, 顾一宁2, 马放2
, 肖霄2, 耿明月2, 沈炫旭2, 张晴宇2, 张福贵3, 吴丹31. 河北工程大学能源与环境工程学院, 邯郸 056000;
2. 哈尔滨工业大学, 城市水资源与水环境国家重点实验室, 哈尔滨 150090;
3. 龙江环保集团股份有限公司, 哈尔滨 150050
收稿日期: 2020-09-20; 修回日期: 2020-09-22; 录用日期: 2020-09-22
基金项目: 国家自然基金面上项目(No.51478140，52070054)
作者简介: 郭海娟(1976-), 女, 副教授, 硕士生导师, E-mail:guohaijuan@163.com
通讯作者（责任作者）: 马放, E-mail:mafang@hit.edu.cn
摘要：以成熟好氧颗粒污泥(AGS)为接种污泥，在序批式反应器(SBR)中考察其对低浓度市政污水的处理效能、污泥特性及微生物多样性的变化.结果表明，在低有机负荷(进水COD为179~212 mg·L-1)、高溶解氧(DO>5 mg·L-1)条件下，系统出水COD低于50 mg·L-1，NH4+-N浓度稳定在0.7~0.8 mg·L-1，但脱氮除磷效能有待优化.体系中0.2~0.6 mm的污泥颗粒最为稳定，运行期间污泥SVI30值始终保持在32~40 mL·g-1，呈现出良好的沉降性能.系统中少量絮状污泥的存在对AGS的稳定性是有利的，本试验条件下，< 0.2 mm污泥体积占比约为30%时AGS体系稳定运行.胞外聚合物(EPS)中蛋白质(PN)含量增加与AGS的稳定性呈正相关，可见PN对AGS稳定运行起着重要作用.微生物高通量测序结果表明，Proteobacteria和Bacteroidetes为主要菌门；运行过程中有利于硝化作用的Gammaproteobacteria逐渐成为优势菌纲；系统中存在促进EPS分泌和有机污染物去除的黄杆菌属(Flavobacterium)和陶厄氏菌属(Thauera)，这有利于AGS的稳定运行，同时也存在硝化螺旋菌属(Nitrospira)、陶厄氏菌属(Thauera)、副球菌属(Paracoccus)、梭菌属(Fusibacter)、变形菌属(Proteocatella)等脱氮除磷功能菌属，但需优化运行参数强化同步脱氮除磷效能.本研究结果对AGS系统处理实际市政污水的稳定运行具有重要的指导意义.
关键词：好氧颗粒污泥市政污水污泥沉降性能EPSSBR
Performances and microbial properties of aerobic granular sludge treating municipal wastewater treatment
GUO Haijuan1,2
, GU Yining2, MA Fang2, XIAO Xiao2, GENG Mingyue2, SHEN Xuanxu2, ZHANG Qingyu2, ZHANG Fugui3, WU Dan31. College of Energy and Environmental Engineering, Hebei University of Engineering, Handan 056000;
2. State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090;
3. Longjiang Environmental Group Co., LTD, Harbin 150050
Received 20 September 2020; received in revised from 22 September 2020; accepted 22 September 2020
Abstract: With the mature aerobic granular sludge (AGS) as seed sludge,the treatment efficiency,sludge characteristics and microbial diversity were investigated when treating actual municipal wastewater in sequencing batch reactor (SBR). The results showed that the effluent COD concentration was lower than 50 mg·L-1 and the effluent NH4+-N concentration stabilized at 0.7~0.8 mg·L-1 under the condition of low organic loading rate(intake COD about 179~212 mg·L-1) and high dissolved oxygen (DO>5 mg·L-1). However,the nitrogen and phosphorus removal efficiency needed to be optimized. The granular sludge with size of 0.2~0.6 mm revealed strong stability in the system. And The sludge showed good settleability with the sludge volumetric index (SVI30) of 32~40 mL·g-1 during the operation. The results also proved thatthe existence of small amounts of flocculent sludge seemed to be beneficial to the AGS stability. Under the experimental conditions,the system performed well and stably with 30% sludge with the size of less than 0.2 mm. The positive correlation between content of polymeric protein (PN) in extracellular polymeric substances (EPS) and AGS stability indicated the important effect of PN on stable operation of AGS syetem. The results of microbial high-throughput sequencing analysis exhibited that Proteobacteria and Bacteroidetes was predominant at phylum level. At genus level,Flavobacterium and Thauera contributed to the EPS secretion and organic pollutants removal,thus playing an important role to the stable operation of AGS. At class level,Gammaproteobacteria beneficial to nitrification gradually became the dominant class during the operation. In addition,there were different nitrogen and phosphorus removal bacteria in the system mainly including Nitrospira,Thauera,Paracoccus, fusibacter,proteocatella,etc.. Nevertheless,the operation of AGS system needed to be optimized to strengthen simultaneous nitrogen and phosphorus removal. The experimental results in this paper can provide significant guidances to the stable operation of AGS system treating actual municipal wastewater.
Keywords: aerobic granular sludgemunicipal wastewatersludge settling performanceEPSSBR
1 引言(Introduction)好氧颗粒污泥(AGS)是微生物在好氧条件下形成的具有规则致密结构的自固定化聚集体(Ni et al., 2010).与传统絮状污泥相比, AGS以其结构致密、沉降性能良好、微生物种群稳定等特点, 在提升泥水分离效果、反应器单位体积处理能力、耐冲击负荷能力、同步脱氮、剩余污泥减量等方面具有明显的优势, 可大大减少污水厂的占地面积, 降低污水处理的投资、运行成本(Liu et al., 2004).AGS技术得到了国内外污水防治领域的高度关注, 但如何快速实现污泥颗粒化并维持系统长期稳定高效运行是解决该技术工程化应用的关键和技术瓶颈.
AGS的形成和稳定性是多种因素综合作用的结果.细菌胞外聚合物(EPS)是微生物生长代谢过程中分泌到细胞外的多聚化合物的总称, 其成分包括多糖、蛋白、核酸、磷脂及腐殖酸等.普遍认为, 污泥中各类细菌分泌的EPS可促进AGS的形成和提高污泥稳定性, 但终究是EPS中的多糖类物质还是蛋白发挥主要作用, 尚未形成定论(Liu et al., 2002；Adav et al., 2008), EPS过多或过少均可能导致AGS解体(Yang et al., 2004).有****认为, 相比EPS的影响, 曝气过程中产生的剪切力是促进AGS形成的关键因素(Di Iaconi et al., 2006).随着分子生物学技术的发展, 高通量测序技术被广泛应用于AGS形成和稳定运行过程中微生物群落结构的分析(Lv et al., 2014), 以期从微生物角度探讨AGS的形成机理及稳定调控机制.随着国内污水处理面临的提标扩容压力, AGS同步脱氮性能成为关注热点, 研究表明, 其脱氮性能和颗粒本身特性及运行条件紧密相关(刘丽等, 2008).提高人工模拟废水中Ca2+浓度培养出的AGS结构密实, 具有较高的抗压强度特性和较好的脱氮能力；而利用低浓度城市污水培养出的AGS除碳效果较好, 但同步脱氮效果并不理想(刘绍根等, 2011)；祁伟乐等(2013)发现温度对AGS工艺的运行效能影响较大, 当温度低至10 ℃时脱氮效果明显降低.
应该指出, 目前有关AGS的研究大多是基于人工模拟配水开展的, 进一步开展AGS系统处理实际污水的研究, 对促进该技术的实际推广应用具有重要的指导意义.本研究通过考察成熟AGS体系处理实际市政污水的处理效能及其运行稳定性, 解析系统中的污泥特性及微生物群落结构, 以期为好氧颗粒污泥的稳定运行及工程化应用提供借鉴.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 试验装置与运行本试验装置为有机玻璃柱形间歇式反应器(Sequencing Batch Reactors, SBR), 如图 1所示, 高度为1 m, 内径为7 cm, 有效容积为3 L.试验进水通过蠕动泵由反应器底部进入；由电磁阀控制出水, 排水口设在反应器中部, 保证排水比为50%.在反应器底部中间安装一个微孔曝气头进行曝气, 曝气量由转子流量计控制在2 L · min-1 (DO＞5 mg · L-1).SBR系统设有自动控制系统, 每天运行4个周期, 每个周期6 h, 反应器进水时间为8 min、曝气时间为287 min、沉降时间为60 min、出水时间为5 min, 排水比为50%.反应器启动时MLSS为3275 mg · L-1.试验所用接种AGS由本课题组利用菌丝球生物载体诱导培养所得(Geng et al., 2020).
图 1(Fig. 1)
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| 图 1 反应器示意图 Fig. 1Schematic diagram of the reactor |
2.2 进水水质试验进水取自哈尔滨市文昌污水处理厂曝气沉砂池出水, 进水水质参数见表 1.
表 1(Table 1)
| 表 1 试验进水水质 Table 1 Quality of experimental influent | ||||||||||||||||||||||||
表 1 试验进水水质 Table 1 Quality of experimental influent
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2.3 分析项目与方法2.3.1 常规指标常规指标如COD、氨氮(NH4+-N)、总氮(TN)、总磷(TP)、混合液悬浮固体浓度(MLSS)、污泥沉降比(SV5, SV30)、污泥容积指数(SVI5, SVI30)等均采用国家标准方法测定；采用热提取法对系统内污泥的EPS进行提取(唐虹等, 2016), EPS中的蛋白质(PN)和多糖(PS)组分分别采用福林酚法和苯酚硫酸法进行测定(Liu et al., 2004).
2.3.2 污泥特性分析AGS的形态结构采用扫描电镜(SEM S-4800 N, 日本)进行分析, 污泥中的微生物相采用光学显微镜(莱卡DM500, 德国)进行观察, 粒度分布采用激光粒度仪(Mastersizer 2000, 英国)进行检测分析.
2.3.3 微生物高通量测序系统中微生物群落结构特征利用高通量测序平台Illumina Miseq PE300(上海美吉生物科技公司)对扩增产物进行检测, 所需测定的污泥样品经4000 r · min-1离心后取下层泥样进行分析.
3 结果与讨论(Results and discussion)3.1 污染物去除效果反应器运行期间COD、NH4+-N和TN、TP的去除效果如图 2所示.由图 2a可知, 当进水COD在200 mg · L-1左右波动时, 系统启动初期COD去除率出现小幅波动降至60%左右, 其它时间均稳定在80%以上, 出水COD低于50 mg · L-1.COD去除效果出现短期恶化, 其原因为接种的AGS处理实际市政污水在启动初期存在驯化过程, 对应污泥浓度出现快速下降的结果(图 6b).总体来看, 系统中NH4+-N去除效果比较理想, 从第9 d起出水NH4+-N稳定在0.7~0.8 mg · L-1, 去除率达98%, 而出水TN浓度维持在37 mg · L-1左右, 去除率仅为约15%(图 2b).应该指出, 本系统运行方式并无考虑缺氧脱氮的需求(Liu et al., 2018), 并且是在低有机负荷、高DO条件下进行, 宏观运行环境没有为反硝化菌提供适宜生长的环境；从AGS微观环境角度看, 系统中以粒径0.2~0.6 mm的污泥颗粒为主, 小粒径颗粒在充氧充分的条件下, 反硝化过程也不够理想.就除磷效果而言, 由于系统运行并无考虑生物除磷厌氧段的设计, 且运行全程并无排泥, 故系统出水TP去除率偏低(20%~40%), 整体呈下降趋势, 从第24 d起出水TP浓度稳定在2~2.2 mg · L-1左右, 如图 2c所示.
图 2(Fig. 2)
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| 图 2 运行过程中COD (a)、氨氮和总氮(b)以及TP (c)去除效果变化曲线 Fig. 2Profile of COD(a), NH4+-N and TN (b) and TP (c) removal efficiencies during the operation |
综上, 针对实际低浓度市政污水的处理, 为保证有效的同步去除N、P的效果, 系统运行应尽可能有厌氧、缺氧、排泥等措施保障.就AGS系统而言, 高充气量导致的高剪切力会直接影响污泥颗粒稳定存在的粒径范围, 通常低剪切力条件下污泥颗粒粒径越大, 颗粒微环境对N、P的去除越有利, 体系中DO低也更有利于TN的同步去除.可见, 后续需要优化运行参数以提高AGS系统对C、N、P的同步去除效果.
3.2 污泥形态结构变化接种成熟AGS平均粒径约为0.892 mm, SVI值为22.5 mL · g-1, 沉降性能良好, 其形态结构如图 3所示.可以看出, 成熟AGS边缘清晰, 表面结构致密, 有大量的杆菌和球菌.本试验系统运行42 d, 期间污泥形态结构及粒度分布变化分别如图 4和图 5所示.
图 3(Fig. 3)
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| 图 3 接种颗粒污泥SEM结果 Fig. 3SEM result of the seeded AGS |
由图 4可见, 运行期间系统中的污泥颗粒粒径总体呈减小趋势, 运行至28 d, 系统中出现少量污泥絮体, 随后, 絮状污泥比例逐渐增加至相对稳定状态, 此时, 系统中污泥性状及对污染物的去除效果也趋于稳定.此结果和污泥粒径分布变化规律是吻合的, 图 5a结果表明, 颗粒污泥平均粒径在前35 d呈下降趋势然后略有回升；系统启动初期85%以上污泥颗粒粒径>0.2 mm, 随着系统的运行, 0.2~0.6 mm的颗粒占比相对稳定, 粒径在0.6~1 mm内及>1 mm的颗粒占比下降, 而粒径 < 0.2 mm的污泥占比呈稳定上升趋势, 35 d时占比达最大然后小幅回落至约30%, 主要转化为0.2~0.6 mm污泥颗粒(图 5b).一般认为, 内部传质阻力的存在对大粒径AGS的稳定性不利, 易出现颗粒解体或者粒径减小的现象.本试验结果表明, 在实际废水低进水负荷、高曝气量条件下, 粒径0.2~0.6 mm的污泥颗粒结构稳定, 且当体系中 < 0.2 mm污泥占比为30%时, AGS体系稳定运行.
图 4(Fig. 4)
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| 图 4 运行期间颗粒污泥形态变化(a.第1 d, b.第14 d, c.第28 d, d.第42 d) Fig. 4Morphological changes of AGS during the operation on day 1(a), day 14(b), day 28(c) and day 42 (d) |
图 5(Fig. 5)
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| 图 5 系统运行期间污泥平均粒径(a)和污泥粒径分布(b)变化规律 Fig. 5Variation of sludge average size (a) and sludge size distribution (b) during the operation |
3.3 污泥浓度与沉降性能变化系统运行期间污泥浓度及污泥沉降性能变化见图 6.由图 6a可知, 前28 d系统内污泥SVI5值与SVI30值基本一致, 且在整个运行过程中SVI30值稳定在32~40 mL · g-1.结合上述污泥粒径分布结果可知, 系统内污泥以颗粒为主, 具有很好的沉降性能, 5 min内污泥已达完全沉降状态.随着体系中 < 0.2 mm污泥占比的增加(图 5b), 28 d后污泥SVI5值出现快速上升后趋稳, 对应的SVI30/SVI5在35 d时降至60%左右后呈小幅回升.尽管此阶段系统中絮状污泥占比增加, 但污泥整体仍保持良好的沉降性能, SVI30始终维持在40 mL · g-1左右, 和AGS系统处理实际实际低碳源废水的SVI30(46 mL · g-1)相符(吴远远等, 2019), 且对污染物的去除效果并没有明显影响.因此, AGS体系中适量絮状污泥的存在对系统的稳定运行无负面影响.如图 6b所示, 当初始运行负荷为0.06 g · g-1时, 系统中MLSS浓度快速下降至2500 mg · L-1左右趋于稳定, 这可能归因于低运行负荷条件下微生物自身基质的分解, 以及微生物相中原生/后生动物对微小絮体的吞噬作用.
图 6(Fig. 6)
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| 图 6 运行期间系统中污泥沉降性能(a)和污泥浓度(b)变化曲线 Fig. 6Profile of sludge settling performance(a) and MLSS concentration(b) during the operation |
3.4 污泥微生物相观察运行期间污泥微生物相观察结果见图 7, 可以发现, 系统中一直存在钟虫、轮虫、累枝虫等后生动物, 从侧面反映了系统出水水质良好(葛俊等, 2015).由图 7可知, 第7 d系统中存在累枝虫及少量的钟虫、轮虫, 大量累枝虫附着在颗粒污泥的表面, 并吞噬部分小粒径的颗粒污泥, 这解释了图 5中该时段污泥平均粒径下降, 0.2~0.6 mm颗粒占比减少的原因.随着絮状污泥占比的增加, 累枝虫更多附着在絮状污泥表面, 附着颗粒污泥表面的数量减少, 对应图 5该时段粒径分布结果, >0.6 mm颗粒大幅减少, 粒径 < 0.2 mm污泥占比持续上升.运行后期(第42 d), 颗粒表面的原生动物和后生动物较少, 浮游生物和原生动物主要存在于污泥絮体中, 此时污泥的粒径分布趋于稳定.可见, 适量污泥絮体的存在有利于AGS体系的稳定运行, 不会对污泥的沉降性能和系统的处理效能产生影响.
图 7(Fig. 7)
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| 图 7 污泥微生物相观察结果(a.第1 d, b~d.第7 d, e.第28 d, f.第42 d) Fig. 7Sludge Biophase on day 1 (a), day 7(b~d), day 14(e) and day 42(f) |
3.5 污泥EPS含量变化EPS一直被认为与污泥的颗粒化以及颗粒污泥的稳定性有关(Cheng et al., 2015).图 8为体系运行期间污泥EPS组分含量的变化结果, 可以看出, PN和PS含量变化规律基本一致, 前14 d下降后上升至28 d时达最高值然后趋于稳定, 其值分别稳定在约40 mg · g-1和15 mg · g-1.可见, 经过一定时间的驯化期, AGS适应新的运行条件后会分泌大量的EPS以促进细菌聚集, 以维持颗粒的稳定性.从运行全过程看, PN含量明显高于PS, 且PN/PS总体呈上升趋势, 从开始的1.8逐渐上升至2.5左右趋于稳定.结合图 5可发现, 前14 d颗粒污泥平均粒径明显减小, >0.6 mm颗粒占比降低, 随着0.2~0.6 mm污泥颗粒占比逐渐上升, 系统中污泥颗粒和絮体比例维持相对稳定状态, PN含量及PN/PS变化规律和系统中污泥颗粒粒径变化规律呈对应关系, 随着PN含量及PN/PS增加至相对稳定, 污泥颗粒的结构和性能也趋于稳定, 这和Zhu等(2008)的结论是一致的.可见, EPS中PN对AGS稳定运行起着重要作用, 其含量增加与AGS的稳定性呈正相关.通常认为, 高有机负荷条件下微生物会分泌较多的多糖类物质, 本试验条件下PS含量不高可能是低有机负荷运行的结果.
图 8(Fig. 8)
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| 图 8 运行期间污泥EPS含量变化曲线 Fig. 8Profile of EPS content of sludge during the operation |
3.6 微生物群落结构分析对第1 d、28 d、42 d系统中的微生物群落结构进行分析, 基于门、纲、属分类水平下的微生物群落结构分析见图 9.可以看出, 污泥中存在的主要菌门为Proteobacteria、Bacteroidetes和Chloroflexi, 其中Bacteroidetes数量呈增加趋势, Chloroflexi略有减少, Proteobacteria菌门占比在运行期间基本不变(47.8%→47.7%→43.6%)(图 9a).在纲分类水平下(图 9b), Alphaproteobacteria纲的丰度大幅降低, 而有利于硝化作用的Gammaproteobacteria纲(Li et al., 2014)的丰度运行期间明显增多(13.8%→19.1%→22.1%), 逐渐占据主导地位；Actinobacteria、Verrucomicrobiae及Nitrospira纲运行期间丰度变化不明显, 其中Actinobacteria属于放线菌纲, 在硝化和反硝化过程中起着重要作用, Verrucomicrobiae是在低温AGS体系中存在的主要细菌(Amorim et al., 2018), 二者均能降解有机物(Wang et al., 2019), Nitrospira属于硝化螺旋菌纲, 可将亚硝酸盐氧化成硝酸盐.此结果表明, 运行期间AGS系统中的硝化菌逐渐占据优势.
图 9(Fig. 9)
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| 图 9 反应器在不同运行时期各分类水平下的菌群结构(a.门, b.纲, c.属) Fig. 9The microbial community structure of the reactor at different classification levels in different operation periods (a. phylum, b. class, c. genus) |
由图 9c可知, 反应系统中的优势菌属主要有A4b菌属、红杆菌属(Rhodobacteraceae)、腐螺旋菌属(Saprospiraceae)、梭菌属(Fusibacter)、Microscillaceae、硝化螺旋菌属(Nitrospira)、陶厄氏菌属(Thauera)、副球菌属(Paracoccus)、OLB12菌属、赭黄嗜盐囊菌属(Haliangium)、黄杆菌属(Flavobacterium)、变形菌属(Proteocatella)等.由于试验所用接种AGS是密封储存的, 所以在运行初期Rhodobacteraceae的相对丰度较高, 随着运行的进行丰度有所下降, 该菌属首选代谢方式为光代谢异养菌(Hwang et al., 2008).其中, Flavobacterium是AGS系统中常见且稳定存在的菌属, 对EPS的产生和有机污染物的去除都有重要作用.分泌多糖的Microscillaceae菌属的丰度相对稳定, 属于腐殖菌的腐螺旋菌属(Saprospiraceae)(林伟芬, 2019)的相对丰度从2.8%上升至在4.6%左右.Nitrospira、Thauera、Paracoccus均属于脱氮功能菌(刘晖等, 2011;姚源等, 2018), 其中Thauera属是厌氧和兼性反硝化细菌, 在缺氧环境中也具有脱氮的能力, 并且能分泌大量的EPS, 对AGS的形成和稳定性运行有重要的促进作用.Fusibacter和Proteocatella分别具有反硝化和聚磷功能, 运行期间其相对丰度均有一定幅度的提升, 可见, 该AGS体系已具备脱氮除磷功能微生物的基础, 需要优化系统运行条件以提升同步氮磷去除的效能.
4 结论(Conclusions)AGS在低进水有机负荷(进水COD为179~212 mg · L-1)、高曝气量(2 L · min-1)条件下处理实际市政污水, 系统在污泥性能和处理效果方面均能保持较好的稳定性.体系中0.2~0.6 mm污泥颗粒最为稳定, 尽管运行期间絮状污泥占比增加, 在稳定状态时SVI30/SVI5降至约60%, 但污泥沉降性能均保持良好的状态, SVI30值始终保持在40 mL · g-1左右.污泥微生物相观察表明, 少量絮状污泥的存在有利于AGS系统的稳定运行, 本实验条件下, < 0.2 mm污泥体积占比约为30%时AGS体系稳定运行, 具有很好的COD和NH4+-N去除效果.系统中存在的黄杆菌属(Flavobacterium)和陶厄氏菌属(Thauera)对AGS稳定运行有重要作用, 同时还存在不同种类的脱氮除磷功能菌属, 但仍需优化运行参数强化同步脱氮除磷效能.因此, 有必要就优化AGS系统处理实际低浓度市政污水的C、N、P同步去除效果作进一步探讨.
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