敬雙怡,宋子洋,劉 超,李衛(wèi)平,李 奇,張鐵軍

MBBR工藝中SNEDPR的啟動(dòng)及性能研究

敬雙怡,宋子洋,劉 超,李衛(wèi)平*,李 奇,張鐵軍

(內(nèi)蒙古科技大學(xué)能源與環(huán)境學(xué)院,內(nèi)蒙古 包頭 014010)

為探究同步硝化內(nèi)源反硝化除磷(SNEDPR)強(qiáng)化移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器(MBBR)工藝脫氮除磷的可行性,采用連續(xù)曝氣和攪拌/曝氣交替運(yùn)行的MBBR反應(yīng)器,以磁性填料作為載體處理模擬生活污水,考察了SNEDPR啟動(dòng)過(guò)程中的脫氮除磷性能,并結(jié)合熒光顯微鏡和高通量測(cè)序技術(shù)對(duì)各個(gè)功能菌群結(jié)構(gòu)變化情況進(jìn)行了分析.結(jié)果表明,經(jīng)兩階段運(yùn)行后,氨氮和磷去除率分別達(dá)到97.6%和85.37%,出水NO2--N、NO3--N和COD濃度分別為1.3949,3.88和20.4mg/L,同步硝化內(nèi)源反硝化率(SNEDR)由0.07%逐漸升高至86.35%.好氧階段同步硝化內(nèi)源反硝化率的提高,使出水NO--N濃度下降,提高了系統(tǒng)的脫氮性能和厭氧階段內(nèi)碳源的儲(chǔ)存量.熒光顯微鏡和高通量測(cè)序結(jié)果表明,經(jīng)過(guò)53d的運(yùn)行,微生物群落多樣性呈顯著提高,系統(tǒng)內(nèi)GAOs、AOB、NOB豐度的提高(分別由接種污泥中的3.3%、0.84%和0.66%提高至系統(tǒng)內(nèi)的27.08%/20.48%、1.45%/1.76%和1.05%/0.85%)和PAOs、DPAOs的存在,保證了系統(tǒng)的脫氮除磷性能,在MBBR工藝中實(shí)現(xiàn)了EBPR與SNED的耦合.

同步硝化內(nèi)源反硝化(SNED)；移動(dòng)式生物膜反應(yīng)器；強(qiáng)化生物除磷；聚磷菌(PAOs)；高通量測(cè)序

采用傳統(tǒng)活性污泥法處理低C/N比、低溫城市污水時(shí),工藝中的聚磷菌與硝化菌、反硝化菌存在污泥齡的矛盾與碳源的競(jìng)爭(zhēng)[1-3],導(dǎo)致脫氮除磷能力有限.污水處理廠為實(shí)現(xiàn)達(dá)標(biāo)排放需投加額外碳源,增加一定運(yùn)行成本[4].與之相比,移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器(MBBR)工藝具有負(fù)荷高、抗沖擊負(fù)荷能力強(qiáng)、耐受低溫、運(yùn)行費(fèi)用低等特點(diǎn)[5-6],但其在低C/N條件下脫氮除磷效果也受到限制[7].因此,如何在低碳源條件下實(shí)現(xiàn)MBBR工藝高效穩(wěn)定的脫氮除磷具有重要意義.同步硝化內(nèi)源反硝化除磷(SNEDPR)實(shí)現(xiàn)強(qiáng)化生物除磷(EBPR)[8-10]與同步硝化內(nèi)源反硝化(SNED)[11-13]的耦合,減少對(duì)氧和碳源的需求,有效解決菌群間碳源的競(jìng)爭(zhēng)和污泥齡的矛盾,被視為處理低C/N比污水的高效脫氮除磷途徑[14].SNEDPR主要是利用反硝化聚糖菌(DGAOs)與反硝化聚磷菌(DPAOs)代替?zhèn)鹘y(tǒng)反硝化菌,成為反硝化過(guò)程中的優(yōu)勢(shì)菌群,使硝化與反硝化、除磷同時(shí)發(fā)生.有研究表明SNEDPR好氧段存在由DGAOs和DPAOs主導(dǎo)的同步短程硝化內(nèi)源反硝化,是實(shí)現(xiàn)低C/N(<3)污水高效脫氮除磷的原因[15].

目前,相關(guān)的研究主要集中在懸浮生長(zhǎng)活性污泥體系內(nèi)SNEDPR的啟動(dòng)過(guò)程[16-17],顆粒污泥同步硝化內(nèi)源反硝化脫氮除磷研究[18-19],以及在不同C/N、C/P、SRT影響因素下污泥體系內(nèi)SNEDPR脫氮除磷特性的分析[20-22].有學(xué)者發(fā)現(xiàn)[23]MBBR在低C/N條件下TN、TP去除率保持在70%和40%左右,除磷效果不佳,還有研究[24]指出生物膜中存在的氧濃度梯度有利于DGAOs和DPAOs的生長(zhǎng).但是有關(guān)泥膜混合條件下SNEDPR條件下脫氮除磷性能研究相對(duì)較少,且缺乏SNEDPR強(qiáng)化MBBR工藝處理效果及微生物群落分析的研究.

因此,本研究以模擬低C/N比的生活污水為處理對(duì)象,采用連續(xù)曝氣和攪拌/曝氣交替的運(yùn)行方式,在MBBR反應(yīng)器內(nèi)實(shí)現(xiàn)SNEDPR的啟動(dòng),并探究該系統(tǒng)啟動(dòng)運(yùn)行期間的脫氮除磷機(jī)理及SNEDR、反應(yīng)體系內(nèi)微生物群落結(jié)構(gòu)及DGAOs、DPAOs生長(zhǎng)情況.以期為SNEDPR強(qiáng)化MBBR工藝中脫氮除磷性能提供新的思路和參考.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行工序

本實(shí)驗(yàn)采用移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器(MBBR,圖1),由有機(jī)玻璃制備而成,高56cm,直徑35cm,有效容積50L.反應(yīng)器側(cè)面設(shè)有3個(gè)出水口,方便排水和取樣,底部設(shè)有排泥管.

MBBR反應(yīng)器中SNEDPR啟動(dòng)與運(yùn)行的實(shí)驗(yàn)研究分為兩階段:階段Ⅰ(1～29d),采用連續(xù)曝氣的運(yùn)行方式,促進(jìn)生物膜的形成和硝化體系的建立;階段Ⅱ(30～53d),采用攪拌/曝氣交替的多級(jí)運(yùn)行方式,提高曝氣效率,富集聚磷菌和聚糖菌實(shí)現(xiàn)同步硝化內(nèi)源反硝化除磷.曝氣強(qiáng)度由氣體流量計(jì)控制,DO控制在2～4mg/L.MBBR反應(yīng)器在階段Ⅰ以16h為1周期,2d運(yùn)行3周期,運(yùn)行工序?yàn)?進(jìn)水10min,曝氣940min,出水10min;在階段Ⅱ以24h為1周期,1d運(yùn)行1周期,運(yùn)行工序?yàn)?進(jìn)水10min,厭氧攪拌180min,曝氣150min,厭氧攪拌180min,曝氣150min,厭氧攪拌180min,好氧580min,出水10min,兩階段均無(wú)閑置階段.

圖1 MBBR實(shí)驗(yàn)裝置

1.水箱;2.排泥口;3.填料;4.攪拌槳;5.曝氣盤(pán);6.調(diào)頻電機(jī);7.氣體流量計(jì);8.曝氣泵;9.取樣口;10.排水口

1.2 接種污泥和實(shí)驗(yàn)水質(zhì)

MBBR是雙污泥系統(tǒng),接種污泥取自包頭市某污水處理廠回流污泥,接種后MBBR反應(yīng)器內(nèi)MLSS在3000mg/L左右,SV為42%,SVI為140mL/g.采用人工模擬生活污水配水,碳源采用無(wú)水乙酸鈉(C2H3NaO2),維持進(jìn)水COD為229～314mg/L,分別以氯化銨(NH4Cl)、磷酸氫二鉀(K2HPO4)和磷酸二氫鉀(KH2PO4)作為氮源和磷源,維持進(jìn)水NH4+-N為41～66mg/L、PO43--P為5～6.3mg/L.用碳酸氫鈉與鹽酸調(diào)節(jié)模擬生活污水的pH值至7.3～7.5左右.每升水中加入一毫升營(yíng)養(yǎng)液以補(bǔ)充微量元素[25].投加填料是以聚乙烯、羥基磷灰石與釹鐵硼磁粉通過(guò)共混技術(shù)制備而成的磁性懸浮填料,填充率為30%.

1.3 檢測(cè)項(xiàng)目與分析方法

水樣經(jīng)過(guò)中速濾紙(最大孔徑15～20μm)過(guò)濾后測(cè)定各參數(shù),測(cè)定方法如下:COD采用重鉻酸鉀法測(cè)定;NH4+-N采用納氏試劑光度法測(cè)定;NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測(cè)定;NO3--N采用紫外分光光度法測(cè)定;PO43--P采用鉬銻抗分光光度法測(cè)定;MLSS與MLVSS采用重量法測(cè)定[26];pH值和DO采用雷Multy 8330便攜式水質(zhì)分析儀(法國(guó)PONSEL公司)測(cè)定;生物膜干重采用堿洗法[27]測(cè)定;胞外聚合物進(jìn)行分層提取[28],其中TB-EPS采用加熱法提取,多糖含量采用蒽酮法測(cè)定,蛋白質(zhì)采用Folin-酚法測(cè)定,兩者之和即為EPS總含量.

1.4 SNEDR

SNEDR用以表示在系統(tǒng)好氧段的氮損失情況,其計(jì)算方法見(jiàn)公式:

式中:ΔNH4+-N、ΔNO2－-N和ΔNO3－-N分別為系統(tǒng)好氧段NH4+-N、NO2－-N和NO3－-N濃度的變化量,mg/L.

1.5 多磷酸鹽的染色

本實(shí)驗(yàn)采用DAPI染色劑對(duì)生物膜進(jìn)行染色,用熒光顯微鏡觀察,進(jìn)一步確認(rèn)生物膜上聚磷菌的富集情況.取若干填料于燒杯中,加入50mL去離子水,通過(guò)超聲波震蕩將生物膜剝離收集,將樣品放置于-80℃干冰中送到科學(xué)指南針檢測(cè)中心檢測(cè).剪取適量樣品,放置于24mm×60mm蓋玻片上,用DAPI染色劑染色,并在激發(fā)波長(zhǎng)395～391nm和接收光范圍>397nm的倒置熒光顯微鏡下觀察[29].

1.6 高通量測(cè)序

為探究反應(yīng)體系中微生物群落結(jié)構(gòu)及多樣性,取反應(yīng)器啟動(dòng)時(shí)的種泥,運(yùn)行53d后的生物膜及污泥絮體樣品,進(jìn)行3次重復(fù)采樣,共采集9個(gè)樣品,樣品編號(hào)分別記為W、M、N,進(jìn)行高通量測(cè)序,其中生物膜利用超聲波震蕩剝離.經(jīng)離心、抽濾后的樣品置于-80℃的干冰中送至上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司Illumina MiSeq平臺(tái)進(jìn)行16SrDNA高通量測(cè)序.高通量測(cè)序采用美國(guó)QIAGEN公司的DNeasy?PowerSoil? Pro Kit試劑盒提取生物膜樣品總DNA,利用NanoDrop2000檢測(cè)DNA純度和濃度,利用1%瓊脂糖凝膠電泳檢測(cè)抽取的基因組DNA的完整性.選用通用引物338F(5￠-ACTCCTACGGGAGGCA- GCAG-3￠)和806R(5￠-GGACTACHVGGGTWTCTA AT-3￠)對(duì)細(xì)菌16S rDNA基因中的V3-V4進(jìn)行PCR擴(kuò)增.PCR反應(yīng)條件參數(shù)為:95℃預(yù)變性溫度下保持3min;95℃變性溫度下保持30s,55℃退火溫度下保持30s,72℃延伸溫度下保持45s,進(jìn)行27次循環(huán)擴(kuò)增;72℃下終止延伸10min,10℃至反應(yīng)結(jié)束.PCR擴(kuò)增產(chǎn)物用2%瓊脂糖凝膠電泳檢測(cè),使用美國(guó)AXYGEN公司的AxyPrepDNA凝膠回收試劑盒切膠回收PCR擴(kuò)增產(chǎn)物,并對(duì)其進(jìn)行檢測(cè)定量分析之后,構(gòu)建MiSeq文庫(kù),利用Illumina MiSeq測(cè)序平臺(tái)進(jìn)行高通量測(cè)序,將所得序列通過(guò)OTUs(運(yùn)算分類(lèi)單位)以97%的相似度進(jìn)行聚類(lèi),本實(shí)驗(yàn)的測(cè)序工作由測(cè)序公司完成.

2 結(jié)果與分析

2.1 系統(tǒng)啟動(dòng)及運(yùn)行過(guò)程中COD去除特性

從圖2中可知,階段Ⅰ(1～29d),系統(tǒng)進(jìn)水COD濃度平均值為269.11mg/L,出水COD濃度平均值為28.03mg/L,平均去除率為89.41%,說(shuō)明有機(jī)物的去除效果較好.

階段Ⅱ(30～53d),系統(tǒng)進(jìn)水COD濃度平均值為274.36mg/L,反應(yīng)器運(yùn)行條件改為攪拌/曝氣交替多級(jí)運(yùn)行,隨后反應(yīng)體系性能略有下降,主要表現(xiàn)為COD去除率下降,由第29d的90.77%下降至第33d的75.31%,隨著反應(yīng)的進(jìn)行,反應(yīng)體系的COD去除率逐漸恢復(fù)至90%以上.由圖2觀察到在經(jīng)過(guò)第一次厭氧階段之后,反應(yīng)器內(nèi)的COD濃度呈現(xiàn)出逐漸下降的趨勢(shì),COD濃度值由174mg/L下降至54mg/L.后續(xù)經(jīng)過(guò)第一次好氧階段的COD濃度值與第一次厭氧階段COD濃度值差別較小,說(shuō)明好氧段有機(jī)物消耗較少.經(jīng)過(guò)3次循環(huán)后的COD濃度值不斷減小,說(shuō)明反應(yīng)體系COD去除性能恢復(fù),且階段Ⅱ中COD的去除主要是在第一個(gè)循環(huán)的厭氧階段完成.

圖2 SNEDPR啟動(dòng)及運(yùn)行過(guò)程中COD濃度變化情況

2.2 系統(tǒng)啟動(dòng)及運(yùn)行過(guò)程中硝化特性、SNEDR與脫氮特性

如圖3所示,階段Ⅰ(1～29d),系統(tǒng)進(jìn)水NH4+-N濃度平均值為50.23mg/L,出水NH4+-N濃度小于1.5mg/L,去除率均在97%以上,說(shuō)明系統(tǒng)的硝化效果較好.系統(tǒng)出水NO2--N濃度平均值為(0.05±0.01) mg/L,出水NO3--N濃度呈現(xiàn)逐漸上升的趨勢(shì),由23.598mg/L逐漸上升至46.315mg/L,進(jìn)水氨氮幾乎全部轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮,表明系統(tǒng)硝化作用為全程硝化.

階段Ⅱ(30～53d),系統(tǒng)進(jìn)水NH4+-N濃度平均值為44.80mg/L,3次循環(huán)后出水NH4+-N濃度雖然有所增加,但依然小于2mg/L,去除率保持在95%以上,這說(shuō)明系統(tǒng)的硝化性能維持在較高水平.如圖3可知,系統(tǒng)中大部分NH4+-N的去除主要是在第一循環(huán)周期實(shí)現(xiàn),經(jīng)過(guò)第一次厭氧階段之后,NO2--N、NO3--N濃度值較小,無(wú)明顯積累,說(shuō)明系統(tǒng)中存在反硝化反應(yīng).經(jīng)過(guò)第一次好氧階段,氨氮減少的同時(shí),NO2--N、NO3--N濃度也呈現(xiàn)出逐漸下降的趨勢(shì),其中NO3--N濃度值由7.653mg/L逐漸下降至0.43mg/L,且第一次好氧階段SNEDR由0.07%逐漸升高至86.35%,證明反應(yīng)體系內(nèi)存在同步硝化反硝化.且3次循環(huán)后出水NO2--N、NO3--N濃度分別為1.3949和3.88mg/L,說(shuō)明系統(tǒng)脫氮性能較好.

圖3 SNEDPR啟動(dòng)及運(yùn)行過(guò)程中NH4+-N、NOx--N和SNEDR變化情況

2.3 系統(tǒng)啟動(dòng)及運(yùn)行過(guò)程中除磷特性

從圖4中可知,階段Ⅰ(1～29d),系統(tǒng)進(jìn)水PO43--P濃度平均值為5.36mg/L,出水PO43--P濃度平均值為0.50mg/L,去除率最高達(dá)92.72%,說(shuō)明系統(tǒng)除磷性能較好.

階段Ⅱ(30～53d),系統(tǒng)進(jìn)水PO43--P濃度平均值為5.61mg/L,隨著反應(yīng)器運(yùn)行條件的改變,反應(yīng)體系磷的去除性能下降,主要表現(xiàn)為PO43--P去除率下降,由第29d的92.10%下降至第33d的30.01%,隨后系統(tǒng)除磷性能逐漸恢復(fù),去除率恢復(fù)至85.37%.聚磷菌的一個(gè)關(guān)鍵特征是在厭氧條件下釋放磷的能力,以及隨后在有氧條件下吸收磷的能力,由圖4觀察到經(jīng)過(guò)第一次厭氧階段之后,PO43--P濃度由11.147mg/L逐漸上升至31.107mg/L,厭氧釋磷量逐漸增大.后續(xù)經(jīng)過(guò)第一次好氧階段,吸磷量逐漸增大,經(jīng)過(guò)3次循環(huán)后出水PO43--P濃度逐漸減小至0.84mg/L,表明系統(tǒng)的除磷性能恢復(fù)良好.

圖4 SNEDPR啟動(dòng)及運(yùn)行過(guò)程中PO43--P濃度變化

2.4 生物膜上聚磷菌的鑒定

隨著實(shí)驗(yàn)的進(jìn)行,填料上的生物膜在啟動(dòng)前后也發(fā)生了變化,反應(yīng)器啟動(dòng)初期,填料表面呈現(xiàn)白色,無(wú)明顯的掛膜現(xiàn)象;當(dāng)反應(yīng)器運(yùn)行20d之后,填料表面能觀察到一層很薄的黃色薄膜,即認(rèn)為開(kāi)始掛膜,且生物膜分布的位置和厚度相對(duì)均勻.生物膜經(jīng)過(guò)堿洗法處理后,測(cè)得平均每個(gè)填料上附著生長(zhǎng)了干重8.32mg的生物膜.

為了確認(rèn)PAOs在生物膜中是否存在和具有活性,對(duì)生物膜進(jìn)行了聚磷菌的鑒定.PAOs存在和具有活性的一個(gè)關(guān)鍵是其將廢水中的可溶性磷轉(zhuǎn)化為生物質(zhì)中的多磷酸鹽顆粒的能力.有研究表明[30],4',6-二脒基-2-苯基吲哚(DAPI)是一種能夠與DNA強(qiáng)力結(jié)合的熒光染料,菌體內(nèi)的多磷酸鹽和脂類(lèi)物質(zhì)能被高濃度DAPI(50mg/L)染色,染色后用熒光顯微鏡觀察,DAPI-脂類(lèi)的熒光較弱,幾秒之后就會(huì)淬滅,而DAPI-多磷酸鈉鹽的熒光呈現(xiàn)亮黃色,不易淬滅.將反應(yīng)器中剝離的生物膜用DAPI染色后,經(jīng)熒光顯微鏡觀察,結(jié)果顯示樣品中發(fā)出較強(qiáng)的黃色或綠色熒光,且長(zhǎng)時(shí)間不淬滅,表明生物膜中積累了聚磷顆粒,即認(rèn)為生物膜上已經(jīng)成功富集了聚磷菌.

2.5 微生物群落結(jié)構(gòu)及多樣性

2.5.1 門(mén)和屬水平的微生物群落結(jié)構(gòu) 高通量測(cè)序結(jié)果顯示,全部樣品的序列數(shù)目為421961,序列堿基數(shù)目為176220066bases,平均序列長(zhǎng)度417bp (NCBI登陸號(hào):PRJNA810913).圖5(b)顯示了生物膜(M)、污泥絮體(N)和接種污泥(W)3個(gè)樣本中基于OTU分類(lèi)的門(mén)級(jí)微生物群落.其中生物膜和污泥絮體樣品鑒定出17個(gè)主要門(mén)(>0.5%),接種污泥鑒定出10個(gè)主要門(mén).生物膜與污泥絮體樣本的微生物群落相似,最主要的門(mén)是變形菌門(mén)(Proteobacteria)、擬桿菌門(mén)(Bacteroidota)、綠彎菌門(mén)(Chloroflexi)、浮霉菌門(mén)(Planctomycetota).接種污泥的主要門(mén)是變形菌門(mén)(Proteobacteria)、擬桿菌門(mén)(Bacteroidota)、綠彎菌門(mén)(Chloroflexi)、放線菌門(mén)(Actinobacteriota).生物膜和污泥絮體中的變形菌門(mén)(45.13%～46.26%)和擬桿菌門(mén)(17.20%～22.25%)豐度顯著高于接種污泥的變形菌門(mén)(17.53%)和擬桿菌門(mén)(5.96%)豐度,而它們的綠彎菌門(mén)(10.44%～9.83%)豐度低于接種污泥的綠彎菌門(mén)(18.23%)豐度.這說(shuō)明雖然反應(yīng)器內(nèi)生物膜與污泥絮體的優(yōu)勢(shì)菌門(mén)與接種污泥相似,但是其功能菌群落可能發(fā)生了變化.

對(duì)3個(gè)樣本通過(guò)創(chuàng)建熱圖(圖5c)在屬水平上對(duì)微生物群落進(jìn)行比較.在屬水平上,生物膜和污泥絮體最主要的屬為(24.91%～17.20%),是該反應(yīng)器的絕對(duì)優(yōu)勢(shì)菌屬,與接種污泥相比,其豐度顯著增加.生物膜和污泥絮體還包含其他一些菌屬,如OLB12(4.95%～4.99%)、(2.17%～3.28%)、(0.19%～4.84%)、(2.10%～0.64%)、(0.54%～1.49%)、(1.05%～0.85%)等,接種污泥的優(yōu)勢(shì)菌屬為(14.36%)、(11.17%)和(7.3%).結(jié)合圖5(a)與圖5(c),發(fā)現(xiàn)與接種污泥相比,生物膜與污泥絮體的聚糖菌和硝化菌豐度增加,聚磷菌的豐度下降,反應(yīng)體系內(nèi)的菌屬豐度發(fā)生了顯著變化,說(shuō)明反應(yīng)體系中的脫氮除磷的功能菌屬不同.

M為生物膜,N為污泥絮體,W為接種污泥

2.5.2 微生物群落多樣性 選擇Sobs、Shannon、Simpson、Chao1和PD指數(shù)對(duì)反應(yīng)體系內(nèi)的微生物群落多樣性進(jìn)行評(píng)估.表1顯示了運(yùn)行53d的生物膜(M)、污泥絮體(N)和接種污泥(W)樣本的細(xì)菌群落豐富度和多樣性,由表1可知,樣品的Coverage指數(shù)均>0.97,說(shuō)明樣本中的序列基本能被檢測(cè)出,測(cè)序結(jié)果能反應(yīng)出樣本的真實(shí)性.Chao1在生態(tài)學(xué)中常用來(lái)估計(jì)物種總數(shù),Shannon和Simpson多樣性指數(shù)常用于反映群落alpha多樣性,Shannon值越大,說(shuō)明群落多樣性越高,而Simpson指數(shù)值越大,說(shuō)明群落多樣性越低.由表1可知,生物膜的chao1指數(shù)高于接種污泥,污泥絮體和生物膜的Shannon指數(shù)高于接種污泥,Simpson指數(shù)呈現(xiàn)相反的結(jié)果,說(shuō)明經(jīng)過(guò)53d運(yùn)行的反應(yīng)體系中的微生物群落多樣性得到了顯著的提高,微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生顯著變化,菌群復(fù)雜.

表1 系統(tǒng)啟動(dòng)前后微生物群落多樣性

注:Coverage指數(shù)是指各樣本文庫(kù)的覆蓋率,Sobs和Chao1指數(shù)反應(yīng)群落豐富度,Shannon和Simpson指數(shù)反應(yīng)群落多樣性,PD指數(shù)是譜系多樣性.

3 討論

3.1 系統(tǒng)啟動(dòng)及運(yùn)行期間的脫氮性能分析

反應(yīng)器經(jīng)過(guò)2個(gè)階段的運(yùn)行,成功啟動(dòng)SNEDPR.階段Ⅰ,結(jié)果如圖3所示,接種污泥中硝化菌的活性較好,且實(shí)驗(yàn)采用連續(xù)曝氣的運(yùn)行方式,有充足的溶解氧供應(yīng),進(jìn)水氨氮大部分由硝化菌轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮,表明經(jīng)過(guò)長(zhǎng)期好氧階段的反應(yīng)器內(nèi)已經(jīng)成功構(gòu)建了全程硝化體系,且性能良好.由圖2可知該階段反應(yīng)體系中COD去除率較高,但是出水中NO2--N、NO3--N含量損失較小,說(shuō)明該階段反應(yīng)器中有機(jī)物主要是被好氧異養(yǎng)微生物消耗,而不是傳統(tǒng)反硝化菌.

階段Ⅱ,如圖2和圖3所示,經(jīng)過(guò)第一次厭氧階段之后,反應(yīng)器中的氨氮濃度下降,但無(wú)NO2--N、NO3--N的累積,同時(shí)第一次厭氧階段COD濃度大幅度降低,說(shuō)明反應(yīng)體系中存在傳統(tǒng)反硝化菌進(jìn)行反硝化.隨著反應(yīng)的進(jìn)行,第一次厭氧階段COD濃度的降低幅度呈現(xiàn)越來(lái)越大的趨勢(shì),由于在厭氧階段,進(jìn)水有機(jī)物可以用于傳統(tǒng)的外源反硝化或者被吸收轉(zhuǎn)化為內(nèi)碳源儲(chǔ)存聚合物,而第一次厭氧階段反應(yīng)器中的亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮含量較少,傳統(tǒng)外源反硝化對(duì)有機(jī)物的消耗較少,因此第一次厭氧階段COD的大幅度降低,說(shuō)明大部分進(jìn)水有機(jī)物轉(zhuǎn)化為內(nèi)碳源,反應(yīng)體系中聚磷菌和聚糖菌在系統(tǒng)內(nèi)逐漸富集,其內(nèi)碳源儲(chǔ)存特性逐漸增強(qiáng).經(jīng)過(guò)第一次好氧階段,氨氮濃度繼續(xù)下降,但無(wú)明顯的NO2--N、NO3--N的累積,說(shuō)明大部分NO2--N、NO3--N一旦產(chǎn)生就會(huì)通過(guò)反硝化作用被消耗,也就是說(shuō)反應(yīng)體系內(nèi)存在同步硝化反硝化過(guò)程.同時(shí)第一次好氧階段COD濃度與第一次厭氧階段COD濃度差值較小,說(shuō)明傳統(tǒng)的外源反硝化在同步硝化反硝化過(guò)程中發(fā)揮作用較小,因?yàn)榱艚o反硝化菌進(jìn)行外源反硝化的碳源較少,唯一能夠積極進(jìn)行反硝化作用的是在厭氧階段以內(nèi)源有機(jī)底物的形式儲(chǔ)存可溶性外源有機(jī)碳的微生物(PAOs和GAOs),聚磷菌和聚糖菌能夠氧化體內(nèi)積累的內(nèi)碳源PHAs進(jìn)行反硝化,為其糖原的合成和細(xì)胞生長(zhǎng)提供能量.且SNEDR逐漸升高,說(shuō)明系統(tǒng)的同步硝化內(nèi)源反硝化逐漸占據(jù)優(yōu)勢(shì).有研究表明[31],與外源有機(jī)物降解相比,內(nèi)源有機(jī)底物降解慢的多,能夠保持脫氮的持久性.經(jīng)過(guò)3次循環(huán)后的出水氨氮、亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮的濃度較低,系統(tǒng)脫氮性能較好,說(shuō)明采用間歇曝氣的運(yùn)行方式成功富集了聚磷菌和聚糖菌,實(shí)現(xiàn)了同步硝化內(nèi)源反硝化.

3.2 系統(tǒng)啟動(dòng)及運(yùn)行期間的除磷性能分析

階段Ⅰ,如圖4所示,接種污泥聚磷菌活性較好,連續(xù)的好氧階段,聚磷菌進(jìn)行好氧吸磷的過(guò)程,出水磷濃度較低,說(shuō)明階段Ⅰ強(qiáng)化生物除磷性能較好,實(shí)現(xiàn)了硝化體系與EBPR的結(jié)合.

階段Ⅱ,如圖4所示,出水磷濃度首先呈現(xiàn)出上升的趨勢(shì),有研究表明[32],低碳源時(shí)異養(yǎng)反硝化菌會(huì)優(yōu)先利用污水中的有機(jī)碳源進(jìn)行外源反硝化,即如圖2和圖3所示,第一次厭氧階段COD濃度下降,出水NO2--N、NO3--N含量較少,說(shuō)明反硝化菌進(jìn)行反硝化反應(yīng),因此聚磷菌厭氧階段釋磷碳源不足,PAOs或DPAOs的內(nèi)碳源儲(chǔ)存量減少,好氧吸磷過(guò)程或反硝化除磷過(guò)程中內(nèi)碳源不足,磷的去除率下降.隨著反應(yīng)的進(jìn)行,第一次厭氧階段系統(tǒng)表現(xiàn)出逐漸增大的磷釋放趨勢(shì),在隨后的第一次好氧階段表現(xiàn)出磷吸收上升的趨勢(shì),磷的去除率不斷上升,以及第一次厭氧階段COD濃度大幅度下降,說(shuō)明PAOs逐漸適應(yīng)環(huán)境.經(jīng)過(guò)3次循環(huán)后的系統(tǒng)出水磷濃度小于1mg/L,磷去除率可達(dá)到85.37%,說(shuō)明系統(tǒng)的除磷性能良好.

3.3 系統(tǒng)啟動(dòng)及運(yùn)行期間微生物種群分析

由圖5(b)可知,經(jīng)兩階段運(yùn)行后,生物膜和污泥絮體中的變形菌門(mén)(Proteobacteria)占比最大,該菌門(mén)微生物具有多樣的代謝機(jī)制、營(yíng)養(yǎng)類(lèi)型及形態(tài)特征,是參與污水中有機(jī)物降解和氮磷去除的最主要菌種,經(jīng)常在污水系統(tǒng)中被檢測(cè)到為優(yōu)勢(shì)菌門(mén).擬桿菌門(mén)、綠彎菌門(mén)和浮霉菌門(mén)在系統(tǒng)微生物群落結(jié)構(gòu)中占比較大,有明顯的豐度變化,都與系統(tǒng)內(nèi)污泥的形態(tài)、特性以及系統(tǒng)的污染物降解能力有極大的相關(guān)性.還有研究學(xué)者認(rèn)為綠彎菌門(mén)(Chloroflexi)在硝化和反硝化過(guò)程中對(duì)COD分解和內(nèi)碳源儲(chǔ)存具有重要意義[14],保證了系統(tǒng)具有良好的脫氮除磷和有機(jī)物降解性能.

由圖3可知,氨氮的去除率保持在95%以上,這是由于圖5(c)觀察到生物膜和絮體內(nèi)存在等硝化菌屬以及好氧硝化菌屬,硝化菌屬將氨氮氧化成NO2--N、NO3--N從而保證了反應(yīng)體系在好氧條件下硝化性能的穩(wěn)定.生物膜和污泥絮體內(nèi)豐度顯著增加的菌屬以及菌屬被稱(chēng)為反硝化聚糖菌,研究表明[33]反硝化聚糖菌可在厭氧/微氧交替的條件下發(fā)揮良好的NO2--N、NO3--N內(nèi)源反硝化特性,實(shí)現(xiàn)氮的去除,保證了反應(yīng)體系內(nèi)高效的脫氮性能.生物膜和污泥絮體內(nèi)存在著和等聚磷菌進(jìn)行好氧吸磷,由于聚磷菌和聚糖菌在厭氧階段會(huì)競(jìng)爭(zhēng)碳源,導(dǎo)致聚磷菌數(shù)量減少.但生物膜和污泥絮體樣品中出現(xiàn)的和等反硝化聚磷菌(DPAOs),其能夠利用儲(chǔ)存的內(nèi)碳源以NO2--N或NO3--N作為電子受體超量吸磷,反應(yīng)器采用攪拌/曝氣多級(jí)運(yùn)行方式也保證了反應(yīng)體系內(nèi)磷的高效去除,這也解釋了圖4中系統(tǒng)具有良好的除磷性能的現(xiàn)象.

結(jié)合表1可知,微生物群落多樣性和結(jié)構(gòu)發(fā)生顯著變化,反應(yīng)體系內(nèi)菌群復(fù)雜,由圖5(a)和圖5(c)可知反應(yīng)體系內(nèi)存在以DGAOs為主的反硝化反應(yīng),且與閆建平[33]的研究中內(nèi)源反硝化的微生物群落組成相似,以及存在好氧吸磷,硝化和反硝化(除磷)等過(guò)程證明MBBR反應(yīng)器中實(shí)現(xiàn)SNEDPR的啟動(dòng).由圖5(c)可知生物膜和污泥絮體樣品中的菌屬均占其主導(dǎo)地位,且其在生物膜中的豐度較高,反硝化聚磷菌在生物膜中的豐度高于污泥絮體,這是由于生物膜存在氧濃度梯度,有利于DGAOs、DPAOs的生長(zhǎng).可以發(fā)現(xiàn)發(fā)生內(nèi)源反硝化的微生物在生物膜中的豐度高于污泥絮體,認(rèn)為內(nèi)源反硝化主要發(fā)生在生物膜.

4 結(jié)論

4.1 在MBBR反應(yīng)器中可實(shí)現(xiàn)SNEDPR的啟動(dòng),運(yùn)行53d的結(jié)果表明,出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N和COD濃度分別為1.04,1.3949,3.88, 20.4mg/L,SNEDR達(dá)到86.35%,TN去除率達(dá)到85.61%,系統(tǒng)具有良好的脫氮性能.

4.2 長(zhǎng)期的好氧階段可促進(jìn)硝化體系的建立,使硝化體系能夠與EBPR實(shí)現(xiàn)成功結(jié)合;且間歇曝氣的方式,有利于促進(jìn)聚磷菌和聚糖菌的富集,強(qiáng)化SNED作用,實(shí)現(xiàn)內(nèi)源反硝化,進(jìn)而促進(jìn)系統(tǒng)的脫氮性能.

4.3 生物膜中的缺氧層有利于DGAOs和DPAOs的發(fā)展,可使系統(tǒng)保持高效的同步硝化反硝化除磷過(guò)程,同時(shí)由于生物膜的厚度產(chǎn)生較好的厭氧/好氧交替微環(huán)境,保證了系統(tǒng)的高效脫氮除磷性能.

4.4 系統(tǒng)啟動(dòng)后菌群多樣性提高,群落復(fù)雜程度增大;其中反硝化聚糖菌驅(qū)動(dòng)的內(nèi)源反硝化是系統(tǒng)的主要脫氮途徑,聚磷菌和反硝化聚磷菌驅(qū)動(dòng)的強(qiáng)化生物除磷是系統(tǒng)的主要除磷途徑.

[1] Zhang W T, Peng Y Z, Ren N Q, et al. Improvement of nutrient removal by optimizing the volume ratio of anoxic to aerobic zone in AAO-BAF system [J]. Chemosphere, 2013,93(11):2859-2863.

[2] 趙偉華,王梅香,李健偉,等.A2O工藝和A2O+BCO工藝的脫氮除磷性能比較 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2019,39(3):994-999.

Zhao W H, Wang M X, Li J W, et al. Comparison of nitrogen and phosphorus removal performance between A2O process and A2O+BCO process [J]. China Environmental Science, 2019,39(3): 994-999.

[3] 黃健平,閆 閣,卞曉崢,等.反硝化除磷污水處理工藝影響因素分析 [J]. 華北水利水電大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2021,42(6):100-106.

Huang J P, Yan G, Bian X Z, et al. Analysis on influencing factors of denitrifying phosphorus removal wastewater treatment process [J]. Journal of North China University of Water Resources and Hydropower (Natural Science Edition), 2021,42(6):100-106.

[4] 李洪靜,陳銀廣,顧國(guó)維.丙酸的加入對(duì)厭氧-低氧同時(shí)生物除磷脫氮系統(tǒng)的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2007,(8):1681-1686.

Li H J, Chen Y G, Gu G W. Effect of propionic acid on anaerobic hypoxia simultaneous biological phosphorus and nitrogen removal system [J]. Environmental Science, 2007,(8):1681-1686.

[5] 黃 崇,袁林江,牛晚霞,等.投加填料對(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)的影響及對(duì)水質(zhì)的變化研究 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2021,41(1):207-213.

Huang C, Yuan L J, Niu W X, et al. Study on the effect of adding fillers on microbial community structure and water quality [J]. China Environmental Science, 2021,41(1):207-213.

[6] 向元婧,蔣 瀟.MBBR工藝在市政污水處理中的應(yīng)用及展望[J]. 綠色科技, 2021,23(2):84-86.

Xaing Y J, Jiang X. Application and prospect of MBBR process in municipal sewage treatment [J]. Green Technology, 2021,23(2):84-86.

[7] 史曉林.固體碳源對(duì)MBBR短程硝化反硝化脫氮性能的影響研究[D]. 合肥:安徽大學(xué), 2019.

Shi X L. Effect of solid carbon source on the performance of MBBR shortcut nitrification and denitrification [D]. Hefei: Anhui University, 2019.

[8] Xu X Y, Liu G, Zhu L. Enhanced denitrifying phosphorous removal in a novel anaerobic/aerobic/anoxic (AOA) process with the diversion of internal carbon source [J]. Bioresource Technology, 2011,102(22): 10340-10345.

[9] Kuba T, Van Loosdrecht M C, Heijnen J J. Phosphorus and nitrogen removal with minimal COD requirement by integration of denitrifying dephosphatation and nitrification in a two-sludge system [J]. Water Research, 1996,30(7):1702-1710.

[10] Jabari P, Munz G, Oleszkiewicz J A. Selection of denitrifying phosphorous accumulating organisms in IFAS systems: comparison of nitrite with nitrate as an electron acceptor [J]. Chemosphere, 2014, 109:20-27.

[11] Zeng R J, Lemaire R, Yuan Z, et al. Simultaneous nitrification, denitrification, and phosphorus removal in a lab-scale sequencing batch reactor [J]. Biotechnology and Bioengineering, 2003,84(2): 170-178.

[12] 王曉霞,王淑瑩,趙 驥,等.厭氧/好氧SNEDPR系統(tǒng)處理低C/N污水的優(yōu)化運(yùn)行[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2016,36(9):2672-2680.

Wang X X, Wang S Y, Zhao J, et al. Optimal operation of anaerobic / aerobic SNEDPR system for low C/N wastewater treatment [J]. China Environmental Science, 2016,36(9):2672-2680.

[13] 方 茜,張朝升,張立秋,等.同時(shí)硝化/反硝化除磷工藝穩(wěn)定性控制研究[J]. 給水排水, 2014,50(11):132-135.

Fang Q, Zhang Z S, Zhang L Q, et al. Study on stability control of simultaneous nitrification / denitrification phosphorus removal process [J]. Water Supply and Drainage, 2014,50(11):132-135.

[14] 甄建園.低C/N城市污水同步硝化內(nèi)源反硝化脫氮除磷性能及優(yōu)化研究[D]. 青島:青島大學(xué), 2019.

Zhen J Y. Performance and optimization of simultaneous nitrification and endogenous denitrification for nitrogen and phosphorus removal in low C/N municipal wastewater [D]. Qingdao: Qingdao University, 2019.

[15] 甄建園,于德爽,王曉霞,等.低C/N(<3)條件下SNEDPR系統(tǒng)啟動(dòng)及其脫氮除磷特性研究[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2018,38(8):2960-2967.

Zhen J Y, Yu D S, Wang X X, et al. Study on start-up and nitrogen and phosphorus removal characteristics of SNEDPR system under low C/N (<3) [J]. China Environmental Science, 2018,38(8):2960-2967.

[16] Oehmen A, Saunders A M, Vives M T, et al. Competition between polyphosphate and glycogen accumulating organisms in enhanced biological phosphorus removal systems with acetate and propionate as carbon sources [J]. Journal of Biotechnology, 2006,123(1):22-32.

[17] Ge S J, Peng Y Z, Lu C C, et al. Practical consideration for esign and optimization of the step feed process [J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 2012,7(1):135–142.

[18] 李 冬,李 悅,李雨朦,等.好氧顆粒污泥同步硝化內(nèi)源反硝化脫氮除磷 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2022,42(3):1113-1119.

Li D, Li Y, Li Y M, et al. Simultaneous nitrification of aerobic granular sludge and endogenous denitrification for nitrogen and phosphorus removal [J]. China Environmental Science, 2022,42(3):1113-1119.

[19] Coma M, Verawaty M, Pijuan M, et al. Enhancing aerobic granulation for biological nutrient removal from domestic wastewater. Bioresource Technology, 2012,103(1):101–108.

[20] 都葉奇,于德爽,甄建園,等.進(jìn)水C/N對(duì)SNEDPR系統(tǒng)脫氮除磷的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2019,40(2):816-822.

Du Y Q, Yu D S, Zhen J Y, et al. Effect of influent C/N on nitrogen and phosphorus removal in SNEDPR system [J]. Environmental Science, 2019,40(2):816-822.

[21] 甄建園,于德爽,王曉霞,等.進(jìn)水C/P對(duì)SNEDPR系統(tǒng)脫氮除磷性能的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2019,40(1):343-351.

Zhen J Y, Yu D S, Wang X X, et al. Effect of influent C/P on nitrogen and phosphorus removal performance of SNEDPR system [J]. Environmental Science, 2019,40(1):343-351.

[22] 王曉霞,甄建園,趙 驥,等.不同污泥齡(SRT)對(duì)SNEDPR系統(tǒng)脫氮除磷影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2019,40(1):352-359.

Wang X X, Zhen J Y, Zhao J, et al. Effect of different sludge age (SRT) on nitrogen and phosphorus removal in SNEDPR system [J]. Environmental Science, 2019,40(1):352-359.

[23] 沈雁群,胡安輝,楊岳平.MBBR處理低C/N生活污水影響因素研究[J]. 浙江大學(xué)學(xué)報(bào)(理學(xué)版), 2011,38(6):671-676,681.

Shen Y Q, Hu A H, Yang Y P. Study on influencingfactors of low C/N domestic sewage treatment by MBBR [J]. Journal of Zhejiang University (Science Edition), 2011,38(6):671-676,681.

[24] Wang J, Xia L, Chen J, et al. Synergistic simultaneous nitrification- endogenous denitrification and EBPR for advanced nitrogen and phosphorus removal in constructed wetlands [J]. Chemical Engineering Journal, 2020:127605.

[25] 劉 強(qiáng),梁 森,閆軍偉,等.污泥齡對(duì)HMBR中S-EPS及膜污染的影響 [J]. 工業(yè)水處理, 2019,39(2):34-37,41.

Liu Q, Liang S, Yan J W, et al. Effect of sludge age on S-EPS and membrane fouling in HMBR [J]. Industrial Water Treatment, 2019, 39(2):34-37,41.

[26] 國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局水和廢水檢測(cè)分析方法 [M]. 北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 2002:252-354.

Test and analysis method for water and wastewater of State Environmental Protection Administration [M]. Beijing: China Environmental Science Press, 2002:252-354.

[27] 孫洪偉,陳翠忠,高宇學(xué),等.碳氮比對(duì)活性污泥胞外聚合物的長(zhǎng)期影響[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2018,38(3):950-958.

Sun H W, Chen C Z, Gao Y X, et al. Long term effect of carbon nitrogen ratio on activated sludge extracellular polymers [J]. China Environmental Science, 2018,38(3):950-958.

[28] 周 俊,周立祥,黃煥忠.污泥胞外聚合物的提取方法及其對(duì)污泥脫水性能的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2013,34(7):2752-2757.

Zhou J, Zhou L X, Huang H Z. Extraction method of extracellular polymer from sludge and its influence on sludge dewatering performance [J]. Environmental Science, 2013,34(7):2752-2757.

[29] Aschar-Sobbi R, Abramov A Y, Diao C, et al. High sensitivity, quantitative measurements of polyphosphate using a new DAPI-based approach [J]. Journal of Fluorescence, 2008,18(5):859-866.

[30] 任世英,肖 天.聚磷菌體內(nèi)多聚物的染色方法[J]. 海洋科學(xué), 2005,(1):59-63.

Ren S Y, Xiao T. Staining method of polymer in polyphosphate accumulating bacteria [J]. Marine Science, 2005,(1):59-63.

[31] Miao L, Wang S, Li B, et al. Effect of carbon source type on intracellular stored polymers during endogenous denitritation (ED) treating landfill leachate [J]. Water Research, 2016,100:405-412.

[32] 夏 雪.反硝化除磷系統(tǒng)中碳源對(duì)除磷效果及菌群結(jié)構(gòu)的影響研究[D]. 哈爾濱:哈爾濱工業(yè)大學(xué), 2013.

Xia X. Study on the influence of carbon source on phosphorus removal effect and bacterial community structure in denitrifying phosphorus removal system [D]. Harbin: Harbin Institute of Technology, 2013.

[33] 閆建平.內(nèi)源反硝化過(guò)程N(yùn)2O釋放特性及影響因素研究[D]. 西安:西安建筑科技大學(xué), 2017.

Yan J P. Study on N2O release characteristics and influencing factors in endogenous denitrification process [D]. Xian: Xian University of Architecture and Technology, 2017.

Start-up and performance study on the simultaneous nitrification-endogenous denitrification phosphorus removal (SNEDPR) in the biological process of the moving bed biofilm reactor (MBBR).

JING Shuang-yi, SONG Zi-yang, LIU Chao, LI Wei-ping*, LI Qi, ZHANG Tie-jun

(School of Energy and Environment, Inner Mongolia University of Science and Technology, Baotou 014010, China)., 2022,42(7)：3121～3129

This study assessed the feasibility of simultaneous nitrification, endogenous denitrification and phosphorus removal (SNEDPR) for enhancing the nitrogen and phosphorus removal by the process of moving bed biofilm reactor (MBBR), an MBBR operated alternately by continuous aeration and stirring/aeration was adopted for simulating the treatment of domestic sewage with magnetic filler as the carrier.The performance of nitrogen and phosphorus removal during SNEDPR initiation was investigated, and the structural changes of functional microflorae were analyzed by fluorescence microscopy and high-throughput sequencing technology.The results showed that after two stages of operation, the removal rates of ammonia nitrogen and phosphorus reached 97.6% and 85.37% respectively,and the NO2--N, NO3--N and COD concentrations in the effluent were 1.3949, 3.88 and 20.4mg/L respectively.The simultaneous nitrification and endogenous denitrification rate (SNEDR) increased from 0.07% to 86.35%. The improvement in SNEDR at the aerobic stage decreased the NO--N concentration in the effluent, improved the denitrification performance of the system and promoted the storage capacity of carbon source at the anaerobic stage. The fluorescence microscopy and high-throughput sequencing results showed that after 53d of operation, the diversity of microbial community was improved significantly, and at the same time, the increase in abundance for GAOs, AOB and NOB (from 3.3%, 0.84% and 0.66% in the inoculated sludge to 27.08%/20.48%, 1.45%/1.76% and 1.05%/0.85% in the system respectively) and the presence of PAOs and DPAOs guaranteed the performance of nitrogen and phosphorus removal for the system, and realized the coupling of EBPR and SNED by the MBBR process.

simultaneous nitrification-endogenous denitrification (SNED)；moving bed biofilm reactor；enhanced biological phosphorous removal；phosphorous accumulating organisms (PAOs)；high-throughput sequencing

X703.1

A

1000-6923(2022)07-3121-09

敬雙怡(1978-),男,四川遂寧人,副教授,碩士,主要從事污水處理方面研究.發(fā)表論文50余篇.

2022-12-16

內(nèi)蒙古自治區(qū)科技成果轉(zhuǎn)化項(xiàng)目(2019CG075);內(nèi)蒙古自治區(qū)自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(2019MS02020);內(nèi)蒙古科技大學(xué)創(chuàng)新基金資助項(xiàng)目(2014QDL052)

* 責(zé)任作者, 教授, sjlwp@163.com