不同補料方式對好氧顆粒污泥合成PHA 的影響

陳 淞,苑 泉,婁雨晴,張艷萍,孫迎雪(北京工商大學生態(tài)環(huán)境學院,北京 100048)

聚羥基脂肪酸酯(PHA)是一類可由多種微生物合成、作為碳源和能量儲備的天然的可生物降解聚酯[1].PHA 不僅具有可生物降解和可以堆肥的特性,還易于轉(zhuǎn)化為不同的形式,與塑料材料具有非常相似的特性[2],可以廣泛應用于工業(yè)、農(nóng)業(yè)、建筑、制藥及生物醫(yī)學等領域[3].目前,利用單一微生物發(fā)酵是現(xiàn)階段獲得PHA 的主要方式,但是昂貴的發(fā)酵底物以及發(fā)酵過程中需要維持的無菌環(huán)境使其生產(chǎn)成本至少是傳統(tǒng)塑料的3 倍以上[4].此外,高值化廢棄物管理的一種策略是將廢棄物作為有用資源進行再利用,其中就包括利用活性污泥合成PHA[5].近年來,國內(nèi)外學者對活性污泥合成PHA 的影響因素進行了大量研究,主要集中在碳源類型、底物濃度、營養(yǎng)元素的比例、pH 值、DO 等[6–12]方面.在普通的絮體污泥系統(tǒng)中,菌膠團在碳源充足的條件下可以將多余的碳源以PHA 的形式儲存在體內(nèi),在底物缺乏的情況下其又會消耗PHA 提供生命代謝的能量.然而這種絮體污泥密度低、沉降速度慢、污泥體積指數(shù)(SVI)高[13].好氧顆粒污泥(AGS)具有沉降速度快、生物量高、有機負荷高,同時能夠脫氮除磷[14]等特點.楊國靖等[15]培養(yǎng)出的AGS 具有良好的同步脫氮除磷效果,對氨氮的去除率接近100%,總磷的去除率在80%以上.Laanbroek 等[16]的研究表明,在AGS的粒徑大于150μm 時,其內(nèi)部會產(chǎn)生厭氧區(qū)從而有利于脫氮除磷菌的生長,使其具有良好的脫氮除磷能力.王杰等[17]的研究認為菌膠團在外碳源充足的情況下會將多余的碳源合成PHA,AGS 含有大量菌膠團來維持其結構的穩(wěn)定性,因此AGS具有良好的PHA合成能力.Rojas-Zamora 等[18]的研究以固體垃圾滲濾液為原料利用AGS合成PHA,AGS比活性污泥的產(chǎn)量高出了5.3%,AGS 的PHA 合成量高于活性污泥.

研究者利用活性污泥合成PHA 時發(fā)現(xiàn),PHA的含量在好氧階段均會呈現(xiàn)下降的趨勢,為了使活性污泥能夠在好氧階段繼續(xù)合成PHA 或減少PHA的消耗,需要在好氧階段補加碳源.目前鮮有關于補料方式對AGS 合成PHA 影響的研究,且鮮有研究關注AGS 在合成PHA 過程對AGS 結構變化和脫氮除磷性能的影響.本文以AGS 為研究對象,考察了不同補料方式對其合成PHA 的影響,考察AGS的結構變化以及碳氮磷去除效能.

1 材料與方法

1.1 試驗及試驗裝置

采用有效容積為7L 的序批式活性污泥反應器(SBR)培養(yǎng)AGS(圖1).反應器每周期進水3L,即排水比為43%.采用厭氧-好氧的模式運行,每周期共持續(xù)6h,包括厭氧進水15min,厭氧攪拌90min,好氧曝氣220～245min,沉淀30～5min(沉淀時間隨著顆粒污泥的形成逐漸縮短至5min,改變沉淀時間的同時調(diào)整相應的好氧曝氣時間,使每個反應周期為6h),排水5min.厭氧階段采用機械攪拌器使系統(tǒng)混合均勻,好氧階段采用曝氣盤曝氣,曝氣量恒定在1L/min.反應在室溫下進行,約26℃ ,試驗期間未控制進水及反應器內(nèi)pH 值.污泥接種于北京市某污水廠剩余污泥,在反應器中經(jīng)20d 馴化后形成AGS.探究未補料(空白)、好氧0h 補料、好氧0.5h 后補料、好氧1h 后補料等進料方式對AGS 反應器的影響,試驗參數(shù)如表1 所示.

表1 AGS 反應器運行參數(shù)Table 1 The operational parameters of the AGS reactor

圖1 SBR 試驗裝置與控制示意Fig.1 Schematic diagram of AGS systems

1.2 進水水質(zhì)

實驗采用人工配水,以乙酸鈉為碳源、NH4Cl為氮源、KH2PO4為磷源,控制COD 為400mg/L,氨氮濃度為50mg/L,TP 濃度為10mg/L,另外添加營養(yǎng)液為4mL/L,營養(yǎng)液的成分如下:FeCl3·6H2O 1.5g/L、CuSO4·5H2O 30mg/L 、 CoCl2·6H2O 150mg/L 、ZnSO4·H2O 120mg/L、KI 180mg/L、H3BO3150mg/L、Na2MoO4·2H2O 60mg/L、MnCl2·6H2O 120mg/L、EDTA-2Na 10g/L.

1.3 檢測指標及測定方法

測定指標主要有:NH4+-N、NO3--N、NO2--N、溶解性正磷酸鹽(SOP)、MLSS、MLVSS,檢測方法采用國家標準方法,COD 的測定采用快速消解法.

PHA 測定:從反應器中取10mL 新鮮的顆粒污泥樣品置于離心管中以8000r/min 高速離心,去除上清液后將剩余固體置于-80℃中冷凍24h 后,置于冷凍干燥機中冷凍干燥24h.用電子天平(精確度萬分之一)稱量冷干后樣品.取10mg 左右干燥的顆粒污泥于消解管中,加入2mL 氯仿,2mL 酸化甲醇溶液,105℃烘箱消解6h 進行水解酯化反應,然后取出消解管,冷卻后加入1mL 去離子水并劇烈振蕩,靜置待溶液分層后取下層有機相5μL 檢測.污泥中PHA含量根據(jù)下式計算:

式中:mHB為測試的樣品中所得HB 的質(zhì)量,mg;mHV為測試的樣品中所得HB 的質(zhì)量,mg;m 為測試樣品的干重,g.

PHA 轉(zhuǎn)化率[19]:

式中:PHAe為反應過程中 PHA 的最高含量,mg/L;PHA0為反應開始時PHA的含量,mg/L;Se為反應開始時的COD,mg/L;S0為反應過程中PHA 含量達到最高時的COD,mg/L.

PHA 測定采用氣相色譜法(采用Agilent HP-5型毛細色譜柱30m×0.25mm×0.25μm).色譜條件:進樣口200 ℃,載氣為N2,壓力71.2kPa,流量41.4mL/min,分流比為25:1,柱箱:初始溫度70 ℃,保持1min,后以10℃ /min的速度上升到140 ℃,保持2min.檢測器:FID檢測器,溫度250 ℃,H2流量40mL/min,空氣流量45mL/min.

微生物群落結構的分析:在各階段的穩(wěn)定運行期內(nèi),保留污泥樣品-80°C 儲存.試驗結束后統(tǒng)一進行基因組DNA 的提取,用341F(5′-CCTACGGGNGGCWGCAG-3′)和785R(5′-GACTACHVGGGTATCTAATCC-3′)作為擴增引物,對細菌16S rRNA 基因進行2 輪PCR 擴增.使用Illumina Novaseq 6000測序平臺進行高通量并行測序,將相似水平在97%的序列歸為1 個OTU 進行生物信息統(tǒng)計分析.

2 結果與討論

2.1 反應器運行效果

2.1.1 顆粒污泥的形態(tài)變化 種泥為典型的絮體污泥,在經(jīng)過20d 的培養(yǎng),逐漸形成肉眼可以觀察到的顆粒污泥,AGS 初步形成.碎小的沉降性能差的絮體污泥逐漸被淘汰,大而密實的顆粒污泥逐漸形成,經(jīng)過56d 的培養(yǎng)后,95%以上的顆粒污泥粒徑達到425μm 以上.由圖2 可知,反應器內(nèi)接種污泥濃度為4170mg/L,在培養(yǎng)過程中,沉淀時間由30min 縮短至5min,部分沉降性能差的絮體污泥隨著出水被洗出反應器外,使污泥濃度在培養(yǎng)初期不斷下降至1134mg/L,隨著培養(yǎng)時間的延長,污泥濃度逐漸恢復至2500～3500mg/L.在接種污泥中有58.66%的污泥粒徑小于180μm,在培養(yǎng)過程中污泥粒徑逐漸增大,經(jīng)過一段時間后,形成的AGS 有95%以上的粒徑達425μm 以上,且沉降性能良好.顆粒污泥的粒徑并不是越大越好,粒徑過大會影響污泥內(nèi)部的傳質(zhì)作用,從而影響顆粒污泥的穩(wěn)定性[15].因此,本研究中獲得的顆粒污泥粒徑適中,有利于反應器的穩(wěn)定運行.

圖2 培養(yǎng)過程中反應器內(nèi)顆粒污泥粒徑及污泥濃度變化Fig.2 The change of granular sludge particle size and sludge concentration during cultivation

2.1.2 不同補料方式下COD 的去除情況 在整個反應器的運行過程中,如圖3 所示,進水COD 在300.58～450.07mg/L 之間波動,空白階段COD 平均去除率為(93.22±5.53)%,在好氧階段補加碳源以后,COD 的平均去除率分別為(89.26±5.03)%、(88.16±3.68)%和(88.93±5.39)%,在好氧階段補加碳源以后COD 去除率有所降低,但補料時間的變化并未對COD 的去除率產(chǎn)生顯著影響.

圖3 不同補料方式條件進出水COD 變化Fig.3 COD variation in influent and effluent water under various dosing times

2.1.3 不同補料方式下反應器除磷效果 如圖4所示,在溶解性正磷酸鹽(SOP)濃度約11.39mg/L 時,空白階段(未補料)出水SOP 濃度約(0.69±0.21) mg/L,去除率為(94.08±1.42)%.好氧0h 補料條件下,出水SOP 濃度降低至(0.26±0.18) mg/L.但當補料時間由好氧0h 推后至0.5h 和1h,出水SOP 濃度逐漸升高,平均濃度分別為(2.21±1.04) mg/L 和(4.24±1.68)mg/L,系統(tǒng)除磷效果逐漸下降.可見,補料時間的變化會影響AGS 除磷過程.

圖4 不同補料方式條件進出水SOP 變化Fig.4 SOP variation in influent and effluent water under various dosing times

2.1.4 不同補料方式下脫氮效果 如圖5 所示,在進水TN 約53.21mg/L 時,空白階段(未補料)的出水NH4+-N濃度為(0.38±0.56) mg/L,去除率為(99.29±1.09)%,出水主要以NO3--N 和NO2--N 的形式存在,出水TN 濃度為(8.07±0.78)mg/L,去除率為(83.96±2.44)%.好氧0h 補料階段,NH4+-N 去除效果變化不大,由于系統(tǒng)補充了碳源,促進了反硝化過程,出水NO3--N 濃度下降,NO2--N 的出水濃度有所升高.整體而言,出水TN 濃度有所降低,去除率提高.在好氧0.5h 補料階段,出水NH4+-N 和NO2--N 濃度升高,出水NO3--N 濃度進一步下降,出水TN 濃度為(6.52±3.59) mg/L,TN 去除率為(87.86±6.88)%,此時TN的去除率達到最高.

圖5 不同補料方式條件進出水氮素濃度變化Fig.5 Nitrogen concentration changes in the influent and effluent under various dosing times

可見,好氧0.5h 補料時,在曝氣量不變的情況下,異養(yǎng)菌與AOB 和NOB 競爭氧,影響了系統(tǒng)的硝化過程,導致NH4+-N 和NO2--N 濃度升高,而碳源的存在強化了反硝化過程,使系統(tǒng)內(nèi)發(fā)生了同步硝化反硝化過程(SND),降低了出水TN 濃度;且張杰等[20]和易名儒等[21]的研究表明,在污泥顆粒化的過程中,AGS 中溶解氧的擴散阻力明顯增大,顆粒污泥內(nèi)部形成好氧、缺氧、厭氧的分區(qū)結構,能夠增強SND作用,提高反應器內(nèi)的脫氮性能.當補料時間進一步推后至好氧1h 時,出水NH4+-N 濃度急劇上升至(15.55±9.13) mg/L,出水NO3--N 和NO2--N 濃度分別為(0.96±1.14) mg/L 和(1.38±0.63) mg/L,出水TN 濃度為(17.89±8.96) mg/L,TN 去除率僅為(67.60±16.24)%,此時TN 去除率達到最低.可見,好氧1h補料時,補加的碳源進一步影響了系統(tǒng)的硝化過程,從而降低了系統(tǒng)的脫氮效率.整體而言,過晚補料會影響AGS 的硝化過程,進而影響系統(tǒng)的脫氮性能.

2.2 沿程C、N、P 濃度變化

每個運行工況下,反應器運行穩(wěn)定后,取任一周期測定沿程C、N、P 變化(圖6).空白條件(未補料)下,厭氧階段結束時,反應器內(nèi) NH4+-N 濃度為22.30mg/L,降低了4.19mg/L,這可能是因為AGS 具有一定的吸附能力,吸附了進水的中的部分NH4+-N[22];在上一周期積累的NO3--N(約7.56mg/L)因進水中充足的碳源而被反硝化去除;厭氧階段,COD 迅速降低,在75min 時達到平衡(4.05mg/L);相應的,SOP 濃度逐漸升高,釋磷速率為17.00mg/(L?h),厭氧階段結束時SOP 濃度達到了40.77mg/L,系統(tǒng)表現(xiàn)出很好的厭氧釋磷能力.在好氧階段,NH4+-N 濃度迅速降低,轉(zhuǎn)化速率為11.97mg/(L?h),好氧2h 以后NH4+-N 濃度趨于穩(wěn)定(約0.15mg/L);NO2--N 濃度則隨著NH4+-N 濃度的降低而逐漸升高,好氧2.5h 時達到最高,為5.45mg/L,而后逐漸降低至0.06mg/L,NO3--N 濃度在好氧1h 后逐漸升高,出水濃度為6.75mg/L,TN 濃度持續(xù)下降,可見AGS 在好氧階段利用同步硝化反硝化以及同步短程硝化反硝化過程實現(xiàn)高效脫氮;SOP 濃度迅速降低,吸磷速率為19.99mg/(L?h),在好氧1.5h 以后SOP 濃度下降到了1mg/L 以下,出水SOP 濃度為0.64mg/L.

圖6 不同補料方式條件下沿程C、N、P 濃度變化Fig.6 In-cycle C, N, and P concentrations changes at various dosing time

好氧0h 補料階段,SOP 在厭氧階段的釋磷速率較空白條件提高了15.12%,厭氧階段結束時系統(tǒng)SOP 濃度為46.14mg/L.在好氧階段,補加的碳源影響了系統(tǒng)的硝化過程和好氧吸磷過程,NH4+-N 的轉(zhuǎn)化速率降低至7.45mg/(L?h),較空白條件降低了38%,好氧吸磷速率為17.85mg/(L?h),較空白條件降低了10.71%.當補料時間推后至0.5h 和1h,COD 在厭氧階段的去除量降低,好氧階段NH4+-N 轉(zhuǎn)化速率進一步降低至6.01,2.75mg/(L?h),出水濃度升高;厭氧釋磷和好氧吸磷速率也隨著補料時間的推后而急劇下降.一方面,這可能是因為補料時間影響了AGS 脫氮除磷菌群對氧的有效利用和分配;另一方面,補料時間可能影響了AGS 微生物群落結構變化,導致出水組成變化較大.

2.3 不同補料時間條件下PHA 的合成情況

在空白階段,厭氧階段結束時,PHA 的含量最高,為48.56mg/g,好氧階段一部分PHA 用于聚磷菌(PAOs)好氧吸磷,因此好氧階段結束時PHA 的含量為36.00mg/g.補料后1 個周期內(nèi)PHA 含量的變化如圖7 所示.好氧0h 補料時,PHA 合成量有所提升,最高為50.38mg/g,比空白階段含量提升了3.7%,PHA轉(zhuǎn)化率為30.97%,好氧階段結束時PHA 的含量為32.56mg/g.好氧0.5h 補料階段,補料以后PHA 含量迅速增加,最高達116.48mg/g,比空白階段提升了2.40 倍,隨后PHA 含量逐漸降低,好氧階段結束時的PHA 含量為59.35mg/g,比好氧0h 階段有所提高.好氧1h 補料階段,在補料以后PHA 在補料完的15min內(nèi)持續(xù)升高,最高含量為125.06mg/g,比空白階段增加了2.58 倍,PHA 轉(zhuǎn)化率為76.2%,好氧階段結束時PHA 含量為36.85mg/g.可以看出,好氧階段補料后,PHA 的產(chǎn)量增加,且隨著補料時間的延長,增量越大.研究表明[23-24],在好氧階段補充碳源能夠明顯提升PHA 的產(chǎn)量,這與本文研究結果一致.Gobi 等[25]研究了AGS 粒徑大小對PHA 產(chǎn)量的影響,PHA 的最大積累量隨粒徑的增大而減小.這是由于粒徑小的顆粒污泥具有大的比表面積,增大了有機物與顆粒污泥之間的有效接觸從而增加了PHA 的產(chǎn)量.而在本研究中隨著反應器的運行,污泥粒徑逐漸增大,而PHA 的產(chǎn)量卻隨著補料時間的推遲而逐漸增加,進一步說明了在好氧階段補加碳源能夠提高PHA的產(chǎn)量.

圖7 不同補料方式條件下的PHA 合成情況Fig.7 PHA synthesis at various dosing times

陳瑋等[26]利用活性污泥合成 PHA,在 COD 1000mg/L,C/N/P=100:10:2 的條件下,在厭氧階段結束時獲得最高PHA 產(chǎn)量為12%,而本研究的進水COD 為 400mg/L,C/N/P=100:8:40,PHA 產(chǎn)量為17.75%,與文獻的PHA 產(chǎn)量相當.在謝一涵[26]的研究中,在COD 為800mg/L,C/N/P=100:5:1 的條件下,在限氧1h 后補加使反應器COD 濃度為200mg/L 的溶液,所得PHA 含量最高為26.52%.相比之下,本研究AGS 的PHA 產(chǎn)量較低,這可能是因為本研究進水的C:N:P 比例較低.研究表明[23-24],在氮、磷營養(yǎng)元素限制的條件下有利于PHA 的合成.因此在未來研究中,應提高進水碳源濃度,限制氮磷濃度,以提高AGS 合成PHA 產(chǎn)量.

Zheng等[27]研究在COD為3000mg/L的條件下,利用活性污泥合成PHA 獲得的含量為19.8%,最大PHA 轉(zhuǎn)化率僅為38.7%;Liao 等[28]利用廢活性污泥并以其水解液(COD 為(977.5±48.9) mg/L)作為碳源合成PHA 時所得的最大PHA 轉(zhuǎn)化率為46%.Gobi等[29]利用AGS 以棕櫚油廠廢水作為碳源,有機負荷率為2.25kg COD/(m3?d)的條件下合成PHA 的最大轉(zhuǎn)化率為66%.且在黃龍[30]的研究中,利用廢棄碳源作為底物采用連續(xù)流補料工藝獲得的最大轉(zhuǎn)化率為61%.本研究采用AGS 合成PHA 轉(zhuǎn)化率高達76.2%,說明利用AGS 可使更多的碳源轉(zhuǎn)化成PHA.而本研究中采用補料的方式獲得了更高的PHA 轉(zhuǎn)化率,說明補料條件提升了AGS 的PHA 轉(zhuǎn)化率.

由圖6 可以看出,AGS 產(chǎn)生的PHA 中,PHV 的含量較高.在空白階段,PHV的占比均在90%以上(厭氧末端91.71%,好氧末端91.34%);在不同補料方式條件下,PHV 的比例略有降低,占比均在80%以上.PHA 的單體組分較多,常見的有3HB、3HV、3H2MV、3H2MB 等,不同組分PHA 的物理和化學性質(zhì)差異很大,聚合物的疏水性、熔點、玻璃轉(zhuǎn)變溫度和結晶度完全取決于單體的組成[31].以3HB 為單體的PHB 物理特性較脆,不利于進行一般的加工;以3HV 為單體的PHV 物理延展性較好,兩者結合P(3HB-co-3HV)則具有更好的物理加工特性[31].與本研究不同,其他以乙酸作為碳源合成PHA 研究中,PHA 多以PHB 為主.例如,在黃惠珺等[32]以乙酸鈉為碳源,利用活性污泥合成PHA,發(fā)現(xiàn)PHB 的含量占比較高,為81%;秦清等[33]在研究不同短鏈脂肪酸對活性污泥合成PHA 的影響時發(fā)現(xiàn),以乙酸作為單一碳源時,PHB 的含量占比高達97.85%.本研究中出現(xiàn)以乙酸鈉作為碳源,但所得PHA 組分以PHV 為主,推測可能有以下2 種原因.一方面可能是由于微生物組成不同,菌種差別影響了單體的結構[34].Yan等[35]用相同濃度的葡萄糖作為碳源培養(yǎng)了來自不同污水處理廠的污泥,利用淀粉污水處理廠的污泥所得的PHV 占比13%,利用乳品廢水處理廠的污泥所得PHV 占比8%,造紙廢水污水處理廠的污泥所得PHA 組分均為PHB.可見,菌群的種類和群落結構的變化導致不同來源的污泥合成的PHV 比例不同.而本研究中AGS 的結構組成復雜,微生物的種類繁多,復雜豐富的微生物體系可能會影響PHA 的組分,導致與其他活性污泥合成PHA 的組分差異較大.另一方面,AGS 獨特的顆粒形態(tài)可能因傳質(zhì)效果差異,從而影響了微生物的代謝特征.不同顆粒形態(tài)的污泥,存在的傳質(zhì)阻力不同從而影響了有機物與顆粒污泥之間的擴散作用,從而影響PHA 的合成[25].

2.4 微生物群落分析

2.4.1 Alpha 多樣性指數(shù)分析 如表2 所示,各個樣品的覆蓋率均大于99%,說明樣品中的微生物幾乎能夠完全被覆蓋,測序的結果能夠反應樣品的微生物的真實狀況.在形成顆粒污泥以后,Ace 指數(shù)均有所下降,說明在形成顆粒污泥的過程中微生物群落的豐富度有所下降.且微生物豐富度還受不同補料時間的影響,補料時間越遲,微生物群落的豐富度越低.說明多樣性越高.Shannon 指數(shù)呈現(xiàn)先減少后增加后繼續(xù)減少的趨勢.說明在顆粒污泥形成的過程中,物種多樣性是減少的.好氧0h 補料條件下,物種多樣性有所增加,但在好氧0.5h 和1h 補料條件下,物種多樣性又持續(xù)降低,說明不同的補料時間條件會影響污泥中微生物的豐富度和多樣性.在形成AGS 以后,微生物群落的豐富度和多樣性減少的原因可能是在沉降時間變短后,生物量降低導致的;也可能是在污泥系統(tǒng)中,在反應器運行的過程中限制和淘汰了不能合成PHA 的微生物導致的.

表2 污泥樣品中細菌群落的α多樣性指數(shù)Table 2 α diversity indexes of bacterial community in sludge samples

2.4.2 微生物群落結構分析 由圖8 可以看出,細菌的相對豐度隨補料時間的改變而有明顯差異.所有樣本中的最主要優(yōu)勢菌門都是變形菌門(Proteobacteria),其在接種污泥(Inoculation)、空白階段(AGS0)、好氧0h 補料(AGS1)、好氧0.5h 補料(AGS2)和好氧1h 補料(AGS3)占比分別為45.34%、70.02%、71.24%、79.78%、72.09%,隨著AGS 的形成,變形菌門(Proteobacteria)的相對豐度顯著提高.其次為擬桿菌門(Bacteroidetes),占比分別為34.12%、22.94%、17.8%、15.61%、25.63%.在接種污泥混合菌種的優(yōu)勢細菌還有綠彎菌門(Chloroflexi)和硝化螺旋菌門(Nitrospirae),其相對豐度分別為4.07%和5.55%,形成AGS以后豐度有所下降.變形菌門是很多污水處理廠的活性污泥中普遍存在的優(yōu)勢菌群,擬桿菌門和變形菌門是合成PHA的主要細菌門[36],說明在AGS 補料條件下有利于PHA 合成菌的積累.

圖8 不同補料條件下的微生物群落結構變化Fig.8 The microbial communities at the phylum and genus levels in all reactors

由圖 8(b)可見,在接種污泥中陶厄氏菌屬(Thauera)、黃桿菌屬(Flavobacterium)和硝化螺旋菌(Nitrospira)的相對豐度占比較大,分別為11.32%、5.15%和5.55%.在形成AGS 以后,Thauera、噬氫菌屬(Hydrogenophaga)、動膠菌屬(Zoogloea)、假單胞菌屬(Pseudomonas)、不動桿菌屬(Acinetobacter)和短波單胞菌屬(Brevundimonas)等的相對豐度增加.其中Zoogloea 在AGS 形成的初期相對豐度較高,為3.63%,這種菌屬能夠分泌EPS,從而有利于污泥團聚,形成結構緊密的顆粒污泥[37],在顆粒污泥形成穩(wěn)定以后,其相對豐度逐漸降低.Hydrogenophaga、Flavobacterium、Brevundimonas 和Thauera 等均被鑒定有顯著的合成PHA 的能力[38],但在不同補料時間條件下優(yōu)勢種不同.

Thauera 是典型的反硝化聚磷菌之一[39],也是典型的好氧PHA 合成菌[40],在形成AGS 以后,其相對豐度大幅升高,在空白階段其相對豐度為20.73%,在補料條件下相對豐度逐漸降低,在AGS1、AGS2 和AGS3 中的相對豐度分別為1.17%、0.95%和0.14%,表明補料條件限制了此類菌群的生長.Acinetobacter在生物除磷系統(tǒng)中具有明顯優(yōu)勢,有合成PHA 的能力,徐少娟等[41]研究發(fā)現(xiàn)在Acinetobacter 占優(yōu)勢的生物除磷系統(tǒng)中,2mg/L 的氨氮濃度對好氧階段系統(tǒng)消耗PHA 有抑制作用,從而提高PHA 的產(chǎn)量,其在AGS0、AGS1、AGS2 和AGS3 中的相對豐度分別為2.77%、11.17%、0.03%和0.18%.當補料時間推后至0.5h 和1h 后Thauera 和Acinetobacter 的相對豐度急劇下降,這可能是導致系統(tǒng)脫氮除磷性能變差的原因之一,說明Thauera 和Acinetobacter 在AGS 承擔了主要的脫氮除磷任務.

Hydrogenophaga是革蘭氏陰性的氫氧化細菌,具有良好的PHA 合成能力,其在AGS0、AGS1、AGS2和AGS3 中的相對豐度分別為5.53%、0.54%、2.71%、32.81%.隨著補料時間的延遲, Hydrogenophaga 不斷聚集,成為AGS3 的優(yōu)勢菌種,是合成PHA 的主要菌種之一.Flavobacterium 在AGS0、AGS1、AGS2 和AGS3 階段的相對豐度占比分別為3.58%、5.47%、9.54%和20.24%,其在AGS3 階段占比最高.在AGS3中,Hydrogenophaga 和Flavobacterium 這兩種具有PHA合成能力的菌屬豐度占比超過50%,說明在好氧1h 補料有利于PHA 合成菌的富集,使得AGS 混合菌群合成PHA 的能力提高.

3 結論

3.1 補料方式會影響PHA 的產(chǎn)量和系統(tǒng)脫氮除磷性能.隨著補料時間的后移,PHA 的含量逐漸升高,但過晚補料會影響AGS 的脫氮除磷性能.在好氧0.5h補料條件下,PHA 含量顯著升高且系統(tǒng)穩(wěn)定,在好氧1h補料條件下,雖PHA含量最高,系統(tǒng)脫氮除磷效果變差.

3.2 在不同補料時間條件下,微生物群落結構發(fā)生了很大的變化,在空白條件以及好氧0h 補料條件下,優(yōu)勢菌為既能合成PHA 同時能夠脫氮或除磷的Acinetobacter,當條件變?yōu)楹醚?h補料時,優(yōu)勢菌變?yōu)榱四芎铣蒔HA的Hydrogenophaga和Flavobacterium.