L-1, 不調(diào)節(jié)進(jìn)水pH.根據(jù)NH4+-N濃度要求, 用自來水稀釋垃圾瀝濾液原液獲得試驗進(jìn)水.啟動初期進(jìn)水NH4+-N濃度為(250±1) mg·L-1, 之后逐步提高進(jìn)水NH4+-N濃度至(760±5) mg·L-1.

　　2.3 水質(zhì)分析測定方法

　　COD、BOD5、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN、總堿度等測定均采用國家標(biāo)準(zhǔn)方法(國家環(huán)境保護(hù)總局《水和廢水監(jiān)測分析方法》編委會, 2002).pH、DO、溫度采用多參數(shù)分析儀(上海雷磁)測定.

　　氨氮去除速率按公式(1)計算, 亞硝酸鹽積累率按公式(2)計算, 離氨(FA)和游離亞硝酸鹽(FNA)濃度分別按公式(3)和(4)計算.

　　式中, ARR為氨氮去除速率(mg·L-1·d-1);C(NH4+-N)inf為進(jìn)水NH4+-N濃度(mg·L-1);C(NH4+-N)leff為上一周期出水NH4+-N濃度(mg·L-1);C(NH4+-N)eff為出水NH4+-N濃度(mg·L-1);Q為排水比, 此處取值為50%;E為反應(yīng)周期, 此處取值為0.5 d;NAR為亞硝酸鹽積累率;C(NO2--N)eff和C(NO3--N)eff分別為出水NO2--N濃度(mg·L-1)和出水NO3--N濃度(mg·L-1);CFA為FA濃度(mg·L-1);CFNA為FNA濃度(mg·L-1);C(NH4+-N)為NH4+-N濃度(mg·L-1);C(NO2--N)為NO2--N濃度(mg·L-1);T為溫度(℃).

　　2.4 脫氮功能基因分析

　　取運行第62 d反應(yīng)器內(nèi)污泥, 采用土壤基因組DNA提取試劑盒(Fast DNA Spin kit for soil)提取DNA, 然后用特定的功能基因引物(表 1)用PCR儀(Mastercycler nexus, Eppendorf)進(jìn)行擴(kuò)增, 委托華大基因股份有限公司進(jìn)行PCR反應(yīng)引物合成工作.對獲得的PCR產(chǎn)物進(jìn)行瓊脂糖凝膠電泳(DYY-6C, 北京市六一儀器廠), 于凝膠成像系統(tǒng)(EC3 410, UVP)下觀察其條帶情況.

　　2.5 高通量測序分析

　　取運行第62 d反應(yīng)器內(nèi)污泥混合液作為樣本, 采用CTAB或SDS方法對樣本的基因組DNA進(jìn)行提取, 瓊脂糖凝膠電泳檢測DNA的純度和濃度, 取適量樣品于離心管中, 使用無菌水稀釋樣品至1 ng·μL-1.以稀釋后的基因組DNA為模板, 使用帶Barcode的特異引物、New England Biolabs公司的Phusion® High-Fidelity PCR Master Mix with GC Buffer和高效高保真酶進(jìn)行PCR擴(kuò)增, 引物為515F(5′-GTGCCAGCMGCCGCGGTAA-3′) -926R(5′-CCGTCAATTCMTTTGAGTTT-3′).PCR產(chǎn)物使用2%瓊脂糖凝膠進(jìn)行電泳檢測;對目的條帶使用qiagen公司提供的膠回收試劑盒回收產(chǎn)物.使用TruSeq® DNA PCR-Free Sample Preparation Kit建庫試劑盒構(gòu)建文庫, 構(gòu)建好的文庫經(jīng)過Qubit和Q-PCR定量, 合格后, 使用HiSeq2500 PE250進(jìn)行上機(jī)測序.委托諾禾致源生物信息科技有限公司進(jìn)行高通量測序.

　　3 結(jié)果與討論(Results and discussion)3.1 垃圾瀝濾液水質(zhì)

　　實際垃圾瀝濾液水質(zhì)變化受垃圾來源、含水量及天氣等多種因素影響, 因此, 對試驗用實際垃圾瀝濾液的水質(zhì)進(jìn)行測定, 結(jié)果見表 2.由表 2可知, 原液中COD、BOD較高, COD在3324~8250 mg·L-1之間變化, BOD在1262~5563 mg·L-1之間浮動, 表明瀝濾液中碳含量波動較大;NH4+-N濃度基本維持在1000 mg·L-1左右, 亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮濃度較低, NO2--N濃度基本為0 mg·L-1, NO3--N濃度維持在23~33 mg·L-1, 表明垃圾瀝濾液中氮素污染物含量較為穩(wěn)定;原液pH在7.97左右, 說明實際垃圾瀝濾液偏堿性, 有利于氨氧化菌(AOB)的生長(Villaverde et al., 1997), 由于硝化過程會消耗堿度, 而廢水堿度較高, 最高可達(dá)9016 mg·L-1, 能為硝化提供充足堿度.

　　垃圾瀝濾液在實際放置過程中會發(fā)生自然降解, 因此, 本實驗對取得的3批垃圾瀝濾液水樣(A、B、C)于室溫下自然放置過程中氨氮濃度及COD、BOD的變化進(jìn)行了測定, 結(jié)果見圖 3.由圖 3可知, 同一批水中, COD和BOD隨放置時間延長而逐漸降低.批次A的水樣在15 d內(nèi)COD從3324 mg·L-1降至1419 mg·L-1, BOD從1262 mg·L-1降至254 mg·L-1;批次B的水樣在35 d內(nèi)COD從5126 mg·L-1降至992 mg·L-1, BOD從2482 mg·L-1降至191 mg·L-1;12 d內(nèi), 批次C水樣的COD從8250 mg·L-1降至3418 mg·L-1, BOD從5563 mg·L-1降至1702 mg·L-1.而同一批水中NH4+-N濃度基本不變, 因此, 本實驗以實際垃圾瀝濾液為進(jìn)水, 探究一定進(jìn)水NH4+-N濃度下(保持水質(zhì)的氨氮濃度一致)不同有機(jī)物濃度對短程硝化系統(tǒng)的影響.

　　圖 2

　　圖 2垃圾瀝濾液放置于室溫下氨氮、COD和BOD變化

　　圖 3

　　圖 3系統(tǒng)啟動過程中氨氮降解情況(a)及亞硝化情況(b)

　　3.2 短程硝化系統(tǒng)的啟動

　　對系統(tǒng)啟動階段進(jìn)出水NH4+-N濃度及氨氮去除速率(ARR)的變化進(jìn)行測定, 結(jié)果見圖 3a.從圖 3a可見, 前2.5 d以NH4+-N負(fù)荷((250±5) mg·L-1)較低的進(jìn)水啟動反應(yīng)器, 溶解氧(DO)濃度控制在0.60~0.80 mg·L-1, 這一階段主要使污泥適應(yīng)水質(zhì), 過程中出水NH4+-N濃度較低, 最低濃度為20.7 mg·L-1;ARR逐漸升高, 由146 mg·L-1·d-1提高至274 mg·L-1·d-1.當(dāng)進(jìn)水NH4+-N濃度從250 mg·L-1(第2.5 d)逐步提高至760 mg·L-1(第9.5 d), 此階段由于進(jìn)水NH4+-N濃度提高, 導(dǎo)致出水NH4+-N濃度上升并稍有波動.當(dāng)進(jìn)水NH4+-N維持在(765±4) mg·L-1(9.5~15.5 d)時, 出水的NH4+-N穩(wěn)定在(146±10) mg·L-1.整個反應(yīng)過程中ARR持續(xù)上升, 于第15.5 d獲得最高ARR值為652 mg·L-1·d-1.表明垃圾瀝濾液短程硝化系統(tǒng)啟動過程中氨氮降解能力逐步提高, 馴化穩(wěn)定后具有良好的氨氮降解性能.

　　測定16 d內(nèi)進(jìn)出水指標(biāo), 探討短程硝化系統(tǒng)啟動過程中進(jìn)出水NO2-、NO3-濃度和亞硝酸鹽積累率(NAR)的變化, 結(jié)果見圖 3b.系統(tǒng)在啟動過程中的進(jìn)水COD為703~1624 mg·L-1, BOD為172~506 mg·L-1.啟動過程中進(jìn)水NO3--N濃度為3.8~7.6 mg·L-1, NO2--N濃度基本為0 mg·L-1.從圖 3b可見, 啟動初期的前2.5 d, 出水NO3--N濃度持續(xù)升高, 最高可達(dá)374 mg·L-1, 出水NO2--N濃度極低, 幾乎檢測不出, 表明該階段系統(tǒng)仍處于全程硝化階段, 無NO2--N積累.隨著進(jìn)水NH4+-N濃度提高及反應(yīng)器內(nèi)DO濃度降低至0.25~0.45 mg·L-1, 系統(tǒng)出水NO3--N濃度逐漸降低, 亞硝酸鹽出現(xiàn)積累且積累率在不斷提高, 表明系統(tǒng)開始由全程硝化向短程硝化轉(zhuǎn)變, 在第15.5 d, 亞硝酸鹽積累率(NAR)達(dá)到91.4%, 標(biāo)志短程硝化系統(tǒng)啟動成功.

　　3.3 進(jìn)水有機(jī)物濃度對短程硝化系統(tǒng)的影響

　　隨著進(jìn)水有機(jī)物(BOD、COD)濃度的改變, 短程硝化系統(tǒng)各指標(biāo)的變化結(jié)果見圖 4.由圖 4可知, 在系統(tǒng)啟動并穩(wěn)定運行第16 d, 隨著進(jìn)水COD突然提高至4368 mg·L-1及進(jìn)水BOD升高至2115 mg·L-1, 系統(tǒng)因遭受有機(jī)負(fù)荷沖擊, ARR降至200 mg·L-1·d-1以下, 出水NO2--N濃度迅速下降至36 mg·L-1, 16.5 d時出水NO2--N基本為0 mg·L-1.說明系統(tǒng)氨氮降解性能迅速下降, 且伴有強(qiáng)烈的反硝化反應(yīng).隨后進(jìn)水BOD由2115 mg·L-1降至1566 mg·L-1, 短程硝化系統(tǒng)開始恢復(fù), ARR與出水NO2--N濃度逐步升高, 此后進(jìn)水BOD逐步降低至157 mg·L-1左右(第48 d).ARR在28 d后達(dá)到穩(wěn)定期, 為(750±50) mg·L-1·d-1, 38 d后系統(tǒng)獲得穩(wěn)定濃度的出水NO2--N, 為(700±40) mg·L-1.第50.5 d, 進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷再一次提高, 進(jìn)水COD和BOD分別為4691和3163 mg·L-1, 系統(tǒng)出水NO2--N濃度立刻下降至549 mg·L-1, 但ARR仍穩(wěn)定在750 mg·L-1·d-1左右, 并保持了2 d, 第52.5 d才開始下降.原因可能為系統(tǒng)之前富集了大量的硝化細(xì)菌, 保證了系統(tǒng)的硝化性能, 使系統(tǒng)在高進(jìn)水有機(jī)物濃度情況下仍能維持高效硝化一段時間, 之后由于反應(yīng)器內(nèi)異養(yǎng)菌數(shù)量的不斷增加, 且增殖速率遠(yuǎn)高于硝化細(xì)菌, 硝化細(xì)菌逐漸受到抑制(尹軍, 2007; 王曉蓮等, 2009), 系統(tǒng)硝化性能急劇下降.在進(jìn)水BOD降至2000 mg·L-1以下時短程硝化系統(tǒng)開始恢復(fù), ARR和出水NO2--N濃度開始回升.這表明垃圾瀝濾液短程硝化系統(tǒng)在受高有機(jī)負(fù)荷沖擊影響后, 降低有機(jī)負(fù)荷, 短程硝化系統(tǒng)仍能恢復(fù).

　　圖 4

　　圖 4進(jìn)水有機(jī)物濃度對短程硝化系統(tǒng)的影響

　　3.4 系統(tǒng)周期內(nèi)pH、FA和FNA濃度變化

　　對處于系統(tǒng)啟動階段(第15.5 d)和系統(tǒng)受高進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷沖擊后恢復(fù)至穩(wěn)定階段(第48.5 d)兩個周期內(nèi)系統(tǒng)pH隨反應(yīng)時間的變化進(jìn)行測定, 結(jié)果見圖 5a.由圖 5a可知, 第15.5 d時系統(tǒng)pH先升后降, 由進(jìn)完水后的8.19升至8.22, 接著降至7.79(11 h), 過程中未出現(xiàn)“氨谷”(Gu et al., 2012);第48.5 d時, 一個反應(yīng)周期內(nèi)系統(tǒng)pH由進(jìn)完水后的8.07升至8.13, 隨后持續(xù)下降, 在反應(yīng)進(jìn)行10~11 h后出現(xiàn)“氨谷”, pH開始上升, 這表明此時氨氧化反應(yīng)已完成.系統(tǒng)在具有更高進(jìn)水氨氮負(fù)荷(第15.5 d進(jìn)水NH4+-N濃度為769 mg·L-1, 第48.5 d進(jìn)水NH4+-N濃度為782 mg·L-1)的情況下出現(xiàn)“氨谷”, 證明系統(tǒng)在受高進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷沖擊后, 隨著負(fù)荷的降低, 短程硝化系統(tǒng)可恢復(fù)并進(jìn)行高效降解氨氮.

　　圖 5

　　圖 5第15.5 d和48.5 d反應(yīng)周期內(nèi)pH(a)和FA、FNA濃度(b)變化

　　進(jìn)一步對第15.5 d和第48.5 d時, 兩個反應(yīng)周期內(nèi)系統(tǒng)FA和FNA濃度隨反應(yīng)時間的變化進(jìn)行分析, 結(jié)果見圖 5b.由圖 5b可知, 第15.5 d和第48.5 d的兩個反應(yīng)周期內(nèi), 系統(tǒng)FA濃度均不斷降低.第15.5 d的反應(yīng)周期內(nèi)系統(tǒng)FA從反應(yīng)2 h時的59.3 mg·L-1降到反應(yīng)10 h時的11.4 mg·L-1, 第48.5 d的反應(yīng)周期內(nèi)系統(tǒng)在反應(yīng)2~10 h之間FA濃度由42.5 mg·L-1降至0.9 mg·L-1.而系統(tǒng)內(nèi)FNA濃度逐步升高, 反應(yīng)2~10 h內(nèi), 第15.5 d周期系統(tǒng)內(nèi)FNA濃度由0.012 mg·L-1升至0.043 mg·L-1, 第48.5 d周期系統(tǒng)內(nèi)FNA濃度由0.02 mg·L-1升至0.17 mg·L-1.文獻(xiàn)報道, FA濃度為0.1~1.0 mg·L-1時, NOB活性受到抑制, 而AOB對FA的耐受濃度達(dá)10~150 mg·L-1(Anthonisen et al., 1976).FNA濃度達(dá)到0.011 mg·L-1時, 可對NOB產(chǎn)生較明顯的抑制, 而當(dāng)FNA濃度為0.50 mg·L-1左右時, AOB仍具有較高的活性(Vadivelu et al., 2006).故無論是FA濃度, 還是FNA濃度, 在反應(yīng)階段均可對NOB造成抑制, 從而使AOB成為反應(yīng)器的優(yōu)勢菌, 成功實現(xiàn)短程硝化.此外, 本實驗中低DO濃度(0.25~0.80 mg·L-1)也是實現(xiàn)短程硝化的一個重要因素(Wiesmann, 1994; Laanbroek et al., 1994).

　　3.5 系統(tǒng)中脫氮功能基因和微生物群落分析

　　對受高有機(jī)負(fù)荷沖擊后恢復(fù)中(第62 d)的短程硝化污泥脫氮功能基因進(jìn)行分析, 結(jié)果見圖 6.結(jié)果表明, 氨氧化基因(AOB amoA)、亞硝酸鹽氧化基因(NOB nxrB)、反硝化基因(nirS)、NO還原基因(nor)和NO2還原基因(nosZ)均有亮帶, 說明系統(tǒng)具有實現(xiàn)NH4+→NOx→NO→N2O→N2的完整脫氮過程的脫氮基因.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.dongaorq.cn更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　圖 6

　　圖 6功能基因凝膠電泳條帶

　　對第62 d的污泥提取DNA, 進(jìn)行PCR擴(kuò)增及16S rRNA測序研究, 結(jié)果如圖 7所示.由圖 7可見, 從菌群門水平上分析, 在本短程硝化反應(yīng)體系中, 有3個門的細(xì)菌相對豐度較高, 其中, 菌群豐度最高的是Proteobacteria(變形菌門), 其所占比例接近總菌群的71%, 在廢水中有機(jī)物的降解和脫氮過程中起重要作用;其次是Bacteroidetes(擬桿菌門)和Firmicutes(厚壁菌門), 分別占總菌群豐度的13.4%和6.7%.此外, 豐度大于1%的還有Synergistetes(互養(yǎng)菌門)、Actinobacteria(放線菌門)、Verrucomicrobia (疣微菌門)和Spirochaetes(螺旋體門).呂卓(2012)、彭青(2013)和Liu等(2017)對垃圾廢液生物處理系統(tǒng)中微生物群落進(jìn)行分析, 發(fā)現(xiàn)Proteobacteria(變形菌門)、Actinobacteria(放線菌門)、Chloroflexi (綠彎菌門)、Firmicutes(厚壁菌門)、Planctomycetes(浮霉菌門)及Bacterioidetes(擬桿菌門)為系統(tǒng)優(yōu)勢菌門, 與本研究中的情況基本相符.

　　圖 7

　　圖 7門(a)和屬(b)分類水平物種的相對豐度

　　從菌群屬水平上分析, 相對豐度排名前10的菌屬有Thauera(索氏菌屬)、Nitrosomonas(亞硝化單胞菌屬)、Pseudomonas(假單胞菌)、Thiomonas、Mizugakiibacter、Fastidiosipila、Stenotrophomonas(寡養(yǎng)單胞菌屬)、Arenimonas、Sphaerochaeta、Ottowia.其中, 索氏菌屬和亞硝化單胞菌屬為反應(yīng)系統(tǒng)的主要優(yōu)勢功能菌屬, 相對豐度分別為27.6%和9.6%.索氏菌屬作為典型的異養(yǎng)菌, 具有反硝化功能, 并對多種芳香族污染物具有降解能力(侯愛月等, 2016), 廣泛存在于活性污泥處理裝置中(Kraigher et al., 2008), 垃圾瀝濾液進(jìn)水含有比較高的有機(jī)物, 且該短程硝化系統(tǒng)經(jīng)過高有機(jī)負(fù)荷沖擊是其成為優(yōu)勢功能菌屬的主要原因.第二大菌屬為Nitrosomonas屬, 即氨氧化菌(AOB), 屬快生型菌(r-strategists), 底物親和力常數(shù)較高, 可以在高濃度底物下生長(Jubany et al., 2009), 在垃圾瀝濾液短程硝化系統(tǒng)中作為優(yōu)勢功能菌保證了穩(wěn)定的短程硝化性能, 與進(jìn)水垃圾瀝濾液的NH4+-N濃度相對較高有關(guān).其屬下鑒定出的Nitrosomonas europaea是一種特殊的具有自養(yǎng)反硝化功能的AOB, 可利用氫為電子供體, 亞硝酸鹽為電子受體進(jìn)行反硝化(Poth et al., 1985).此外, 本垃圾瀝濾液短程硝化系統(tǒng)中鑒定出的其他菌屬如Pseudomona屬的細(xì)菌多具有分解蛋白質(zhì)和脂肪等有機(jī)物能力, 其屬下鑒定出的Pseudomonas pertucinogena(穿孔假單胞菌)具有高效降解有機(jī)物的能力(張多英等, 2011).除Pseudomona屬細(xì)菌外, Stenotrophomonas屬和Fastidiosipila屬細(xì)菌同樣具有降解有機(jī)物能力, 其中, Stenotrophomonas屬細(xì)菌在偶氮染料降解污泥(解井坤等, 2014)和A2O工藝中的好氧池污泥(呂晶華等, 2012)中均有發(fā)現(xiàn), Fastidiosipila屬細(xì)菌出現(xiàn)于垃圾滲濾液生物處理反應(yīng)器中(Xie et al., 2014).Ottowia屬細(xì)菌可進(jìn)行有機(jī)物降解, 一部分為兼性厭氧產(chǎn)N2O菌(孫法遷, 2013).

　　綜上所述, 受高有機(jī)負(fù)荷沖擊后的垃圾瀝濾液短程硝化體系主要以異養(yǎng)的索氏菌屬為主, 并具有一定數(shù)量的其他可進(jìn)行有機(jī)物降解的菌屬, AOB是第二大菌群, 是硝化過程中是優(yōu)勢菌群, 保證了高效的短程硝化性能.

　　4 結(jié)論(Conclusions)

　　1) 垃圾瀝濾液有機(jī)物含量高, 易波動, COD在3324~8250 mg·L-1之間變化, BOD在1262~5563 mg·L-1之間浮動;氨氮含量較為穩(wěn)定, 為1000 mg·L-1左右.

　　2) 以垃圾瀝濾液為處理對象, 接種全程硝化污泥, 15 d后成功實現(xiàn)短程硝化, 氨氮去除速率(ARR)為652 mg·L-1·d-1, 亞硝化積累率為91.4%.

　　3) 進(jìn)水BOD較高時(>2000 mg·L-1)易對短程硝化系統(tǒng)造成影響, ARR降低, 但進(jìn)水有機(jī)物濃度降低后系統(tǒng)可恢復(fù).

　　4) 系統(tǒng)在穩(wěn)定高效短程硝化階段FA濃度為0.9~42.5 mg·L-1, FNA濃度為0.02~0.17 mg·L-1(第48.5 d).

　　5) 系統(tǒng)具有完整的脫氮功能基因, 第一大優(yōu)勢菌屬為異養(yǎng)的索氏菌屬(Thauera), 第二大菌群為亞硝化單胞菌屬(Nitrosomonas).菌群結(jié)構(gòu)與系統(tǒng)能遭受高有機(jī)負(fù)荷沖擊及其硝化反硝化作用密切相關(guān), 此外, 系統(tǒng)還存在一定比例的其他功能菌屬.(來源：環(huán)科科學(xué)學(xué)報 作者：李嘉懿)