2024, Vol. 45
2. 中国科学院生态环境研究中心, 环境水质学国家重点实验室, 北京 100085
2. State Key Laboratory of Environmental Aquatic Chemistry, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China
在城市污水生物处理运行过程中, 丝状菌与菌胶团的动态平衡生长保证了活性污泥的良好沉降性, 但当环境因子发生改变而平衡被打破时, 则极易产生污泥膨胀现象[1, 2]。而由丝状菌过量生长诱发的污泥膨胀占到了整体污泥膨胀现象的90%[3 ~ 5], 会导致二沉池固液分离困难且出水悬浮物浓度增加, 严重时会引发活性污泥中关键功能种群结构的剧烈变化, 进而导致工艺中污染物去除效率的整体下降[6 ~ 10].其中在分类学上隶属于放线菌纲(Actinobacteria)的革兰氏阳性细菌微丝菌(Microthrix parvicella), 因其广泛分布, 诱发冬季活性污泥同时膨胀(bulking)与发泡(foaming)的现象频频发生[11, 12], 在膨胀预防控制运行管理中是重点关注对象[13 ~ 18].
随着分子生物学手段的发展, 人们对M. parvicella生理生化的研究有了更为深入与明确的认识：作为厌氧条件下可在胞内进行脂肪贮存的异养菌, M. parvicella表面具有较高疏水性, 并且好氧条件下胞内含有与除磷菌类似的聚磷颗粒[19, 20].尽管在厌氧/好氧循环中具有一定生长优势, 但纯菌较常规细菌远为缓慢的生长速率却无法解释其在特定条件下(如低温)的快速优势生长现象[21 ~ 23].城市污水生物强化除磷(EBPR)工艺的主要膨胀防控手段依旧集中在以投加药剂为主[24, 25]：非选择性的广谱杀菌剂(Cl、次氯酸钠)存在着风险大、易造成氮磷功能种群崩溃现象[26, 27]；而较选择性的药剂聚铝混凝剂(PAX-14)尽管可以破坏M. parvicella表面疏水性能, 但投加成本相对高昂[28].而一些工艺参数调整策略, 如溶解氧控制方式(DO)和污泥停留时间控制(SRT)方式等, 在面对M. parvicella已占据优势的情况下往往生效时间长、选择性抑制不明显[29 ~ 34].因此, 面对我国日趋严格的水质排放标准, 建立适合我国大型城市污水处理厂运行的M. parvicella致膨控制技术迫在眉睫.
本文以北方某大型城市生活污水处理厂典型EBPR工艺——厌氧/缺氧/好氧(A2/O)工艺中M. parvicella诱发污泥膨胀的完整过程为研究对象, 在多维度耦合丝状菌监测方法系统解析丝状菌种群动态及优势丝状菌演替规律的基础上[35], 探究污泥膨胀过程中M. parvicella优势生长与关键工艺参数变化间的响应关系, 寻找实际污水处理过程中诱发M. parvicella致膨的重要影响因子, 并通过实验室模拟研究验证关键影响因子变化与膨胀现象产消、优势丝状菌种群动态间影响规律, 在加深对M. parvicella致膨控制过程理解的基础上, 以期为构建符合我国国情的污水处理厂污泥膨胀控制策略奠定一定的理论基础和科学技术支持.
1 材料与方法 1.1 污水生物处理工艺处理及实验室模拟反应器目标污水处理厂A2/O工艺, 工艺设计处理规模为2×105 m³·d-1, 工艺流程如图 1所示, 其污泥回流比例约为100%, 硝化液回流比例为200%~300%, 年度进出水水质如表 1所示.
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图 1 A2/O工艺流程 Fig. 1 A2/O process flow |
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表 1 A2/O工艺进出水污染物浓度/mg·L-1 Table 1 Pollutant concentrations in the inlet and outlet waters of the A2/O process/ mg·L-1 |
实验室模拟反应器如图 2所示, 接种污泥和实验进水均取自目标污水处理厂, 关键控制参数与实际污水工艺相同.采用恒温水浴控制运行水温(13℃).模拟运行期共分为3个阶段, 阶段Ⅰ运行时间120 d, 污泥负荷(以COD/MLSS计, 下同)为0.05~0.1 kg·(kg·d)-1；第Ⅱ阶段运行时间为180 d, 污泥负荷≤0.05 kg·(kg·d)-1；第Ⅲ阶段运行时间为100 d, 污泥负荷为0.1~0.16 kg·(kg·d)-1.
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①原水箱；②计量泵；③和④搅拌器；⑤和⑧蠕动泵；⑥出水；⑦恒温冷却器；⑨鼓风机；⑩厌氧区；⑪缺氧区；⑫好氧区；⑬沉淀区 图 2 实验装置示意 Fig. 2 Experiment equipment |
本研究测定的常规水质指标主要包括NH4+-N、NO2--N、NO3--N、COD、MLSS、SVI和温度, 均使用标准方法测量[36, 37].
采用多维度耦合丝状菌监测方法对污水处理厂及模拟反应器活性污泥中的丝状菌及其丰度变化进行定性与半定量的实时监测[35].丝状菌丰度定量监测方法指将新鲜的活性污泥样品置于相差显微镜下, 评价其絮体紧固程度、丝状菌生长位置及其丰度；染色后在光学显微镜下进行污泥中丝状菌的定性与定量评价.其中丰度指数(FI)等级采用Jenkins等提出的划分方法进行[12].
荧光原位杂交(FISH)步骤参考王润芳等[38]使用的方法, 试验使用的探针为EUB338mix(Bact338)和MPAmix(MPA60+MPA223+MPA645)[39, 40].采用OLYMPUS BX51显微镜观察样品, 并依据Eikelboom法[41]采集图像.使用Applied Biosystems 7300(USA)定量仪对M. parvicella和全细菌(16S RNA)进行定量分析[37].引物信息如表 2所示.
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表 2 引物的选择 Table 2 Primers used in this study |
2 结果与讨论 2.1 实际污水处理厂的完整污泥膨胀过程
实际城市污水处理工艺的污泥体积指数(SVI)与M. parvicella丰度的年度指数变化如图 3所示.可以看出, SVI的变化与M. parvicella整体丰度的变化呈明显正相关：11月, 污泥膨胀现象开始发生, SVI值在150~200 mL·g-1, M. parvicella丰度由10月的1级上升至2级；12月至次年4月期间, 污泥膨胀现象严重, SVI值> 200 mL·g-1, FI为5级；5~6月期间, 污泥膨胀现象逐步消除, 工艺整体趋向正常, SVI逐渐回落至150 mL·g-1以下, 而FI也逐步降至3级以下；8~10月期间, 工艺未发生污泥膨胀, SVI≤150 mL·g-1, 且FI在2级以下.
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图 3 年度SVI变化及其与M. parvicella的丰度关系 Fig. 3 Changes in SVI and their abundance relationship with M. parvicella |
图 4为完整膨胀期间工艺的进出水水质变化.可以看出, 在完整污泥膨胀过程中, 尽管COD去除无明显波动, 但出水中氮类污染物浓度变化显著：表现为严重膨胀时NH4+-N出水浓度急剧升高, NO3--N浓度下降及NO2--N明显积累, 严重影响了污水生物处理系统的正常稳定运行.
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in为进水水质指标；eff为出水水质指标 图 4 进出水水质变化 Fig. 4 Changes in the inlet and outlet water quality |
通过多维度耦合丝状菌监测, 对完整膨胀过程中的丝状菌动态变化进行了连续跟踪, 结果如图 5所示.在膨胀未发生期间, 丝状菌种群呈现较高多样性, 包括Type 0092、Type 0041、Nostocoida limicola(N. limicola)[12, 41]和M. parvicella等, 而主要的优势丝状菌则为菌胶团内的骨架丝状菌Type 0041与Type 0092[图 6(a)和图 6(b)], M. parvicella的FI仅为1级.当膨胀发生时, M. parvicella的FI开始增加, 并呈现破团生长趋势, 与骨架丝状菌Type 0092共同成为优势丝状菌.污泥膨胀严重时, 丝状菌整体多样性显著降低, M. parvicella成为单一优势种属, FI增加至5级, 由破团生长变为游离生长[图 6(c)]；而骨架菌Type 0092和Type 0041的FI减少至1~2级.膨胀进入恢复阶段时, M. parvicella丰度降低同时向菌胶团内部进行收缩, 骨架菌Type 0092丰度开始增加.
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图 5 丝状菌动态变化 Fig. 5 Dynamic changes in filamentous bacteria |
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(a)非膨胀期间, 革兰氏染色1000×下的Type 0041；(b)非膨胀期间, 奈瑟氏染色1000×下的Type 0092；(c)膨胀严重期间, 革兰氏染色1000×下的M. parvicella 图 6 优势丝状菌的鉴定 Fig. 6 Identification of dominant filamentous bacteria in reactors |
通过耦合监测方法, 明确了此次污泥膨胀过程的优势丝状菌为M. parvicella.尽管纯菌的最大比生长速率出现在20℃, 但低运行水温是造成M. parvicella原位快速生长的主要原因[45].而在低温期的实际污水生物处理工艺运行管理中, 由于污泥活性的整体下降, 往往需要通过提升污泥浓度来保证污染物的稳定去除.这种常规操作会在保证去除效率的同时, 引起污泥负荷的变化, 特别是会对菌胶团表面底物浓度梯度及传质过程产生影响.作为正常期在菌胶团内生长的M. parvicella, 其对底物传质具有一定的敏感性；而其表面疏水特性, 也会在浓度梯度发生变化时帮助其在底物竞争时产生一定优势.尽管除温度外, 长链脂肪酸、厌氧/好氧循环也被证明是造成M. parvicella原位优势生长的重要影响因素[46, 47], 但从处理工艺的实际可操作性出发, 选择均一化与可比较性更为准确的污泥负荷指标, 通过单位活性污泥所承受底物浓度变化, 更为清晰地表达M. parvicella优势生长与实际可控参数变化之间的关系, 在一定程度上有助于构建符合我国国情的选择性污泥膨胀控制策略.
为了更好地研究M. parvicella与可操作工艺参数间关系, 除了在完整膨胀过程中利用耦合监测方法对M. parvicella进行生长位置观察和半定量外, 同时采用更为准确的分子生物学定量方法[荧光原位杂交技术(FISH)和Real-Time PCR]对M. parvicella的数量变化进行了过程跟踪.通过FISH结果进一步验证了M. parvicella为诱发污泥膨胀的优势丝状菌(图 7), 图 8显示了在完整污泥膨胀过程中M. parvicella的精确数量变化与温度、污泥负荷变化之间的关系.在未发生膨胀时, 运行水温≥20℃, 一般会控制较低的污泥浓度以节约曝气能耗和污泥处置成本, 相对应污泥负荷会处在较高水平, 在0.18 kg·(kg·d)-1左右, 此时M. parvicella分子生物学定量结果分别为M. parvicella/EUB=5%(相对丰度, 下同), M. parvicella/16S=2%.而膨胀发生时间一般水温处于下行阶段, 温度从20℃下降至18℃左右, 工艺会从温度和污染物去除角度考虑开始提升污泥浓度, 造成运行负荷的轻微下降, 为0.13 kg·(kg·d)-1；此时M. parvicella/EUB及M. parvicella/16S的数量均有所上升, 分别为15%和6%左右.污泥的严重膨胀期往往处于全年水温最低点, 运行水温≤15℃, 特别是伴随着较为强烈的出水NH4+-N波动[图 4(b)]；此时常规经验步骤往往是通过减少排泥提升污泥浓度, 达到全年最高值, 而污泥负荷也已下降到0.1 kg·(kg·d)-1以下, 此时污泥中M. parvicella/EUB则急剧上升至50%, M. parvicella/16S也达到了20%.当进入膨胀恢复期时, 随着运行水温≥20℃和污泥浓度的逐步正常, 污泥负荷也上升至正常水平[0.14 kg·(kg·d)-1], M. parvicella的数量也逐渐回落至非膨胀时水平.从完整膨胀过程M. parvicella的数量与温度和污泥负荷的变化来看, 尽管温度是诱发污泥膨胀的重要因素, 但是低污泥负荷的影响叠加, 使得诱发污泥膨胀的丝状菌M. parvicella呈现出显著的优势生长.
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图 7 M. parvicella的相对丰度与SVI的关系 Fig. 7 Relationship between the relative abundance of M. parvicella and SVI |
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图 8 M. parvicella的相对丰度与负荷、温度间的关系 Fig. 8 Relationship between the relative abundance of M. parvicella and load with temperature |
在实际污水处理工艺完整污泥膨胀过程中发现, 低温与污泥负荷的叠加效应导致了M. parvicella的优势生长.通过构建实验室模拟反应器, 最大程度上模拟低运行水温环境下的实际污水处理过程, 以期更为准确地阐明污泥负荷参数变化与M. parvicella生长动态间关系.作为诱发污泥膨胀丝状菌中难培养菌的典型代表, M. parvicella通过纯培养方式分离获得的数量极为稀少, 这是因为这一类活的非可培养状态(VBNC)丝状菌在实验室条件下的分离与富集成功与否, 在很大程度上决定于模拟过程对原位关键生长条件的真实复现[48].尽管通过宏基因组的功能基因信息注释后可以推断M. parvicella生理生化信息和可能优势生长因子, 但通过模拟实验对实际过程中关键参数作用进行控制验证, 结合丝状菌耦合监测与分子生物学定量方法, 则更为直接与准确地阐明关键参数的控制与影响作用.
通过恒温水浴保证模拟反应器的运行水温始终处于实际低温期运行水温(≤15℃), 使用实际污水处理工艺的原水与活性污泥作为模拟反应器进水及种污泥, 尽力保持除污泥负荷外的其余操作参数(DO、SRT和回流比等)与实际过程的一致和稳定.如图 9所示, 在低污泥负荷运行的第Ⅰ阶段时[0.05~0.1 kg·(kg·d)-1], M. parvicella的表观FI开始有所增加并最终稳定在3级左右, 其中支持菌胶团成型且在菌胶团内生长的骨架菌Type 0041的FI并未发生太多变化；而M. parvicella丰度由最初的2级逐渐增加至3级.在第Ⅱ阶段, 将运行负荷降至0.05 kg·(kg·d)-1以下并保持长时间运行时, 与污水处理厂并不一致的是, 丝状菌的多样性并未显著减少, 耦合监测方法依旧可以观察到骨架菌Type 0092与Type 0041的存在, 只是丰度有所降低；而M. parvicella的丰度开始显著增加并成为优势菌, FI增加并始终稳定在4级, 其呈现出破团生长与游离生长, 与实际污水处理过程的生长表现基本一致.在低负荷长达300 d的运行时间里, 在保持了与实际污水处理工艺相同操作参数的前提下, 污泥负荷的降低尽管没有显著减少丝状菌种群的多样性, 但使得M. parvicella处于优势生长状态, 活性污泥的SVI也从起始的100 mL·g-1上升至150 mL·g-1左右；而分子生物学的定量结果也证明了低负荷条件下M. parvicella数量的稳定增加[如图 10(a)和图 10(b)], 且与SVI的变化存在较好的相关性.
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图 9 低负荷下丝状菌动态变化 Fig. 9 Dynamic changes in filamentous bacteria during low loading |
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图 10 反应器中M. parvicella的相对丰度与负荷、SVI的关系 Fig. 10 Relationship between the relative abundance of M. parvicella and the load with SVI in the reactor |
在保持低温条件的同时, 开始逐步增加污泥负荷, 并最终保持连续稳定运行100 d.该阶段的整体运行负荷为0.1~0.16 kg·(kg·d)-1, 如图 11所示, 此时污泥中丝状菌整体多样性开始增加, 优势菌也由M. parvicella演替为骨架菌Type 0041, M. parvicella的FI值由4级回落至2级左右, 而Type 0041的FI值由2级升至3级.分子生物学定量结果表明[如图 10(c)和图 10(d)], 随着高负荷阶段的持续, M. parvicella相对丰度由8%(M. parvicella/16S)和11%(M. parvicella/EUB), 降低至3%左右(M. parvicella/16S)和7%左右(M. parvicella/EUB), 且与SVI的变化保持了较好的同步性.
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图 11 高负荷下丝状菌动态变化 Fig. 11 Dynamic changes in filamentous bacteria during high loading |
从实验室反应器400 d连续模拟运行过程来看, 低温时在常规工艺参数固定的前提下, 通过污泥负荷的变化可以基本真实模拟实际污水处理工艺中M. parvicella诱发污泥膨胀的完整过程, 污泥负荷可以显著引起丝状菌种群多样性的变化, 造成优势丝状菌种群的演替, 并最终使SVI产生相应变化.特别是在运行水温为15℃的低温情况下, 尽管存在污泥膨胀形成的低温因素, 但提高污泥负荷可有效针对性地减少M. parvicella在污泥中的数量, 是膨胀选择性控制策略中的重要控制逻辑与控制参数.
3 结论(1) 对实际污水处理工艺和实验室模拟工艺的完整污泥膨胀过程研究结果显示, M. parvicella的丰度、数量变化与SVI的变化呈显著正相关, 其致膨过程存在着显著的丝状菌种群多样性变化, 优势丝状菌的演替过程明显, 表现为骨架丝状菌Type 0092和Type 0041与M. parvicella的竞争生长过程.在较低温度条件下, 污泥负荷是M. parvicella形成竞争生长优势的重要控制因子：当水温在15℃以下时, 低负荷[0.05 kg·(kg·d)-1]可以导致M. parvicella数量的升高与持续稳定；而随着负荷升高至0.1 kg·(kg·d)-1以上时, 尽管存在着低温因素, 但M. parvicella数量呈现针对性地下降.
(2) 作为复杂过程集合的城市污水生物处理工艺, 其问题的产生不是单一因素的机械变化, 而是边界条件变化下主从控制因子相互转化的影响叠加.因此, 构建适合我国国情的M. parvicella致膨防控策略, 是要在实践中不断清晰污泥膨胀发生的背景条件, 系统剖析完整膨胀过程中的各类影响因子, 明确不同阶段的主控因子与实际可操作关键工艺参数间关系.未来在解决膨胀问题的同时, 还要协调主控参数变化对工艺整体污染物去除的全面影响, 比如污泥浓度变化在不同季节对碳、氮和磷去除的影响.
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