傳統(tǒng)的生物脫氮除磷技術(shù)(biological nutrient removal, BNR)作為應(yīng)用最廣泛的污水處理技術(shù)之一, 多年來一直備受關(guān)注.然而, 低C/N比的城市污水無法滿足傳統(tǒng)BNR中聚磷菌和反硝化細(xì)菌的碳源需求, 從而導(dǎo)致其生物脫氮除磷性能難以進一步提升.城市污水處理廠進水碳源不足導(dǎo)致低脫氮除磷效率的難題一直是傳統(tǒng)BNR難以突破的瓶頸. “十三五”以來, 隨著國家水體治理的穩(wěn)步推進, 城市污水處理廠勢必將面臨更為嚴(yán)格的出水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn), 這其中氮和磷的降低至關(guān)重要.因此, 有必要尋找進一步提升傳統(tǒng)BNR脫氮除磷效率的方法, 為實現(xiàn)傳統(tǒng)BNR工藝強化脫氮除磷奠定理論與技術(shù)基礎(chǔ).

　　面對進水碳源不足的問題, 傳統(tǒng)BNR城市污水處理廠通常的處理對策是外加優(yōu)質(zhì)碳源, 如乙酸鈉、葡萄糖、甲醇和乙醇等.但是, 高昂的藥品費用會給城市污水處理廠帶來更大的經(jīng)濟負(fù)擔(dān), 而且外加優(yōu)質(zhì)碳源也會產(chǎn)生更多的剩余污泥, 因此, 這種方法在實際應(yīng)用中受到了一定程度的限制.除此之外, 研發(fā)能降低碳源需求的新型工藝(短程硝化反硝化、厭氧氨氧化)也是污水處理廠解決進水碳源不足的另一條途徑.然而, 由于各種原因的限制, 致使新型工藝在國內(nèi)城市污水處理廠中幾乎沒有成功應(yīng)用的案例.

　　除了上述兩種對策以外, 面對城市污水處理廠進水碳源不足的問題, 具有針對性地改造、優(yōu)化現(xiàn)有污水處理廠結(jié)構(gòu)和工藝也是提高城市污水處理廠脫氮除磷性能的有效途徑, 且相對而言更加經(jīng)濟、現(xiàn)實.比如Cao等應(yīng)用改良四段式分段進水工藝處理低C/N城市污水, 其研究表明當(dāng)4段A/O的流量分配比例為20：35：35：10時, 系統(tǒng)處理效率達(dá)到最佳, 此時系統(tǒng)平均出水COD、NH4+-N、TN和TP濃度分別為33.05、0.58、9.26和0.46mg·L-1;Peng等在三段式分段進水工藝中同樣實現(xiàn)了深度脫氮除磷的目的.大量研究表明, 流量分配對生物脫氮除磷性能有著重要的影響.然而, 究竟是哪些微生物在發(fā)揮著至關(guān)重要的作用卻鮮見報導(dǎo).基于此, 本文以低C/N(C/N<5)實際城市生活污水為研究對象, 通過由傳統(tǒng)式厭氧段進水向預(yù)缺氧和厭氧兩段及預(yù)缺氧、厭氧和缺氧3段進水方式的轉(zhuǎn)變, 探討分段進水對改良A2/O工藝脫氮除磷和污泥沉降性能的影響;除此之外, 還分析了不同進水流量分配比例下系統(tǒng)內(nèi)部分微生物種群結(jié)構(gòu)的變化規(guī)律, 以期建立分段進水改良A2/O工藝宏觀表現(xiàn)與微觀結(jié)構(gòu)的內(nèi)在關(guān)聯(lián).

　　1 材料與方法

 1.1 試驗裝置及運行方式

　　中試反應(yīng)器的平面示意如圖 1所示. A2/O反應(yīng)器由厚約10 mm的方形鋼板焊接制成, 其整體尺寸為長3.7 m, 寬1.5 m, 高2.0 m, 有效容積為7.8 m3;反應(yīng)器內(nèi)部設(shè)置了數(shù)塊隔板, 將反應(yīng)器分割成11塊相連的區(qū)域, 依次為預(yù)缺氧區(qū)、厭氧區(qū)、缺氧區(qū)和好氧區(qū), 體積比為1：1：2：3;通過對隔板上下開孔的方式, 保證了反應(yīng)器內(nèi)部污水的流態(tài);反應(yīng)器不同區(qū)域的進水流量通過閥門與電磁流量計控制, 溶解氧濃度通過轉(zhuǎn)子流量計控制.

　　圖 1

圖 1 中試反應(yīng)器平面示意

　　中試反應(yīng)器持續(xù)運行120 d, 共分為以下5個階段：階段Ⅰ(0~23 d), 傳統(tǒng)式厭氧進水;階段Ⅱ(24~47 d), 預(yù)缺氧區(qū)與厭氧區(qū)兩段進水, Q預(yù)缺：Q厭=0.3：0.3;階段Ⅲ(48~71 d), 預(yù)缺氧區(qū)、厭氧區(qū)與缺氧區(qū)3段進水, Q預(yù)缺：Q厭：Q缺=0.2：0.2：0.2;階段Ⅳ(72~95 d), Q預(yù)缺：Q厭：Q缺=0.1：0.2：0.3;階段Ⅴ(96~119 d), Q預(yù)缺：Q厭：Q缺=0.1：0.1：0.4.整個試驗過程中, 總進水流量控制在0.6 m3·h-1, 溫度采用恒溫器維持在25℃±1℃.反應(yīng)器的其它工況參數(shù)如表 1所示.

　　表 1 中試反應(yīng)器工況控制參數(shù)

　　1.2 試驗用水及接種污泥

　　中試反應(yīng)器的進水為西安市某污水處理廠曝氣沉砂池的出水, 該城市污水處理廠的處理規(guī)模為20萬m3·d-1, 采用的污水處理工藝為傳統(tǒng)A2/O工藝, 其進水水質(zhì)如表 2所示.反應(yīng)器活性污泥取自該污水處理廠好氧池的活性污泥, 污泥維持了較高的活性, 經(jīng)過30d的馴化與適應(yīng), 系統(tǒng)對各項污染物的去除性能趨于穩(wěn)定狀態(tài).

　　表 2 中試反應(yīng)器進水水質(zhì)

　　1.3 試驗指標(biāo)

　　污泥體積指數(shù)(SVI)、混合液懸浮固體濃度(MLSS)、混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)、COD、NH4+-N、NO3--N、TN、PO43--P和TP濃度的測定方法均采用標(biāo)準(zhǔn)方法. DO、pH和水溫監(jiān)測均采用哈希公司W(wǎng)TW多功能自動測定儀 .

　　不同試驗階段的污泥樣均取自該階段后3 d的好氧池, 經(jīng)離心機分離去除上清液后置于-20℃保存?zhèn)溆?采用CTAB或SDS方法對樣本的基因組DNA進行提取, 之后利用瓊脂糖凝膠電泳檢測DNA的純度和濃度, 取適量的樣品于離心管中, 使用無菌水稀釋樣品至1 ng·μL-1.以稀釋后的基因組DNA為模板, 根據(jù)測序區(qū)域的選擇, 使用帶Barcode的特異引物, New England Biolabs公司的Phusion® High-Fidelity PCR Master Mix with GC Buffer和高效高保真酶進行PCR, 確保擴增效率和準(zhǔn)確性.引物對應(yīng)區(qū)域：16S V4區(qū)引物(515F和806R);16S V3-V4/16S V4-V5區(qū).使用Thermofisher公司的Ion Plus Fragment Library Kit 48 rxns建庫試劑盒進行文庫的構(gòu)建, 構(gòu)建好的文庫經(jīng)過Qubit定量和文庫檢測合格后, 使用Thermofisher的Life Ion S5TM或Ion S5TMXL進行上機測序.使用Cutadapt先對reads進行低質(zhì)量部分剪切, 再根據(jù)Barcode從得到的reads中拆分出各樣品數(shù)據(jù), 截去Barcode和引物序列初步質(zhì)控得到原始數(shù)據(jù), 經(jīng)過以上處理后得到的reads需要進行去除嵌合體序列的處理, reads序列通過與數(shù)據(jù)庫(gold database)進行比對, 檢測嵌合體序列, 并最終去除其中的嵌合體序列, 得到最終的有效數(shù)據(jù).

　　2 結(jié)果與討論

2.1 不同進水流量下污染物的去除性能

　　不同進水比例下系統(tǒng)對污染物的去除效果如圖 2所示.從圖 2(a)中可以看出, 5種流量分配比例下, 系統(tǒng)各階段出水COD平均濃度分別為31.74、30.97、30.21、30.10和30.49mg·L-1, 平均去除率分別為88.78%、89.38%、89.06%、89.41%和89.08%, 由此可見不同進水流量比例對系統(tǒng)COD的去除效果影響不大, 系統(tǒng)在5個階段均有較好的COD去除效率, 這與南彥斌等的研究成果相符.從圖 2(b)中可以看出, 系統(tǒng)各階段出水NH4+-N濃度變化不大, 平均出水濃度分別為1.16、1.15、1.18、1.85和1.23mg·L-1, 平均去除率分別為97.14%、97.32%、97.23%、95.30%和96.82%, 整個試驗過程中系統(tǒng)均具有較強的硝化性能, 這與系統(tǒng)好氧區(qū)具有充足的水力停留時間(5.25 h)和溶解氧濃度(2~3mg·L-1)直接相關(guān).從圖 2(c)和2(d)中可以看出, 進水流量分配比例對系統(tǒng)TN和TP的去除均有著較明顯的影響.系統(tǒng)出水TN平均濃度分別為14.49、13.48、11.74、9.41和9.05mg·L-1, 平均去除率分別為73.63%、76.17%、79.66%、83.00%和83.68%;系統(tǒng)平均出水TP濃度分別為0.86、0.57、0.72、0.71和1.10mg·L-1, 平均去除率分別為88.04%、91.97%、89.58%、90.09%和81.97%.從以上數(shù)據(jù)可以看出, 在改良A2/O工藝其它條件不變的情況下, 與傳統(tǒng)厭氧區(qū)單段進水的模式相比, 預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式可以提高系統(tǒng)脫氮除磷的性能;然而, 進一步降低厭氧段進水流量會使PAOs厭氧釋磷所需的碳源匱乏, 從而降低系統(tǒng)除磷性能.因此, 從階段Ⅰ~Ⅴ, TN去除率呈上升的趨勢, TP去除率呈先上升后降低的趨勢.綜合考慮下, 系統(tǒng)在階段Ⅳ(Q預(yù)缺：Q厭：Q缺=0.1：0.2：0.3)對污染物的去除效果達(dá)到最佳狀態(tài), 此時出水COD、NH4+-N、TN和TP的平均濃度分別為30.10、1.85、9.41和0.71mg·L-1, 去除率分別為89.41%、95.30%、83.00%和90.09%.

　　圖 2

圖 2 各階段下系統(tǒng)對污染物的去除效果

　　2.2 有機物去除機制及相關(guān)菌屬相對豐度變化

　　不同進水比例下COD在反應(yīng)器內(nèi)的沿程變化如圖 3所示.可以看出, 不同階段下反應(yīng)器內(nèi)各個功能區(qū)對COD的去除情況變化不大, COD主要在系統(tǒng)厭氧和缺氧區(qū)去除.通過物料衡算分析可得, 各階段下厭氧和缺氧區(qū)對COD的去除量分別占COD去除總量的74.56%、78.22%、81.60%、84.58%和86.72%, 因此COD的主要去除途徑是通過聚磷菌、反硝化細(xì)菌及其他異養(yǎng)型細(xì)菌代謝活動的有效利用. 圖 4為各階段系統(tǒng)進出水COD組分濃度變化及BCOD去除情況, 可以看出, 與傳統(tǒng)厭氧區(qū)單段進水的模式相比, 預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式可在一定程度上提高微生物對BCOD的利用效率, 從而改善不同微生物的活性.

　　圖 3

圖 3 各階段COD的沿程變化規(guī)律

　　圖 4

　

圖 4 各階段進出水BCOD濃度及BOCD去除率

　　通過對各階段好氧區(qū)活性污泥16S rRNA基因測序數(shù)據(jù)的梳理, 可以發(fā)現(xiàn)系統(tǒng)內(nèi)大量異養(yǎng)型細(xì)菌在屬水平上的相對豐度都隨著試驗的進行而得到不同程度的提升, 其中較為公認(rèn)的且相對豐度變化規(guī)律較為明顯的6類異養(yǎng)型菌屬及所屬菌門如表 3所示.可以看出, 與傳統(tǒng)厭氧區(qū)單段進水的模式相比, 預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式可提高原水中碳源的利用效率, 從而使Thauera、Dechloromonas、Candidatus_Accumulibacter、Bacillus、Flavobacterium和Denitratisoma在屬水平上的相對豐度得到不同程度提高.階段Ⅴ的進水模式更有利于這6類異養(yǎng)型菌屬的富集, 其相對豐度總和與階段Ⅰ相比提高了31.23%.因此, 預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式更有利于這6類異養(yǎng)型菌屬的富集, 這與系統(tǒng)較高的COD去除效率密切相關(guān).具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　表 3 各階段下系統(tǒng)內(nèi)異養(yǎng)型菌屬的相對豐度 　　

　　2.3 氮去除機制及相關(guān)菌屬相對豐度變化

　　不同進水比例下NO3--N和NH4+-N在反應(yīng)器內(nèi)的沿程變化如圖 5所示.從圖 5(a)中可以看出, NO3--N的去除主要發(fā)生在反應(yīng)器內(nèi)缺氧區(qū), 且在相同的HRT(3.5 h)內(nèi), 缺氧區(qū)去除的NO3--N隨著其進水流量分配比例的增大而增加.通過反硝化速率測定試驗可以得出, 從階段Ⅰ~Ⅴ系統(tǒng)缺氧區(qū)反硝化速率分別為2.14、2.44、3.15、3.56和3.86mg·(g·h)-1.因此, 與傳統(tǒng)厭氧區(qū)單段進水的模式相比, 預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式可極大程度地提高A2/O系統(tǒng)的反硝化性能, 從而保證系統(tǒng)TN的去除效率.從圖 5(b)中可以看出, NH4+-N的去除主要發(fā)生在反應(yīng)器內(nèi)好氧區(qū), 且不同的進水模式對A2/O系統(tǒng)的硝化性能影響不大, 系統(tǒng)在各個階段均具有較強的硝化性能.結(jié)果表明, 氮在系統(tǒng)內(nèi)的去除主要是通過傳統(tǒng)的好氧硝化作用和缺氧反硝化作用完成的, 預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式可極大程度地提高A2/O系統(tǒng)的反硝化性能, 從而保證了TN的去除效率.

　　圖 5

 圖 5 各階段下NO3--N和NH4+-N的沿程變化規(guī)律 

　　通過對各階段好氧區(qū)活性污泥16S rRNA基因測序數(shù)據(jù)的梳理, 發(fā)現(xiàn)了系統(tǒng)內(nèi)有4類反硝化細(xì)菌在屬水平上的相對豐度隨著試驗的進行而得到較明顯的提升, 如表 4所示.可以看出, 與傳統(tǒng)厭氧區(qū)單段進水的模式相比, 預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式可提高缺氧區(qū)反硝化細(xì)菌的代謝活性, 從而使Pseudomonas、Thauera、Denitratisoma和Thermomonas在屬水平上的相對豐度得到不同程度提高.階段Ⅴ的進水模式更有利于這4類反硝化菌屬的富集, 其相對豐度總和與階段Ⅰ相比提高了42.86%.因此, 預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式更有利于這4類反硝化菌屬的富集, 這與系統(tǒng)較強的反硝化性能密切相關(guān).

　　表 4 各階段下系統(tǒng)內(nèi)反硝化菌屬的相對豐度

　　2.4 磷去除機制及相關(guān)菌屬相對豐度變化

　　不同進水比例下PO43--P在反應(yīng)器內(nèi)的沿程變化如圖 6所示.從中可以看出, 在傳統(tǒng)厭氧區(qū)單段進水的模式下, 系統(tǒng)對PO43--P的去除是通過PAOs的厭氧釋磷和好氧攝磷實現(xiàn)的;而預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式將PO43--P的去除途徑改變?yōu)閰捬踽屃缀腿毖酢⒑醚鯏z磷. 圖 7為各階段下DPAOs/PAOs和缺氧除磷量/總除磷量的變化規(guī)律, 可以看出多段進水的模式給預(yù)缺氧和厭氧段的PAOs分配了更多的碳源, 使其充分釋磷并合成大量內(nèi)碳源, 為反硝化除磷的發(fā)生創(chuàng)造了必要條件.在三段進水的模式下, 缺氧段除磷量隨著缺氧段進水比例的增加而減少, 這是因為更多的NO3--N被反硝化細(xì)菌去除, 降低了DPAOs反硝化除磷所需的電子受體, 從而降低了系統(tǒng)反硝化除磷的性能.

　　圖 6

圖 6 各階段PO43--P沿程變化規(guī)律

　　圖 7

圖 7 各階段DPAOs與PAOs和缺氧除磷量與總除磷量比值變化規(guī)律

　　通過對各階段好氧區(qū)活性污泥16S rRNA基因測序數(shù)據(jù)的梳理, 發(fā)現(xiàn)了系統(tǒng)內(nèi)有5類PAOs在屬水平上的相對豐度隨著試驗的進行表現(xiàn)出較明顯的規(guī)律, 如表 5所示.可以看出, 與傳統(tǒng)厭氧區(qū)單段進水的模式相比, 預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式可提高系統(tǒng)PAOs的代謝活性, 從而使Dechloromonas、Candidatus_Accumulibacter、Acinetobacter、Tetrasphaera和Aeromonas在屬水平上的相對豐度得到不同程度提高.階段Ⅱ的進水模式更有利于這5類PAOs的富集, 其相對豐度總和與階段Ⅰ和Ⅲ相比分別提高了32.07%和13.99%.因此, 預(yù)缺氧、厭氧兩段進水的模式更有利于這5類PAOs的富集, 這與系統(tǒng)在階段Ⅱ較強的除磷性能密切相關(guān).

　　表 5 各階段下系統(tǒng)內(nèi)聚磷菌屬的相對豐度

　　2.5 污泥性狀及相關(guān)菌屬豐度變化

　　不同進水比例下系統(tǒng)好氧池內(nèi)MLSS、MLVSS和SVI如圖 8所示.據(jù)相關(guān)資料顯示良好的活性污泥SVI一般在130 mL·g-1以下.從中可以看出, 隨著試驗的進行, 系統(tǒng)好氧池活性污泥平均SVI由階段Ⅰ的140.66 mL·g-1降至階段Ⅴ的112.09 mL·g-1;與此同時, 好氧池活性污泥平均VSS/TSS由階段Ⅰ的0.73升至0.84. 結(jié)果表明, 預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式可以改善系統(tǒng)活性污泥的沉降性能與活性.分析原因是三段進水的模式, 增大了系統(tǒng)內(nèi)底物濃度梯度, 菌膠團能夠迅速利用底物并將大量底物以PHA的形式貯存起來, 較高的底物貯存能力有利于抑制絲狀菌在好氧條件下的優(yōu)勢生長, 從而能夠維持系統(tǒng)良好的沉降性能;好氧段適宜的HRT、SRT及DO濃度也為菌膠團的生長提供了有利的生存環(huán)境.因此, 隨著試驗的進行, 系統(tǒng)活性污泥的沉降性能也在逐漸改善, 整個試驗階段均未發(fā)生污泥膨脹現(xiàn)象.

　　圖 8

圖 8 各階段污泥性狀

　　通過對各階段好氧區(qū)活性污泥16S rRNA基因測序數(shù)據(jù)的梳理, 發(fā)現(xiàn)了系統(tǒng)內(nèi)分別有3類絲狀菌和2類菌膠團在屬水平上的相對豐度隨著試驗的進行表現(xiàn)出較明顯的規(guī)律, 如表 6所示.可以看出, 與傳統(tǒng)厭氧區(qū)單段進水的模式相比, 預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式更有利于絲狀菌的淘汰、菌膠團的富集, 從而使Thiothrix、Candidatus_Microthrix和Trichococcus在屬水平上的相對豐度得到不同程度的降低;Zoogloea和Acidaminobacter在屬水平上的相對豐度得到不同程度的提高.因此, 預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式更有利于這3類絲狀菌的淘汰、2類菌膠團的富集, 這與系統(tǒng)較好的污泥沉降性能密切相關(guān).

　　表 6 各階段下系統(tǒng)內(nèi)絲狀菌屬和菌膠團屬的相對豐度

　　3 結(jié)論

　　(1) 預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式可有效提高A2/O系統(tǒng)的脫氮除磷性能, 最佳進水比例為Q預(yù)缺：Q厭：Q缺=0.1：0.2：0.3, 此時出水COD、NH4+-N、TN和TP的平均濃度分別為30.10、1.85、9.41和0.71 mg·L-1, 去除率分別為89.41%、95.30%、83.00%和90.09%.

　　(2) 多段進水優(yōu)化了A2/O系統(tǒng)厭氧段和缺氧段中碳源的供給, 從而提高了系統(tǒng)BCOD的去除效率、反硝化脫氮和反硝化除磷性能, 這分別與6類異養(yǎng)型菌屬、4類反硝化菌屬及5類聚磷菌屬的富集密切相關(guān).

　　(3) 多段進水可改善A2/O系統(tǒng)活性污泥的沉降性能與活性, 系統(tǒng)階段Ⅴ的SVI和VSS/TSS分別為112.09 mL·g-1、0.84, 這與3類絲狀菌屬的淘汰和2類菌膠團菌屬的富集密切相關(guān).(來源：環(huán)境科學(xué) 作者：榮懿)