李云飛,王絲可,2,左劍惡*（.清華大學(xué)環(huán)境學(xué)院,環(huán)境模擬與污染控制國家重點聯(lián)合實驗室,北京 00084；2.深圳職業(yè)技術(shù)學(xué)院,深圳 58055）

近年來我國水體氮元素污染形勢嚴(yán)峻.根據(jù)《2015年中國環(huán)境統(tǒng)計年報》[1],2015年全國廢水中氨氮排放量為229.9萬t.根據(jù)2018年《中國生態(tài)環(huán)境狀況公報》[2],黃河流域、松花江流域輕度污染,遼河流域中度污染,主要污染指標(biāo)均包括氨氮,此外,滇池、太湖、巢湖均存在不同程度的氨氮污染.而水環(huán)境中氮元素富集會導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化,對人體、對水生生物健康產(chǎn)生不利影響.面對水體氮素污染帶來的嚴(yán)重危害以及嚴(yán)苛的出水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)與相關(guān)法規(guī),污水脫氮的重要性日益凸顯.基于厭氧氨氧化的新型脫氮工藝比傳統(tǒng)硝化-反硝化工藝曝氣需求低,污泥產(chǎn)量小,且不需額外添加碳源,具有更高的成本效益.因?qū)嶋H污水中往往缺乏厭氧氨氧化反應(yīng)所需的亞硝酸鹽氮,故需將亞硝化與厭氧氨氧化工藝耦合.

亞硝化-厭氧氨氧化（PNA）工藝的一體式反應(yīng)器構(gòu)型具有占地小、便于管理、無高濃度亞硝酸鹽氮積累等優(yōu)勢,故在側(cè)流處理含高濃度氨氮廢水中應(yīng)用廣泛.目前,全世界已有 100余座工程規(guī)模的基于厭氧氨氧化的脫氮裝置用于污水脫氮處理[3].

目前為止,已有諸多針對一體式PNA工藝的研究,旨在明確體系內(nèi)微生物群落、優(yōu)化反應(yīng)器運行條件等.研究表明,一體式 PNA 工藝體系內(nèi)存在好氧氨氧化菌（AOB）、厭氧氨氧化菌（AnAOB）、亞硝酸鹽氧化菌（NOB）以及異養(yǎng)菌（HB）,前三者為核心功能微生物.顆粒污泥和生物膜是一體式PNA工藝中常見的污泥形式,均能實現(xiàn)AnAOB和AOB在體系內(nèi)的持留.使用載體來形成生物膜可以增加體系內(nèi)持留的生物質(zhì)總表面積,從而提升工藝容積負(fù)荷;常見的AnAOB載體包括沸石、樹脂、無紡布、海綿等[4-6],顆粒污泥具有良好的沉降性能,可使懸浮生長的生物量盡可能降低,并能大幅提升反應(yīng)器氮去除負(fù)荷[7].為實現(xiàn)良好脫氮效果,需對NOB進(jìn)行抑制,在運行策略方面主要有間歇曝氣、溶解氧調(diào)控、維持體系內(nèi)剩余氨氮濃度等方法[8-13].

一體式PNA工藝已經(jīng)在側(cè)流廢水脫氮中得到了廣泛應(yīng)用,若將該工藝進(jìn)一步應(yīng)用于主流廢水,必能促進(jìn)污水廠實現(xiàn)能源自給,實現(xiàn)可持續(xù)發(fā)展.然而,一體式 PNA工藝主流應(yīng)用還存在諸多挑戰(zhàn),如工藝脫氮效果隨溫度降低下降,且微生物群落隨之變化.盡管在 30℃左右的條件下,PNA工藝具有在主流條件下實現(xiàn)良好脫氮效果的潛力:新加坡樟宜污水回用廠利用分段進(jìn)水活性污泥法處理主流廢水,其中62%的總氮是基于PNA原理脫除[14];但在我國多數(shù)地區(qū),季節(jié)差異使市政污水溫度波動大,最低可能達(dá) 10℃及以下,這是 PNA工藝穩(wěn)定運行最大的壁壘之一.研究表明隨著溫度下降,AnAOB活性會受到明顯抑制[15-16],如溫度從 30℃降低到10℃時AnAOB的活性會降低10倍[17].且溫度對不同微生物的生長和活性的影響不同,溫度降低可能導(dǎo)致 PNA系統(tǒng)內(nèi)微生物群落變化,從而影響 PNA工藝的運行工況.此前研究表明,單次溫度變化大于 10℃的急劇降溫和單次溫度變化僅為 3℃的小幅降溫均會使系統(tǒng)失穩(wěn)[18];此外,降溫也可能導(dǎo)致出水硝酸鹽濃度升高等后果[19].因此,針對溫度對一體式 PNA工藝運行的挑戰(zhàn),本研究首先明確降溫對工藝運行效果的影響,隨后明確體系內(nèi)微生物活性與群落結(jié)構(gòu)隨溫度的變化,以進(jìn)一步推動一體式PNA工藝的主流應(yīng)用.

1 材料與方法

1.1 反應(yīng)器的常溫運行

1.1.1 試驗裝置 本研究試驗的主體裝置為一體式PNA序批式反應(yīng)器（SBR）及相關(guān)附屬設(shè)備.反應(yīng)器工作體積為 2.2L,排水比恒定為 0.48,外部設(shè)一層恒溫水浴套,通過水浴加熱儀來控制水浴溫度,從而使反應(yīng)器內(nèi)部水溫保持恒定,實現(xiàn)對運行溫度的調(diào)控.反應(yīng)器中設(shè)有一攪拌器,確保除沉淀、出水以外的其他時段反應(yīng)器中水體和污泥呈完全混合狀態(tài).進(jìn)水出水分別通過兩臺蠕動泵控制,每個周期進(jìn)水、出水體積恒定為 1.06L.曝氣通過空氣壓縮機和一個插入反應(yīng)器內(nèi)部的黏砂曝氣頭進(jìn)行,空氣壓縮機與轉(zhuǎn)子流量計相連接來調(diào)控曝氣流量;溶解氧（DO）濃度、水體溫度和pH值通過在線電極實時顯示,以便進(jìn)行相應(yīng)控制和調(diào)試.反應(yīng)器的進(jìn)水、出水、曝氣、沉淀等階段的時間控制由PLC自動控制系統(tǒng)實現(xiàn).反應(yīng)器上部設(shè)有一取樣口.試驗裝置示意圖見圖1.

圖1 一體式PNA反應(yīng)器運行試驗裝置Fig.1 Schematic diagram of the lab-scale one-stage PNA reactor

1.1.2 接種污泥與試驗用水 反應(yīng)器內(nèi)接種污泥取自實驗室富集的厭氧氨氧化顆粒污泥,污泥顆粒呈深紅色,沉降性能良好.試驗用水為自配模擬廢水,以氨氮為唯一氮源,不加入有機碳源.試驗期間進(jìn)水氨氮濃度保持恒定,模擬廢水的具體配方如表1、表2所示.考慮反應(yīng)器的排水比,單次進(jìn)水的氨氮濃度實際約為254mg/L.

表1 一體式PNA反應(yīng)器的模擬廢水水質(zhì)Table 1 Components of the synthetic wastewater for the one-stage PNA reactor

表2 儲備液配方Table 2 Components of the stock solution

1.1.3 運行方式與分析項目 反應(yīng)器從 32℃啟動,經(jīng)4次降溫,至22℃穩(wěn)定運行.全程采用序批式運行方式,每個周期由6個階段組成:進(jìn)水（8.5min）、厭氧攪拌（50min）、曝氣（220～285min不等）、厭氧攪拌（40min）、沉淀（10min）和出水（2min）.反應(yīng)器運行溫度從32℃逐級降溫至22℃.曝氣階段運用間歇曝氣（連續(xù)曝氣 5min之后停止曝氣 7min,再開始曝氣,以此類推）,且始終保持體系內(nèi)低DO值.試驗中通過轉(zhuǎn)子流量計控制曝氣流量約1.2L/min.

試驗中主要測定和分析出水水質(zhì).取反應(yīng)器出水樣品后經(jīng) 0.45μm 濾膜過濾后,測定 NH4+-N、NO2--N和NO3--N.測定方法參照國家環(huán)?？偩志帉懙摹端蛷U水監(jiān)測分析方法》中的標(biāo)準(zhǔn)方法:NH4+-N的測定采用納氏試劑光度法,NO2--N的測定采用N（1-萘基）-乙二胺光度法,NO3--N的測定采用紫外分光光度法[21].

1.2 微生物活性分析

通過反應(yīng)器穩(wěn)定運行時周期內(nèi)序批試驗來檢測體系內(nèi)微生物的活性.序批試驗不同溫度下運行期間內(nèi)進(jìn)行,共計5次.具體方法為:在一個完整的周期內(nèi),每隔一定時間從反應(yīng)器上部的取樣口取內(nèi)部混合樣,經(jīng)0.45μm濾膜過濾后,測定樣品中NH4+-N、NO2--N和NO3--N的濃度.

參考Lotti等[15]的方法,通過周期內(nèi)序批試驗獲得周期內(nèi)不同時間NH4+-N、NO2--N和NO3--N的濃度后,再據(jù)此計算出反應(yīng)器內(nèi) AOB、NOB和AnAOB三種微生物的活性（Actual Volumetric Activity,AVA）.計算AOB和NOB活性時只考慮曝氣時的好氧階段,計算AnAOB活性時只考慮攪拌和間歇曝氣中的缺氧階段.AOB、NOB和AnAOB的活性分別以氨轉(zhuǎn)化速率（g NH4+-N/（L·d））、硝酸鹽產(chǎn)生速率（g NO3--N/（L·d））以及消耗氨氮和亞硝酸鹽氮的速率（g/（L·d））表示.

1.3 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

在試驗各階段的穩(wěn)定運行期,通過反應(yīng)器上部取樣口取內(nèi)部混合樣,離心后棄去上清液,保留活性污泥樣品并于-80℃條件下凍存;每個溫度下均取 3個平行樣.試驗結(jié)束后,將所有樣品統(tǒng)一進(jìn)行16S rDNA的V3-V4可變區(qū)的擴增,引物采用細(xì)菌通用引物338F-806R.DNA的提取、PCR擴增以及測序均在上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司（上海,中國）完成.對非重復(fù)序列在 97%相似性水平下進(jìn)行可操作分類單元（Operational Taxonomic Units,OTUs）聚類,并將OTUs與Silva 16S細(xì)菌和古菌核糖體數(shù)據(jù)庫比對,實現(xiàn)分類注釋,得到 OTUs表格;數(shù)據(jù)的可視化在美吉生物云平臺（www.majorbio.com）進(jìn)行.

2 結(jié)果與討論

2.1 反應(yīng)器常溫運行效能

試驗全過程反應(yīng)器共運行72d,依據(jù)運行溫度分為 5個階段,每天測定出水的氨氮、亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮的濃度,并根據(jù)前一天的出水水質(zhì)及排水比計算當(dāng)天實際進(jìn)水后的氨氮濃度.試驗過程中進(jìn)出水水質(zhì)如圖2所示.

反應(yīng)器運行的72d中,出水NO2--N和NO3--N濃度相對穩(wěn)定,尤其出水 NO2--N濃度很低,除個別天外均保持在 10mg/L以下,有 47d達(dá)到了 5mg/L以下.這印證了一體式PNA反應(yīng)器具有低亞硝酸鹽氮積累的優(yōu)勢.但出水 NO3--N有隨溫度下降而逐漸上升的趨勢,可能因為后期試驗過程 NOB活性升高而AOB和AnAOB活性下降,故亞硝酸鹽更易被氧化為硝酸鹽.前人研究顯示,若 NOB完全被抑制,則NO3--N產(chǎn)生量與NH4+-N的消耗量比值（△NO3--N/△NH4+-N）理論上為0.11[15];而本試驗在不同溫度下的△NO3--N/△NH4+-N均大于該值,且比值隨溫度降低而增加,故可認(rèn)為出水 NO3--N升高與NOB受到的抑制作用減弱有關(guān).出水NH4+-N濃度在 0～30mg/L之間,其變化直接影響出水總無機氮的濃度.

反應(yīng)器運行過程中,某典型周期水質(zhì)變化情況見圖 3.在進(jìn)水和隨后的攪拌初期（0～20min）,由于進(jìn)水中僅含 NH4+-N,故其濃度顯著上升;NO3--N濃度由于稀釋作用而下降;NO2--N濃度略有上升,可能由于進(jìn)水過程中并非完全厭氧環(huán)境,AOB有一定活性,抵消了進(jìn)水的稀釋作用.此后的一段厭氧攪拌時間（20～48min）,NH4+-N 和 NO2--N濃度略有下降,NO3--N濃度上升,可能有少量厭氧氨氧化反應(yīng)發(fā)生.間歇曝氣階段中（48～288min）,NH4+-N 濃度大幅減小,NO3--N濃度有所上升,NO2--N濃度上下波動,主要是由于曝氣時NH4+-N主要被氧化為NO2--N,少部分NO2--N又會被進(jìn)一步氧化為NO3--N;不曝氣時發(fā)生厭氧氨氧化反應(yīng),NO2--N和剩余的 NH4+-N被消耗,并產(chǎn)生 NO3--N.進(jìn)入?yún)捬鯏嚢桦A段后（288～338min）又會發(fā)生厭氧氨氧化反應(yīng),但剩余基質(zhì)濃度有限.經(jīng)過沉淀階段（338～348min）,顆粒污泥沉降至反應(yīng)器底部,最后反應(yīng)器出水.

圖3 一體式PNA反應(yīng)器某典型周期內(nèi)水質(zhì)變化Fig.3 Nitrogen profile in a typical cycle of the one-stage PNA reactor

根據(jù)出水水質(zhì)可計算總氮容積負(fù)荷（NLR）和總氮去除負(fù)荷（NRR）,見圖4.NLR和NRR隨周期總時長的調(diào)整和進(jìn)出水水質(zhì)的不同而有所改變,多數(shù)時間 NLR在 1.0～1.2g/（L·d）,NRR 在 0.7～0.9g/（L·d）,故反應(yīng)器在整個試驗過程中運行脫氮性能較為穩(wěn)定.NLR隨溫度變化存在波動,但范圍不大,說明溫度對反應(yīng)器的負(fù)荷影響不甚明顯,波動主要是調(diào)整曝氣時間從而使運行周期時長變化所導(dǎo)致;30℃運行時NLR最大.NRR在32℃運行時最大,隨著溫度降低而持續(xù)減小,說明降溫對一體式PNA反應(yīng)器脫氮效果有負(fù)面影響.本反應(yīng)器在 22℃運行時 NRR平均達(dá) 0.72g/（L·d）,相較其他研究中同溫度運行的PNA反應(yīng)器更高[16,22],說明本試驗中反應(yīng)器運行工況良好.

根據(jù)進(jìn)出水水質(zhì)計算出總氮（TN）去除率,如圖4.一體式 PNA 工藝的總氮（TN）去除率理論值為89%.但本試驗 TN 去除率為 62%～88%（除第 42,43,56d由于特殊情況低于60%）;且隨溫度的降低TN去除率在波動中有下降的趨勢.從理論角度分析,PNA工藝?yán)脜捬醢毖趸磻?yīng)將水體中氮元素轉(zhuǎn)化為N2實現(xiàn)脫氮,而PNA體系內(nèi)厭氧氨氧化的進(jìn)行又依賴于好氧氨氧化,因此可推測 TN去除率下降與AnAOB或 AOB活性隨溫度下降相關(guān).從出水?dāng)?shù)據(jù)上分析,本試驗TN去除率低于理論值主要因為出水NO3--N濃度依然較高,這又與 NOB的活性及其受到的抑制作用相關(guān).由此可見,試驗全程中 TN 去除率隨溫度下降略有下降的趨勢,很可能與反應(yīng)器內(nèi)微生物的活性變化相關(guān),需進(jìn)一步驗證.

2.2 功能微生物活性分析

根據(jù)周期內(nèi)序批試驗測得的氮素濃度變化的結(jié)果可計算出AOB、NOB和AnAOB三種功能微生物各溫度下的實際活性,見表3.

表3數(shù)據(jù)顯示,一體式反應(yīng)器體系內(nèi)AOB活性始終高于 AnAOB,故本反應(yīng)器脫氮的限速步驟在于厭氧氨氧化反應(yīng).故反應(yīng)器運行一個周期內(nèi)總厭氧時長多于總好氧時長（間歇曝氣中除去不曝氣的時間段）,以這樣的時間比例運行可以達(dá)到穩(wěn)定的脫氮效果.NOB的活性遠(yuǎn)低于AOB和AnAOB,說明反應(yīng)器運行中NOB受到了較好的抑制.28℃序批試驗NOB活性高于其他溫度,推測由于反應(yīng)器中剩余 NH4+-N不足限制了AOB,曝氣最后階段NOB占優(yōu),NO3--N濃度顯著增加,故計算出的NOB實際活性高.

表3 一體式PNA反應(yīng)器內(nèi)AOB、NOB和AnAOB的微生物活性Table 3 Actual volumetric activity（AVA）of AOB,NOB and AnAOB

從表 3結(jié)果可知,隨著反應(yīng)器運行溫度下降,AOB活性下降最為明顯,從 32℃的 3.82g NH4+-N/（L·d）減至 22℃的 2.73g NH4+-N/（L·d）.除 28℃以外,AOB活性持續(xù)下降而NOB活性在波動中反而上升,使得 AVANOB/AVAAOB隨溫度降低而升高,這表明在與AOB的競爭中NOB受到的相對抑制作用減弱,從而直接證實了根據(jù)出水水質(zhì)變化做出的推測.此外,3種微生物中只有AOB活性持續(xù)下降,這意味著反應(yīng)器運行效果隨溫度略有下降與AOB活性（即亞硝化速率）直接相關(guān).因此,若運行溫度繼續(xù)下降,則需要進(jìn)一步調(diào)整運行策略以保證對NOB的抑制,如更加精準(zhǔn)監(jiān)控曝氣流量與 DO、保持足夠剩余氨氮濃度等[9].試驗中AnAOB在25℃～32℃之間活性差異不大,降溫至 22℃后活性有了明顯下降,這與反應(yīng)器運行實際情況相符:最初幾次降溫后水質(zhì)沒有出現(xiàn)明顯波動,然而當(dāng)降溫至 22℃時反應(yīng)器出現(xiàn)失穩(wěn),經(jīng)調(diào)控后才恢復(fù)穩(wěn)定運行（圖3第56d）.AnAOB和厭氧氨氧化反應(yīng)的最適溫度在 30℃～40℃不等[23];而本研究中 AnAOB的活性數(shù)據(jù)表明,反應(yīng)器中的AnAOB已經(jīng)完全適應(yīng)了25℃左右的中溫系統(tǒng),降溫至 22℃活性有下降,但通過控制運行條件并未對反應(yīng)器脫氮效果造成顯著影響,因此一體式PNA反應(yīng)器的常溫穩(wěn)定運行得以實現(xiàn).

2.3 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

2.3.1 群落組成與核心功能微生物識別 本試驗對5個顆粒污泥樣本進(jìn)行16S rDNA擴增,共產(chǎn)生349566條有效序列,以最小樣本序列數(shù)抽平后5個樣本序列總數(shù)為273480.本試驗在NCBI數(shù)據(jù)庫的項目編號為 PRJNA658444,5個樣本測序原始數(shù)據(jù)的Sequence Read Archive（SRA）序列登陸號 為 SRR12489534（22℃）,SRR12489535（25℃）,SRR12489536（28 ℃）,SRR12489537（30 ℃）和SRR12489538（32℃）.

聚類分析結(jié)果表明,從所有樣本中共得出 600個OTUs代表序列,與數(shù)據(jù)庫比對后發(fā)現(xiàn)門水平上顆粒污泥中的優(yōu)勢菌群為Chloroflexi、Proteobacteria、Planctomycetes和Bacteroidetes（圖5）.AOB所在的門 Proteobacteria在樣品中的相對豐度為 14.9%～23.9%,AnAOB所在的門 Planctomycetes在樣品中的相對豐度為7.5%～17.7%.在屬水平上,豐度最高的微生物為 Chloroflexi門 Anaerolineae綱的代號為SBR_1031某種未培養(yǎng)細(xì)菌,相對豐度為 19.1%～44.4%;AOB的優(yōu)勢屬為 Nitrosomonas,相對豐度為2.8%～11.5%;發(fā)現(xiàn)兩個豐度較高的 AnAOB 屬,Candidatus Brocadia相對豐度為2.7%～15.1%,Candidatus Jettenia為2.2%～4.6%;共發(fā)現(xiàn)兩個屬的NOB,Nitrospira相對豐度為0.033%～0.068%,Nitrolancea為0.013%～0.062%,NOB豐度很低證明了本研究間歇曝氣和低DO的反應(yīng)器運行策略的有效性.

圖5 一體式PNA反應(yīng)器污泥中微生物群落結(jié)構(gòu)Fig.5 Microbial community of the sludge in the one-stage PNA reactor

在PNA系統(tǒng)中,除自養(yǎng)微生物以外還經(jīng)常有異養(yǎng)菌存在,通常屬于 Chloroflexi,Ignavibacteriae,Bacteroidetes和Proteobacteria門等[24-25].它們能以胞外多聚物和溶解性的微生物代謝產(chǎn)物等有機物為碳源,大多還具備反硝化功能.本研究的一體式 PNA反應(yīng)器中發(fā)現(xiàn)了異養(yǎng)反硝化菌 Denitratisoma,相對豐度為 3.0%～6.5%.但小試實驗表明異養(yǎng)反硝化對于系統(tǒng)整體脫氮貢獻(xiàn)很小,推測原因在于系統(tǒng)內(nèi)缺乏足量碳源.

2.3.1 群落結(jié)構(gòu)隨溫度變化 圖 6顯示了反應(yīng)器內(nèi)豐度最高的 20個物種豐度隨溫度的變化情況.AOB的優(yōu)勢屬為 Nitrosomonas,其相對豐度隨溫度下降逐漸上升（圖 6）,32℃時相對豐度僅為 2.8%,至22℃相對豐度達(dá)11.5%.因此,降溫未對AOB生長造成不利影響.AnAOB整體的相對豐度同樣隨溫度降低而上升（圖 6）,32℃相對豐度為 7.3%,22℃達(dá)17.3%,但在降溫過程中優(yōu)勢屬轉(zhuǎn)變.Candidatus Brocadia在32℃相對豐度為2.7%,低于Candidatus Jettenia（4.6%）;溫度降低 Candidatus Brocadia豐度持續(xù)增加 Candidatus Jettenia豐度下降,到 22℃Candidatus Brocadia相對豐度為 15.1%,遠(yuǎn)高于Candidatus Jettenia（2.2%）.推測 Candidatus Brocadia屬更能適應(yīng)低溫條件,這與前人發(fā)現(xiàn)的結(jié)果一致[15,26-27].NOB的相對豐度在試驗全程均很低,且豐度隨降溫進(jìn)一步下降,說明降溫不利于其生長.

圖6 一體式PNA反應(yīng)器污泥中相對豐度最高的20個物種屬水平熱圖Fig.6 Heatmap of the 20most abundant genera in the one-stage PNA reactor

除以上功能微生物外,反應(yīng)器污泥內(nèi)的異養(yǎng)反硝化菌 Denitratisoma的相對豐度同樣隨溫度降低而升高,證明反應(yīng)器內(nèi)自養(yǎng)微生物分泌的有機物（如胞外多聚物）能夠使反應(yīng)器內(nèi)的異養(yǎng)菌存在并增殖;而Chloroflexi門代號為SBR1031的菌群盡管相對豐度一直最高,然而其豐度卻隨降溫而持續(xù)下降,說明若反應(yīng)器繼續(xù)降溫運行,該菌可能會失去優(yōu)勢.

微生物群落結(jié)構(gòu)隨溫度變化的結(jié)果可進(jìn)一步佐證溫度對微生物活性的影響.2.2節(jié)活性分析表明,溫度降低AOB活性持續(xù)下降,AnAOB降溫至22℃之后活性有明顯下降,而 NOB活性在波動中上升;但從群落結(jié)構(gòu)角度看,降溫后AOB和AnAOB的相對豐度反而上升,NOB豐度卻下降.由于微生物活性通過其反應(yīng)速率顯示,相對豐度在低溫時更高排除了活性（即計算出的脫氮反應(yīng)速率）下降是因為微生物數(shù)量變少的可能,進(jìn)一步證明了 AOB和 AnAOB菌體自身的活性在低溫下會受到抑制.低溫雖使NOB豐度下降,但整體活性沒有顯著變化.因此,降溫對AOB和AnAOB活性的抑制作用比NOB更加明顯.

3 結(jié)論

3.1 一體式PNA反應(yīng)器可在常溫下穩(wěn)定運行,出水水質(zhì)良好.采用顆粒污泥序批式反應(yīng)器,單次進(jìn)水濃度約254mgNH4+-N/L,從中溫32℃啟動,逐級降溫至22℃,試驗全程出水 NO2--N 濃度均很低（基本＜10mg/L）,但 NO3--N隨降溫略有升高;出水NH4+-N在0～30mg/L之間波動,其變化直接影響出水總無機氮濃度.試驗期間反應(yīng)器運行工況整體穩(wěn)定.總氮去除率為62%～88%.

3.2 溫度對一體式PNA反應(yīng)器污泥內(nèi)微生物活性有明顯影響.所有溫度下,AOB活性均高于AnAOB,反應(yīng)器脫氮限速步驟在于厭氧氨氧化反應(yīng);且 NOB得到較好抑制.降溫時 AOB活性持續(xù)下降,從 32℃的 3.82gNNH4+-N/（L·d）降至 22℃的 2.73g NH4+-N/（L·d）;這使 NOB 受到的相對抑制作用減弱.AnAOB降溫至 22℃后活性才有明顯下降,從 1.66g/（L·d）降至 1.45g/（L·d）.盡管降溫使AOB和 AnAOB活性降低,但可通過調(diào)整運行條件來減弱其對反應(yīng)器脫氮效果的影響.

3.3 降溫會使一體式PNA反應(yīng)器污泥內(nèi)微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生變化.AOB和 AnAOB的相對豐度均隨降溫明顯上升.降溫也使 AnAOB的優(yōu)勢屬從Candidatus Jettenia轉(zhuǎn)變?yōu)?Candidatus Brocadia.溫度降低也使反應(yīng)器內(nèi)異養(yǎng)反硝化菌Denitratisoma的相對豐度增加,但Chloroflexi門的SBR_1031菌豐度隨降溫持續(xù)下降.