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
短程硝化反硝化除磷工艺在氨氧化菌(AOB)和反硝化聚磷菌(DPAOs)的作用下, 在同一反应器内完成脱氮和除磷, 具有可节约25%能耗与40%碳源, 达到污泥减量化等优点[1].在缺氧条件下, DPAOs利用细胞内的内碳源作为电子供体, 以亚硝酸盐作为电子受体进行同步脱氮除磷, 一碳两用, 解决了传统工艺中脱氮和除磷在碳源争夺上的根本矛盾[2].有研究通过比较O2、NO3-和NO2-的除磷效果, 发现NO2-作为电子受体最具反应速率快的优势[3].作为硝化和反硝化的中间产物, 亚硝酸盐能够在一定条件下生成并积累[4].然而, 高浓度的亚硝酸盐会影响除磷效果以及对硝化菌和反硝化菌等多种微生物活性产生抑制作用[5].可见, 亚硝酸盐的生成对于短程硝化反硝化除磷系统的稳定运行有着重要的影响.
亚硝酸盐的生成可由曝气策略来调控, 将硝化反应停留在亚硝酸盐阶段.目前研究中的曝气段主要采用连续曝气, 亚硝酸盐连续生成并积累, 在后续缺氧段完成反硝化除磷.但亚硝酸盐积累过高会出现抑制作用, 影响系统的处理性能, 且长时间的连续曝气后期溶解氧含量逐渐升高, 易出现全程硝化.间歇曝气则被认为是抑制亚硝酸盐氧化菌(NOB), 实现亚硝酸盐积累的有效策略[6].亚硝酸盐在间歇曝气下间歇生成随即消耗, 可减少亚硝酸盐抑制作用, 且NOB无法以亚硝酸盐为底物进行增殖, 从而被淘洗出系统.因此, 合理调控亚硝酸盐间歇生成有利于提高除磷效果和维持系统稳定运行.
本研究设置2组同规格SBR反应器, 其中一组采用间歇曝气使亚硝酸盐间歇生成并消耗, 另一组采用连续曝气使亚硝酸盐连续生成作为对照.通过对比2组反应器的运行情况, 考察了亚硝酸盐连续生成和间歇生成2种方式下对系统中污染物质去除性能、污泥物理特性及微生物群落的综合影响, 通过补充和完善亚硝酸盐不同生成方式的影响, 以期为短程硝化反硝化除磷系统的高效稳定运行提供更合理有效的亚硝酸盐生成方式.
1 材料与方法 1.1 实验装置与运行方法本实验采用有机玻璃制成的SBR反应器, 实验装置如图 1所示.反应器有效容积为6 L, 换水比为2/3, 共2组.每天4个周期, 每周期运行360 min, 包括进水5 min, 沉淀3 min, 排水5 min, 其余时间闲置, 实验具体参数见表 1.运行期内全程搅拌, 控制污泥龄为30 d.
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A表示进水泵, B表示排水电磁阀，C表示搅拌器, D表示曝气电磁阀, E表示曝气盘, a、b、c和d表示时控开关 图 1 短程硝化反硝化除磷颗粒污泥反应器示意短程硝化反硝化除磷颗粒污泥反应器示意 Fig. 1 Schematic of short-cut nitrification denitrifying phosphorus removal granules |
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表 1 反应器运行工况 Table 1 Operational conditions of the reactor |
1.2 接种污泥与实验用水
本实验用水为人工配水, 由自来水、CH3CH2COONa、(NH4)2SO4、KH2PO4、NaHCO3、CaCl2和MgSO4·7H2O配置而成, 以NaHCO3模拟生活污水碱度并调节pH值稳定, 具体水质指标如表 2.实验中所采用的接种污泥是有良好脱氮除磷性能的短程硝化反硝化除磷颗粒污泥, 污泥浓度为3 500mg·L-1.
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表 2 人工配水水质情况 Table 2 Water quality of artifical water |
1.3 分析项目与检测方法
NH4+-N采用纳氏试剂光度法; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法; NO3--N采用麝香草酚紫外分光光度法; COD和TP的测定采用5B- 3B型COD多参数快速测定仪, 每2 d对上述参数进行测量; DO和pH的测定均采用WTW-pH/Oxi 340i便携式多参数测定仪监测.MLSS、MLVSS和SVI等指标均采用国家规定的标准方法[7].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[8]所述.
1.4 碳源利用效率Δρ(P)/Δ(COD)的计算方法
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式中, 厌氧比释磷速率以P/SS计, mg·(g·h)-1; 厌氧COD降解速率以COD/SS计, mg·(g·h)-1.
2 结果与讨论 2.1 亚硝酸盐生成方式对系统处理性能的影响 2.1.1 COD和TP去除性能本实验过程中对COD和TP的去除性能如图 2所示.厌氧段发生DPAOs的内碳源储存以及残留NOx--N的去除, 绝大部分COD在厌氧段消耗, 为后续反硝化吸磷提供充足的聚-β-羟基丁酸盐(PHB)碳源, 实现“一碳两用”.后期厌氧末COD浓度与出水COD浓度相近, 都在25 mg·L-1以下, 远低于我国污水综合排放标准一级A标准(50 mg·L-1), COD去除率平稳保持在90%以上.Δρ(P)/Δ(COD)为碳源利用效率, 可说明系统中聚磷菌的活性[9, 10].阶段Ⅰ有充足的碳源用以厌氧释磷, 释磷量可达到46.25mg·L-1.R1和R2的碳源利用效率(以P/COD计)均在0.19~0.21mg·mg-1, 此时DPAOs有较高的活性.从图 2(a)中能够看出R1的P去除效果并不理想, 这是由于P在好氧段几乎就被吸收, 进入缺氧段后出现释磷现象, NO2-反应不全后进入下一周期, 优先使用碳源进行反硝化, 从而影响厌氧释磷, 且对污泥有毒害作用.R2则在间歇曝气下交替好/缺氧, 一定的NO2-生成量和充足的底物P进入缺氧段反硝化吸磷, P去除率维持在90%以上, 如图 2(b)所示.
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图 2 运行期内COD和TP浓度变化 Fig. 2 Variation in COD and TP concentration during operation |
阶段Ⅱ随着好氧段氨氧化作用和吸磷作用的加强, NO2-不断积累, 而缺氧段缺乏底物P的参与, 缺氧反硝化除磷不充分.在总时长不变下, 缩短曝气时长并增加缺氧时长, 使NO2-和P充分反应.第45 d之后R1的释磷量呈减少趋势, 释磷量降低影响了对挥发性脂肪酸(VFA)的摄取, 厌氧末COD浓度升高, 聚磷菌对内碳源的贡献率降低.Δρ(P)/Δ(COD)降至0.16~0.18mg·mg-1, 聚磷菌的活性受到抑制, 这是因为NO2-浓度的增加和剩余碳源进入缺氧段反硝化的干扰, 使DPAOs的活性受到抑制.可见, 亚硝酸盐的连续生成未对COD的去除造成影响, 但破坏了反硝化除磷性能.R2释磷量稳步保持在44mg·L-1左右, Δρ(P)/Δ(COD)较阶段Ⅰ更进一步地提高, 集中在0.21~0.22mg·mg-1, 更多的碳源被反硝化聚磷菌转化和合成PHB, 更好地促进反硝化吸磷作用.由此, 亚硝酸盐的间歇生成对稳定的除磷性能显示了较明显的优势.
2.1.2 脱氮性能图 3为系统运行期间氮元素变化的情况.R1和R2皆有良好的短程硝化性能, NOB被最大限度淘汰, 出水硝氮浓度大都接近0mg·L-1.阶段Ⅰ通过计算[11]可得R1好氧末平均亚硝酸盐积累率(nitrogen accumulation rate, NAR)为91.17%, 亚硝酸盐积累稳定, 高浓度的亚硝酸盐进入缺氧段由于底物限制和活性抑制无法被充分利用, 导致反硝化吸磷效果较低, 从而降低了脱氮的效能.从图 3(a)中能看出, 阶段ⅠR1的出水NO2-浓度最高已达6.70mg·L-1, 平均TN去除率为83.75%.随着运行时间延长, R2出水氨氮浓度不断降低, 氨氧化作用加强, 但由于好缺氧交替存在使亚硝酸盐间歇产生并随即消耗, 出水NO2-浓度始终维持在1.5mg·L-1以下, 此阶段TN平均去除率可达91.63%.
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图 3 运行期内出水NH4+、NO2-、NO3-和TN浓度变化 Fig. 3 Variation in NH4+, NO2-, NO3-, and TN concentration during operation |
阶段Ⅱ缩短曝气时长后, R1的出水氨氮浓度开始增加至9.20mg·L-1, TN去除率陡然降至76.37%.由于颗粒污泥存在分区结构, 且在O2获取上AOB强于NOB[12], AOB仍在硝化菌群中占优势地位, 连续生成积累的高浓度亚硝酸盐限制了DPAOs活性, 但其出水NO2-浓度有所降低, 分析原因是剩余碳源进入缺氧段以NO2-为电子受体进行反硝化反应, 此外聚糖菌(GAOs)也能完成一定的脱氮作用[13], 在缺氧条件下以NO2-为电子受体完成内源反硝化.相较而言, R2缩短的曝气时长平均分布在每组曝停频次上为5 min, 其对系统造成的影响较小, 高曝停频次可筛选氨氧化速率较快的AOB, 还可以长期维持较高的亚硝化.从图 3(b)中也能看出, 出水氨氮浓度依然能够保持平稳, 最高也仅为3.63mg·L-1, 氨氧化完全, TN平均去除率为92.07%.综上, 在兼顾脱氮和除磷下, 曝气时长的缩短是有限度的, 亚硝酸盐连续生成不断积累, 无法被充分利用, 造成不利影响.而亚硝酸盐间歇生成能够很好地解决上述问题, 同时促进NO2-为电子受体的反硝化吸磷效率, 实现TN和TP稳定去除.
2.2 典型周期实验污染物去除特性为分析亚硝酸盐连续和间歇生成方式的影响, 分别对R1和R2系统运行典型周期内(第92 d)基质浓度变化情况进行分析, 如图 4所示.两种方式下都是前60 min内迅速释磷, 并伴随着COD降解, 厌氧末COD浓度降为22.57mg·L-1和18.28mg·L-1, 因此亚硝酸盐不同生成方式对降解有机物影响较小.厌氧释磷量则有显著区别, R2碳源绝大部分用于除磷, DPAOs占有绝对优势, 故释磷量维持在较高水平, 其释磷量可达44mg·L-1, 明显高于R1的37.79mg·L-1.厌氧释磷量可指示聚磷菌体内PHB储存效果, PHB分解为后续吸磷提供内源动力, 能够看出R1厌氧段残留的NO2-优先争夺外碳源反硝化, 从而降低了DPAOs的内碳源储存作用, 图 4(c)中pH也先呈上升趋势, 直到第21 min后NO2-反硝化完全, 反硝化速率小于释磷速率后pH开始下降.R2系统内残留的NO2-较低, 为充分释磷创造了条件, 在第11 min反硝化完全, pH开始下降.这也侧面反映了如不对亚硝酸盐生成量加以平衡, 则会影响厌氧释磷, 从而造成后续吸磷动力不足.
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图 4 运行期间典型周期内C、N、P、DO和pH变化情况 Fig. 4 Change in C, N, P, DO, and pH during a typical operation cycle |
进入好氧段后吸磷作用先占据主导, R1的P浓度在220 min时仅剩1.22mg·L-1, 此时亚硝酸盐积累量增加至11.98mg·L-1, 可见亚硝酸盐积累对好氧吸磷影响不大, 反而减弱了缺氧段反硝化除磷, 高浓度亚硝酸盐与低基质P浓度无法充分反应, 甚至在330 min时出现了缺氧释磷现象.高浓度亚硝酸盐进入缺氧段后对DPAOs活性同时也产生了一定的抑制作用, 长时间的缺氧无法将少量P吸收去除, 残留的亚硝酸盐则会进入下一周期厌氧段, 影响释磷, 因此维持好氧吸磷、缺氧吸磷以及氨氧化反应的平衡是R1亟待解决的问题, 那么R2通过间歇曝气使亚硝酸盐间歇生成, 好/缺氧的循环交替让亚硝酸盐的生成与消耗达到平衡.从图 4(b)中可看出R2每个好氧段生成亚硝酸盐浓度分别为2.99、3.69、3.62和3.62mg·L-1, 随即在缺氧段消耗并伴随着P的去除, 其共生成累加值为13.92mg·L-1, 高于R1的积累量11.98mg·L-1, 但由于每阶段亚硝酸盐浓度仅在4mg·L-1以下, DPAOs活性未受抑制, 也因好氧时间被分割, 好氧吸磷减弱, 进而缺氧段获取更多底物P, 增强了以NO2-为电子受体的反硝化除磷, 实现同步脱氮除磷.
DO和pH都与生化反应有良好的相关性, 整个反应过程可由两者的变化来间接反映[14]. R2较于R1系统内溶解氧浓度变化范围更小, 更有利于实现PHB稳定分解使好氧吸磷、缺氧吸磷与硝化作用三者速率保持平衡, 减少反硝化聚磷菌摄取O2进行有氧呼吸从而降低反硝化除磷效率.好氧初期pH上升吸磷反应占据优势, 随着氨氧化反应消耗碱度的增强pH开始下降, R1在好氧40 min后吸磷便减弱, 氨氧化作用开始占主导, pH出现拐点.R2在第3段好氧时pH出现下降, 出现拐点时间延后, 更多底物P参与反硝化除磷.在缺氧时, R2的pH曲线在DO降为0.05 mg/L以下开始上升, 与缺氧吸磷相符合.R1的pH初期虽呈上升趋势, 但以图 4(a)中各基质浓度变化为据分析, 为剩余碳源进入缺氧段进行反硝化产生碱度, 而缺氧吸磷反应微弱.
2.3 污泥粒径及外观形态特性分别对R1和R2系统稳定运行90 d的成熟颗粒污泥测其粒径分布以及通过显微镜观察外观形态, 如表 3和图 5所示.可以看出, R2粒径分布集中, 1 000 μm以上的颗粒占比达67.78%, 500 μm以下的颗粒仅占0.04%, 颗粒大小均匀.R1则存在3.32%的污泥粒径小于500 μm以下, 出现了较多细小颗粒, 同时在显微镜下能看到R1颗粒有丝状菌增殖.有研究表明缺氧条件下存在亚硝酸盐时更易发生丝状菌膨胀, 高浓度亚硝酸盐使功能菌贮存能力降低, 从而丝状菌在底物竞争中获得优势, 使污泥解体流失, 处理效果恶化[15].因此结合上文脱氮除磷性能来看, 亚硝酸盐连续生成进入缺氧后不仅产生抑制作用, 同时对污泥粒径及形态也有不利影响.而R2颗粒圆滑, 具有规则的形状和清晰的边界, 结构密实, 利于聚磷菌的富集, 未出现丝状菌膨胀或颗粒解体等现象.
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表 3 第90 d粒径范围内体积分数分布情况/% Table 3 Distribution of volume percentage in the particle size range of 90 d/% |
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图 5 第90 d显微镜照片 Fig. 5 Optical microscopy images of 90 d |
为克服亚硝酸盐生成对污泥系统的不利影响, 深度分析亚硝酸盐连续生成和间歇生成下颗粒污泥内微生物菌群的结构及多样性, 探究污泥微生物与系统处理性能之间的相关关系, 选取R1和R2稳定运行阶段内的污泥样品进行MiSeq高通量测序, 分别命名为P1和P2, 分析结果如表 4和图 6所示.不同样本微生物多样性之间的对比分析通过最少数列样本数据抽平后, 在97%的相似水平下进行α多样性分析, 并对非重复序列进行操作分类单元(OTUs)划分, 在R1和R2的污泥样本中分别得到351和403个OTUs, 且样品的物种覆盖度(coverage)均为1.00, 表明了此次高通量测序的结果能够代表样本中微生物的真实情况. Chao1指数、Shannon指数、Simpson指数和PD_whole_tree表明系统中物种的丰富度和多样性, 其中Simpson指数兼顾丰富度和均匀度, 可从表 4中看出R2系统内的物种种类数、多样性、丰富度及均一性均大于R1, 一定程度上说明了亚硝酸盐连续生成对系统内微生物产生了抑制作用, 因此在不同的亚硝酸盐生成方式下对微生物群落产生较大差异的选择.
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表 4 不同污泥样品的α多样性分析 Table 4 The α diversity analysis of different sludge samples |
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图 6 细菌群落在属水平上的分布 Fig. 6 Distribution of bacterial communities at the genus level |
将样品中微生物群落从门到属进行分类, 并对相对丰度大于1%的细菌群落进行了着重分析.在门水平上, R1和R2主要为变形杆菌门(Proteobacteria, 相对丰度46.7%和64.9%)和拟杆菌门(Bacteroidetes, 相对丰度21.5%和24.8%), 变形杆菌门有去除氮和磷的性能, 总能发现其在群落中有最佳丰度[16], 对比二者门水平可知, 亚硝酸盐连续生成会导致变形杆菌门丰度降低.在纲水平上, R1和R2的共同优势菌属有β-变形菌纲(β-Proteobacteria, 相对丰度15.9%和26.1%), β-变形菌纲中的某些细菌为AOB, 包括Nitrosomonas属和Nitrosopira属[17], 其在R2明显含量更高, 说明亚硝酸盐间歇生成的良好效果并非是AOB氧化氨氮生成亚硝酸盐的缺少, 而是更多亚硝酸盐间歇生成并消耗, 避免了亚硝酸盐的抑制作用及残留.
R1和R2细菌群落在属水平上的分布情况如图 6所示.从中可知, 二者微生物种属虽大多集中在变形菌门(Proteobacteria), 但是亚硝酸盐生成方式使种群丰度结构有了明显变化.R1中主要包括了Candidatus _Accumulibacter(13.07%)、Candidatus_Competibacter(5.98%)、Zoogloea(4.82%)、Dermatophilus(4.78%)、Nitrosomonas(4.38%)和Ohtaekwangia(4.36%)等多种优势菌属, R2中主要包括了Candidatus_Accumulibacter(10%)、Flavobacterium(9.99%)、Dermatophilus(5.66%)、Ohtaekwangia(4.77%)、Dechloromonas(4.15%)和Nitrosomonas(4.08%)等多种优势菌属.
Candidatus_Accumulibacter属为除磷菌菌属[18], R1和R2都以除磷为主导反应, 以亚硝酸盐为电子受体的反硝化聚磷菌(NDPAOs)属于Dechloromonas属[19, 20], 其相对丰度分别为1.91%和4.15%, 此外Pseudomonas属也是反硝化聚磷菌属[21], 相对丰度分别为0.36%和1.31%, 可明显看出R2富集了更多亚硝酸盐型反硝化聚磷菌.Nitrosomonas属是一种典型AOB[15], 其均为R1和R2的优势菌属, 系统具有良好的短程硝化性能.R2中Dechloromonas属和Nitrosomonas属的配比为1.02, 其能间接反映污泥中AOB与NDPAOs的配比, 推断R2亚硝酸盐间歇生成并消耗使短程硝化与反硝化除磷可达到动态平衡.Candidatus_Competibacter属是聚糖菌菌属[22], 在R1中丰度较高, 这也验证了上文对脱氮有一定贡献的猜想, NO2-抑制PAOs活性而增强GAOs活性[23], GAOs过高会与PAOs争夺碳源而导致系统除磷效果变差.Flavihumibacter属和Thiothrix属同为丝状菌属[24, 25], 其丰度R1(3.97%和2.05%)均大于R2(2.57%和0.75%), 导致R1丝状菌增殖明显.R2次优势菌属Flavobacterium属为反硝化菌属[26], 具有良好的反硝化脱氮效率, 从而R2的TN表现出更高的去除.
3 结论(1) 从系统处理性能来看, R2较R1具有更好和更稳定的脱氮除磷性能, 特别在TN去除上, R1连续生成亚硝酸盐后无法消耗完全造成残留, 第72 d后TN平均去除率为83.40%, R2由于亚硝酸盐间歇生成并随即消耗, 促进以NO2-为电子受体的反硝化吸磷效率提高, 碳源利用效率(以P/COD计)集中在0.21~0.22mg·mg-1, 碳源利用充分, 进一步促进反硝化除磷, 实现TP和TN稳定去除, 第72 d后TN平均去除率为92.07%.
(2) 从污泥粒径和形态来看, R2粒径分布集中, 颗粒大小均匀, 具有规则的形状和清晰的边界, 而R1由于亚硝酸盐连续生成积累使丝状菌增殖, 污泥解体流失, 处理效果恶化.
(3) 从微生物结构来看, R2系统微生物群落丰富度和多样性高于R1.二者微生物群属大多集中在变形菌门(Proteobacteria), 纲水平上优势菌属为β-变形菌纲(β-Proteobacteria).但在属水平上具体种群丰度结构有较大差异, 亚硝酸盐间歇生成减弱浓度抑制的同时富集了更多DPAOs菌属(Dechloromonas和Pseudomonas), 与Nitrosomonas共同作用使短程硝化与反硝化除磷可达到动态平衡, 实现系统稳定运行.
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