減少廢水中的氮化合物是改善水環境和水質的重要措施之一。與傳統硝化/反硝化工藝相比，短程硝化/厭氧氨氧化(partialnitrification/anaerobicammoniaoxidation，PN/A)工藝可以將脫氮需氧量降低50%，有機碳需求量降低100%，污泥產量降低90%。因此，PN/A工藝被認為是最經濟、最有前景的脫氮工藝。
反應器內生物質的保留能力對厭氧氨氧化(Anammox)工藝的啟動周期有著重要影響。據報道，顆粒和生物膜污泥都具備良好的生物質截留能力 ，但已知這兩種污泥形式分別單獨運行時都會存在較長的啟動時間。生物膜系統形成周期短，但長期運行后載體上太厚的生物膜會導致生物質脫落并被水流沖刷。Anammox顆粒污泥的形成是一個漫長的過程，但可以有效地攔截污泥流失并保持較高的生物量。因此，生物膜和顆粒污泥的組合應用可能最大程度上保留反應器內生物質，從而實現PN/A的快速啟動和功能菌的高效富集。然而，將好氧生物膜和厭氧顆粒相結合來啟動PN/A工藝目前尚未見報道。
不同于傳統的單階段和兩階段PN/A反應器，在多級PN/A反應器中，交替的缺氧室和好氧室不僅為(anaerobicammoniaoxidizingbacteria(AnAOB)和ammoniaoxidizingbacteria(AOB)這2種功能細菌的同時生長和富集提供了空間條件，而且在缺氧區亞硝酸鹽氮(NO2--N)和氨氮(NH4+-N)共存的環境有利于厭氧氨氧化菌的自然富集。此外，實現PN/A工藝的關鍵不僅需要同時富集AOB和AnAOB，還必須盡可能抑制亞硝酸鹽氧化菌(nitriteoxidizingbacteria，NOB)活性。據報道，間歇曝氣和pH控制等策略可以有效控制PN/A工藝中不同菌群的活性(富集AnAOB和AOB，抑制NOB)。然而，具有間歇曝氣、pH控制、多級反應器和生物膜/顆粒污泥系統等優點的組合PN/A反應器的運行策略仍需要研究。
本研究構建了由3個好氧反應柱和3個厭氧反應柱組成的新型多級好氧生物膜/厭氧顆粒反應器(multistageaerobic-biofilm/anaerobic-granularsludgereacto，MOBAPR)，以同時促進AnAOB和AOB的富集。本研究的主要目的為：擬通過MOBAPR實現PN/A工藝的快速啟動和高效運行；考察MOBAPR各反應柱的氮轉化過程；探索不同MOBAPR柱中功能菌豐度的變化和微生物群落結構的差異；通過優化氣液比(gas/liquidratio，G/L)，進一步提高PN/A工藝的脫氮效率(nitrogenremovalefficiency，NRE)。
1、材料與方法
1.1 進水水質與接種污泥
接種物取自中國江西省贛州市白塔生活污水處理廠的剩余污泥(普通活性污泥)。在第1天分別向每個反應柱加入100mL接種物，其活性污泥濃度(MLSS)大約為5100mg·L-1。
本研究采用模擬廢水(含150mg·L-1 NH4+-N)，其改編自前人研究。主要成分包括0.708g·L-1 (NH4)2SO4，1.05g·L-1 NaHCO3，0.02g·L-1 KH2PO4，0.022g·L-1 MgSO4，0.008g·L-1 CaCl2，1.25mg·L-1營養液I(5g·L-1 EDTA、0.00625g·L-1 FeSO4)和營養液II(15g·L-1 EDTA、0.43g·L-1 ZnSO4·7H2O、0.25g·L-1 CuSO4·5H2O、0.19g·L-1 NiCl2·6H2O、0.99g·L-1 MnCl2·4H2O、0.24g·L-1 CoCl2·6H2O、0.22g·L-1 NaMoO4·2H2O、0.014g·L-1 H3BO4)。
1.2 實驗裝置
MOBAPR的示意圖如圖1所示。該反應器由6個高30cm、直徑4.5cm的有機玻璃柱相互串聯構成，總有效容積為2.5L。從進水到出水的6個反應柱(reactioncolumn，Rc)分別標記為Rc1、Rc2、Rc3、Rc4、Rc5和Rc6(隔室數量可根據出水水質增減)。在好氧反應柱(Rc1、Rc3和Rc5)中添加無紡布作為填料，并采用間歇曝氣。厭氧隔室(Rc2、Rc4和Rc6)采用低速攪拌裝置。當PN工藝成功啟動后停止攪拌。曝氣量由玻璃轉子流量計調節，并采用自動斷電定時器電路實現間歇曝氣。根據之前的報道 ，由蠕動泵(Langer，BT101L，UK)、pH控制器(WEIPRO，pH-2010B，China)和NaOH溶液組成的pH控制系統將MOBAPR中的pH保持在8.2~8.5。在每次曝氣15min后開始檢測DO(dissolvedoxygen)質量濃度。
1.3 運行條件
本研究在MOBAPR中依次啟動PN和PN/A工藝。第I階段(1~7d)，為快速恢復硝化細菌(AOB和NOB)的活性，在好氧區((Rc1、Rc3和Rc5)中連續曝氣，并在厭氧區(Rc2、Rc4和Rc6)連續攪拌。此外，此階段由于污泥處于懸浮狀態，會隨著進水流動，因此，啟動污泥回流以保證反應器內充足的生物質含量。第II階段(8~15d)為抑制NOB，在好氧區中使用間歇曝氣。第III階段(16~60d)好氧區微生物已成功掛膜生長，基本沒有污泥流失，停止回流。此外，為進一步抑制NOB，第29天水力停留時間(hydraulicresidencetime，HRT)降低至8h(16~28d的HRT為12h)。第IV階段(61~86d)為避免攪拌影響厭氧區AnAOB富集，厭氧區停止攪拌。第V階段(87~110d)，調整曝氣量以保證反應器內充足的NO2--N。各階段運行參數詳見表1。在第VI階段(111~162d)，在進水NH4+-N為150mg·L-1和好氧/厭氧時間為90min/30min條件下，分別調節曝氣量和HRT來探討不同G/L對NRE的影響。
1.4 分析方法
實驗中反應器內NH4+-N、NO2--N、NO3--N的檢測分析均根據《水和廢水檢驗標準方法》中制定的方案，使用實驗室規模的紫外/可見分光光度計(SQ2800，意大利UNICO)進行測定，包括納氏試劑分光光度法(NH4+-N)(1-萘基)-乙二胺分光光度法(NO2--N)和氨基磺酸紫外分光光度法(NO3--N)。此外，為了更好地揭示MOBAPR中PN/A過程的氮轉化機理，每天對各反應柱的氮質量濃度進行檢測，并分析其亞硝酸鹽積累率(nitriteaccumulationrate，NAR)、氨氮去除率(ammonianitrogenremovalrate，ANR)、氮去除率(NRE)、氮負荷率(nitrogenloadrate，NLR)和氮去除負荷(nitrogenremovalloadrate，NRR)。
1.5 16SrRNA基因測序與微生物菌群分析
為探索MOBAPR中不同階段微生物群落的演變，闡明連續多階段PN/A過程中所涉及的生物學機制，分別對接種物、第56天(階段III)和第110天(階段V)的泥樣進行微生物功能菌群分析。接種物命名為A0，第III階段在Rc1~Rc6收集的污泥樣品分別命名為A1、A2、A3、A4、A5和A6，第V階段分別命名為B1、B2、B3、B4、B5和B6。這些樣本保存在-20℃，直到提取DNA結束。
在成功提取樣本內微生物的DNA后，使用16SrRNA基因的通用擴增引物進行PCR擴增，并且PCR產物使用AxyPrep™DNA凝膠提取試劑盒(AxygenBiosciences，UnionCity，USA)按照制造商的說明進行純化。然后通過IlluminaMiSeq測序平臺(PE300)對樣品高通量測序，并得到原始測序序列。為了解樣本測序結果中的菌種、菌屬、物種功能等信息，將在Miseq測序得到的原始序列數據利用cutadapt(version1.18)和PRINSEQ(version0.20.4)軟件進行去除引物接頭序列、拼接、識別的處理以得到各樣本的有效數據。然后利用Usearch(version11.0.667)按照97%相似性對非重復序列(不含單序列)進行OTU聚類。然后利用RDPclassifier(version2.12)等軟件進行OTU物種分類，并根據得到的OTU序列進行微生物菌群分析與功能預測。
1.6 優化MOBAPR操作
由于在第V階段DO值較低，MOBAPR的性能無法通過DO來進行控制。因此，在第VI(111~162d)，階段，為了代替DO控制(當DO低至無法控制)，本研究提出了一種新型控制參數—氣液比(式(1))。分別在2、4、6和8h的HRT條件下調控曝氣量(0.05、0.1、0.15和0.2L·min-1)，從而得到G/L比為2.4、4.8、7.2、9.6、4.4、19.2、21.6、28.8和38.4。并且在每次操作條件調整后，MOBAPR連續運行3~4d。此外，利用高斯模型預測了G/L與NRE之間的相關性(式(1))。
式中：q為G/L值；t為HRT，h；v為曝氣速率，L·min-1；V為MOBAPR的總有效容積，L。
2、結果與討論
2.1 MOBAPR中PN/A工藝的脫氮性能
1)接種物馴化。階段I(1~7d)在進水NH4+-N為150mg·L-1、曝氣速率為0.02L·min-1、DO為2~4mg·L-1和HRT24h的條件下運行MOBAPR。如圖2所示，出水NO3--N由64.03mg·L-1增加到122.71mg·L-1。這說明在被重新接種后，硝化細菌(AOB和NOB)的活性在高DO水平下得到了快速恢復。此外，在階段I中NRE大多低于零(圖2(c))。這可能是一些細菌(主要是異養菌)不能適應無碳源下的MOBAPR，細菌死亡后細胞溶解釋放出額外的氮源到反應器內。
2)PN工藝的啟動。在階段II(8~15d)，MOBAPR的pH為8.3，好氧區平均溶解氧為0.5mg·L-1，間歇曝氣(好氧/厭氧時間為80min/40min)。結果表明，NO2--N由0mg·L-1增加到106.89mg·L-1(圖2(b))，NO3--N由122.71mg·L-1減少到20.92mg·L-1(圖2(d))，這表明NOB被有效抑制的同時AOB成功富集。因此，此階段PN工藝在MOBAPR成功啟動。此外，PN工藝中的NO2--N穩定供應是實現Anammox工藝的前提 ，其關鍵是高效穩定地抑制反應器中的NOB活性。有研究表明，控制pH和間歇曝氣是抑制NOB活性的重要手段。因此，將以上2種抑制策略的結合是實現PN過程快速啟動的關鍵。
在階段III(16~60d)，出水NO3--N逐漸增加，第16~28天處于較高水平(30~46mg·L-1)。因此，要實現PN過程的穩定運行，需要對控制條件進行調整。在第17天好氧區在已經形成穩定生物膜結構后，MOBAPR停止回流。結果NAR短暫升至81%，然后逐漸下降(圖2(b))。在第20~28天，出水NO3--N相對穩定(30~41mg·L-1)，說明綜合控制策略仍能有效抑制NOB活性。第29天，HRT由12h縮短到8h，出水NO3--N由29.2mg·L-1逐漸降至16.7mg·L-1，NAR也增加到90%。因此，HRT是影響PN工藝穩定性的重要參數，HRT過長會產生額外的NO3--N。
隨著PN過程成功啟動和AOB被富集積累 ，反應器中DO被AOB大量消耗，這導致厭氧區室中的DO質量濃度降低至0.2mg·L-1左右，從而為厭氧菌提供了適宜的生長環境。由圖2(c)可知，NRE由5.51%逐漸增加到25.52%。這表明AnAOB可能在此階段自然富集。有研究表明，AOB是從微需氧甚至厭氧的祖先進化而來的，在亞硝酸氧化還原酶(NXR)和其他反射蛋白的形式上與AnAOB高度相似。MIAO等的研究結果同樣表明接種硝化污泥可以縮短Anammox的啟動時間。因此，基于PN工藝，AnAOB可能更容易富集。此外，高通量測序結果表明階段III中AnAOB的增加。
3)PN/A工藝的啟動與運行。有研究 表明，較大污泥絮凝物中的AnAOB具有更高的活性。厭氧區中污泥絮體的生長可能會受到攪拌的限制，從而抑制AnAOB的活性。因此，在階段IV(61~86d)停止攪拌以增加AnAOB的活性。并且有研究表明，NO2--N質量濃度越高越有利于Anammox的積累。因此，延長好氧區的相對曝氣時間以進一步增加反應器中NO2--N質量濃度。在第IV階段，厭氧區中停止攪拌，并且好氧區中好氧/厭氧時間從80min/40min變為90min/30min。在第61天后，MOBAPR的TN質量濃度逐漸下降，由126.96mg·L-1(第61天)降低至(32.79±6.21)mg·L-1(77~86d)，NRE也從21.5%迅速增加到(78.86±4.6)%(圖2(c))。這表明在本研究采用的操作策略下，61d內成功實現PN/A工藝的快速啟動。
此外，隨著AnAOB成功富集，MOBAPR中脫氮速率增加，導致進水中大部分的NH4+-N在Rc1~Rc4中已經被去除，而Rc5和Rc6中功能微生物缺乏營養物質。因此，有必要適當縮短HRT以保證MOBAPR中功能微生物的進一步富集。在階段V(87~110d)，HRT由8h縮短至6h。此階段反應穩定后(102~110d)，出水NO2--N、NO3--N和NH4+-N質量濃度分別為(0.63±0.50)、(16.72±1.78)和(8.29±6.65)mg·L-1。其中，出水NO3--N質量濃度(NO3--N產生/NH4+-N去除=0.12)與Anammox的NO3--N理論產生值(NO3--N產生/NH4+-N去除=0.11)接近，這表明NOB被穩定抑制。此外，PN/A工藝的NRE、ANR和NRR分別為(83.41±2.45)%、(97±3.61)%和(0.41±0.09)kg·(m3·d)-1(圖2)。這表明該操作策略可用于MOBAPR，以實現PN/A過程的長期高效穩定運行。
有趣的是，在第IV和第V階段(曝氣量分別為0.08L·min-1和0.10L·min-1)，所測得DO質量濃度接近0。有研究 表明，當AOB的耗氧速率高于曝氣效率，反應器曝氣后的DO質量濃度仍會保持在較低水平。因此，在MOBAPR中非曝氣后，好氧區的曝氣會被AOB等好氧細菌及時轉化，從而維持反應器內低DO水平。此外，在MOBAPR中，AOB的富集是AnAOB快速啟動的關鍵。AOB不僅可以為AnAOB創造環境，還提供營養物質。然而AOB主要在好氧區活性較高。因此，在整個啟動期間，基本不對厭氧區進行直接調控(攪拌停止后)。
2.2 各階段微生物群落演替分析
為了探索MOBAPR中微生物群落的變化規律，對接種物、第56天(第III階段末期)和第110天(第V階段)末期采集的污泥樣品進行微生物群落進行分析。其中PA1為接種物A0，PA2為第III階段各反應柱(A1、A2、A3、A4、A5和A6)內微生物豐度的平均值，PA3為第V階段(B1、B2、B3、B4、B5和B6)微生物豐度的平均值。高通量測序得到的優質細菌序列被劃分為不同的分類類別(門和屬)，結果如圖3(a)和圖3(b)所示。Proteobacteria包括具有硝化反硝化功能的細菌 ，是門水平上的主要細菌(圖3(a))。Proteobacteria在接種物中的豐度為68.15%，而在階段III和階段V后分別下降到44.68%和40.39%(圖3(a))。這表明在變形菌門中許多異養硝化或反硝化細菌由于有機物的缺乏而被淘汰。有研究表明，Planctomycete門中不僅擁有一些專性好氧菌，還包含了所有已知的AnAOB。接種物(PA1)中的Planctomycete相對豐度接近第III階段(PA2)，分別為4.07%和3.71%。而到了第V階段(PA3)，Planctomycete豐度達到10.85%，這表明Planctomycete主要在第III階段后被富集。此外，在屬水平上PA1的CandidatusKuenenia的相對豐度極低，約0.05%(圖3(b))。這表明在接種物中幾乎不含AnAOB。與接種物(PA1)相比，PA2和PA3中Armmonadetes和Chloroflexi的豐度顯著增加(圖3(a))。有研究表明，在Armarmadetes和Chloroflexi中的許多細菌含有與氮代謝相關的功能基因(Nar、NirK或Nos)。因此，Armatimonadetes和Chloroflexi可能含有多種AOB和AnAOB協同細菌，為PN/A工藝的啟動和運行做出了貢獻。
圖3(b)反映了PN/A工藝中所有樣品在屬水平上的微生物群落。在第III階段Nitrosomonas的豐度由1.49%增加到28.20%(圖3(b))，證實了該操作策略可以成功富集AOB。并且，16s結果表明CandidatusKuenenia是MOBAPR中主要的AnAOB，其由接種物PA1(0.05%)增長到2.97%。這表明隨著PN工藝的長期運行，此階段(第56天)AnAOB開始富集。在第V階段，PN/A工藝啟動成功并長期運行后，Nitrosomonas (27.09%)和CandidatusKuenenia(9.99%)的豐度得到了較高程度富集，這表明AOB和AnAOB在MOBAPR中可以同時富集。因此，通過第IV和第V階段的綜合運行策略，AOB和AnAOB作為優勢菌被富集，并形成細菌協同關系完成脫氮。此外，NOB的主要菌屬Nitrobacter、Nitrospira和Nitrospina等可能由于含量太低(<0.1)，均未被檢測到。
2.3 不同階段各反應柱內的氮轉化途徑
1)氮轉化途徑分析。為了更深入地了解MOBAPR各反應柱內PN/A工藝的氮轉化過程，對PN(階段III)和PN/A工藝(階段V)長期運行階段分別進行測試分析，結果如圖4所示。在第III階段，出水NO2--N質量濃度從Rc1到Rc6逐漸增加，NH4+-N相應降低(圖4(a))。這表明各反應柱內均參與到氨氧化過程中。每個反應柱內都含有NH4+-N和NO2--N(圖4(a))，這為AnAOB的富集提供了必要條件。并且由于氨氧化過程需要氧氣參與，好氧區(Rc1、Rc3和Rc5)內的ANR顯著高于厭氧區(Rc2、Rc4和Rc6)(圖4(c))。此外，NO3--N濃度一直處于較低水平(<10mg·L-1)(圖4(a))，這表明通過本研究采用的操作策略，NOB活性長期受到有效抑制。在這一階段，MOBAPR的平均氮損失約為30mg·L-1(圖4(a))，證實了反硝化細菌或AnAOB的增加。特別是Rc1、Rc3和Rc5中NRE的增加也顯著高于Rc2、Rc4和Rc6(圖4(e))，說明好氧區內氮損失主要是反硝化細菌或AnAOB造成的。
在第V階段，由于進水中的氨(150mg·L-1)通過前4個反應柱被PN/A完全轉化，最后2個反應柱(Rc5和Rc6)在此階段被廢棄。模擬廢水在流經Rc4后被排出。如圖4(b)所示，在此階段出水NH4+-N降至較低水平。這表明經過長期運行，PN/A工藝的NRE有所提高。此外，由圖4(d)可以看出，大部分氨氧化過程基本在Rc1完成，而在Rc4之后脫氮量達到最高(圖4(f))。此外，在第V階段各反應柱內NO2--N含量低于階段III(圖4(a))，這表明由AOB產生的NO2--N被AnAOB快速利用，即AnAOB與AOB之間形成了良好的協同脫氮效果。Rc1和Rc3中NRE和ANR均顯著增加(圖4(f))，因此，PN和Anammox過程主要在好氧室中進行。這是由于在好氧區內形成了內層為AnAOB和外層AOB的微生物生物膜協同脫氮系統。依賴于外部的AOB提供的NO2--N，內部的厭氧微生物將剩余的氨轉化為氮。其中，由圖4(f)可知，厭氧區(Rc2和Rc4)中NRE的增加遠低于好氧區(Rc1和Rc3)，并且厭氧區的出水NO2--N幾乎為0(圖4(b))。因此，NO2--N的缺乏可能限制了厭氧區的NRE。此外，在MOBAPR的好氧室中添加填料形成生物膜系統，不僅有效避免了DO對AnAOB的抑制，而且還有利于AnAOB的富集。在此階段穩定的生物膜和顆粒污泥系統分別在好氧區和厭氧區形成。一方面，在好氧區的生物膜系統中形成了分層分布的好氧外層和厭氧內層。AnAOB在厭氧環境的生物膜內層得到富集，并與外層AOB協同脫氮。另一方面，AOB產生的大部分NO2--N被生物膜內層的AnAOB利用，剩余少量NO2--N流出并被位于厭氧區的AnAOB顆粒污泥消耗。此階段在好氧區的脫氮方式與單階段PN/A工藝相似，而厭氧區脫氮方式與兩階段PN/A工藝相似。因此，生物膜和顆粒污泥結構成功將單階段與兩階段PN/A工藝的優勢結合在一起，不僅具備兩階段PN/A更快的啟動速度，還具備單階段PN/A的更高效的反應速率。
2)各反應柱中AOB和AnAOB的動態分析。為了探究在PN工藝和PN/A工藝長期運行過程中，MOBAPR中不同反應柱內微生物群落的差異，對接種污泥、階段III和階段V獲得的污泥樣品進行高通量測序。其中，接種污泥樣品命名為A0，在第56天(階段III)Rc1、Rc2、Rc3、Rc4、Rc5和Rc6采集的樣品分別命名為A1、A2、A3、A4、A5和A6，在第110天(階段V)采集的樣品命名為B1、B2、B3、B4、B5和B6。高通量測序得到的相關參數如表2所示。厭氧區中的Simpson指數明顯低于好氧區(表2)，這說明好氧區的物種富集程度是高于厭氧區的，Shannon指數也得到了類似的結論。每個污泥樣品的覆蓋率超過99.70%(表2)，說明高通量測序基本代表了污泥樣品的實際微生物群落結構。
為深入了解好氧生物膜/厭氧顆粒污泥的微生物分布情況，在階段III和階段V，從MOBAPR中的6個反應柱中獲得的污泥樣品進行了微生物群落分析。PN工藝啟動并長期運行后，A1、A3和A5中亞硝基單胞菌(Nitrosomonas)的相對豐度分別從1.49%提高到30.99%、39.77%和40.74%，A2、A4和A6中亞硝基單胞菌的相對豐度分別從1.49%提高到11.42%、22.25%和22.15%(圖5(c))，這證實了AOB在每個隔間中都被富集。厭氧區中AOB的富集與好氧區出水的DO有關。因此，厭氧區的AOB豐度明顯低于好氧區(圖5(c))。此外，在A1、A2、A3、A4、A5和A6中，AnAOB(CandidatusKuenenia)的豐度分別由0.05%提高到0.16%、5.25%、0.56%、5.87%、0.39%和5.06%(圖5(c))，這表明AnAOB已經開始富集。AOB不僅通過消耗溶解氧為AnAOB創造厭氧環境還為AnAOB提供必需的基質(NO2--N)。因此，此階段Nitrosomonas富集可能為Anammox的啟動奠定了基礎。
在PN/A工藝成功啟動和運行后(第V階段)，B1、B2、B3和B4中CandidatusKuenenia的豐度分別增加到12.67%、19.07%、12.41%和11.43%(圖5(a))。由于Rc5和Rc6中NO2--N的缺乏，B5和B6中CandidatusKuenenia的豐度較低(分別為0.24%和2.29%)。在各反應柱中，Nitrosomonas和CandidatusKuenenia都得到了較高水平的積累(圖5(b))。這證實了微生物之間協同脫氮系統的存在。有趣的是，CandidatusKuenenia不僅被富集在厭氧區，而且在好氧區中也有較高的豐度，這表明好氧區已形成分層分布的生物膜系統。此外，在PN/A工藝的長期運行階段，未分類菌數量較多(圖5(c))。有研究表明，PN/A工藝微生物群落由各種功能菌和協作菌共同組成的。因此，在演替過程中會出現一些未分類協作菌以促進功能菌更好的富集。
2.4 G/L對NRE的影響
在第V階段，MOBAPR中的DO值接近于零。一方面，不能通過控制DO值來進一步優化反應器性能；另一方面，不能人為直接調控DO值，即只能通過曝氣量或流量等來間接調控DO值。因此，在PN/A工藝在運行過程中，DO控制會存在一定的滯后性。此外，在此階段發現曝氣速率越高，厭氧菌活性會降低；而曝氣速率越低，厭氧菌的氮轉化性能同樣會將低。因此，在MOBAPR中提供合適的曝氣量非常重要。
第2.1節和2.2節中的結果表明可通過縮短HRT將MOBAPR的NRE進一步提高，但好氧區中AOB的需氧量隨著進水氨氮濃度的增加而增加。因此，本研究通過控制G/L，一方面可以為MOBAPR中的功能微生物提供穩定適宜的NO2--N/NH4+-N，從而促進MOBAPR的總氮去除率；另一方面，直接調控反應器參數(代替DO控制)，從而簡化操作。為探討G/L對總氮去除率的影響，通過調節曝氣量和HRT，在進水NH4+-N為150mg·L-1，好氧/厭氧時間為90min/30min條件下，G/L參數分別設置為2.4、4.8、7.2、9.6、14.4、19.2、21.6、28.8和38.4。用高斯模型對得到的NRE和相應的G/L進行擬合(極點擬合)以得出最適G/L，擬合結果如圖6所示�？梢钥闯�，PN/A工藝的NRE在G/L為0~19.2時增大，而在G/L為21.6~38.4時減小。高斯模型的相關系數(R2)為0.9922(圖6(b))，說明該模型較好地描述了NRE與G/L之間的關系。模型擬合結果表明，當G/L比值參數為20~30時，NRE可達到較高水平。
3、結論
1)本研究構建了厭氧和好氧區共存、懸浮污泥系統與生物膜系統相結合的MOBAPR。
2)在MOBAPR中15天內成功啟動PN工藝，PN/A工藝在61天內成功啟動。在運行階段，PN工藝的NAR為(87.35±2.7)%，PN/A工藝的NRE為(83.41±2.45)%。
3)高通量測序結果表明，Nitrosomonas(27.09%)和CandidatusKuenenia(9.99%)在厭氧區和好氧區被同時富集。在長期運行階段，PN工藝的NAR為(87.35±2.7)%，PN/A工藝的NRE為(83.41±2.45)%。
4)在DO低至無法控制時，G/L可能是一種可以代替DO控制的重要策略，并且高斯模型擬合結果表明，當G/L比值參數為20~30時，NRE可達到較高水平。（來源：中交(天津)生態環保設計研究院有限公司）
