A/O-MBBR工藝處理生活污水性能及菌群結(jié)構(gòu)

賴永恒,劉 敏

A/O-MBBR工藝處理生活污水性能及菌群結(jié)構(gòu)

賴永恒,劉 敏*

(四川大學(xué)建筑與環(huán)境學(xué)院,四川 成都 610065)

采用設(shè)計規(guī)模為100m3/d的一體化缺/好氧-移動床生物膜反應(yīng)器(A/O-MBBR)處理實際生活污水,通過265d的中試研究考察了該工藝在多因素擾動下的除碳和脫氮性能,并對不同運行階段微生物群落結(jié)構(gòu)的動態(tài)變化進(jìn)行了研究.結(jié)果表明,一體化A/O-MBBR系統(tǒng)具有良好的COD去除效果和脫氮性能.當(dāng)好氧池溶解氧(DO)濃度和進(jìn)水碳氮比(COD/N)分別為2.5～3.5mg/L和(7.9±2.0)時,COD、NH4+-N和TN去除率分別達(dá)到(93.3±5.4)%、(99.1±0.6)%和(67.9±10.5)%.、和在不同運行時期均有較高的相對豐度,保證了有機(jī)物的高效去除.A/O-MBBR系統(tǒng)脫氮功能菌在運行初期主要分布于活性污泥中,且相對豐度較低.長期運行后,生物膜與活性污泥中均同時檢出大量硝化菌和反硝化菌.其中,相對豐度最高的硝化菌為,主要分布于生物膜上(19.48%～28.05%).反硝化菌則以、和等為主.

一體化缺/好氧-移動床生物膜反應(yīng)器(A/O-MBBR)；生活污水；多因素擾動；微生物群落結(jié)構(gòu)特性

隨著工業(yè)化和城鎮(zhèn)化進(jìn)程的加快,各行各業(yè)用水量急劇上升,廢水產(chǎn)生量和排放量大幅增加.截止2019年底,我國污水年排放量已達(dá)656.95億m3.大量含有機(jī)物和氮、磷等污染物的廢水排放會引發(fā)一系列水環(huán)境問題[1],尋求更加高效、經(jīng)濟(jì)的污水處理技術(shù)是應(yīng)對日益嚴(yán)峻的水環(huán)境形勢的重要舉措.

缺氧/好氧(A/O)工藝由于其良好的污染物去除性能及經(jīng)濟(jì)性,在生活污水和工業(yè)廢水處理中得到廣泛應(yīng)用[2-3].然而,傳統(tǒng)活性污泥工藝易受負(fù)荷沖擊[4],且污泥性能受水質(zhì)、運行參數(shù)及工藝設(shè)計等影響顯著,易產(chǎn)生污泥膨脹等現(xiàn)象[5].相較于傳統(tǒng)活性污泥法,生物膜工藝具有更強(qiáng)的耐沖擊負(fù)荷能力,但由于固定床生物膜技術(shù)存在易孔堵、水頭損失大和需要反沖洗等問題[6],其工程應(yīng)用受到一定限制.移動床生物膜反應(yīng)器(MBBR)是一種基于生物膜工藝的污水處理技術(shù),通過向系統(tǒng)中投加密度與水相近的懸浮填料,為微生物提供了適宜的附著生長環(huán)境,提高了系統(tǒng)內(nèi)的活性微生物量,從而使系統(tǒng)具有更強(qiáng)的耐沖擊負(fù)荷能力[7-8].MBBR工藝有效彌補了傳統(tǒng)活性污泥法和固定床生物膜技術(shù)的不足[9],具有良好的工藝靈活性,在污水處理廠提質(zhì)增效改造中應(yīng)用廣泛[10-12],具有良好的工程應(yīng)用前景[13].MBBR泥膜復(fù)合工藝將活性污泥法與MBBR技術(shù)結(jié)合,進(jìn)一步提高了系統(tǒng)的容積負(fù)荷,并能對功能微生物進(jìn)行富集[14-15].泥膜復(fù)合工藝的污染物去除性能取決于活性污泥和生物膜的協(xié)同作用,微生物結(jié)構(gòu)特性及空間分布會對工藝性能產(chǎn)生重要影響[16].目前,針對溶解氧(DO)[17]、碳氮比(COD/N)[18]、容積負(fù)荷[19]等影響MBBR工藝性能的關(guān)鍵參數(shù)已有諸多報道,但多限于單因素研究或?qū)嶒炇乙?guī)模.在實際工程應(yīng)用中,工藝性能往往受到污水水質(zhì)、水量負(fù)荷、工藝運行參數(shù)及環(huán)境因子等多種因素的綜合影響.因此,開展以實際污水為處理對象的中試研究對工藝的實際應(yīng)用具有更好的工程指導(dǎo)意義.此外,揭示微生物群落的動態(tài)變化規(guī)律對理解和優(yōu)化泥膜復(fù)合工藝具有重要意義.

本研究以實際生活污水為處理對象,在中試規(guī)模下進(jìn)行了長達(dá)265d的現(xiàn)場研究,考察了一體化A/O-MBBR工藝在DO、進(jìn)水COD/N比和容積負(fù)荷等因素共同擾動下的性能穩(wěn)定性,并對不同階段活性污泥與生物膜微生物群落結(jié)構(gòu)的動態(tài)變化進(jìn)行分析,為工藝性能提供微觀解釋,以期為A/O- MBBR工藝的推廣應(yīng)用提供參考和技術(shù)支持.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

本研究中一體化A/O-MBBR反應(yīng)器設(shè)計處理規(guī)模為100m3/d,實驗于某生活污水處理站現(xiàn)場開展.如圖1所示,反應(yīng)區(qū)主要分為缺氧池、好氧池和沉淀池,各區(qū)域有效容積分別為18.9,26.5和13.1m3.中試研究中,缺氧池內(nèi)未投加填料,僅向好氧池內(nèi)投加了填充率為30%的扁圓柱狀聚乙烯懸浮載體.載體直徑為25mm,高為10mm,密度為0.96～0.98g/cm3,比表面積為600～700m2/m3,滿足《水處理用高密度聚乙烯懸浮載體填料》(CJ/T 461-2014)行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)要求[20].為防止載體流失,在缺氧池與好氧池銜接處、好氧池與沉淀池銜接處均設(shè)置了攔截篩網(wǎng).

圖1 反應(yīng)器結(jié)構(gòu)示意

1:調(diào)節(jié)池; 2:污水泵; 3:進(jìn)水球閥; 4:電磁流量計; 5:便攜式DO儀; 6:缺氧池; 7:好氧池; 8:沉淀池; 9:DO探頭; 10:攔截篩網(wǎng); 11:中控室; 12:風(fēng)機(jī)1; 13:風(fēng)機(jī)2

反應(yīng)器曝氣系統(tǒng)由兩臺沉水式變頻風(fēng)機(jī)(風(fēng)機(jī)1和風(fēng)機(jī)2)、微孔曝氣器及空氣管道組成,風(fēng)機(jī)1作為備用風(fēng)機(jī).通過風(fēng)機(jī)頻率的調(diào)整控制曝氣風(fēng)量,從而調(diào)節(jié)反應(yīng)池內(nèi)的DO濃度.回流系統(tǒng)包括污泥回流及硝化液回流.污泥回流采用氣提回流,硝化液回流采用泵回流(其中階段I、階段II無硝化液內(nèi)回流),均回流至缺氧池前段.反應(yīng)器外壁包裹有一層保溫棉,可有效削弱冬季溫度對工藝性能的影響,除此之外,未對水溫進(jìn)行控制.反應(yīng)器所有運行參數(shù)的調(diào)節(jié)及系統(tǒng)控制均在中控室完成.

1.2 水質(zhì)情況

實驗期間,中試反應(yīng)器平均進(jìn)水COD、NH4+-N、TN、NO3--N、NO2--N濃度分別為(276±102), (38.6± 5.2),(47.0±7.2),(0.57±0.32),(0.03±0.03)mg/L.進(jìn)水BOD5/ COD為(0.49±0.04),可生化性良好.各階段進(jìn)水pH值為(7.24±0.24),未進(jìn)行額外調(diào)節(jié).

1.3 運行工況

實驗期間,反應(yīng)器日處理水量為(110±47)m3/d.缺氧池和好氧池水力停留時間(HRT)分別保持在(4.6±1.6)和(6.5±2.2)h.實驗共分為7個階段.為改善TN去除效果,自階段VI起,采用外加碳源的方式適當(dāng)提高進(jìn)水COD/N比.各階段運行參數(shù)詳見表1.

表1 反應(yīng)器各階段運行工況

1.4 測定指標(biāo)及方法

1.4.1 常規(guī)水質(zhì)指標(biāo) 各實驗階段定期檢測反應(yīng)器進(jìn)水及沉淀池出水水質(zhì).COD、NH4+-N、TN、NO2--N的測定參照標(biāo)準(zhǔn)方法[21];NO3--N采用麝香草酚分光光度法.DO和溫度采用便攜式溶氧儀(Multi 3420IDS,WTW,德國)測定;pH值采用便攜式pH計(PHB-4,上海雷磁,中國)測定.

1.4.2 微生物群落結(jié)構(gòu)分析 為了解系統(tǒng)內(nèi)活性污泥與生物膜的微生物群落結(jié)構(gòu)特性,在運行初期(第33d)和后期(第206d)分別采集缺氧池活性污泥、好氧池活性污泥及生物膜進(jìn)行16S擴(kuò)增子高通量測序.采用Zymo Research BIOMICS DNA Microprep Kit(Cat# D4301)進(jìn)行樣本gDNA純化,使用0.8%瓊脂糖電泳檢測gDNA完整性.以515F(5’-GTGY- CAGCMGCCGCGGTAA-3’)和806R(5’-GGACTA- CHVGGGTWTCTAAT-3’)為擴(kuò)增引物進(jìn)行PCR擴(kuò)增.每個樣本進(jìn)行3次PCR技術(shù)重復(fù),取線性期PCR產(chǎn)物等量混合后用于后續(xù)建庫.隨后用2%瓊脂糖凝膠進(jìn)行目的片段電泳檢測,使用Zymoclean Gel Recovery Kit(D4008)進(jìn)行檢測合格的樣品目的條帶回收.使用Qubit@ 2.0Fluorometer(Thermo Scientific)定量,等摩爾量混合后使用Hiseq Rapid SBS Kit v2(FC-402-4023 500Cycle)(Illumina公司)測序試劑盒進(jìn)行測序.使用FLASH拼接雙端序列,然后使用QIIME進(jìn)行數(shù)據(jù)質(zhì)000控,基于Usearch軟件,使用UPARSE算法根據(jù)97%相似度進(jìn)行OTU聚類.使用UCLUST分類法與SILVA數(shù)據(jù)庫進(jìn)行注釋分析.

2 結(jié)果與討論

2.1 A/O-MBBR運行效果分析

2.1.1 COD去除性能 實驗期間,反應(yīng)器進(jìn)、出水COD濃度分別為(276±102)和(21.3±7.1)mg/L,平均COD去除率達(dá)(90.8±6.5)%.A/O-MBBR系統(tǒng)表現(xiàn)出良好的COD去除性能(圖2(a)).當(dāng)DO濃度僅為0.2～0.5mg/L時,COD去除率可保持在(89.2±5.0)%.低DO濃度并未影響COD的高效去除.劉國華等[22]研究發(fā)現(xiàn),當(dāng)DO濃度從2.0mg/L降至0.3mg/L時,活性污泥系統(tǒng)仍可保持較高的COD去除率.本文中當(dāng)水溫由(19.6±1.0)℃降至(13.7±0.8)℃時,COD去除率仍達(dá)到(86.4±6.0)%.如圖3所示,隨著容積負(fù)荷的增加,COD去除率略有提高.當(dāng)COD容積負(fù)荷增加至(1.13±0.43)kg COD/(m3·d)時,去除率提升至(92.2±2.8)%.這可能是由于好氧池形成了比較成熟的生物膜,且DO保持在2.5mg/L以上,削弱了低溫和高容積負(fù)荷對COD去除效果的影響.Luo等[23]認(rèn)為,寒冷地區(qū)污水處理廠可采取低污泥負(fù)荷和高DO策略以保證穩(wěn)定的污染物去除效果.當(dāng)進(jìn)水COD濃度波動較大時,A/O-MBBR系統(tǒng)仍保持穩(wěn)定的COD去除效果,對水質(zhì)波動表現(xiàn)出良好的耐受性.此外,進(jìn)水COD/N比對A/O-MBBR系統(tǒng)COD去除效果無顯著影響,這與Machat等[24]的研究結(jié)果一致.

在DO、進(jìn)水COD/N比及容積負(fù)荷等多因素擾動下,A/O-MBBR系統(tǒng)可維持穩(wěn)定的COD去除效果,這與系統(tǒng)內(nèi)具有降解有機(jī)物功能的微生物密切相關(guān).(變形菌門)、(擬桿菌門)和(綠彎菌門)在有機(jī)物去除方面具有重要作用[25],在本研究中,上述菌門在不同運行階段均有較高的相對豐度(圖5).

2.1.2 NH4+-N去除性能 反應(yīng)器各階段進(jìn)、出水NH4+-N濃度及其去除情況如圖2(b)所示.總體而言,A/O-MBBR的NH4+-N去除性能良好,但不同階段的去除情況存在差異.階段I系統(tǒng)的NH4+-N去除效果較差,出水NH4+-N濃度為(5.5±4.3)mg/L.這可能是由于該階段好氧池DO僅為0.2～0.5mg/L,系統(tǒng)硝化作用受到明顯抑制[26].如圖3所示,當(dāng)好氧池DO升高至2.5～3.5mg/L時,NH4+-N去除效果顯著改善(=0.041),去除率達(dá)到(98.3±1.2)%.當(dāng)DO繼續(xù)升高至3.5mg/L以上時,NH4+-N去除效果并無顯著提升.鄭敏等[27]研究表明,2.0mg/L的DO濃度即可滿足硝化需求,當(dāng)超過2.0mg/L時,NH4+-N去除效果并不會顯著提高.王學(xué)江等[28]也得到了相似的結(jié)論.

圖2 A/O-MBBR系統(tǒng)COD、NH4+-N和TN去除性能

此外,NH4+-N去除效果還受容積負(fù)荷的影響.當(dāng)負(fù)荷低于0.20kg NH4+-N/(m3·d)時,NH4+-N去除率達(dá)到(96.9±13.8)%.當(dāng)負(fù)荷高于0.20kg NH4+-N/ (m3·d)時,NH4+-N去除率降至(71.8±7.5)%.因此,為保證NH4+-N去除效果,其容積負(fù)荷不宜高于0.20kg NH4+-N/(m3·d).此外,進(jìn)水COD/N比的變化并未對NH4+-N去除效果產(chǎn)生顯著影響.

2.1.3 TN去除性能 反應(yīng)器各階段TN去除情況如圖2(c)所示.反應(yīng)器運行后期的TN去除效果顯著優(yōu)于運行初期.階段I-IV期間進(jìn)水COD/N比為(3.7±0.8),其中階段I與階段II均無硝化液回流,但階段II的TN 去除率顯著低于階段I(<0.001),這可能是由于階段II好氧池DO急劇上升,活性污泥與生物膜缺氧微環(huán)境被破壞,異養(yǎng)好氧微生物活性增強(qiáng),使得反硝化作用受到抑制[28].在DO一致的情況下,增加300%～400%硝化液回流后,階段II與階段IV的TN去除效果無顯著差異(=0.167),且階段III與階段IV的TN去除效果也無顯著差異,這可能是由于過高的硝化液回流比加速了混合液的循環(huán),縮短了缺氧池水力停留時間,從而影響TN去除效果[29].因此,實際運行中,硝化液回流比不宜過高.

圖3 不同階段COD、NH4+-N和TN去除效果

當(dāng)進(jìn)水COD/N比由(5.4±2.4)逐漸增至(6.3±1.2)和(7.9±2.0),TN去除率由(47.7±9.3)%逐漸增至(50.5±10.2)%和(67.9±10.5)%.因此,當(dāng)系統(tǒng)內(nèi)有充足的有機(jī)物作為反硝化的電子供體時,工藝的脫氮效果會顯著提升.如圖3所示,階段VII的TN去除效果顯著優(yōu)于其他階段(<0.001).微生物分析表明,運行后期系統(tǒng)內(nèi)脫氮菌屬相對豐度較運行初期顯著升高.如圖5所示,運行后期生物膜中(硝化螺旋菌門)相對豐度由0.06%～1.05%升高至19.48%～ 28.05%,且(獨島菌屬)等反硝化功能菌屬的相對豐度也達(dá)到0.99%～2.05%(表3).大量硝化菌和反硝化菌同時存在于活性污泥和生物膜中,系統(tǒng)內(nèi)可能發(fā)生了同步硝化反硝化作用,從而促進(jìn)了TN的去除效果.

在本研究中,進(jìn)水COD/N比是影響A/O-MBBR系統(tǒng)脫氮性能的關(guān)鍵因子.當(dāng)DO和進(jìn)水COD/N比分別為2.5～3.5mg/L和(7.9±2.0)時,A/O-MBBR系統(tǒng)可保持良好的脫氮性能.

2.1.4 氮素轉(zhuǎn)化情況 為評估A/O-MBBR系統(tǒng)的硝化和反硝化效果,對各階段反應(yīng)器進(jìn)、出水氮素組成進(jìn)行了分析.如圖4所示,進(jìn)水氮素以NH4+-N和有機(jī)氮為主,NO2--N、NO3--N濃度均較低,這與以往的研究結(jié)果相似[30-31].由于A/O-MBBR系統(tǒng)良好的NH4+-N去除性能,出水NH4+-N占比大幅降低.同時,出水NO3--N濃度大幅增加,進(jìn)一步驗證了A/O-MBBR系統(tǒng)良好的硝化性能.有機(jī)氮在微生物作用下部分轉(zhuǎn)化為其他氮素,其出水濃度有所降低.各階段出水NO2--N濃度均很低.微生物數(shù)據(jù)表明,生物膜與好氧池活性污泥中(陶厄氏菌)相對豐度在運行后期有所升高(分別升高至0.42%～1.10%和1.59%).有研究表明,作為一種好氧反硝化菌,可降解有機(jī)物并將NO3--N轉(zhuǎn)化為N2[32],這與后期出水NO3--N濃度逐漸降低的現(xiàn)象相吻合.

圖4 各階段進(jìn)出水氮素轉(zhuǎn)化情況

從各階段的氮素轉(zhuǎn)化情況可以看出,隨著A/O- MBBR系統(tǒng)運行參數(shù)的不斷優(yōu)化,系統(tǒng)硝化和反硝化效果逐漸得到改善,泥膜微生物的協(xié)同作用加強(qiáng),這使得A/O-MBBR系統(tǒng)的脫氮性能有了明顯改觀.

2.2 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

生化系統(tǒng)微生物組成和群落結(jié)構(gòu)對工藝性能起著至關(guān)重要的作用[33].本研究分別對A/O-MBBR系統(tǒng)運行初期和后期的活性污泥及生物膜進(jìn)行了高通量測序分析,探究了系統(tǒng)內(nèi)微生物群落結(jié)構(gòu)特性的動態(tài)變化,并比較了活性污泥與生物膜微生物在群落組成及空間分布上的特點.

2.2.1 多樣性指數(shù)分析 表2列舉了A/O-MBBR運行初期及后期的α多樣性指數(shù).所有樣本覆蓋度均大于0.95,表明測序結(jié)果可反映系統(tǒng)內(nèi)微生物的真實情況[32].運行初期,無論是生物膜(F_1、F_2和F_3)還是好氧池活性污泥(F_4),觀察到的物種數(shù)均遠(yuǎn)多于缺氧池活性污泥(F_5),F_5的物種多樣性最低.這表明在A/O-MBBR系統(tǒng)中,好氧池內(nèi)的微生物可能更容易適應(yīng)環(huán)境,而缺氧微生物則需要更長的適應(yīng)期.此外,F_1、F_2與F_3之間的物種多樣性差異較為顯著,這表明運行初期好氧池不同區(qū)域的填料掛膜情況存在較大差異,這與填料的流化及生物膜與基質(zhì)間的物質(zhì)交換情況等有關(guān).

運行后期,缺氧池活性污泥(S_5)物種多樣性顯著提高,與生物膜(S_1、S_2和S_3)和好氧池活性污泥(S_4)相當(dāng).此外,S_1、S_2和S_3物種多樣性差異減小,這表明此時填料流化狀態(tài)良好,池內(nèi)不同區(qū)域的填料掛膜狀況與運行初期相比差異明顯縮小.此外,生物膜與好氧池活性污泥的Chao1指數(shù)和ACE指數(shù)均有降低,好氧池內(nèi)的物種豐富度較運行初期有所降低,這表明A/O-MBBR系統(tǒng)對微生物起到了篩選富集的作用[34].此外,Shannon指數(shù)、Simpson指數(shù)的降低也表明物種均勻性降低,生物膜和活性污泥中可能形成了優(yōu)勢菌屬.

2.2.2 微生物群落結(jié)構(gòu)分析 運行初期與后期系統(tǒng)的物種組成存在較大差異.如圖5(a)所示,從門水平的物種組成來看,運行初期生物膜與活性污泥主要以、(厚壁菌門)、、等為主,這與其他研究結(jié)果一致[23].[35]、[36]均能降解污水中的有機(jī)物.因此,系統(tǒng)運行初期COD去除率即可穩(wěn)定在(88.7±5.9)%.在生物膜、好氧池活性污泥和缺氧池活性污泥中的相對豐度在運行初期均較低,分別為0.06%～1.05%、0.15%和5.14%,此時NH4+-N去除效果較差,去除率僅為(93.4±9.6)%.從空間分布來看,此時硝化功能菌主要分布于活性污泥中,生物膜上的相對豐度更低.

運行后期,門水平上各優(yōu)勢菌門相對豐度與運行初期相比存在顯著差異(圖5(b)).成為相對豐度僅次于的優(yōu)勢菌門,且在生物膜中的相對豐度明顯高于活性污泥,這表明生物膜對A/O-MBBR系統(tǒng)的硝化效果具有顯著的強(qiáng)化作用.微生物結(jié)構(gòu)特性與空間分布發(fā)生顯著變化,這種改變是影響系統(tǒng)污染物去除性能的根本原因[17].

圖5 運行初期和后期活性污泥與生物膜微生物群落組成(門水平)

表2 α多樣性指數(shù)比較分析

注: F、S分別代表運行初期與后期;1、2和3分別代表好氧池前段、中段、末段生物膜樣品;4代表好氧池活性污泥樣品;5代表缺氧池活性污泥樣品.

進(jìn)一步從屬水平上解析了系統(tǒng)不同階段的微生物群落結(jié)構(gòu)特性.不同運行時期系統(tǒng)內(nèi)脫氮功能菌的相對豐度變化情況見表3.運行初期,系統(tǒng)內(nèi)主要的硝化菌屬為(硝化螺旋菌屬),且主要分布于缺氧池活性污泥中.反硝化菌屬以[36]、(動膠菌屬)[35]、(叢毛單胞菌屬)[37]等為主,且主要分布于缺氧池活性污泥中.有研究表明[38-39],具有較強(qiáng)的胞外聚合物分泌能力,能促進(jìn)菌膠團(tuán)和生物膜的形成,但運行初期好氧池活性污泥及生物膜中均未檢出該菌屬,這可能是運行初期填料掛膜狀況不理想的重要原因.此外,好氧池活性污泥中檢出了(砂單胞菌屬)[40]、(不動桿菌屬)[41]、(噬氫菌屬)[42]和(黃桿菌屬)[38]等具有反硝化功能的菌屬,這為后期填料上附著生長反硝化菌提供了可能.

運行后期,DO濃度及進(jìn)水COD/N比的調(diào)整使系統(tǒng)內(nèi)微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生明顯變化.生物膜和好氧池活性污泥中的相對豐度由0.04%～0.72%和0.13%分別升至19.48%～28.05%和7.51%,相對豐度較運行初期顯著提升,且更傾向于以附著態(tài)的形式存在于系統(tǒng)中.(亞硝化單胞菌屬)在生物膜和活性污泥中的相對豐度也有明顯增加(表3).此時系統(tǒng)的NH4+-N去除效果顯著提升且更加穩(wěn)定,去除率達(dá)到(99.1±0.6)%.、(鞘脂桿菌屬)[43]和(獨島菌屬)[44]等成為系統(tǒng)內(nèi)主要的反硝化菌屬.在好氧池活性污泥與生物膜中的相對豐度明顯升高,這與后期填料掛膜狀況良好相對應(yīng).此外,生物膜中(鐵銹菌屬)[45]等反硝化功能菌的相對豐度大大增加.系統(tǒng)內(nèi)脫氮功能菌屬相對豐度較運行初期顯著升高,TN去除率由運行初期的(38.5±6.6)%升至(67.9±10.5)%,去除效果顯著改善.

表3 不同時期系統(tǒng)內(nèi)主要脫氮功能菌屬相對豐度變化

注: n.d.為未檢出.

3 結(jié)論

3.1 當(dāng)好氧池DO和進(jìn)水COD/N比分別為2.5～ 3.5mg/L和(7.9±2.0)時,A/O-MBBR工藝COD、NH4+-N和TN去除率可分別達(dá)到(93.3±5.4)%、(99.1±0.6)%和(67.9±10.5)%.

3.2 活性污泥與生物膜在不同運行時期均存在相對豐度較高的、和,保證了工藝高效穩(wěn)定的COD去除效果.

3.3 運行初期,脫氮功能菌主要分布于活性污泥中,且相對豐度較低.而后期則更傾向于以附著態(tài)形式存在.運行后期,生物膜、好氧池活性污泥和缺氧池活性污泥中的相對豐度分別為19.48%～ 28.05%、7.51%和9.90%.

3.4 運行初期,Nitrospira是A/O-MBBR系統(tǒng)中主要的硝化功能菌,反硝化菌則以Thauera、Zoogloea和Comamonas等為主.運行后期,系統(tǒng)內(nèi)主要的硝化菌屬為Nitrospira和Nitrosomonas,而反硝化菌屬則以Thauera、Terrimonas和Dokdonella等為主.

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Performance and microbial community of anoxic/oxic-moving bed biofilm reactor(A/O-MBBR) process treating domestic sewage.

LAI Yong-heng, LIU Min*

(College of Architecture and Environment, Sichuan University, Chengdu 610065, China)., 2022,42(5)：2120～2128

An integrated anoxic/oxic-moving bed biofilm reactor (A/O-MBBR) with a scale of 100m3/d was adopted to treat domestic sewage. The performance of carbon and nitrogen removal under multi-factor disturbances was investigated through a 265 day pilot study. Furthermore, the dynamic changes of the microbial community structure in different treatment phases were studied. Results revealed that the integrated A/O-MBBR system showed excellent COD and nitrogen removal performance. Under the conditions of 2.5～3.5mg/L dissolved oxygen (DO) in aerobic tank and influent carbon to nitrogen (COD/N) ratio of (7.9±2.0), the removal rates of COD, NH4+-N and TN could reach (93.3±5.4)%, (99.1±0.6)%, (67.9±10.5)%, respectively.,andwere abundant in different running phases, which ensured the efficient removal of organic matters. In the initial running phase, denitrification functional bacteria of A/O-MBBR system were mainly distributed in activated sludge with relatively low abundance. After a long-term operation, a large number of nitrifying and denitrifying bacteria were simultaneously detected in both biofilm and activated sludge, and the nitrifying bacteria with the highest relative abundance was, which was mainly distributed on the biofilm (19.48%～28.05%). Meanwhile,,s andwere the dominant denitrifying bacteria in the later running phase.

integrated anoxic/oxic-moving bed biofilm reactor (A/O-MBBR)；domestic sewage；multi-factor disturbances；microbial community structure characteristics

X703

A

1000-6923(2022)05-2120-09

賴永恒(1998-),男,云南昭通人,碩士研究生,研究方向為水污染控制理論與實踐.

2021-10-25

國家重點研發(fā)計劃項目(2020YFD1100704)

* 責(zé)任作者, 教授, liuminscu@163.com