低溶解氧环境下全程硝化活性污泥的特性

高瑶远,彭永臻,包 鹏,郭思宇,王淑莹 (北京工业大学国家工程实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京 100124)

低溶解氧环境下全程硝化活性污泥的特性

高瑶远,彭永臻*,包 鹏,郭思宇,王淑莹 (北京工业大学国家工程实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京 100124)

为了了解低溶解氧下硝化活性污泥的特性以及相关微生物的种群结构,以人工配水模拟实际生活污水,在SBR反应器中,培养驯化低溶解氧硝化活性污泥,溶解氧浓度为 0.3～0.5mg/L,成功驯化后检测其种群数量及结构并对其进行影响因素的分析.结果表明,低氧驯化的硝化活性污泥最适温度为25℃,最适pH值为8.5;在pH值为7.5,温度为20℃,溶解氧在0.5～4mg/L的条件下,比氨氧化速率和比亚硝氧化速率基本保持在0.3和0.6mgN/(mgMLSS⋅d)左右.通过高通量测序,低氧驯化的硝化反应器中主要亚硝酸氧化微生物为Nitrospira菌属,占总菌属的 33%;主要氨氧化微生物为Nitrosomonas菌属,占总菌属的7%.

低溶解氧；硝化细菌；温度；pH值

活性污泥法是应用最为广泛的主流污水脱氮处理技术[1-3].溶解氧是其设计和运行最重要的参数之一[4-5],由此带来的曝气能耗和费用约占污水处理厂总能耗的 50%～80%[6-8].目前,关于低溶解氧脱氮技术的研究大多集中于利用低溶解氧启动或维持短程硝化[9],如,短程硝化反硝化[10]、短程硝化厌氧氨氧化一体化[11-12]等.近年的研究表明以低溶解氧条件运行的反应器同样可以进行稳定的全程硝化[13-14],而低溶解氧条件下的全程硝化反应也同样具有进一步实现节能降耗脱氮的应用前景.另外,城镇污水处理厂的活性污泥中硝化细菌的含量一般低于 5%,限制了硝化系统的反应速度.如果能够富集活性污泥中的硝化细菌并降低曝气能耗,将使传统污水处理工艺在节能减排的同时提高处理效率.

本研究利用模拟实际污水在低溶解氧条件下对全程硝化活性污泥进行长期驯化,考察硝化细菌生长和富集情况,利用高通量检测系统对其菌群结构进行了分析,并研究温度、pH和溶解氧对低氧全程硝化活性污泥氨氧化活性及亚硝酸氧化活性的影响,以期为实际污水厂在低溶解氧条件下实现稳定高效的硝化效果、节约能耗提供可靠的理论依据.

1 材料及方法

1.1 实验装置及运行参数

SBR反应器为圆筒形由有机玻璃制成,总容积为 10L(有效容积为 8L).用加热棒将反应器内温度控制在(25±1℃),机械搅拌器转速为 100r/ min,使反应器内各处混合均匀,保证各处条件相同.pH值为 7.5～8.0.用气体流量计控制溶解氧浓度在0.3～0.5mg/L.

进水、曝气、沉淀、排水等操作由数控装置自动控制,采用瞬时进水、恒定供气的运行方式,周期运行.在第一阶段一个周期为417min,进水7min,曝气搅拌360min,静沉30min,出水20min;第二阶段曝气搅拌改为600min,其余条件与第一阶段相同.

1.2 实验用水及接种污泥

实验采用配水模拟生活污水,磷浓度为3～7mg/L,以NH4Cl作为氨氮来源,第一阶段氨氮浓度50～70mg/L,第二阶段氨氮浓度80～125mg/L.每升配水中,其他成分如下:0.8g NaHCO3,0.04g K2HPO4和0.02g MgSO4·7H2O以及0.5mL的微量元素溶液.每升溶液中微量元素成分为[15]: 1.25g EDTA,0.55g ZnSO4·7H2O,0.4g CoCl2·6H2O, 1.275g MnCl2·4H2O,0.4g CuSO4·4H2O,0.05g Na2MoO4·2H2O,1.375g CaCl2·2H2O,1.25g FeCl3·6H2O.接种污泥取自北京工业大学家属区生活污水的短程硝化反硝化中试SBR反应器,硝化效果良好.

1.3 小试试验

为了考察温度、pH值、溶解氧对低氧驯化的硝化菌的影响,分别做了如下小试:取反应器内500mL泥水混合物5份,300r/min离心,将离心后的活性污泥分别加入容积为500mL的小试反应器内,加入氨氮浓度为 50mg/L、亚硝浓度为20mg/L的配水使泥水混合物达到500mL.分别做以下3组小试:(1)温度设为10、15、20、25、30℃,控制溶解氧为0.5mg/L,pH值为7.5;(2)pH设为7、7.5、8、8.5、9,控制溶解氧为 0.5mg/L,温度为20℃;(3)溶解氧设为 0.5、1、2、3、4mg/L,控制pH为7.5,温度为20℃.间隔5分钟取样,连续一小时,检测三氮浓度随时间的变化,计算比氨氧化速率(SAOR, mgN/(mgMLSS·d))和比亚硝氧化速率(SNOR, mgN/(mgMLSS·d)).

式中:T是时间,d;[NH4+-N]0是氨氮初始浓度, mg/L;[NH4+-N]T是反应 T时间后氨氮浓度,mg/L; MLSS是污泥浓度,mg;[NO3--N]0是硝态氮初始浓度, mg/L; [NO3--N]T是反应T时间后硝态氮浓度mg/L.

1.4 分析项目及方法

氨氮:纳氏试剂比色法;亚硝态氮:N-1-萘基乙二胺比色法;硝态氮:紫外分光光度法;其他指标按标准方法测定.温度、pH及 DO值均采用WTW Multi-340i及相应检测探头(WTW 公司,德国)进行在线监测;污泥浓度(MLSS):重量法;污泥沉降比(SV):30min沉降法.

1.5 DNA提取及高通量测序

启动反应器后,第150d已达到稳定并提取活性污泥样品.样品通过冻干机冷冻干燥处理后保存,利用Fast DNA Spin Kit for Soil(QBIOgen Inc., Carlsba, CA, 美国)DNA提取试剂盒提取反应器活性污泥样品的总 DNA.扩增污泥样品 16S rRNA 基因 V3和 V4[16],所用引物为 338F (ACTCCTACGGGAGGCAGCA)和806R(GGACTACHVGGGTWTCTAAT).PCR扩增的20µL体系配置如下:4µL 5×FastPfu Buffer、2µL dNTPs、0.4µL 前/后引物、0.4µL FastPfu Primer、10ng 样品DNA并用ddH2O补齐20µL.反应条件为:首先预加热95℃ 2min;随后进行25周期扩增反应(变性95℃ 30s,退火55℃ 30s,延伸72℃ 40s);终止延伸 72℃ 10min.DNA扩增样品利用 Illumina MiSeq测序仪进行测序.

2 结果与讨论

2.1 低氧全程硝化反应器运行工况

低氧驯化过程中反应器进水氨氮浓度和出水中氨氮、亚硝态氮、硝态氮浓度如图 1所示.阶段Ⅰ为启动初期,进水NH4+-N浓度为60mg/L左右,曝气搅拌时间为 360min,硝化效果良好,出水的 NH4+-N、NO2--N 浓度基本维持在 0.1～0.3mg/L左右.阶段Ⅱ为30d以后,在第30d提高进水NH4+-N浓度至120mg/L左右,提高浓度之后的一段时间系统运行不佳,硝化反应不完全,亚硝态氮浓度升高,出水氨氮 40mg/L左右,逐渐增加曝气搅拌时间到600min,随后几天出水氨氮和亚硝态氮浓度逐渐降低,再次保持在 0.1～0.3mg/L左右.这由于提高进水NH4+-N浓度导致溶解氧供给不足,硝化速率降低,进而造成出水氨氮升高,但经过驯化以及提高HRT,硝化菌活性恢复,硝化时间增加,使得第二阶段后期出水氨氮降低,硝化效果恢复良好.

图1 反应器低氧驯化过程中进水NH4+-N和出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N浓度Fig.1 Influent concentration of NH4+-N and effluent concentration of NH4+-N, NO2--N, and NO3--N during the low DO domesticated period

图2 低氧驯化过程中污泥浓度和污泥沉降比Fig.2 MLSS and SV of reactor during the low dissolved oxygen domesticated period

在低氧驯化的过程中,污泥浓度的变化如图2所示,可以看出污泥浓度(MLSS)和污泥沉降比(SV)随着驯化时间的增加而下降,MLSS的下降是因为进水中无COD,导致需要消耗有机物的异养菌(好氧异养菌,厌氧反硝化菌等)大量死亡.到80d时, MLVSS为1070mg/L,MLVSS/MLSS为0.86,MLSS和SV都趋于稳定,说明经过80d的低氧驯化,硝化细菌性能良好且污泥性能稳定.

2.2 低DO全程硝化活性污泥菌群结构特性

在成功驯化后,本研究于驯化富集过程末期(150d)提取反应器活性污泥样品进行高通量测序检测,并在属层面分析低DO全程硝化活性污泥微生物菌群结构特性.如图3所示,低DO全程硝化活性污泥样品中相对比例较高的菌属主要包括:Nitrospira菌属、Nitrosomonas菌属、Anaerolineaceae_uncultured、Dokdonella菌属、Ferruginibacter菌属及 Flexibacter菌属等.其中Nitrosomonas菌属为污水处理系统中较常见的AOB菌属[17],而Nitrospira菌属则为常见的NOB菌属之一[13].除上述两种菌属外,并未检测到其他常见硝化菌属,由此可知低DO全程硝化活性污泥的主要硝化功能菌属为 Nitrosomonas菌属和 Nitrospira菌属.曾薇等[18]研究的城市污水处理厂活性污泥样品中优势AOB和NOB分别为Nitrosomonas和Nitrospira.

图3 活性污泥微生物菌群结构Fig.3 Microbial community of activated sludge

另外,样品中属于NOB的Nitrospira菌属所占比例(33%)远高于属于 AOB的 Nitrosomonas菌属所占比例(7%),这说明在本研究中 NOB (Nitrospira菌属)更适合在低 DO条件下生长繁殖.与此结果相似,Liu[13]与 Bao[19]等证实了长期低DO条件运行能够富集活性污泥中Nitrospira菌属含量[13,19].

2.3 运行参数对低DO全程污泥硝化活性的影响

2.3.1 温度 通常认为在 20～30℃之间较适宜硝化菌的生长,当温度高于 35℃时,会破坏硝化菌的酶系,低于10℃时硝化速率也会表现出明显的下降[20-21].考察了 10～30℃之间反应器的硝化速率,低氧驯化污泥的比氨氧化速率和比亚硝氧化速率随温度的变化如图4所示.

图4 低氧驯化硝化细菌在不同温度下的比氨氧化速率和比硝化速率Fig.4 Specific nitrifying rate of low dissolved oxygen domesticated nitrifying bacteria under different temperature

图 4显示了在 10～25℃,低溶解氧驯化的硝化细菌的硝化速率随着温度的升高而增加,在25℃时硝化速率达到最大值,比氨氧化速率、比亚硝氧化速率最大值分别为 0.52和 0.60mgN/ (mgMLSS·d),随着温度升高到 30℃时硝化速率略有降低.温度在 10℃时,硝化细菌的比氨氧化速率和比亚硝酸氧化速率极低,表明低温会抑制硝化细菌的活性,与 Euiso[20]的研究结果一致,因为低于10℃会显著降低硝化细菌的生长速率;张勇等[22]发现AAO-BAF反应器的水温从15℃开始下降时,系统的氨氮去除也迅速恶化.温度从25～30℃,比氨氧化速率和比亚硝酸氧化速率变化不明显,与蔡军等研究结果一致[23],因为硝化细菌生长的最适宜温度是 25～30℃[24],而温度超过35℃就会破坏硝化细菌的酶系.

2.3.2 pH值 硝化细菌对pH值的变化非常敏感,通常认为偏碱性的环境适宜硝化细菌[25].每硝化1g NH4+-N需要消耗7.14g碱度,若污水中碱度不够,硝化会引起pH值的快速下降.pH值对硝化细菌的影响主要有 3个原因:1)pH值变化可能会使促进硝化反应的酶失活;2)pH值变化可能会使无机碳源变化,无机碳源正是自养型硝化菌所需要的营养;3)pH值变化会引起水中游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)的变化[26]进而可能抑制硝化反应.本小试考察了不同 pH值对低氧驯化的硝化细菌进行硝化反应的影响,低氧硝化细菌在不同pH值下的比氨氧化速率和比亚硝氧化速率如图5所示.

图5 低氧驯化硝化细菌在不同pH下的比氨氧化速率和比硝化速率Fig.5 Specific nitrifying rate of low dissolved oxygen domesticated nitrifying bacteria under different pH

由图5可以看出,低氧驯化硝化细菌的比氨氧化速率和比硝化速率随着pH值的升高先升高后降低,在pH值为8.5的时候达到最大值,分别为0.52和0.68mgN/(mgMLSS·d).pH值从7升高到8.5,比氨氧化速率由 0.21mgN/(mgMLSS·d)提高到0.52mgN/(mgMLSS·d),增大了148%;比亚硝氧化速率由0.51提高到0.68,增大了33%,由此可知低氧驯化硝化菌的AOB较NOB对pH值的变化更敏感.氨氧化速率随着 pH值升高而提高是因为 pH值的提高促使亚硝化反应的底物 FA增加,pH值和FA二者的关系如下:

式中:Kb是氨的解离常数;Kw是水的解离常数.通过公式可以看出,FA随着pH值的升高而增加,因此氨氧化速率也被提高.通常所知 FA会对硝酸菌有抑制作用[27],但是在本小试中并没有表现出FA对硝酸菌明显的抑制作用,pH值在7.5～8.5之间比亚硝氧化速率基本稳定在 0.5～0.6mgN/ (mgMLSS·d).与王歆鹏[28]研究相似,随着pH值的升高,硝化细菌的活性先升高后下降,当 pH值为8.5左右时达到最大值,因为硝化菌群的比生长速率与此变化基本一致.

图6 低氧驯化硝化细菌在不同溶解氧下的比氨氧化速率和比硝化速率Fig.6 Specific nitrifying rate of low dissolved oxygen domesticated nitrifying bacteria under different DO

2.3.3 溶解氧 对于活性污泥法,污水处理厂往往将DO设计到2.0mg/L以上[14],DO浓度过低会使硝化反应趋于停止,DO浓度过高会使有机物分解过快导致微生物缺乏营养,也容易造成活性污泥的老化和结构松散,并且增加运行成本.低氧驯化的硝化细菌在不同 DO下的比氨氧化速率和比亚硝氧化速率如图6所示.

由图6可知DO在0.5～4mg/L内,比氨氧化速率和比亚硝氧化速率变化很小,基本稳定在0.3和0.6mgN/(mgMLSS⋅d)左右,这与王歆鹏等[28]和周丹丹等[29]发现随着 DO浓度升高硝化菌群的比亚硝化速率和比硝化速率因而升高的研究有不同.其原因可能是经过 160d的低氧驯化,反应器富集了大量适合低氧硝化的硝化细菌,故能够在低 DO情况下保持良好硝化效果.再加在高DO下进行反应的硝化细菌被长期低DO条件淘洗掉,即使当反应器中的溶解氧突然提高,反应器内的硝化细菌也并不会瞬间增加反应速度.

由此可见,驯化得到的硝化活性污泥在低DO条件下具有较稳定的比硝化速率,且与高DO条件下无较大差异.如果能够通过生物强化等手段提高反应器活性污泥相对含量,就可能在低DO条件下发挥快速、稳定的硝化效果,进而降低曝气相关能耗,实现经济高效的污水处理效果.

3 结论

3.1 在溶解氧为0.3～0.5mg/L范围内,通过增加水力停留时间成功启动低氧全程硝化,并在 70d后出水达到稳定.

3.2 低氧驯化的硝化细菌最适温度为25℃、pH为 8.5;在 pH为 7.5,温度为20℃,溶解氧在0.5～4mg/L的范围内,比氨氧化速率和比亚硝氧化速率稳定保持在0.3和0.6mgN/(mgMLSS⋅d).

3.3 驯化后测定污泥菌群结构,属于 NOB的Nitrospira菌属占33%,属于AOB的Nitrosomonas菌属占7%,并未检测到其他常见硝化菌属.

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The characteristic of activated sludge in nitrifying low-DO reactor.

GAO Yao-yuan, PENG Yong-zhen*, BAO Peng, GUO Si-yu, WANG Shu-ying (National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Engineering Research Center of Beijing , Beijing University of Technology, Beijing 100124, China). China Environmental Science, 2017,37(5)：1769～1774

The characteristics and microbial community of nitrifying bacteria cultivated at the low DO concentration of 0.3～0.5mg/L in a sequencing batch reactor (SBR) was investigated in this study. The bacterial abundance and diversity were analysed with different influencing factors after successful cultivation of the active sludge. Results showed that, the optimum temperature for low-DO nitrifying bacteria was 25℃, and the optimum pH was 8.5. Under the condition of pH 7.5 at 20℃, specific ammonia oxidate rate and specific nitrite oxidate rate were 0.3 and 0.6mgN/(mgMLSS⋅d) with DO of 0.5～4mg/L, respectively. High throughput sequencing analysis revealed that Nitrospira genus was the dominant nitrite oxidizing bacteria (NOB) accounting for 33% of whole community, and Nitrosomonas was the major ammonium oxidizing bacteria (AOB) accounting for 7% in the low -DO nitrification reactor.

low dissolved oxygen；nitrifying bacteria；temperature；pH

X703.5

A

1000-6923(2017)05-1769-06

高瑶远(1991-),男,北京人,硕士研究生,主要从事生活污水脱氮除磷研究.

2016-09-27

国家自然科学基金资助项目(51478013);北京市教委资助项目

* 责任作者, 教授, pyz@bjut.edu.cn