中试SBR处理鸭场沼液过程...氮除碳效能及微生物群落演替_文红平.pdf

中试 SBR 处理鸭场沼液过程中脱氮除碳效能及微生物群落演替文红平1,2，杨小明1，成郁楠1，刘梦雪1,2，罗子锋1,2，李强2，李永涛1,2,3，张振1,2*1.华南农业大学资源环境学院，中英环境科学研究中心2.温氏食品集团股份有限公司3.农业农村部环境保护科研监测所摘要通过在鸭场搭建中试规模的序批式反应器（SBR），以稀释鸭场沼液作为进水，并用蔗糖调节进水 COD，评估 SBR 处理鸭场沼液过程中的脱氮除碳效能和微生物群落演替。结果表明：阶段（120 d）为污泥接种及水质适应阶段，进水碳氮比（C/N）小于 2，COD 和 NH4+-N 浓度约为 200 mg/L，COD 和 NH4+-N 去除率在第 8 天分别达到 80%和 90%；阶段（2155 d）为系统稳定运行阶段，进水 C/N 小于 2，COD 和 NH4+-N 浓度分别为 200500、200400 mg/L，COD 去除率约为 60%，NH4+-N 去除率超过 80%；阶段（5695 d）为模拟有机物浓度变化阶段，进水 C/N 为 1.25.5，COD 和 NH4+-N 浓度分别为 3001 400、150400 mg/L，COD 和 NH4+-N 的去除率均大于 80%，同时发现低温是 SBR 脱氮除碳的主要限制因素之一。通过微生物16S rRNA 全长测序发现，Proteobacteria 和 Gammaproteobacteria 分别为系统中门和纲水平下的优势微生物菌群。从属水平分析，试验期间系统内微生物发生了明显演替，在运行稳定后均形成了具有脱氮除碳功能的优势微生物群落。表明 SBR 可以实现对低 C/N 鸭场沼液的高效脱氮除碳，对高 NH4+-N 浓度和低 C/N 的鸭场沼液具有较好的应用潜力。关键词鸭场沼液；中试规模；SBR；脱氮除碳；微生物群落演替中图分类号：X703 文章编号：1674-991X（2023）02-0669-10doi：10.12153/j.issn.1674-991X.20220057Performance of a pilot-scale sequential batch reactor(SBR)on nitrogen andcarbon removals and its characteristics of microbial community successionfrom biogas slurry from duck farmWEN Hongping1,2,YANG Xiaoming1,CHENG Yunan1,LIU Mengxue1,2,LUO Zifeng1,2,LI Qiang2,LI Yongtao1,2,3,ZHANG Zhen1,2*1.College of Natural Resources and Environment,Joint Institute for Environmental Research&Education,South ChinaAgricultural University2.Wens Foodstuff Group Co.,Ltd.3.Agro-Environmental Protection Institute,Ministry of Agriculture and Rural AffairsAbstractA pilot-scale sequential batch reactor(SBR)was built in the duck farm,the duck farm biogas slurry wasdiluted as the influent,and the influent COD was regulated with sucrose,to evaluate the efficiency of nitrogen andcarbon removal and the microbial community succession in the process of SBR treating the biogas slurry of the duckfarm.The results showed that Stage (1-20 d)was the sludge inoculation and water quality adaptation stage,inwhich the influent C/N was controlled to be less than 2,and the concentrations of COD and NH4+-N were around 200mg/L.It was found that the removal efficiencies of COD and NH4+-N rapidly increased to 80%and 90%,respectively,within the first 8th day.Stage (21-55 d)was the stabilization stage,in which C/N of the influent wasalso less than 2,and the concentrations of COD and NH4+-N were 200-500 and 200-400 mg/L,respectively.In this 收稿日期：2022-01-20基金项目：2022 年乡村振兴战略专项资金省级项目（440000220000000035282）；温氏股份科技重点项目（WENS-2020-1-ZDHB-006）作者简介：文红平（1994），男，硕士研究生，从事环境污染控制与生态修复研究，*责任作者：张振（1986），男，副教授，博士，主要从事养殖废水及农村生活污水处理研究， Vol.13，No.2环境工程技术学报第 13 卷，第 2 期Mar.，2023Journal of Environmental Engineering Technology2023 年 3 月文红平，杨小明，成郁楠，等.中试 SBR 处理鸭场沼液过程中脱氮除碳效能及微生物群落演替 J.环境工程技术学报，2023，13（2）：669-678.WEN H P,YANG X M,CHENG Y N,et al.Performance of a pilot-scale sequential batch reactor (SBR)on nitrogen and carbon removals and itscharacteristics of microbial community succession from biogas slurry from duck farmJ.Journal of Environmental Engineering Technology，2023，13（2）：669-678.stage,the removal efficiencies of COD were fluctuated around 60%,while the removal efficiencies of NH4+-N weremore than 80%.Stage (56-95 d)was the simulation stage for organic concentration change,in which C/N of theinfluent was in the range of 1.2 to 5.5,while the influent COD and NH4+-N concentrations were 300-1 400 and 150-400 mg/L,respectively,and the removal rate of COD and NH4+-N was greater than 80%in this stage.Meanwhile,low temperature was one of the main limiting factors for SBR nitrogen and carbon removal.Full-length sequencingof 16S rRNA from microorganisms revealed that Proteobacteria and Gammaproteobacteria were the dominantmicrobial flora at the phylum and class levels in the system,respectively.A significant shift of microbial communityin terms of genus level was detected.The dominant microbial community species with nitrogen and carbon removalfunctions were formed after the operation stabilization.In general,SBR could achieve efficient nitrogen and carbonremoval and had promising application potential in the real practice of treating biogas slurry from duck farm with acharacteristics of high COD concentration and low C/N.Key wordsbiogas slurry from duck farm;pilot-scale;SBR;nitrogen and carbon removal;microbial communitysuccession 规模化畜禽养殖因能够降低运营成本，且管理方便，逐渐成为我国畜禽养殖业的发展趋势，但畜禽养殖所带来的环境污染问题却不容忽视1-2。畜禽养殖粪污包括畜禽粪便、饲料残渣、废水等，其中养殖废水主要由畜禽尿液、部分残余粪便、圈舍冲洗水等组成，其特点是含有高浓度 COD、NH4+-N、磷以及悬浮物3，随意排放会对土壤、空气、水体等造成严重污染4-5。第二次全国污染源普查结果显示，畜禽养殖业是农业源主要污染物排放源，其 COD、NH4+-N、TP 分别占农业源的 93.76%、42.14%、56.46%6，因此国家近年来出台了相关政策法规推进畜禽养殖废水的治理。在实际生产中养殖废水往往会经过一级厌氧发酵后进行后续处理。然而养殖废水经过厌氧发酵后，原水中大部分有机氮被转化为无机氮，以 NH4+-N的形式大量留存在厌氧消化液中7。厌氧发酵可以去除大部分 COD，但出水 COD 依然较高，这就造成了低 C/N、高 NH4+-N 浓度畜禽养殖沼液的产生。调查显示，鸭场沼液中 COD 和 NH4+-N 浓度分别高达2 000、1 500 mg/L，极低的 C/N 使污水生物处理系统在进行反硝化反应时碳源不足，而成为鸭场沼液生物处理的难点。我国现有的养殖沼液二级生物处理技术主要有 A2O、两级 A/O 等工艺，但其在处理高COD 和 NH4+-N 浓度、低 C/N 养殖沼液过程中存在建设成本高、脱氮除碳效率低、占地面积大等问题8-9，成为养殖业急需解决的关键技术难题。SBR 工艺能抵抗冲击负荷，兼有空间上的完全混合和时间上的理想推流特点，且可进行泥水分离，无需二沉池，具有运行效果稳定、工程造价低、易实时控制等优势10-11。近年来，研究人员通过调控反应时间、添加载体等手段提高了 SBR 系统处理养殖沼液的脱氮除碳效果10-12，但存在沉淀时间过长导致处理效率低、添加载体增加运行成本等问题，且高 COD和 NH4+-N 浓度、极低 C/N（2）养殖沼液处理过程中脱氮除碳效能及微生物群落演替的研究尚不多见。笔者在广东省某鸭场搭建中试污水处理试验基地，稀释鸭场沼液并用蔗糖调节 COD 运行 SBR 系统，考察 SBR 系统处理鸭场沼液过程中的脱氮除碳效能以及运行过程中的限制因素。同时，结合高通量测序技术探究 SBR 系统对不同进水 COD 与NH4+-N 浓度、C/N 及温度对微生物 Alpha 多样性指数、微生物群落演替特征的影响，以期为处理高COD 和 NH4+-N 浓度、极低 C/N 鸭场沼液 SBR 系统的调试和运行提供技术支持。1材料与方法 1.1试验装置与运行参数SBR 试验装置（图 1）由有机玻璃材质制造，其直径为 1 m，高 2.2 m，有效容积为 1.57 m3，曝气盘和进水管位于系统底部，中部 1 400 mm 的位置装有电磁阀用于排水，进水泵、曝气机、电磁阀用时间控制开关进行自动控制。系统单个运行周期总时长为 325min，其中进水 4 min，排水 1 min，曝气 300 min，搅拌 5 min，沉淀 15 min，每天连续运行 3 个周期，单个周期进水量为 166 L。SBR 装有 2 套曝气系统，曝气 300 和 5 min 时分别用回转式风机和空压机持续限氧曝气，在溶氧仪的辅助下将硝化和反硝化反应的溶解氧（DO）浓度分别控制在 6.08.0 和 0.5 mg/L以下。1.2污泥接种与进水水质接种污泥为广东某市政污水处理厂内的活性污泥，混合液悬浮固体浓度（MLSS）为 5.53 g/L。系统 670 环境工程技术学报第 13 卷进水为广东省某鸭场沼液稀释 58 倍并用蔗糖调节 COD。根据系统运行时间及进水水质特征将试验分为污泥接种及水质适应阶段（阶段）、系统稳定运行阶段（阶段）、模拟有机物浓度变化阶段（阶段）。3 个阶段具体的进水水质、C/N、温度等参数见表 1。1.3水质和污泥性质分析方法水质指标均采用国家标准方法测定13，其中COD 采用重铬酸钾法测定，NH4+-N 浓度采用纳氏试剂分光光度法测定，总氮（TN）浓度采用碱性过硫酸钾-紫外分光光度计法测定，五日生化需氧量（BOD5）采用稀释接种法测定，MLSS 和挥发性悬浮固体浓度（MLVSS）采用标准重量法测定，pH 采用梅特勒酸度计（FE-28）测定，DO 浓度采用上海雷磁便携式溶氧仪（JPB-607A）测定。COD 与 NH4+-N 比氧化速率分别为每天单位质量污泥氧化 COD 和 NH4+-N 的速率，计算公式如下：Ri=24CiXit（1）式中：Ri为系统第 i 天 COD 与 NH4+-N 比氧化速率（以 MLSS 计，全文同），mg/(gd)；Ci为系统第 i 天COD 和 NH4+-N 处理量，mg/d；Xi为系统第 i 天污泥浓度，mg/L；t 为系统每天曝气时间，h。表 1 SBR 中试系统不同阶段反应温度及进水水质Table 1 Reaction temperature and influent water quality in different stages of pilot-scale SBR system阶段时间/d温度/pHCOD/(mg/L)NH4+-N浓度/(mg/L)C/N12026.029.07.78.22002000.81.5215525.027.08.09.251005002004000.81.556957.025.08.59.253001 4001504001.25.5 1.4微生物群落结构分析为探究 SBR 处理鸭场沼液过程中微生物群落演替，对第 1、20、55、70、90 天采集的样品进行高通量分析，分别命名为 D1、D20、D55、D70、D90。样品经 4 000 r/min 离心后取下层泥样在20 下冷冻保存。样品中的微生物群落利用高通量测序平台（Pacbio，上海凌恩生物科技公司）对扩增产物进行检测分析。根据 DNA 序列 97%的相似度进行 OTU（operational taxonomic units）聚类，同时采用 RDPclassifier 对 OTU 进行微生物 Alpha 多样性指数及物种分类，分别统计样品中门、纲、属水平下的微生物相对丰度。2结果与讨论 2.1污泥浓度及沉降性变化SBR 系统中污泥浓度及沉降性能变化如图 2 所示。阶段启动初期，高于排水口的污泥被迅速排出系统，使 MLSS 和 MLVSS 出现迅速下降趋势，其中第413 天MLSS 和MLVSS 分别由5.15、2.31 g/L降至 2.73、1.32 g/L。第 820 天 SVI30由 66.28 mL/g降至 52.51 mL/g，说明污泥沉降性逐渐变好。阶段，第 2953 天 MLSS、MLVSS 仍逐渐降低，SVI30为 5570 mL/g，且 MLVSS/MLSS 波动上升，说明系统内污泥活性逐渐变好。阶段前期（第 65 天）因气温降低导致 SBR 系统内水温降至 10 以下，MLSS、MLVSS 均降至最低，分别为 1.44、1.06 g/L，表明温度下降后系统内发生了污泥膨胀现象，造成部分污泥被排出系统；阶段后期（第 73 天后），MLSS波动回升，MLVSS/MLSS 也逐渐上升，这是因为适当提高进水 COD 负荷可以有效刺激微生物快速生长14。第 8193 天 SVI30为 56.070.7 mL/g，污泥沉降性能较好，这是因为较高浓度的溶解氧可以在SBR 内创造较大的水力剪切力，不利于丝状菌缠绕在活性污泥表面，使得污泥膨胀现象迅速得到有效控制15。2.2脱氮除碳效能 2.2.1COD 和 BOD5去除效果不同阶段进出水 COD、BOD5变化如图 3 所示。图 1 SBR 中试系统Fig.1 Pilot-scale SBR system 第 2 期文红平等：中试 SBR 处理鸭场沼液过程中脱氮除碳效能及微生物群落演替 671 阶段，系统对 COD 的去除效果不稳定，去除率呈先下降后上升趋势。第 1321 天，系统的除碳功能逐渐恢复，COD 去除率从 34.59%升至 83.33%。阶段，系统对 COD 的去除率在 41.81%68.24%波动，COD 去除率较低，可能是因为进水中极低的C/N 导致营养物质严重失衡，进而影响生物除碳。阶段初期（第 5961 天）提高进水 C/N 至 2.5 左右，COD 去除率高达 80%以上，系统开始实现碳的高效去除。然而第 6273 天系统遭受低温（系统内温度10）冲击发生污泥膨胀现象，导致功能微生物随着污泥排出系统，使 COD 去除率迅速降低。随着温度逐渐回升，系统内的微生物增殖，COD 去除率缓慢提升，第 93 天 COD 去除率达 84.07%。在试验期间 SBR 系统对 BOD5去除率均在 80%以上，说明大部分可降解有机物能被 SBR 中的微生物有效去除。同时也说明 SBR 对高 COD 的鸭场沼液具有去除潜力。2.2.2TN 和 NH4+-N 去除效果SBR 系统中不同阶段进出水 TN、NH4+-N 浓度变化见图 4。阶段，第 18 天 SBR 系统对 NH4+-N去除率从 25%逐渐提高至 89.18%，第 13 天系统对NH4+-N 去除率高达 97.5%。阶段，采取进水极低C/N（2）和 NH4+-N 波动提升至 400 mg/L 的策略，NH4+-N 去除率也能稳定保持在 75%以上。阶段，控制进水 C/N 为 25、NH4+-N 为 200400 mg/L，第 5961 天 NH4+-N 去除率高达 80%以上，第 6273 天系统遭受低温冲击发生污泥膨胀，功能微生物随着污泥排出系统，NH4+-N 去除性能逐渐降低。随着温度逐渐回升，系统内污泥浓度逐渐恢复，但系统对 NH4+-N 去除率恢复较慢，去除率仅为 20%左右。这是由于硝化细菌世代时间较长，导致系统中硝化细菌数量较低16。但随着系统中硝化微生物在群落中优势地位的建立，第 89 天 NH4+-N 去除率恢复到80%以上。阶段，TN 去除效果较差，这是因为进水中极低的 C/N 以及较高的 NH4+-N 浓度，使得SBR 系统没有充足的有效碳源进行反硝化反应。阶段后期，控制进水 C/N 为 4.05.5，系统对 TN 和NH4+-N 的去除率分别达 78%、80%以上，说明 SBR系统对鸭场沼液具有脱氮潜力。2.2.3COD 与 NH4+-N 比氧化速率SBR 系统中不同阶段 COD、NH4+-N 比氧化速率变化情况见图 5。COD 比氧化速率变化趋势与进水 COD 的变化趋势几乎一致，说明二者的相关性较高。阶段相对于阶段和的污泥浓度并没有明显增加，甚至有减少的趋势，表明适当补充碳源可以促进污泥的除碳作用。通过分析进水 C/N 发现，图 2 SBR 内 MLSS、MLVSS、MLVSS/MLSS 以及 SVI30变化Fig.2 Changes of MLSS,MLVSS,MLVSS/MLSS and SVI30 in pilot-scale SBR 图 3 SBR 进水和出水 COD、BOD5及去除率Fig.3 Concentration and removal rate of COD,BOD5 in influent and effluent in pilot-scale SBR 672 环境工程技术学报第 13 卷COD 与 NH4+-N 比氧化速率和 C/N 变化存在一定正相关，废水中的 COD 与 NH4+-N 去除表现出耦合作用17。阶段，当 C/N 为 0.81.5 时，随着系统进水 COD 和 NH4+-N 浓度的升高，COD 和 NH4+-N 比氧化速率也呈上升趋势，最高分别为 66.20 和 72.25mg/(gd)。阶段，系统遭受低温冲击后，NH4+-N 比氧化速率下降明显，COD 比氧化速率仍保持上升趋势，表明 NH4+-N 比氧化速率对低温十分敏感18-19，系统内低温状态会使 COD 与 NH4+-N 的去除表现为解耦作用。阶段后期，控制进水 C/N 为 4.05.5，系统对 COD 和 NH4+-N 的比氧化速率逐渐恢复，分别高达 632.01 和 118.77 mg/(gd)，实现了对鸭场沼液的高效脱氮除碳。图 5 SBR 中 COD 和 NH4+-N 比氧化速率变化Fig.5 Change of specific oxidation rate of COD and NH4+-N inpilot-scale SBR 2.3SBR 中微生物群落结构分析 2.3.1微生物群落多样性分析SBR 中微生物的 Alpha 多样性指数见表 2。在处理鸭场沼液过程中，SBR 中的微生物相对丰度呈增加趋势，但当 SBR 系统遭遇低温冲击后（D70），其微生物相对丰度急剧增加，这是因为低温冲击使系统内发生了污泥膨胀，污泥沉降性变差，微生物随着污泥被排出系统，导致污泥中微生物群落显著变化，这与端正花等20的研究结果类似。系统未受低温冲击前，ACE 指数和 Chao 指数逐渐升高，表明污泥中微生物群落相对丰度逐渐降低；而 Shannon 指数逐渐变小，Simpson 指数逐渐变大，表明系统中微生物群落多样性逐渐减少。系统遭受低温冲击后，ACE指数、Chao 指数和 Shannon 指数发生急剧变化，这与 OTUs 变化一致。在 D90 时，OTUs 数量和微生物多样性指数处于未受低温冲击前水平，表明阶段后期温度回升后采取提高 C/N 和进水 COD 的策略，促进了系统脱氮除碳效能的恢复。表 2 微生物 Alpha 多样性指数统计Table 2 Statistics of microbial Alpha diversity index样品OTUsACE指数Chao指数Shannon指数Simpson指数D1261331.68353.884.540.019D20448546.39553.054.400.038D55463605.65674.524.180.067D701 8211 827.271 821.096.700.005D90342478.24476.644.250.031 2.3.2门和纲水平菌群结构分析对 D1、D20、D55、D70、D90 系统中的微生物群落的组成和相对丰度进行分析，结果见图 6。在门分类水平下，定义 SBR 系统中相对丰度大于 2%的微生物为门水平下的优势菌群。在处理鸭场沼液过程中，SBR 系统中存在的门水平下的优势菌群为Proteobacteria、Bacteroidota、Acidobacteriota、Actinobacteriota、Firmicutes、Chloroflexi、Nitrospirota、Planctomycetota 等。Proteobacteria 始终为门水平下的优势菌群，相对丰度均超过 50%，Proteobacteria 常是废水生物处理系统中门水平下最高丰度的菌门21，表明 Proteobacteria 可能是 SBR 系统脱氮除碳过程中的最重要贡献者。系统受低温冲击后（D70），Proteobacteria 仍保持最高丰度，表明其可能耐低温冲击。阶段和，Bacteroidota 和 Firmicutes 相对 图 4 SBR 内进水和出水 TN、NH4+-N 浓度及去除率Fig.4 Concentration and removal rate of TN,NH4+-N in influent and effluent in pilot-scale SBR 第 2 期文红平等：中试 SBR 处理鸭场沼液过程中脱氮除碳效能及微生物群落演替 673 丰度逐渐降低，阶段前期（第 6273 天）系统受低温以及进水 COD 升高影响，二者的相对丰度又分别增加。阶段，Nitrospirota 相对丰度呈上升趋势，阶段前期（第 6273 天）系统受低温冲击后，其相对丰度先快速升高后又快速降低。阶段 IIII，Acidobacteriota 和 Chloroflexi 相对丰度呈降低趋势，并退出优势菌群。在 SBR 运行期间 Planctomycetota均保持一定优势，其相对丰度为 2.1%3.6%，变化幅度较小。Planctomycetota 为厌氧氨氧化菌群，表明 SBR 系统中存在厌氧氨氧化的脱氮途径22。图 6 SBR 中门和纲水平下的微生物群落结构Fig.6 Microbial community structure at the level of phylum and class in pilot-scale SBR 在纲分类水平下，定义 SBR 系统中相对丰度大于2%的微生物为纲水平下的优势菌群。SBR 运行期间，系统中纲水平下的优势菌群为 Gammaproteobacteria、Alphaproteobacteria、Bacteroidia、Nitrospiria、Blastocatellia、Planctomycetes、Anaerolineae、Acidimicrobiia、Actinobacteria、Clostridia、Bacilli 共11 种。阶段末期（第 20 天），Gammaproteobacteria和 Nitrospiria 相对丰度均升高，Alphaproteobacteria、Bacteroidia、Planctomycetes 相对丰度均下降。阶段末期（第 55 天），Bacteroidia 和 Nitrospiria 相对丰度均继续降低，但 Gammaproteobacteria 相对丰度继续增加，Alphaproteobacteria 相对丰度也出现增加。阶段，系统遭受低温冲击期间，Gammaproteobacteria、Alphaproteobacteria、Bacteroidia 相对丰度均出现下降，Bacilli、Nitrospiria 和 Planctomycetes 相对丰富均显著增加；系统受低温冲击后，Gammaproteobacteria、Alphaproteobacteria、Bacteroidia 等微生物的相对丰度均增加，成为 SBR 系统中纲水平下相对丰度较高的微生物。尽管Gammaproteobacteria、Alphaproteobacteria、Bacteroidia 相对丰度有所变化，但一直都是纲水平下的优势菌群，表明它们在废水处理过程中适应能力更强，是维持系统稳定运行的重要微生物。其中，Gammaproteobacteria 多属于兼性异氧菌，在废水处理过程中主要参与 COD 的降解；Alphaproteobacteria属于自养微生物，其中部分细菌有利于促进硝化过程23-25。Bacteroidia 属于化能有机营养型菌，能降解纤维素、脂类等结构复杂的有机物质21。Acidimicrobiia、Anaerolineae 等纲水平下的菌群相对丰度逐渐降低且变成非优势菌，这可能与高溶解氧、高 NH4+-N 浓度、低 C/N 等因素有关。2.3.3优势功能菌群（属水平）变化特征对属水平下的优势功能菌群变化进行分析，结果见表 3。定义 SBR 系统中相对丰度大于 2%的微生物为属水平下的优势菌群。D1、D20、D55、D70、D90 样品中的微生物多为属水平下的脱氮除碳微生物菌群。在脱氮方面，整体而言 SBR 处理鸭场沼液过程中反硝化作用最强，硝化作用次之，氨氧化作用较弱。阶段初期（D1）SBR 系统中属水平下的优势微生 物 共 15 种，包 括 Blastocatellaceae_uncultured、C10-SB1A_norank、Candidatus Competibacter、Dechloromonas、Ellin6067、Fastidiosipila、IMCC26207、Hyphomicrobiaceae_uncultured、Limnobacter、Nitrospira、Ottowia、RBG-13-54-9_norank、Rikenellaceae RC9 gut group、Saprospiraceae_uncultured、SC-I-84_norank。这些微生物具有聚糖作用、反硝化作用、氨氧化作用、反硝化除磷作用、胞外聚合物生产、氧化硫化氢、降解难降解有机物等功能26-31，表明 SBR 系统所接种的活性污泥属水平下的功能生物种类较全。阶段末期（D20）和阶段末期（D55）SBR 系统中的优势微生物物种分别为 11 和 8 种。SBR 中属水平下的微生物菌群发生了显著的演替，阶段 大 多 优 势 微 生 物 在 阶 段被 Ferruginibacter、674 环境工程技术学报第 13 卷Nitrosomonas、Sphingomonas、Stenotrophomonas、Terrimonas、Thauera 等微生物替代，SBR 中反硝化作用、氨氧化作用、硝化作用、聚磷作用及反硝化聚磷作用逐渐加强，这可能是阶段系统内 NH4+-N 去除率保持在较高水平的原因。阶段遭受低温冲击时（D70），系统中属水平下的优势微生物菌群共 9 种，以 Thauera、Nitrospira、Enterococcu、Pseudoxanthomonas、Trichococcus、SC-I-84_norank、Diaphorobacter、Stenotrophomona、Ottowia 为主；低温不利于微生物进行物质代谢，系统中的脱氮除碳能力显著降低26，但 Enterococcus相对丰度显著增加。Enterococcus 是一种常出现在畜禽粪污中的病原微生物27，表明在低温时系统中的功能优势微生物无法有效抑制废水中的病原微生物，使 SBR 脱氮除碳受到抑制，这可能是低温冲击期 SBR 脱氮除碳效能较低的原因。阶段末期（D90），此时温度已经升至 25 以上，通过补充碳源调节 C/N 后，相较于其他阶段微生物群落演替更加明显；系统中属水平下的优势微生物 菌 群 共 11 种，其 中 Thauera、Trichococcus、表 3 微生物属水平优势细菌结构占比和功能Table 3 Structure proportion and function of dominant bacteria at microbial genus level属水平微生物占比/%功能D1D20D55D70D90Enterococcus0.10.00.010.01.7病原微生物27Pseudoxanthomonas0.10.40.12.15.5反硝化作用28Paracoccus0.70.20.50.42.2反硝化作用/降解难降解有机物28Thauera0.126.15.412.228.1反硝化作用/降解难降解有机物/胞外聚合物生产28-29Flavobacterium0.00.00.00.44.9胞外聚合物生产/反硝化作用28-29Nitrosomonas1.23.24.51.60.0氨氧化作用28-29Nitrospira2.65.54.911.00.2硝化作用28-29Stenotrophomonas1.94.327.72.24.8反硝化聚磷作用29Terrimonas1.64.31.91.60.1反硝化作用29Gemmobacter0.00.10.20.22.7反硝化作用30Luteimonas0.00.00.10.55.0降解难降解有机物31Planctomicrobium0.00.00.00.02.2反硝化作用/降解难降解有机物32Saprospiraceae_uncultured4.20.70.10.10.0反硝化作用/降解难降解有机物33Blastocatellaceae_uncultured4.34.11.01.30.1氧化硫化氢33Dechloromonas3.30.20.10.00.0反硝化除磷作用33Candidatus Competibacter10.30.50.10.10.0聚糖作用34C10-SB1A_norank2.20.20.00.00.0Diaphorobacter0.00.61.42.30.7反硝化作用35Ellin60672.41.20.30.70.0氨氧化作用36Fastidiosipila2.10.60.20.10.0降解难降解有机物37Ferruginibacter0.94.22.31.41.2聚磷作用38Hyphomicrobiaceae_uncultured2.20.30.10.10.0胞外聚合物生产38IMCC262072.40.70.30.10.0Limnobacter2.22.31.51.60.8降解难降解有机物39Mariniflexile0.00.00.00.04.1Ottowia3.79.614.37.22.3反硝化作用/降解难降解有机物40RBG-13-54-9_norank2.70.10.00.00.0Rikenellaceae RC9 gut group5.10.10.00.00.0降解难降解有机物41SC-I-84_norank10.14.63.43.20.2Sphingomonas0.90.52.80.10.5降解难降解有机物42Thermomonas0.62.50.91.30.3反硝化作用43-44Trichococcus0.00.00.04.48.9胞外聚合物生产45第 2 期文红平等：中试 SBR 处理鸭场沼液过程中脱氮除碳效能及微生物群落演替 675 Pseudoxanthomonas、Stenotrophomonas 相较于 D70时相对丰度明显增加，而 Ottowia 相对丰度明显降低；同 时，演 替 出 Luteimonas、Flavobacterium、Mariniflexile、Gemmobacter、Paracoccus、Planctomicrobium 等其他阶段未出现的优势微生物菌群，这些微生物中部分具有较强的反硝化能力，部分具有较强的降解难降解有机物的能力28-32，这是阶段后期系统 COD 和 TN 去除率逐渐升