溫度和DO對MBBR系統(tǒng)硝化和反硝化的影響

魏小涵,畢學軍,尹志軒,周小琳,徐晨璐,葛文杰

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溫度和DO對MBBR系統(tǒng)硝化和反硝化的影響

魏小涵,畢學軍,尹志軒*,周小琳,徐晨璐,葛文杰

(青島理工大學環(huán)境與市政工程學院,山東 青島 266033)

在缺氧/好氧/好氧串聯(lián)運行的移動床生物膜反應器(MBBR)系統(tǒng)中考察了溫度和好氧反應器中溶解氧(DO)水平對生物膜硝化和反硝化過程氮素去除的影響,并通過高通量測序技術探究溫度和DO的變化造成的MBBR系統(tǒng)中脫氮功能菌群結構的差異,從而在微觀水平解釋硝化和反硝化受溫度和DO影響的生物學機理.結果表明,系統(tǒng)溫度的升高可以同時強化生物膜硝化和反硝化過程,且好氧反應器中DO水平的提高對硝化過程有利,從而提高系統(tǒng)的脫氮效果.本研究中,在系統(tǒng)連續(xù)運行階段,當系統(tǒng)溫度和好氧O1反應器的DO濃度為本研究范圍內的最高水平時(即溫度=20~22oC、DO=5~8mg O2/L),比硝化負荷可達1.60g NH4+-N/(m2·d)以上,而相同溫度范圍內比反硝化負荷可高達2.84g NO3--N/(m2·d),從而使MBBR系統(tǒng)在該工況條件下獲得了最佳的NH4+-N和TN去除率(分別達到了98.7%和85.7%).溫度和DO影響硝化和反硝化的根本原因是溫度和DO變化引起了脫氮功能菌群數量和群落結構的改變:當好氧反應器的DO水平下降時,硝化功能細菌的OTUs比例顯著降低,尤其是異養(yǎng)硝化細菌的生長受到了嚴重的抑制;而溫度的變化對反硝化細菌的影響主要體現(xiàn)在群落結構的變化.

移動床生物膜反應器；溫度；溶解氧；硝化/反硝化；脫氮功能菌群結構

移動床生物膜反應器(MBBR)具有容積負荷高、脫氮效果好、抗沖擊能力強等優(yōu)點[1-2],近年來在污水生物脫氮領域逐漸得到廣泛的應用[3-4].而MBBR的脫氮效果受工藝運行條件(如溫度、溶解氧(DO)、水力停留時間(HRT)、填料填充率等)的影響, 因此如何優(yōu)化這些工藝運行條件以強化脫氮效果成為國內外研究者關注的熱點.通常,生物膜脫氮包括好氧硝化和缺氧反硝化,而溫度和DO水平是影響硝化和反硝化過程的關鍵因素[5-6].鄭敏等[7]在中試MBBR裝置中研究了溫度和DO對氨氮去除率的影響,劉凱等[8]在實驗室規(guī)模條件下研究了溫度對MBBR反硝化深度脫氮的影響.然而現(xiàn)有的研究多針對單一因素,較少關于溫度和DO對MBBR中硝化和反硝化過程影響機理的系統(tǒng)研究.本研究以實驗室規(guī)模的MBBR系統(tǒng)作為研究對象,考察了不同溫度、DO對MBBR系統(tǒng)中氮素去除率的影響,分析了溫度和DO對硝化過程的協(xié)同作用,以及溫度對反硝化過程的影響,并通過高通量測序技術進一步探究了溫度和DO改變引起的MBBR系統(tǒng)中脫氮功能菌群結構的變化.研究結果將為生物膜脫氮工藝運行優(yōu)化提供理論基礎和數據支持.

1 材料與方法

1.1 實驗污水

本研究的實驗污水為青島市某城鎮(zhèn)污水處理廠初沉池出水,其水質特征如表1所示.實驗污水COD/TN為4.5~6.5,水質較穩(wěn)定.

表1 實驗污水水質特征

1.2 試驗裝置與操作運行方法

本研究中采用的MBBR系統(tǒng)工藝流程如圖1所示.該生物膜系統(tǒng)由3個相同規(guī)格的圓柱形反應器串聯(lián)組成,各反應器分別在缺氧、好氧、好氧條件下運行.反應器由有機玻璃制成,單個反應器直徑0.2m、高0.4m,有效容積為5L.實驗所用懸浮填料分別取自青島市某污水處理廠MBBR缺氧池和好氧池,在反應器中進行為期一個月的馴化培養(yǎng)至系統(tǒng)穩(wěn)定.懸浮填料為SPR2型填料(思普潤,青島),其密度為0.97g/cm3,比表面積為620m2/m3,在各反應器中的填充率均為50%.為了使反應器中的填料處于流化狀態(tài),缺氧反應器(A)采用機械攪拌,攪拌轉速60~80r/min,使溶解氧濃度維持在0.2~0.4mg O2/L;好氧反應器(O1和O2)采用曝氣攪拌,通過控制曝氣量調節(jié)好氧反應器中的DO水平.系統(tǒng)溫度的控制通過調節(jié)室溫實現(xiàn).系統(tǒng)連續(xù)運行,各反應器HRT均為4h.好氧反應器O2出水回流至缺氧反應器A中,回流比為100%.

通過調節(jié)系統(tǒng)溫度和好氧反應器O1中的DO水平,考察不同溫度和DO水平對生物膜系統(tǒng)硝化和反硝化的影響.如表2所示,在整個研究期間根據系統(tǒng)溫度和好氧反應器DO不同分為6個工況.其中,溫度設置為3個梯度,分別為15~18℃、18~20℃和20~22℃.不同工況條件下好氧反應器O1的DO水平分別設為5~8mg O2/L和2~4mg O2/L,而好氧反應器O2的DO濃度始終保持在6~9mg O2/L.定期采集進水及各反應器出水水樣并對其進行水質檢測.此外,在系統(tǒng)不同工況條件下的穩(wěn)定運行期間,通過批次實驗在缺氧反應器A及好氧反應器O1中分別測定比反硝化負荷和比硝化負荷.為了進一步研究溫度和DO水平對系統(tǒng)中的硝化反硝化細菌種群結構的影響,分別在工況III和工況VI穩(wěn)定運行期間對各反應器取生物膜樣品進行微生物檢測.

圖1 MBBR工藝流程示意

1.3 檢測方法及數據處理方法

常規(guī)水質參數如COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、和TN、TP、SS均采用《水和廢水檢測分析方法》中的標準方法[9].溫度和溶解氧通過哈希HQ40d測定,pH值通過酸度計PHS-3C測定.硝化和反硝化細菌群落結構的檢測采用MiSeq高通量測序技術,利用Mobio power Soil DNA Isolation Kit試劑盒提取生物膜樣品中的DNA,PCR擴增16rRNA的正向引物為338F (5'-ACTCCTACGGGAGGCAGC- AG-3'),反向引物為806R(5'-GGACTACHVGGGT- WTCTAAT- 3').

生物膜的比硝化負荷和比反硝化負荷分別通過式(1)、(2)計算所得.

式中:L為比硝化負荷,g NH4+-N/(m2·d);DN為比反硝化負荷,g NO3--N/(m2·d);0為初始反應器內污染物濃度,mg/L;C為時刻反應器內氮素濃度,mg/L;為反應器有效容積,L;為反應器總生物膜表面積,m2;Δ為反應時間,h.系統(tǒng)各污染物去除效果用其去除率表示,公式如下所示:

式中:為污染物去除率,%;進為污染物系統(tǒng)進水濃度,mg/L;出為污染物系統(tǒng)(或反應器)出水濃度,mg /L.

2 結果與討論

2.1 不同溫度和DO條件下生物膜系統(tǒng)中N和COD的去除效果

由表2可知,不同工況條件下系統(tǒng)NH4+-N去除率受溫度和好氧反應器O1的DO水平影響顯著.當系統(tǒng)溫度為15~18℃,好氧反應器O1的DO為5~8mg O2/L時(工況I),系統(tǒng)NH4+-N平均去除率為88.3%.隨著溫度的增加, NH4+-N去除率也隨之增加.當系統(tǒng)溫度升高至18~20℃時,在相同DO水平的條件下(工況III), NH4+-N平均去除率提高至96.8%.當系統(tǒng)溫度進一步提高至20~22℃時(工況V),NH4+-N平均去除率高達98.7%.而胡友彪等[6]以更容易被微生物利用的葡萄糖廢水為研究基質時卻發(fā)現(xiàn)溫度對MBBR的影響較小,當溫度從23~25℃降低至12~15℃時,MBBR的NH4+-N去除率從97%降至95%.Delatolla等[10]對曝氣生物濾池的研究表明低溫對生物膜硝化速率有強烈的抑制作用,當溫度從20℃降低至4oC時,NH4+-N的去除率下降了56%;而當溫度提高至20℃時,NH4+-N的去除率也隨之恢復.而Hoang等[11]發(fā)現(xiàn)長期暴露在更低的溫度條件下(1℃),MBBR系統(tǒng)的NH4+-N去除率僅為20℃時的18%.NH4+-N去除率受溫度影響,是由于硝化細菌普遍為中溫菌,在中溫條件下硝化細菌有較高的生長速率和代謝活性[12].此外,在本研究中,在相同溫度的條件下,好氧反應器O1的DO水平降低會導致NH4+-N去除率的顯著下降. 例如,當系統(tǒng)溫度為20~22℃,好氧反應器O1的DO從5~8mg O2/L(工況V)降低至2~4mg O2/L時(工況VI),系統(tǒng)NH4+-N平均去除率從98.7%降低至87.0%.由于氧氣是硝化細菌所必需的代謝基質,DO水平的降低不利于好氧硝化細菌的生長代謝,從而導致硝化效果下降,NH4+-N去除率降低[13].而在高DO水平的條件下曝氣量較高,不僅有利于生物膜與氧氣接觸,提高氧氣的傳質效率,強烈的曝氣還會使反應器內的水力波動增強,對懸浮填料的剪切作用也隨之增大,從而可以加快生物膜更新速度,提高反應器內生物膜的活性,因此反應器中需要維持足夠高的DO水平以保證NH4+-N去除率[14].而系統(tǒng)TN去除率與NH4+-N去除率的變化趨勢相似,當溫度增加時,系統(tǒng)TN去除率也隨之上升;在相同溫度下,好氧反應器O1中DO的降低會導致系統(tǒng)TN去除率的下降.這是由于系統(tǒng)中TN的去除經歷了NH4+-N的氧化過程(硝化)和硝化產物的還原過程(反硝化),而受溫度和DO水平影響的硝化過程會限制后續(xù)反硝化的脫氮量.和本研究的觀察結果類似,吳廣華等[15]在序批式MBBR系統(tǒng)中也發(fā)現(xiàn),較高溫度更適宜硝化菌(包括亞硝化菌)和反硝化菌的生長,當溫度為24℃時MBBR系統(tǒng)的脫氮效率為98.4%,比14℃時高10%左右.在本研究中所有實驗階段,當好氧反應器O1中DO水平處于2~4mg O2/L時,好氧反應器O1的出水TN濃度僅有略微的下降,降低量只有2~5mg TN/L,說明不存在明顯的同步硝化反硝化現(xiàn)象.王學江等[16]研究也發(fā)現(xiàn),當DO濃度高于2mg O2/L時,雖然MBBR系統(tǒng)的硝化效果較好,但是反硝化過程受到高濃度DO的抑制.

表2 不同工況條件下N和COD的系統(tǒng)去除率

不同工況條件下穩(wěn)定運行期間串聯(lián)的兩個好氧反應器對系統(tǒng)NH4+-N去除率的貢獻如圖2所示.當好氧反應器O1的DO水平為5~8mg O2/L時(工況I、III、V),好氧反應器O1對系統(tǒng)NH4+-N的去除起主要作用,其NH4+-N去除率占系統(tǒng)NH4+-N去除率的62%~85%;當好氧反應器O1的DO水平降低為2~4mg O2/L時(工況II、IV、VI),其NH4+-N去除率顯著下降,僅占系統(tǒng)NH4+-N去除率的42%~45%,剩余的大部分NH4+-N在好氧反應器O2中得到去除.DO水平的調節(jié)會導致兩級好氧反應器對NH4+-N去除貢獻的變化,因此可以通過優(yōu)化DO水平來合理分配各級好氧反應器NH4+-N負荷,從而達到高效低耗運行的目的.

NH4+-N和TN去除率受溫度和DO影響顯著,而溫度和DO變化時系統(tǒng)COD的去除率差別卻較小,不同工況條件下COD系統(tǒng)平均去除率在79%~85%范圍內波動(表2).胡友彪等[6]也發(fā)現(xiàn)不同溫度下MBBR系統(tǒng)的COD去除率變化不大,與本研究結果一致.生物膜較高的生物多樣性保障了溫度變化時生物膜系統(tǒng)對有機物的良好去除效果.

圖2 不同工況下串聯(lián)好氧反應器對系統(tǒng)NH4+-N去除率的貢獻

2.2 溫度和DO對生物膜硝化過程的影響

不同溫度和DO條件下的生物膜比硝化負荷如圖3所示.當DO為2mg O2/L時,硝化過程受DO的限制,溫度的升高對硝化的強化效果很小,比硝化負荷均低于0.4g NH4+-N/(m2·d).當溫度為14℃時,隨著DO的升高到8mg O2/L,比硝化負荷可提高至1.0g NH4+-N/(m2·d);而當溫度為22℃時,隨著DO的增加,比硝化負荷可達1.60g NH4+-N/(m2·d)以上.由此可見,溫度和DO的同時升高可以強化硝化細菌的生物活性和代謝能力,從而提高硝化速率.在DO充足的前提下,隨著溫度的升高,微生物活性增強,比硝化負荷也隨之提高.Zhang等[17]在MBBR中試系統(tǒng)中探究了溫度對硝化動力學的影響,發(fā)現(xiàn)溫度升高可以促進NH4+-N的去除,當溫度從16.1℃升至28.3℃時,硝化速率從3.43mg NH4+-N/(L·h)升至7.25mg NH4+-N/(L·h).張燕等[18]考察了低溫及溫度回升過程中MBBR的運行效果,發(fā)現(xiàn)硝化細菌對溫度的變化較敏感,當溫度低于15℃時,硝化速率明顯下降;而夏季水溫高時最大硝化速率可達到0.077kg NH4+-N/(kg MLSS·d),是冬季的5.7倍.牛川等[19]發(fā)現(xiàn)MBBR在低溫條件下停止曝氣后剩余DO的消耗速率比常溫條件下更為緩慢,是由于微生物在低溫條件下活性較差,氧的利用率低. Salvetti等[20]將MBBR系統(tǒng)用于市政污水深度處理時發(fā)現(xiàn),在限制溶解氧的條件下,生物膜中的硝化菌活性受到氧傳遞速率和水溫的共同影響.因此,在低溫條件下,及時曝氣補充溶解氧對于維持硝化速率及反應器的硝化效果至關重要[21].此外,在本研究中,隨著溫度提高至一定水平(約18℃)后,比硝化負荷不再隨之升高,此時硝化過程受底物濃度及微生物量的限制.

圖3 溫度和DO對比硝化負荷的影響

如圖4所示,好氧生物膜中具有硝化功能的細菌主要包含4個菌屬,分別為、和,其中、為異養(yǎng)硝化細菌[22],此類細菌亦是污水處理功能微生物中的重要組成部分[23].在工況III(好氧反應器O1的DO為5~8mg O2/L)穩(wěn)定運行期間,兩個串聯(lián)的好氧生物膜反應器中硝化功能細菌的OTUs占細菌總OTUs的比例均大于35%,此時硝化功能細菌是系統(tǒng)中主要菌群.而在工況VI(好氧反應器O1的DO降低至2~4mg O2/L)時,好氧反應器O1中的硝化功能細菌的OTUs比例顯著下降(至6.2%),僅為工況III的16.4%,此時硝化功能細菌不再在該反應器中起主導作用,說明DO的降低是限制生物膜硝化功能細菌生長的主要因素,進而影響系統(tǒng)硝化功能;而好氧反應器O2中的比例也減少了11.85%.此外,DO對硝化功能菌群的群落結構也有顯著影響.當好氧反應器O1的DO為5~8mg O2/L(工況III)時,兩個好氧反應器中硝化優(yōu)勢菌群均是,約占硝化功能細菌OTUs數的80%以上;當好氧反應器O1的DO降至2~4mg O2/L(工況VI)時,和的生長受到嚴重抑制,成為硝化過程的優(yōu)勢菌群,其OTUs數量約占硝化功能細菌OTUs數的60.8%,說明本研究中DO水平的降低對自養(yǎng)硝化細菌的影響相對較小,而對異養(yǎng)硝化細菌影響較大;此外,好氧反應器 O1中DO的降低后,的OTUs比例約是高DO水平下的1.6倍,從而導致好氧反應器 O1出水中NO2--N含量提高(最高可達8.7mg N/L).而與工況III相比,在工況VI的好氧反應器O2中發(fā)現(xiàn)的OTUs比例顯著提高而的比例下降,這是由于以NO2--N為生長基質,而以NH4+-N和NO3--N為氮源進行生長代謝[24]. 好氧反應器O2進水中NO2--N含量的升高導致可利用基質量增多,使其競爭優(yōu)勢增大,的優(yōu)勢地位降低,從而引起好氧反應器O2中群落結構的變化.

2.3 溫度對生物膜反硝化過程的影響

溫度除了影響硝化作用,對反硝化過程也有影響.如圖5所示,當溫度為14℃時,比反硝化負荷僅為0.42g NO3--N/(m2·d),當溫度低于15.4℃時,升高單位溫度對比反硝化負荷的提高量為0.42g NO3--N/ (m2·d);當溫度在15.4~19.8℃范圍內,比反硝化負荷的增長速率隨溫度增加變緩,升高單位溫度僅能提高0.09g NO3--N/(m2·d)的比反硝化負荷;而當溫度高于19.8℃時,單位溫度的增加可使比反硝化負荷提高0.57g NO3--N/(m2·d);當溫度為22.3℃時,比反硝化負荷可高達2.84g NO3--N/(m2·d).由此看來,比反硝化負荷并非與溫度呈線性關系,而是在不同的溫度范圍內增加時,呈現(xiàn)出不同的增長速率,這可能是由于在不同的溫度范圍內,缺氧反應器中反硝化細菌群落結構的不同導致的.據報道[6,25],反硝化過程的適宜溫度為20~35℃,而低于15℃時反硝化速率顯著下降,尤其是NO2--N的還原過程在低溫條件下難以進行.馬娟等[25]研究發(fā)現(xiàn)溫度為10℃時反硝化速率僅為20℃時反硝化速率的三分之一,為30℃時反硝化速率的六分之一.張燕等[18]的研究也發(fā)現(xiàn)溫度的升高有利于提高MBBR系統(tǒng)的反硝化速率,夏季最大反硝化速率是冬季的8.6倍.而在冬季低溫情況下,除了要做好保溫措施之外,可考慮延長水力停留時間或提高填料填充率以保證反硝化效果[21].

圖4 硝化功能細菌OTUs分布

圖5 溫度對比反硝化負荷的影響

不同工況下缺氧反應器A的反硝化細菌OTUs分布如圖6所示.可見在2個工況條件下,缺氧反應器中反硝化細菌的OTUs數占總OTUs比例差別不大,但菌群結構卻有明顯的差異.當溫度在18~20℃范圍內(工況III)時,反硝化優(yōu)勢菌種主要由[26]、[27]和[28]組成.其總OTUs數約占反硝化細菌OTUs總數的81.2%.而當溫度升高至20~22℃(工況VI)時,和的比例均有不同程度的下降,而[29]的比例卻明顯提高.溫度的增加對不同反硝化菌的代謝活性和生長速率的影響不同,這些反硝化菌群對基質的競爭導致其種群數量的變化.在較高的溫度條件下競爭優(yōu)勢較大,因此其優(yōu)勢地位隨溫度的增加而升高.而反硝化菌群的結構變化可能是導致不同溫度范圍內反硝化負荷增長速率差異的主要原因.

圖6 反硝化細菌OTUs分布

3 結論

3.1 系統(tǒng)NH4+-N和TN去除率受溫度和好氧反應器O1的DO水平影響顯著.在相同DO水平的條件下,NH4+-N和TN去除率隨著溫度的增加而增加,當系統(tǒng)溫度提高至20~22℃時,NH4+-N和TN平均去除率分別高達98.7%、85.7%;在相同溫度的條件下,好氧反應器O1的DO水平降低會導致NH4+-N和TN去除率的顯著下降,而不同工況條件下COD系統(tǒng)平均去除率差別卻較小,在79%~85%范圍內波動.

3.2 在DO充足的前提下,比硝化負荷隨著溫度的升高而提高;但當溫度提高至一定水平(約18℃)后,比硝化負荷不再隨之升高;當溫度為22℃時,隨著DO的增加,比硝化負荷可達1.6gNH4+-N/(m2·d)以上.

3.3 比反硝化負荷在溫度不同的范圍內呈現(xiàn)不同的增長速率.當溫度在15.4~19.8℃時,比反硝化負荷的增長速率最小;當溫度低于15.4℃或高于19.8℃時,比反硝化負荷有較高的增長速率,尤其溫度高于19.8℃時,比反硝化負荷的提高量可達0.57g NO3--N/(m2·d)/℃.

3.4 當好氧反應器O1的DO水平從5~8mg O2/L降至2~4mg O2/L,該反應器內硝化功能細菌的OTUs比例從37.46%降至6.15%,異養(yǎng)硝化細菌的生長尤其受到了抑制,其OTUs比例下降顯著;而溫度在18~22℃范圍升高,反硝化細菌的OTUs數占OTUs總量差別很小,而菌群結構發(fā)生明顯改變.

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Effects of temperature and dissolved oxygen on nitrification and denitrification in MBBR system.

WEI Xiao-han1, BI Xue-jun, YIN Zhi-xuan*, ZHOU Xiao-lin, XU Chen-lu, GE Wen-jie

(School of Environmental Municipal Engineering, Qingdao University of Technology, Qingdao 266033, China)., 2019,39(2)：612~618

The effects of system temperature and DO level in aerobic reactor on nitrification and denitrification in three lab-scale moving bed biofilm reactors(MBBRs)in series operated under anoxic/aerobic/aerobic conditions respectively, were investigated. The microscopic mechanism based on the changes in the structure of nitrogen removal functional bacteria in biofilm affected by temperature and DO were discussed using high-throughput sequencing technology. The results indicated that the increase in system temperature could enhance not only nitrification but also denitrification process in biofilm, and the increase in the DO level in aerobic reactor was beneficial to nitrification process. During the continuous operation of the processes, when the system temperature and the DO level in the aerobic reactor were at the highest level (i.e., temperature=20~22oC, DO=5~8mg O2/L), more than 1.60g NH4+-N/(m2·d) of the specific nitrification loading rate could be achieved, and the specific denitrification loading rate was as high as 2.84g NO3--N/(m2·d). The optimal removal efficiencies of NH4+-N and TN could reach 98.7% and 85.7% respectively. The essential reasons for the changes in the population and community structure of nitrogen removal functional bacteria resulted from the variation in temperature and DO level. When the DO level in the aerobic reactor decreased, the OTUs proportion of nitrifiers, especially heterotrophic nitrifiers, decreased significantly. The effect from the temperature on the denitrifiers could be mainly attributed to the structural change in the community.

moving bed biofilm reactor (MBBR)；temperature；dissolved oxygen (DO)；nitrification/denitrification；nitrogen removal functional bacteria communities

X703.1

A

1000-6923(2019)02-0612-07

魏小涵(1993-),女,山東菏澤人,青島理工大學碩士研究生,主要從事城市污水脫氮除磷研究.發(fā)表論文2篇.

2018-07-17

水體污染控制與治理科技重大專項(2017ZX07101-002)

* 責任作者, 講師, yzxqut@163.com