2020, Vol. 41
2. 江苏省水处理技术与材料协同创新中心, 苏州 215009;
3. 城市生活污水资源化利用技术国家地方联合工程实验室, 苏州 215009;
4. 江苏省环境科学与工程重点实验室, 苏州 215009
2. Jiangsu Collaborative Innovation Center of Water Treatment Technology and Material, Suzhou 215009, China;
3. National and Local Joint Engineering Laboratory of Municipal Sewage Resource Utilization Technology, Suzhou 215009, China;
4. Key Laboratory of Environmental Science and Engineering of Jiangsu Province, Suzhou 215009, China
反硝化除磷技术是利用反硝化除磷菌(DPAOs)以NO3--N或NO2--N作为电子受体进行过量吸磷, 将反硝化和除磷两个独立过程置于同一缺氧环境同步完成, 可使优质碳源充分发挥“一碳两用”的作用, 有效解决传统脱氮除磷工艺碳源不足的瓶颈问题[1].
目前常见的连续流反硝化除磷工艺主要是A2/O-MBR、A2/O-BAF、A2/O-MBBR和A2/O-BCO等工艺, 它们共有的特点:①在A2/O后设有二沉池和中间水箱, 防止A2/O段活性污泥流入后端, 影响硝化作用, 这使得工艺流程过于冗长, 占地面积大; ②在厌氧区和缺氧区设有电动搅拌机, 通过外力搅拌使基质与微生物充分接触, 但外力搅拌需消耗电能, 前端隔室内污泥会随水流向后端隔室流动, 为确保隔室内维持充足的生物量, 需进行污泥回流, 将二沉池污泥回流至厌氧区, 进一步加剧了工艺调控的复杂程度, 隔室内微生物相互混合也易引发生境矛盾[2~5].
厌氧折流板反应器(ABR)具有结构简单、生物固体截留能力强、微生物相分离、占地面积小、运行稳定等特点[6].废水进入反应器沿折流板上下折流前进, 污泥在废水流动及产气作用下, 在隔室内上下翻滚, 使得废水中的基质与微生物充分接触得以去除; 由于折流板的阻挡及污泥自身的沉降性能, 污泥在水平方向流速极慢, 使得污泥被截留在各隔室内; 其单隔室为混合态, 整体为推流态的特点, 可使各隔室驯化出适应各自水质和环境条件的微生物群落, 实现相分离[7].膜生物反应器(MBR)具有高效泥水分离的特点, 是一种将膜过滤技术与生物降解技术相结合的反应器[8].
本研究将ABR与MBR有机结合形成ABR-MBR耦合工艺, 利用ABR前端隔室高效产酸作用为DPAOs提供优质碳源(VFA), 利用MBR硝化作用为反硝化除磷提供电子受体, 在解决优质碳源缺乏、硝化菌和聚磷菌间泥龄矛盾等问题的同时, 可进一步省去因外力搅拌带来的能量损耗、简化冗长的工艺流程.有研究发现, 在反硝化除磷工艺中污泥的MLSS越高, 释磷、吸磷及反硝化速率越高[9].为避免因污泥回流造成ABR相分离被破坏, 并保证隔室内生物量充足, 本研究在无污泥回流及接种高浓度污泥条件下, 探索ABR-MBR耦合工艺实现反硝化除磷的可行性, 并对其进行优化调控; 利用具有测序通量高、成本低、灵敏度高、自动化高、速度快、准确度高, 且可全面分析环境中绝大部分微生物特点的高通量测序技术对除磷隔室内污泥进行分析[10], 获取工艺启动及优化过程中微生物群落的结构特征.
1 材料与方法 1.1 实验装置本研究采用ABR-MBR一体式反应器, 实验装置与处理流程如图 1所示.装置由5个隔室的ABR反应器和MBR反应器耦合而成.其中, ABR有效容积约为8.8 L, MBR有效容积约为4.8 L, 均采用有机玻璃制成.MBR反应器采用间歇抽吸出水, 周期为10 min(8 min出水/2 min反冲洗), 所用的膜组件为PVDF帘式中空纤维膜, 膜孔径为0.2 μm, 通过真空压力表测定跨膜压差(TMP)来反映膜的污染情况, 当TMP达到30 kPa时需对膜组件进行化学清洗, 底部采用微孔曝气供氧.整个工艺以可编程逻辑控制器(PLC)控制水位的恒定实现进出水、反冲洗等运行过程的自动控制.通过蠕动泵将生活污水引入ABR, 并将硝化液由MBR回流至ABR反应器以实现ABR与MBR二者的联动协同.
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图 1 ABR-MBR工艺实验装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of ABR-MBR setup |
本实验用水为苏州某高校生活污水, 采用葡萄糖、淀粉、磷酸二氢钾及氯化铵适当调整水质并补充必要的碳、磷和氮.各项水质指标见表 1.接种污泥取自苏州某城市污水处理厂A2/O工艺的二沉池.ABR反应器各格室接种污泥MLSS约为25 g·L-1, MBR反应器各格室接种污泥MLSS约为4 000 mg·L-1.
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表 1 进水水质 Table 1 Characteristics of raw wastewater |
1.3 实验过程
ABR-MBR反应器共运行9个工况如表 2所示, 每个样品均在各工况系统稳定运行后进行取样分析.研究过程中, 将温度维持在28~32℃, 反硝化除磷功能区污泥龄控制在25~30 d. MBR采用微孔曝气供氧, 维持好氧环境.
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表 2 ABR-MBR耦合工艺实验方案 Table 2 Experimental schemes of ABR-MBR processes |
1.4 分析方法
常规指标测定:水样取自系统进出水以及各隔室出水, 采用0.45 μm中速滤纸过滤水样, 再按照文献[11]规定的方法分别测定水样中COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43--P和TN等指标.COD采用快速消解法; NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; NO3--N采用紫外分光光度法; PO43--P采用钼锑抗分光光度法; TN采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法; MLSS采用重量法; VFA采用分光光度法; pH及DO采用便携式测定仪.
批次实验:在ABR-MBR耦合工艺运行的第155 d, 将A2隔室泥水混合均匀, 从中部取250 mL泥水混合液进行静止去除上清液, 为去除残余的NOx--N, 将污泥用蒸馏水清洗3遍, 然后置于250 mL锥形瓶中, 以A1隔室出水为进水基质, 放入摇床中, 进行90 min厌氧反应; 反应结束后将锥形瓶取出并静止弃去上清液, 加入从MBR回流的硝化液, 继续进行120 min缺氧反应, 整个实验过程中每隔15 min取一次样, 探究实验过程中PO43--P、COD、NO3--N和NO2--N的变化规律, 说明A2隔室污泥的反硝化除磷特性.
高通量测序:在反应器运行的第50、130和165 d在硝化液回流隔室采取泥样, 分别编号为M1、M2和M3, 分析除磷隔室内功能微生物群落组成变化.采样过程如下:先用玻璃棒将除磷隔室内污泥混合均匀, 接着从隔室内不同位置采取泥样, 再将同1 d采集的污泥混合后置于离心管内, 再在-20℃条件下进行冷冻保存.委托美吉生物(中国上海)进行高通量测序.
2 结果与讨论 2.1 ABR-MBR耦合工艺反硝化除磷启动研究 2.1.1 启动过程中COD的去除情况本研究通过逐步提升回流比(R)的方式启动反硝化除磷, 实验设定的R分别为0%、100%、150%和200%.ABR-MBR耦合工艺启动过程中COD的去除情况如图 2(a)所示, 在整个启动过程中系统进水COD浓度平均为276.83mg·L-1, ABR出水COD浓度平均为41.11mg·L-1, 系统出水COD浓度平均为35.37mg·L-1.系统进水COD浓度波动幅度虽大, 但启动过程中整个系统的COD去除率无明显波动, 基本稳定在90%左右.说明在该工艺中, R的改变对COD的去除效果影响不大, 与吕亮等[12]的研究结果一致.由图 2(b)可知启动过程中各隔室COD去除情况.A1和A2隔室主要起水解酸化作用, 将大分子有机物在酸性厌氧菌的作用下转化成可被DPAOs以主动运输的方式转化到体内合成PHB的小分子挥发性脂肪酸(VFA), 用来作为反硝化除磷的优质碳源, COD的降解主要集中在A1和A2隔室, 其去除率可达68%.A3隔室对COD的降解作用主要通过DPAOs吸收VFA转化到体内合成PHB作为进行反硝化除磷的电子供体.随R的增大, DPAOs在系统中得到富集, 对COD的去除贡献率由5%提升至15%.与韦佳敏等[13]的研究结果一致, 提升R利于DPAOs在ABR-MBR工艺中富集.整个系统可维持稳定的COD去除效果除DPAOs的贡献外, 还存在其他微生物的协同作用.在水解酸化阶段(A1和A2)部分COD可被产酸菌利用合成新的细胞物质转化成CO2[8], 少量COD在缺氧段亦可被反硝化菌利用进行反硝化脱氮.另外, MBR中除存在自养硝化菌外还存在好氧异养菌, 该类菌为维持正常的生命活动需消耗COD[12].
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（a）启动过程中系统COD去除情况；（b）不同硝化液回流比下各隔室COD去除情况 图 2 Removal characteristics of COD during start-up in ABR-MBR system |
启动过程中PO43--P和TN的去除情况如图 3所示, 系统进水PO43--P浓度为6.17~9.14mg·L-1, TN浓度41.87~64.12mg·L-1, 在反应器启动初期未进行硝化液回流, ABR中因无反硝化除磷所需电子受体, 只存在释磷现象, 导致出水PO43--P浓度达进水浓度的一倍, 当进行硝化液回流后ABR出水PO43--P浓度迅速降低, PO43--P去除率从负值转向正值, 在硝化液回流比为100%时, PO43--P平均去除率为23.59%, TN去除率也随之提高至37.23%.说明接种污泥本身就存在一定数量的DPAOs, 其可利用ABR前端隔室水解酸化作用产生的VFA合成PHB并完成磷的释放, 再利用好氧MBR硝化作用产生的NOx--N(NO3--N和NO2--N)作为电子受体进行过量吸磷, 将磷储存于体内, 整个系统通过从除磷隔室排除富磷污泥的方式达到除磷的目的.因此, ABR与MBR耦合运行可实现其提供的优质碳源满足反硝化除磷的内碳源之需, 而获得能源与资源有效利用目标[14].
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图 3 ABR-MBR工艺启动过程中PO43--P和TN的去除特性 Fig. 3 Removal characteristics of PO43--P and TN during start-up in ABR-MBR system |
反硝化除磷系统中电子受体是否充足是决定系统除磷效果的关键因素之一[15].在ABR-MBR耦合工艺中反硝化除磷所需电子受体的多少主要由R控制[12].如图 3所示, PO43--P和TN的去除率均随R的增大而增大, 平均去除率分别可达到54.45%和61.93%.说明R的增大利于DPAOs在ABR中富集, 使其承担整个系统氮和磷的主要去除作用, 与蒋志云等[16]的研究结果一致.杨小梅等[17]的研究发现, 在连续流反硝化除磷工艺中R不宜过大, R过大可造成硝化液带入进缺氧区的溶解氧过多, 破坏缺氧环境; 且随R增大, 回流区域的水力停留时间会缩短, 从而使基质与微生物的接触时间缩短, 不利于提升除磷率.因此, 当ABR出水NOx--N浓度出现剩余并接近3mg·L-1时决定不再增大R.该工艺在硝化液回流比为200%时启动成功, 启动成功后运行一个月, PO43--P去除率可维持稳定并接近60%.
2.2 ABR-MBR耦合工艺反硝化除磷优化调控研究 2.2.1 提升负荷对优质碳源及电子受体类型的影响本实验通过缩短HRT的方式来提升进水容积负荷, 图 4为进水容积负荷分别为0.48、0.8和1.2 kg·(m3·d)-1时, 系统中VFA沿程变化规律.从中可知, 进水VFA浓度较低, 平均为25.59mg·L-1.A1和A2隔室在整个系统中主要起水解酸化作用, 将大分子有机物转化成易于DPAOs利用的VFA; 且随着容积负荷的升高, A2隔室出水VFA浓度升高, 说明能供给反硝化除磷的优质碳源量增多.由于A1隔室出水VFA浓度较高, A2隔室中部分厌氧微生物会优先利用VFA进行生命代谢活动, 导致A2隔室的出水VFA浓度低于A1隔室.硝化液回流至A3隔室, DPAOs在该隔室被富集, VFA作为DPAOs可吸收的优质碳源在A3隔室内被充分利用, 使A3隔室出水VFA浓度接近于零, 这既保证系统维持稳定高效的有机物去除率, 又可有效地抑制ABR反应器出现酸化现象.
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图 4 不同容积负荷下各隔室VFA沿程变化规律 Fig. 4 Regularity of VFA transformation in various compartments under different volumetric load conditions |
进水容积负荷除对优质碳源的产量有影响, 也会改变反硝化除磷的电子受体类型, 进而影响除磷效果.如图 5所示, 随容积负荷的改变, 回流硝化液的ρ(NO2--N)/ρ(NO3--N)发生改变, 由0.029提升至1.68, 说明MBR实现了由全程硝化向短程硝化的转变, 反硝化除磷的电子受体类型发生改变.据先前研究可知, AOB与NOB最适温度、pH和DO存在差异, 相比NOB, AOB在相对较高的温度及pH环境更具竞争优势, 且在低DO环境下, AOB表现出更强的氧亲和力[18].因此, 本实验为有效抑制NOB促进AOB富集从而快速实现短程硝化, 控制MBR的温度为(30±2)℃, pH值为7.8~8.2, DO≤1mg·L-1.但起初由于系统中HRT过长, 导致进水容积负荷较低, 造成硝酸菌的活性抑制减少, 当亚硝酸菌以NH4+-N作为底物氧化成NO2--N后, 硝酸菌可进一步将NO2--N氧化成NO3--N, 完成全程硝化, 导致NO2--N无法大量积累[15].当快速缩短HRT, 相应地容积负荷由0.48 kg·(m3·d)-1升高至0.8 kg·(m3·d)-1时, 大量NOB被淘洗出, 硝酸菌来不及氧化NO2--N, 硝化反应停留在亚硝化阶段, 亚硝酸盐在MBR中大量积累, 从而实现短程硝化[19].说明高温、高pH、低DO和短HRT是本次实验实现短程硝化的关键控制因素.
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图 5 不同容积负荷下回流硝化液ρ(NO2--N)/ρ(NO3--N)、PO43--P和TN去除率变化情况 Fig. 5 Changes in ρ(NO2--N)/ρ(NO3--N) of nitrification liquid, removal characteristics of PO43--P, and TN under different volumetric load conditions |
由图 5可知, 随容积负荷的提升, PO43--P和TN的去除效果出现下降.主要原因是当未提升容积负荷时, 系统内DPAOs主要以NO3--N作为电子受体进行过量吸磷.根据He等[20]和Peterson等[21]的研究可知, DPAOs具有多种类型, 有的只能单独以NO3--N或NO2--N作为电子受体, 有的二者均可作为电子受体进行反硝化除磷; 且不同类型的DPAOs对不同电子受体存在不同动态响应.当容积负荷为0.8 kg·(m3·d)-1时, 短程硝化实现, 系统内电子受体类型发生变化, 部分不适应存在大量NO2--N环境的DPAOs代谢活性受到抑制, 导致系统稳定后PO43--P去除率仍只有30%左右.根据Lee等[22]和Meinhold等[23]的研究可知, 不同系统由于接种污泥特性、pH和温度等条件的不同对NO2--N的耐受浓度存在差异, 当NO2--N浓度超越系统的极限值时, 将会抑制DPAOs吸磷.本实验在调整负荷的同时并未改变R, 当进水容积负荷提升至0.8 kg·(m3·d)-1时, 回流硝化液中的NO2--N浓度大幅度上升, 由0.56mg·L-1上升至9.34mg·L-1, 有研究表明当NO2--N浓度大于8mg·L-1可抑制DPAOs吸磷[23], 因此继续保持R不变可能导致进入ABR中的NO2--N浓度超出了系统中DPAOs的可承受范围, 造成除磷率下降.继续提升负荷至1.2 kg·(m3·d)-1, MBR的亚硝积累率虽进一步提升, 但PO43--P去除率继续下降甚至出现负值.主要原因是:随负荷的提升, 回流隔室内HRT大幅度减小, 由0.98 h缩短至0.39 h, 隔室内水流上升流速由0.35 m·h-1快速升高至0.52 m·h-1, 导致提升负荷的前两天除磷隔室内污泥出现上浮现象, 部分污泥随水流进入后端隔室, A3隔室内污泥的MLSS由24.58g·L-1降至18.36g·L-1, 除磷隔室内生物量大量减少导致部分功能菌流失, 使得系统脱氮除磷效率下降; 且HRT大幅度减小也可导致基质与活性污泥的接触时间大大减少, 部分DPAOs在利用VFA合成PHB释放磷后, 未来得及与NOx--N接触, NOx--N和PO43--P便随水流流走[24]; 进而造成PO43--P去除率出现负值, TN的去除率下降.
2.2.2 优化硝化液回流对反硝化除磷的影响短程硝化与全程硝化相比, 可节省25%的耗氧量、40%的耗碳量和50%的污泥产量[25], NO2--N作为短程硝化的产物, DPAOs若能以NO2--N作为电子受体进行吸磷作用, 可进一步降低反硝化除磷工艺的耗氧量、耗碳量和污泥产量.根据Ma等[26]的研究可知, 采用逐步提高投加NO2--N浓度的方式驯化DPAOs可提高其对NO2--N的耐受性.因此, 本阶段利用液位仪来维持短程硝化适宜的HRT, 通过逐步增大R的方式慢慢提升ABR中NO2--N浓度, 提高系统对NO2--N的耐受性, 从而提升除磷效果.由图 4可知, 系统中VFA的峰值点位处于A1隔室出水, 为避免VFA的无效损失, 保证反硝化除磷的碳源充足, 于是将硝化液回流点位移至A2隔室, 在A2隔室重新富集DPAOs.由图 6可知, 随R的缓慢增大, ABR对PO43--P的去除能力也在逐步提升, 当R提升至150%时, PO43--P和TN的去除率分别可稳定在64.94%和62.95%, 当继续提升R至200%时, 出水NO2--N浓度由0.5mg·L-1上升至2.86mg·L-1, 且PO43--P的去除率出现下降现象.说明本研究与张建华等[27]的研究结果一致, 过多的NO2--N对DPAOs吸磷具有抑制作用.本实验最优工况为ABR的HRT为9 h, MBR的HRT为3.3 h, 硝化液回流点位为A2, R为150%, 此工况下A2隔室内污泥的MLSS可稳定在23.56g·L-1左右, PO43--P去除率可接近70%.本研究与其余双污泥连续流反硝化除磷工艺相比, PO43--P去除率偏低, 分析主要原因是缺少好氧吸磷段, 南彦斌等[28]研究A2/O-BAF工艺的反硝化除磷特性发现, 聚磷菌在厌氧段充分释磷后, 从缺氧段至好氧段结束, 磷酸盐均呈下降趋势, 部分磷由好氧段去除.张建华等[27]研究A2/O-BCO工艺脱氮除磷性能发现, 工艺中好氧段在工艺内主要起好氧吸磷作用, 将缺氧段剩余磷去除.
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图 6 系统优化过程中脱氮除磷情况 Fig. 6 Nitrogen and phosphorus removal in the process of system optimization |
图 7为系统反硝化除磷效果最优状态下各项指标沿程变化情况.A1隔室在整个系统中主要起水解酸化作用, 将其他形式的有机碳源转化成DPAOs可吸收的优质碳源, A1隔室出水VFA浓度可达80.58mg·L-1.硝化液回流至A2隔室, DPAOs利用前端隔室产生的优质碳源以及硝化液回流的电子受体进行反硝化除磷, PO43--P、COD、VFA、以及TN浓度在该隔室分别降低了5.07、97.17、71.76和29.93mg·L-1.A3~A4隔室用于去除剩余营养物质, A5隔室用作沉淀区.MBR除硝化作用外, 还可通过好氧吸磷和反硝化作用强化对磷和氮的去除.
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图 7 典型周期下系统各项指标沿程变化情况 Fig. 7 Variations in each index of the system along a typical cycle |
在批次实验过程中PO43--P、COD、NO3--N和NO2--N的变化规律如图 8所示, COD在反应前30 min降解速率较快, 相应地释磷速率也较快, 整个厌氧过程释磷量为3.73mg·L-1.硝化液为NO3--N和NO2--N二者的混合液, 缺氧反应前15 min系统内NO3--N浓度快速下降, 当缺氧反应进行至30 min时NO3--N浓度接近于零, 此时NO2--N浓度开始迅速降低, 说明本系统中DPAOs优先利用NO3--N作为电子受体, 当NO3--N不足时再利用NO2--N作为电子受体, 整个缺氧吸磷过程主要集中在缺氧反应的前45 min, 吸磷量为10.22mg·L-1.分析表明, A2隔室污泥具有典型的反硝化除磷特性, 说明ABR-MBR耦合工艺在无污泥回流条件下, 通过接种高浓度污泥可实现反硝化除磷, 进一步简化了脱氮除磷工艺的运行调控步骤.
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图 8 污泥反硝化除磷特性批次实验结果 Fig. 8 Batch experimental results of denitrification and phosphorus removal characteristics of sludge |
本实验3组微生物样本通过高通量测序分别获得了52 869、52 391和57 397条优化序列, 将优化序列在97%的相似性下聚类, 分别获得1 174、1 286和897个OTU数.由表 3可知, 3个样本的Coverage指数值均大于99.4%, 表明样本中绝大部分微生物已被检出, 此次高通量测序的结果足以代表样本中微生物的真实情况.Ace指数和Chao指数用来反映微生物种群的丰富度. 3个样本中Ace指数值和Chao指数排序: M2>M1>M3, 表明样本M2的微生物种群最丰富, 原因是在工艺优化研究过程中为保证优质碳源的有效利用, 从反应器运行的第122 d硝化液回流点位由A3隔室移至A2隔室, 开始在A2隔室重新富集功能微生物, 相比M1和M3所处阶段, 系统内R较小, 进入除磷隔室内NOx--N浓度较低, 利于大量微生物共存.通过Shannon指数可知微生物多样性排序: M1>M2>M3, Simpson指数可知优势微生物占总生物量的比例: M3>M2>M1.结果表明:随工艺的运行, 遵循优胜劣汰原则, 不具竞争力的微生物逐渐被淘汰, 系统内反硝化及反硝化除磷功能的微生物逐渐占据主导地位, 系统内微生物群落结构逐渐集中化, 使得微生物多样性下降, 优势微生物占总生物量的比例增大.
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表 3 除磷隔室内微生物多样性和丰富度 Table 3 Microbial diversity and abundance in the phosphorus removal compartment |
2.4.2 微生物群落组成分析
本实验将得到的OTU与Silva库进行对比聚类, 结合分类学分析方法进行分析.如图 9所示, 3组样本共发现9个主要菌门, 其中以变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、绿弯菌门(Chloroflexi)、厚壁菌门(Firmicutes)为主, 相对丰度70.62%~93.42%, 皆为脱氮除磷工艺中常见的“门”级别上的优势微生物[29].有研究表明, 多种具有反硝化和反硝化除磷功能的微生物归属于变形菌门和拟杆菌门, 例如公认的具有反硝化除磷功能的红环菌科(Rhodocyclaceae)属于变形菌门, 鞘脂杆菌纲(Sphingobacteria)属于拟杆菌门[30, 31]. 3个样本中红环菌科在“科”级别上相对丰度分别为17.04%、35.11%和46.31%;鞘脂杆菌目在“目”级别上相对丰度分别为7.77%、15.89%和19.03%.随着反应器的运行, 变形菌门和拟杆菌门一直为系统中的优势菌群, 相对丰度为40.04%~73.66%, 且红环菌科和鞘脂杆菌目的相对丰度持续上升, 可见本系统中反硝化和反硝化除磷功能菌随工艺的运行正逐步富集成为优势菌种.厚壁菌门中的细菌由于其可产生芽孢的特点, 对外界极端环境的适应性较强, 对系统维持稳定运行具有重要贡献.绿弯菌门为兼性厌氧菌是厌氧产甲烷系统和厌氧氨氧化系统内常见的优势菌种[32], 对氮和碳的去除发挥重要作用.其中, M2中绿弯菌门相对丰度较高, 主要原因是在未进行硝化液回流时, 大量VFA由A1进入A2给绿弯菌门中的微生物提供了适宜的生长环境, 随R的升高, 反硝化除磷菌和反硝化菌在A2内富集, 绿弯菌门相对丰度降低.
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图 9 ABR反应器除磷隔室内微生物门水平组成 Fig. 9 Composition of microorganisms at the phylum level in the phosphorus removal compartment |
为了进一步阐明工艺在运行过程中除磷隔室内微生物群落组成结构, 在属分类学水平上, 选取相对丰度较高具有脱氮除磷功能微生物的变形菌门进行分析.
如图 10所示, 在变形菌门中具有反硝化或反硝化除磷功能相对丰度较高的菌属是Denitratisoma、索氏菌属(Thauera)、Candidatus Competibacter、硫杆菌属(Thiobacillus)、发硫菌属(Thiothrix)、假单胞菌属(Pseudomonas)、norank_ f_Rhodocyclaceae、unclassified_ f_Rhodocyclaceae.其中, Denitratisoma和Thauera属于红环菌科下的优势菌属.红环菌科下的多种菌属已被众多实验证实可在厌/缺氧条件下进行反硝化脱氮或反硝化除磷.信欣等[33]对在低DO条件下用来处理低C/N生活污水的AGS-SBR反应器内污泥的微生物群落结构进行分析, 发现Denitratisoma可直接将NO3--N或NO2--N转换为氮气, 进行反硝化脱氮.邹海明等[34]利用PCR-DGGE技术对反硝化除磷菌和好氧除磷菌进行了对比分析, 发现Thauera仅出现在反硝化除磷污泥中, 表明这种微生物仅可能以NO3--N或NO2--N作为电子受体进行反硝化除磷. Sun等[35]对反硝化除磷菌属Thauera进行富集培养, 得出15℃时最大比增长速率为0.7 d-1, 较快的比增长速率使其在短期内得到富集.Thiobacillus是兼性厌氧的革兰氏阴性菌, 为Hydrogenophilaceae的一个属, 在厌氧条件下可以单质硫或硫化物为电子供体, 以NO3--N为电子受体进行反硝化脱氮.邹海明[36]在进行反硝化除磷-诱导结晶磷回收工艺优化及微生物特性研究中发现, Thiothrix在反硝化除磷污泥中占有一定比例, 且随进水C/P比的增加, Thiothrix的相对丰度略有提高.Candidatus Competibacter是一种与DPAOs竞争碳源, 仅合成胞内聚合物PHB, 但不参与除磷作用的聚糖菌.传统反硝化除磷工艺为避免Candidatus Competibacter与DPAOs竞争碳源, 将厌氧区与缺氧区完全分开, 使得优质碳源在厌氧区优先被DPAOs吸收转换为PHB储存于体内供缺氧吸磷使用.本研究未进行污泥回流, 可能会存在Candidatus Competibacter与DPAOs竞争碳源的情况, 但有研究指出, 充足的优质碳源可使Candidatus Competibacter与DPAOs共存, 同时为去除氮和磷做贡献[37].假单胞菌属(Pseudomonas)是典型的DPAOs, 相对丰度分别为2.1%、1.2%和1.34%, 在本工艺中占有一定比例, 从而强化系统反硝化除磷效果.
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图 10 ABR反应器除磷隔室内微生物属水平组成 Fig. 10 Composition of microorganisms at the genus level in the phosphorus removal compartment |
图 11为ABR-MBR耦合工艺除磷隔室内已知反硝化除磷功能菌的相对丰度变化.随着反应器的运行, 功能菌属占总生物量的比例持续增加, 由3.35%升高至5.4%.M1与M2和M3对比, M1是硝化液回流至A3隔室时在A3隔室内采集的泥样, 样品中反硝化除磷功能菌主要以Thiothrix为主, 相对丰度为2.3%;而M2和M3均是硝化液回流至A2隔室时在A2隔室内采集的泥样, 样品中反硝化除磷功能菌主要以Thauera为主, 相对丰度分别为2.86%、4.68%.不同隔室内反硝化除磷功能微生物群落结构存在差异主要是因为ABR具有微生物相分离的特点, 不同隔室内水质环境存在差异.秦紫瑾[38]以硝态氮为底物在生物滤池中诱导富集DPAOs, 成功构建反硝化除磷生物膜系统, 系统内以气单胞菌属(Aeromonas)、假单胞菌属(Pseudomonas)、索氏菌属(Thauera)、鞘脂单胞菌属(Sphingomonas)等DPAOs为去除氮、磷做贡献, 该系统中DPAOs占总生物量的相对丰度为4.92%.其中, 假单胞菌属(Pseudomonas)、索氏菌属(Thauera)、鞘脂单胞菌属(Sphingomonas)均为本系统的反硝化除磷功能菌, 本系统较优工况下DPAOs占总生物量的相对丰度可达5.4%, 这为系统维持高效稳定的脱氮除磷率提供了重要保障.熊付娟[39]进行了A/A和A/O反应器内除磷污泥特性对比研究, 发现A/A反应器内主导菌属为Thauera, 在本工艺运行过程中, 当硝化液回流至A2隔室时系统内反硝化除磷主导菌属与其一致.M1与M3相比, 进入除磷隔室内VFA浓度由37.25mg·L-1增长至80.58mg·L-1, DPAOs占总生物量的相对丰度由3.35%升高至3.7%; M2与M3相比, 系统内R由80%提升至150%, DPAOs占总生物量的相对丰度由3.7%升高至5.4%.说明在反硝化菌与反硝化除磷菌共存的系统中, 提升进入除磷系统内优质碳源浓度以及R是促进DPAOs富集的有效调控方式.
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图 11 功能微生物相对丰度变化 Fig. 11 Changes in the relative abundance of functional microorganisms |
先前反硝化除磷工艺研究主要采用人工配水, 直接以乙酸钠和丙酸钠等短链脂肪酸作为固定碳源, 本实验利用A1隔室水解酸化作用, 从实际生活污水中获取VFA作为DPAOs的优质碳源, 实现自产优质碳源满足内碳源之需, 获得能源与资源的有效利用, 进一步降低了工艺运行成本且更具实际意义.与其他反硝化除磷工艺相比, 本工艺在运行条件上存在巨大差异, 系统内是否存在新型的反硝化除磷菌属还需通过其他分子生物学技术做进一步分离鉴定与分析.
3 结论(1) 以实际生活污水为处理对象, 在无污泥回流条件下, 通过逐步提升R由0%~200%的方式成功可启动ABR-MBR耦合反硝化除磷工艺, 稳定运行期间, COD、PO43--P和TN的平均去除浓度分别为276.77、4.96和37.52mg·L-1.
(2) 通过缩短HRT的方式提升进水容积负荷, 可使优质碳源VFA产量增大及实现短程硝化.随进水容积负荷由0.48 kg·(m3·d)-1提升至1.2 kg·(m3·d)-1, A1隔室VFA产量由61.69mg·L-1提升至114.61mg·L-1, 回流硝化液的ρ(NO2--N)/ρ(NO3--N)由0.029提升至1.68, 反硝化除磷的主要电子受体类型由NO3--N向NO2--N转变. (3)批次实验中厌氧释磷量为3.73mg·L-1, 缺氧吸磷量为10.22mg·L-1, 表明除磷隔室的除磷功能菌主要为DPAOs.系统在R为150%, 硝化液回流点位为A2, 进水容积负荷为0.8 kg·(m3·d)-1, 相应ABR的HRT为9 h、MBR的HRT为3.3 h时, 系统脱氮除磷效率最高, PO43--P和TN的平均去除率分别可达64.94%和62.95%.
(4) 高通量测序分析结果表明, 除磷隔室内微生物的优势菌门为变形菌门(Proteobacteria)和拟杆菌门(Bacteroidetes), 分别占23.49%~53.66%、16.55%~21.78%, 与反硝化除磷有关的功能微生物主要是变形菌门中的索氏菌属(Thauera)、发硫菌属(Thiothrix)、假单胞菌属(Pseudomonas)、norank_ f_Rhodocyclaceae、unclassified_ f_Rhodocyclaceae, 拟杆菌门中的鞘脂杆菌目(Sphingobacteriales).
| [1] | Wang Y Y, Geng J J, Guo G, et al. N2 O production in anaerobic/anoxic denitrifying phosphorus removal process:the effects of carbon sources shock[J]. Chemical Engineering Journal, 2011, 172(2-3): 999-1007. DOI:10.1016/j.cej.2011.07.014 |
| [2] |
张淼, 张颖, 黄棚兰, 等. A2/O-MBBR反硝化除磷工艺中有机物的迁移转化及利用[J]. 中国环境科学, 2017, 37(11): 4132-4139. Zhang M, Zhang Y, Huang P L, et al. Migration and transformation and utilization of organic matter in A2/O-MBBR denitrifying phosphorus removal process[J]. China Environmental Science, 2017, 37(11): 4132. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2017.11.016 |
| [3] |
黄剑明, 赵智超, 郑隆举, 等. 低温下A2/O-BAF反硝化除磷脱氮特性[J]. 环境科学, 2018, 39(10): 4621-4627. Huang J M, Zhao Z C, Zheng L J, et al. Characteristics of denitrifying phosphorus removal by A2/O-BAF at low temperatures[J]. Environmental Science, 2018, 39(10): 4621-4627. |
| [4] |
於蒙, 潘婷, 张淼, 等. 乙酸钠丙酸钠配比对A2/O-BCO反硝化除磷及菌群结构的影响[J]. 中国环境科学, 2019, 39(10): 4178-4185. Yu M, Pan T, Zhang M, et al. Effect of the ratios of sodium acetate to sodium propionate on denitrifying phosphorus removal characteristics in the A2/O-BCO process[J]. China Environmental Science, 2019, 39(10): 4178-4185. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2019.10.018 |
| [5] | Zhang C Y, Sun G R, Zhao K X, et al. Performance of A2NO-MBR process in treating synthetic and municipal wastewater[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2018, 25(11): 10782-10791. DOI:10.1007/s11356-018-1359-x |
| [6] | Krishna G V T G, Kumar P, Kumar P. Treatment of low-strength soluble wastewater using an anaerobic baffled reactor (ABR)[J]. Journal of Environmental Management, 2009, 90(1): 166-176. DOI:10.1016/j.jenvman.2007.08.017 |
| [7] |
王建龙, 韩英健, 钱易. 折流式厌氧反应器(ABR)的研究进展[J]. 应用与环境生物学报, 2000, 6(5): 490-498. Wang J L, Han Y J, Qian Y. Research advances in anaerobic baffled reactor (ABR)[J]. Chinese Journal of Applied and Environmental Biology, 2000, 6(5): 490-498. DOI:10.3321/j.issn:1006-687X.2000.05.021 |
| [8] |
沈耀良, 王宝贞. 废水生物处理新技术:理论与应用[M]. (第二版). 北京: 中国环境科学出版社, 2006. Shen Y L, Wang B Z. New thchnologies for biological wastewater treatment theory and application (2nd ed)[M]. Beijing: China Environmental Science Press, 2006. |
| [9] |
王春英. DPB污泥浓度对反硝化除磷的影响[J]. 环境科技, 2009, 22(6): 24-27. Wang C Y. Effect of MLSS of DPB on denitrifying phosphorus removal[J]. Environmental Science and Technology, 2009, 22(6): 24-27. |
| [10] |
陈重军, 张海芹, 汪瑶琪, 等. 基于高通量测序的ABR厌氧氨氧化反应器各隔室细菌群落特征分析[J]. 环境科学, 2016, 37(7): 2652-2658. Chen C J, Zhang H Q, Wang Q Y, et al. Characteristics of microbial community in each compartment of ABR ANAMMOX reactor based on High-throughput Sequencing[J]. Environmental Science, 2016, 37(7): 2652-2658. |
| [11] | 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. (第四版). 北京: 中国环境科学出版社, 2002. |
| [12] |
吕亮, 尤雯, 张敏, 等. 硝化液回流比对ABR-MBR工艺反硝化除磷效能的影响[J]. 环境科学, 2018, 39(3): 1309-1315. Lü L, You W, Zhang M, et al. Effect of NOx--N recycling ratio on denitrifying phosphorus removal efficiency in the ABR-MBR combined process[J]. Environmental Science, 2018, 39(3): 1309-1315. |
| [13] |
韦佳敏, 蒋志云, 程诚, 等. ABR-MBR反硝化除磷工艺的启动及稳定运行[J]. 环境科学, 2019, 40(2): 808-815. Wei J M, Jiang Z Y, Cheng C, et al. Start-up and stable operation of ABR-MBR denitrifying phosphorus removal process[J]. Environmental Science, 2019, 40(2): 808-815. |
| [14] |
沈耀良. 城市污水处理技术:过去现在将来[J]. 苏州科技大学学报(工程技术版), 2018, 31(4): 1-13. Shen Y L. Municipal wastewater treatment technology:past, present and future[J]. Journal of Suzhou University of Science and Technology (Engineering and Technology), 2018, 31(4): 1-13. DOI:10.3969/j.issn.1672-0679.2018.04.001 |
| [15] |
张淼, 袁庆, 黄棚兰, 等. 不同电子受体浓度对反硝化除磷的影响及动力学特性[J]. 环境工程学报, 2018, 12(3): 830-838. Zhang M, Yuan Q, Huang P L, et al. Effect of different electron acceptor concentrations on denitrifying phosphorus removal and dynamic characteristic[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(3): 830-838. |
| [16] |
蒋志云, 韦佳敏, 缪新年, 等. ABR-MBR工艺反硝化除磷微生物群落特征分析[J]. 环境工程学报, 2019, 13(7): 1653-1661. Jiang Z Y, Wei J M, Miao X N, et al. Analysis of microbial community characteristics of denitrifying phosphorus removal in the ABR-MBR process[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(7): 1653-1661. |
| [17] |
杨小梅, 邓猛, 王羽华, 等. 硝化液回流比对A2/O-MBBR工艺反硝化除磷效果的影响[J]. 环境工程, 2015, 33(8): 13-16, 41. Yang X M, Deng M, Wang Y H, et al. Effect of nitrification liquid reflux ratio on denitrificating phosphorus removal in an A2/O-MBBR process[J]. Environmental Engineering, 2015, 33(8): 13-16, 41. |
| [18] | Ciudad G, González R, Bornhardt C, et al. Modes of operation and pH control as enhancement factors for partial nitrification with oxygen transport limitation[J]. Water Research, 2007, 41(20): 4621-4629. DOI:10.1016/j.watres.2007.06.036 |
| [19] | Soliman M, Eldyasti A. Development of partial nitrification as a first step of nitrite shunt process in a Sequential Batch Reactor (SBR) using Ammonium Oxidizing Bacteria (AOB) controlled by mixing regime[J]. Bioresource Technology, 2016, 221: 85-95. DOI:10.1016/j.biortech.2016.09.023 |
| [20] | He S M, Gall D L, McMahon K D. "Candidatus Accumulibacter" population structure in enhanced biological phosphorus removal sludges as Revealed by Polyphosphate Kinase Genes[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2007, 73(18): 5865-5874. DOI:10.1128/AEM.01207-07 |
| [21] | Peterson S B, Warnecke F, Madejska J, et al. Environmental distribution and population biology of Candidatus Accumulibacter, a primary agent of biological phosphorus removal[J]. Environmental Microbiology, 2008, 10(10): 2692-2703. DOI:10.1111/j.1462-2920.2008.01690.x |
| [22] | Lee D S, Jeon C O, Park J M. Biological nitrogen removal with enhanced phosphate uptake in a sequencing batch reactor using single sludge system[J]. Water Research, 2001, 35(16): 3968-3976. DOI:10.1016/S0043-1354(01)00132-4 |
| [23] | Meinhold J, Arnold E, Isaacs S. Effect of nitrite on anoxic phosphate uptake in biological phosphorus removal activated sludge[J]. Water Research, 1999, 33(8): 1871-1883. |
| [24] | Tan T W, Ng H Y. Influence of mixed liquor recycle ratio and dissolved oxygen on performance of pre-denitrification submerged membrane bioreactors[J]. Water Research, 2008, 42(4-5): 1122-1132. DOI:10.1016/j.watres.2007.08.028 |
| [25] | Peng Y Z, Zhu G B. Biological nitrogen removal with nitrification and denitrification via nitrite pathway[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2006, 73(1): 15-26. |
| [26] | Ma B, Wang S Y, Zhu G B, et al. Denitrification and phosphorus uptake by DPAOs using nitrite as an electron acceptor by step-feed strategies[J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 2013, 7(2): 267-272. |
| [27] |
张建华, 彭永臻, 张淼, 等. 不同电子受体配比对反硝化除磷特性及内碳源转化利用的影响[J]. 化工学报, 2015, 66(12): 5045-5053. Zhang J H, Peng Y Z, Zhang M, et al. Effect of different electron acceptor ratios on removal of nitrogen and phosphorus and conversion and utilization of internal carbon source[J]. CIESC Journal, 2015, 66(12): 5045-5053. |
| [28] |
南彦斌, 彭永臻, 曾立云, 等. 分段进水对改良A2/O-BAF双污泥系统反硝化除磷脱氮的影响[J]. 环境科学, 2018, 39(4): 1704-1712. Nan Y B, Peng Y Z, Zeng L Y, et al. Effect of step feed on denitrifying phosphorus and nitrate removal in a modification of the two sludge A2/O-BAF system[J]. Environmental Science, 2018, 39(4): 1704-1712. |
| [29] |
刘立, 汤兵, 黄绍松, 等. 反硝化聚磷菌快速富集、培养及其荧光原位杂交技术鉴别[J]. 环境科学, 2013, 34(7): 2869-2875. Liu L, Tang B, Huang S S, et al. Rapid enrichment and cultivation of denitrifying phosphate-removal bacteria and its identification by fluorescence in situ hybridization technology[J]. Environmental Science, 2013, 34(7): 2869-2875. |
| [30] |
张立成.亚硝化反硝化除磷工艺及分子微生物学研究[D].北京: 北京工业大学, 2011. Zhang L C. Study on the nitrosation denitrifying phosphporus removal process and molecular microbiology[D]. Beijing: Beijing University of Technology, 2011. http://cdmd.cnki.com.cn/article/cdmd-10005-1011282863.htm |
| [31] |
张立成, 李艳美, 袁雅姝, 等. 亚硝化反硝化聚磷菌的筛选及生化特性分析[J]. 中国给水排水, 2013, 29(11): 77-80, 83. Zhang L C, Li Y M, Yuan Y S, et al. Screening and biochemical characteristics of nitrosation denitrifying polyphosphate-accumulating organisms[J]. China Water & Wastewater, 2013, 29(11): 77-80, 83. DOI:10.3969/j.issn.1000-4602.2013.11.020 |
| [32] |
李彦红.牲畜粪便暗发酵产氢-产甲烷过程中参数优化及其微生物群落特性[D].郑州: 郑州大学, 2016. Li Y H. Parameter optimization and characteristics of microbial community in two-stage process integrating hydrogen fermentation and anaerobic digestion from fresh livestock dung[D]. Zhengzhou: Zhengzhou University, 2016. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10459-1016175556.htm |
| [33] |
信欣, 管蕾, 姚艺朵, 等. 低DO下AGS-SBR处理低COD/N生活污水长期运行特征及种群分析[J]. 环境科学, 2016, 37(6): 2259-2265. Xing X, Guang L, Yao Y D, et al. Long-term performance and bacterial community composition analysis of AGS-SBR treating the low COD/N sewage at low DO concentration condition[J]. Environmental Science, 2016, 37(6): 2259-2265. |
| [34] |
邹海明, 吕锡武, 李婷. 污水处理反硝化除磷-诱导结晶磷回收工艺中除磷微生物特性[J]. 农业工程学报, 2014, 30(5): 155-161. Zou H M, Lü X W, Li T. Characteristics of phosphorus removal microorganisms in denitrifying phosphorus removal and induced crystallization phosphorus recovery process for waste water treatment[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2014, 30(5): 155-161. DOI:10.3969/j.issn.1002-6819.2014.05.020 |
| [35] | Sun L, Zhao X X, Zhang H F, et al. Biological characteristics of a denitrifying phosphorus-accumulating bacterium[J]. Ecological Engineering, 2015, 81: 82-88. DOI:10.1016/j.ecoleng.2015.04.030 |
| [36] |
邹海明.反硝化聚磷-诱导结晶磷回收工艺优化及微生物特性研究[D].南京: 东南大学, 2015. Zou H M. Process optimization and microbial properties of denitrifying phosphorus removal combined with induced crystallization process[D]. Nanjing: Southeast University, 2015. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10286-1016754689.htm |
| [37] |
芦家娟, 王毅力, 赵洪涛, 等. ABR反应器的启动及颗粒污泥特征的研究[J]. 环境化学, 2007, 26(1): 10-16. Lu J J, Wang Y L, Zhao H T, et al. The start-up of anaerobic baffled reactor (ABR) and the characteristics of granular sludge[J]. Environmental Chemistry, 2007, 26(1): 10-16. DOI:10.3321/j.issn:0254-6108.2007.01.003 |
| [38] |
秦紫瑾.硝态氮诱导反硝化除磷生物膜系统的快速构建及处理效能研究[D].济南: 济南大学, 2017. Qin Z J. Quickly build up of denitrifying phosphorus removal biofilm induced by nitrate and its treatment efficiency[D]. Ji'nan: University of Ji'nan, 2017. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10427-1017078513.htm |
| [39] |
熊付娟.反硝化除磷污泥除磷脱氮特性及菌群结构研究[D].哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2013. Xiong F J. Denitrifying phosphorus removal Characteristics and microbial community structure of denitrifying phosphorus removal sludge[D]. Harbin: Harbin Institute of Technology, 2013. http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10213-1013038458.htm |