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    反硝化除磷工藝實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽積累的參數(shù)優(yōu)化

    2022-06-29 09:41:14隋倩雯高超龍徐東耀魏源送
    中國(guó)環(huán)境科學(xué) 2022年6期
    關(guān)鍵詞:磷菌硝酸鹽亞硝酸鹽

    狄 斐,隋倩雯,高超龍,鐘 慧*,徐東耀,魏源送,3

    反硝化除磷工藝實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽積累的參數(shù)優(yōu)化

    狄 斐1,2,隋倩雯1,高超龍1,2,鐘 慧1*,徐東耀2,魏源送1,3

    (1.中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心,水污染控制實(shí)驗(yàn)室,北京 100085;2.中國(guó)礦業(yè)大學(xué)(北京)化學(xué)與環(huán)境工程學(xué)院,北京 100089;3.江西省科學(xué)院能源研究所,南昌 330096)

    為促進(jìn)反硝化除磷與厭氧氨氧化工藝的耦合,實(shí)現(xiàn)污水氮、磷的同步高效去除,構(gòu)建序批式反應(yīng)器(Sequencing batch reactor, SBR),優(yōu)化了反硝化除磷工藝實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽積累的工藝參數(shù).SBR在厭氧-缺氧-微好氧運(yùn)行條件下,缺氧段投加模擬硝酸鹽工業(yè)廢水逐步實(shí)現(xiàn)了反硝化除磷過(guò)程的亞硝酸鹽積累.結(jié)果表明,經(jīng)過(guò)142d的培養(yǎng)馴化,在進(jìn)水C/P比為55時(shí),缺氧段引入NO3--N濃度為23mg/L時(shí),亞硝酸鹽積累率為51.01%,NO3--N→NO2--N轉(zhuǎn)化率為40.22%,硝酸鹽去除率為72.14%,PO43--P去除率最高達(dá)88.17%.出水COD濃度低于25mg/L,COD去除率維持在90%以上.微生物群落結(jié)構(gòu)分析表明,擬桿菌門(Bacteroidetes)、變形菌門(Proteobacteria)、綠彎菌門(Chloroflexi)、酸桿菌門(Acidobacteria)為系統(tǒng)內(nèi)優(yōu)勢(shì)菌門.通過(guò)參數(shù)優(yōu)化實(shí)現(xiàn)了聚磷菌的馴化,Accumulibacter為代表的反硝化聚磷菌豐度增加(累積豐度由1.49%增加到5.08%),以Competibacter為代表的反硝化聚糖菌豐度增加更為明顯(累積豐度由1.02%增加到15.49%),聚磷菌與聚糖菌的共同作用有利于實(shí)現(xiàn)除磷過(guò)程的亞硝酸鹽累積.

    反硝化除磷;部分反硝化;亞硝酸鹽積累;微生物群落

    城鎮(zhèn)污水處理廠排放的氮、磷是我國(guó)部分湖泊和河流發(fā)生富營(yíng)養(yǎng)化的主要原因之一,對(duì)人體健康及生態(tài)環(huán)境造成極大危害[1],因此城鎮(zhèn)污水廠的脫氮除磷是行業(yè)研究與發(fā)展的熱點(diǎn)問(wèn)題.

    目前污水除磷主要有生物法和化學(xué)法,但化學(xué)除磷[2]需要投加大量藥劑并產(chǎn)生大量化學(xué)污泥,不僅會(huì)對(duì)環(huán)境產(chǎn)生進(jìn)一步影響,也導(dǎo)致處理成本的大幅增加.生物除磷[3]指利用聚磷菌(Phosphorus Accumulating Organism, PAOs)在厭氧條件下進(jìn)行磷酸鹽的釋放,再利用氧氣為電子受體進(jìn)行過(guò)量吸磷,最后通過(guò)排出富磷污泥達(dá)到除磷的效果.傳統(tǒng)的生物除磷工藝存在碳源競(jìng)爭(zhēng)、剩余污泥產(chǎn)量高等問(wèn)題[4-5].20世紀(jì)90年代,Kuba等[6]發(fā)現(xiàn)了反硝化除磷菌(Denitrifying Phosphorus Accumulating Organisms, DPAOs),其與傳統(tǒng)聚磷菌具有相似的代謝機(jī)制,但DPAOs利用NOx--N(NO2--N或NO3--N)代替O2作為電子受體實(shí)現(xiàn)氮、磷的同步去除,克服了傳統(tǒng)生物除磷工藝聚磷菌和反硝化菌競(jìng)爭(zhēng)碳源的矛盾.Lu等[7]構(gòu)建具有反硝化除磷(Denitrifying Phosphorus Removal,DPR)功能的多級(jí)缺氧-好氧反應(yīng)器處理模擬廢水,結(jié)果表明在節(jié)約曝氣能耗及碳源需求的優(yōu)勢(shì)下,系統(tǒng)可以實(shí)現(xiàn)碳、氮、磷的同步去除.

    隨著主流厭氧氨氧化工藝的興起,部分反硝化(Partial denitrification, PD)為厭氧氨氧化工藝提供亞硝酸鹽得到一定研究[8].反硝化聚糖菌(Denitrification Glycogen Accumulating Organisms, DGAOs)驅(qū)動(dòng)的內(nèi)源性部分反硝化可實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽積累,Wang等[9]研究發(fā)現(xiàn)內(nèi)源反硝化過(guò)程亞硝酸鹽積累率可達(dá)到53%~67%.本文通過(guò)提高反硝化除磷過(guò)程產(chǎn)生的亞硝酸鹽濃度,促進(jìn)厭氧氨氧化工藝與生物除磷工藝的耦合,能夠?qū)崿F(xiàn)碳、氮、磷的同步去除.

    本研究接種城市污水處理廠的活性污泥,在厭氧與缺氧階段引入人工配水和模擬硝酸鹽工業(yè)廢水,探究影響反硝化除磷和亞硝酸鹽積累的工藝參數(shù),以及碳源在不同異養(yǎng)菌間的分配.本研究結(jié)果將為反硝化除磷耦合厭氧氨氧化工藝,促進(jìn)低濃度污水的同步高效脫氮除磷提供技術(shù)支撐.

    1 材料與方法

    1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

    圖1 反應(yīng)裝置示意

    1.模擬污水進(jìn)水箱;2.模擬NO3--N廢水進(jìn)水箱;3.進(jìn)水泵;4.SBR反應(yīng)器;5.攪拌器;6.曝氣盤;7.空氣壓縮機(jī);8.出水箱

    實(shí)驗(yàn)裝置采用有機(jī)玻璃制成的長(zhǎng)方體形的序批式活性污泥反應(yīng)器(Sequencing Batch Reactor, SBR),具體見圖1.有效容積為10L(長(zhǎng)′寬′高=20cm× 30cm×30cm).反應(yīng)器采用全混反應(yīng)器構(gòu)型,頂部配有機(jī)械攪拌裝置,底部裝有微孔曝氣盤,采用空氣壓縮機(jī)(V-10,海利)及氣體流量計(jì)(LZB-1WB,中國(guó)振興)控制曝氣強(qiáng)度.蠕動(dòng)泵、攪拌器、空氣壓縮機(jī)采用時(shí)控開關(guān)(KG316T,德力西)控制,實(shí)現(xiàn)進(jìn)水、攪拌、曝氣、沉淀、閑置、排水等工序.

    1.2 反應(yīng)器進(jìn)水和接種污泥

    實(shí)驗(yàn)用水為人工配水,以乙酸鈉為有機(jī)碳源, KH2PO4為磷源,模擬NO3--N工業(yè)廢水采用KNO3配制,并投加微生物生長(zhǎng)所需的微量元素[3].

    反應(yīng)器接種污泥取自河北某城市污水處理廠生化反應(yīng)池,該污泥具有穩(wěn)定的除磷效果,PO43--P去除率穩(wěn)定在80%以上.接種后反應(yīng)器內(nèi)污泥濃度約為3500mg/L.

    1.3 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)與運(yùn)行

    反應(yīng)器共運(yùn)行142d.階段I采用厭氧-好氧運(yùn)行模式實(shí)現(xiàn)PAOs的馴化,每天運(yùn)行4個(gè)周期,共運(yùn)行30d.階段II至IV采用厭氧-缺氧-微好氧運(yùn)行方式,實(shí)現(xiàn)DPAOs和DGAOs的富集,每天運(yùn)行3個(gè)周期,每周期運(yùn)行8h,其中,在缺氧初投加模擬硝酸鹽工業(yè)廢水,投加量根據(jù)不同進(jìn)水COD濃度進(jìn)行調(diào)整,使階段II~I(xiàn)V,進(jìn)水COD/P比分別為25、40和55,厭氧初COD濃度與缺氧初NO3--N濃度之比維持在6.0左右.

    SBR排水比為50~60%,水力停留時(shí)間為12.0~ 16.0h.系統(tǒng)通過(guò)排泥保證MLSS維持在3000~ 3500mg/L,SRT為25~30d.反應(yīng)器在室溫條件下運(yùn)行,溫度18~24oC,具體運(yùn)行參數(shù)見表1.

    表1 反應(yīng)器運(yùn)行操作參數(shù)與水質(zhì)濃度

    注:*DO為好氧階段溶解氧濃度,**該NO3--N濃度為經(jīng)攪拌混合后缺氧初的NO3--N濃度.

    1.4 分析方法

    根據(jù)《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》(第四版)測(cè)定水質(zhì)指標(biāo),其中PO43--P采用鉬銻抗分光光度法; NH4+-N采用納氏試劑分光光度法;NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法;NO3--N采用紫外分光光度法;COD采用HACH試劑測(cè)定;DO為在線電極檢測(cè)(WTW, Multi 340i,Germany).

    為考察系統(tǒng)中各階段的微生物菌群結(jié)構(gòu)變化,采集接種及四個(gè)階段的污泥樣品進(jìn)行菌群分析.DNA提取、PCR擴(kuò)增和高通量測(cè)序技術(shù)根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)指導(dǎo)方法進(jìn)行[10].污泥樣品(混合液5mL)DNA提取,采用FASTDNA Spin Kit for Soil (MP Biomedicals, USA)提取DNA.采用PCR技術(shù)擴(kuò)增16S rRNA基因,擴(kuò)增區(qū)域采用了V4區(qū)515F(GTG- CCAGCMGCCGCGGTAA)和806R(GGACTACHV- GGGTWTCTAAT),對(duì)提取的總DNA進(jìn)行PCR擴(kuò)增、建庫(kù),于Illumina Mi Seq PE 300高通量測(cè)序平臺(tái)進(jìn)行高通量測(cè)序[11].原始數(shù)據(jù)已提交至NCBI,登錄號(hào)為PRJNA647062.

    1.5 計(jì)算方法

    亞硝酸鹽氮積累率(NO2--N accumulation rate,NAR)、硝酸鹽轉(zhuǎn)化率(Nitrate-to-nitrite transformation ratio,NTR)、硝酸鹽去除率(NO3--N removalrate,NRR)、污染物去除率()、內(nèi)碳源儲(chǔ)存量(CODintra)、內(nèi)碳源儲(chǔ)存率(CODintraefficiency)、PAOs和聚糖菌(Glycogen Accumulating Organism, GAOs)在厭氧段對(duì)內(nèi)碳源儲(chǔ)存貢獻(xiàn)(PAO,ɑ和GAO,ɑ)的計(jì)算如公式所示.

    式中:NO2--Nan,inf、NO2--Nan,eff與NO3--Nan,inf與NO3--Nan,eff分別為缺氧初和缺氧末亞硝酸鹽氮與硝酸鹽氮濃度(mg/L);Cnf與eff為系統(tǒng)污染物進(jìn)、出水濃度(mg/L);CODa,inf與CODa,eff分別為厭氧初與厭氧末COD濃度(mg/L);NO2--Na,inf、NO2--Na,eff與NO3--Na,inf與NO3--Na,eff分別為厭氧初始和末期亞硝酸鹽氮與硝酸鹽氮濃度(mg/L),2.86和1.71為每單位NO3--N、NO2--N發(fā)生反硝化時(shí)COD理論消耗量;PRA為厭氧段磷酸鹽釋放量(mg/L),0.5為理論計(jì)量系數(shù)[12].

    2 結(jié)果與討論

    2.1 不同運(yùn)行階段N、P去除效果

    第一階段(1~30d),反應(yīng)器在厭氧-好氧交替條件下運(yùn)行,如圖2(a)所示,系統(tǒng)進(jìn)水的PO43--P濃度為5.80mg/L,厭氧末PO43--P濃度由最初的9.15mg/L穩(wěn)定到11mg/L左右,平均釋磷量(PRA)為8.21mg/L.好氧段DO濃度為1.0~2.0mg/L,出水PO43--P濃度輕微波動(dòng),最終穩(wěn)定在0.7mg/L, PAOs在好氧段發(fā)生了過(guò)量吸磷,吸磷量(PUA)達(dá)10.39mg/L,系統(tǒng)PO43--P去除率為87.64%.接種污泥較快的實(shí)現(xiàn)了PAOs的富集,具備穩(wěn)定的除磷效果.

    第二階段(31~72d),該階段采用厭氧-缺氧-微好氧運(yùn)行方式,缺氧初引入模擬硝酸鹽廢水,使系統(tǒng)NO3--N濃度達(dá)10mg/L,調(diào)整進(jìn)水COD、PO43--P濃度分別為120,5mg/L.經(jīng)過(guò)40d的污泥馴化,反硝化除磷效果逐漸增強(qiáng),缺氧末PO43--P濃度降低至2mg/L左右.缺氧末NO2--N、NO3--N分別為0.39、3.65mg/L,NAR、NTR、NRR為9.65%、6.14%、63.5%.系統(tǒng)出水PO43--P濃度為0.81mg/L,去除率為75.29%,亞硝酸鹽積累效果差,NO2--N濃度僅為0.05mg/L.分析原因在較低C/P比條件下異養(yǎng)反硝化菌會(huì)優(yōu)先利用污水中的有機(jī)碳源進(jìn)行外源反硝化[13],使得PAOs釋磷過(guò)程中碳源不足且內(nèi)碳源儲(chǔ)存量減少,導(dǎo)致后續(xù)吸磷過(guò)程及部分反硝化可利用的內(nèi)碳源不足,引起出水PO43--P濃度升高.

    第三階段(73~108d),提高進(jìn)水COD濃度到200mg/L,缺氧初NO3--N濃度提高到16mg/L.該階段厭氧釋磷效果明顯提高,厭氧末PO43--P濃度增加至10.93mg/L.缺氧吸磷后,PO43--P濃度降低至1.61mg/L,去除效果較上一階段明顯提高.缺氧末NO3--N濃度為7.84mg/L,NO2--N得到積累,平均濃度為3.32mg/L, NAR也由9.65%逐步增加至29.75%,其中最高達(dá)37.64%,NRR為51.00%,NTR增加至40.69%.隨著進(jìn)水COD濃度的增加,磷酸鹽實(shí)現(xiàn)高效去除,亞硝酸鹽得到穩(wěn)定積累.微好氧結(jié)束時(shí),出水PO43--P、NO3--N、NO2--N濃度分別0.68,9.31,2.55mg/L.

    圖2 不同運(yùn)行階段PO43--P、NO2--N、NO3--N濃度變化及N轉(zhuǎn)化關(guān)系

    第四階段(109~142d),進(jìn)水PO43--P濃度不變,C/P比提高到55,缺氧段進(jìn)水NO3--N增加至23mg/L.提高進(jìn)水C/P比后,PRA進(jìn)一步增加到11.02mg/L,厭氧末PO43--P濃度為12.71mg/L,PAOs的厭氧釋磷效果增強(qiáng).缺氧反應(yīng)結(jié)束后,PO43--P濃度為1.71mg/L.該階段NO3--N實(shí)現(xiàn)了較好的反硝化效果,穩(wěn)定運(yùn)行后缺氧末NO3--N濃度為6.06mg/L, NO2--N濃度達(dá)6.31mg/L,NAR由29.75%提高至51.01%左右,NTR、NRR為37.25、73.65%.說(shuō)明進(jìn)一步提高進(jìn)水COD濃度使內(nèi)碳源儲(chǔ)存量增加,利于磷酸鹽去除與部分反硝化的同步發(fā)生.王等[14]也通過(guò)數(shù)值模擬得出硝酸鹽濃度在一定范圍內(nèi)增加(<30mg/L)有利于系統(tǒng)更好的實(shí)現(xiàn)硝酸鹽的去除及穩(wěn)定的亞氮積累.好氧段PO43--P去除量與上一階段持平,PO43--P去除率為87.37%.

    經(jīng)過(guò)142d的馴化培養(yǎng),系統(tǒng)PO43--P的去除率穩(wěn)定在86.79%,NAR達(dá)60%,實(shí)現(xiàn)了氮、磷的同步去除.實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)在氮負(fù)荷(從0.007至0.016kgN/m3·d)提高的情況下系統(tǒng)仍能實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定的脫氮除磷效果,表明該系統(tǒng)具有一定耐受能力.

    2.2 不同運(yùn)行階段COD的去除效果及碳源利用特征

    厭氧階段COD的去除主要依賴反硝化反應(yīng)和內(nèi)碳源的儲(chǔ)存,缺氧段發(fā)生內(nèi)源性部分反硝化反應(yīng)進(jìn)一步消耗COD,好氧段微生物利用殘留COD進(jìn)行好氧代謝進(jìn)一步提高出水水質(zhì).對(duì)系統(tǒng)COD去除及內(nèi)碳源儲(chǔ)存量進(jìn)行分析,各階段系統(tǒng)內(nèi)碳源儲(chǔ)存量及轉(zhuǎn)化率如圖3和表2所示.

    第一階段,系統(tǒng)通過(guò)厭氧-好氧方式進(jìn)行污泥培養(yǎng).進(jìn)水COD濃度為100mg/L,厭氧末COD為37.80mg/L,COD在厭氧段得到有效去除,出水COD濃度為28.20mg/L,系統(tǒng)COD去除率為74.41%.第二~四階段,系統(tǒng)采用厭氧-缺氧-微好氧運(yùn)行方式, COD濃度由120mg/L提高到200,275mg/L.盡管進(jìn)水COD負(fù)荷由0.18增加至0.41kgCOD/m3·d,出水COD濃度均低于30mg/L,去除率分別為78.75、85.19、91.06%,說(shuō)明系統(tǒng)具有較好的COD去除能力并能耐受一定的有機(jī)負(fù)荷.厭氧末COD濃度維持在40mg/L左右,CODintra由最初的32.42mg/L大幅提高至124.78mg/L,說(shuō)明隨著進(jìn)水COD濃度的增加,有利于提高厭氧段內(nèi)碳源的儲(chǔ)存.CODintraefficiency反映了進(jìn)水COD在厭氧條件下作為細(xì)胞內(nèi)碳源儲(chǔ)存的比例,可以看作是PAOs和GAOs能夠利用的有機(jī)物[15].系統(tǒng)運(yùn)行的四個(gè)階段CODintraefficiency均處于較高水平(>85%).

    四個(gè)階段,PRA/CODintra均低于報(bào)告的PAOs模型值(0.5molP/molC)[9],表明PAOs和GAOs都參與了細(xì)胞內(nèi)碳源的儲(chǔ)存,通過(guò)運(yùn)行參數(shù)調(diào)整PRA/ CODintra呈降低趨勢(shì),表明系統(tǒng)內(nèi)GAOs的優(yōu)勢(shì)明顯增強(qiáng),更多內(nèi)碳源被其利用,有利于內(nèi)源性反硝化及反硝化除磷反應(yīng)的發(fā)生.此外,第二~三階段?PO43--P/ ?NO3--N比從1.11上升到1.33,這表明,具有反硝化除磷功能的DPAOs逐步取代了PAOs,利用NO3--N作為電子受體的DPAOs被有效地聚集,從而獲得了良好的除磷效率.同時(shí),每去除1mg PO43--P消耗了大約0.82~1.36mg NO3--N,這也與先前研究結(jié)果(0.86~1.41)相近[16].第四階段, ?PO43--P/?NO3--N降低至0.77,遠(yuǎn)低于理論值(1.41)[9],表明該階段DGAOs成為驅(qū)動(dòng)反硝化反應(yīng)的主體.GAOs和PAOs相對(duì)比例的變化也反應(yīng)了這一情況,隨進(jìn)水C/P的增加,GAOs隨PAOs的降低逐步增加,證明GAOs逐漸成為厭氧段內(nèi)碳源儲(chǔ)存的主要貢獻(xiàn)者,系統(tǒng)內(nèi)GAOs相對(duì)于PAOs成為優(yōu)勢(shì)微生物,更利于亞硝酸鹽的積累.

    表2 反應(yīng)器碳源轉(zhuǎn)化及磷酸鹽去除計(jì)量關(guān)系

    圖3 不同運(yùn)行階段COD濃度、去除率及CODintra的變化

    2.3 典型周期系統(tǒng)脫氮除磷效果

    為了進(jìn)一步研究系統(tǒng)內(nèi)亞硝酸鹽積累及磷酸鹽去除性能,選取第Ⅳ階段(134d),測(cè)定單周期內(nèi)PO43--P、NO3--N、NO2--N濃度變化,如圖4所示.

    厭氧段(0~120min),厭氧釋磷主要發(fā)生在前80min,在100min時(shí)達(dá)到PO43--P濃度的峰值(12.33mg/L),厭氧階段的后20min出現(xiàn)了PO43--P的輕微降低,厭氧末PO43--P濃度為11.96mg/L.上一周期殘留的NO2--N、NO3--N在COD作用下發(fā)生外源反硝化,經(jīng)120min厭氧反應(yīng)后完全去除.

    圖4 系統(tǒng)運(yùn)行第134d典型周期基質(zhì)濃度變化

    缺氧段(120~300min),混合體系NO3--N濃度為21.52mg/L.DPAOs、DGAOs利用厭氧段儲(chǔ)存的內(nèi)碳源發(fā)生反硝化除磷及內(nèi)源性反硝化,隨著硝酸鹽的消耗,亞硝酸鹽逐步產(chǎn)生,在缺氧反應(yīng)過(guò)程中的第80min達(dá)到峰值8.85mg/L,NAR、NTR、NRR分別為42.13、83.08、46.71%,隨后濃度逐漸降低,持續(xù)到缺氧段結(jié)束.原因可能是由NO3--N主導(dǎo)的部分反硝化過(guò)程幾乎終止,并且缺氧時(shí)間過(guò)長(zhǎng),發(fā)生了NO2--N進(jìn)一步還原[17].相比之下, PO43--P整體呈現(xiàn)下降趨勢(shì),這也表明亞硝酸鹽也可能作為反硝化聚磷菌的電子受體發(fā)生磷酸鹽的去除.缺氧末PO43--P濃度為1.12mg/L,NO3--N、NO2--N濃度分別為4.02、7.7mg/L,NAR為65.70%, NTR為44.00%.

    微好氧段(300~300min),DO濃度控制在0.3~ 0.5mg/L,觀察到明顯的好氧磷吸收現(xiàn)象,出水PO43--P為0.61mg/L.同時(shí)系統(tǒng)內(nèi)發(fā)生硝化反應(yīng), NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度有小幅度的變化.正如Carvalheira等[18]建議,增加短曝氣期可能是增強(qiáng)磷去除的有效方法,但不會(huì)對(duì)NO2--N積累產(chǎn)生明顯影響.

    2.4 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

    污泥樣品在門水平的微生物種群組成如圖5(a)所示.盡管進(jìn)水硝酸鹽濃度和有機(jī)物負(fù)荷不同,但系統(tǒng)在門水平上的微生物群落在四個(gè)階段的運(yùn)行中沒有產(chǎn)生很大的變化,體現(xiàn)了菌群結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性和物種群落的多樣性.

    運(yùn)行期間優(yōu)勢(shì)菌門主要包括擬桿菌門(Bacteroidetes)、變形菌門(Proteobacteria)、綠彎菌門(Chloroflexi)和酸桿菌門(Acidobacteria)四類.大量研究[8,19]表明Bacteroidetes門和Proteobacteria門是廢水處理系統(tǒng)中重要且常見的種群,已被廣泛證實(shí)含有PAOs和DPAOs,它們具有降解有機(jī)物、脫氮除磷的能力,可增強(qiáng)傳統(tǒng)活性污泥法系統(tǒng)中生物處理效果.Proteobacteria門為占比最大的菌門,平均豐度由接種污泥內(nèi)的19.54%增加到49.12%. Bacteroidetes門豐度變化不大,平均豐度為20.59%. Chloroflexi門等絲狀菌在活性污泥體系中起支撐骨架和生物載體的作用[11],它們的豐度在整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程中未出現(xiàn)顯著變化,顯示了整個(gè)系統(tǒng)的穩(wěn)定性.同時(shí)Actinobacteria等微生物菌門的存在能夠進(jìn)行有機(jī)物的降解并能在系統(tǒng)內(nèi)發(fā)生反硝化反應(yīng)[20],其平均豐度為1.42%.

    為進(jìn)一步闡述運(yùn)行過(guò)程中微生物種群的變化情況,在屬水平上分析了功能微生物的豐度變化.如圖5(b)所示,Accumulibacter作為一種常見的聚磷菌[19],在反應(yīng)中與磷的釋放能力有很大的關(guān)系,其能夠利用NO3--N或NO2--N發(fā)生反硝化除磷反應(yīng)[20],相對(duì)豐度從接種污泥的0.02%升高至第三階段0.05%,最終穩(wěn)定在0.81%,保證了系統(tǒng)磷酸鹽的釋放.同樣屬于PAOs的[21]其豐度從0.01%增加到2.43%.通過(guò)提高進(jìn)水COD濃度及在缺氧段投加NO3--N有利于實(shí)現(xiàn)DPAOs的富集,豐度增加(接種泥豐度為0.77%),在第二階段達(dá)到峰值為4.70%,通過(guò)系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行,最終豐度維持在1.14%左右.Xu等[22]研究發(fā)現(xiàn)豐度的增加有利于反硝化除磷效果的增強(qiáng).

    Competibacter作為GAOs中三大優(yōu)勢(shì)菌屬[23],其中Competibacter能夠利用自身合成的PHA完成內(nèi)源性反硝化過(guò)程[24-25],其豐度由1.02%增加到4.19、5.45、9.19、15.49%.Cech等[26]研究表明Competibacter會(huì)與DPAOs競(jìng)爭(zhēng)碳源,無(wú)法參與系統(tǒng)的除磷.但最新研究[27-28]發(fā)現(xiàn)其在實(shí)現(xiàn)亞硝酸積累的同時(shí)也能夠促進(jìn)DPAOs的除磷效果.被稱為屬于α-變形菌的GAOs,具有將碳源轉(zhuǎn)化為PHA的能力,并且更容易利用NO3--N作為電子受體發(fā)生反硝化[24],其相對(duì)豐度由0.02%增加到0.16%.GAOs的內(nèi)源性反硝化與DPAOs反硝化除磷的協(xié)同作用還可以充分利用內(nèi)部碳源,解決污水處理過(guò)程中碳源不足的問(wèn)題.三類聚糖菌豐度的增加也符合表2中內(nèi)碳源的分配規(guī)律,能夠保證系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定的亞氮積累及磷酸鹽去除.

    圖6 屬水平上PCA和RDA

    此外,與接種污泥相比,還檢測(cè)到具有代表性(0.36%~2.47%)、(0.11%~0.26%)等普通異養(yǎng)菌(Ordinary Heterotrophic Organisms, OHOs).據(jù)報(bào)道,是一種與NO3--N還原和NO2--N積累相關(guān)的關(guān)鍵部分反硝化細(xì)菌[29].另一方面,檢測(cè)到豐度為9.05%的,隨著進(jìn)水碳源的增加,外源反硝化作用增強(qiáng)[30].第四階段,Accumulibacter、和等PAOs的累積豐度為5.08%.與PAOs相比,Competibacter、等GAOs在整個(gè)菌群分布中具有更大的優(yōu)勢(shì),累積豐度為15.70%,利于系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)較好亞氮積累效果.總之,系統(tǒng)中PAOs和GAOs共存,協(xié)同實(shí)現(xiàn)氮、磷去除.

    在屬水平上采用PCA分析,比較不同反應(yīng)階段優(yōu)勢(shì)菌屬群落結(jié)構(gòu)分布.圖6(a)第一和第二排序軸共同解釋了優(yōu)勢(shì)菌屬分布變化的77.76%,較好的揭示了樣品中微生物分布情況.第Ⅰ、Ⅱ階段分布較遠(yuǎn),表明通過(guò)將系統(tǒng)運(yùn)行方式由厭氧/好氧調(diào)整為厭氧/缺氧/好氧,并在缺氧段投加硝酸鹽廢水導(dǎo)致系統(tǒng)優(yōu)勢(shì)菌屬發(fā)生改變,系統(tǒng)內(nèi)反硝化除磷菌豐度增加[31],開始出現(xiàn)亞氮積累.第Ⅲ、Ⅳ階段分布集中,尤其距離第Ⅰ階段較遠(yuǎn),表明經(jīng)過(guò)污泥馴化,優(yōu)勢(shì)菌屬變化明顯,最終系統(tǒng)趨于穩(wěn)定.值得注意的是第Ⅱ階段反應(yīng)器的樣品分布距離第Ⅲ、Ⅳ階段較遠(yuǎn),表明微生群落受到硝酸鹽濃度的影響較大,進(jìn)水硝酸鹽濃度的提高,導(dǎo)致系統(tǒng)聚糖菌及聚磷菌的變化.通過(guò)RDA揭示了水質(zhì)參數(shù)對(duì)典型聚糖菌、聚磷菌的影響.亞硝酸鹽的積累率及進(jìn)水氮負(fù)荷與Competibacter兩類聚糖菌呈正相關(guān).NRR與硝酸鹽的去除率(PRR)與PAOs的豐度呈正相關(guān),表明系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)了以硝酸鹽為底物的反硝化聚磷菌的富集,同時(shí)實(shí)現(xiàn)了磷酸鹽及硝酸鹽的去除.

    3 結(jié)論

    3.1 系統(tǒng)采用厭氧-缺氧-微好氧運(yùn)行方式,通過(guò)調(diào)整系統(tǒng)C/P比及缺氧段NO3--N濃度,實(shí)現(xiàn)SBR的穩(wěn)定運(yùn)行.在進(jìn)水C/P為55、缺氧初NO3--N濃度為23mg/L,系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)了高效的反硝化除磷與亞硝酸鹽積累.PO43--P去除率最高達(dá)90.8%,NRR、NAR、NTR分別為72.14、58.94%、40.22%.

    3.2 系統(tǒng)COD的去除主要是在厭氧階段通過(guò)PAOs或GAOs的內(nèi)碳源儲(chǔ)存實(shí)現(xiàn).提高進(jìn)水COD負(fù)荷并未影響系統(tǒng)的COD去除性能,系統(tǒng)COD出水濃度均低于30mg/L.提高進(jìn)水C/P比,COD去除率和CODintra相應(yīng)增加,在進(jìn)水COD為275mg/L、C/P比為55的條件下,COD去除率達(dá)91.06%,CODintra為124.78mg/L.

    3.3 微生物群落結(jié)構(gòu)分析表明,系統(tǒng)內(nèi)主要以Bacteroidetes、Proteobacteria、Chloroflexi、Acidobacteria為主要菌門.Accumulibacter、等聚磷菌及Competibacter等聚糖菌的豐度相對(duì)于接種污泥都有較明顯增加,累積豐度分別由接種污泥的1.49%、1.06%增加至第四階段5.08%、15.70%,聚磷菌與聚糖菌的共同作用有利于實(shí)現(xiàn)除磷過(guò)程的亞硝酸鹽累積.

    [1] 杜 睿,彭永臻.城市污水生物脫氮技術(shù)變革:厭氧氨氧化的研究與實(shí)踐新進(jìn)展[J]. 中國(guó)科學(xué):技術(shù)科學(xué), 2021,52(3):389-402.

    Du R, Peng Y Z. Technical revolution of biological nitrogen removal from municipal wastewater recent advances in Anammox research and application. [J]. Scientia Sinica Technological, 2021,52(3):389-402.

    [2] 韋佳敏,劉文如,程潔紅,等.反硝化除磷的影響因素及聚磷菌與聚糖菌耦合新工藝的研究進(jìn)展[J]. 化工進(jìn)展, 2020,39:4608-4618.

    Wei J M, Liu W R, Cheng J H et al. Influencing factors of denitrifying phosphorus removal and advance research on novel process of coupling PAOs and GAOs [J]. Chemical Industry and Engineering Progress, 2020,39:4608-4618.

    [3] Liu Y, Peng L, Chen X, et al. Mathematical modeling of nitrous oxide production during denitrifying phosphorus removal process [J]. Environmental Science & Technology, 2015,49:8595-8601.

    [4] 王秋穎,于德爽,趙 驥,等.PD-DPR系統(tǒng)處理城市污水與高硝酸鹽廢水實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定亞硝酸鹽積累和磷去除的特性[J]. 環(huán)境科學(xué), 2020, 41(3):1384-1392.

    Wang Q Y, Yu D S, Zhao J, et al. Stable nitrite accumulation and phosphorus removal from high-nitrate and municipal wastewaters in a combined process of partial denitrification and denitrifying phosphorus removal (PD-DPR) [J]. Environmental Science, 2020, 41(3):1384-1392.

    [5] Kerrn-Jespersen J P. Biological phosphorus uptake under anoxic and aerobic conditions. Water Research [J]. 1993,27(4):617-624.

    [6] Kuba T, Smolders M C M V L G, Heijnen J J. Biological phosphorus pemoval from wastewater by anaerobic-anoxic sequencing batch reactor. Water Science Technology [J]. 1993,27(5/6):241-252.

    [7] 盧瑞朋,徐文江,李安峰,等.新型多級(jí)缺氧-好氧工藝的反硝化除磷效能及微生物群落特征 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2022,42(4):1706-1713.

    Lu R P, Xu W J, Li A F,et al. Denitrify phosphorus removal performance and microbial community characteristics of novel multistage anoxic-oxicprocess [j]. China Environmental Science, 2022,42(4):1706-1713.

    [8] Sengar A, Aziz A, Farooqi I H, et al. Development of denitrifying phosphate accumulating and anammox micro-organisms in anaerobic hybrid reactor for removal of nutrients from low strength domestic sewage [J]. Bioresource Technology, 2018,267:149-157.

    [9] Wang X, Wang S, Zhao J, et al. A novel stoichiometries methodology to quantify functional microorganisms in simultaneous (partial) nitrification-endogenous denitrification and phosphorus removal (SNEDPR). Water Research [J]. 2016,95:319-329.

    [10] Sui Q, Jiang L, Di F, et al. Multiple strategies for maintaining stable partial nitritation of low-strength ammonia wastewater. Science of the Total Environmental [J]. 2020,742:140542.

    [11] Sui Q, Di F, Zhang J, et al. Advanced nitrogen removal in a fixed-bed anaerobic ammonia oxidation reactor following an anoxic/oxic reactor: nitrogen removal contributions and mechanisms [J]. Bioresource Technology, 2021,320:124297.

    [12] Smolders G J, Meij J, Loosdrecht M C M V, et al. Model of the anaerobic metabolism of the biological phosphorus removal process: stoichiometry and pH influence [J]. Biotechnology Bioengineing, 1994,43:461-470.

    [13] 甄建園,于德爽,王曉霞,等.進(jìn)水C/P對(duì)SNEDPR系統(tǒng)脫氮除磷性能的影響 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2019,40(1):343-351.

    Zhen J Y, Yu D S, Wang X X, et al. Effect of the influent C/P ratio on the nutrient removal characteristics of the SNEDPR system [J]., 2019,40(1):343-351.

    [14] 王 聰,王淑瑩,張 淼,等.多因素對(duì)反硝化除磷過(guò)程中COD、N和P的去除分析 [J]. 化工學(xué)報(bào), 2015,66:1467-1475.

    Wang C, Wang S Y, Zhang M, et al. Analysis of COD, N and P in denitrifying phosphorus removal under multivariate condition [J]. CIESC Journal, 2015,66:1467-1475.

    [15] Du S, Yu D, Zhao J, et al. Achieving deep-level nutrient removal via combined denitrifying phosphorus removal and simultaneous partial nitrification-endogenous denitrification process in a single-sludge sequencing batch reactor [J]. Bioresource Technology, 2019,289: 121690.

    [16] Zhang M, Wang Y, Fan Y, et al. Bioaugmentation of low C/N ratio wastewater: effect of acetate and propionate on nutrient removal, substrate transformation, and microbial community behavior [J]. Bioresource Technology, 2019,306:122465.

    [17] Wang X, Zhao J, Yu D, et al. Stable nitrite accumulation and phosphorous removal from nitrate and municipal wastewaters in a combined process of endogenous partial denitrification and denitrifying phosphorus removal (EPDPR) [J]. Chemical Engineering Journal, 2019,355:560-571.

    [18] M. Carvalheira, A. Oehmen, G. Carvalho, et al. The impact of aeration on the competition between polyphosphate accumulating organisms and glycogen accumulating organisms [J]. Water Research, 2014,66: 296-307.

    [19] He Q, Song Q, Zhang S, et al. Simultaneous nitrification, denitrification and phosphorus removal in an aerobic granular sequencing batch reactor with mixed carbon sources: reactor performance, extracellular polymeric substances and microbial successions [J]. Chemical Engineering Journal, 2018,331:841-849.

    [20] Zeng W, Bai X, Guo Y, et al. Interaction of "Candidatus" and nitrifying bacteria to achieve energy-efficient denitrifying phosphorus removal via nitrite pathway from sewage [J]. Enzyme and Microbial Technology, 2017,105:1-8.

    [21] 范亞駿,張 淼,季俊杰,等.A2/O-BCO系統(tǒng)中碳源類型對(duì)反硝化除磷及菌群結(jié)構(gòu)的影響 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2022,42(1):172-182.

    Fan Y J, Zhang M, Ji J J, et al. Effect of carbon source types on denitrifying phosphorus removal and microbial community in the A2/O - BCO process [J]. China Environmental Science, 2022,42(1): 172-182.

    [22] Xu X, Qiu L, Wang C, et al. Achieving mainstream nitrogen and phosphorus removal through simultaneous partial nitrification, anammox, denitrification, and denitrifying phosphorus removal (SNADPR) process in a single-tank integrative reactor [J]. Bioresource Technology, 2019,284:80-89.

    [23] Dai Y, Yuan Z, Wang X, et al. Anaerobic metabolism ofvanus related glycogen accumulating organisms (GAOs) with acetate and propionate as carbon sources [J]. Water Research, 2007,41(9):1885-1896.

    [24] Ji J, Peng Y, Li X, et al. A novel partial nitrification-synchronous anammox and endogenous partial denitrification (PN-SAEPD) process for advanced nitrogen removal from municipal wastewater at ambient temperatures [J]. Water Research, 2020,175:115690.

    [25] Wang X, Zhao J, Yu D, et al. Evaluating the potential for sustaining mainstream anammox by endogenous partial denitrification and phosphorus removal for energy-efficient wastewater treatment [J]. Bioresource Technology, 2019,284:302-314.

    [26] J.S. CECH, P. HARTMAN. Competition between polyphosphate and polysaccharide accumulating bacteria in enhanced biological phosphate removal system [J]. Water Research, 1993,27(7):1219- 1225.

    [27] F.J. Rubio-Rincon, C.M. Lopez-Vazquez, L. Welles, et al. Cooperation betweenCompetibacter andAccumulibacter clade I, in denitrification and phosphate removal processes [J]. Water Research, 2017,120:156-164.

    [28] Wang X, Wang S, Xue T, et al. Treating low carbon/nitrogen (C/N) wastewater in simultaneous nitrification-endogenous denitrification and phosphorous removal (SNDPR) systems by strengthening anaerobic intracellular carbon storage [J]. Water Research, 2015,77: 191-200.

    [29] Wang D, Zheng Q, Huang K, et al. Metagenomic and metatranscriptomic insights into the complex nitrogen metabolic pathways in a single-stage bioreactor coupling partial denitrification with anammox [J]. Chemical Engineering Journal, 2020,398.

    [30] Li J, Peng Y, Zhang L, et al. Enhanced nitrogen removal assisted by mainstream partial-anammox from real sewage in a continuous flow A2/O reactor [J]. Chemical Engineering Journal, 2020,400:125893.

    [31] Zhang J, Sui Q, Lu T, et al. Sludge bio-drying followed by land application could control the spread of antibiotic resistance genes [J]. Environment International, 2019,130:104906.

    Parameter optimization for the achievement of nitrite accumulation by denitrifying phosphorus removal process.

    DI Fei1,2, SUI Qian-wen1, GAO Chao-long1,2, ZHONG Hui1*, XU Dong-yao2, WEI Yuan-song1,3

    (1.Laboratory of Water Pollution Control Technology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China;2.China University of Mining & Technology, Beijing School of Chemical and Environmental Engineering, Beijing 100089, China;3.Institute of Energy, Jiangxi Academy of Sciences, Nanchang 330096, China)., 2022,42(6):2647~2655

    To promote the coupling of denitrification phosphorus removal and anaerobic ammonia oxidation process, and achieve simultaneous efficient removal of nitrogen and phosphorus from wastewater, a sequencing batch reactor (SBR) was constructed to optimized the operational parameters for the nitrite accumulation by denitrifying phosphorus removal process. Under anaerobic-anoxic-microaerobic operational conditions, SBR gradually realized nitrite accumulation during denitrifying phosphorus removal process by feeding synthetic nitrate industrial wastewater in the anoxic section. The results showed that after 142 days of cultivation and domestication, when the influent C/P ratio of 55 and the nitrate concentration in the anoxic section was 23mg/L, the nitrite accumulation rate achieved 51.01%, the NO3--N→NO2--N transformation rate was 40.22%, nitrate removal rate was 72.14% and the highest removal rate of PO43--P was 88.17%. The effluent COD concentration was lower than 25mg/L, and COD removal rate was maintained above 90%. Analysis of the microbial community structure showed that Bacteroidetes, Proteobacteria, Chloroflexi and Acidobacteria were the dominant phylum in the system. Through parameter optimization, the abundance of denitrifying phosphorus accumulating organisms represented byAccumulibacter increased (the cumulative abundance increased from 1.49% to 5.08%), and a more remarkable increase in the abundance of glycogen accumulating organisms represented byCompetibacter (from 1.02% to 15.49%). The combined effects of phosphorus accumulating organisms and glycogen accumulating organisms contributed to the accumulation of nitrite in the phosphorus removal process.

    denitrifying phosphorus removal;partial denitrification;nitrite accumulation;microbial community

    X703.5

    A

    1000-6923(2022)06-2647-09

    狄 斐(1996-),女,山東濟(jì)南人,中國(guó)礦業(yè)大學(xué)(北京)碩士,主要從事污水生物處理.

    2021-11-10

    國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(2021YFC3200601);中國(guó)科學(xué)院青年創(chuàng)新促進(jìn)會(huì)項(xiàng)目(2021042);廣西重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(AB21196036)

    * 責(zé)任作者, 助理研究員, zhhui@rcees.ac.cn

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