郑凯凯¹, 王东¹, 王硕^1,2,3, 王燕¹, 李激^1,2,3
1. 江南大学环境与土木工程学院, 江苏省厌氧生物技术重点试验室, 无锡 214122;
2. 江苏省生物质能与减碳技术工程实验室, 无锡 214122;
3. 江苏省高校水处理技术与材料协同创新中心, 苏州 215009
收稿日期: 2020-10-11; 修回日期: 2020-10-21; 录用日期: 2020-10-21
基金项目: 国家水体污染控制与治理科技重大专项（No.2015ZX07306-001，2017ZX07202001-01）
作者简介: 郑凯凯(1990-), 男, E-mail: zkk1022@126.com
通讯作者（责任作者）: 李激, E-mail: liji@jiangnan.edu.cn

摘要：我国城镇污水处理厂进水具有碳氮比低、可生化性差等特性，显著增加了污水处理厂稳定达标运行的难度.为应对我国特殊进水水质，本文研发了基于生物吸附-两级AO-活性焦吸附的高效污水处理组合工艺，分析了各工艺段溶解性有机物（Dissolved Organic Matter，DOM）和氮磷的去除特性，并对低温条件下组合工艺的响应特征进行解析，为该工艺的工程应用提供理论依据和技术支撑.结果表明，组合工艺经过60 d的连续运行，出水TN和TP平均浓度分别为8.5和0.25 mg·L^-1，平均去除率分别高达80.5%和95.5%.此外，活性焦对于污水中大分子芳香族类和环烷烃类DOM的去除效果较好，两级AO出水中芳香族类、环烷烃类和卤代烃类DOM的比例由50.23%降至10.24%.生物吸附工艺段菌群多样性较高，具有快速富集有机物能力的Acidobacteria菌门相对丰度达到10.23%.两级AO工艺菌群丰度和多样性略低，其中相对丰度较高的微生物为具有脱氮除磷功能的Proteobacteria菌门（79.39%）和Nitrospirae菌门（6.5%）.在5℃低温条件下，组合工艺出水TN、TP和COD等主要水质指标未出现显著波动，表明组合工艺具有良好的抗低温影响能力.对比常温运行中的菌群分析结果，低温环境下两级AO工艺段的Proteobacteria菌门相对丰度由66.22%降至54.27%，但具有抗低温等不利条件的Gemmatimonadetes菌门相对丰度由0.72%升高至9.67%，且生物吸附工艺段仍存活大量具备降解有机物功能的Acidobacteria菌门，有效缓冲了后段工艺处理负荷，使组合工艺具有良好的抗外界干扰能力.
关键词：生物吸附两级AO活性焦溶解性有机物低温微生物菌群结构
Deep removal of DOM and the response to low temperature in a new wastewater treatment process
ZHENG Kaikai¹, WANG Dong¹, WANG Shuo^1,2,3, WANG Yan¹, LI Ji^1,2,3
1. Jiangsu Key Laboratory of Anaerobic Biotechnology, Jiangnan University, Wuxi 214122;
2. Jiangsu Engineering Laboratory for Biomass Energy and Carbon Reduction Technology, Wuxi 214122;
3. Jiangsu College of water treatment technology and material Collaborative Innovation Center, Suzhou 215009
Received 11 October 2020; received in revised from 21 October 2020; accepted 21 October 2020
Abstract: The influent of municipal wastewater treatment plants(WWTPs) in China has the characteristics of low C/N ratio and poor biodegradability, which significantly increases the difficulty of stable operation. In order to treat the special wastewater in China, a high-efficiency wastewater treatment process based on biosorption, two-stage AO and activated coke adsorption was developed. The characteristics of dissolved organic matter (DOM), nitrogen and phosphorus in each section were analyzed. Besides, this article analyzed the response of the combined process at low temperature, which provides theoretical basis and technical support for the engineering application. The results showed that, after 60 days of continuous operation, the average effluent concentrations of TN and TP were 8.5 mg·L^-1 and 0.25 mg·L^-1, with the average removal rates of 80.5% and 95.5%, respectively. In addition, the removal of DOM on macromolecular aromatic and naphthenic hydrocarbons through activated coke was good, so the proportion of DOM of aromatic, naphthenic and halogenated hydrocarbons in two-stage AO effluent was reduced from 50.23% to 10.24%. The microbial diversity in biosorption section was relatively high, and the relative abundance of Aidobacteria with the ability to quickly enrich organic matters reached 10.23%. The microbial abundance and diversity of the two-stage AO section were slightly lower, with relative high abundance for Proteobacteria(79.39%) and Nitrospirae(6.5%). Under the temperature of 5℃, the main wastewater quality indexes such as TN, TP and COD of the combined process did not fluctuate significantly, indicating that the combined process has a good ability to resist the impact of low temperature. Comparing the results of flora analysis in normal temperature environment, the relative abundance of Proteobacteria decreased from 66.22% to 54.27%, but Gemmatimonadetes has the resistance of low temperature and other adverse conditions, and its population abundance increased from 0.72% to 9.67%. Besides, there were still a large number of Aidobacteria with the function of degrading organic compounds in biosorption section, which effectively buffered the processing load of the later stage, and made the combined process in good capability.
Keywords: biosorptiontwo-stage AOactivated cokedissolved organic matterlow temperaturemicrobial community structure
1 引言(Introduction)近年来, 我国污水处理事业蓬勃发展, 污水处理厂的数量及污水处理量增长迅速.但由于管网建设、排水制度等因素制约, 我国市政污水水质普遍存在碳氮比低、无机质含量高的特点(郑兴灿, 2015; 李家驹等, 2020), 且随着排放标准的不断提高, 在冬季低温等不利条件下污水处理厂的稳定达标排放存在较大难度(高伟楠等, 2019).
生物吸附工艺依靠低溶解氧、高负荷和短停留时间, 可实现进水有机物的高效富集和对无机杂质的有效去除, 利用该工艺作为污水生物处理的预处理技术具有显著的优势.研究表明, 采用生物吸附工艺作为预处理段, 有效去除了进水中的无机悬浮物, 且富集了进水中的碳源, 显著提高了污水处理效能(支尧等, 2017; 石岩等, 2019).相比传统A²O、氧化沟等工艺类型, 两级AO工艺具有较好的脱氮能力, 且操作灵活, 适用于我国低碳氮比进水水质及高排放标准的要求(马娟等, 2009; Shijian et al., 2013).两级AO工艺采用缺氧和好氧交替运行模式, 进水按比例分配至各级缺氧池, 硝化液直接由上级好氧池推流至下一级缺氧池, 不设置硝化液回流, 降低了能耗(Lee et al., 2007).由于该工艺需要形成两级良好的好氧-缺氧环境, 在突破进水水质及分配比例的技术难点后(Gorgun et al., 2000; 李乃实等, 2012), 近年来两级AO工艺在新一轮提标改造中应用广泛(王启涛等, 2012; 杨少斌等, 2016).
我国大部分市政污水处理厂均含有部分工业废水, 这些工业废水经过工厂自行处理后排放到市政管网中, 可生化性较差, 残余的有机物大部分为难生物降解物质, 一般污水处理工艺无法实现有效去除(Sher et al., 2013).活性焦是一类由褐煤制成具有吸附和催化能力的工业产物.活性焦拥有较大的比表面积和丰富的中孔结构, 使得活性焦成为高性价比的污水深度处理材料, 其对污染物去除主要通过过滤作用和吸附作用实现(Han et al., 2015).此外, 温度通过影响微生物活性而影响污染物去除效果, 低温是导致以活性污泥法为核心的城镇污水处理厂冬季难以稳定达标的重要因素(尹军等, 2007).因此, 有必要进行污水处理工艺在低温条件下的响应特征研究, 这也是评判其工程应用价值的一项重要指标.
本研究提出生物吸附-两级AO-活性焦新型污水处理组合工艺, 以期实现氮磷等营养盐类污染物的高效去除, 并重点分析对于溶解性有机物(Dissolved Organic Matter, DOM)的深度去除以及该工艺在低温条件下的运行响应特征, 为该组合工艺的工程应用提供理论依据和技术支撑.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 试验装置试验装置采用亚克力板制作, 工艺流程如图 1所示.生物吸附池为圆柱状, 尺寸为半径0.1 m, 高0.5 m, 超高0.1 m.两级AO工艺设置为厌氧-缺氧-好氧-缺氧-好氧, 在常规两级AO工艺前加设厌氧区以强化系统对磷的去除, 池体为长方体结构, 厌氧、缺氧和好氧池单体体积分别为10、20和40 L.采用多段多点进水, 进水点分别为厌氧池和后端各级缺氧池, 污泥由二沉池回流至厌氧池.厌氧池及缺氧池采用搅拌的混合方式, 好氧池底部设有曝气头, 通过转子流量计调节曝气量.污泥回流通过蠕动泵实现, 调节蠕动泵转速实现流量的控制.活性焦滤池尺寸为半径0.075 m, 高1 m, 超高0.2 m, 进水流量由蠕动泵控制, 活性焦滤池上端溢流出水.日处理量为80~100 L·d^-1.
图 1(Fig. 1)

图 1 生物吸附/两级AO/活性焦组合工艺流程图 Fig. 1Illustration of bio-adsorption/two-stage AO/active coke combination process

2.2 接种污泥与试验用水接种污泥取自无锡市某污水处理厂(A厂)好氧池, 进水为A厂预处理段出水, 工业废水比例约为25%, 主要水质指标如表 1所示.A厂生物处理段采用典型的A²O工艺, 其进水水质和温度等条件与反应器一致, 所以将其作为对照, 以评估组合工艺与典型污水处理工艺的处理效果差异.
表 1(Table 1)

表 1 进水主要水质指标范围 Table 1 Main quality indicators of influent and sludge fermentation broth

表 1 进水主要水质指标范围 Table 1 Main quality indicators of influent and sludge fermentation broth 水质指标 平均值/ (mg·L-1) 浓度范围/ (mg·L-1) COD 301.0 192~400 TN 43.6 33~53 NH4+-N 27.1 22.2~36.2 NO3--N 0.15 0~0.5 TP 5.5 3.9~6.9 PO43--P 3.1 2.3~6.0 SS 178.0 80~320 pH 7.2 6.5~8.0

2.3 反应器运行条件反应器在常温(15~35 ℃)环境下运行60 d.在反应器启动阶段进行条件摸索, 选择各工艺段控制最佳的运行参数：生物吸附段水力停留时间(Hydraulic Retention Time, HRT)为0.5 h, 溶解氧(Dissolved Oxygen, DO)为0.2~0.5 mg·L^-1, 污泥龄(Sludge Retention Time, SRT)为2 d.两级AO工艺段HRT为10 h, 进水流量分配比为厌氧池∶(一级缺氧区)A1∶(二级缺氧区)A2=5∶3∶2, 污泥回流比为80%, SRT为20 d.活性焦滤池的空床HRT为2 h.低温运行阶段共120 d(5~15 ℃), 运行参数与常温运行阶段一致.
2.4 分析测试方法2.4.1 水质测试方法COD、氨氮、总氮、硝态氮、总磷、磷酸盐采用标准方法测定(APHA et al., 1998), 聚磷酸盐检测方法：取适量水样, 分为两份.一份采用国标法测定磷酸盐含量.另一份加入等体积1 mol·L^-1盐酸后100 ℃水浴10 min, 冷却后测定样品中磷酸盐浓度, 水样中聚磷酸盐浓度即为盐酸处理前后的磷酸盐浓度之差.
有机磷检测方法：水样中磷可分为无机磷和有机磷, 其中无机磷包括磷酸盐和聚磷酸盐, 因此, 根据总磷与无机磷浓度差值计算出有机磷含量.
系统中活性污泥的脱氮除磷性能采用静态模拟实验进行测定, 硝化速率、反硝化速率、释磷速率分别参照陈金声、沈翼军等的测定方法(陈金声等, 1996; 沈翼军等, 2016).有机物组分采用气质联用法(GC-MS)分析(段亮等, 2010; Li et al., 2015).
2.4.2 污泥菌群结构测试为研究反应器运行过程中污泥微生物丰度和群落结构, 对接种污泥、生物吸附段、两级AO段的污泥样品进行DNA提取(Dainty et al., 1992; Nazarenko et al., 2002), 开展定量PCR和高通量测序分析.DNA的测序分析及Miseq建库均委托上海晶能生物技术有限公司协助完成.
2.4.3 FISH为解析生物吸附和两级AO工艺污泥功能菌群结构和分布特征, 采用荧光原位杂交(fluorescence in situ hybridization, FISH)对两个工艺段污泥进行检测(王硕等, 2013).FISH探针序列如表 2所示.
表 2(Table 2)

表 2 FISH探针种类 Table 2 FISH probe

表 2 FISH探针种类 Table 2 FISH probe 菌种 探针 基因序列 目标菌群 PAO PAO651 FAM-CCCTCTGCCAAACTCCAG Accumulibacter PAO PAO462 FAMCCGTCATCTACCAGGGTATTAAC Accumulibacter GAO GAOQ989 CY3-TTCCCCGGATGTCAAGGC Competibacter GAO GB-G2 CY3-TTCCCCGGATGTCAAGGC Competibacter AOB Nso1225 FAM-CGCCATTGTATTACGTGTGA Betaproteobacterial AOB NOB Nse1472 CY3-ACCCCAGTCATGACCCCC Nitrosomonas europaea, N. halophile and N. eutropha

3 结果与讨论(Results and discussion)3.1 组合工艺污染物去除效果3.1.1 总氮及氨氮的去除图 2为组合工艺对NH₄⁺-N、TN的去除情况.由于生物吸附工艺段运行条件为低DO、短HRT, 因此对于氨氮的去除效果有限, 但可去除部分悬浮态总氮, 平均去除率在20%左右, 总氮的主要去除场所为两级AO工艺.在两级AO工艺中好氧区为硝化细菌提供了适宜生长环境, 系统硝化能力良好, 实现了NH₄⁺-N的完全硝化.第一级好氧段产生的硝态氮在第二级缺氧段得到了还原, 脱氮效果良好, TN出水平均浓度为8.5 mg·L^-1, 平均去除率达到80.5%.接种污泥的硝化和反硝化速率分别为2.43 mg·g^-1·h^-1和3.02 mg·g^-1·h^-1, 随着运行时间的延长, 这两项参数均有明显上升, 升高幅度在30%以上, 表明两级AO工艺有利于硝化和反硝化菌群的增殖, 系统脱氮能力有所加强.
图 2(Fig. 2)

图 2 组合工艺脱氮效果 Fig. 2Nitrogen removal Efficiency of combination process

表 3(Table 3)

表 3 活性污泥脱氮除磷性能 Table 3 Performance of denitrification and phosphorus removal in activated sludge

表 3 活性污泥脱氮除磷性能 Table 3 Performance of denitrification and phosphorus removal in activated sludge 运行时 间/d 硝化速率/ (mg·g-1·h-1) 反硝化速率/ (mg·g-1·h-1) 释磷速率/ (mg·g-1·h-1) 0 2.43 3.02 2.54 20 2.89 3.1 2.64 60 3.47 3.67 3.21 80 3.09 5.40 3.60 A厂(年均) 2.75 3.14 2.53

3.1.2 总磷的去除如图 3a所示, 在生物吸附段, 70%左右不溶性磷被有效去除, 磷酸盐的去除量较小.原因为生物吸附工艺段可絮凝吸附去除颗粒态物质携带的磷.总磷去除的主要场所为两级AO工艺段, 由于没有投加化学除磷药剂, 因此组合工艺对磷的去除主要通过生物除磷作用.5∶3∶2的进水分配比例可以为厌氧释磷提供必要的碳源, 同时减少了聚磷菌与反硝化脱氮菌的竞争, 有利于聚磷菌的增殖.此外, 活性焦由褐煤经高温制备而成, 具有较为复杂的化学表面, 可对磷酸盐及低浓度的有机磷和聚磷酸盐进行化学吸附(仝坤等, 2017).经过两级AO工艺的生物除磷和活性焦吸附除磷的双重作用, 最终出水TP浓度稳定在0.2~0.4 mg·L^-1, 平均为0.25 mg·L^-1, 平均去除率达到95.5%.为探究系统对总磷中各组分的去除特性, 进行了不同形态磷的沿程变化(图 3b).结果表明, 进水TP浓度为6.4 mg·L^-1, 除磷酸盐和不溶性磷外, 还含有0.4~0.5 mg·L^-1左右的聚磷酸盐和有机磷.生物吸附段对于磷酸盐、聚磷酸盐和有机磷的去除量较小.由于生物除磷的局限性, 经过两级AO工艺后, 出水中仍然含有0.78 mg·L^-1的总磷, 其中聚磷酸盐和有机磷的浓度分别为0.13 mg·L^-1和0.17 mg·L^-1.经过活性焦工艺后, TP浓度下降至0.27 mg·L^-1, 聚磷酸盐和有机磷的去除量分别为0.11和0.1 mg·L^-1, 效果明显.活性焦由褐煤经高温制备而成, 具有较为复杂的化学表面, 对大分子有机磷和聚磷酸盐表现出良好的化学吸附效果(仝坤等, 2017).
图 3(Fig. 3)

图 3 组合工艺除磷效果 Fig. 3Phosphorus removal Efficiency of combination process

3.1.3 COD的去除生物吸附工艺段利用其短HRT、高负荷和DO的运行特性, 可实现对进水中有机物的快速吸附絮凝, COD的平均去除率为65%, 去除的有机物中以不溶性COD为主, 有效减少了后续两级AO工艺段的有机负荷.在两级AO工艺段, 进水中的易降解COD作为反硝化脱氮及厌氧释磷反应的电子供体, COD降低明显, 但由于进水中工业废水的影响, 含有一定浓度的难降解DOM, 出水COD在40~60 mg·L^-1, 无法稳定实现一级A标准的达标排放(50 mg·L^-1).活性焦具有发达的中孔结构, 可吸附进水中的大分子DOM.活性焦吸附工艺段对于残余COD的平均去除率为35%, 出水COD稳定在30 mg·L^-1以下, 实现了COD的深度去除.
为探究组合工艺各工艺段对DOM的去除特性, 对沿程污水中的有机物采用气质联用法(GC-MS)进行了组分测定, 结果如图 5和表 4所示.进水中含22种DOM, 5种苯环类物质占总有机物的30.79%, 其余多为长链烷烃类物质.生物吸附工艺段出水中主要为难生物降解的环烷类或含苯环的有机物, 如氯代苯、2, 4-双(1, 1-二甲基乙基)苯酚等, 其中2, 4-双(1, 1-二甲基乙基)苯酚等物质在苯环上连接有甲基和羟基(—OH)使其具有较强亲水性(于翔等, 2018), 所以难以被污泥吸附去除.两级AO工艺段出水中主要为十七烷、十六烷等长链烷烃类DOM, 占总DOM的28.9%.该类物质在生物吸附段出水中检出较少, 其原因为生物吸附段出水中有机物浓度高, 环烷类物质所占比例较高, 长链烷烃类DOM因含量少导致检出峰不明显, 而两级AO段出水COD降至40~60 mg·L^-1, 环烷类DOM经过生物降解含量降低, 其中的长链烷烃物质检出峰凸显得以被检出.活性焦工艺段出水中含有8种DOM, 比进水减少了13种.出水中主要为长链烷烃和醇类DOM, 占总量的46.53%, 其中十五烷相对比例由进水的1.16%上升至出水的34.98%, 说明该类物质不易被微生物吸附和降解, 也无法在活性焦中被吸附去除, 最终在出水中被富集.经过活性焦吸附和截留, 两级AO出水中大量芳香族类、环烷烃类、卤代烃类DOM比例由50.23%降至10.24%, 其原因为活性焦的中孔结构可以有效吸附大分子的芳香族类和环烷烃类DOM, 因此活性焦滤池可以有效降低系统出水COD, 减少尾水对于受纳水体产生的环境风险.
图 4(Fig. 4)

图 4 组合工艺COD去除效果 Fig. 4COD removal Efficiency of combination process

图 5(Fig. 5)

图 5 吸附-两级AO-活性焦组合工艺进出水有机物变化 (图中a~d分别表示进水、生物吸附出水、两级AO工艺出水、活性焦出水) Fig. 5Variation of organic matter in adsorption-multistage AO-active coke combination process

表 4(Table 4)

表 4 生物吸附-两级AO-活性焦组合工艺进出水有机物组分变化 Table 4 Variation of organic matter in adsorption-multistage AO- active coke combination process

表 4 生物吸附-两级AO-活性焦组合工艺进出水有机物组分变化 Table 4 Variation of organic matter in adsorption-multistage AO- active coke combination process 序号 有机物种类 各有机物有效面积比例 进水 生物吸附出水 两级AO出水 活性焦出水 1 氯代苯 20.81% 18.79% 7.02% 2.94% 2 环己基二甲氧基甲基-硅烷 6.48% — 4.98% 2.71% 3 二十一烷 9.27% — 10.14% 2.20% 4 十四烷 2.71% — 9.71% — 5 十六烷 6.79% — 4.08% 1.86% 6 十五烷 1.16% — 2.21% 34.98% 7 2, 4-双(1, 1-二甲基乙基)苯酚 4.70% 21.28% 14.33% 5.76% 8 十七烷 0.89% — 2.76% — 9 十九烷 0.95% — — 1.73% 10 一碘十八烷 1.26% — 1.73% — 11 二十七烷 2.44% — — — 12 十八烷 2.48% — — — 13 二十五烷 1.24% — — — 14 二十六烷 1.80% — — — 15 卅一烷 1.15% — — — 16 2, 2-亚甲基双(1, 1-二甲基乙基)甲基苯酚 11.23% 8.57% — — 17 二十八烷 1.98% — — — 18 二十五烷 1.31% — — — 19 三十烷 1.14% — — — 20 胆固醇 2.23% — — — 21 γ-谷甾醇 0.90% — — 1.54% 22 八甲基环四硅氧烷 — 5.79% — — 23 十甲基环五硅氧烷 3.23% — — 注：“—”表示未检出.

3.2 微生物菌群结构解析3.2.1 FISH为解析生物吸附和两级AO工艺段污泥的功能菌群结构, 对活性污泥进行了FISH检测.由于活性污泥中大部分异养生物均可进行反硝化, 具有反硝化基因序列, 故本研究未涉及反硝化细菌, 仅对硝化和聚磷菌群进行了检测.
如图 6所示, 生物吸附工艺段氨氧化细菌(Ammonium oxidation bacteria, AOB)、亚硝酸盐氧化菌(Nitrite oxidizing bacteria, NOB)、聚磷菌(Polyphosphate accumulating organisms, PAO)等主要的脱氮除磷功能菌数量低于两级AO工艺段.其原因为该工艺段的污泥多为已适应了原污水中的原核微生物, 且该工艺段HRT、SRT均较短, 对菌群的驯化不充分.生物吸附段AOB含量高于NOB, 可能原因为原污水中氨氮浓度较高, 利于AOB的生长.生物吸附段聚糖菌(Glycogen accumulating organisms, GAO)数量高于PAO, 所以该段微生物利用进水有机物合成了大量糖原.生物吸附段对磷酸盐去除效果一般, 与PAO含量低有关.两级AO工艺段污泥AOB、NOB、PAO数量较多, NOB略高于AOB数量, 这有利于氨氮的完全硝化, 与前文中氨氮去除率高的结果相符.PAO数量高于GAO, 说明两级AO工艺段中聚磷菌丰度较高, 具有良好的除磷性能.
图 6(Fig. 6)

图 6 生物吸附和两级AO工艺段菌群结构FISH照片 (倍数400×, 黄色区域为颜色叠加所致) Fig. 6FISH photo of activated sludge in bio-adsorption and multistage AO process

3.2.2 污泥菌群结构分析为进一步解析不同工艺段微生物群落结构的差异, 对接种污泥、运行稳定期生物吸附与两级AO工艺段污泥进行了菌群测序.如图 7a所示, 生物吸附工艺段的Chao、ACE及Shannon指数均最高, 微生物多样性最丰富, 而两级AO段污泥菌群多样性则低于接种污泥, 其原因为生物吸附段富集了大量适应原水环境的微生物, 且其中的部分微生物可以在生物吸附段低DO和短SRT的环境中存活, 因而菌群多样性最高.而两级AO段的运行环境驯化了活性污泥中脱氮除磷的主要功能微生物, 使菌群多样性下降.
图 7(Fig. 7)

图 7 各工艺段菌群多样性及结构分析 Fig. 7Diversity and structure analysis of bacteria in each process

菌门水平检测结果如图 7b所示, 3个样品中所含的微生物主要分属22个菌门, 主要包括变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、硝化螺旋菌门(Nitrospirae)、酸杆菌门(Acidobacteria)、浮霉状菌门(Planctomycetes)等.Proteobacteria菌门是活性污泥系统的主要功能菌群, 在3个样品中都是最主要的优势菌门.Acidobacteria菌门为原核微生物, 具有快速吸附富集有机物的能力(Kong et al., 2007), 生物吸附工艺段Actinobacteria菌门的相对丰度为10.23%, 明显高于接种污泥和两级AO工艺段污泥, 强化了对进水中有机物的快速吸附去除.此外, 由于生物吸附工艺段短SRT的特点, 硝化菌容易流失, Nitrospirae菌门的相对丰度从接种污泥的5.8%降低至2.4%, 由图 7c属水平分析发现生物吸附段Nitrospira sp.的相对丰度也明显下降, 与菌门的测试分析结果具有一致性.在两级AO工艺段, Nitrospirae菌门由接种污泥的5%上升至6.5%, 与发挥完全硝化功能的实验结果相符.
属水平分布情况如图 7c所示, 相对丰度大于1%的菌属共有31种, 图 7d为其中基因库匹配成功的菌属及相对丰度色阶图, 颜色深浅对应相对丰度高低.在3个污泥样品中, 相对丰度均最高的菌属均为脱氯单胞菌属(Dechloromonas sp.), 其相对丰度分别为32.7%、17.3%和37.4%, Dechloromonas sp.属β变形菌门, 该类细菌大多可以利用硝酸盐、高氯酸盐、氯酸盐和O₂作为电子受体参与脱氮除磷.研究表明, Dechloromonas sp.为活性污泥中具有反硝化脱氮和除磷功能的异养微生物(Yang et al., 2015).两级AO工艺段Dechloromonas sp.的菌属相对丰度提高明显, 含量上升至37.4%, 且有研究发现Dechloromonas-related PAO为反硝化除磷污泥的主导除磷菌, 且为兼性细菌, 可见两级AO系统中缺氧、好氧交替运行环境可能利于脱氮除磷功能菌生长.新鞘氨醇杆菌属(Novosphingobium sp.)在两级AO工艺中相对丰度高于生物吸附和接种污泥, 这是变形菌门中一株能够降解多种多环芳烃、氯代硝基苯、农药和石油类化合物的微生物(Rodriguez-Conde et al., 2016).
综上, 两级AO工艺段的运行环境利于脱氮除磷菌群的生长和增殖, 工艺中Dechloromonas sp.、Nitrospira sp.、Novosphingobium sp.等相对丰度高于生物吸附工艺段和接种污泥, 这些不同功能性菌群耦合作用实现了良好的污水脱氮除磷效果.另外, 生物吸附工艺段部分菌属相对丰度高于接种污泥和两级AO污泥, 如Pseudomonas sp.、Defluviicoccus sp.、Gp4 sp.、Trichococcus sp.、Gp10 sp.等, 这些菌属可能是进水中携带的微生物, 适应了原水中低溶解氧和碳源充足的条件, 具有较好的吸附絮凝能力(Wan et al., 2014; Hamza et al., 2018).
3.3 组合工艺对低温条件的响应特征组合工艺在低温条件下运行120 d, 0~60 d温度由15 ℃下降至5 ℃, 60~120 d温度由5 ℃上升至15 ℃左右.如图 8a所示, 在0~60 d, 系统出水COD有小幅度升高, 基本稳定在20 mg·L^-1以下, 进水情况相同的A厂出水COD呈现逐渐上升现象.其原因可能是低温导致微生物活性降低, 生物处理效果下降, 而活性焦的吸附作用有效控制出水COD水平, 保证系统COD去除效果.如图 8b和8c所示, 在5 ℃低温环境下, A厂出水总氮和氨氮浓度升高明显, 平均值分别为14.4和3 mg·L^-1, 稳定达标排放压力较大, 而组合工艺仍保持着较高的去除率, 出水平均值为11.6和0.95 mg·L^-1, 显著低于A厂；组合工艺在低温环境下除磷效率略有下降, 出水总磷平均值为0.32 mg·L^-1, 但仍低于A厂的出水总磷浓度(0.40 mg·L^-1), 表明组合工艺在低温环境下表现出了较强的抗低温冲击影响能力.
图 8(Fig. 8)

图 8 低温条件下污染物去除效果 Fig. 8Removal efficiency at low temperature conditions

对0 d(常温20 ℃)和60 d(低温5 ℃)生物吸附段和两级AO工艺段污泥进行菌群分析, 结果如图 9所示.在两级AO工艺中, Proteobacteria、Planctomycetes、Bacteroidetes、Nitrospirae、Chloroflexi 5类细菌相对丰度随温度降低而下降.Nitrospirae和Proteobacteria菌门相对丰度由6.20%、66.2%分别降至3.76%、61.2%, 研究发现低温条件不利于Nitrospirae菌门微生物对亚硝酸盐的利用, 影响生物脱氮系统处理效果(Zeng et al., 2015).这些功能菌种丰度的下降是两级AO工艺在低温条件下污染物去除能力下降的重要原因.相反, 两级AO工艺段芽单胞菌门(Gemmatimonadetes)细菌相对丰度随温度下降而有所上升, 原因可能是Gemmatimonadetes菌门的芽孢结构可以使该类细菌对干燥、低温及化学药品等不利的环境条件有一定抵抗能力(Yao et al., 2017).在生物吸附段, Proteobacteria为主要菌门, 其相对丰度随温度降低由69.1%降至60.0%.然而, 生物吸附段Planctomycetes菌门、Chloroflexi菌门和Gemmatimonadetes菌门的相对丰度均出现小幅度上升, 其中Gemmatimonadetes菌门的变化趋势与两级AO工艺中相似, 而浮霉菌门(Planctomycetes)、绿弯菌门(Chloroflexi)在两个工艺段变化趋势相反, 可见温度对于不同工艺微生物的影响具有差异性.生物吸附段在低温条件下仍然能维持大量具备有机物降解功能的微生物, 如酸杆菌门(Acidobacteria)等, 可见在低温条件下生物吸附段能减轻后段处理压力, 利于组合工艺的稳定运行.
图 9(Fig. 9)

图 9 常温及低温环境菌群结构门水平分析 Fig. 9Phylum level analysis at normal and low temperature

4 结论(Conclusions)1) 生物吸附-两级AO-活性焦新型组合工艺适用于我国特殊污水水质, 出水TN和TP的平均浓度分别为8.5和0.25 mg·L^-1, 平均去除率分别高达80.5%和95.5%, 实现了超低营养盐指标排放目标.
2) 活性焦具有中孔结构发达的特性, 对大分子难降解DOM的去除效果较好.组合工艺出水芳香族类、环烷烃类和卤代烃类DOM的比例由50.23%降至10.24%, 有效降低了对于受纳水体产生的环境风险.
3) 生物吸附工艺段具有快速富集有机物能力的Acidobacteria菌门相对丰度达到10.23%；两级AO工艺段菌群丰度和多样性略低, 其中相对丰度较高的微生物为具有脱氮除磷功能的Proteobacteria菌门(79.39%)和Nitrospirae菌门(6.5%).
4) 在低温条件下, 组合工艺出水TN、TP和COD等主要水质指标未出现明显波动.虽然两级AO工艺段Proteobacteria菌门相对丰度由66.22%降至54.27%, 但具有抗低温等不利条件的Gemmatimonadetes菌门相对丰度由0.72%升高至9.67%.生物吸附工艺段仍存活大量具备降解有机物功能的Acidobacteria菌门, 有效缓冲了后续工艺段的处理负荷, 使组合工艺具有良好的抗低温干扰能力, 有效保障了出水的稳定达标.

参考文献

AP HA. 1998. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater[M]. 20th ed. Washington D C: American Public Health Association.

Carrio L, Streett F, Mahoney K, et al. 2002. Practical considerations for design of a step-feed biological nutrient removal system[J]. Proceedings of the Water Environment Federation, 2000(11): 803-823.

陈金声, 史家梁, 徐亚同. 1996. 硝化速率测定和硝化细菌计数考察脱氮效果的应用[J]. 上海环境科学, (3): 18-20. DOI:10.1007/BF02951625

Dainty R H, Mackey B M. 1992. The relationship between the phenotypic properties of bacteria from chill-stored meat and spoilage processes[J]. Journal of Applied Microbiology, 21(21): 103-114.

段亮, 夏四清, 宋永会, 等. 2010. 活性污泥胞外聚合物提取方法优化[J]. 环境工程学报, 4(1): 63-66.

高伟楠, 周川, 纪海霞, 等. 2019. MBBR用于呼市某污水厂提标改造工程的设计与运行[J]. 中国给水排水, 35(10): 53-59.

Hamza R A, Sheng Z, Iorhemen O T, et al. 2018. Impact of food-tomicroorganisms ratio on the stability of aerobic granular sludge treating highstrength organic wastewater[J]. Water Research, 147: 287-298. DOI:10.1016/j.watres.2018.09.061

Han C, Zhang J, You T, et al. 2015. Study on methanol to hydrocarbon reaction in turbulent fluidized bedreactor[J]. Petroleum Refinery Engineering, 56(7): 67-78.

Kong Y, Xia Y, Nielsen J L, et al. 2007. Structure and function of the microbial community in a full-scale enhanced biological phosphorus removal plant[J]. Microbiology, 153(12): 4061-4067. DOI:10.1099/mic.0.2007/007245-0

Lee Y W, Kim Y J, Chang N I, et al. 2007. Development of sequencing batch reactor with step feed and recycle[J]. Water Science & Technology, 55(1/2): 477-489.

Li F, Zhong H, Zhao G, et al. 2015. Flotation performances and adsorption mechanism of -hydroxyoctyl phosphinic acid to cassiterite[J]. Applied Surface Science, (353): 856-864.

李家驹, 郑兴灿, 李鹏峰, 等. 2020. 基于新地方标准的城镇污水处理厂提标调研方案[J]. 环境工程, 38(7): 13-18.

李乃实, 单苍竹. 2012. 不同C/N比和污泥回流比对分段进水多级A/O工艺处理污水效能的影响[J]. 城市建设理论研究, (30): 320-330.

马娟, 彭永臻, 王丽, 等. 2009. 反硝化除磷技术及其影响因素分析[J]. 工业水处理, 29(4): 4-8.

Nazarenko I, Lowe B, Darfler M, et al. 2002. Multiplex quantitative PCR using self-quenched primers labeled with a single fluorophore[J]. Nucleic Acids Research, 30(9): 37-45. DOI:10.1093/nar/30.9.e37

Rodriguez-Conde S, Molina L, González P, et al. 2016. DegradationDegradation of phenanthrene by Novosphingobium, sp. HS2a improved plant growth in PAHs-contaminated environments[J]. Applied Microbiology & Biotechnology, 100(24): 10627-10636.

Sher F, Malik A, Liu H. 2013. Industrial polymer effluent treatment by chemical coagulation and flocculation[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 1(4): 684-689. DOI:10.1016/j.jece.2013.07.003

Shijian G E, Peng Y, Congcong L U, et al. 2013. Practical consideration for design and optimization of the step feed process[J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 7(1): 135-142.

沈翼军, 吴瑒, 张新喜. 2016. 不同测定条件对于活性污泥反硝化速率测定的影响[J]. 山东化工, 45(5): 7-11.

石岩, 邹吕熙, 单威, 等. 2019. 生物絮凝-AAAO中试系统污染物去除特性及反硝化除磷菌的培养[J]. 环境工程学报, 13(8): 1866-1874.

仝坤, 宋启辉, 王东, 等. 2017. 半饱和褐煤活性焦预吸附-生物降解-褐煤活性焦吸附组合工艺处理稠油废水的中试研究[J]. 化工环保, (6): 661-666.

Wan C, Yang X, Lee D J, et al. 2014. Aerobic granulation of aggregating consortium X9 isolated from aerobic granules and role of cyclic di-GMP[J]. Bioresource Technology, 152: 557-561.

王硕. 2013. 低温好氧颗粒污泥形成过程及其特性研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学

王启涛. 2012. 潍坊市污水处理厂升级改造工艺的运行探讨[J]. 中国给水排水, 28(2): 56-58.

Yang C, Zhang W, Liu R, et al. 2015. Phylogenetic diversity and metabolic potential of activated sludge microbial communities in full-scale wastewater treatment plants[J]. Environmental Science & Technology, 45(17): 7408-7415.

Yao M, Rui J, Niu H, et al. 2017. The differentiation of soil bacterial communities along a precipitation and temperature gradient in the eastern Inner Mongolia steppe[J]. Catena, (152): 47-56.

杨少斌, 刘凯. 2016. 西安市第二污水处理厂升级改造工程设计[J]. 中国给水排水, 32(10): 48-51.

尹军, 王雪峰, 王建辉, 等. 2007. 低温对污水生物处理过程的影响及改进措施[J]. 吉林建筑工程学院学报, (2): 29-33.

于翔, 张雅琪, 李玘璇, 等. 2018. 亲水性添加剂二甲基甲酰胺对聚酰胺反渗透膜性能的影响[J]. 高分子材料科学与工程, 34(2): 71-75.

Zeng Y, Selyanin V, Luke? M, et al. 2015. Characterization of the microaerophilic, bacteriochlorophyll a-containing bacterium Gemmatimonas phototrophica sp. nov. and emended descriptions of the genus Gemmatimonas and Gemmatimonas aurantiaca[J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 65(8): 2410-2419.

郑兴灿. 2015. 城镇污水处理技术升级的挑战与机遇[J]. 给水排水, 51(7): 1-7.

支尧, 张光生, 郑凯凯, 等. 2017. 生物吸附/A2O组合工艺处理城市污水效能及其微生物群落结构[J]. 应用与环境生物学报, 23(5): 892-899.