A/O-MBBR工艺处理生活污水性能及菌群结构

赖永恒,刘 敏

A/O-MBBR工艺处理生活污水性能及菌群结构

赖永恒,刘 敏*

(四川大学建筑与环境学院,四川 成都 610065)

采用设计规模为100m3/d的一体化缺/好氧-移动床生物膜反应器(A/O-MBBR)处理实际生活污水,通过265d的中试研究考察了该工艺在多因素扰动下的除碳和脱氮性能,并对不同运行阶段微生物群落结构的动态变化进行了研究.结果表明,一体化A/O-MBBR系统具有良好的COD去除效果和脱氮性能.当好氧池溶解氧(DO)浓度和进水碳氮比(COD/N)分别为2.5～3.5mg/L和(7.9±2.0)时,COD、NH4+-N和TN去除率分别达到(93.3±5.4)%、(99.1±0.6)%和(67.9±10.5)%.、和在不同运行时期均有较高的相对丰度,保证了有机物的高效去除.A/O-MBBR系统脱氮功能菌在运行初期主要分布于活性污泥中,且相对丰度较低.长期运行后,生物膜与活性污泥中均同时检出大量硝化菌和反硝化菌.其中,相对丰度最高的硝化菌为,主要分布于生物膜上(19.48%～28.05%).反硝化菌则以、和等为主.

一体化缺/好氧-移动床生物膜反应器(A/O-MBBR)；生活污水；多因素扰动；微生物群落结构特性

随着工业化和城镇化进程的加快,各行各业用水量急剧上升,废水产生量和排放量大幅增加.截止2019年底,我国污水年排放量已达656.95亿m3.大量含有机物和氮、磷等污染物的废水排放会引发一系列水环境问题[1],寻求更加高效、经济的污水处理技术是应对日益严峻的水环境形势的重要举措.

缺氧/好氧(A/O)工艺由于其良好的污染物去除性能及经济性,在生活污水和工业废水处理中得到广泛应用[2-3].然而,传统活性污泥工艺易受负荷冲击[4],且污泥性能受水质、运行参数及工艺设计等影响显著,易产生污泥膨胀等现象[5].相较于传统活性污泥法,生物膜工艺具有更强的耐冲击负荷能力,但由于固定床生物膜技术存在易孔堵、水头损失大和需要反冲洗等问题[6],其工程应用受到一定限制.移动床生物膜反应器(MBBR)是一种基于生物膜工艺的污水处理技术,通过向系统中投加密度与水相近的悬浮填料,为微生物提供了适宜的附着生长环境,提高了系统内的活性微生物量,从而使系统具有更强的耐冲击负荷能力[7-8].MBBR工艺有效弥补了传统活性污泥法和固定床生物膜技术的不足[9],具有良好的工艺灵活性,在污水处理厂提质增效改造中应用广泛[10-12],具有良好的工程应用前景[13].MBBR泥膜复合工艺将活性污泥法与MBBR技术结合,进一步提高了系统的容积负荷,并能对功能微生物进行富集[14-15].泥膜复合工艺的污染物去除性能取决于活性污泥和生物膜的协同作用,微生物结构特性及空间分布会对工艺性能产生重要影响[16].目前,针对溶解氧(DO)[17]、碳氮比(COD/N)[18]、容积负荷[19]等影响MBBR工艺性能的关键参数已有诸多报道,但多限于单因素研究或实验室规模.在实际工程应用中,工艺性能往往受到污水水质、水量负荷、工艺运行参数及环境因子等多种因素的综合影响.因此,开展以实际污水为处理对象的中试研究对工艺的实际应用具有更好的工程指导意义.此外,揭示微生物群落的动态变化规律对理解和优化泥膜复合工艺具有重要意义.

本研究以实际生活污水为处理对象,在中试规模下进行了长达265d的现场研究,考察了一体化A/O-MBBR工艺在DO、进水COD/N比和容积负荷等因素共同扰动下的性能稳定性,并对不同阶段活性污泥与生物膜微生物群落结构的动态变化进行分析,为工艺性能提供微观解释,以期为A/O- MBBR工艺的推广应用提供参考和技术支持.

1 材料与方法

1.1 实验装置

本研究中一体化A/O-MBBR反应器设计处理规模为100m3/d,实验于某生活污水处理站现场开展.如图1所示,反应区主要分为缺氧池、好氧池和沉淀池,各区域有效容积分别为18.9,26.5和13.1m3.中试研究中,缺氧池内未投加填料,仅向好氧池内投加了填充率为30%的扁圆柱状聚乙烯悬浮载体.载体直径为25mm,高为10mm,密度为0.96～0.98g/cm3,比表面积为600～700m2/m3,满足《水处理用高密度聚乙烯悬浮载体填料》(CJ/T 461-2014)行业标准要求[20].为防止载体流失,在缺氧池与好氧池衔接处、好氧池与沉淀池衔接处均设置了拦截筛网.

图1 反应器结构示意

1:调节池; 2:污水泵; 3:进水球阀; 4:电磁流量计; 5:便携式DO仪; 6:缺氧池; 7:好氧池; 8:沉淀池; 9:DO探头; 10:拦截筛网; 11:中控室; 12:风机1; 13:风机2

反应器曝气系统由两台沉水式变频风机(风机1和风机2)、微孔曝气器及空气管道组成,风机1作为备用风机.通过风机频率的调整控制曝气风量,从而调节反应池内的DO浓度.回流系统包括污泥回流及硝化液回流.污泥回流采用气提回流,硝化液回流采用泵回流(其中阶段I、阶段II无硝化液内回流),均回流至缺氧池前段.反应器外壁包裹有一层保温棉,可有效削弱冬季温度对工艺性能的影响,除此之外,未对水温进行控制.反应器所有运行参数的调节及系统控制均在中控室完成.

1.2 水质情况

实验期间,中试反应器平均进水COD、NH4+-N、TN、NO3--N、NO2--N浓度分别为(276±102), (38.6± 5.2),(47.0±7.2),(0.57±0.32),(0.03±0.03)mg/L.进水BOD5/ COD为(0.49±0.04),可生化性良好.各阶段进水pH值为(7.24±0.24),未进行额外调节.

1.3 运行工况

实验期间,反应器日处理水量为(110±47)m3/d.缺氧池和好氧池水力停留时间(HRT)分别保持在(4.6±1.6)和(6.5±2.2)h.实验共分为7个阶段.为改善TN去除效果,自阶段VI起,采用外加碳源的方式适当提高进水COD/N比.各阶段运行参数详见表1.

表1 反应器各阶段运行工况

1.4 测定指标及方法

1.4.1 常规水质指标 各实验阶段定期检测反应器进水及沉淀池出水水质.COD、NH4+-N、TN、NO2--N的测定参照标准方法[21];NO3--N采用麝香草酚分光光度法.DO和温度采用便携式溶氧仪(Multi 3420IDS,WTW,德国)测定;pH值采用便携式pH计(PHB-4,上海雷磁,中国)测定.

1.4.2 微生物群落结构分析 为了解系统内活性污泥与生物膜的微生物群落结构特性,在运行初期(第33d)和后期(第206d)分别采集缺氧池活性污泥、好氧池活性污泥及生物膜进行16S扩增子高通量测序.采用Zymo Research BIOMICS DNA Microprep Kit(Cat# D4301)进行样本gDNA纯化,使用0.8%琼脂糖电泳检测gDNA完整性.以515F(5’-GTGY- CAGCMGCCGCGGTAA-3’)和806R(5’-GGACTA- CHVGGGTWTCTAAT-3’)为扩增引物进行PCR扩增.每个样本进行3次PCR技术重复,取线性期PCR产物等量混合后用于后续建库.随后用2%琼脂糖凝胶进行目的片段电泳检测,使用Zymoclean Gel Recovery Kit(D4008)进行检测合格的样品目的条带回收.使用Qubit@ 2.0Fluorometer(Thermo Scientific)定量,等摩尔量混合后使用Hiseq Rapid SBS Kit v2(FC-402-4023 500Cycle)(Illumina公司)测序试剂盒进行测序.使用FLASH拼接双端序列,然后使用QIIME进行数据质000控,基于Usearch软件,使用UPARSE算法根据97%相似度进行OTU聚类.使用UCLUST分类法与SILVA数据库进行注释分析.

2 结果与讨论

2.1 A/O-MBBR运行效果分析

2.1.1 COD去除性能 实验期间,反应器进、出水COD浓度分别为(276±102)和(21.3±7.1)mg/L,平均COD去除率达(90.8±6.5)%.A/O-MBBR系统表现出良好的COD去除性能(图2(a)).当DO浓度仅为0.2～0.5mg/L时,COD去除率可保持在(89.2±5.0)%.低DO浓度并未影响COD的高效去除.刘国华等[22]研究发现,当DO浓度从2.0mg/L降至0.3mg/L时,活性污泥系统仍可保持较高的COD去除率.本文中当水温由(19.6±1.0)℃降至(13.7±0.8)℃时,COD去除率仍达到(86.4±6.0)%.如图3所示,随着容积负荷的增加,COD去除率略有提高.当COD容积负荷增加至(1.13±0.43)kg COD/(m3·d)时,去除率提升至(92.2±2.8)%.这可能是由于好氧池形成了比较成熟的生物膜,且DO保持在2.5mg/L以上,削弱了低温和高容积负荷对COD去除效果的影响.Luo等[23]认为,寒冷地区污水处理厂可采取低污泥负荷和高DO策略以保证稳定的污染物去除效果.当进水COD浓度波动较大时,A/O-MBBR系统仍保持稳定的COD去除效果,对水质波动表现出良好的耐受性.此外,进水COD/N比对A/O-MBBR系统COD去除效果无显著影响,这与Machat等[24]的研究结果一致.

在DO、进水COD/N比及容积负荷等多因素扰动下,A/O-MBBR系统可维持稳定的COD去除效果,这与系统内具有降解有机物功能的微生物密切相关.(变形菌门)、(拟杆菌门)和(绿弯菌门)在有机物去除方面具有重要作用[25],在本研究中,上述菌门在不同运行阶段均有较高的相对丰度(图5).

2.1.2 NH4+-N去除性能 反应器各阶段进、出水NH4+-N浓度及其去除情况如图2(b)所示.总体而言,A/O-MBBR的NH4+-N去除性能良好,但不同阶段的去除情况存在差异.阶段I系统的NH4+-N去除效果较差,出水NH4+-N浓度为(5.5±4.3)mg/L.这可能是由于该阶段好氧池DO仅为0.2～0.5mg/L,系统硝化作用受到明显抑制[26].如图3所示,当好氧池DO升高至2.5～3.5mg/L时,NH4+-N去除效果显著改善(=0.041),去除率达到(98.3±1.2)%.当DO继续升高至3.5mg/L以上时,NH4+-N去除效果并无显著提升.郑敏等[27]研究表明,2.0mg/L的DO浓度即可满足硝化需求,当超过2.0mg/L时,NH4+-N去除效果并不会显著提高.王学江等[28]也得到了相似的结论.

图2 A/O-MBBR系统COD、NH4+-N和TN去除性能

此外,NH4+-N去除效果还受容积负荷的影响.当负荷低于0.20kg NH4+-N/(m3·d)时,NH4+-N去除率达到(96.9±13.8)%.当负荷高于0.20kg NH4+-N/ (m3·d)时,NH4+-N去除率降至(71.8±7.5)%.因此,为保证NH4+-N去除效果,其容积负荷不宜高于0.20kg NH4+-N/(m3·d).此外,进水COD/N比的变化并未对NH4+-N去除效果产生显著影响.

2.1.3 TN去除性能 反应器各阶段TN去除情况如图2(c)所示.反应器运行后期的TN去除效果显著优于运行初期.阶段I-IV期间进水COD/N比为(3.7±0.8),其中阶段I与阶段II均无硝化液回流,但阶段II的TN 去除率显著低于阶段I(<0.001),这可能是由于阶段II好氧池DO急剧上升,活性污泥与生物膜缺氧微环境被破坏,异养好氧微生物活性增强,使得反硝化作用受到抑制[28].在DO一致的情况下,增加300%～400%硝化液回流后,阶段II与阶段IV的TN去除效果无显著差异(=0.167),且阶段III与阶段IV的TN去除效果也无显著差异,这可能是由于过高的硝化液回流比加速了混合液的循环,缩短了缺氧池水力停留时间,从而影响TN去除效果[29].因此,实际运行中,硝化液回流比不宜过高.

图3 不同阶段COD、NH4+-N和TN去除效果

当进水COD/N比由(5.4±2.4)逐渐增至(6.3±1.2)和(7.9±2.0),TN去除率由(47.7±9.3)%逐渐增至(50.5±10.2)%和(67.9±10.5)%.因此,当系统内有充足的有机物作为反硝化的电子供体时,工艺的脱氮效果会显著提升.如图3所示,阶段VII的TN去除效果显著优于其他阶段(<0.001).微生物分析表明,运行后期系统内脱氮菌属相对丰度较运行初期显著升高.如图5所示,运行后期生物膜中(硝化螺旋菌门)相对丰度由0.06%～1.05%升高至19.48%～ 28.05%,且(独岛菌属)等反硝化功能菌属的相对丰度也达到0.99%～2.05%(表3).大量硝化菌和反硝化菌同时存在于活性污泥和生物膜中,系统内可能发生了同步硝化反硝化作用,从而促进了TN的去除效果.

在本研究中,进水COD/N比是影响A/O-MBBR系统脱氮性能的关键因子.当DO和进水COD/N比分别为2.5～3.5mg/L和(7.9±2.0)时,A/O-MBBR系统可保持良好的脱氮性能.

2.1.4 氮素转化情况 为评估A/O-MBBR系统的硝化和反硝化效果,对各阶段反应器进、出水氮素组成进行了分析.如图4所示,进水氮素以NH4+-N和有机氮为主,NO2--N、NO3--N浓度均较低,这与以往的研究结果相似[30-31].由于A/O-MBBR系统良好的NH4+-N去除性能,出水NH4+-N占比大幅降低.同时,出水NO3--N浓度大幅增加,进一步验证了A/O-MBBR系统良好的硝化性能.有机氮在微生物作用下部分转化为其他氮素,其出水浓度有所降低.各阶段出水NO2--N浓度均很低.微生物数据表明,生物膜与好氧池活性污泥中(陶厄氏菌)相对丰度在运行后期有所升高(分别升高至0.42%～1.10%和1.59%).有研究表明,作为一种好氧反硝化菌,可降解有机物并将NO3--N转化为N2[32],这与后期出水NO3--N浓度逐渐降低的现象相吻合.

图4 各阶段进出水氮素转化情况

从各阶段的氮素转化情况可以看出,随着A/O- MBBR系统运行参数的不断优化,系统硝化和反硝化效果逐渐得到改善,泥膜微生物的协同作用加强,这使得A/O-MBBR系统的脱氮性能有了明显改观.

2.2 微生物群落结构分析

生化系统微生物组成和群落结构对工艺性能起着至关重要的作用[33].本研究分别对A/O-MBBR系统运行初期和后期的活性污泥及生物膜进行了高通量测序分析,探究了系统内微生物群落结构特性的动态变化,并比较了活性污泥与生物膜微生物在群落组成及空间分布上的特点.

2.2.1 多样性指数分析 表2列举了A/O-MBBR运行初期及后期的α多样性指数.所有样本覆盖度均大于0.95,表明测序结果可反映系统内微生物的真实情况[32].运行初期,无论是生物膜(F_1、F_2和F_3)还是好氧池活性污泥(F_4),观察到的物种数均远多于缺氧池活性污泥(F_5),F_5的物种多样性最低.这表明在A/O-MBBR系统中,好氧池内的微生物可能更容易适应环境,而缺氧微生物则需要更长的适应期.此外,F_1、F_2与F_3之间的物种多样性差异较为显著,这表明运行初期好氧池不同区域的填料挂膜情况存在较大差异,这与填料的流化及生物膜与基质间的物质交换情况等有关.

运行后期,缺氧池活性污泥(S_5)物种多样性显著提高,与生物膜(S_1、S_2和S_3)和好氧池活性污泥(S_4)相当.此外,S_1、S_2和S_3物种多样性差异减小,这表明此时填料流化状态良好,池内不同区域的填料挂膜状况与运行初期相比差异明显缩小.此外,生物膜与好氧池活性污泥的Chao1指数和ACE指数均有降低,好氧池内的物种丰富度较运行初期有所降低,这表明A/O-MBBR系统对微生物起到了筛选富集的作用[34].此外,Shannon指数、Simpson指数的降低也表明物种均匀性降低,生物膜和活性污泥中可能形成了优势菌属.

2.2.2 微生物群落结构分析 运行初期与后期系统的物种组成存在较大差异.如图5(a)所示,从门水平的物种组成来看,运行初期生物膜与活性污泥主要以、(厚壁菌门)、、等为主,这与其他研究结果一致[23].[35]、[36]均能降解污水中的有机物.因此,系统运行初期COD去除率即可稳定在(88.7±5.9)%.在生物膜、好氧池活性污泥和缺氧池活性污泥中的相对丰度在运行初期均较低,分别为0.06%～1.05%、0.15%和5.14%,此时NH4+-N去除效果较差,去除率仅为(93.4±9.6)%.从空间分布来看,此时硝化功能菌主要分布于活性污泥中,生物膜上的相对丰度更低.

运行后期,门水平上各优势菌门相对丰度与运行初期相比存在显著差异(图5(b)).成为相对丰度仅次于的优势菌门,且在生物膜中的相对丰度明显高于活性污泥,这表明生物膜对A/O-MBBR系统的硝化效果具有显著的强化作用.微生物结构特性与空间分布发生显著变化,这种改变是影响系统污染物去除性能的根本原因[17].

图5 运行初期和后期活性污泥与生物膜微生物群落组成(门水平)

表2 α多样性指数比较分析

注: F、S分别代表运行初期与后期;1、2和3分别代表好氧池前段、中段、末段生物膜样品;4代表好氧池活性污泥样品;5代表缺氧池活性污泥样品.

进一步从属水平上解析了系统不同阶段的微生物群落结构特性.不同运行时期系统内脱氮功能菌的相对丰度变化情况见表3.运行初期,系统内主要的硝化菌属为(硝化螺旋菌属),且主要分布于缺氧池活性污泥中.反硝化菌属以[36]、(动胶菌属)[35]、(丛毛单胞菌属)[37]等为主,且主要分布于缺氧池活性污泥中.有研究表明[38-39],具有较强的胞外聚合物分泌能力,能促进菌胶团和生物膜的形成,但运行初期好氧池活性污泥及生物膜中均未检出该菌属,这可能是运行初期填料挂膜状况不理想的重要原因.此外,好氧池活性污泥中检出了(砂单胞菌属)[40]、(不动杆菌属)[41]、(噬氢菌属)[42]和(黄杆菌属)[38]等具有反硝化功能的菌属,这为后期填料上附着生长反硝化菌提供了可能.

运行后期,DO浓度及进水COD/N比的调整使系统内微生物群落结构发生明显变化.生物膜和好氧池活性污泥中的相对丰度由0.04%～0.72%和0.13%分别升至19.48%～28.05%和7.51%,相对丰度较运行初期显著提升,且更倾向于以附着态的形式存在于系统中.(亚硝化单胞菌属)在生物膜和活性污泥中的相对丰度也有明显增加(表3).此时系统的NH4+-N去除效果显著提升且更加稳定,去除率达到(99.1±0.6)%.、(鞘脂杆菌属)[43]和(独岛菌属)[44]等成为系统内主要的反硝化菌属.在好氧池活性污泥与生物膜中的相对丰度明显升高,这与后期填料挂膜状况良好相对应.此外,生物膜中(铁锈菌属)[45]等反硝化功能菌的相对丰度大大增加.系统内脱氮功能菌属相对丰度较运行初期显著升高,TN去除率由运行初期的(38.5±6.6)%升至(67.9±10.5)%,去除效果显著改善.

表3 不同时期系统内主要脱氮功能菌属相对丰度变化

注: n.d.为未检出.

3 结论

3.1 当好氧池DO和进水COD/N比分别为2.5～ 3.5mg/L和(7.9±2.0)时,A/O-MBBR工艺COD、NH4+-N和TN去除率可分别达到(93.3±5.4)%、(99.1±0.6)%和(67.9±10.5)%.

3.2 活性污泥与生物膜在不同运行时期均存在相对丰度较高的、和,保证了工艺高效稳定的COD去除效果.

3.3 运行初期,脱氮功能菌主要分布于活性污泥中,且相对丰度较低.而后期则更倾向于以附着态形式存在.运行后期,生物膜、好氧池活性污泥和缺氧池活性污泥中的相对丰度分别为19.48%～ 28.05%、7.51%和9.90%.

3.4 运行初期,Nitrospira是A/O-MBBR系统中主要的硝化功能菌,反硝化菌则以Thauera、Zoogloea和Comamonas等为主.运行后期,系统内主要的硝化菌属为Nitrospira和Nitrosomonas,而反硝化菌属则以Thauera、Terrimonas和Dokdonella等为主.

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Performance and microbial community of anoxic/oxic-moving bed biofilm reactor(A/O-MBBR) process treating domestic sewage.

LAI Yong-heng, LIU Min*

(College of Architecture and Environment, Sichuan University, Chengdu 610065, China)., 2022,42(5)：2120～2128

An integrated anoxic/oxic-moving bed biofilm reactor (A/O-MBBR) with a scale of 100m3/d was adopted to treat domestic sewage. The performance of carbon and nitrogen removal under multi-factor disturbances was investigated through a 265 day pilot study. Furthermore, the dynamic changes of the microbial community structure in different treatment phases were studied. Results revealed that the integrated A/O-MBBR system showed excellent COD and nitrogen removal performance. Under the conditions of 2.5～3.5mg/L dissolved oxygen (DO) in aerobic tank and influent carbon to nitrogen (COD/N) ratio of (7.9±2.0), the removal rates of COD, NH4+-N and TN could reach (93.3±5.4)%, (99.1±0.6)%, (67.9±10.5)%, respectively.,andwere abundant in different running phases, which ensured the efficient removal of organic matters. In the initial running phase, denitrification functional bacteria of A/O-MBBR system were mainly distributed in activated sludge with relatively low abundance. After a long-term operation, a large number of nitrifying and denitrifying bacteria were simultaneously detected in both biofilm and activated sludge, and the nitrifying bacteria with the highest relative abundance was, which was mainly distributed on the biofilm (19.48%～28.05%). Meanwhile,,s andwere the dominant denitrifying bacteria in the later running phase.

integrated anoxic/oxic-moving bed biofilm reactor (A/O-MBBR)；domestic sewage；multi-factor disturbances；microbial community structure characteristics

X703

A

1000-6923(2022)05-2120-09

赖永恒(1998-),男,云南昭通人,硕士研究生,研究方向为水污染控制理论与实践.

2021-10-25

国家重点研发计划项目(2020YFD1100704)

* 责任作者, 教授, liuminscu@163.com