污泥丝状菌膨胀一直以来是困扰城市污水生物处理工艺的主要问题之一, 由于丝状菌的过量增殖所引起的活性污泥絮体结构的破坏, 从而导致生物系统脱氮去除有机物能力的下降; 另外污泥沉降性变差会引起污泥流失甚至整个生物系统的崩溃.迄今为止, 国内外关于污泥膨胀的研究多集中于污泥膨胀的机制、预防及控制方面^[1].而关于利用丝状菌污泥膨胀的理论和方法鲜见报道, 低氧环境下污泥微膨胀技术可以利用丝状菌特性提高污染物去除效率并降低曝气降耗^{[2, 3]}, 其旨在维持丝状菌和菌胶团的生长达到动态平衡. Guo等^[4]运行A/O反应器研究了不同梯度的DO和F/M对微膨胀启动的影响, 并成功启动了微膨胀.

同时, 低氧有利于富集氨氧化细菌以促进NO₂^--N的累积^[5], Guo等^[6]在A/O反应器进一步实现了微膨胀和短程硝化的耦合, 并验证组合工艺实现了更高的TN的去除率, 彭赵旭等^[7]通过人工配水在SBR工艺中也验证了短程硝化和污泥微膨胀耦合的可行性, 但是在处理实际生活污水能否长期维持尚未研究.另外, 间歇曝气可以抑制NOB的活性有利于促进NO₂^--N的累积, 但其对污泥沉降性和絮体结构的影响也尚未报道.本研究采用两个SBR反应器常温下处理实际生活污水, 分别研究连续曝气和间歇曝气运行方式对污泥沉降性和亚硝酸盐累积的影响, 并考察低氧间歇曝气下污泥微膨胀耦合短程硝化的可行性和长期稳定性.

实验装置为序批式SBR反应器, 圆柱形有机玻璃制成, 有效容积为9 L, 进排水5 L, 反应器下面装有曝气盘并连接转子流量计和空气压缩机, 可调控产溶解氧量, 上部固定电动搅拌器, 使泥水充分混匀, 装有加热棒维持反应温度, 排水口连接电动阀用于自动排水. WTW3420溶氧仪装有DO, pH探头监测反应过程DO和pH的变化.实验装置见图 1.

图 1

Fig. 1

1.贮水箱; 2.蠕动泵; 3.电动水阀; 4.搅拌器; 5.空气泵; 6.曝气盘; 7.WTW溶氧仪; 8.pH探头; 9.DO探头; 10.加热棒; 11.空气转子流量计 图 1 实验装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of laboratory-scale experimental SBR reactor setup

本实验接种污泥来自北京市高碑店污水处理厂二沉池回流污泥, 该污泥脱氮除磷性能良好, 沉降性正常.进水水质为校家属区实际生活污水, 平均C/N＜3.0为低碳氮比生活污水, 水质详细数据如表 1所示.

表 1 (Table 1)

表 1 生活污水水质参数 Table 1 Characteristics of the raw wastewater 参数 COD/mg·L-1 NH4+-N/mg·L-1 NO2--N/mg·L-1 NO3--N/mg·L-1 PO43--P/mg·L-1 pH C/N 范围 111.5~275.5 44.2~84.5 0.01~1.05 0.02~1.05 3.4~7.2 7.2~7.8 2.25~3.55 平均 185.5 70.3 0.1 0.1 5.8 7.56 2. 9

表 1 生活污水水质参数 Table 1 Characteristics of the raw wastewater

SBRA和SBRB的运行分为两个阶段, 阶段一均采用实时控制^[8]方法, 进水后曝气3~4 h, 氨谷点前停止曝气, 然后静置排水, 每天运行两个周期.阶段2均采用间歇曝气的方式运行, 总反应时间为4.5 h, 自动运行, 每天运行3个周期.具体的运行参数见表 2所示.

表 2 (Table 2)

表 2 实验运行和方案 Table 2 Operation stages and experimental procedure 编号 周期/d 运行方式 HRT/h DO/mg·L-1 SRT/d 温度/℃ SBR A 阶段一(0~275) 实时控制 5.5~7.0 0.3~0.8 20~22 21~27 阶段二(276~400) 缺氧:好氧=15 min:30 min 8 SBR B 阶段一(0~100) 实时控制 5.5~7.0 0.3~0.8 20~22 21~27 阶段二(101~400) 缺氧:好氧=15 min:30 min 8

表 2 实验运行和方案 Table 2 Operation stages and experimental procedure

实验分析指标包括COD、NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N、TN、MLSS、SVI.其中NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N使用Lachat QuikChem8000流动注射自动测定仪(Lachat Instruments, Milwaukee, USA). COD、MLSS、SVI根据标准方法测得^[9].菌种普通镜检通过革兰氏和纳氏染色法, 所用仪器为OLYMPUS-BX61显微镜, 并通过Image-Pro Plus软件分析细菌的大小和形态.特异性优势丝状菌菌种鉴定采用FISH分析法, 使用FISH探针信息如表 3所示.硝化细菌的数量通过实时定量PCR (qPCR)分析, 所用仪器为Stratagene Mx3000P Real-Time PCR System (Agilent Technologies, USA).所用引物的名称和序列如表 4所示.

表 3 (Table 3)

表 3 FISH分析寡核苷酸探针 Table 3 Oligonucleotide probes used in the FISH analysis 目标细菌 探针名称 序列(5′-3′) 甲酰胺/% 文献 全菌(EUBmix) EUB338 EUB338-Ⅱ EUB338-Ⅲ GCT GCC TCC CGT AGG AGT GCA GCC ACC ACG AGG TGT GCT GCC ACC CGT AGG TGT 0~60 0~60 0~60 [10] [10] [10] Microthrix parvicella MPA-T1-1260 TTC GCA TGA CCT CAC GGT TT 25 [11] Type 0092 CFX197 CFX223 TCC CGG AGC GCC TGA ACT GGT GCT GGC TCC TCC CAG 40 35 [12] [12]

表 3 FISH分析寡核苷酸探针 Table 3 Oligonucleotide probes used in the FISH analysis

表 4 (Table 4)

表 4 PCR引物的寡核苷酸序列 Table 4 Oligonucleotide sequences of the primers 目标细菌 引物名称 序列(5′-3′) 程序 文献 全菌 341f/534r CCTACGGGAGGCAGCAG/TTACCGCGGCTGCTGGCAC 95℃反应3 min, 95℃反应10 s, 55℃反应30 s, 72℃反应45 s, 共40个循环数 [13] AOB amoA-1f/amoA-2r GGGGTTTCTACTGGTGGT/CCCCTCKGSAAAGCCTTCTTC 95℃反应3 min, 94℃反应30 s, 55℃反应30 s, 72℃反应1 min, 共35个循环数 [14] Nitrospira spp. NSR1113f/NSR1264r CCTGCTTTCAGTTGCTACCG/GTTTGCAGCGCTTTGTACCG 95℃反应30 s, 95℃反应5 s, 60℃反应30 s, 72℃反应30 s, 共40个循环数 [15] Nitrobacter spp. FGPS872f/FGPS1269r TTTTTTGAGATTTGCTAG/CTAAAACTCAAAGGAATTGA 95℃反应30 s, 95℃反应5 s, 52℃反应30 s, 72℃反应40 s, 共40个循环数 [16]

表 4 PCR引物的寡核苷酸序列 Table 4 Oligonucleotide sequences of the primers

SBR A在阶段一(0~275 d)控制反应器的DO浓度为0.3~0.8 mg·L^-1.如图 2所示在第80 d, 出水有明显的亚硝酸盐累积现象, 并在第180 d和220 d, 系统出水NO₂^--N的积累率分别达到85%和95%以上, 由于氨氧化细菌(AOB)相比于亚硝酸盐氧化细菌(NOB)有更低氧饱和常数^[17], 所以低溶解氧环境一定程度地抑制NOB的代谢, 促进亚硝酸盐的累积.另外根据DO-pH曲线实时控制在氨谷点前停止曝气, 有效抑制了NOB的生长, 加快了短程硝化的实现.

图 2

Fig. 2

图 2 SBR A不同曝气方式下系统NH4+-N、NO2--N和NO3--N的浓度和NO2--N积累率(NAR)的变化 Fig. 2 Nitrogen concentrations and nitrite accumulation ratios (NAR=NO2--N/NOx--N×100%, NOx--N=NO2--N+NO3--N) under different aeration patterns in SBR A

根据污泥膨胀动力学选择理论, 丝状菌相比较菌胶团细菌具有更低的溶解氧和底物的饱和常数.因此低氧状态下长期运行可能会诱导丝状菌增殖导致污泥SVI值提高, 污泥的沉降性能变差.如图 3所示, SBR A在运行的100 d内, 污泥的SVI值保持在80 mL·g^-1左右, 在第120~150 d, 随着亚硝酸盐的累积, 污泥SVI值逐渐增加到180 mL·g^-1, 并维持在200 mL·g^-1左右.一般认为微膨胀状态下的活性污泥的SVI介于150~250 mL·g^-1之间, 因此微膨胀状态基本形成. NO₂^--N的累积某种程度上可以促进丝状菌的生长, 诱发丝状菌的增殖^[18].对污泥进行镜检和FISH分析, 由图 4(a)和4(d)所示, 引发污泥微膨胀的主要优势丝状菌为Type 0092型.其容易出现在污泥负荷(以BOD₅/MLSS计)小于0.1 kg·(kg·d)^-1, 是生活污水处理厂中生长在菌胶团内部的主要菌种, 对SVI值影响有限.如图 3所示, 在第160~180 d污泥SVI值突然下降到105 mL·g^-1, 并在接下来的20 d内迅速下降到60 mL·g^-1左右.微膨胀状态并没有维持多久, 显微镜观察Type 0092型丝状菌基本消失, 反应器内的污泥絮体结构细小紧密.这是由于Type 0092型属于低F/M丝状菌, 其底物贮存能力和最大生长速率比菌胶团细菌低.而本研究采用SBR反应器并瞬时进水后直接进入曝气阶段, 并且该阶段进水水质负荷提高, 平均F/M(以COD/MLSS计)约为0.28~0.42 kg·(kg·d)^-1, 高浓度的有机负荷使Type 0092处于竞争劣势地位, 从而被慢慢淘汰.另外Casey等^[19]曾经报道Type 0092型属于低F/M丝状菌, 间歇曝气情况下比较常见, 在完全曝气的情况下不会过量增殖.

图 3

Fig. 3

图 3 全阶段运行期间SVI值和污泥浓度(MLSS)的变化 Fig. 3 Variations in SVI value and MLSS during the continuous operational period

图 4

Fig. 4

(a)革兰氏染色Type 0092; (b)革兰氏染色Type 0092和M. parvicella; (c)优势丝状菌M. parvicella(cy3标记的MPA-T1-1260); (d)优势丝状菌Type 0092(cy3标记的CFX 197) 图 4 革兰氏染色和带有荧光标记寡核苷酸探针的特异性丝状菌FISH照片 Fig. 4 Gram stain and typical FISH images of the filamentous bacteria with fluorescently labeled rRNA-targeted oligonucleotide probes

运行第101 d将SBR B调整为间歇曝气, 图 5反映了SBR B在间歇曝气运行约30 d出现了稳定的NO₂^--N累积情况, 但是之后NO₂^--N的积累率最高接近于60%.交替曝气可以抑制NOB的生长, 主要是因为在缺氧环境下NOB衰减速率更高, 而进入好氧环境时AOB的活性恢复速率更高, 因此可以快速促进NO₂^--N的积累^{[20, 21]}.但想要实现很高的NAR, 则需要对缺、好氧的时间分布比做更仔细的研究.从图 3可以看出第160 d, SBR B污泥的SVI值从70 mL·g^-1增长到150 mL·g^-1, 并且在第161~400 d系统的SVI长期稳定在200 mL·g^-1以下, 交替曝气实际上也削弱了好、缺氧选择器的效果^[22], 并且由于丝状菌相比于菌胶团细菌有较高的基质和DO亲和力以及较低的衰减系数^[23], 可以在不断的缺好氧交替环境下适度生长, 实现了稳定的污泥微膨胀.同时对污泥镜检和做FISH分析, 如图 4(b)和4(c)所示, 维持污泥微膨胀的主要优势丝状菌有Type 0092型和M. parvicella.其中M. parvicella又名微丝菌, 菌丝呈弧形或螺旋形, 在菌胶团的内部或周围的混合液游离存在, 为革兰氏和纳氏阳性菌.其最适生长在污泥负荷(以BOD₅/MLSS计)小于0.2 kg·(kg·d)^-1、水力停留时间较长、曝气池DO浓度较低的环境里, 因此在处理生活污水时比较常见^[24].交替模式下平均水力停留时间延长, 反应器平均进水负荷(以COD/MLSS计)降低为0.16~0.25 kg·(kg·d)^-1, 满足M. parvicella的生长需求.并且Casey等^[25]也曾报道间歇曝气的活性污泥系统中, 微生物交替处于好氧状态(以氧为电子最终受体)和缺氧状态(以NO₂^-或NO₃^-为电子最终受体), 使得低F/M丝状菌(如Type 0092型、Type 0041型、M.parvicella)处于竞争优势.另外, 一氧化氮理论认为反硝化过程中菌胶团细菌产生的NO会抑制其对有机物的摄取, 而丝状菌无法将NO₂^--N还原为NO, 因此对有机物的竞争是有利的.

图 5

Fig. 5

图 5 SBR B不同曝气方式下系统NH4+-N、NO2--N和NO3--N的浓度和NO2--N积累率(NAR)的变化 Fig. 5 Nitrogen concentrations and nitrite accumulation ratios (NAR=NO2--N/NOx--N 100%, NOx--N=NO2--N+NO3--N) under different aeration patterns in SBR B

SBR A中Type 0092型丝状菌在连续曝气和高NO₂^--N的环境里无法长期生长, 微膨胀状态没有得到维持.进一步考察了该环境下丝状菌生长的情况, 从图 3看出在第201~275 d, 污泥的SVI值仍稳定在60 mL·g^-1左右, 污泥的沉降性没有发生明显改变.而图 2看出系统出水NO₃^--N的浓度出现较大的波动, 出水NO₃^--N从4 mg·L^-1稳定降低至1 mg·L^-1, 但在之后运行的20 d, 出水NO₃^--N的浓度突然上升到10 mg·L^-1左右, 出水NO₂^--N的浓度变化不大, 这反映出系统中NOB的活性出现恢复现象.分析可能是由于天气原因水温突然下降至20℃以下, 没有采取及时的加热措施, 低温下AOB代谢速率和耗氧速率变慢, 进而导致混合液中溶解氧浓度增加到1.5 mg·L^-1以上, 温度和溶解氧浓度的变化降低了对NOB的抑制效果, 从而出水NO₃^--N浓度出现了增长现象.

结合SBR B的实际运行情况, 在运行的第276 d将SBR A由连续曝气改变为间歇曝气模式. 图 2(276~300 d)看出在25 d左右, NOB又被完全抑制, 系统恢复了95%以上的NO₂^--N积累率, 并在之后运行的近100 d里稳定维持. 图 3显示在间歇曝气运行下, 污泥的SVI值也开始慢慢提高, 在运行约达60 d左右, 污泥SVI值增加到180 mL·g^-1并在之后的60d里稳定维持在200 mL·g^-1以下, 实现了稳定的污泥微膨胀.同时对污泥进行镜检和FISH分析, 如图 4(b)所示, 维持微膨胀的优势丝状菌和SBR B相同, 主要有Type 0092型和M.parvicella, 其中Type 0092主要生长在菌胶团内部, 而M.parvicella菌大部分伸出菌胶团外部生长.这两种丝状菌的生长特性相似, 可以利用的底物也相同, 因此同时出现在微膨胀状态的污泥中.所以通过连续曝气富集AOB以实现高NAR, 再转为间歇曝气维持高的NAR并实现与微膨胀的耦合和长期稳定维持.

污泥发生恶性膨胀会导致脱氮效果变差, 总氮去除率变低, 而污泥微膨胀有利于提高总氮的去除率^[26]. 图 6分别反映了连续曝气和交替曝气下不同状态的污泥的TN的去除效果. SBR A在第0~250 d, 随着出水亚硝酸盐的累积率提高, 系统TN的平均去除率由31%提高到57%, 低氧下同步硝化反硝化细菌可以更快地利用NO₂^--N为基质进行反硝化作用, 从而会提高TN的去除率; 在第300~400 d, 交替曝气下高NAR短程硝化耦合污泥微膨胀的形成, TN去除率达到66%左右.相比于短程硝化的情况下, 微膨胀污泥可以提高将近8%的TN去除率.微膨胀状态由于丝状菌在絮体内部适量生长, 污泥絮体体积变大, 阻碍了溶解氧在絮体内部扩散, 从而有助于污泥同步硝化反硝化作用^[27].另外有研究报道M.parvicella可以利用亚硝酸氮作为电子受体来吸收油酸, 从而有助于提高TN的去除率^[28], 本实验引发污泥微膨胀的优势丝状菌恰好为M.parvicella, 且大多伸出絮体表面, 更有利于吸收混合液中的有机质, 与文献报道相符.

图 6

Fig. 6

图 6 全阶段运行期间TN浓度和去除率的变化 Fig. 6 Variations in TN concentration and removal rate during continuous operational periods

SBR B在第0~100 d内连续曝气全程硝化阶段, TN去除率约为31%与SBR A相近; 在第101~120 d间歇曝气模式下, 无明显NO₂^--N累积和污泥微膨胀发生, 其TN的去除率小幅度上涨到35%左右, 主要是因为缺氧段反硝化细菌反硝化作用; 在第150~400 d发生稳定的污泥微膨胀阶段, 平均NO₂^--N的累积率约为40%~55%, TN的去除率维持在53%~58%.由此可以得出在无高的NO₂^--N累积的情况下, 微膨胀相对于正常不膨胀状态的污泥TN的去除率可以提高近18%~20%左右.

图 7反映了SBR A和SBR B在典型期间内AOB和NOB占全菌比例的变化, 两个反应器分别取接种污泥初期、稳定形成高NAR阶段、NAR下降和恢复阶段中的污泥做Q-PCR分析. SBR A种泥初期AOB、NOB分别占全菌的0.53%和17.5%, 随着NAR达到95%, AOB的比例上涨到1.17%, NOB的比例下降到6.55%.由于温度和DO的突然变化, NAR出现一定程度的下降, 此时AOB的比例下降到0.93%, 而NOB的比例提高到8.59%.间歇曝气的长期作用下, NAR恢复到95%以上, 此时AOB的基因拷贝数(以干污泥计)由接种污泥的(4.9±0.18)×10⁷ copies·g^-1升高到(2.01±0.07)×10⁸ copies·g^-1, AOB的比例上升到2.19%, 而NOB的基因拷贝数从(1.63±0.63)×10⁹ copies·g^-1下降至(2.95±0.1)×10⁸ copies·g^-1, NOB的比例下降到3.2%. AOB占整个硝化细菌的比例由初始的2.9%提高到40.6%, 虽然仍是NOB的数量居多, 但是随着后续的运行和排泥, AOB的数量会超过NOB的数量成为优势硝化菌. SBR B的NAR变化幅度不大, AOB的基因拷贝数由接种污泥的(7.9±0.23)×10⁷ copies·g^-1升高到(1.4±0.09)×10⁸ copies·g^-1, AOB初期占全菌比例为0.83%, 后期间歇曝气在1%~2%波动, 而NOB的数量从(1.72±0.81)×10⁹ copies·g^-1下降至(1.0±0.1)×10⁹ copies·g^-1, NOB的比例由18.05%下降到11%, AOB占硝化菌群的比例由初期的4.3%到12.2%, 相对于SBR A富集较为缓慢.

图 7

Fig. 7

图 7 典型硝化阶段AOB、NOB占全菌比例的变化 Fig. 7 Relative abundance of AOB and NOB in total bacteria during a typical nitrification phase

(1) 在低DO连续曝气的短程硝化SBR工艺中, 以Type 0092为优势丝状菌形成的污泥微膨胀无法长期稳定维持, 进水浓度梯度高, 好氧选择器作用抑制了Type 0092菌的生长.

(2) 缺、好氧比为15 min:30 min的间歇曝气模式对NOB有一定的抑制作用, 相比于连续曝气富集AOB能力较弱; 但可以引发以M.parvicella和Type 0092为优势丝状菌稳定的污泥微膨胀, 污泥SVI可以长期稳定在170~200 mL·g^-1之间.

(3) 污泥微膨胀和短程硝化(NAR>95%)可以在间歇曝气下长期耦合, 相比于单独的短程硝化和微膨胀分别可以提高TN去除率约为8%和10%, 而相比于全程硝化不膨胀的污泥可以提高约31%.