2018, Vol. 39
2. 浙江海正药业有限公司, 杭州 311404
2. Hisun Pharmaceutical Company Limited, Hangzhou 311404, China
污泥膨胀是污水处理厂运行中的常见状况, 具有高发性、普遍性和危害性, 典型的污泥膨胀包括丝状细菌膨胀和非丝状细菌膨胀(黏性膨胀).影响污泥膨胀的主要因素有环境条件(DO、温度、pH)、操作条件(营养物质比例、有机负荷、废水组分、污泥负荷、泥龄)和有毒物质(金属元素、毒性物质、硫化物浓度)等[1~7], 但污泥膨胀的机制复杂尚不明确, 尤其是营养物质(N、P)失衡条件下发现关于是否会发生膨胀存在着矛盾现象.Switzenbaum等[8]曾调研美国马萨诸塞州发现34%的AS工艺水厂(83座)由于营养物缺乏引发膨胀; Blackbeard等[9]曾调研南非大约33个水厂中有27个因氮或磷缺乏而有污泥膨胀问题.此外, 文献调研表明我国某些工业废水氮磷营养条件失衡会导致污泥膨胀问题, 陈冰照等[10]报道烤鳗废水中N、P营养元素同时缺乏时(C:N:P=100:1.7:0.3)会引起丝状菌过量生长的污泥膨胀; 周雪飞[11]报道N缺乏、P充足时, 武进某精细化工厂废水(几乎无N)中发生了大量丝状菌繁殖, 而田口广[12]报道的面包酵母废液和高春娣[13]报道的啤酒废水中[BOD:N=100:(2~3)(轻微)、BOD:N=100:0.94(严重)]常发生高含水率黏性菌胶团的过量生长从而引发非丝状菌膨胀.但是氮磷失衡不会导致污泥膨胀的现象也常见报道.陈滢等[14]报道采用序批式活性污泥工艺(SBR)处理啤酒废水时, 通过人为添加氯化铵和磷酸二氢钾改变进水营养比, 结果表明BOD5:N:P为100:5:1、100:5:0.8和100:4:0.8时, 污泥沉降性能良好; 于振波[15]报道在营养失衡[N、P同时缺乏(C:N:P=100:0.5:0.1), N缺乏P充足(C:N:P=100:(0.25~2):3), N充足P缺乏(C:N:P=100:15:0.6)]条件下, 以乙酸钠为碳源模拟的人工配水为进水的活性污泥系统仍能保持良好的沉降性能; Wanner等[16]的研究发现, 在膨胀的污泥中通常磷含量较少, 当P/MLSS < 3%时, SVI升高, 易发生污泥膨胀, 反之, 则很少引发膨胀.
目前污泥沉降指数(SVI)是判断污泥膨胀发生的主要指标(通常SVI>150 mL·g-1被视为膨胀发生), 其他生理生化指标如胞外聚合物(EPS)和Zeta电位, 其增加均会导致污泥SVI上升, 沉降性能恶化[17]; SOUR作为表征活性污泥的活性指标, 李志华等[18]曾报道可通过连续监测SOUR对污泥膨胀进行早期预警.然而, 污泥膨胀问题成因复杂, 现有的宏观沉降性能并不能准确揭示其膨胀机制, 因此迫切需要引入新的特征指标, 脂多糖(LPS)作为一种存在于革兰氏阴性菌细胞壁外膜外叶中的生物大分子[19], 苏文博[20]指出在一定程度上可以反映活性污泥的微生物活性, 且在饥饿条件下LPS对于活性生物量的指示的准确性方面高于污泥混合液挥发性悬浮固体浓度(MLVSS), 因此本实验引入脂多糖(LPS)这一指标, 结合膨胀污泥中的微生物群落, 探索膨胀污泥性能及群落随营养条件改变的变化规律.
现阶段, 污泥膨胀微生物的研究主要集中在膨胀细菌形态及生理生化特性[21]、污水厂膨胀菌的群落组成[22]、膨胀各阶段群落结构变化[23]以及不同条件下导致膨胀的不同优势菌等方面[21, 24].近5年来我国学者对全世界范围14个不同正常污水厂采集的膨胀污泥和北京某污水厂采集的3个阶段[膨胀发生(12月)-膨胀严重(2月)-膨胀恢复(8月)]的污泥群落分析, 为后续对膨胀细菌的研究提供了理论基础[22, 23].据报道, 目前已被鉴定的污水厂常见的丝状菌种类较多, 分布较广, 主要集中在Actinobacteria(放线菌门、G+, 包括Candidatus M. parvicella、Tetrasphaera等)、Firmicutes(厚壁菌门、G+, 包括Trichococcus、Nostocoida limicola I等)、Proteobacteria(变形菌门、G-, 包括Meganema perideroedes、Thiothrix、Leucothrix mucor、type 021N)、Chloroflexi(绿弯菌门、G-, 包括Eikelboom morphotype 0803)、Bacteroidetes(拟杆菌门、G-, 包括Haliscomenobacter hydrossis)、Planctomycetes(浮霉菌门、G-, 包括Nostocoida limicola Ⅲ-2-singulisphaera)几大门类[25~34].国内外研究结果表明, 通常Thiothrix、021N型、1701型、S.natans、H.hydrossis、Haliscomenobacter、N.limicola Ⅲ等丝状菌在氮磷限制环境中仍能大量生长[21].而针对氮磷失衡下的膨胀研究主要集中在不同条件下的膨胀类型、运行性能以及优势丝状菌上, 陈滢等[14]通过采用不同的进水氮磷比证明了不同氮磷比条件会造成不同类型的污泥膨胀; 张著等[35]研究了不同C/N/P比条件下好氧颗粒污泥的膨胀情况; 杨雄等[24]开始从微生物角度对氮磷缺乏所引发的污泥膨胀问题进行研究, 得出了不同氮磷条件下的优势丝状菌; 但是, 目前从微生物角度探究污泥膨胀问题还存在一些不足：①现阶段对膨胀菌生理生化特性的研究主要是纯培养, 包括其形态特征、底物利用速率、适宜生长环境等, 但群落结构变化报道较少; ②丝状菌和菌胶团对底物(营养物质)的代谢转化规律的具体差异尚未研究清楚, 其探究手段有待提升.
本文以膨胀污泥为接种污泥, 研究了不同的氮磷限制条件对A/O工艺出水水质(化学需氧量、氨氮)及污泥沉降性能、生理生化性能(比耗氧速率、胞外聚合物、脂多糖)的影响, 探讨了微生物群落结构(含膨胀细菌)随时间的变化, 以期为实际工程中控制污泥膨胀问题提供理论依据和借鉴.
1 材料与方法 1.1 反应器的启动与运行4组A/O工艺的反应器包括厌氧区和好氧区, 总有效体积为4 L, 其中配制的模拟废水是以无水乙酸钠为碳源, 氯化铵为氮源, 进水COD为400 mg·L-1.反应器运行为连续流, 水力停留时间为8 h(厌氧区2 h, 好氧区6 h), 污泥停留时间20 d, 进水pH为7.8±0.1, 溶解氧控制在2~5 mg·L-1, 温度维持在(25±2)℃.接种污泥取自南京某污水处理厂, 污泥浓度控制在(2 500±500)mg·L-1, 沉降性能较差(SVI>150 mL·g-1).
1.2 实验方法结合城市生活污水的营养比例范围, 将实验条件设计为4组(R0、RNP、RN、RP).反应器运行第Ⅰ阶段(1~14 d)为驯化期, 4组进水营养条件相同, C/N/P比均为100:5:1, COD去除率稳定在95%以上, 培养结束时膨胀度均显著上升; 第14~48d(Ⅱ、Ⅲ阶段), R0保持正常营养比不变, 其余3组分别变为同时限制氮磷组RNP(C:N:P=100:1:0.2)、单独限制磷组RP(C:N:P=100:5:0.2)和单独限制氮组RN(C:N:P=100:1:1).实验分两批完成, 4月R0、RNP, 其接种污泥样标记为C1; 7月RN、RP实验接种泥样标号C2, 均源于相同污水厂.对4组不同氮磷营养条件下反应器基本出水水质指标(化学需氧量、氨氮)及污泥沉降性能、生理生化性能(比好氧速率、胞外聚合物、脂多糖)以及微生物群落结构等进行测定.群落结构分析表明, C1与C2结构组成相近.
1.3 分析项目和方法(1) 常规指标测定 污泥浓度(MLSS)、混合液悬浮有机固体浓度(MLVSS)、污泥体积指数(SVI)、COD、NH4+-N的测定均参照国标法[36].
(2) 胞外聚合物(EPSs)的提取及测定 本实验中微生物EPS的提取方法为热提法[37], 提取过程如下：从活性污泥反应器中取出10 mL混合液, 在常温下以4 000 g的速度离心15 min, 将上清液倒出, 再加入15 mL的超纯水, 漩涡振荡以保证充分混匀, 然后在80℃的水浴锅中加热15 min, 冷却至室温再低温离心12 000 g, 15 min, 得到的上清液, 取出上清液测定EPS.蛋白质的测定方法为BCA试剂盒法[38], 多糖的测定方法为硫酚法[39, 40].
(3) 脂多糖(LPS)浓度的测定[20] MDB荧光标记法.MDB衍生溶液在配制按照Hara等[41]的方法, 实验使用在高效液相色谱仪型号为安捷伦1200型, 色谱柱规格为C8, 5 μm, 250×4.6 mm(I.D).
(4) 比耗氧速率(SOUR) 本实验按照Hao等[42]的方法测定活性污泥总呼吸速率(TOUR), 比耗氧速率基于MLVSS计算得到, 即TSOUR=TOUR/MLVSS.
(5) 微生物群落结构检测 采用16S rRNA基因高通量测序(MiSeq, Illumina)进行检测.污泥样品DNA的提取及PCR扩增采用马思佳等[43]报道的方法.经琼脂糖凝胶电泳鉴定PCR产物后, 采用纯化试剂盒(Cycle-Pure Kit, OMEGA Bio-tek, Inc.)纯化后送至江苏中宜金大分析检测有限公司进行MiSeq测序.
1.4 数据统计与分析常规水质指标的数据处理采用Origin 8.0软件, MiSeq数据经Sickle及Mothur降噪后, 通过RDP分类处理.相关性分析使用的分析软件为SPSS statistics 22.0.0. RDA分析采用Canoco软件.
2 结果与讨论 2.1 氮磷失衡及污泥膨胀时反应器出水水质变化图 1是进水COD为400 mg·L-1, 不同C/N/P比条件下A/O工艺反应器进出水COD和氨氮浓度变化情况.反应器运行Ⅰ阶段(1~14 d)为驯化期, 进水营养条件相同, C/N/P比均为100:5:1, 14 d后改变不同实验组的反应器进水营养条件, R0保持正常营养比不变, 其余3组分别变为同时限制氮磷组RNP(C:N:P=100:1:0.2)、单独限制磷组RP(C:N:P=100:5:0.2)和单独限制氮组RN(C:N:P=100:1:1).
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图 1 反应器进出水COD和氨氮浓度变化 Fig. 1 Influent and effluent performances of the reactors |
由图 1可见, 经过Ⅰ阶段的驯化期(0~14 d), 4组反应器出水COD浓度均小于30 mg·L-1, 氨氮浓度均小于1.0 mg·L-1.反应器运行Ⅱ(15~39 d)、Ⅲ阶段(40~48 d), 限制进水氮磷营养条件对反应器出水COD和氨氮浓度无显著影响, 4组反应器出水COD和氨氮的浓度整体保持稳定, COD的浓度范围在0~67 mg·L-1, Ⅲ阶段整体略有上升, 氨氮的浓度范围为0~1.4 mg·L-1.不同氮磷营养条件下的4组反应器COD去除率均高于80%, 氨氮去除率均高于85%.随膨胀程度的加重, COD和氨氮去除率略有下降.
2.2 氮磷失衡下膨胀污泥性能变化图 2是A/O工艺在氮磷失衡及污泥膨胀条件下污泥性能(沉降性能、比耗氧速率、胞外聚合物及脂多糖相对含量)的变化.
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(a)SVI指数; (b)胞外聚合物(EPS)中蛋白多糖相对含量; (c)脂多糖(LPS)相对含量; (d)污泥比耗氧速率(以O2/MLSS计) 图 2 反应器污泥性能变化 Fig. 2 Changes in the sludge characteristics |
由图 2(a)可见, Ⅰ阶段(0~14 d)以膨胀污泥为接种泥源, 进水C/N/P比正常(100:5:1), 4组反应器中污泥SVI指数均上升(340~515 mL·g-1), 属严重膨胀(SVI>250 mL·g-1).第Ⅱ阶段(15~39 d)改变C/N/P条件后, 正常营养条件组R0和同时限制氮磷组RNP中污泥的SVI指数持续增加(R0>RNP), 而单独限制磷(RP)或氮(RN)实验组中污泥沉降性能在20~30 d之间出现了短时间改善, RP在25~29 d的SVI<200 mL·g-1, RN在24~28 d的SVI<300 mL·g-1. Ⅲ阶段(40~48 d)R0和RNP沉降性能快速恶化, SVI>1 000 mL·g-1, 膨胀程度加剧, RP和RN污泥SVI指数整体下降, 42d后RN沉降性能恢复(SVI <150 mL·g-1).为了进一步考察不同泥源在营养缺乏条件下的SVI恢复效果, 选取两个污水处理厂的污泥作为接种源并实施相同氮缺乏条件, 均发现SVI可恢复(数据未列入), 但恢复时间有差异(20~30 d).
由图 2(b)、2(d)可见污泥EPS中蛋白和多糖的相对含量和比耗氧速率(SOUR)变化情况. Ⅰ阶段(0~14 d)结束时, 4组反应器中污泥蛋白质含量(以MLVSS-1计)从85~137 mg·g-1持续上升至96~196 mg·g-1, 多糖含量(以MLVSS-1计)基本稳定在15~22 mg·g-1, 其中R0、RNP蛋白含量显著性增加. 4组反应器中活性污泥的SOUR均有所上升, 从0.4~0.7 mg·(g·min)-1增加至0.8~2.2 mg·(g·min)-1(以O2/MLSS计).第Ⅱ、Ⅲ阶段(15~48 d), 4组反应器中污泥多糖含量无明显变化规律, 第20 d起R0和RNP中污泥的蛋白含量急剧减少, 文献[35]报道蛋白质中的疏水组分有促进微生物间聚合的作用, 故随着蛋白含量骤减SVI指数持续上升. RP、RN中蛋白含量在25 d起逐渐回升, 对应其在24~30 d间沉降性能的改善.20 d起RN实验组的蛋白含量整体低于RP, 32 d起RNP组蛋白含量整体低于R0.整个运行周期中4组反应器的污泥活性均有所增加, R0、RNP比耗氧速率波动较大, RN、RP无明显变化.
脂多糖(LPS)是一种存在于革兰氏阴性菌细胞壁外膜外叶中的生物大分子[19], 在以细菌为净化和功能中心的活性污泥中广泛存在, 在维持细胞渗透压、抵御抗生素以及病毒方面具有重要作用.由图 2(c)可见, 第Ⅰ阶段(0~14 d)驯化结束后, 4组反应器中污泥中LPS相对含量(LPS/MLVSS)达到1.2~1.8 mg·g-1, Ⅱ阶段(15~39 d), R0从22 d起开始呈下降趋势直至34 d后有所回升, 其余3个实验组在27~30 d均开始出现下降趋势, 直至Ⅲ阶段(40~48 d)运行结束时, RNP、RN、RP中脂多糖含量均有所回升, R0下降.整个运行周期中, R0和RNP中脂多糖相对含量整体高于RN、RP. 4组不同营养条件下反应器运行过程中污泥LPS含量和SVI的皮尔逊相关性分析结果均存在负相关, 其中R0呈显著负相关(r=-0.625, P < 0.05).膨胀期4组反应器的污泥MLVSS浓度和脂多糖含量皮尔森相关性分别是r0(0.841)>rNP(0.720)>rP(0.268)>rN(0.221).苏文博[20]的研究表明SBR工艺N、P饥饿下会诱导胞内聚合物的产生积累, 从而LPS比MLVSS对生物量的指示更具准确性.本实验R0组污泥MLVSS浓度和LPS含量呈显著性相关, 其他实施氮磷限制组相关性较弱, 表明可能有胞内聚合物的产生, 该结论在氮限制组实验中通过对污泥PHB相对含量的测定也予以证实(氮限制条件下, A/O活性污泥工艺污泥中胞内聚合物PHB的相对含量增幅为3.4%~7.4%, 膨胀期和沉降性能恢复期均保持增加), 与苏文博的研究结果相一致[20], 由此推测A/O工艺污泥膨胀条件下, LPS对生物量的指示具备较强的准确性.
整个运行周期中4组反应器活性污泥质量浓度在逐渐地下降, MLSS由约3 000 mg·L-1下降至1 000 mg·L-1左右, 系统膨胀污泥的LPS绝对含量要高于非膨胀污泥系统.
2.3 微生物群落变化 2.3.1 氮磷失衡下膨胀污泥门水平上微生物群落变化趋势图 3(a)显示了门水平上4组反应器内污泥微生物群落结构随时间的变化.两批次接种污泥C1(4月接种)和C2(7月接种)群落中Proteobacteria(变形菌门)的相对丰度最高, 其次为Bacteroidetes(拟杆菌门), 均为常见的膨胀细菌所属门类, Actinobacteria(放线菌门)、Chloroflexi(绿弯菌门)、Chlorobi(绿菌门)等其他常见膨胀菌门相对丰度均大于3.0%.其他相对丰度较高(>3.0%)的非膨胀菌门主要是Acidobacteria(酸杆菌门)和Nitrospira(硝化螺旋菌门).
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(a)门水平，相对丰度>0.10%；(b)属水平，相对丰度>0.50% 图 3 不同氮磷营养条件下各反应器污泥微生物群落结构演变 Fig. 3 Abundances of different phyla and the heat map of genera of activated sludge microorganisms in the reactors under different nutritional conditions |
由图 3(a)可见, 运行Ⅰ阶段(0~14 d), 接种泥源从污水处理厂氧化沟工艺转变成实验室模拟的A/O工艺运行培养, 进水营养条件C/N/P比均为100:5:1, 经过两周相同条件的培养, 4组反应器变形菌门含量均显著提高(增幅27%~39%), 7月接种的泥源(C2)整体变形菌门含量略高于4月接种泥源(C1).第Ⅱ阶段(15~39 d), 主要膨胀菌门方面, R0、RNP、RP中变形菌门相对含量均上升(增幅10.4%~36%), 而RN中呈下降趋势(至37 d降低10%); R0、RNP、RP中其他丰度较低的绿弯菌门、绿菌门、厚壁菌门相对含量均下降, 而RN中含量较低且无明显变化规律.R0、RNP中拟杆菌门、放线菌门相对含量均呈现下降趋势, 而RP、RN中变化不明显.主要的非膨胀菌门方面, 酸杆菌门相对含量在4组反应器中整体均呈现下降趋势, 硝化螺旋菌门相对含量在R0中呈现上升趋势, RP、RN中变化不明显, 但均大于2%, 与系统始终保持着一定的脱氮能力相一致, 而RNP中相对含量小于1%.第Ⅲ阶段(40~48 d), 变形菌门含量在R0、RNP中仍然持续增加, 但增幅减弱(4.8%~13.4%), RP中降低了21.7%, RN中回升了6.5%; R0、RNP、RP中拟杆菌门、放线菌门相对含量均呈现下降趋势, 而RN中变化不明显; 4组反应器中绿弯菌门、绿菌门、厚壁菌门相对含量至Ⅲ阶段运行结束时几乎均趋于0;酸杆菌门相对含量在R0、RNP中几乎趋于0, 而在RP、RN中维持在1%~2%;硝化螺旋菌门相对含量R0、RP中分别增加至2.5%和5%, 在RNP、RN中趋于0.
2.3.2 氮磷失衡下膨胀污泥属水平上微生物群落变化趋势图 3(b)显示了属水平上4组不同氮磷营养条件下反应器内污泥微生物群落结构组成.所有样本属水平上的优势菌种(平均相对含量>1%)共10种, 包括变形菌门下丝状菌属Thiothrix(丝硫细菌属, 9.4%)和Sphaerotilus(球衣细胞属, 1.2%)、拟杆菌门下丝状菌属Flavobacterium(黄杆菌属, 1.9%)和Haliscomenobacter(束缚杆菌属, 1.8%), 以及其他变形菌门下Pseudomonas(假单胞菌属, 2.5%)、Propionivibrio(2.3%)、Zoogloea(动胶菌属, 2.3%)、Hydrogenophaga(噬氢菌属, 2.1%)、Dechloromonas(1.0%)和硝化螺旋菌门下Nitrospira(硝化螺菌属, 2.4%).
经过Ⅰ阶段(0~14 d)的培养, 相对丰度较大的优势菌种变化基本一致, 其中变形菌门下的丝状菌属Thiothrix、Sphaerotilus均出现了不同程度的增加; 拟杆菌门下丝状菌属Flavobacterium相对含量基本均出现了下降(除RN中Flavobacterium相对含量占比突跃为16.2%), 而Haliscomenobacter在4组反应器中变化趋势不一致, 其在R0、RNP中出现了增加, RP、RN中则出现了下降.系统中其他主要的非膨胀菌属Pseudomonas、Propionivibrio、Zoogloea、Hydrogenophaga、Dechloromonas在4组反应器中均出现了不同程度的增加, 而Nitrospira相对含量则出现了下降.第Ⅱ、Ⅲ阶段(15~48 d), 4组反应器中Thiothrix相对含量均增加, R0增幅最大(72.4%), RNP次之(31.9%).Haliscomenobacter在R0、RNP中持续下降, 而在RP、RN中均先增加后从18d起开始下降至运行结束; Sphaerotilus在R0、RP中持续下降, 而在RNP中持续增加, 在RN中18d起开始下降至运行结束; Flavobacterium在RNP、RP、RN中整体呈增加趋势, 至运行末期丰度约3%~4%(48 d), 而在R0中丰度较低(< 0.6%)且呈下降趋势; 反硝化脱氮聚磷功能菌Pseudomonas、Nitrospira整体变化不明显, 至运行末期R0、RP中Nitrospira菌丰度为3%~5%, 其余实验组中Pseudomonas、Nitrospira丰度均小于0.5%, 说明系统反硝化脱氮聚磷能力减弱. 4组反应器中Thiothrix在Ⅱ阶段均持续增加, 至Ⅲ阶段仅RN中Thiothrix出现了下降, 动胶菌属Zoogloea在Ⅱ阶段RP中整体呈下降趋势至运行Ⅲ阶段略有回升, 在RN中持续增加, 对应系统沉降性能的恢复, 而在R0中明显下降, 在RNP中变化不明显.
本实验中4组反应器中主导丝状菌属Thiothrix是一种γ-变形菌纲下的革兰氏阴性菌, 近年来常在膨胀的污水处理系统中发现, 尤其是工业废水处理系统中, 文献[44]中有关Thiothrix属的纯培养研究显示它们能利用有机酸和明胶, 并在生长的过程中能减少含硫化合物和脱氮, 因此这类丝状微生物的存在对污水处理系统脱氮除硫起着重要的作用. Thiothrix在以乙酸为碳源的活性污泥系统中容易繁殖, 但底物利用速率却很低[45], 适合在低溶解氧、氮磷缺乏、进水中含还原性硫化物及高浓度低分子碳化合物、污泥负荷大于0.1 kg·(kg·d)-1(以BOD5/MLSS计)且曝气池为完全混合式的活性污泥系统中生长繁殖[21], 其大量繁殖会导致污泥膨胀, 在高负荷工业废水处理厂出现较多.反应器运行Ⅱ阶段氮磷单独限制组中RP和RN中Thiothrix菌相对含量上升幅度不明显, 磷限制组RP中Thiothrix菌相对含量在Ⅱ阶段出现了小幅度波动至Ⅲ阶段运行结束时整体增加3.9%, 而氮限制组RN中Thiothrix菌相对含量在Ⅱ阶段先小幅度增加至1.2%(37 d), 后至Ⅲ阶段运行结束又降低为0.7%(48 d), 此变化与RN运行末期沉降性能改善相一致.Sphaerotilus为专性好氧菌, 可以降解各种类型的有机酸、糖类、醇类及氨基酸, 但不能利用更复杂的底物, 其大量繁殖会导致较高的SVI[21].本实验条件下, Sphaerotilus仅在RNP实验组中呈持续增加趋势, 与文献[21]中报道的Sphaerotilus适合在氮磷缺乏条件下大量繁殖相一致.絮凝形成菌的细胞干重中含N为12%~14%, 丝状菌如Thiothrix、Sphaerotilus、Beggiatoa的细胞干重中含N仅为5%~6%, 且对营养物质有较强的亲和力、吸收率和累积能力, 可适合较宽的营养物含量范围, 因此, N、P不足有利于这些丝状菌的增殖[46].Haliscomenobacter是一类拟杆菌门丝状菌, 运行Ⅱ、Ⅲ阶段4组反应器中该丝状菌相对含量整体均呈现下降趋势, 说明该类菌属与本实验中污泥膨胀的发生及加剧无明显影响.
样本中检出的其他几类丝状菌如拟杆菌门下Bacteroides(拟杆菌属)、放线菌门下Tetrasphaera(四球虫属)、厚壁菌门下Streptococcus(链球菌属)和Trichococcus(毛球菌属), 绿弯菌门下Caldilinea(暖绳菌属), 在系统中含量较低(< 3%)且整体呈现下降趋势.据报道, Flavobacterium和Bacteroides是工业废水及城市污水处理厂中较常见的拟杆菌门丝状菌, 在活性污泥系统中可能对污泥絮体的沉降性产生轻微影响[47, 48].Tetrasphaera属丝状菌常出现于活性污泥系统中但数量较少, 极少数情况下才会导致泡沫问题[49, 50], 绿弯菌门丝状菌在实际城市污水及工业废水处理厂中普遍存在, 但由于这些丝状菌通常生长于污泥絮体内部, 故很少导致污泥膨胀现象[51].
2.3.3 PCoA分析及群落多样性变化PCoA的结果显示Ⅱ、Ⅲ阶段中存在氮限制的组(RNP、RN)群落迁移变化较大(图 4).自接种至Ⅰ阶段驯化期(1~14 d)培养结束后, 4组反应器中污泥的香农-威尔指数均上升, 运行Ⅱ、Ⅲ阶段(15~48 d), 随着污泥膨胀程度的加重, R0和RNP污泥中的香农-威尔指数整体呈下降趋势, 微生物多样性逐步降低(R0从0.76降至0.35, RNP组从0.79降0.56).RP和RN中污泥的香农-威尔指数先呈现略微下降趋势(RP从0.76降至0.68, RN从0.82降0.65), 到运行中期(26 d)沉降性能出现改善时又呈现了上升趋势直至运行结束(48 d), RP、RN香农-威尔指数分别增至0.73和0.83, 说明微生物多样性在膨胀期先降低后在恢复期略微上升, 基本恢复到了改变营养条件前的多样性水平, 且氮限制条件下多样性增减幅度要高于磷限制组, 这一趋势与沉降性能的变化趋势相一致.
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图 4 4组反应器在不同阶段的PCoA分析及微生物多样性变化 Fig. 4 PCoA analysis and changes in the microbial diversity of the reactors at different periods |
RDA分析被用来研究微生物群落与污泥沉降性能之间的关系(图 5), RDA1和RDA2分别代表 64.0%和3.8%的总差异.RN和RP样本相似性较大, 而R0和RNP样本差异性较大.变形菌门γ-变形菌纲下的丝状菌Thiothrix和污泥沉降性能(SVI)相关性最高, Thiothrix含有直或弧形菌丝, 大部分会从菌胶团中突出[21], RDA分析显示Thiothrix与系统沉降性能(SVI)呈极显著正相关(r=0.792, P < 0.05), 为系统中的优势丝状菌.变形菌门β-变形菌纲下的浮游球衣菌属Sphaerotilus为系统中导致沉降性能恶化的第二优势菌, 与SVI呈正相关(r=0.595, P < 0.05), 文献[21]报道其适合在低溶解氧、氮磷缺乏、进水中含大量低分子化合物、污泥负荷大于0.2 kg·(kg·d)-1(以BOD5/MLSS计)且曝气池为完全混合式的活性污泥系统中生长繁殖, 其大量繁殖会导致较高的SVI.样本中检出的其他几类丝状菌如放线菌门下Tetrasphaera, 厚壁菌门下链球菌Streptococcus和Trichococcus, 尽管在系统中含量较低, 且整体呈现出下降趋势, 但从RDA分析中可得出其相互之间存在极显著相关性(P < 0.05), 菌群间可能存在相互促进作用.绿弯菌门下Caldilinea、拟杆菌门下Haliscomenobacter和TM7与脂多糖(LPS)之间存在显著相关性(P < 0.05), 从图 5中可看出Tetrasphaera、Streptococcus、Trichococcus、Caldilinea、TM7、Bacteroides与污泥SVI指数呈现一个负相关趋势, 说明在本实验污泥系统中这几类丝状菌属不是导致污泥沉降性能恶化的菌群.拟杆菌门下丝状菌Flavobacterium和Haliscomenobacter、放线菌门下Arthrobacter以及粘附力极强的变形菌门下Acinetobacter与SVI基本无相关性, 说明对系统沉降性能基本无影响.
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R0、RNP、RP、RN分别表示正常营养条件组、氮磷限制组、磷限制组、氮限制组, 其中下标数值表示运行天数 图 5 4组不同氮磷营养条件下反应器内污泥微生物RDA分析 Fig. 5 RDA analysis of the microbial community composition in relation to sludge characteristics |
Nitrospira属于硝化螺旋菌门下的一类革兰氏阴性细菌.其作为硝化细菌(Nitrifier), 可将亚硝酸盐氧化成硝酸盐, 在水体中扮演着极为重要的角色[52].Nitrospira是存在于污水处理厂和实验室反应器中主要的亚硝酸氧化菌.RDA分析可得出Nitrospira与大部分丝状菌属均呈负相关, 说明本实验活性污泥系统中丝状菌的生长可能会抑制Nitrospira, 这与反应器运行后期系统总氮去除能力下降的结果相一致.Pseudomonas是γ-变形菌纲下的革兰氏阴性菌, 能以多种有机物为碳源和能源; 利用有机氮或无机氮为氮源, 具有反硝化聚磷功能[53], 可能受Thiothrix的抑制作用.动胶菌属Zoogloea属于β-变形菌纲下的一类革兰氏阴性细菌, 在污水处理系统中通常聚合在一起形成菌胶团, 是污水处理系统中的主体细菌[54].已有研究报道, 氮磷营养限制下, 活性污泥菌胶团会变松散, 且数量大量减少.
RDA结果表明, 微生物比耗氧速率和污泥沉降性能之间存在显著性相关(r=0.815, P < 0.05), 系统内丝状菌的分布存在着较强的相关性, 污泥MLVSS和脂多糖作为指示生物量的指标, 呈显著相关(r=0.862, P < 0.05), 脂多糖和污泥沉降性能之间存在负相关.运行Ⅰ阶段驯化结束后4组反应器之间群落差异不显著; Ⅱ阶段在26 d时氮限制组(RN)和磷限制组(RP)的群落分布较为相似, 且与系统内主要丝状菌相关性较弱, 对应了24~30 d之间沉降性能的改善, 37 d时RN和RP群落组成更为接近且与系统内多种丝状菌存在着较强的相关性, 对应Ⅱ阶段后期RN和RP沉降性能的恶化, 而R0和RNP群落分布差异相对较大, 且R0与Thiothrix和Sphaerotilus存在着较强的相关性; Ⅲ阶段运行末期(48 d)时, R0和RNP群落组成差异度减小, 且与Thiothrix存在着极强的相关性, 而RN和RP群落组成与26 d时较为相似, 与运行末期RN和RP沉降性能恢复改善相一致.
3 结论(1) 以膨胀污泥为接种污泥(A/O工艺), 经过一段时间培养单独限氮(RN)组的沉降性能可恢复到SVI < 150 mL·g-1, 单独限磷(RP)组SVI指数呈现相对较弱的改善趋势.
(2) 营养限制条件下污泥(膨胀期)LPS对生物量的指示性更为准确.
(3) 4组反应器内微生物多样性均在膨胀期降低, PCoA的结果显示Ⅱ、Ⅲ阶段中存在氮限制的组(RNP、RN)群落迁移变化较大, 单独限氮(RN)和限磷(RP)组在沉降性能恢复阶段多样性上升(基本恢复到了改变营养条件前的多样性水平).
(4) Thiothrix为本实验4组反应器中主导膨胀菌, RDA结果显示其与污泥沉降性能及比耗氧速率呈现显著相关, 其与Sphaerotilus, Haliscomenobacter等丝状菌属的相对丰度在RN组沉降性能恢复阶段均有所下降.
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