生物膜-活性污泥系统(integrated fixed-film activated sludge, IFAS)是将生物膜和活性污泥相结合的一种复合型系统.近年来, IFAS工艺在污水处理厂提标改造中备受青睐.泥膜复合CASS工艺原理是向传统的CASS工艺主反应区投加悬浮物料, 这样为主反应区的微生物提供了大量可供栖息的表面积和有利的环境, 使池内的生物量迅速增加, 从而改变了活性污泥系统内的生物种类、存在方式和基质的分配和传质方式, 大大提高了反应池耐冲击负荷能力, 提高了COD利用率, 完善了净化过程, 使出水水质更好.

当前, 生物膜-活性污泥系统在国内应用规模超过1 000万t ·d^-1.对于泥膜复合系统, 悬浮态活性污泥和附着态生物膜之间存在复杂的关系, 如对同一限制性底物和溶解氧的竞争, 以及对于环境(如不同污泥龄)的耐受性不尽相同等等, 这会使两相微生物的处理性能和它们单独存在时不同, 进而影响到MBBR泥膜复合系统的污染物去除特性.周家中等^[1]研究了在不同的污泥浓度、DO、温度和C/N条件下, 通过分析活性污泥污泥负荷(ARLs)和MBBR生物膜容积负荷(ARLv)变化趋势, 进而分析泥膜两系统之间的竞争和合作规律.结果表明, 悬浮态活性污泥和附着态生物膜之间主要以竞争关系为主; 其中, MBBR填料上附着态生物膜抗冲击性较悬浮态活性污泥更优, 且处理负荷更高; 但在低DO情况下, 生物膜的竞争能力不如活性污泥.韩文杰等^[2]研究了长三角地区MBBR泥膜复合污水厂低温季节微生物的多样性, 发现悬浮载体生物膜可富集活性污泥中不具有的物种, 其投加增加了整个系统微生物的多样性, 但同时, 进水水质和运行方式不论对悬浮载体生物膜还是活性污泥优势微生物群落组成, 均具有一定的选择性.张勇等^[3]则研究了在活性污泥系统中投加填料后污染物去除效率, 发现投加填料可以增强反应器对TN和氨氮冲击的缓冲能力, 表明附着态生物膜除了和活性污泥之间存在竞争关系, 同时也存在相互合作的协调关系. Di Trapani等^[4]的研究发现在泥膜复合系统中存在“播种(seeding)”效应, 即悬浮填料上微生物脱落进入活性污泥中, 提升活性污泥的硝化和反硝化活性. Jin等^[5]的研究发现, DO对泥膜两相的功能菌分布有直接影响, 如在厌氧条件下好氧反硝化菌硝化关键功能基因HAO的表达比其好氧条件下表达量低2.72倍, 而反硝化关键功能基因NAR在厌氧条件下的表达是好氧条件下表达量的3倍.张凯等^[6]则通过荧光原位杂交技术对泥膜两相中不同功能菌进行对比, 发现悬浮污泥中的AOB比生物膜中的高.李超等^[7]利用聚合酶链式反应-变性梯度凝胶电泳(PCR-DGGE)和克隆测序等分子生物学技术对IFAS中功能菌群落的演替进行了研究, 发现悬浮污泥和生物膜上的优势功能菌种群均有较大区别, 但是优势种群在系统中保持稳定, 受水质波动影响较小.

本研究以CASS耦合MBBR工艺为基础, 通过中试实验研究了在进水碳源较低的情况下, 体系中微生物的演替规律和优势菌种差异, 以及活性污泥泥龄对泥膜复合型工艺中泥膜关系的影响, 解释IFAS工艺在不同污泥龄下处理效果为何会有明显差异, 并分析相应微生物的生态位和生长特性, 以期为IFAS工艺长期稳定运行和实际调控提供微观技术支撑.

以广东省某市污水厂原水为进水, 采用CASS耦合MBBR型IFAS工艺运行两套有效体积为392 L的中试反应器, 反应器中污泥接种自广东省粤西某污水处理厂CASS工艺排放的剩余污泥, 污泥沉降比(SV)为22% ~26%, 污泥体积指数(SVI)为72~95 mL ·g^-1, MLSS和MLVSS分别为2.86g ·L^-1和1.89g ·L^-1.其中池体分为3个部分：厌氧区容积19.6 L, DO控制在0.5mg ·L^-1以下; 缺氧区容积44.1 L, DO控制在0.5~0.6mg ·L^-1之间; 好氧区容积328.3 L, 曝气阶段DO控制在2.0mg ·L^-1以上.反应器分别采用高低SRT; 其中低SRT为5 d, 记为SRT-L; 高SRT为25 d, 记为SRT-H.两套反应器运行方式为进水曝气90 min, 静置沉淀30 min, 滗水60 min.反应器进水、曝气、出水和搅拌均由计时器自动控制.曝气采用微孔曝气盘实现.反应器回流比控制在30%左右, 排水比控制在1/3左右, 每日手动排泥.整套中试装置示意如图 1所示.

图 1

Fig. 1

图 1 中试装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of pilot plant

为使实验条件接近实际工程, 在进行恒定曝气量下污泥龄对泥膜复合系统的影响时, 选用该污水厂二期泵房集水井进水作为实验用水, 进水水质如表 1所示.

表 1 (Table 1)

表 1 实验进水水质指标/mg ·L-1 Table 1 Water quality parameters of test water/mg ·L-1 项目 COD NH4+-N TN TP 参数 80.72~180.51 10.34~27.96 12.35~34.22 1.89~7.26

表 1 实验进水水质指标/mg ·L-1 Table 1 Water quality parameters of test water/mg ·L-1

本实验所需活性污泥和悬浮载体均选自中试装置.悬浮载体为高密度聚乙烯(HDPE)材质, 直径25 mm±0.5 mm, 高10 mm±1 mm, 挂膜后比重和水接近, 有效比表面积620 m² ·m^-3.两套IFAS反应器悬浮载体填充率均为20%.

批处理实验采用稳定运行条件下IFAS反应器中活性污泥, 分别实验计算得出污泥硝化速率、反硝化速率、聚磷速率、吸磷速率和生物膜硝化速率、反硝化速率^{[8, 9]}.

分别在SRT-L和SRT-H运行稳定后的好氧末端取出适量活性污泥/生物膜填料加入1 L合成污水中, 曝气搅拌, 每隔10 min取样测定NH₄⁺-N浓度, 利用氨氮降解速率法计算污泥/生物膜硝化活性; 分别在SRT-L和SRT-H运行稳定后的好氧末端取出适量活性污泥/生物膜填料加入1 L合成污水中, 厌氧搅拌, 每隔10 min取样测定NO₃^--N浓度, 利用硝氮降解速率法计算污泥/生物膜反硝化活性; 分别在SRT-L和SRT-H好氧段末端取适量活性污泥加入1 L合成污水中, 厌氧搅拌, 释磷2 h, 之后再恒定曝气3 h, 每隔0.5 h取水样测定一次TP, 从而计算污泥聚磷、吸磷活性.

相关水质常规指标检测方法具体如下.NH₄⁺-N：纳氏试剂分光光度法; NO₃^--N：麝香草酚分光光度法; NO₂^--N：N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; TN：碱性过硫酸钾消解法; COD：重铬酸钾快速消解分光光度法; TP：钼酸铵分光光度法; 悬浮填料上生物量：烘干恒重法.

本研究以中试反应器为基础, 在以某污水厂进水为原水条件下, 持续运行; 分别取反应器中15、30、45、60、75 d的泥样和30、45、60、75 d的膜样, 保存在-20℃冰箱内, 统一寄送至上海美吉生物有限公司进行高通量测序.在进行DNA抽提和PCR扩增后, 进行Illumina MiSeq测序, 使用NEXTflexTM Rapid DNA-Seq Kit(Bioo Scientific, 美国)进行建库: ①接头链接; ②使用磁珠筛选去除接头自连片段; ③利用PCR扩增进行文库模板的富集; ④磁珠回收PCR产物得到最终的文库.利用Illumina公司的Miseq PE300/NovaSeq PE250平台进行测序.

据表 2可知, SRT-L运行稳定后(60 d), MLSS和MLVSS的浓度平均值分别为1.94g ·L^-1和1.11g ·L^-1; SRT-H运行稳定状态下(60 d)MLSS和MLVSS的浓度平均值分别为6.89g ·L^-1和4.27g ·L^-1.而在同时期(60 d), SRT-L和SRT-H中悬浮填料上生物膜生物量分别为37.9mg ·g^-1和22.70mg ·g^-1. SRT-L稳定状态下, 生物填料挂膜完成时间约为13 d; 而SRT-H在稳定状态下13 d的挂膜效果如图 2所示.从中可知, SRT-L填料上生物膜随着时间推移逐渐加深, 生物膜生长范围也在逐渐扩大, 到第5 d时已覆盖整个填料, 到第13 d时生物膜已生长成熟; 而SRT-H填料上直到第9 d才完全覆盖生物膜, 在第13 d时颜色较SRT-L要浅许多, 表明生物膜尚在生长, 未完全完成挂膜.这说明, 随着污泥龄的延长, 生物膜的生长受到一定限制, 随着污泥浓度的增加, 泥膜之间的竞争关系明显加剧.其主要原因是曝气量恒定的条件下, 污泥浓度的增加必然会导致污泥中细菌种类和含量增多, 增加了对DO利用, 表现出随着污泥浓度的增加系统DO降低, 导致系统内传氧速率受到限制, 整体上生物膜从水中接收到的溶解氧明显减少, 而生物膜的生长主要是好氧硝化菌的繁殖, 因此生物膜的生长速率大幅降低.此外, Shao等^[10]在低C/N进水下研究了微生物在泥膜之间的依存关系. 结果表明, 在基质缺乏的情况下, 异养硝化菌更倾向于在悬浮絮体中生存, 因为松散的絮体中有机碳和其它基质的接触机会相较生物膜来说会更多^[11].并且由于污泥SRT较高, 因此生物膜作为一个能稳定提供高SRT的载体的优势不再明显, 所以在和悬浮污泥的竞争中处于劣势, 生长受到抑制.

表 2 (Table 2)

表 2 活性污泥MLVSS和生物膜生物量 Table 2 MLVSS of activated sludge and biomass of biofilm 时间/d 活性污泥MLVSS/g·L-1 生物膜生物量/mg·g-1 SRT-L SRT-H SRT-L SRT-H 20 1.67 5.25 28.3 16.7 40 1.45 5.82 35.4 20.3 60 1.29 4.47 38.1 22.5 80 1.11 4.27 37.9 22.7

表 2 活性污泥MLVSS和生物膜生物量 Table 2 MLVSS of activated sludge and biomass of biofilm

图 2

Fig. 2

图 2 1~13 d内SRT-L和SRT-H中生物膜生长的比较 Fig. 2 Comparison of biofilm growth in SRT-L and SRT-H during 1-13 d

SRT-L和SRT-H常规污染物去除效率对比如图 3所示.从中可知, 稳定运行后, SRT-L的整体污染物去除效能明显优于SRT-H.

图 3

Fig. 3

图 3 稳定运行(60 d)后SRT-L和SRT-H对常规污染物去除效率对比 Fig. 3 Comparison of SRT-L and SRT-H on removal efficiency of conventional pollutants after 60 days

两套反应器的COD去除效果如图 4(a)所示.SRT-L和SRT-H在运行初期尚不稳定, 因此对COD的去除呈波动状; 但随着时间延长, 在45 d之后, COD的处理效果明显平稳, 基本处于25mg ·L^-1以下, 并且不会随着进水COD的起伏而发生剧烈波动.这说明系统中泥膜上的微生物种类和数量已达到稳态, 系统抗冲击能力增强.其主要原因是悬浮态污泥和附着态生物膜之间的关系由以竞争关系为主转变为竞争合作共存的新型模式, 当进水COD波动时, 泥膜之间会自动调整对COD的依赖性, 从而达到稳定系统生态的目的.而且从图 4(a)可知, 在反应末期, SRT-L的COD利用效率会略微高于SRT-H; 也侧面说明随着污泥龄的增加, 泥膜之间的劣性竞争加剧.这是由于在进水C/N比较低的条件下, 由于污泥浓度的增加, 致使悬浮污泥容积负荷降低^[1].此外, 由于微生物主要通过松散的胞外聚合物(EPS)吸附基质以供生长繁殖, 所以松散的絮状污泥较固定的附着态生物膜更容易从溶液中获取COD^[12].因此, 在高污泥龄下, 生物膜处于竞争劣势, 基质的缺乏将导致菌落退化.最终, 由于泥膜负荷的同步降低导致COD利用率随之下降.

图 4

Fig. 4

图 4 COD、TP、NH4+-N和TN的去除效果 Fig. 4 Removal effect of COD, TP, NH4+-N, and TN

除磷效果如图 4(b)所示.整体上, 随着时间的延长, SRT-L和SRT-H除磷效果逐渐稳定, 但从图上可以明显看出SRT-L的除磷效果要优于SRT-H; SRT-L的出水TP浓度维持在1.0mg ·L^-1以下, SRT-H出水TP浓度维持在1.8mg ·L^-1以下.其主要原因是短污泥龄下排泥量增加, 富磷污泥能及时排出反应器, 因此聚磷菌的更新换代较SRT-H更为频繁, 菌种活性一直保持在较高水平, 因此聚磷和吸磷效率比SRT-H更高, TP去除效果更好.

SRT-L和SRT-H脱氮效果如图 4(c)和图 4(d)所示.SRT-L和SRT-H在30 d左右对氨氮的去除率便已趋于稳定, 出水氨氮浓度都能保持在0.5mg ·L^-1以下.这也从脱氮的角度证明, 随着时间的延长, 各项参数不变的情况下, 系统中悬浮态污泥和附着态生物膜之间的合作关系得到进一步加强.从图 4(d)可以看出, SRT-L和SRT-H的TN去除率随时间的延长都有不同程度地增加, 在60 d左右达到最大.这说明随着培养时间的延长, 泥膜中脱氮菌的竞争关系逐渐减弱, 合作关系逐步加强, 并且合作关系逐渐占据主导地位, 使得脱氮效率提升.理论上, 由于脱氮菌世代周期较长, 因此长污泥龄下活性污泥的脱氮效率会更佳^[13].但从图 4(d)可知, SRT-L和SRT-H的TN去除率在30 d之后便一直保持同步; 且SRT-L的TN去除效果逐渐趋近SRT-H, 并在35 d左右和SRT-H趋于一致, SRT-L的TN去除率随时间增长的幅度明显大于SRT-H.结合图 4(a)可知, 这是因为污泥龄的延长导致泥膜间竞争加剧, 降低了COD利用率, 从而削弱了悬浮态污泥和附着态生物膜之间因培养时间延长导致的合作关系, 使得TN去除率的增长幅度减缓.

在SRT-L和SRT-H稳定运行60 d后, 活性污泥与生物膜各项活性指标数据如表 3所示.

表 3 (Table 3)

表 3 活性污泥硝化活性、反硝化活性、聚磷活性和释磷活性以及生物膜硝化活性、反硝化活性 Table 3 Nitrification activity, denitrification activity, phosphorus accumulation activity and phosphorus release activity of activated sludge, nitrification activity, and denitrification activity of biofilm 项目 SRT-L(5 d) SRT-H(25 d) 速率/mg·(g·h)-1 x±σ 速率/mg·(g·h)-1 x±σ 活性污泥硝化 A组 14.74 14.96±0.23 6.35 6.73±0.29 B组 15.28 6.80 C组 14.85 7.05 活性污泥反硝化 A组 5.61 5.85±0.19 3.15 3.11±0.03 B组 6.07 3.08 C组 5.87 3.10 活性污泥释磷 A组 2.60 2.66±0.04 2.04 1.99±0.03 B组 2.66 1.98 C组 2.71 1.96 活性污泥聚磷 A组 1.95 1.91±0.03 1.32 1.33±0.01 B组 1.88 1.32 C组 1.91 1.34 生物膜硝化/mg·(m2·h)-1 A组 298.68 290.68±6.53 261.64 267.85±8.79 B组 290.68 280.28 C组 282.68 261.64 生物膜反硝化/mg·(m2·h)-1 A组 51.89 50.93±1.35 52.55 53.22±2.22 B组 49.02 50.89 C组 51.89 56.21

表 3 活性污泥硝化活性、反硝化活性、聚磷活性和释磷活性以及生物膜硝化活性、反硝化活性 Table 3 Nitrification activity, denitrification activity, phosphorus accumulation activity and phosphorus release activity of activated sludge, nitrification activity, and denitrification activity of biofilm

由表 3可知, 稳定运行后, SRT-L和SRT-H中悬浮态污泥的硝化活性分别为14.96 mg ·(g ·h)^-1和6.73 mg ·(g ·h)^-1, 而SRT-L和SRT-H中附着态生物膜的硝化活性分别为290.68 mg ·(m² ·h)^-1和267.85 mg ·(m² ·h)^-1.由此可以看出, SRT-L悬浮态污泥和附着态生物膜的硝化活性都要优于SRT-H.

其中, SRT-L中悬浮污泥的硝化活性比SRT-H高出3倍有余, 主要原因为以下两点：①相较低SRT, 高SRT下絮体污泥中微生物种间竞争加强, 因此硝化菌在长期受抑制的情况下产生退化, 导致菌种活性水平降低.②Di Bella等^[14]研究了膜反应器生物量的演变特性, 结果表明在进水基质缺乏的条件下, 悬浮填料上生物膜的脱落和增长会加速, 从而使悬浮污泥中生物量增加, 产生“播种”效应, 进而使悬浮污泥的硝化活性增加; 结合生物膜生物量数据可知, SRT-L中生物膜的生物量要明显高于SRT-H, 所以脱落的生物量也会远多于SRT-H, “播种”效应增强, 提高了整个系统的硝化能力, 使得泥膜间的合作关系加强.而SRT-L和SRT-H的生物膜硝化活性分别为290.68 mg ·(m² ·h)^-1和267.85 mg ·(m² ·h)^-1, 差距并不明显.结合生物膜生物量数据可知, 生物膜硝化水平和生物量虽呈正相关, 却不呈正比; 随着生物量的增加, 硝化速率的增幅减缓.由表 2可知, 这可能是因为生物量的增加, 使得悬浮载体上生物膜逐渐加厚, 阻碍基质扩散, DO传质阻力增大^[10], 因此活性降低, 硝化速率减缓.

SRT-L和SRT-H中悬浮污泥的反硝化活性分别5.85 mg ·(g ·h)^-1和3.11 mg ·(g ·h)^-1.由此可见, 低SRT条件下悬浮污泥的硝化活性更高.孙月鹏等^[15]通过研究内源碳源下活性污泥的反硝化活性, 发现在低SRT条件下, 能利用PHB进行反硝化的反硝化聚磷菌在活性污泥中的比例会较大, 所以表征为其反硝化速率较高.有研究证明, PHB的积累速率会随着SRT的增大而减小^[16].因此可以推断, SRT-L中利用PHB进行反硝化的反硝化聚磷菌相对生物量多于SRT-H, 导致SRT-L中污泥反硝化速率高于SRT-H.另外, 上文提及低SRT下生物膜脱落速度增加, 因此部分反硝化菌可能随生物膜脱落进入悬浮污泥中, 形成“播种”效应, 造成SRT-L中污泥反硝化速率高于SRT-H.同时, 由于高SRT下系统污泥浓度增加, 因此各菌种绝对数量也相应增加, 直接导致对底物基质的竞争; 由图 4(d)可知, SRT-H在反应器运行初期便已具备较高的反硝化能力, 但之后随着时间逐渐降低, 在30 d反应器中泥膜关系稳定后才又逐渐回升; 这正好说明由于高SRT下微生物生长代谢较为缓慢, 因此长期竞争条件下反硝化菌种发生退化, 导致悬浮污泥硝化活性的降低.而对生物膜来说, SRT-L和SRT-H的反硝化速率几乎处于同一水平, 相差不大; 这说明SRT对生物膜上反硝化菌的影响并不明显.

SRT-L中悬浮污泥在稳定运行时释磷和吸磷活性分别为2.66 mg ·(g ·h)^-1和1.91 mg ·(g ·h)^-1, 而SRT-H中悬浮污泥释磷和吸磷活性则分别为1.99 mg ·(g ·h)^-1和1.33 mg ·(g ·h)^-1, SRT-L中悬浮污泥的聚磷活性明显高于SRT-H(表 3).其中主要原因是因为聚磷菌生长世代较短, 因此及时排出老化富磷污泥可以保证新生代聚磷菌有足够的生长空间和营养基质, 最大程度上维持了整体污泥聚磷活性^[17].此外, 有研究表明, 溶解氧更丰富时, 聚磷菌生长速率高, 新陈代谢快, 整体活性也会更高^[18].而SRT-L中由于MLSS浓度更低, 因此相对而言DO含量更高, 所以悬浮污泥的释磷和吸磷速率也相对更高.此外, 有研究表明丝状菌很多时候都充当着活性污泥骨架的作用, 絮状菌则依附在丝状菌上, 从而形成肉眼可见的絮状悬浮态污泥.Chudoba等^[19]研究了活性污泥丝状菌的控制方法, 结果表明在低底物浓度下, 丝状菌因其半饱和常数较低而具有更大的比增殖速率.由于SRT和有机负荷成反比例关系, 因此SRT越高时产生的低底物浓度环境对丝状菌的生长越有帮助, 这就使得聚磷菌和丝状菌的竞争随着SRT的增加而不断加剧, 直接影响了聚磷菌在系统中的整体活性.

在运行期间, SRT-L反应器中活性污泥(AS)和生物膜(BF)的微生物群落之间存在明显差异(图 5).其中, γ-Proteobacteria、Bacteroidia、Clostridia和Chloroflexia为SRT-L活性污泥和生物膜中微生物的主要优势菌群(图 5).活性污泥和生物膜间的γ-Proteobacteria相对丰度变化趋势一致, 因此可以推断“播种”效应中主要起作用的就是γ-Proteobacteria.Bacilli则是为数不多的在生物膜中相对丰度要高于活性污泥的微生物菌群.但Bacilli和γ-Proteobacteria之间有一个明显差别, 即活性污泥和生物膜中Bacilli相对丰度呈高度负相关, 当活性污泥中Bacilli相对丰度增加时, 生物膜上Bacilli则相应减少, 反之亦然; 这说明活性污泥和生物膜之间针对氮源基质存在一定竞争.有研究表明, Bacilli是一类高效的好氧反硝化菌群, 亚硝氮为其主要反硝化氮源, 且Bacilli的反硝化速率还会随着DO的增高而降低^[20]; 而生物膜不仅能提供充足的亚硝氮, 而且生物膜纵向上存在DO梯度, 因此较活性污泥更适合Bacilli生长, 故而生物膜上Bacilli相对丰度比活性污泥更高.

图 5

Fig. 5

图 5 纲水平下SRT-L活性污泥和生物膜中微生物群落演替变化 Fig. 5 Microbial composition and changes in activated sludge and biofilm in SRT-L at the class level

在SRT-H中, γ-Proteobacteria、Bacteroidia和Chloroflexia为活性污泥和生物膜中微生物的主要优势菌群(图 6).在前期, 反应器内微生物生态尚未稳定, 生物膜上γ-Proteobacteria迅速增加, 并占据优势地位; 及至中后期, 反应器逐渐稳定, 系统内好氧微生物种类开始增多, 且生物膜上氧传质效率明显低于活性污泥, 因此γ-Proteobacteria针对DO的竞争优势逐渐被削弱, 所以相对丰度逐渐减少.而活性污泥因为氧传质效率较高, 因此在泥膜之间DO竞争中占据优势地位, 所受限制较弱, 因而γ-Proteobacteria和活性污泥中其他微生物的竞争优势并未受影响, 所以其相对丰度也呈现一直增长的趋势.在SRT-H中, 生物膜上的Bacilli相对丰度同样明显比活性污泥要高, 并且也呈一定负相关, 这表明Bacilli在泥膜之间的竞争和SRT关联不大, 影响Bacilli菌群相对丰度的因素主要是DO和氮源.

图 6

Fig. 6

图 6 纲水平下SRT-H活性污泥和生物膜中微生物群落演替变化 Fig. 6 Microbial composition and changes in activated sludge and biofilm in SRT-H at the class level

通过分析SRT-L和SRT-H泥膜之间微生物的演替规律, 可以明显发现, 微生物菌群种类会随着培养时间的延长而逐渐增加, 说明系统的生物多样性在逐渐提高, 抗冲击负荷能力得以提升, 处理效能的稳定性得以保障.而相对SRT-L, 后期SRT-H中微生物丰度更高, 但所增加的其余微生物种类诸如Vampirivibrionia、Negativicutes和Bdellovibrionia等都不是脱氮除磷功能菌群, 因此反而加剧了微生物种间竞争, 致使相关功能菌群相对丰度降低, 从而抑制了脱氮除磷活性.

在SRT-L和SRT-H的生物膜中, γ-Proteobacteria作为优势菌群, 其相对丰度一直在减少, 这表明随着培养时间的延长, 更适应生物膜的微生物种群被筛选出来, 这些微生物对基质的竞争导致γ-Proteobacteria的生长受到抑制, 因此γ-Proteobacteria的相对丰度呈现出逐渐减少的趋势. γ-Proteobacteria作为变形菌的一大类, 其中既有硝化菌, 也有反硝化菌, 因此其种群相对丰度和脱氮性能紧密相关^[21].在SRT-L的活性污泥中, γ-Proteobacteria主要来源于生物膜的“播种”, 因此随生物膜上γ-Proteobacteria相对丰度的降低而降低; 而SRT-H活性污泥中γ-Proteobacteria则因竞争优势而一直处于增长; 到了后期, SRT-L和SRT-H的活性污泥中γ-Proteobacteria都已趋于稳定, 维持在20%左右的相对丰度, 但二者的脱氮性能却有很大差别, 造成这种现象的主要原因有2种：①SRT-L中γ-Proteobacteria纲下具体“播种”的菌属和SRT-H中逐渐增长的γ-Proteobacteria菌属不同, 因而所表征的活性存在差异; ②SRT-L排泥量较大, 且生物膜脱落的生物量较多, 因此活性污泥中γ-Proteobacteria整体维持在高活性水平, 而SRT-H因排泥周期较长, 故而活性污泥中γ-Proteobacteria菌群老化, 处理效能相对SRT-L降低.

图 7(a)和7(b)分别为稳定运行后(60 d)活性污泥和生物膜中属水平下显著差异性分布.在稳定运行后, SRT-L和SRT-H中优势菌属存在较大差异.在SRT-H活性污泥中, 非功能菌的相对丰度比SRT-L多了将近13%.这表明在SRT-H活性污泥中, 功能菌和非功能菌之间的竞争远比SRT-L活性污泥激烈, 而这种竞争直接淘汰了部分优势不明显的功能菌属, 使得整体的脱氮除磷性能降低.

图 7

Fig. 7

(a)为60 d属水平下两种SRT的活性污泥中相对丰度前15的优势菌属对比; (b)为60 d属水平下两种SRT的生物膜中相对丰度前15的优势菌属对比; (c)为60 d时SRT-L和SRT-H中活性污泥和生物膜内功能基因丰度 图 7 优势菌属相对丰度对比和功能基因丰度 Fig. 7 Comparison of relative abundance of dominant bacteria and functional gene abundance map

结合活性污泥和生物膜优势菌属对比可以发现(图 7), unclassified_f __Enterobacteriaceae和Acinetobacter为生物膜“播种”的主要菌属, 而且这几种菌属均属于γ-Proteobacteria, 和之前的分析一致.但SRT-L和SRT-H之间播种的具体优势菌属却存在较大差别.其中unclassified_f __Enterobacteriaceae为SRT-L中主要的“播种”菌属.当前已有研究表明Enterobacteriaceae为异氧硝化菌的一类^[22]; 王新等^[23]的研究从养殖水体、活性污泥和农村河道水体中定向筛选出1株属于Enterobacteriaceae的氨氧化细菌, 该菌表现出极高的硝化活性; 由于实验进水水质与其相似, 且氨氧化菌较为脆弱容易剥落^[24], 因此推测两反应器中检测到的unclassified_f __Enterobacteriaceae可能为Enterobacteriaceae科下和该菌属功能近似的氨氧化细菌. Acinetobacter则为SRT-H中主要的“播种”菌属; 有研究表明, Acinetobacter为异养硝化-好氧反硝化菌群(heterotrophic nitrification-aerobic denitrification, HN-AD)之一^{[25, 26]}.但其中只有部分菌种被证明确实存在反硝化功能^[27].而SRT-L和SRT-H之所以呈现出具体“播种”菌属的差别, 根本原因在于传统硝化-反硝化菌和异养硝化-好氧反硝化菌之间的代谢规律不同; 传统硝化-反硝化菌对于营养基质和DO更加依赖, 且世代周期更长^[28], 因此短污泥龄下生物膜中的传统硝化-反硝化菌相对丰度明显最高; 而和传统硝化-反硝化菌相比, HN-AD菌不仅具有更快的生长速度, 而且可以利用各种碳基质作为异养硝化的能源和电子来源, 因此在低有机负荷的高SRT下生长优势更加明显.此外, Jin等^[5]的研究发现, HN-AD菌虽然具备在好氧条件下进行反硝化的能力, 但高浓度DO还是会抑制其反硝化活性, DO的变化会通过抑制硝化-反硝化相关基因的表达影响着HN-AD菌异养硝化-好氧反硝化功能的发挥.因此, 和DO呈反比的高SRT成为了HN-AD菌绝佳的生长条件.

对两反应器活性污泥中平均丰度前15种优势菌属进行显著差异性分析; SRT-L中, 这15种菌相对丰度总和只有39%, 其中硝化菌为7.25%, 反硝化菌为8.53%, 聚磷菌为3.22%, 非功能菌相对丰度为20%; SRT-H中, 这15种菌属相对丰度总和达到了57%, 其中硝化菌为3.78%, 反硝化菌为22.01%, 聚磷菌为0.32%, 非功能菌相对丰度为32.89%.结合功能基因丰度图可知, 活性污泥中仍有大量功能菌在此15种优势菌属之外, 即硝化菌的分布较为分散; 相对而言, SRT-L比SRT-H中功能菌分布更为分散, 因此其抗冲击能力较好, 这也是SRT-L反应器中污染物去除效果一直优于SRT-H的重要原因.在这15种优势菌属中, Acinetobacter、norank_f__Caldilineaceae、Chryseobacterium和unclassified_o__Xanthomonadales为反硝化菌^[29~32], unclassified_f__Enterobacteriaceae为硝化菌, Comamonas兼有氨氧化、硝化和反硝化这3种功能^{[33, 34]}, Clostridium_sensu_stricto_ 13为聚磷菌^[35]; 其中硝化菌和聚磷菌相对丰度均表征为SRT-L高于SRT-H, 和污泥活性表征结果相同; 而反硝化菌相对丰度却和污泥活性表征存在差异, 这是由于反硝化菌中占比较高的Acinetobacter和Chryseobacterium既是具有部分反硝化能力的好氧反硝化菌属^[29], 同时也是主要的丝状菌属^[36], 因此其相对丰度对系统中污泥整体反硝化活性影响并不大, 并且SRT-L中功能菌分布较为分散, 因此仍有部分反硝化菌在此15种优势菌属外未被统计.通过对比属水平下两种SRT活性污泥中脱氮菌和聚磷菌的相对丰度, 可以发现, 活性污泥中脱氮菌对于聚磷菌的竞争优势随着SRT的增加而增加, 其主要原因还是因为聚磷菌的生长世代较短, 因此更适合低SRT, 且低SRT能有效抑制部分脱氮菌的生长.

对两反应器生物膜中平均丰度前15种优势菌属进行显著差异性分析.这15种优势菌属大部分属于γ-Proteobacteria和Bacteroidia, 在SRT-L和SRT-H生物膜中占比约为75%左右; 其中, unclassified_f__Enterobacteriaceae、Comamonas和Escherichia-Shigella^[37]为硝化菌; Acinetobacter、Comamonas、Chryseobacterium、Enterobacter、Bacillus、Pseudomonas、Rhodobacter、Thermomonas和Microvirgula为反硝化菌^[38~43]; 生物膜中未见传统聚磷功能菌, Bacillus虽为反硝化聚磷菌, 但其聚磷能力十分有限^[44]; 这是因为附着态生物膜SRT较高, 而传统聚磷菌由于世代周期较短, 因此难以在生物膜上存活.在这15种优势菌属中, SRT-L中硝化菌相对丰度约为25.76%, 反硝化菌相对丰度约为14.06%; SRT-H中硝化菌相对丰度则为23.36%, 反硝化菌相对丰度约为19.89%, 和生物膜活性表征趋势一致.整体来看, 硝化菌因附着在生物膜表层, 因此在接触营养基质和反应底物等方面比生物膜内层的反硝化菌更有优势, 呈现出相对丰度更高、功能基因更多的情况; 但两种SRT下生物膜中的硝化-反硝化功能菌总体活性和检测出的功能基因数量差异并不大, 这表明运行稳定后, 生物膜在泥膜竞争中所受限制和影响并未随SRT的增加而增强.

对比活性污泥和生物膜的优势菌属可以发现, 在反应器运行后期, 泥膜之间的优势微生物种类产生了较大差别, 这是由于进水为低碳原水, 因此在基质匮乏的条件下, 泥膜之间产生竞争的结果.其中Comamonas菌相对丰度在泥膜间差异最为明显; Comamonas菌相对丰度在活性污泥相中表征为SRT-H高于SRT-L, 这表明Comamonas菌受SRT影响较大; 而在生物膜相中, Comamonas菌相对丰度则表征为SRT-L高于SRT-H, 且膜相中Comamonas菌相对丰度均高于泥相.有研究表明, Comamonas菌世代周期较长^[45]; 此外, 从两反应器膜相中Comamonas菌相对丰度对比可知, 有机负荷和DO同样影响该菌在体系中生长. Chryseobacterium作为1种好氧反硝化菌, 同时也是丝状菌, 因而其对泥龄较为敏感^[46]; 在泥相中, SRT-H反应器内Chryseobacterium菌相对丰度远高于SRT-L, 而在膜相中, SRT-H反应器内Chryseobacterium菌相对丰度也略高于SRT-L, 这表明SRT-L中膜相的泥龄受泥相泥龄影响, 其附着态生物膜的停留时间也随污泥龄的减小而减小, 进而影响了Chryseobacterium菌的生长; 因此说明, IFAS工艺中泥膜互作不仅体现在微生物种间互作, 即膜相对泥相的“播种”效应, 泥相同时也会反作用于膜相, 主要体现在泥龄等物相表征.

从功能基因丰度图可知, 总体上, 生物膜上的异养微生物和好氧微生物数量高于活性污泥, 其中SRT-L活性污泥中异养微生物和好氧微生物数量要远多于SRT-H, 而SRT-L生物膜中异养微生物和好氧微生物数量却和SRT-H相差不大, 这说明在反应器运行后期, 泥膜之间的竞争已从一开始的以活性污泥为主导转变为以生物膜为主导, 生物膜由于在摄取营养基质和DO等方面长期被活性污泥压制, 因此逐渐富集了一大批适合在低基质和DO条件下生存的微生物, 所以在反应器运行后期逐渐占据竞争优势地位.

(1) 通过改变反应器内活性污泥泥龄, 发现横向上SRT的增加会直接导致泥膜间竞争加剧, 从而使得不同SRT下筛选出的优势菌属种类存在较大差别, 整个系统中微生物结构发生转变; 在低SRT下, 反应体系内有机碳和总磷去除效能随着培养时间的延长而逐渐提升, 总氮去除效能则先降低后升高; 高SRT条件下污染物去除效能变化趋势和低SRT大体一致.但整体而言, 稳定运行后, 低SRT下污染物去除效能明显优于高SRT.

(2) 通过分析污泥活性转移特性, 发现在变SRT条件下, SRT-H中泥膜之间的竞争关系较SRT-L更激烈.反应器内污泥浓度随着SRT的增大而增加, SRT-H中微生物浓度大于SRT-L, 因此有机负荷较SRT-L更低, 导致筛选出的功能菌菌属和SRT-L呈现出较大差异; 同时, 由于SRT-H中微生物长期处于低DO和低有机负荷条件, 因此种群明显老化, 活性较SRT-L更低.

(3) IFAS工艺功能菌在泥膜两相间会随着SRT的变化而发生富集转移; 这种功能菌的富集转移作为泥膜间合作的主要方式, 在SRT-L中较SRT-H更明显.SRT-L中, “播种”效应主要为unclassified_g__Enterobacteriaceae; SRT-H中则主要是Acinetobacter.

(4) 通过分析反应器内优势功能菌属相对丰度, 发现在变SRT条件下, IFAS工艺活性污泥中脱氮菌相对于聚磷菌的生长优势会随着反应器SRT的增加而增加, 这种优势主要体现为好氧反硝化菌相对丰度的增加; 此外, 泥相的SRT变化会反作用于膜相, 使得生物膜的停留时间相应发生改变, 从而改变菌群结构, 筛选出不同优势菌属, 进一步加大差异.