2021, Vol. 42
2. 哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室, 哈尔滨 150090
2. State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China
与传统活性污泥工艺相比, 好氧颗粒污泥工艺具有更高的处理性能和更高的生物量, 所以被认为是很有前景的污水处理技术[1, 2].近几十年来, 国内外学者对于好氧颗粒污泥工艺的反应器构型和工艺参数优化等方面做了很多研究.其中最常见的是SBR反应器, 其间歇性的进水和沉淀提供了比连续流更理想的环境[3, 4], 但是在大型污水处理厂中, SBR反应器运行较为复杂, 不利于管理.所以现阶段对于连续流的研究是热点.
以往对采用单一曝气方式运行的连续流研究发现, 单个颗粒中含有多种氧化还原区(包括好氧区和厌氧区)为连续流系统的脱氮除磷提供了各种环境, 但是存在去除率偏低、系统不稳定等问题.所以有学者进一步研究发现, 适当地改变外部微环境可以提高去除效果, 促进颗粒污泥的稳定性.Moura等[5]研究了时间间歇曝气运行模式(TiO模式, 2 h曝气和1 h无曝气)对TN和COD的影响, 结果表明该系统在10 h的水力停留时间条件下, TN和COD去除率分别为82%和85%, 此外, Wosiack等[6]研究了连续流动床反应器在TiO模式下同时去除TN和COD的性能, 实验结果表明在158 min曝气和180 min的循环条件下, COD和N的去除率分别为80%和88%.以上研究表明, 时间间歇操作产生的厌氧/好氧交替环境有利于提高连续流动反应器中污染物去除效率.但是以上研究还存在不能同步去除氮磷和通过时间间歇运行方式运行会增加连续流系统操作的复杂性等问题.
鉴于上述问题, 有学者提出空间间歇运行的方式, Li等[7]使用一体式连续流反应器在内部分割出缺氧区、好氧区和颗粒污泥选择区, 该系统同时具有硝化、反硝化和除磷等功能, 在4个月的运行时间里, 该系统具有较好的脱氮除磷性能, COD、TN和TP的平均去除率分别为95%、70.6%和77.4%, 但是作者注意到在该连续流缺氧/好氧交替过程中, 由于在同一反应器中均匀混合搅拌, 缺氧区并未达到实际的微生物所需生存环境, 溶解氧偏高, 异养菌未能充分利用碳源, 致使回流到好氧区的COD过高, 丝状菌繁殖, 反硝化及除磷性能受到影响, 所以有必要对连续流空间间歇运行方式做进一步优化, 并且以上研究均采用人工配水, 人工配水的有机物易被微生物吸收利用, 而实际生活污水水质成分复杂, 由易生物降解物质、慢速降解物质和溶解性惰性物质组成, 其中, 溶解性惰性物质中包含不可生物降解的COD, 考虑到实践中对氮和磷去除的需求以及缺氧/好氧(A/O)工艺在大规模污水处理厂中使用广泛, 所以使用连续流处理低浓度实际生活污水的可行性尚待进一步研究.
有研究表明流体剪切力、水力停留时间(HRT)、溶解氧(DO)和选择压等都对好氧颗粒污泥的运行具有重要的影响[8~10].其中DO和HRT对颗粒的形成速度、结构和稳定性影响显著, 被认为是影响好氧颗粒污泥稳定性的关键因素.但是现阶段大多数关于好氧颗粒污泥参数优化研究还集中于SBR反应器中, 所以有必要研究DO和HRT对连续流系统的影响.
近年来平行因子分析(PARAFAC)与三维荧光光谱(EEM)结合已成为废水处理领域中表征溶解性有机物(DOM)的常用工具.而废水中DOM的不同有机成分在改变整体处理性能以及处理水体的水质方面起着重要作用[11, 12].所以利用平行因子分析方法对不同运行参数条件下连续流颗粒污泥的溶解性有机物质做进一步探究, 并采用高通量测序方法评估连续流系统中微生物的多样性.
因此, 本研究的目的：①提出缺氧/好氧两级连续流系统, 该系统由独立的缺氧池和好氧池组成, 并以实际生活污水为进水基质的条件下, 研究曝气强度和水力停留时间对连续流系统的影响; ②解析不同参数条件下的颗粒污泥EPS, 将污染物去除和污泥特性关联, 进一步考察HRT和DO对好氧颗粒污泥连续流系统的影响; ③通过高通量测序的方法评估连续流系统中的微生物多样性, 归类功能菌群, 并建立污染物去除模型.
1 材料与方法 1.1 实验装置与运行参数本研究采用的是由非曝气池和曝气池串联组成的缺氧/好氧交替连续流反应器, 反应器均由有机玻璃制成, 其中曝气池由好氧区和颗粒污泥选择区组成, 非曝气池由缺氧区组成.为保留生物质, 本研究采用系统内部形成的水力剪切力(机械搅拌及曝气)完成缺/好氧区的交替过程从而代替蠕动泵压破颗粒的不利影响, 其中回流比通过控制阀门开关来计算.颗粒污泥选择区为在好氧区内置的颗粒污泥选择装置, 其特殊构造使其更好进行泥水分离防止气泡进入选择区内, 然后使沉降的颗粒污泥返回好氧区, 实现污泥的回收.内部选择装置由两部分组成：①圆柱形的腔室, 在外部有7个排污口, 用于排放水和污泥.②在腔室的底部有2个对称的三角形交换孔和1个特殊的挡板, 利于颗粒的沉淀.
首先生活污水由水泵进入缺氧反应区(图 1中b区), 然后经过缺氧搅拌的生物反应后, 带有颗粒污泥的废水流入好氧反应区(图 1中a区).在颗粒污泥选择区(图 1中c区)中, 沉淀性能较好的颗粒污泥在没有水泵提供任何压力的情况下会自动回落到好氧区(图 1中a区), 实验装置如图 1所示, 各部分体积如表 1所示.反应器具体运行参数见表 2.
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1.搅拌器; 2.曝气泵; 3.进水泵; 4.曝气盘; 5.出水口; 6.阀门; a.好氧区; b.缺氧区; c.颗粒污泥选择区 图 1 缺氧/好氧交替连续流示意 Fig. 1 Schematic diagram of the anaerobic/aerobic alternating continuous flow system |
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表 1 反应器各部分体积 Table 1 Volume of each part of the reactor |
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表 2 实验运行阶段及条件 Table 2 Operational conditions of the reactor |
1.2 接种污泥与实验用水
反应器接种实验室培养的成熟好氧颗粒污泥, 反应器初始混合液浓度为2950 mg·L-1.本实验用水为北京市某家属区化粪池污水, 各项水质指标见表 3.
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表 3 实验用水水质特征/mg·L-1 Table 3 Water quality of the experimental water/mg·L-1 |
1.3 分析及计算方法
检测反应器出水碳、氮和磷的浓度, 其中化学需氧量(COD)和总磷(TP)测定采用SB-3B型COD多参数快速测定仪, 氨氮(NH4+-N)测定采用纳氏试剂光度法, 亚硝酸盐氮(NO2--N)测定采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法, 硝酸盐氮(NO3--N)测定采用紫外分光光度法[13]. pH、DO和氧化还原电位(ORP)监测采用WTW多参数测定仪.MLSS按照称重法测定.颗粒粒径采用Mastersize 2000型激光粒度仪测定.
本实验中HRT和回流比(R)按下式计算：
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回流流量的测定按照管中流速及横截面积计算.
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胞外聚合物(EPS)是按照改良的热提取方法提取[14, 15], 首先在室温下取30 mL颗粒污泥于50 mL离心管用4000g的作用力离心10 min, 脱水后, 颗粒污泥混合物用缓冲液定容到30 mL.悬浮液在4000g作用力下再次离心15 min, 去除上清液.随后, 用上述缓冲溶液重新定容至30 mL.将颗粒污泥悬浮液在水浴中加热至60℃, 30 min, 每隔10 min摇动1次, 再将颗粒污泥混合物在20000g和4℃下离心20 min.进行3次样品平行测试.胞外聚合物中蛋白质(PN)采用Lowry法测定, 多糖(PS)采用葱酮硫酸法测定[16, 17].
1.5 三维荧光和平行因子分析在本研究阶段, 对不同阶段颗粒污泥的EPS进行了三维荧光扫描, 采用扫描参数为：激发/发射波长间隔10 nm, 扫描速度15000 nm·min-1, 激发带宽及发射带宽为10 nm, 增益(PMT)为550 V, 自动匹配响应时间.得到扫描数据组后, 采用Stedmon和Rasmus Bro开发的MALAB toolbox DOM Fluor对得到的结果进行平行因子法建模.根据每个模型的残差确定每个样品中的组分数.
其他参数也用于深入分析数据：实验计算出腐殖化指数(HIX)[18, 19]以衡量腐化度.HIX的计算基于Ex在255 nm处Em为435~480 nm和300~345 nm的发射光谱面积之比.此外, 根据McKnight等[20]的研究, 具有较低芳香性的微生物衍生的富里酸比有机或土壤来源的富里酸吸收更少的可见光和紫外线.因此, Johnson等[21]开发了一种使用荧光指数(FI)的计算方法, 该方法高度概括了溶解有机物(DOM)的信息.荧光指数的计算是基于Ex在370 nm处Em为470 nm和520 nm的荧光发射强度之比.
1.6 微生物分析此外, 本章研究取系统阶段Ⅲ末期的好氧颗粒污泥为样品, 对连续流系统中的微生物种群特性分析, 样品于50 mL离心管中在-20℃下保存.高通量测序及系统发育树的绘制工作由ALLWEGENE公司(中国, 北京)完成, 其DNA提取、PCR扩增、高通量测序及数据处理过程如文献[22]所述, 使用E.Z.N.ASoil DNA试剂盒(OMEGA, Norcross, GA, USA)进行DNA的提取和纯化, 提纯过的DNA在1%的琼脂胶内电泳.细菌的16s RNA扩增用探针为：336-F(5′-GTACTCCTACGGGAGGCAGCA-3′)和806-R(5′-GTGGACTACHVGGGTWTCTAAT-3′), 测序区段为V3-V4, 使用TransGenAP221-02：TrasStart Fastpfu DNA扩增试剂盒(TransGen Biotech, 中国, 北京).原始数据使用Mothur和QIIME处理.每个样品中得到大于150000个序列, 每个序列440 bp.得到的有效基因序列从门到属进行归类[23], 操作分类单元(operational taxonomic units, OTUs)聚类时取变异系数3%.并使用Chao 1指数及Shannon指数进行系统多样性表征.接着对OTU进行归类, 分析系统中微生物的功能菌群.
2 结果与讨论 2.1 运行各阶段除污效果在室温下, 接种成熟的好氧颗粒污泥于缺氧/好氧两级交替连续流系统中, 并设定进水流量为2.45 L·h-1, 设置理论交替循环次数为两次, 调节阀门测定管中流速, 设置回流比为2, 缺氧区有效容积为12 L, 好氧区有效容积为20 L, 故反应器的HRT为13 h, 调至好氧区内曝气量为1mL·min-1, 好氧区内溶解氧保持在5mg·L-1左右, 缺氧区内溶解氧在整个阶段均保持在0.15 mg·L-1以下.
运行过程中NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN、TP和COD变化情况如图 2所示, 接种后, 由于颗粒污泥在接种之前是在进水COD/N为8∶1的连续流反应器中进行培养, 人工配水水质成分单一, 培养的好氧颗粒污泥抗冲击性能较差, 而且实际生活污水中有机物成分复杂且浓度波动大[24], 所以前3 d的COD去除率在80%左右, 污染物去除性能较差, 但是这种水质的改变并没有对好氧颗粒污泥造成太大影响, 随着污泥适应了实际生活污水水质的运行环境, 连续流系统脱氮除磷能力上升, 说明好氧颗粒污泥系统有着较强的适应水质变化的能力.
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图 2 运行过程中NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN、TP和COD变化情况 Fig. 2 Variations in the NH4+-N, NO2--N, NO3--N, COD, TP, and TN concentrations during the process |
在实验的第Ⅱ阶段, 将好氧区内曝气量调为0.6mL·min-1而保持HRT不变, 好氧区内此时溶解氧保持在3mg·L-1左右, 结果表明, 与之前学者[25]所做研究不同, 随着DO的降低, COD的平均利用率升高7%, 污染物去除能力升高, 分析可能由于在DO差距较大的两级反应器交替过程中抑制了异养菌的生长, 并且较高DO在回流过程中可能一部分带入缺氧环境, 打破了部分缺氧环境导致异养菌活性降低.所以较高的DO并没有提高系统的氮磷去除能力, 反而削弱了系统的反硝化及释磷能力.
随着实验的进一步运行和水力停留时间的缩短, 有机负荷率增加, 两级连续流系统内呈现出明显的COD浓度差, 不仅提高了传质动力, 亦有效抑制了丝状菌的过度生长[26], 在44~64 d时, TP平均去除率为80.43%, TN平均去除率为83.6%, COD平均去除率为90.39%, 此时连续流系统的脱氮除磷性能最好, 说明在空间上形成的缺氧/好氧间歇运行方式使得脱氮除磷过程不只依赖于颗粒本身, 在NO3--N回流至缺氧段时, 连续进水的基质补充条件下使连续流系统有着较高的脱氮除磷效率.继续缩短水力停留时间至6 h后, 微生物吸收利用缓慢, 异养菌与有机负荷接触时间较短, COD利用率降低[27], 污染物去除能力下降.
综上连续流好氧颗粒污泥在较小的曝气量(0.6mL·min-1)和合适的水力停留时间下(9 h)脱氮除磷性能最好, 进水COD、TN和TP平均浓度分别为247.7、42.3和3.13mg·L-1, 平均去除率分别为90.39%、83.6%和80.43%.
2.2 污泥特性的变化 2.2.1 污泥浓度及沉降性能的变化连续流系统中污泥浓度及沉降性能的变化如图 3和图 4所示.接种污泥后, 反应器内MLSS为2950 mg·L-1, SVI为37 mL·g-1.本实验过程中, 每天从反应器中间位置取样口取均质泥水混合样品进行检测分析.实验开始后, 进水水质由恒定不变的模拟生活污水到不稳定的实际生活污水不可避免地降低了好氧颗粒污泥的稳定性, 在第6 d时MLSS下降到2500 mg·L-1左右, SVI上升至50 mL·g-1, 在DO变低之后, 可以看到部分颗粒解体, 解体的颗粒在沉淀管的顶端排出系统, 造成MLSS的继续减小, 但是由于两级连续流中缺氧/好氧的交替环境促进颗粒密实, 部分不太密实的颗粒解体之后又重新聚集成颗粒, 所以看到DO的降低并没有造成对连续流系统中污泥的破坏, 缩短水力停留时间后, 不可避免的造成了好氧颗粒污泥的流失, MLSS减少至1800 mg·L-1, 但是系统的处理性能并没有恶化, 反而变好, 在阶段Ⅲ运行的第10 d左右, MLSS开始上升, 最终稳定在2000 mg·L-1左右, f为0.92, 颗粒较为密实, 系统也在这一阶段处理性能达到最好, 说明连续流好氧颗粒污泥系统相对于SBR活性污泥系统污泥浓度较低.
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图 3 运行过程中MLSS和MLVSS变化情况 Fig. 3 Variation in the MLSS and MLVSS during the procession of operation |
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图 4 运行过程中SVI和颗粒粒径变化情况 Fig. 4 Variation in the SVI and particle size during the procession of operation |
EPS对好氧颗粒的形成和稳定起着至关重要的作用[28], EPS含量被认为是蛋白质和多糖的总和, 不同阶段下好氧颗粒污泥分泌的EPS含量(以SS计)如图 5, EPS在实验前6 d由50.85 mg·g-1显著升高至62.71 mg·g-1, 这是由于微生物在接触新环境时的自然反应是EPS升高的主要原因[29], 特别是蛋白质含量, 由45.17 mg·g-1升高至55.50 mg·g-1.降低曝气量后, 意味着水力剪切力变小, 好氧颗粒污泥分泌部分EPS以维持颗粒的稳定性, 这与He等[30]的研究结果一致.降低水力停留时间后, EPS含量对SVI有显著影响, EPS含量的增加导致SVI的下降.随着EPS从58.16 mg·g-1增加到80.41 mg·g-1, SVI从49 mL·g-1显著下降到40 mL·g-1, 好氧颗粒变得光滑致密, 较高的EPS含量可以加速好氧颗粒的形成, 改善好氧颗粒的沉降性能[26], 所以在曝气量为0.6 mL·min-1, 水力停留时间为9 h时, PN/PS值达到最高, 导致颗粒污泥的疏水性增加, 颗粒变得更加密实[29, 30].这可能是由于两级反应器中产生了基质浓度差, 由于细菌的作用[29], 在缺氧阶段产生的EPS后来被消耗在好氧阶段, 并且PS更容易在低基质环境中被消耗, 颗粒基质中留下了更多的PN, 以维持其结构[31].
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图 5 运行过程中EPS变化情况 Fig. 5 Variation in EPS during the procession of operation |
由于原始三维荧光图谱中各组分荧光峰互相重叠, 无法单独研究单类物质荧光峰的变化特征, 故利用平行因子分析方法进行分析.图 6是连续流好氧颗粒污泥在第1、31、49和79 d的EEM荧光光谱, 表 4为PARAFAC模型分析得到各阶段具体的结果.根据文献[32~35], 将组分分别定义为色氨酸或类蛋白物质、可溶性微生物副产物、疏水性酸物质和腐殖酸这4类物质.
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图 6 运行过程中颗粒污泥三维荧光分析 Fig. 6 Analysis with 3D-EEM spectra of granular sludge during the procession of operation |
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表 4 PARAFAC模型分析所得各阶段组成成分 Table 4 Components of the PARAFAC model developed in this study |
阶段Ⅰ中分离出两种腐殖酸物质, 此时颗粒污泥刚接种于连续流反应器中, 腐殖酸成分主要是脂肪族和芳香族的高聚物, 含有羧基、酚基等带负电官能团, 有研究表明腐殖酸会影响污泥的絮凝力, 不利于污泥颗粒化[36].表 5为HIX和FI的值, 阶段Ⅰ的好氧颗粒污泥EPS的荧光值为1.221, 是整个运行阶段中FI的最低值, HIX的值较高对应较低的H/C比和更多的环结构, 说明在进水基质为生活污水条件下好氧颗粒污泥的DOM来源于微生物的比例较高, 并且腐化程度较高, 经连续流系统处理后HIX值有所下降, FI值有所上升, 说明其腐殖化程度降低、水中由微生物产生的物质增多.随后曝气强度由1.0 mL·min-1降至0.6mL·min-1后, 组成成分仍然是色氨酸或类蛋白物质和腐殖酸两类物质, 颗粒污泥的EPS物质结构和组成变化较小, 但荧光强度发生了变化, 从1.221升高至1.352.这表明连续流系统好氧颗粒污泥EPS的组成成分受曝气强度的影响较小.随着HRT从13 h缩短至9 h, FI值从1.352增加到2.014, HIX值从0.847升高至0.936, 分析此阶段好氧颗粒污泥EPS的组成成分由2种增加至4种, 出现了可溶性微生物副产物及疏水酸相关物质, 水解和细胞裂解是将颗粒污泥转化为溶解形式的两个主要机制[37], 所以这表明缩短HRT将可生物降解的蛋白质水解为小分子或者是出现了细胞的裂解.由此出现了可溶性微生物副产物及疏水酸相关物质[38], HIX值升高也因为污泥水解和破坏产生的蛋白质很可能转化为腐殖质[39].虽然有部分细菌死亡但是根据上述研究表明此阶段生物量增多, 出水水质变好, 说明合适的水力停留时间对微生物的生长代谢有促进作用, 并淘洗掉了世代周期较长的细菌或活性受到了抑制, 以此加速了生物量的生长.综上所述水力停留时间会改变EPS的组成, 水力停留时间相对于曝气强度对连续流系统的EPS组成影响更大.
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表 5 运行过程中HIX和FI值的变化情况 Table 5 Variation in the HIX and FI during the procession of operation |
3 微生物菌群多样性
本研究取阶段Ⅲ末期的泥样进行高通量检测, 通过对连续流系统中的样品进行MiSeq测序, 得到一共159452条有效序列(tag), 序列一致性阈值为97%时得到了1412个OTUs, 与He等[23]的研究结果一致, 说明样品中微生物种群结构复杂度高.此外, 用Chao1值表征该样品的物种丰富度, 用Shannon值表示该样品的多样性程度.本样品的Chao1值为1412, Shannon值为8.2, 显著高于其他研究中的数值[23, 40], 可得出结论缺氧/好氧交替连续流系统有着较高的微生物多样性, 其微生物群落结构复杂度较高.
接着将样品中得到的有效基因分为若干不同的种群(从门级到属级逐一分类), 本研究中重点研究了相对丰度大于0.5%的细菌群落.其中丰度最高的门为变形菌门(Proteobacteria, 49%).变形菌门为污水处理中最为常见的门[41].而变形菌门中丰富度最高的微生物是β-Proteobacteria(相对丰度26%)、α-Proteobacteria(相对丰度12%)、δ-Proteobacteria(相对丰度5.5%)和γ-Proteobacteria(相对丰度5.8%).第二优势菌门为拟杆菌门Bacteroidetes, 为反硝化产碱菌, 属化能有机营养型, 能够降解某些复杂的固体有机物(纤维素、脂类和蛋白质等), 还存在部分固氮菌属, 能起到脱氮的作用.
分别根据文献[42~50]的研究结果, 分别将所得的微生物种群在科级和属级归类为不同的微生物功能菌群, 分析了连续流脱氮除磷系统的微生物群落结构.分类结果如表 6所示, 功能菌群有氨化细菌、氨氧化菌(AOB)、亚硝酸盐氧化菌(NOB)、反硝化菌(DNB)、异养硝化-好氧反硝化细菌(HN-AD)、聚磷菌(PAOs)和聚糖菌(GAOs).
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表 6 科级和属级的脱氮除磷相关关键功能菌群 Table 6 Key functional groups involved in nitrogen and phosphorus removal at the family and genus levels |
结合功能菌群的分类结果, 建立缺氧/好氧交替连续流系统对实际城镇生活污水的污染物去除模型如图 7, 首先生活污水中的复杂有机物首先通过Ferribacteriu属和Ferruginibacter属水解为VFA.污水中的氮分为有机氮和无机氮, 污水中的有机氮通过Bdellovibrio属和OM27_clade属的氨化作用分解含氮有机化合物释放NH4+-N, 这些细菌具有循环利用有机氮的作用, 其中OM27_clade属隶属于球孢菌科(Bdellovibrionaceae)的OM27进化枝成员, 是未经培养的微生物群.污水中的NH4+-N通过Zoogloea属及Nitrosomonas属硝化成NO2--N, 其由Comamonadaceae科、Zoogloea属和Rhizomicrobium属进一步硝化成NO3--N, 同时还有全程硝化细菌Nitrospira属同时拥有氨氧化功能和亚硝酸氧化功能, 将NH4+-N硝化成硝氮.紧接着污水中NO3--N反硝化成为N2, 在颗粒污泥中发现了几种反硝化细菌, 第一种是利用VFA进行反硝化的细菌, 有以VFA中的乙酸为碳源进行反硝化的Halomonas属和Comamonas属、也有利用其它VFA进行反硝化的Zoogloea属、SM1A02属、Lautropia属、Haliangium属和Flavobacterium属, 第二种是自养反硝化细菌, 有利用硫基进行自养反硝化的Thiothrix属和Sulfuritalea属, 也有利用铁进行自养反硝化的Ferruginibacter属, 第三种是直接利用污水中复杂有机碳源进行反硝化的Denitratisoma属.可见, 由于实际生活污水中的有机碳大部分以复杂化合物(如蛋白质, 脂类和多糖)的形式存在, 所以在连续流系统中发现了多种利用不同碳源的反硝化细菌, 促进了生活污水中各种碳源的利用.
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a1:Comamonadaceae; a2:Zoogloea; a3:Rhizomicrobium; a4:Nitrosomonas; a5:Bdellovibrio; a6:OM27_clade; a7:Nitrospira; a8:Thiothrix; a9:Sulfuritalea; a10:Ferruginibacter; a11:Denitratisoma; a12:Comamonas; a13:SM1A02; a14:Lautropia; a15:Halomonas; a16:Haliangium; a17:Flavobacterium; a18:Ferribacterium; a19:Ferruginibacter; a20:Saprospiraceae; a21:Flavobacteriaceae; a22:Xanthomonadaceae 图 7 缺氧/好氧交替连续流系统对实际城镇生活污水的污染物去除模型 Fig. 7 Conceptual reaction process model in the anaerobic/aerobic alternating continuous flow system fed with real domestic wastewater |
此外, 3种与除磷相关的主要功能菌：Saprospiraceae科、Flavobacteriaceae科和Halomonas科在厌氧状态下摄取水中VFA将其转化为PHA储存在胞内, 释放PO4+-P, 好氧状态下将PO4+-P过量摄取并转化为Poly-P的形式储存在胞内.综上, 在系统中发现了与脱氮除磷相关的11种主要功能细菌, 所以在此缺氧/好氧交替连续流系统中微生物种群和群落结构的多样性使得连续流反应器有着较好的同步脱氮除磷性能.
4 结论本研究表明, 以实际生活污水为进水基质的连续流系统, 以空间上形成缺氧/好氧环境的间歇运行方式运行有着较好的脱氮除磷性能, 较小的曝气强度(0.6mL·min-1)和适当的水力停留时间(9h)条件下更有利于污染物的去除, 进水COD、TN和TP平均浓度分别为247.7、45.3和3.13mg·L-1, 平均去除率分别为90.39%、83.6%和80.43%.整个系统在此条件下能够稳定运行, 好氧颗粒污泥形态完整, 沉降性能良好.采用EEM-PARAFAC模型对不同阶段的EPS进行表征分析, 结果表明缩短HRT将使可生物降解的蛋白质水解为小分子或是出现了细胞的裂解, 但又由于生物量的增长, 所以表明淘洗掉了世代周期较长的细菌或活性受到了抑制, 水力停留时间相对于曝气强度对连续流系统有更大的影响.并在系统中发现了与脱氮除磷相关的11种主要功能菌.
| [1] | Nancharaiah Y V, Reddy G K K. Aerobic granular sludge technology: mechanisms of granulation and biotechnological applications[J]. Bioresource Technology, 2018, 247: 1128-1143. DOI:10.1016/j.biortech.2017.09.131 |
| [2] | de Kreuk M K, Heijnen J J, van Loosdrecht M C M. Simultaneous COD, nitrogen, and phosphate removal by aerobic granular sludge[J]. Biotechnology and Bioengineering, 2005, 90(6): 761-769. DOI:10.1002/bit.20470 |
| [3] | Wang F, Lu S, Wei Y J, et al. Characteristics of aerobic granule and nitrogen and phosphorus removal in a SBR[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 164(2-3): 1223-1227. DOI:10.1016/j.jhazmat.2008.09.034 |
| [4] | Jahn L, Svardal K, Krampe J. Comparison of aerobic granulation in SBR and continuous-flow plants[J]. Journal of Environmental Management, 2019, 231: 953-961. DOI:10.1016/j.jenvman.2018.10.101 |
| [5] | Moura R B, Damianovic M H R Z, Foresti E. Nitrogen and carbon removal from synthetic wastewater in a vertical structured-bed reactor under intermittent aeration[J]. Journal of Environmental Management, 2012, 98: 163-167. DOI:10.1016/j.jenvman.2012.01.009 |
| [6] | Wosiack P A, Lopes D D, Damianovic M H R Z, et al. Removal of COD and nitrogen from animal food plant wastewater in an intermittently-aerated structured-bed reactor[J]. Journal of Environmental Management, 2015, 154: 145-150. |
| [7] | Li S, Li D, Zhang S R, et al. Effect of aeration modes on simultaneous nitrogen and phosphorus removal and microbial community in a continuous flow reactor with granules[J]. Bioresource Technology, 2019, 294. DOI:10.1016/j.biortech.2019.122154 |
| [8] | Zhou D D, Liu M Y, Wang J, et al. Granulation of activated sludge in a continuous flow airlift reactor by strong drag force[J]. Biotechnology and Bioprocess Engineering, 2013, 18(2): 289-299. DOI:10.1007/s12257-012-0513-4 |
| [9] | Zhou D D, Dong S S, Gao L L, et al. Distribution characteristics of extracellular polymeric substances and cells of aerobic granules cultivated in a continuous-flow airlift reactor[J]. Journal of Chemical Technology & Biotechnology, 2013, 88(5): 942-947. |
| [10] | Sun Y W, Angelotti B, Wang Z W. Continuous-flow aerobic granulation in plug-flow bioreactors fed with real domestic wastewater[J]. Science of the Total Environment, 2019, 688: 762-770. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.06.291 |
| [11] | Wang B B, Chang Q, Peng D C, et al. A new classification paradigm of extracellular polymeric substances (EPS) in activated sludge: separation and characterization of exopolymers between floc level and microcolony level[J]. Water Research, 2014, 64: 53-60. DOI:10.1016/j.watres.2014.07.003 |
| [12] | Hao L, Liss S N, Liao B Q. Influence of COD: N ratio on sludge properties and their role in membrane fouling of a submerged membrane bioreactor[J]. Water Research, 2016, 89: 132-141. DOI:10.1016/j.watres.2015.11.052 |
| [13] | 国家环境保护局. 水和废水监测分析方法[M]. ((第四版)). 北京: 中国环境科学出版社, 2002: 100-124. |
| [14] | Li X Y, Yang S F. Influence of loosely bound extracellular polymeric substances (EPS) on the flocculation, sedimentation and dewaterability of activated sludge[J]. Water Research, 2007, 41(5): 1022-1030. DOI:10.1016/j.watres.2006.06.037 |
| [15] | Yu G H, He P J, Shao L M, et al. Toward understanding the mechanism of improving the production of volatile fatty acids from activated sludge at pH 10.0[J]. Water Research, 2008, 42(18): 4637-4644. DOI:10.1016/j.watres.2008.08.018 |
| [16] | Frølund B, Griebe T, Nielsen P H. Enzymatic activity in the activated-sludge floc matrix[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 1995, 43(4): 755-761. DOI:10.1007/BF00164784 |
| [17] | Liu H, Fang H H P. Extraction of extracellular polymeric substances (EPS) of sludges[J]. Journal of Biotechnology, 2002, 95(3): 249-256. DOI:10.1016/S0168-1656(02)00025-1 |
| [18] | Baghoth S A, Sharma S K, Amy G L. Tracking natural organic matter (NOM) in a drinking water treatment plant using fluorescence excitation-emission matrices and PARAFAC[J]. Water Research, 2011, 45(2): 797-809. DOI:10.1016/j.watres.2010.09.005 |
| [19] | Gabor R S, Burns M A, Lee R H, et al. Influence of leaching solution and catchment location on the fluorescence of water-soluble organic matter[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(7): 4425-4432. |
| [20] | McKnight D M, Boyer E W, Westerhoff P K, et al. Spectrofluorometric characterization of dissolved organic matter for indication of precursor organic material and aromaticity[J]. Limnology and Oceanography, 2001, 46(1): 38-48. DOI:10.4319/lo.2001.46.1.0038 |
| [21] | Johnson M S, Couto E G, Abdo M, et al. Fluorescence index as an indicator of dissolved organic carbon quality in hydrologic flowpaths of forested tropical watersheds[J]. Biogeochemistry, 2011, 105(1-3): 149-157. DOI:10.1007/s10533-011-9595-x |
| [22] | Zhang W, Zhang Z, Wang Y, et al. Effect of turfgrass establishment on soil microbiota using illumina sequencing[J]. Nature Environment and Pollution Technology, 2017, 16(3): 679-686. |
| [23] | He Q L, Zhou J, Wang H Y, et al. Microbial population dynamics during sludge granulation in an A/O/A sequencing batch reactor[J]. Bioresource Technology, 2016, 214: 1-8. DOI:10.1016/j.biortech.2016.04.088 |
| [24] |
李冬, 王樱桥, 李帅, 等. 生活污水与人工配水对好氧颗粒污泥系统的影响[J]. 环境科学, 2019, 40(4): 1878-1884. Li D, Wang Y Q, Li S, et al. Impact of actual domestic sewage and simulated wastewater on an aerobic granular sludge system[J]. Environmental Science, 2019, 40(4): 1878-1884. |
| [25] | Li D, Zhang S R, Li S, et al. Aerobic granular sludge operation and nutrients removal mechanism in a novel configuration reactor combined sequencing batch reactor and continuous-flow reactor[J]. Bioresource Technology, 2019, 292. DOI:10.1016/j.biortech.2019.122024 |
| [26] | Long B, Yang C Z, Pu W H, et al. Tolerance to organic loading rate by aerobic granular sludge in a cyclic aerobic granular reactor[J]. Bioresource Technology, 2015, 182: 314-322. DOI:10.1016/j.biortech.2015.02.029 |
| [27] |
李冬, 郭跃洲, 劳会妹, 等. 缺氧-好氧连续流亚硝化颗粒污泥反应器的启动及稳定运行[J]. 环境科学, 2019, 40(1): 369-375. Li D, Guo Y Z, Lao H M, et al. Startup and stabilization of nitrosation in an anoxic-aerobic continuous-flow reactor with granules[J]. Environmental Science, 2019, 40(1): 369-375. |
| [28] | Frølund B, Palmgren R, Keiding K, et al. Extraction of extracellular polymers from activated sludge using a cation exchange resin[J]. Water Research, 1996, 30(8): 1749-1758. DOI:10.1016/0043-1354(95)00323-1 |
| [29] | Sheng G P, Yu H Q, Yue Z B. Production of extracellular polymeric substances from Rhodopseudomonas acidophila in the presence of toxic substances[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2005, 69(2): 216-222. DOI:10.1007/s00253-005-1990-6 |
| [30] | He Q L, Song Q, Zhang S L, et al. Simultaneous nitrification, denitrification and phosphorus removal in an aerobic granular sequencing batch reactor with mixed carbon sources: reactor performance, extracellular polymeric substances and microbial successions[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 331: 841-849. DOI:10.1016/j.cej.2017.09.060 |
| [31] | Corsino S F, Capodici M, Torregrossa M, et al. Fate of aerobic granular sludge in the long-term: the role of EPSs on the clogging of granular sludge porosity[J]. Journal of Environmental Management, 2016, 183: 541-550. DOI:10.1016/j.jenvman.2016.09.004 |
| [32] | Plaza C, Brunetti G, Senesi N, et al. Molecular and quantitative analysis of metal ion binding to humic acids from sewage sludge and sludge-amended soils by fluorescence spectroscopy[J]. Environmental Science & Technology, 2006, 40(3): 917-923. |
| [33] | Sheng G P, Yu H Q. Characterization of extracellular polymeric substances of aerobic and anaerobic sludge using three-dimensional excitation and emission matrix fluorescence spectroscopy[J]. Water Research, 2006, 40(6): 1233-1239. DOI:10.1016/j.watres.2006.01.023 |
| [34] | Baker A, Curry M. Fluorescence of leachates from three contrasting landfills[J]. Water Research, 2004, 38(10): 2605-2613. DOI:10.1016/j.watres.2004.02.027 |
| [35] | Hou X L, Liu S T, Feng Y. The autofluorescence characteristics of bacterial intracellular and extracellular substances during the operation of anammox reactor[J]. Scientific Reports, 2017, 7. DOI:10.1038/srep39289 |
| [36] |
李定昌, 王琦, 高景峰, 等. 不同粒径成熟好氧颗粒污泥EPS的三维荧光光谱特性[J]. 中国给水排水, 2018, 34(7): 26-31. Li D C, Wang Q, Gao J F, et al. Three-dimensional excitation emission matrix fluorescence spectroscopic characterization of extracellular polymeric substances of mature aerobic granular sludge with different particle sizes[J]. China Water & Wastewater, 2018, 34(7): 26-31. |
| [37] | Cheng C, Zhou Z, Niu T H, et al. Effects of side-stream ratio on sludge reduction and microbial structures of anaerobic side-stream reactor coupled membrane bioreactors[J]. Bioresource Technology, 2017, 234: 380-388. DOI:10.1016/j.biortech.2017.03.077 |
| [38] | Cheng C, Zhou Z, Pang H J, et al. Correlation of microbial community structure with pollutants removal, sludge reduction and sludge characteristics in micro-aerobic side-stream reactor coupled membrane bioreactors under different hydraulic retention times[J]. Bioresource Technology, 2018, 260: 177-185. DOI:10.1016/j.biortech.2018.03.088 |
| [39] | Dai X H, Luo F, Dai L L, et al. Degradation of extracellular polymeric substances (EPS) in anaerobic digestion of dewatered sludge[J]. Procedia Environmental Sciences, 2013, 18: 515-521. DOI:10.1016/j.proenv.2013.04.069 |
| [40] | He Q L, Zhang W, Zhang S L, et al. Performance and microbial population dynamics during stable operation and reactivation after extended idle conditions in an aerobic granular sequencing batch reactor[J]. Bioresource Technology, 2017, 238: 116-121. DOI:10.1016/j.biortech.2017.03.181 |
| [41] | Zhang T, Shao M F, Ye L. 454 Pyrosequencing reveals bacterial diversity of activated sludge from 14 sewage treatment plants[J]. The ISME Journal, 2011, 6: 1137-1147. |
| [42] | Aquilina L, Roques C, Boisson A, et al. Autotrophic denitrification supported by biotite dissolution in crystalline aquifers (1): new insights from short-term batch experiments[J]. Science of the Total Environment, 2017, 619-620: 842-853. |
| [43] | Figdore B A, Stensel H D, Winkler M K H. Comparison of different aerobic granular sludge types for activated sludge nitrification bioaugmentation potential[J]. Bioresource Technology, 2018, 251: 189-196. DOI:10.1016/j.biortech.2017.11.004 |
| [44] | Liu T, He X L, Jia G Y, et al. Simultaneous nitrification and denitrification process using novel surface-modified suspended carriers for the treatment of real domestic wastewater[J]. Chemosphere, 2020, 247. DOI:10.1016/j.chemosphere.2020.125831 |
| [45] | Gui X F, Xu W C, Cao H B, et al. A novel phenol and ammonia recovery process for coal gasification wastewater altering the bacterial community and increasing pollutants removal in anaerobic/anoxic/aerobic system[J]. Science of the Total Environment, 2019, 661: 203-211. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.01.126 |
| [46] | Biagi E, Caroselli E, Barone M, et al. Patterns in microbiome composition differ with ocean acidification in anatomic compartments of the Mediterranean coral Astroides calycularis living at CO2 vents[J]. Science of the Total Environment, 2020, 724. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.138048 |
| [47] | Ding S Z, Bao P, Wang B, et al. Long-term stable simultaneous partial nitrification, anammox and denitrification (SNAD) process treating real domestic sewage using suspended activated sludge[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 339: 180-188. DOI:10.1016/j.cej.2018.01.128 |
| [48] | Wang K C, Zhou Z, Zheng Y, et al. Understanding mechanisms of sludge in situ reduction in anaerobic side-stream reactor coupled membrane bioreactors packed with carriers at different filling fractions[J]. Bioresource Technology, 2020, 316. DOI:10.1016/j.biortech.2020.123925 |
| [49] | Liao R H, Shen K, Li A M, et al. High-nitrate wastewater treatment in an expanded granular sludge bed reactor and microbial diversity using 454 pyrosequencing analysis[J]. Bioresource Technology, 2013, 134: 190-197. DOI:10.1016/j.biortech.2012.12.057 |
| [50] | Watari T, Kotcharoen W, Omine T, et al. Formation of denitrifying granules in an upflow sludge blanket reactor with municipal sewage and sodium nitrate feeding[J]. Environmental Technology & Innovation, 2020, 19. DOI:10.1016/j.eti.2020.100861 |