接種BAF處理海水養殖廢水低溫啟動及微生物特性

盧立泉,邱立平*,劉盼盼,謝 康,程洪濤,石 亮,王 琰(.濟南大學土木建筑學院,山東 濟南500；.齊魯理工學院,山東 濟南 5000)

接種BAF處理海水養殖廢水低溫啟動及微生物特性

盧立泉1,邱立平1*,劉盼盼2,謝 康1,程洪濤1,石 亮1,王 琰1(1.濟南大學土木建筑學院,山東 濟南250022；2.齊魯理工學院,山東 濟南 250200)

為研究低溫條件下曝氣生物濾池(BAF)處理高鹽貧營養含氮廢水的啟動特性,在系統運行水力停留時間為1h,水溫為12～16 ,℃氣水比為2:1(溶解氧控制在3～5mg/L),進水pH值為7.38～8.23,高錳酸鹽指數為5.11～9.46mg/L,氨氮為3.27～4.88mg/L的工況條件下,對比考察了接種普通活性污泥和海水底泥沸石BAF處理人工模擬海水養殖廢水的低溫啟動規律和微生物種群特性.結果表明,接種海水底泥與普通活性污泥的BAF反應器分別于39和35d完成掛膜啟動,氨氮平均去除率分別為91%、95.7%,出水氨氮平均濃度分別為 0.36、0.17mg/L;高錳酸鹽指數的平均去除率分別為 31.9%、36.5%,出水平均濃度分別為 4.96、4.63mg/L.變性梯度凝膠電泳(DGGE)和16SrDNA基因測序分析發現,兩座反應器微生物種群結構發生了較大變化,普通活性污泥、海水底泥及其對應接種種泥的BAF反應器運行穩定一個月后的反沖洗泥樣多樣性指數分別為 2.41、2.63、2.88、2.65; 隨著運行時間的延長,兩種接種方式 BAF的微生物種群數量及豐度差異逐漸減弱,優勢種群趨于一致,表現出很強的相似性;部分耐鹽的氨氧化菌成為優勢菌種,穩定運行的BAF生物種群以γ-變形菌綱為主.

沸石生物濾池；接種污泥；海水養殖廢水；啟動特性；微生物種群

隨著海水養殖產業技術的提升及市場需求的日益擴大,海水養殖業已然向集約化、高產化的模式發展[1],與此同時,大量的養殖廢水排放入海給周邊環境造成了巨大的影響.海水養殖廢水中的污染物,尤其是氨氮,容易消耗水中氧氣導致水體缺氧,出現黑臭問題,嚴重時會引發赤潮[2],造成生態失衡,生物多樣性遭到破壞,因此,氨氮是養殖水體中主要的難去除污染物質[3].

由于海水養殖廢水具有高鹽度和貧營養的水質特征,處理難度較大,目前海水養殖廢水處理技術尚處于探索階段,缺乏完全行之有效的工程技術方法[4].Meske等[5]嘗試通過活性污泥法處理水產養殖循環用水,結果出水 NH4+-N達不到回用要求,究其原因是沒有徹底解決最小污泥齡問題.BAF可進行模塊化應用,在有機物和氮的去除方面具有獨特的優勢[6],根據海水養殖廢水的水質特點,可以考慮采用曝氣生物濾池(BAF)對其進行處理,甚至回用.但是由于海水的鹽度效應及養殖廢水污染結構的特殊性,而且海水養殖是敞開式的外部環境,易受到溫度影響,尤其在我國北方地區,低溫持續時間長,BAF處理海水養殖廢水可能會遇到啟動困難、微生物生長緩慢、群落不完整和不穩定等諸多問題[7].通過在序批式反應器中投加循環養殖廢水底泥和少許厭氧池的污泥,縮短了啟動時間,證實了活性污泥在接種過程中可以彌補海水養殖廢水中有機質不足的弊端[8].

生物膜是BAF的核心,生物膜的附著程度及生長情況直接影響著其處理效能和實際運行費用,因此選用合適的掛膜方法來啟動BAF,具有重要的工程實踐意義[9].研究表明[10-11],水溫在20～24℃范圍內,BAF處理海水養殖廢水自然掛膜在42d左右,如果溫度降低,會影響氨氧化菌的代謝生長,即在低溫條件下,掛膜時間會更長.研究發現,人工接種掛膜啟動BAF時間明顯少于自然掛膜所需時間[12].為縮短啟動時間,最大程度發揮BAF除氨氮效能,有必要進行人工接種掛膜來啟動生物反應器.

因此,本文以沸石曝氣生物濾池為依托,系統研究接種不同種泥(普通活性污泥和海水底泥)BAF在低溫條件下處理高鹽貧營養含氮廢水的啟動特性,研究其生物群落結構及演替變化規律,旨在為沸石BAF處理海水養殖廢水啟動方式和工藝設計優化提供技術參考.

1 材料與方法

1.1 材料

生物種泥采用海水底泥和普通活性污泥,分別取自威海榮成和光大水務(濟南)水質凈化二廠.兩種泥樣的污泥性能指標測定方法參照手冊[13],結果如表1所示.根據文獻[14-15]和實驗室小試試驗[16],對比分析了鹽度條件下陶粒、火山巖和沸石濾料對氨氮的吸附性能和成本比較,擇優選定沸石為曝氣生物濾池濾料.

表1 不同接種污泥的性能比較Table 1 Performance comparison of different inoculation sludge

實驗用水為人工模擬海水養殖廢水,即在蒸餾水中加入 NH4Cl、NaNO2、KNO3、MgCl2、CaCl2、FeSO4·7H2O等,配置營養母液,其它微生物所需痕量元素由花園浸出液提供,鹽度由海水晶調節(控制在 30‰左右),并投加葡萄糖以提供微生物生長所需的碳源(表2).

表2 模擬海水養殖廢水水質Table 2 Characteristics of simulated seawater aquaculture wastewater

1.2 實驗裝置和方法

實驗裝置(圖1)由2座同步運行的模型BAF組成,每座 BAF接種 1種種泥,分別記為 HSBAF(接種海水底泥)和 AS-BAF(接種普通活性污泥).模型BAF由有機玻璃制作,柱高1000mm,內徑70mm,每個反應器裝填高度為600mm的沸石濾料,底部裝填 100mm厚的鵝卵石承托層,曝氣頭位于承托層上部,承托層以上每隔 15cm設一取樣口,儲于水箱中的模擬海水養殖廢水經蠕動泵進入反應器底部,升流式運行,反沖洗水、氣也由底部進入.

圖1 沸石曝氣生物濾池系統示意Fig.1 Schematic diagram of zeolite BAF system

考慮到實際工程應用的需要,本實驗選擇先將接種污泥與要處理的模擬廢水混合,再注入沸石BAF中進行悶曝;24h后排空,重新注入混合液,繼續悶曝 24h,隨后放空濾柱;以同樣的方式重復3次后,改用小流量進水,保持水力停留時間為1h.

啟動期間系統運行的水力停留時間為1h,水溫為 12～16℃,氣水比為 2:1(溶解氧控制在 3～5mg/L),pH值為7.38～8.23,進水高錳酸鹽指數為5.11～9.46mg/L,NH4+-N為3.27～4.88mg/L.定時測量反應器進、出水的高錳酸鹽指數、NH4+-N、NO3--N、NO2--N、pH值和溶解氧,所有水質常規指標的測定均按國標方法進行[17].

聚合酶鏈式反應-變性梯度凝膠電泳(PCRDGGE)的操作根據文獻[18-19]所述方法進行,并根據實際情況進行了修正:分別提取接種的普通活性污泥、海水底泥以及相對應接種種泥的BAF反應器運行穩定1個月后的反沖洗泥樣品,利用FastDNATMSPIN Kit Soil提取樣品基因組DNA,以樣品基因組DNA為模板,采用細菌通用引物GC-338F (5’-CCTACGGGAGGCAGCAG-3’)和518R (5’ATTACCGCGGCTGCTGG-3’)擴增樣品 16S rDNA高變區序列,PCR產物采用OMEGA公司DNA Gel ExtractionKit純化回收后,取 10μL PCR的產物進行變性梯度凝膠電泳(DGGE)分析.用滅菌的手術刀切下待回收的DGGE圖譜中的優勢條帶,將PCR產物純化后連接到pMD18-T載體上,轉化至DH5α感受態細胞中,篩選陽性克隆,進行序列測定,得到的序列信息和GenBank數據庫中的信息進行相似性比對,以進一步確定相關微生物種類.

2 結果和討論

2.1 啟動運行階段 BAF對高錳酸鹽指數的去除

啟動運行階段接種2種種泥的沸石BAF進水及出水高錳酸鹽指數和去除率隨時間變化情況如圖2、圖3所示.

圖2 啟動階段HS-BAF對高錳酸鹽指數的去除效果Fig.2 Permanganate index removal from HS-BAF system during start-up phase

由圖2可以看出,HS-BAF前期對高錳酸鹽指數的去除效果不穩定,但總體可以保持一定的去除能力,這是因為雖然海水底泥中的微生物菌群相對較少,但沸石濾料的前期不飽和吸附特性可以彌補微生物氧化有機物能力較弱的缺陷.相對應地,圖3顯示,AS-BAF對高錳酸鹽指數的前期去除要穩定且高效的多,這是通過沸石填料的吸附和微生物的生物氧化作用協同完成的結果.綜合對比圖2和圖3可以發現,雖然兩者去除趨勢大致相同,但是AS-BAF整體對高錳酸鹽的去除要比HS-BAF穩定的多,而且上升趨勢沒有大幅度的波動,這是因為活性污泥的異養菌種類較多,高鹽環境對異養菌的活性沒有完全抑制,故可以保持相對穩定的有機物去除能力.2個反應器在大約30d左右,高錳酸鹽指數的出水相對穩定,分別達到2.74和2.52mg/L,此時可以認為,微生物種類大致確定,不會發生大范圍的變化.

圖3 啟動階段AS-BAF對高錳酸鹽指數的去除效果Fig.3 Permanganate index removal from AS-BAF system during start-up phase

2.2 啟動運行階段BAF對氨氮的去除

圖4 啟動階段HS-BAF氨氮的去除效果Fig.4 Ammonia nitrogen removal from HS-BAF system during the start-up phase

圖5 啟動階段AS-BAF氨氮的去除效果Fig.5 Ammonia nitrogen removal from AS-BAF system during the start-up phase

啟動運行階段接種2種種泥的沸石BAF進水及出水氨氮濃度和去除率隨時間變化情況如圖4、圖5所示.

圖4顯示,反應器啟動的前9d,HS-BAF氨氮去除率從13%增加到34%,AS-BAF氨氮去除率從17%提高到38%,這是由于在反應器啟動初期,沸石發揮著物理吸附及濾料的截留作用,這種吸附和截留性能在生物膜沒有成熟之前為氨氮的去除提供了保障.HS-BAF在第 9d之后,氨氮去除率都有下降的趨勢,除了濾料吸附飽和的原因之外,低溫影響微生物生長速度也是一個重要的因素.氨氧化菌在低溫條件下活性不高,并且廢水環境高鹽高氯,都會影響菌群微生物的生長.第12d之后,這種去除效果下降的趨勢逐漸消失,直到第30d左右,氨氮去除率在35%的水平上下波動,且HS-BAF反應器中氨氮濃度波動范圍較小,說明耐鹽菌在這個階段逐漸生長,并且這些菌種在接種海水底泥的 HS-BAF反應器中環境變化不大,氨氧化菌和有氨氮去除作用的嗜鹽菌比較穩定.自第 30d之后,氨氮去除有了明顯的提高,并且去除率梯度變化較大,表明氨氧化菌已經適應高鹽環境,逐漸繁殖生長,成為優勢種群,在第39d之后,氨氮的去除率穩定在82%.由圖5可知, AS-BAF的氨氮去除趨勢與HS-BAF大致相同,只有在波動的時間長短與后期達到最高穩定的時間節點有所區別.AS-BAF反應柱的波動時間在10d左右,且波動較大,在20%～40%之間,說明在這段時間優勢菌群發生了明顯交替,且受生長環境影響較大,使得處理效果不穩定.在第27d之后,氨氮去除率呈逐漸上升趨勢,且在 3d之內升至較高水平,在第35d左右氨氮去除開始穩定,去除率達到87%.這種變化曲線表明,在接種活性污泥的海水養殖廢水環境中,由于前后生長環境的差異使得微生物種類變化較大,氨氧化菌和有特殊功能的嗜鹽菌在氨氮去除的過程中發揮著重要作用.綜合對比圖4和圖5可以發現,接種海底底泥和活性污泥的BAF在啟動運行階段對氨氮的去除整體變化趨勢大致相同,去除率前期波動較大,后期趨于穩定,并達到較好的處理水平,其處理出水水質中氨氮符合《中華人們共和國水產行業標準-海水養殖水排放標準(SC/T9103-2007)》[20]的出水要求.在進水負荷大體穩定之后,系統生物膜增長態勢良好,氨氮去除性能逐漸提升,由此可見,穩定的進水負荷也有利于系統的啟動.

HS-BAF和AS-BAF分別運行39d和35d后,高錳酸鹽指數的去除率超過 45%, NH4+-N去除率達到 80%以上,且保持相對穩定;用肉眼可以觀察到濾料表面上附著明顯的淡黃色生物膜,還有絲狀絮體,用顯微鏡可以觀察到淺色菌膠團、絲狀菌和固著型纖毛蟲;此時HS-BAF和AS-BAF處理出水清澈,出水水質符合《中華人們共和國水產行業標準-海水養殖水排放標準(SC/T9103-2007)》[20]的要求,至此標志反應器啟動成功.

結合文獻[21-26]和本試驗結果,不同溫度條件下自然掛膜與接種掛膜BAF啟動時間如圖6所示.

一般處理生活污水的BAF常溫接種掛膜可在20d左右完成啟動[21],但楊婧雯等[22]在8～16℃的溫度條件下處理生活污水接種啟動BAF的時間為 27d, 與自然掛膜時間相差無幾,說明低溫抑制氨氧化菌的代謝,致使優勢菌種演替緩慢;相比生活污水處理,宋協法等[23]在處理循環養殖水時,常溫條件用活性污泥接種BAF的啟動時間為 30d, 海水養殖廢水的高鹽度、貧營養特點,是其啟動時間延長的主要原因, 也有研究表明[27-28],海水養殖廢水中高濃度的氯能夠抑制氨氧化,進而大大延長了建立完整硝化系統的時間.由于低溫對氨氧化菌的活性抑制效應,在低溫條件下BAF處理海水養殖廢水的掛膜啟動更為困難,王博[24]在低溫下進行了生物濾器自然掛膜處理海水養殖廢水的試驗,其啟動時間長達 71d.本研究中2座沸石BAF的低溫掛膜啟動時間分別為35和39d,可見人工接種掛膜可以有效促進低溫高鹽條件下BAF的啟動.

圖6 不同溫度及接種條件下的BAF啟動時間Fig.6 Start-up time of BAF in different conditions of temperature and inoculation

2.3 穩定運行階段 BAF對高錳酸鹽和氨氮的去除

在反應器啟動成功之后,進入穩定運行階段,期間高錳酸鹽指數和氨氮濃度的去除變化如圖7、圖8所示.

由圖 7可以看出,在進水條件相同的前提下,HS-BAF和AS-BAF反應器在穩定運行階段的高錳酸鹽指數的去除沒有大幅度的波動,去除率保持在 50%左右,說明系統生物膜中的異養菌種群已穩定形成,并發揮著生物氧化作用.功能穩定的生物膜不僅強化了濾料層的截留作用, 其部分代謝產物如胞外聚合物(EPS)及溶解性微生物產物(SMP),還可以起到生物絮凝的作用[29-30],進一步把濾床中懸浮性有機物凝聚沉降下來,使部分大分子有機物在生物反應器中被生物膜吸附,提高了生物膜系統的綜合去除能力.綜合兩者的變化曲線,AS-BAF較HS-BAF的有機物去除能力稍強,說明AS-BAF中的異養菌數量比HSBAF要多,豐度可能也較好.

圖7 穩定運行階段HS-BAF、AS-BAF高錳酸鹽指數的去除效果Fig.7 Permanganate index removal in the HS-BAF and AS-BAF system at the stable running stage

圖8 穩定運行階段HS-BAF、AS-BAF氨氮的去除效果Fig.8 Ammonia nitrogen removal in the HS-BAF and AS-BAF system at the stable running stage

圖8表明,在穩定運行階段,雖然進水負荷波動較大,但出水氨氮穩定保持在較低水平,HS-BAF和AS-BAF的出水氨氮濃度都能保持在 0.30mg/L左右,去除率也在 90%以上,系統的除氮效能都較為穩定,說明在穩定運行階段,2種接種方式BAF的處理效果無明顯差別.原因是經過前期微生物馴化培養,反應器內的菌種對水質的適應性增強,最終兩種接種方式BAF的優勢種群都能有效降解氨氮.

2.4 微生物種群結構分析

2座沸石BAF啟動成功并穩定運行1個月后,對濾池反沖洗生物膜和接種污泥進行了分子生物學分析,以期考察高鹽度條件下濾池微生物種群的結構特征及演替變化規律. 16S rDNA PCR產物的變性梯度凝膠電泳(DGGE)分析結果見圖9.

圖9 DGGE圖譜Fig.9 Atlas of Denaturing Gradient Gel Electrophoresis

如DGGE圖譜所示,兩種接種方式BAF啟動成功后,微生物種群較為豐富,隨著反應器的穩定運行,沸石濾料中的優勢菌種發生了更迭演替.其中,條帶20、23、25在4個泥樣中均存在,說明這些菌種能適應養殖廢水的水質條件,具有比較寬的生態幅;活性污泥種泥中,條帶15、16、18、22、27、34、37均為優勢菌種,但隨著反應器的運行,由于不適應高鹽環境而逐漸被淘汰;而條帶2、5、7、8、9、10、11、13、14、17、21、28、33、36、38在活性污泥種泥中并未檢出,隨著反應器運行時間的延長,菌群得到了富集和增殖,說明這些菌種適應高鹽低溫環境并可以發揮其生態功能;條帶30和40所代表的菌種在活性污泥馴化過程中保留了下來,說明該菌種適應性較強,既能處理生活污水,又能在海水養殖廢水的處理過程中發揮作用.類似的,條帶 17、20、23、25、28在海水底泥接種啟動BAF后得以保留,條帶3、5、6、9、10、11、12、25、32、38、40、42、 47可以認為是海水底泥馴化得到的新菌種,而海水底泥樣品中條帶1、7、15、19、24、33、36、37、41、43逐漸消失.

為了了解反應器在啟動過程中優勢菌種的變化情況,將 DGGE凝膠條帶回收,克隆、測序,在NCBI中比對,結果見表3.

表3 序列對比分析結果Table 3 The results of sequence analysis

由分析結果得到,所有條帶分屬于 6個門類,其中 Proteobacteria在數量上占有絕對優勢.由此可以看出,BAF在低溫條件下經過長期的馴化,微生物種群結構表現出了較高的豐度.其中,條帶 9、13、14、17屬于 γ-變形菌綱(Gammaproteobacteria),條帶 10屬于梭菌綱(Clostridia),條帶36、38屬于擬桿菌門中的黃桿菌目(Flavobacteriales),這些為高鹽環境下活性污泥馴化出來的優勢菌種,其中,所屬黃桿菌目的菌種為兼性厭氧菌,能夠利用NO3--N或NO2--N為電子受體在低溶氧條件下進行無氧呼吸代謝,將NO3--N和NO2--N徹底還原為N2,在處理模擬海水養殖廢水的過程中起著重要作用[31].條帶 9、17屬于 γ-變形菌綱中所屬的海洋螺菌目,條帶42為厚壁菌門中所屬的芽孢桿菌目(Bacillales),在其它的泥樣樣品中均未檢出,這與厚壁菌門細菌對有機物分解力強,在能量和物質代謝中發揮著重要作用且耐低溫高鹽密不可分[32-33],條帶47最相似菌種為 Iamiamajanohamensis(90%),屬于放線菌門微酸菌屬,該菌可以利用多種碳化合物作為碳源,參與氮元素的轉化,故這幾種菌可以利用水中的有機物分解為小分子,并利用這些小分子物質生長繁殖,成為優勢菌[34].條帶19(Nitrobacter winogradskyi)為硝化菌屬,條帶43(Nitrosospira multiformis)屬于亞硝化單胞菌,這兩種菌屬在活性污泥中是優勢菌,但在馴化過程中逐漸淘汰,說明有些氨氧化菌對鹽度和溫度變化比較敏感,低溫或者高鹽影響了生物活性.但有些氨氧化菌也能夠適應海水養殖廢水的水質條件而生存下來成為優勢菌種,其中條帶20、23和25在接種過程中保留下來,是氨氮氧化過程中起主要作用的菌屬.

為了對比不同條帶強度及遷移率,考察群落物種數和個體數,以下對污泥樣品的條帶圖譜進行細菌群落相似性和多樣性分析.

菌群多樣性可以用香農指數來分析,該指標是將DGGE圖譜采用Quantity one軟件對每個樣品的電泳條帶數目、條帶密度進行數字化的一種形式.其算法如下所示:

式中:pi為樣品中單一條帶的強度在該樣品所有條帶總強度中所占的比率,%;N為DGGE圖譜單一泳道上所有條帶的豐度, %;Ni為第i條帶的豐度,%[35].

普通活性污泥、海水底泥、HS-BAF和AS-BAF的反沖洗生物膜計算得到的多樣性指數結果分別為2.41、2.63、2.65、2.88,從這個結果可以看出,普通活性污泥樣品中生物并不豐富,經過鹽度條件啟動 BAF,生物多樣性得到了大幅的提升,這也可能是接種活性污泥啟動BAF時間較短的原因之一.對比海水底泥和HS-BAF泥樣,香農指數相差不大,說明生物多樣性程度相似,菌種數量和種類在馴化過程中變化較小,原因是兩者的存在環境比較相似.經過馴化之后的 HSBAF和AS-BAF的多樣性指數差異很小,說明在穩定運行后兩者微生物種群趨于一致.

表4 戴斯系數比較PCR-DGGE圖譜的相似性(%)Table 4 The similarity of comparative PCR-DGGE atlas using Deiss coefficient

由表中數據可以看出,活性污泥和 AS-BAF相似性只有18%,相對于海水底泥和HS-BAF的36.4%的相似性相差甚遠,表明鹽度條件對于活性污泥中的微生物生長影響較大,很多優勢菌種不能適應高鹽環境而被逐漸淘汰.HS-BAF和AS-BAF菌群的相似性最高,達到64.5%,即隨著時間的延長,種群數量及豐富程度差異逐漸減弱,表現出很強的相似性,說明經過較長時間的運行,2種接種方法對低溫條件下啟動BAF的微生物種群影響不大.

3 結論

3.1 人工接種掛膜可以有效促進低溫高鹽條件下BAF的啟動.

3.2 接種普通活性污泥比接種海水底泥更有利于BAF低溫啟動,且啟動階段處理效果也較好. 3.3 穩定運行階段,2種接種方式BAF的處理效果無明顯差別,微生物優勢種群基本一致,即接種普通活性污泥和海水底泥對低溫啟動后的 BAF運行效果無顯著影響.

3.4 分子生物學分析結果表明,接種普通活性污泥BAF的種群結構變化較大,多樣性指數最高.隨著運行時間的延長,2種接種方式BAF種群數量及豐富程度差異逐漸減弱,優勢種群趨于一致,表現出很強的相似性.

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Low temperature start-up characteristics and microbial population of BAFs for marine aquaculture wastewater treatment inoculated with two kinds of sludge.

LU Li-quan1, QIU Li-ping1*, LIU Pan-pan2, XIE Kang1, CHENG Hong-tao1, SHI Liang1, WANG Yan1(1.School of Civil Engineering and Architecture, University of Jinan, Jinan 250022, China；2.Qilu Institute of Technology, Jinan 250200, China). China Environmental Science, 2017,37(7)：2574～2582

In order to investigate the low temperature start-up characteristics of biological aerated filter (BAF) for simulated marine seawater aquaculture wastewater treatment, two zeolite media BAFs, which inoculated with marine sediment and activated sludge respectively, were operated under the conditions of hydraulic retention time 1h, water temperature 12～16℃, the ratio of gas to water 2 : 1 (dissolved oxygen in 3～5mg/L), as well as the influent pH value of 7.38～8.23, permanganate index of 5.11～9.46mg/L, ammonia nitrogen 3.27～4.88mg/L. The results showed that the start-up time, average concentration of effluent ammonia nitrogen, removal rate of average ammonia nitrogen, average concentration of effluent permanganate index and removal rate of permanganate index of BAF inoculated with marine sediment were 39d, 0.36mg/L, 91%, 4.96mg/L,31.9%, respectively, while the BAF inoculated with activated sludge were 35d, 0.17mg/L, 95.7%,4.63mg/L, 36.5%, respectively. It was observed by DGGE and 16SrDNA gene sequencing analysis that the microbial population structure of two reactors had gone through a tremendous change. The Shannon index of original activated sludge, the marine sediment and the corresponding backwashing sludge the reactor stable operation after one month was 2.41, 2.63, 2.88 and 2.65, respectively. With the increase of running time, the deference of quantity and abundance microbial population in two BAFs decreased gradually, and the dominant population became more and more similar and consistent. Several salt-tolerant ammonia-oxidizing bacteria became dominant species, and the mainly population in stable operated BAF belonged to γ-proteobacteria class.

zeolite biological filter；inoculation sludge；marine aquaculture wastewater；characteristics of start-up；microbial population

X703

A

1000-6923(2017)07-2574-09

盧立泉(1992-),男,山東濱州人,碩士研究生,主要從事廢水處理理論與工藝研究.發表論文2篇.

2016-11-09

國家自然科學基金資助項目(51278225, 51678276);山東省重點研發計劃(2016GSF117012, 2016CYJS07A03-3)

* 責任作者, 教授, lipingqiu@163.com