温度冲击引起的丝状菌污泥膨胀菌群特征

高春娣,韩颖璐,程丽阳,杨箫阳,毕豪华,欧家丽,彭永臻

温度冲击引起的丝状菌污泥膨胀菌群特征

高春娣*,韩颖璐,程丽阳,杨箫阳,毕豪华,欧家丽,彭永臻

(北京工业大学环境与生命学部,城镇污水深度处理与资源化利用技术国家工程实验室,北京 100124)

为探究温度冲击引起的污泥膨胀机理,以生活污水为处理对象,采用SBR工艺分别运行温度骤降系统和温度梯度降低系统,利用Illumina MiSeq高通量测序技术分析温度变化过程中微生物群落整体变化,并对膨胀阶段优势丝状菌类型进行解析.结果表明,温度骤降系统优势丝状菌为微丝菌(),SVI值升高至291mL/g以上,温度梯度降低系统优势丝状菌为Eikelboom Type 0092型丝状菌,SVI值稳定维持在250mL/g,因此Eikelboom Type 0092型丝状菌适宜在温度冲击环境中生长繁殖.温度冲击方式不同导致菌群组成具有差异性,Proteobacteria相对丰度均值为39.3%,其占比在不同阶段变化较小.两个系统在污泥膨胀阶段Actinobacteria和Chloroflexi的相对丰度占比不同.各样本中与去除有机物相关微生物菌群丰度均值为13.6%,其相对丰度均值为2.48%,占NOB总含量80%以上.温度梯度降低系统发生的Eikelboom Type 0092型丝状菌型污泥微膨胀,其出水水质没有发生严重恶化,COD和NH4+-N的去除效果均高于温度骤降系统.

温度冲击；Eikelboom Type 0092；微生物群落；功能菌；污泥微膨胀

目前活性污泥法成本低廉、处理效果好是我国城市污水处理厂广泛应用的处理技术.活性污泥是复杂的微生物生态集合[1],常由于各种综合环境因素引发污泥膨胀问题,影响污水处理厂稳定运行,导致污泥性状改变和沉降性变差[2].研究发现,生态环境的选择作用显著影响微生物菌群的动态变化,进而影响污染物处理效果.大量研究表明,不同温度下可发生不同程度的污泥膨胀,优势丝状菌种类不同[3].本课题组[4]考察低温条件下引发污泥膨胀,导致丝状菌群丰度升高和关键功能菌群丰度下降,丝状菌种类较为单一,多数微生物在低温环境中无法生存,而微丝菌()数量增大,经常在冬季出现.Jiang等[5]、Wagner等[6]均发现Eikelboom Type 0092的大量繁殖与较低的环境温度密切相关,但不会引起严重的污泥膨胀.在常温下,王杰等[7]在A/O系统中,A/O比为4/4时沉降性严重恶化Eikelboom Type 0041为优势丝状菌.. spp型丝状菌的最适温度为30℃,在高温环境中大量繁殖,当环境温度持续升高至35℃,型丝状菌大量增殖并引发污泥膨胀[3].迄今为止,已有30多种丝状菌在污水厂被发现和研究,但不同丝状菌生理特性与生存环境具有很大差异.与此同时,我国城市污水处理厂由于季节变换处于冷热过渡时期,产生温度冲击对污水处理厂运行的稳定性造成影响,可能引发污泥膨胀,而针对温度冲击引发污泥膨胀的研究较少,缺乏在温度冲击环境中识别活性污泥的菌群变化状况以及优势丝状菌的类别,因此完善特定丝状菌的生理特性,深入研究污泥膨胀系统微生物群落多样性变化,了解微生物群落结构在温度冲击下的演变机制[8],完善污泥膨胀理论具有重要意义.本文采用SBR反应器,探究不同温度梯度变化对系统沉降性的影响,对温度冲击环境下引发污泥膨胀的菌群动态变化以及生物多样性进行充分研究,以期为我国大型城市污水处理厂稳定高效运行控制策略的建立奠定坚实的科学数据基础.

1 材料与方法

1.1 实验装置

图1 含水浴SBR试验装置

1.WTW3420型溶解氧仪;2.温控器;3.制冷器;4.DO探头;5.pH探头;6.电动搅拌器;7.曝气盘;8.转子流量计;9.曝气气泵;10.进水阀门;11.进水蠕动泵;12.进水水箱;13.出水阀门

本试验采用含有水浴层的序批式反应器(SBR)作为主要装置,2个反应器容积均为3L,运行期间每个周期进水1.5L、排水1.5L,排水比为50%.水浴层连接的制冷片功率为288W,可在1h将10L水浴层的水温由28℃降至10℃,与其配套温控器的控温范围为-9～99℃,反应器上部固定电动搅拌器,其底部安装曝气盘与转子流量计和空气压缩机连接,直接调控溶解氧(DO)量,同时配置WTW3420型溶解氧仪配有DO探头和pH值探头,实现对系统内溶解氧量和pH值的实时监测,进水口连接蠕动泵自动进水、电动阀自动出水.试验装置如图1所示.

1.2 试验水质及接种污泥

本试验接种污泥取自北京市高碑店污水处理厂二沉池回流污泥,接种污泥具有良好的硝化性能.进水水质为某高校家属区实际生活污水,平均C/N<3.0为低碳氮比生活污水,试验水质具体参数见表1.

表1 生活污水的水质参数

1.3 试验运行方案

本实验采用2个SBR反应器平行进行,分为3个阶段,试验共进行110天,每天运行3个周期,阶段一和阶段三SBR1与SBR2均处于常温阶段,阶段二两个反应器采用不同的方式改变温度,其中SBR1骤降至低温,SBR2逐渐降低温度再逐渐升温.SBR1与SBR2均采用5min瞬时进水以模拟高底物浓度梯度的系统,采用间歇曝气的方式运行,每个周期交替运行6次,其中缺氧30min,好氧30min,好氧期间DO浓度维持在(0.4～0.6)mg/L,污泥的质量浓度(MLSS)为 2300～3000mg/L,具体的运行方案见表2.

表2 试验运行方案

1.4 分析指标和方法

本试验水样分析项目中,对化学需氧量(COD)、NH4+-N、污泥浓度(MLSS)和污泥指数(SVI值)按照国家标准(HJ/T 399-2007)与(HJ 535-2009)测定.DO和pH值采用WTW溶解氧仪(Multi3420型)测定.

为观察膨胀泥样,SBR1系统泥样取自系统运行第80d,SBR2系统泥样取自系统运行第55d和第85d,分别进行普通镜检和荧光原位杂交技术分析(FISH),其中普通镜检采用革兰氏染色,通过OLYMPUS- BX61显微镜观察,并依据Eikelboom丝状菌手册推测优势丝状菌,荧光原位杂交技术进一步确定丝状菌类别,所使用的寡核苷酸探针信息见表3.

为研究微生物群落变化,在两个系统的不同温度运行阶段分别提取泥样,在SBR1系统运行第15d、第80d和第100d提取污泥,依次编号为A1、A2和A3,在SBR2系统运行第15d、第40d、第55d、第70d、第85d和第100d提取污泥,依次编号为B1、B2、B3、B4、B5和B6,将冻干后的泥样采用Fast DNA Spin Kit for Soil(QBIO gen IncCarlsba,CA美国)DNA提取试剂盒并按照其步骤提取活性污泥样品的总DNA.

定量PCR采用SYBR-Green法,AOB、spp.、spp.和spp.所用的引物见表4.定量PCR采用20 μL体系,该体系配置按照SYBR® Premix Ex Taq ™(Takara, Dalian, China)试剂盒说明书配置,qPCR实验所用的引物见表4.

将提取后的DNA送至上海美吉生物医药科技有限公司完成测序建库工作,针对16s V3-V4区进行Miseq扩增子测序,测序数据经拼接、质控和去接头后获得优化序列,在优化序列的基础上按照97%相似性对非重复序列进行OTU聚类,利用美吉云平台iSanger进行多样性分析,对97%相似水平的OTU代表序列进行分类学分析,在各个水平统计样品的群落组成并分析样品多样性.

表3 FISH分析中采用的寡核苷酸探针

注:1)表示EUB探针结合其他目标菌探针一起使用,其FA浓度使用目标菌探针的FA浓度.

表4 qPCR引物的寡核苷酸序列及反应条件

2 结果与分析

2.1 不同类型丝状菌污泥膨胀的形成

SBR1与SBR2全阶段污泥容积指数变化曲线如图2所示.两个反应器采用相同的运行方式,在不同变温方式下污泥沉降性能存在差异.阶段一(25±0.5)℃,两个系统均接种沉降性能良好,絮体紧实,经过驯化并适应实验室水质和运行状况的污泥,两系统的SVI值均在70～80mL/g之间.随着系统长期运行,SVI值有所升高,均在120mL/g左右.由此可见,25℃为丝状菌与菌胶团适宜的环境温度[3],丝状菌在一定程度上生长,但对菌胶团生长更有利,污泥沉降性能良好,系统运行稳定,未发生污泥膨胀现象,出水水质较好,能有效去除污染物质.

阶段二SBR1系统温度骤降至(12±0.5)℃,系统呈现污泥膨胀趋势,SVI值持续升高,长期低温对系统沉降性影响较大,第76dSVI值升高至291mL/g以上,污泥絮体形态如图3a所示,其结构松散,丝状菌的菌丝大量伸出菌胶团,FI指数为4,沉降性能恶化,进一步采用荧光原位杂交技术(FISH)分析,如图3d所示,优势丝状菌为微丝菌().Fan等[13]发现在低温环境中,微丝菌丰度持续增加,污泥膨胀程度加剧,与本实验结果一致,进一步说明低温容易导致微丝菌大量繁殖.的繁殖与该生物体的基本生物学特征和细菌群落特征密切相关.大量研究表明是一种生长速率较慢的丝状菌[14],横隔壁不见或不可见,菌丝呈弯曲状,表面疏水,革兰氏染色阳性[15],在菌群发育关系上属于放线菌门[16],在低温的环境中大量生存[17].

SBR2系统小梯度降温,分别在(20±0.5)℃、(15±0.5)℃、(10±0.5)℃及(18±0.5)℃连续运行15d.当系统温度为(20±0.5)℃时,SVI值大于150mL/g,FI指数为2,呈现污泥膨胀趋势,之后污泥沉降性持续恶化,SVI值稳定维持在250mL/g,FI指数本课题组升高为3,系统发生污泥微膨胀.随后升高温度至(18±0.5)℃,SVI值下降,FI指数为2,污泥的沉降性逐渐恢复,系统仍处于微膨胀状态.对降温和升温过程的活性污泥分别进行镜检,如图3b、3c所示,污泥菌胶团呈分散状,菌丝伸出絮体,大量无分支,呈直或轻微弯曲,进一步采用FISH鉴定,如图3e、3f所示, SBR2系统中优势丝状菌为Eikelboom Type 0092型丝状菌.在本实验中,由Eikelboom Type 0092型丝状菌导致污泥膨胀,SVI值升高至250mL/g,SVI值没有持续升高,膨胀程度有限.研究表明,Eikelboom Type 0092型丝状菌无鞘,隔膜非清晰可见,革兰氏阴性[15],在菌群发育关系中属于绿弯菌门[9],在缺氧的条件下将NO2--N 代替O2作为电子受体[18],吸收降解污染物[19],常在城市污水处理厂秋冬交替时出现.

阶段三(25±0.5)℃,由于SBR1长期处于低温环境中,温度对系统的影响较大,升高温度后,其沉降性恢复较慢.而SBR2从(18±0.5)℃升高至(25±0.5)℃,沉降性恢复较快.

由此可见,在冬季低温环境中,系统的沉降性容易恶化,易诱发以为优势菌的污泥膨胀.小梯度降温的方式模拟秋冬季节温度冲击,探究温度冲击对系统沉降性能的影响.在温度冲击过程中Eikelboom Type 0092型丝状菌逐渐成为系统中的优势菌,引发污泥膨胀,但SVI值并没有持续升高进而发生恶性膨胀.温度冲击导致系统失稳, Eikelboom Type 0092型丝状菌对温度的适应性强,生命力旺盛,衰减速率很慢[20],而菌胶团内的功能菌对温度变化较为敏感,体内的代谢过程变化,其生长速率受到抑制.Andersen等[21]研究Eikelboom Type 0092型丝状菌代谢过程发现,Type 0092型丝状菌可能将亚硝酸盐和一氧化氮都通过亚硝酸盐还原酶(nrfA)还原为氨,能进行化学异养代谢,并且在有氧条件利用呼吸残留的有机物或厌氧储存的糖原,或利用蛋白质物质的发酵厌氧生长.因此Eikelboom Type 0092型丝状菌与菌胶团的竞争过程中处于优势地位,进而消耗更多基质,获得了更高的竞争力,过度生长引发污泥膨胀.因此,Eikelboom Type 0092丝状菌易在温度冲击环境中生长繁殖,进而导致污泥微膨胀,影响出水水质.

图2 运行期间SVI值变化

图3 革兰氏、纳氏染色与带有荧光标记寡核苷酸探针的特异性丝状菌FISH影像

(a)革兰氏染色;(b)革兰氏染色;(c)革兰氏染色;(d)(cy3标记的MAPmix);(e) Eikelboom Type 0092 (cy3标记的CFP223);(f) Eikelboom Type 0092 (cy3标记的CFP223)

2.2 不同类型丝状菌污泥膨胀中微生物群落特征

2.2.1 微生物稳定性与多样性分析 为进一步阐明温度冲击下微生物群落特征以及多样性,识别菌群变化情况,选取SBR1与SBR2两个系统在不同温度阶段的泥样进行Illumina MiSeq高通量测序,多样性分析结果和各样本有效序列如表5所示,为便于不同样本之间对比分析,以最小样本序列数26864进行数据抽平.随着温度变化,SBR1与SBR2分别在(12±0.5)℃、(10±0.5)℃时,Shannon指数最小,物种多样性最低.Simpson指数反映物种的丰富度和均匀度,整体来看SBR1系统的微生物群落丰富度与均匀度低于SBR2系统,SBR2系统物种分布均匀,稳定性高.Ace、Chao1指数变化与温度变化趋势相同,当温度降低,Ace、Chao1指数呈降低趋势,系统内微生物丰富度降低,微生物种类减少,两系统的沉降性变差.当温度逐渐升高,Ace、Chao1指数升高,微生物丰富度升高,微生物种类增加,两系统的沉降性恢复.

表5 不同污泥样品的α多样性分析

2.2.2 微生物整体多样性分析 温度冲击下系统发生污泥膨胀,微生物群落结构发生变化,从不同的分类水平进一步分析微生物群落结构演替,识别优势菌种.两个SBR系统不同阶段共9个活性污泥样本中均有46个菌门,如图4所示,其中相对丰度超过1%的菌门有15个,按相对丰度从大到小进行分析,其中变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、绿弯菌门(Chloroflexi)和放线菌门(Actinobacteria)均为两种不同变温方式SBR系统中的主要优势菌门,相对丰度占比分别为34.16%～ 45.87% (均值39.26%)、12.56%～19.96%(均值17.16%)、5.60%～12.67%(均值9.13%)和3.07%～ 15.17%(均值6.55%).Proteobacteria是活性污泥系统中主要的功能菌门,系统的沉降性能随温度降低逐渐恶化,但Proteobacteria相对丰度占比在不同阶段变化较小,其相对丰度变化与有机物等污染物质的去除密切相关,始终为活性污泥系统中的主导菌门,与贺赟等[22]研究相同,低温环境中,Proteobacteria为相对丰度最高的菌门.

活性污泥系统中的第二大优势菌群为拟杆菌门(Bacteroidetes),两个系统中Bacteroidetes相对丰度随污泥膨胀呈降低趋势,SBR1系统(12±0.5)℃阶段和SBR2系统(10±0.5)℃阶段Bacteroidetes相对丰度最低.Kragelund等[23]研究表明绿弯菌门(Chloroflexi)是一种特殊的丝状菌群,能产生多种胞外酶例如几丁质酶、葡萄糖醛酸酶和半乳糖苷酶,能在有氧条件下消耗多糖等有机物,同时可作为菌胶团骨架.实验表明,SBR1系统(12±0.5)℃阶段Chloroflexi相对丰度降低,SBR2系统阶段二Eikelboom Type 0092型丝状菌大量繁殖发生污泥膨胀,Chloroflexi相对丰度增加,其中(10±0.5)℃时其相对丰度最高.Chloroflexi对温度的适应性强,在温度冲击的环境中易大量繁殖,可参与系统内颗粒物质的水解和胶体有机物的裂解,在物质转化过程中起重要作用,大多数菌属不利用短链脂肪酸,但可利用有机物,因而其相对丰度升高时,出水水质不会严重恶化,出水COD较低,水质清澈.

SBR1系统(12±0.5)℃阶段A2样本中放线菌门(Actinobacteria)的相对丰度明显高于正常运行的污泥,该系统在低温发生型污泥膨胀,导致Actinobacteria相对丰度增加.SBR2系统在小梯度降温的过程中,Actinobacteria相对丰度也有所增加,但总体上相对丰度低于Chloroflexi. Actinobacteria由于细胞表面疏水[24]并产生生物表面活性剂[25],通常会导致污泥发泡和污泥膨胀现象,与高春娣等[4]在低温条件下SBR污泥膨胀中得到的研究结果较为一致.酸杆菌门(Acidobacteria)为原核微生物,具有快速吸附富集有机物的能力.在复杂多变的环境条件下,多种菌群协同作用,有效降解活性污泥系统内有机物等污染物质.

图4 门水平细菌群落组成

在两个系统的不同温度运行阶段分别提取泥样,9个不同阶段样本在属水平相对丰度大于0.01%以上的菌属有593种,相对丰度大于2%的菌属共有26种,为微生物群落主要的菌属,属水平分布如图5所示.其中与去除有机物相关微生物菌群相对丰度为10.8%～17.9% (均值13.6%),各样本间相对含量有所差异,SBR1系统(12±0.5)℃阶段A2样本和SBR2系统(10±0.5)℃阶段B4样本相对丰度最低,导致该阶段出水水质最差.对9个活性污泥样本中能降解有机物且丰度在前三的菌属进行分析,其中(腐螺旋菌属)为拟杆菌门,其相对丰度为3.94%～7.23%(均值4.99%),能在低温条件中稳定生长并大量繁殖[26],在低温时能在一定程度上去除有机物,降低污染物质浓度.呈杆状,不活动,以有机物为底物,严格好氧,最适温度为30℃[27],是-proteobacteria纲的成员,其相对丰度为0.69%～ 3.75% (均值2.40%),在SBR1系统(12±0.5)℃阶段A2样本和SBR2系统(10±0.5)℃阶段B4样本相对丰度最低,低温抑制其代谢过程,生长速率降低,含量逐渐降低.可分解有机物,为需氧微生物,对温度的适应性强,曾在富营养化水库底部沉积物中发现[28].综上所述,各阶段有机物去除水平与微生物菌群的多样性密切相关,活性污泥系统是多种微生物的集合体,当环境温度发生剧烈改变,微生物菌群动态结构和分布相应发生变化,菌群结构发生演替,进而影响系统处理效果.本实验9个样本中NOB的优势菌属为,其相对丰度为1.41% ～4.80%(均值2.48%),占NOB总含量80%以上,SBR2系统中相对丰度高于SBR1系统,在温度冲击环境下适宜生存系统发育最为多样,在不同的生存环境内分布广泛[29],但在低温下不利于其对NO2--N的利用,丰度表现出显著的季节变化,影响硝化过程的脱氮效果,功能菌群丰度下降导致系统污染物去除能力下降,与端正花等[26]研究相同,进一步验证丰度与温度密切相关.

图5 属水平细菌群落组成

2.3 不同系统污染物去除分析

不同变温方式下两系统全阶段污染物去除效果变化情况如图6所示.阶段一(25±0.5)℃,SBR1和SBR2的污染物去除率初期在小范围波动但处理效果稳定,COD平均去除率分别为75.96%、74.18%, NH4+-N平均去除率分别为92.31%、87.74%,后期COD去除率变化平稳,NH4+-N去除率有所降低.

阶段二,SBR1水温骤降至(12±0.5)℃,整个运行期间出水COD浓度增加,COD平均去除率降至50%.NH4+-N出水浓度骤然升高,去除率降低至60%以下.与SBR1相比,SBR2系统采取小梯度变温方式,温度冲击,对系统产生冲击,COD平均去除率为80.14%,出水NH4+-N去除率降低,平均去除率为65.61%.运行过程中EikelboomType 0092型丝状菌数量增多,使系统处于微膨胀状态,菌丝或从絮体内部伸出,或在絮体表面缠绕,产生网捕作用[30],系统污染物质处理效果没有严重恶化.Guo等[31]在A/O反应器处理生活污水,引发污泥微膨胀,SVI值稳定在150～250mL/g,NH4+-N去除率下降,但COD的去除率增加,出水清澈.与降解有机污染物质的异养菌相比,具有硝化功能的自养菌对温度变化非常敏感.在阶段二,SBR2系统的COD平均去除率高于NH4+-N平均去除率,SBR2系统NH4+-N平均去除率高于SBR1系统NH4+-N平均去除率.

图6 全阶段运行期间污染物去除效果

阶段三(25±0.5)℃,两个系统升高温度,COD去除率与NH4+-N去除率逐渐恢复.SBR1由于长期处于(12±0.5)℃低温环境中,出水NH4+-N浓度高于SBR2.SBR2小梯度降温的方式对硝化菌活性抑制程度较小,硝化菌活性恢复速率较快,出水NH4+-N浓度降低,但仍然低于常规出水水质.

2.4 不同系统硝化菌活性及丰度变化分析

比氨氧化速率(SAOR)和比亚硝氧化速率(SNOR)能够表征硝化菌对底物的降解能力,反映其活性变化.如图7所示,随着两个系统长期运行,AOB与NOB的活性明显抑制,SBR1的比氨氧化速率(SAOR)从阶段一(25±0.5)℃的10.94mg N/(g VSS·h)持续降低至阶段二(12±0.5)℃末期的5.79mg N/(g VSS·h),这可能是导致反应器内污染物质NH4+-N去除性能下降的重要原因.SBR2的SAOR下降幅度小于SBR1,因此SBR2系统污染物去除效果优于SBR1,该系统在第75～90d升高温度至(18±0.5)℃,氨氧化菌的活性逐渐恢复,SAOR升高至7.58mg N/(g VSS·h).在阶段三(25±0.5)℃两个系统的AOB活性均升高,SBR1长期处于低温环境导致AOB活性恢复程度低于SBR2.两个系统起始的比亚硝氧化速率(SNOR)分别为7.01mgN/(g VSS·h)和7.25mg N/(g VSS·h),在降低温度的过程中均发生下降,第70d分别降低至5.35mg N/(g VSS·h)和5.53mg N/(g VSS·h),在阶段三比亚硝氧化速率小幅度升高,硝化效果好转.运行温度影响微生物体内酶的活性,整个运行期间,两个系统的比氨氧化速率均大于比亚硝氧化速率,AOB比NOB对温度的适应范围较广,能更好地适应环境温度变化,保障了系统的硝化性能,其中温度冲击较小的SBR2系统硝化能力恢复较快,对硝化菌群的抑制作用较小.

系统内AOB和NOB丰度变化直接导致出水水质发生变化.两系统内AOB及NOB种群丰度变化情况(以干污泥计)如图8所示.研究发现,SBR1系统中AOB丰度由(25±0.5)℃时9.22×108copies/g降低至(10±0.5)℃时1.46×108copies/g,下降84.16%, SBR2系统中AOB丰度由(25±0.5)℃时3.29× 109copies/g降低至(12±0.5)℃时8.48×108copies/g,下降74.22%.随着温度降低,两系统内AOB丰度呈现下降趋势,其中SBR1系统中AOB含量下降幅度明显大于SBR2系统.随后升高温度AOB的丰度逐渐升高,但其丰度均低于系统原始状态中AOB丰度.

图7 温度对AOB、NOB活性的影响

全阶段运行过程中两系统中NOB的丰度变化趋势与温度变化趋势相同,但在阶段二SBR1中NOB丰度低于SBR2中NOB丰度.和是广泛存在于污水处理系统中,发挥硝化作用主要NOB菌群.SBR1与SBR2的丰度由3.56×1010copies/g、2.93×1010copies/g分别下降至最低温阶段的1.10×1010copies/g、2.57× 1010copies/g,分别下降69.10%和12.29%.的丰度由3.02×109copies/g、2.66×109copies/g分别下降至最低温阶段的1.73×109copies/g、7.61× 108copies/g,分别下降42.72%和71.39%.张琼等[12]在低温条件下运行SBR反应器,的丰度逐渐降低.由此可见,不同的变温方式形成的低温环境条件下,NOB菌群结构变化,其中起主导作用的细菌不同.长期低温环境不利于生长繁殖,温度冲击环境不利于生存,这可能与两种亚硝酸盐氧化菌特定的代谢途径有关.

为新型-proteobacteriales,适宜在低温条件中生存,可在低温环境代替进行硝化作用,该菌丰度随着温度降低呈上升趋势,丰度比与低两个数量级,含量较低,SBR1和SBR2系统中丰度在最低温阶段分别为8.40×107copies/g和9.37× 107copies/g,分别增加51.08%和56.17%.研究表明,同样存在于低温序批式生物膜处理系统[32]和低温底泥环境[33],与本实验结果相似,进一步印证适应低温环境.

3 结论

3.1 SBR工艺变温方式不同引发的污泥膨胀优势丝状菌类型不同.温度骤降系统中优势丝状菌为,SVI值升高至291mL/g以上,温度梯度降低系统优势丝状菌为Eikelboom Type 0092, SVI值稳定维持在250mL/g.由此可见, Eikelboom Type 0092型丝状菌适宜在温度冲击中生长繁殖,但膨胀程度较小,不易引发恶性膨胀.

3.2 微生物群落特征分析表明,变温方式不同导致膨胀污泥系统菌群组成差异.Proteobacteria相对丰度均值为39.3%,其占比在不同阶段变化较小.两个系统污泥膨胀阶段Actinobacteria和Chloroflexi的相对丰度占比不同.各样本中与去除有机物相关微生物菌群丰度均值为13.6%,其相对丰度均值2.48%,占NOB总含量80%以上.

3.3 温度梯度降低系统发生的Eikelboom Type 0092型丝状菌型污泥微膨胀,其出水水质没有发生严重恶化,COD和NH4+-N的去除效果均高于温度骤降系统.

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Microbialcommunitycharacteristics offilamentous sludge bulking at temperature shocking environment.

GAO Chun-di*, HAN Ying-lu, CHENG Li-yang, YANG Xiao-yang, BI Hao-hua, OU Jia-li, PENG Yong-zhen

(National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Faculty of Environment and Life, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)., 2022,42(6)：2680～2689

Temperature is the key important factor affecting sludge bulking. To investigate the mechanism of sludge bulking at different temperature shockings, themicrobial community structure and dominant filamentous bacteria in sequencing batch reactor (SBR) treating domestic sewage under abruptly/gradually temperature decreasing conditions were analyzed by Illumina MiSeq high-throughput sequencing technology. The results showed thatwas the dominant filamentous bacteria in the abruptly temperature dropping system in which the sludge volume index (SVI) increased up to 291mL/g, while filamentous bacteria Eikelboom Type 0092 was the dominant in the gradually decreasing system in whichthe SVI was maintained at 250mL/g. Therefore, temperature shocking can provide more suitable habitat for Eikelboom Type 0092. The temperature varying process will also lead to significant differences in the community structure. The relative abundance of Proteobacteria maintained at average of 39.3%, and showed little variation, but the Actinobacteria and Chloroflexi showed totally different trends. The mean relative abundance of microorganisms related to organic matter removal was stable at 13.6%, and forit was about 2.48% accounting for more than 80% of the total NOB. Limited filamentous bulking (LFB) of Eikelboom Type 0092 caused by gradually temperature decreasing could not lead to serious deterioration of effluent quality, and removal rate of COD and NH4+-N were better than temperature abruptly dropping system.

temperature shocking；Eikelboom Type 0092；microbial community；functional bacteria；limited filamentous bulking (LFB)

X703

A

1000-6923(2022)06-2680-10

高春娣(1973-),女,河北唐山人,教授,博士,主要研究方向为城镇污水深度处理与资源化利用,丝状菌污泥膨胀机制与控制.发表论文 42篇.

2021-11-22

国家自然科学基金资助项目(51478012)

* 责任作者, 教授, gaochundi@bjut.edu.cn