2018, Vol. 39
2. 广西益江环保科技股份有限公司, 南宁 530004;
3. 广西职业技术学院农业与环境工程技术系, 南宁 530226
2. Guangxi Yijiang Environmental Protection Technology Co., Ltd., Nanning 530004, China;
3. Department of Agriculture and Environmental Engineering, Guangxi Vocational & Technical College, Nanning 530226, China
在污水脱氮除磷工艺的活性污泥体系中, 脱氮菌、聚磷菌(PAOs)、聚糖菌(GAOs)等始终存在对有限外源碳素的竞争关系.而据不完全统计, 我国有65%以上的污水处理厂存在不同程度的进水碳源负荷不足现象, 可被微生物快速利用的易降解有机碳源也仅占10%~15%[1], 对反硝化作用构成极其不利的影响.针对于此, 强化内源反硝化脱氮、除磷技术基于活性污泥本身可作为良好碳基质储存载体的优势, 使污泥在外源碳基质充盈状态下将过剩的碳源进行吸附、储存, 并在外源碳素匮乏的不利条件下利用其作为电子供体强化脱氮除磷, 具有降低污泥体系好氧异养菌代谢需氧量、减少外源碳素投加需求的双重节能优势, 已受到越来越多研究者的关注[2, 3].
驯化出具有较强富碳能力的活性污泥是强化内源反硝化作用的关键, 而在此之中活性污泥特性对碳基质的迁移、转化起到了重要的作用. Guo等[4]探讨了污泥中富含不同官能团的TB-EPS对外源有机污染物的吸附能力, 且含有甲基单层膜的TB-EPS吸附率最高; Akar等[5]使一种除磷菌Microlunatus phosphovorus成为污泥体系优势菌以实现了内贮碳源聚-β羟基烷酸酯(PHAs)积累最大化.与此同时, 不同的驯化条件(处理工艺、运行工况等)也可能诱导活性污泥性状发生特异性变化, 从而进一步改变污泥的贮碳能力.王慰等[6]通过在传统UCT工艺添加后置缺氧段诱发絮凝体菌增殖, 促使了糖原(glycogen, Gly)、PHAs在污泥中的合成, 内源反硝化速率达到了4.72 mg·(g·d)-1; Takabatake等[7]在微氧/好氧交替供氧模式下以NaAc作为唯一碳源驯化不同SBR反应器中的活性污泥, 发现PHAs含量平均可达18.8%, 积累能力较厌氧/好氧法更加稳定.综上所述, 工艺运行模式、污泥特性、微生物分布特征等因素均能影响反硝化作用内源碳素的富集.
本研究采用一种新型智能化曝气控制系统(automatic oxygen supply device, AOSD).与当前普遍以DO、pH、ORP等作为控制参量的曝气系统不同的是, 其利用微生物对底物基质代谢作用过程中的耗氧速率、温度作为控制参数, 通过PLC控制器建立微生物生长代谢需氧量模型给予曝气量“按需供给”, 在达到高效除污效果的同时实现能耗精准性节约[8].具有准确应对污泥体系微生物溶氧代谢需求、自动化控制程度高等优点, 潜在应用前景好.尽管现有于实用性效果层面的研究已表明其控制下的A/O工艺具有更强的脱氮优势, 但从好氧生物法本质层面, AOSD独特供氧模式驯化下的活性污泥、微生物功能菌分布特征的特异性变化对脱氮途径、生物需氧量降低的作用机制仍缺乏深入探究.因此, 本研究将AOSD系统应用于A/O工艺中, 深入解析其供氧模式驯化下活性污泥特性、微生物群落分布特异性演化对污泥富碳能力及内源反硝化脱氮的作用机制, 以期为AOSD系统应用下的污水处理工艺在低进水碳源负荷中激发该种节能型脱氮途径的潜力提供关键理论参考.
1 材料与方法 1.1 实验装置及控制原理由图 1、2所示, 本实验中将常规A/O工艺作为对照组(continuous aeration A/O process, C-A/O), 实验组(intelligent aeration controlled A/O process, I-A/O)则在传统A/O工艺上于曝气系统中引入AOSD智能化控制装置.两系统分别由1个缺氧池、2个好氧池和1个二沉池组成, 每个池体有效容积均为10 L. AOSD曝气控制系统由计算机、可编程逻辑控制器PLC、DO监测探头及温度传感器构成.在运行过程中, 两系统缺氧池DO维持在0~0.2 mg·L-1, C-A/O好氧池保持持续供氧状态, I-A/O则通过内置的DO探头及温度传感器, 实时向PLC控制器反馈好氧池于1个工作周期(120 min)内曝气/停曝过程中混合液DO的变化情况及水温指标, 由PLC系统计算微生物利用底物基质的耗氧速率, 建立模型推算当前活性污泥系统降解有机质、硝化作用的生物需氧量, 以此自动控制下1个工作周期内曝气/停曝的时间配置以实现按需供氧. AOSD按需供氧的曝气/停曝运行工况对活性污泥的驯化自然形成了好氧/缺氧的交替内部环境.
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图 1 AOSD系统控制模式 Fig. 1 Control mode of AOSD |
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1.进水桶; 2.PLC控制器; 3.DO检测器; 4.气泵; 5.缺氧池; 6.好氧池; 7.二沉池; 8.硝化液回流; 9.污泥回流 图 2 实验装置示意 Fig. 2 Schematic diagram of the experimental setup |
实验用水采用人工模拟生活污水, 分别以葡萄糖、NaAc作为模拟生活污水碳源, 其对COD的贡献比例约为5:1;以NH4Cl、KH2PO4作为氮源、磷源, 同时投加一定量的微量元素液(EDTA、ZnSO4、CoCl2、CuSO4、KI、FeCl3等).常用水质指标检测方法采用文献[9]的方法测定; 混合液悬浮固体浓度(MLSS)用称重法; 污泥沉降比(SV)用30 min沉降法; 污泥比耗氧速率(specific oxygen uptake rate, SOUR)用呼吸计量法[10]; 污泥胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)多糖成分用苯酚-硫酸法、EPS蛋白质成分用考马斯亮蓝法; 浊度用硫酸肼与6次甲基四胺的聚合物作为标准液的分光光度法; DO和温度测定用美国哈希荧光在线溶氧仪(HACH SC100).
污泥内碳源用糖原(Gly)含量表征, 测定方法为：取5 mL活性污泥混合液, 加入0.5 mL体积分数为20%的甲醛抑制污泥微生物活性.离心去除污泥上清液, 将置有污泥的离心管放入-20℃的冷藏室冷冻24 h, 第2 d再将其置于真空冷冻干燥机(LGJ-10)中在-54℃、0.1 mbar条件下冷冻干燥24 h, 使污泥充分脱水、结块, 易取出.将全部污泥取出置入消解管中, 加入5 mL 0.6 mol·L-1的盐酸溶液, 密封后在105℃的烘箱中消解6 h, 提取消解后的污泥上清液用苯酚-硫酸法测定糖原浓度, 再用污泥混合液浓度(MLSS)将其换算为单位质量污泥中的含量, mg·g-1.
1.3 实验方法 1.3.1 启动期实验本实验接种污泥取自南宁市江南污水厂, 将接种污泥定量投入I-A/O实验组与C-A/O对照组各3 L, 补充适量配水后开始启动期污泥驯化实验.设置两系统曝气流量均为2.2 L·min-1, C-A/O为持续曝气模式, I-A/O曝气时间由PLC控制器自动控制.延程中检测两系统活性污泥特性相关指标的变化状况、出水水质指标, 采用SPSS 19.0的Pearson秩相关性与t检验统计分析探讨I-A/O活性污泥特性变化与水质处理效果间的内在关系.启动期两系统生活污水配水浓度及装置运行状况见表 1.
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表 1 实验装置运行方案 Table 1 Test scheme for the experimental setup |
1.3.2 活性污泥内源反硝化脱氮效能实验
本研究分取两系统驯化成熟活性污泥1 L于抽滤瓶中进行对比性批次实验, 全程用磁力搅拌器使污泥充分混合.好氧段曝气至污泥混合液DO浓度达到3~4 mg·L-1; 缺氧段封闭瓶口, 使混合液DO浓度维持在0.1~0.3 mg·L-1.旨在由可溶性COD(SCOD)、Gly在活性污泥系统中的迁移、转化特征来定量分析两系统活性污泥对胞内聚合物的贮存效率及在外源碳素匮乏状态下Gly对内源反硝化脱氮反应的驱动响应, 为该智能曝气系统应用下的A/O工艺提供一条低进水碳源负荷下反硝化脱氮过程碳素优化利用的节能新思路.实验方案由表 2所示.
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表 2 内源反硝化效能实验方案 Table 2 Experimental scheme of endogenous denitrification efficiency |
内源反硝化速率(endogenous denitrification rate, EDNR)如式(1)所示：
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式中, ΔNO3--N：缺氧段NO3--N的浓度变化量, mg·(L·h)-1; Δt：反应时间, h.
1.3.3 Illumina HiSeq高通量测序利用CTAB法提取驯化成熟的两系统活性污泥细菌DNA, 采用琼脂糖凝胶电泳法在1%凝胶浓度、120 V电压、40 min电泳时间、25个循环的条件下检测所提取DNA的浓度与纯度. PCR扩增及建库依托Illumina HiSeq高通量测序平台, 细菌测定区域为16S rRNA(V3+V4)区, 引物5′-ACTCCTACGGGAGGCAGCA-3′、5′-GGACTACHVG GGTWTCTAAT-3′.使用FLASH、Trimmomatic软件对样品的双端reads进行拼接、过滤、去除嵌合体获得高质量Effective Tags序列, 以UCLUST对其在97%的相似度水平下进行聚类, 获得OTUs后基于细菌分类学数据库对其进行分类学注释、α多样性分析.
2 结果与讨论 2.1 I-A/O系统水质处理效果变化特征由图 3所示, 启动期Ⅰ-A/O系统COD、NH4+-N、TN的处理效果大体经过了波动期、稳定期两个过程, 呈现出急剧恶化→逐步改善→高效平稳的变化特点.在NH4+-N的处理上, Ⅰ-A/O出水浓度于1~16 d呈现逐步降低趋势, 由20.32 mg·L-1逐步降至4.31 mg·L-1, 第16 d后系统出水效果趋于稳定, 达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A标准, 波动期约为16 d. C-A/O出水于全程稳定在1.07 mg·L-1, 无较大波动.活性污泥在适应I-A/O系统驯化的过程中, 氨氧化细菌(AOB)、亚硝酸盐氧化菌(NOB)的生理活性经历了一个先抑制、后恢复的过程.由于接种污泥中聚糖菌(GAOs)含量高, 其好氧同化代谢所需生物需氧量大, 在AOSD系统按需供氧控制的初始时段内, GAOs菌与硝化菌相比更具夺氧优势, 故AOB菌、NOB菌好氧代谢作用受到抑制, 启动期初出水中NH4+-N、NO2--N积累量达到最大, 分别为20.32 mg·L-1、0.213 mg·L-1.随着污泥微生物逐步适应AOSD控制下的新环境, GAOs菌受低供氧量影响其产率、活性逐步降低, 促使硝化菌对DO摄取的竞争压力降低, 出水NH4+-N、NO2--N浓度遂逐步降低.在COD去除方面, I-A/O供氧条件虽然不利于GAOs好氧代谢, 但出水COD浓度也仅于波动期3~8 d出现恶化, 随后逐步改善, 第15 d后稳定在29.32 mg·L-1, 与C-A/O效果相近.同时结合稳定期I-A/O单位质量污泥COD去除负荷相对较低, 仅为0.154 g·(g·d)-1, 反映出供氧量的改变可能强化了污泥好氧代谢作用外其它途径对碳素的移除. I-A/O的TN出水效果与NH4+-N变化正相关, NH4+-N在启动期初的积累效应也是影响TN去除效果的主要限制性因素.沿程中C-A/O好氧池DO浓度始终维持在污水厂常规标准2~4 mg·L-1水平, I-A/O曝气时段DO浓度则基本维持在1.17~2.61 mg·L-1, 时间由PLC控制器自动控制在(34.68±4.85)min, 一个工作周期内(120 min)曝气量节省率达到(71.1±4.04)%, 并无显著规律性变化, 表明该污泥系统总生物需氧量并未随着AOSD系统驯化而发生明显的改变.故活性污泥特性、好氧微生物群落在适应新环境上也可能发生了特异性改变, 使I-A/O实现了一种水质高效处理前提下的污泥系统低氧需求状态.
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图 3 I-A/O系统污染物去除效果 Fig. 3 Contaminant removal efficiencies in the I-A/O system |
活性污泥接种于两系统后在启动期其特性演变特征如图 4所示.两系统污泥沉降比(SV)在启动期1~12 d急剧恶化, I-A/O由42%升至91%. 12 d后两系统SV渐趋于稳定, I-A/O与C-A/O分别保持在(91.36±1.43)%、(86.45±1.37)%.同时, 启动期中两系统污泥的SVI也呈现不同程度的提高, 相比于C-A/O, I-A/O污泥受AOSD低供氧模式的刺激, 膨胀程度更为强烈.虽然在低溶解氧环境下, 由于丝状菌具有较低的氧饱和常数与最大比生长速率μmax, 在不利环境中占据竞争优势, 易引发恶性丝状菌污泥膨胀, 但由缺氧污泥微膨胀节能理论认为：适量的丝状菌微膨胀不仅不会导致污泥恶性上浮, 还能利用其生理优势物理捕获部分污染物质, 改善出水浊度.在AOSD系统驯化下, I-A/O污泥SVI维持在130~170 mL·g-1水平, 出水浊度在启动期初迅速恶化后不断恢复, 第21 d后降至4.52 NTU, 出水悬浮固体(SS)大量减少、更加清澈, 与郭建华等[11]将DO浓度维持在0.5~0.7 mg·L-1所致的污泥驯化特点相似.
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图 4 I-A/O系统活性污泥特性演化特征 Fig. 4 Evolution characteristics of the activated sludge properties in the I-A/O system |
SOUR可反映单位质量好氧微生物的好氧代谢强度.由图 4所示：4~12 d中, C-A/O好氧微生物能在较短时间内适应新环境, 好氧代谢活性恢复迅速; 而I-A/O好氧微生物好氧代谢活性在启动期初受供氧条件抑制作用更明显, SOUR仅为(13.66±0.62)mg·(g·h)-1, 且12 d后SOUR才有所恢复. Ni等[12]的研究认为, 在对DO的摄取阶段中, 异养菌、自养菌各自最大耗氧速率OURmax发生在不同的时段, 且异养菌对DO的利用具有更高的优先级.在本研究中, I-A/O的SOUR与SVI的变化呈现一定正相关关系(r=0.864, P=0.059>0.05), 表明在AOSD驯化下, 启动初期未能得以充分好氧代谢的外碳源基质大量积聚在污泥絮体表面, 污泥微膨胀状态下的丝状菌骨架结构有利于就近将其物理捕获、利用; 同时微膨胀污泥的絮体松散, 比表面积增大, 有利于DO传质[13], 也使SOUR得以恢复, 超过丁逸宁等[10]的测量值.
胞外聚合物EPS是活性污泥絮体重要的组成部分, 其主要由蛋白质、多糖、腐殖酸、DNA等构成, 其中多糖、蛋白质成分占整个EPS质量70%~80%, 起到对菌体细胞保护、黏附絮凝、为内源呼吸阶段提供碳源等作用[14].由图 4所示, 两系统EPS蛋白质成分含量均不断降低, 而EPS多糖成分则不断增加.其中I-A/O的EPS多糖在启动期4~12 d由6.2 mg·g-1增至12.62 mg·g-1, 12 d后逐渐稳定, 积累效应更加显著. EPS的蛋白质与多糖比例(PN/PS)会导致污泥表面化学官能团产生差异, 较高的PS含量有助于提高胞间粘附性, 也可在内源代谢期提供菌体生长、代谢的“维持能”[15]; 胡小兵等[16]将胞外聚合物对生活污水碳源的吸附过程用Lagergern单层吸附模型与Ritchie双层吸附模型拟合, 发现松散结合型胞外聚合物(LB-EPS)可将外源碳素运输到紧密结合型胞外聚合物(TB-EPS)中贮存, 且TB-EPS对碳素的吸附量与多糖成分含量比正相关.在本研究中, I-A/O污泥EPS中的多糖/蛋白质由5.36逐步升至22.64, 与出水COD浓度变化显著负相关(r=-0.985, P=0.002 < 0.05, 表 3), 说明4~12 d EPS多糖成分的不断提高很大程度上是由无法充分好氧代谢的外源溶解性COD(SCOD)进行SCOD→EPS多糖成分的黏附贮存所致, 多糖贮存速率达到3.21 mg·(g·d)-1, 高于C-A/O污泥的1.83 mg·(g·d)-1速率水平.综上所述, 结合15 d后I-A/O水质处理效果及污泥特性变化基本趋于稳定, 可认为活性污泥驯化已成熟. I-A/O驯化的活性污泥能更好地通过物理特性的变化吸附、贮存外源碳素, 并以富碳特性作为微生物生长代谢、水质处理的影响载体.
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表 3 活性污泥特性指标间的皮尔逊相关系数1) Table 3 Pearson correlation coefficient between the different indexes of the activated sludge properties |
2.3 I-A/O系统活性污泥内源反硝化脱氮效能
聚羟基烷酸酯(PHAs)、糖原质(Gly)等是活性污泥在外源碳基质匮乏状态下反硝化菌、PAOs菌进行反硝化脱氮、除磷主要代谢的胞内聚合物, 其中Gly是内源反硝化主要利用的内碳源物质[17].结合I-A/O活性污泥的富碳作用与AOSD系统供氧模式更有利于营造缺氧环境, 设计实验探究I-A/O内源反硝化脱氮潜力.由图 5、表 4所示：在0~1.5 h的好氧曝气过程中, I-A/O系统表现出对碳素更充分的转移、利用效率, SCOD的降解速率ΔSCOD/Δt、Gly的合成速率ΔGly/Δt平均为486 mg·(L·h)-1、43.32 mg·(g·h)-1, 均高于C-A/O系统.好氧段SCOD的移除可通过污泥表面粘附、好氧代谢、同化为内聚物等途径得以实现, 其中ΔGly/ΔSCOD值表示污泥微生物每降解单位浓度的碳基质所合成的胞内糖原的量, 可表征微生物将外源碳素富集为内碳源的能力. Ciggin等[18]估计活性污泥系统在好氧/缺氧交替工况运行条件驯化下该值理论为0.66.而本研究中I-A/O该值由0.056逐步增至0.813, 结合I-A/O于0~1 h较高的ΔSCOD/Δt, 说明活性污泥在好氧段初迅速吸附大量SCOD, 随之好氧段后期具有储存Gly能力的微生物快速将外碳源实现SCOD→Gly的转化贮存. C-A/O的ΔGly/ΔSCOD值低于理论值, 可能是较高的供氧量驯化条件有助于增殖好氧异养菌产率, 使SCOD的好氧代谢途径更为显著.
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图 5 活性污泥系统碳素利用途径及内源反硝化率 Fig. 5 Carbon utilization approach and endogenous denitrification rate in the activated sludge systems |
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表 4 实验周期内相关参数的历时变化1) Table 4 Parameters during the experiment cycles |
在缺氧段Ⅰ中外碳源供应充足条件下, C-A/O系统NO3--N反硝化在2~4 h基本完成, 平均反硝化速率达到6.53 mg·(L·h)-1; I-A/O系统NO3--N反硝化持续到第5 h, 其平均值仅为3.09 mg·(L·h)-1, 反硝化效率较低. NOx-N反硝化需要碳素作为电子供体, ΔSCOD/ΔNOx-N表示反硝化1 mg氮素所消耗的SCOD的量, 理论上当N2为最终产物时, 由化学计量分析ΔSCOD/ΔNOx-N值为4.58 mg·mg-1.由表 4所示：在初期2~3 h中, I-A/O系统ΔSCOD/ΔNOx-N值为105.92 mg·mg-1, 远远大于理论值, 表明活性污泥在摄取一部分碳素提供反硝化电子供体的同时, 又存在将富余碳素大量捕获的作用, 致使SCOD由414.2 mg·L-1骤降至71.01 mg·L-1.在2~5 h中, 由于反应初期外碳源被活性污泥大量吸附、转移, 使得残余SCOD量相对于C-A/O更为匮乏, I-A/O污泥反硝化菌受到更明显的抑制, 并开始促发一定程度的内源反硝化.与此同时, I-A/O污泥Gly含量处于不断合成、降解的动态变化之中, 5~8 h外碳源基本利用完毕后, Gly作为内贮碳源开始被消耗, 优先C-A/O系统过渡到内源反硝化阶段.
反硝化菌在利用快速降解COD(RBCOD)与细胞内源代谢产物降解的COD(SBCOD)时存在不同的速率梯度, 缺氧段Ⅱ处于外碳源基质匮乏状态, 两系统均以消耗内碳源Gly实现不同程度内源反硝化脱氮反应. I-A/O内源反硝化速率(EDNR)在19~62 h中平均达到0.83 mg·(L·h)-1, C-A/O平均为0.26 mg·(L·h)-1, 虽然脱氮效率相比于缺氧段Ⅰ受到了明显的抑制, 但I-A/O系统驯化的活性污泥能更好地将SCOD→Gly过程转化的内碳源加以利用, 相比于C-A/O更具脱氮优势, 略低于王慰等[6]EDNR实验值4.72 mg·(g·d)-1的结果[I-A/O的MLSS为5570 mg·L-1, EDNR经换算为3.57 mg·(g·d)-1].在此过程中, I-A/O污泥Gly消耗速率(ΔGly/Δt)小于C-A/O, 一方面是其对SCOD存在反复的吸附、脱附过程, 19~23 h中脱离污泥系统黏附的RBCOD更有利于NO3--N还原酶发挥反硝化优势[19]; 且菌胶团菌生成与胞内聚合物的积累量正相关, I-A/O系统污泥混合液浓度(MLSS)始终高于C-A/O, Gly总贮存含量高, 缓和了内源反硝化对内碳源的消耗速率.此外, I-A/O系统污泥在好氧段、缺氧段Ⅰ中Gly的有效积累也在一定程度上缓和了反硝化菌与反硝化除磷菌对碳素的争夺, 缺氧段Ⅱ中内源反硝化除磷速率(-ΔTP/Δt)平均为0.49 mg·(L·h)-1, 在实现减少外源碳投加量的节能理念上较C-A/O系统达成了“一碳两用”优化.
2.4 I-A/O系统活性污泥功能菌分布特征 2.4.1 系统微生物群落多样性评估对启动期末两系统驯化成熟的活性污泥微生物进行Illumina HiSeq高通量测序, 由图 6所示：A01、A02分别为I-A/O、C-A/O污泥样本, 其分别产生1 063、1 026条OTU, 其中869条OTU为两个样品所共有, 微生物群落相似度较高.由表 5可知, 两系统污泥α多样性指数总体上差异不大, I-A/O系统ACE、Chao l指数分别为1 096.027 7、1 130.881 4, 略高于C-A/O, 物种较为丰富; 而Simpson、Shannon指数分别为0.045 1、4.918 7, 样品物种多样性较低.周莉娜等[20]用PLFA法分析亚硝氮对厌氧微生物群落影响时发现NH4+-N、NO2--N等抑制剂对群落丰富度有抑制作用, 表明前文中I-A/O的供氧模式造成的污泥混合液NO2--N的积累效应对污泥微生物的物种数、多样性水平有一定影响.
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图 6 OTU Venn图 Fig. 6 Venn diagram of OTU |
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表 5 α多样性指数统计 Table 5 Diversity index statistic of α |
2.4.2 系统污泥微生物优势菌群分布特征
由图 7所示：在门分类水平上两系统污泥微生物主要有变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、Candidate division TM7菌门、浮霉菌门(Planctomycetes)、绿弯菌门(Chloroflexi)、绿菌门(Chlorobi)、硝化螺菌门(Nitrospirae)、酸杆菌门(Acidobacteria)等.其中变形菌门为两系统活性污泥所占比例最大的菌门, I-A/O、C-A/O相对丰度分别达到38.27%、45.89%, 其次为拟杆菌门, 其相对丰度分别达到19.66%、31.52%.在纲水平上, 两系统污泥主要检测出了α-Proteobacterium、β-Proteobacterium、δ-Proteobacterium、噬纤维菌纲(Cytophagia)、鞘脂杆菌纲(Sphingobacteriia)等. β-Proteobacterium能够较好地适应低溶解氧环境并利用有机物进行脱氮反应, 是一种污水厂广泛存在的重要脱氮菌群[21, 22]. I-A/O污泥中该菌所占变形菌门比重最大, 达到了28.22%, 为脱氮作用重要功能菌.而在科水平上, 相比于C-A/O, I-A/O的噬几丁质杆菌科(Chitinophagaceae)占据更大丰度比, Chitinophagaceae则不仅能分解几丁质, 还能利用其自身合成的氮、碳基质作为底物以提供能量代谢[23].
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图 7 门、纲、科、属水平物种分布 Fig. 7 Species distribution levels of phylum, class, family, and genus |
端正花等[24]在研究低温下活性污泥膨胀的微生物群落结构时发现污泥膨胀性与腐螺旋菌科(Saprospiraceae)、黄杆菌科(Flavobacteriales)、Candidatus Microthrix的增殖、衰减密切相关.而由图 7所示, Candidate_division_TM7在I-A/O污泥中所占菌群丰度比达到20.75%, 远超C-A/O水平, 是促进污泥微膨胀, 强化对碳素吸附、贮存作用的丝状菌优势菌.除此之外, 绿弯菌门(Chloroflexi)、黄杆菌目(Flavobacteriales)等在I-A/O中丰度比分别为3.09%、1.55%, 属于构成污泥微膨胀的次一级影响菌种.由于Chloroflexi菌门大多为存在于污泥絮体中丝状菌, 常与Candidate_division_TM7、Bacteroidetes伴生, 可通过骨架作用黏附蛋白质、淀粉, 恶化污泥沉降性[25], 进一步证实前文研究中I-A/O污泥的微膨胀、EPS多糖成分、Gly的大量积累与该功能菌的增殖可能具有密切的关系.与此同时, 在属水平上两系统活性污泥硝化菌属仅检测出硝化螺菌属(Nitrospira), 且丰度比差异不大, 既表明AOSD的低供氧条件在一定程度上仍能满足Nitrospira属基本生物需氧量, 也由于Nitrospira较硝化杆菌属(Nitrobacter)更适宜低DO环境, 与Liu等[26]的研究结果相似.综上所述, AOSD系统低供氧需求、活性污泥特性变化对系统内源反硝化反应的作用机制可用图 8所示.
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图 8 I-A/O活性污泥特性变化对内源反硝化脱氮的作用机制 Fig. 8 Changes in the action mechanisms of the sludge properties in removing nitrogen by endogenous denitrification in the I-A/O system |
(1) I-A/O供氧模式驯化下其活性污泥发生了更明显的微膨胀, EPS多糖成分积累速率更大, 达到3.21 mg·(g·d)-1, 部分外源碳素发生了向EPS多糖成分的转移贮存. NH4+-N、NO2--N的硝化作用在启动期初被明显抑制, 随着活性污泥微生物逐步适应新环境, 其出水中的积累效应不断改善.
(2) I-A/O活性污泥在外源碳素充足的条件下能更充分地将污泥混合液中SCOD向Gly转移贮存, 并在外源碳素供应匮乏的条件下提供反硝化电子供体以激发脱氮反应, 内源反硝化速率(EDNR)平均可达0.83 mg·(L·h)-1, 超过C-A/O水平. I-A/O污泥系统富碳能力较C-A/O更强, 在一定程度上优化了进水碳源负荷匮乏条件下的污水脱氮效果.
(3) 两系统污泥微生物群落多样性评估差异不大.变形菌门为两系统相对丰度最大的菌门; Candidate_division_TM7为促发I-A/O污泥微膨胀、黏附贮存外碳源、强化内源反硝化的主要丝状菌; 起到脱氮作用的优势硝化菌属为硝化螺菌属(Nitrospira). AOSD的供氧模式使活性污泥特性与微生物群落在适应环境上发生了特异性变化, 异养菌好氧代谢活性下降, 内源反硝化脱氮途径的强化使I-A/O实现了一种总体低氧需求的动态平衡状态.
致谢: 感谢日本公益财团法人国际科学振兴财团(FAIS)稻森悠平、陶村贵两位研究员提供AOSD实验装置并给予启动指导.| [1] |
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