环境科学研究  2018, Vol. 31 Issue (2): 360-368  DOI: 10.13198/j.issn.1001-6929.2017.03.65

引用本文  

苑泉, 吴远远, 金正宇, 等. 水解酸化对好氧颗粒污泥形成及脱氮除磷的影响[J]. 环境科学研究, 2018, 31(2): 360-368.
YUAN Quan, WU Yuanyuan, JIN Zhengyu, et al. Impacts of Hydrolysis and Acidification on the Formation of Aerobic Granular Sludge and its Nitrogen and Phosphorus Removal[J]. Research of Environmental Sciences, 2018, 31(2): 360-368.

基金项目

国家自然科学基金青年科学基金项目(No.51608298);国家水体污染控制与治理科技重大专项(No.2015ZX07509-001,2013ZX07504-004)
Supported by National Natural Science Foundation of China(No.51608298); Major Science and Technology Program for Water Pollution Control and Treatment(No.2015ZX07509-001, 2013ZX07504-004)

责任作者

王凯军(1960-), 男, 山东胶州人, 教授, 博士, 博导, 主要从事水污染控制及资源化研究, E-mail:wkj@tsinghua.edu.cn

作者简介

苑泉(1990-), 女, 河北邢台人, yuanquan1990@hotmail.com

文章历史

收稿日期:2017-07-09
修订日期:2017-10-12
水解酸化对好氧颗粒污泥形成及脱氮除磷的影响
苑泉 , 吴远远 , 金正宇 , 袁跃甫 , 徐恒 , 汪翠萍 , 王凯军     
清华大学环境学院, 环境模拟与污染控制国家重点联合实验室, 北京 100084
摘要:为研究水解酸化对AGS(好氧颗粒污泥)的形成及其脱氮除磷效果的影响,分别采用R1+R2两段式[HUSB(升流式水解酸化池)-SBR]和R3一段式(SBR)方式培养AGS,研究了不同基质下形成的AGS的脱氮除磷效果,并通过高通量测序对水解酸化污泥(R1)和R2、R3运行初期(12 d)与运行后期(97 d)的AGS微生物群落结构进行解析.结果表明,当进水基质为葡萄糖时,R1+R2两段式和R3一段式都能够成功地培养出颗粒致密、沉降性能好的AGS.接种活性污泥后的第13天R2反应器中形成粒径为>1.0~1.6 mm的颗粒污泥,而R3反应器仍以絮状污泥为主;颗粒污泥成熟后,R2中AGS的粒径增长至1.0~2.0 mm间,R3的粒径主要分布在>1.0~1.6 mm间.两种颗粒污泥对CODCr和NH3-N均有很好的去除效果,去除率均接近100%.R2对TN和TP的去除率分别为88.5%和72.8%,明显高于R3(67.2%和60.1%);R2出水ρ(TN)最低可达3 mg/L,ρ(TP)可达1.1 mg/L.高通量测序结果表明,Proteobacteria和Bacteroidetes门始终是主要菌种;随着好氧颗粒污泥的成熟,R2和R3的Shannon-Wiener多样性指数均显著增加;R2中成熟后AGS的Shannon-Wiener多样性指数最高(5.40),表现出良好的生物多样性和系统稳定性.研究表明,水解酸化为AGS的形成提供了关键基质,促进了好氧污泥颗粒化,培养出的AGS运行稳定,脱氮除磷效果好,微生物种群丰富.
关键词水解酸化    好氧颗粒污泥    关键基质    脱氮除磷    
Impacts of Hydrolysis and Acidification on the Formation of Aerobic Granular Sludge and its Nitrogen and Phosphorus Removal
YUAN Quan , WU Yuanyuan , JIN Zhengyu , YUAN Yuefu , XU Heng , WANG Cuiping , WANG Kaijun     
State Key Joint Laboratory of Environment Simulation and Pollution Control, School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China
Abstract: In order to testify the impact of hydrolysis and acidification on the formation of aerobic granular sludge (AGS) and its performance of nitrogen and phosphorus removal, a two-stage system (HUSB(R1)+SBR(R2)) and a one-stage system (SBR(R3)) were set up for comparison of their performance on AGS cultivation on the basis of different substrates. The results showed that both the two-stage system and one-stage system could achieve AGS with dense structure and good settling performance. Granules with average diameters of >1.0-1.6 mm were found in R2 on the 13th day after inoculation, while flocculent sludge was dominant in R3. Granules in R2 grew to 1.0-2.0 mm after maturing and granules in R3 at last distributed between 1.0 and 1.6 mm. The removal of CODCr and NH3-N in both reactors almost reached 100% and the TN and TP removal in R2 were 88.5% and 72.8% respectively, which outperformed those values of 67.2% for TN and 60.1% for TP in R3. The best effluent quality achieved TN concentration of 3.0 mg/L and TP concentration of 1.0 mg/L. High-throughput sequencing was applied to analyze the microbial community structure in R2 and R3 in the early and matured stages. Proteobacteria and Bacteroidetes were found the main bacteria throughout the operation. Shannon-Wiener index increased both in R2 and R3 after the maturation of AGS, and the highest value in R2 was 5.4 indicating the best biodiversity and stability. In general, hydrolysis and acidification unit supplied key substrates fond for stable AGS granulation, which gave rise to good nitrogen and phosphorus removal and microbial diversity.
Keywords: hydrolytic acidification    aerobic granular sludge    key substrate    nitrogen and phosphorus removal    

AGS(aerobic granular sludge, 好氧颗粒污泥)是一项新型的污水处理技术[1-4].由于颗粒本身的分层结构,AGS在去除有机物的同时能够脱氮除磷[5].另外,AGS结构密实,沉降速率(大于12 m/h)快,沉降时间短,大大节约占地面积.荷兰DHV公司将该技术命名为Nereda工艺,已经成功应用到荷兰、南非、葡萄牙等国家的城市污水和工业废水的处理中[6-12].

AGS的培养受诸多因素的影响,如序批式反应器(SBR)运行方式[9, 13-16]ρ(DO)[16, 17]、进水方式[9, 18]、基质[18-20]等,研究[21-23]表明,培养过程中筛选PAO(聚磷菌)、GAO(聚糖原菌)等慢速生长的细菌形成好氧颗粒污泥的内核是提高好氧颗粒污泥稳定性的关键.在厌氧环境下,乙酸等易降解溶解性基质在GAO和PAO的作用下被转化为PHB(聚-β-羟丁酸)储存在细胞内部. PHB作为内碳源在曝气阶段被利用.厌氧慢速推流进水既保证了基质的渗入,促进PAO的生长,又提供厌氧环境,促进厌氧释磷过程,使PAO在好氧阶段过量吸磷,达到生物除磷的目的. de Kreuk等[24]用淀粉废水培养出的好氧颗粒污泥形状不规则,表面有大量丝状菌,这可能是因为在厌氧进水阶段,淀粉在颗粒表面没有被完全水解酸化为小分子有机酸进而被转化为PHB,在好氧阶段仍然有基质剩余,形成浓度梯度,而且同步反硝化效率低. Pronk等[18]以乙酸、甲醇、丁醇、丙醇、丙醛和戊醛为基质,在35 ℃下培养好氧颗粒污泥发现,以甲醇为基质的产甲烷古菌出现在好氧颗粒污泥系统中,在1 h的厌氧进水阶段,甲醇完全转化为甲烷和CO2,丙醛和戊醛被完全转化成相应的羧酸和醇,有机酸被转化成贮存多聚物,而醇则被吸收至颗粒污泥的间隙,在好氧阶段被转化.在厌氧阶段不能转化为储存多聚物的易生物降解的基质,如醇类、醛类等,培养出的颗粒污泥结构不稳定,表面容易形成丝状菌,然而,当易生物降解的COD被好氧颗粒污泥吸收,或者在好氧阶段基质被慢速生长的微生物转化,才会形成稳定的好氧颗粒污泥. de Kreuk等[24]用低浓度的生活污水培养好氧颗粒污泥,进水ρ(TCOD)为330 mg/L,ρ(SCOD)为280 mg/L,ρ(VFA)(VFA为挥发性脂肪酸)为80 mg/L,有机负荷(以CODCr计)仅为1.0 kg/m3d,结果发现,较低的有机负荷导致污泥量增长缓慢,非VFA的较难降解的有机物会在好氧段被消耗,形成大量丝状菌,TP和TN的去除率较低,较高的有机负荷(大于1.6 kg/m3d)能够促进污泥颗粒化.可见,进水基质和较高的有机负荷是培养好氧颗粒污泥的关键因素,而VFA类物质是唯一能够促进颗粒污泥的形成和稳定的进水基质.

但在生活污水处理过程中,污水中的有机物大多为蛋白质、多糖、脂类物质,只含有少量的VFA,而厌氧处理过程中的水解酸化阶段可以将复杂难降解有机物转化为简单易降解的乙酸、丙酸等VFA类物质和醇等小分子物质,因此将水解酸化和好氧颗粒污泥培养相耦合,将促进AGS的形成和稳定运行.

基于以上分析,该研究提出了先水解酸化后进行AGS培养的工艺即两段式培养法(水解酸化-SBR),考察水解酸化对AGS形成以及脱氮除磷的影响.先通过厌氧水解酸化将复杂的有机物转化为小分子VFA类物质,在此过程中调节产物组成以乙酸为主,生成的乙酸作为基质促进以慢生菌为核心的好氧颗粒污泥的生长.通过AGS形成过程中污泥浓度、粒径、形态以及脱氮除磷效果的变化,探究水解酸化对AGS形成和运行效果的影响,为AGS的应用奠定基础.

1 材料与方法 1.1 试验装置

试验共用3个玻璃反应器,每个反应器直径80 mm,高1 200 mm,其中R1反应器为HUSB(升流式水解酸化池),R2和R3反应器为SBR. R1与R2串联形成R1+R2两段式,R3一段式为SBR对照(见图 1),研究水解酸化对好氧颗粒污泥形成的影响.从饥饿-丰盛理论[25]出发,采用厌氧慢速推流进水后曝气模式培养好氧颗粒污泥. SBR运行周期为3 h[25],其中:厌氧进水60 min、曝气100~112 min,沉淀15~3 min,出水5 min.排空体积比为50%.反应器启动前期,沉淀时间为15 min,随着AGS的逐渐形成,沉淀时间缩短为3 min.

图 1 反应装置示意 Fig.1 R1+R2 Schematic diagram of one-stage and two-stage AGS systems

R1污泥来源为厌氧消化污泥,ρ(MLSS)为19.5 g/L,ρ(MLVSS)为9.1 g/L,采用连续进水方式,HRT(水力停留时间)为3 h;R2和R3污泥来源为北京市昌平区沙河污水处理厂曝气池,ρ(MLSS)为6.0 g/L,ρ(MLVSS)为3.9 g/L,SV(污泥沉降比)为45%,SVI(污泥容积指数)为75 mL/g.将接种污泥ρ(MLSS)调整为3.7 g/L后投加到R2和R3中.

1.2 水质

进水为人工配水,以葡萄糖为基质,试验初期ρ(CODCr)为450 mg/L,待颗粒污泥雏形出现后升至600 mg/L,最后升至800 mg/L. NH4Cl提供氮源,PO43--P则来自磷酸二氢钾与磷酸氢二钾.为保证最佳微生物生长效果,进水C:N:P(质量比)调整为100:5:1,根据反应器运行阶段等比例调整.进水pH为7.0±0.2.

配水成分:ρ(葡萄糖)为420~750 mg/L,ρ(NH4Cl)为100 mg/L,ρ(K2HPO4·3H2O)为20 mg/L,ρ(KH2PO4)为10 mg/L,ρ(MgSO4·7H2O)为25 mg/L,ρ(CaCl2·2H2O)为20 mg/L,ρ(KCl)为30 mg/L.微量元素为1 mL/L,成分:ρ(CuSO4·5H2O)为50 mg/L,ρ(H3BO3)为50 mg/L,ρ(MnSO4·H2O)为50 mg/L,ρ(Na2MoO4·2H2O)为10 mg/L,ρ(ZnCl2·7H2O)为10 mg/L,ρ(CoCl2·6H2O)为50 mg/L.

1.3 分析方法

ρ(CODCr)采用重铬酸钾法测定,ρ(NH3-N)经0.45 μm滤膜过滤后采用纳式分光光度法测定,ρ(NO2--N)和ρ(NO3--N)经0.45 μm滤膜过滤后用离子色谱仪(IC-1100,Thermo Fisher)测定,ρ(TN)采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定,ρ(TP)采用钼酸铵分光光度法测定,ρ(MLSS)、ρ(MLVSS)采用称量法测定,测定方法详见《水与废水监测分析方法》(第四版).

AGS培养初期,粒径较小,采用激光粒度仪(Beckman,LS13320,美国)测定粒径.颗粒污泥培养中后期,采用湿筛法进行粒径分布分析.

R1反应器中酸化率(η)计算公式:

$ {\rm{ \mathsf{ η} }} = {C_{{\rm{VFA}}}}/{C_{{\rm{TCOD}}}} \times 100\% $ (1)

式中:CVFAρ(VFA),以ρ(CODCr)计,mg/L;CTCODρ(TCOD),mg/L.

1.4 高通量测序

为探究好氧颗粒污泥形成过程中微生物种群结构的变化,对运行初期(第12天)和后期(第97天)的颗粒污泥样品进行高通量测序分析,分别命名为R2-1、R3-1和R2-2、R3-2,同时分析第97天的水解酸化相污泥的微生物种群结构,命名为R1.试验过程中从反应器取得微生物样品,送往生工生物工程上海(股份)有限公司进行DNA提取、PCR扩增、克隆文库测定与分析、16S rRNA高通量测序与分析.

2 结果与讨论 2.1 CODCr去除情况

图 2可见,反应器刚启动时(阶段1),接种了厌氧消化污泥的R1仍然需要时间适应.当进水ρ(CODCr)约为450 mg/L时,R1的酸化率较低,约为30%;出水ρ(CODCr)约为200~330 mg/L;VFA主要由甲酸、乙酸和丁酸组成,随着时间的延长,甲酸和丁酸所占比例减少,乙酸所占比例由初始的28%增至80%以上.在该阶段,R2和R3的CODCr去除率也由初始的51%左右逐渐增至90%.阶段2增加进水ρ(CODCr)至600 mg/L,R1的酸化率在46%左右上下波动,出水ρ(CODCr)相应增加至230~450 mg/L,同时VFA中出现丁酸,甲酸所占比例降低,乙酸所占比例在78%左右波动,丙酸和丁酸共占约22%.随着好氧颗粒污泥的形成,R2和R3的CODCr去除率逐渐稳定在90%以上,出水ρ(CODCr)低于40 mg/L.阶段3进一步提高进水ρ(CODCr)至800 mg/L,R1的酸化率、VFA组成和乙酸所占比例与前一阶段差别不大,出水ρ(CODCr)约为350~690 mg/L.

图 2 3个反应器的CODCr去除情况及R1反应器出水VFA组成 Fig.2 CODCr removal in 3 reactors and VFA composition of R1 effluent

随着反应的进行,反应器逐渐稳定,R1的出水pH保持在6.0~6.7之间.研究[26]表明,以葡萄糖为基质的发酵产酸过程中,pH为6左右时,反应器呈现混合型发酵,即产物包括乙酸、丙酸和丁酸,其中产物以乙酸为主,其他产物浓度相差不大.这与该研究的结果一致.

2.2 好氧颗粒污泥形成 2.2.1 污泥浓度的变化

从接种活性污泥到颗粒污泥成熟过程中,两种不同基质培养的颗粒污泥的污泥浓度变化如图 3所示.阶段1(第0~12天),由于对沉淀时间(15 min)的控制,R2和R3反应器的ρ(MLVSS)由接种时的3.7 g/L左右分别迅速降至1.4、1.2 g/L,大量沉降性能差的污泥随出水排出.阶段2(第13~52天),经过水解酸化后,R1出水ρ(CODCr)维持在200~450 mg/L之间,使得R2进水ρ(CODCr)低于R3(600 mg/L),ρ(MLVSS)增长速度较R3慢. R3的ρ(MLVSS)有了明显的增长,由2.9 g/L增至12.3 g/L;R2的ρ(MLVSS)仍然保持1.9 g/L左右.阶段3(第53~90天),进水ρ(CODCr)由600 mg/L增至800 mg/L时,经水解酸化后的ρ(CODCr)也维持在300~650 mg/L之间,进水有机负荷的提高使得R2和R3的ρ(MLVSS)都有明显的增长,第90天时,R2和R3的污泥量分别为16.6、22.4 g/L.

图 3 好氧颗粒污泥ρ(MLVSS)的变化 Fig.3 Profile of MLVSS in R2 and R3

de Kreuk等[21]利用气提式反应器培养颗粒污泥,以乙酸钠为基质,污泥浓度为8.5~16.5 g/L,Pronk等[9]在荷兰Garmerwolde污水处理厂进行工程化应用中,ρ(MLVSS)从初始的2 g/L逐渐增至10 g/L左右,NI等[27]利用城市污水在中试反应器中培养AGS,ρ(MLVSS)可达9.5 g/L.与该研究结果一致. AGS的ρ(MLVSS)明显高于传统的活性污泥法〔ρ(MLVSS)约为3.5~5.0 g/L〕,使AGS能够承受更高的有机负荷.

2.2.2 不同基质下颗粒污泥在培养过程中的粒径变化

图 4所示,第13天时R2反应器中AGS的粒径主要分布在0.5~1.6 mm之间,占70%左右;R3反应器内AGS的粒径较小,主要为>0.4~0.6 mm.随着时间的延长,AGS的粒径逐渐增长,粒径变大.第73天时,R2中0.5~1.0和>1.0~1.6 mm粒径所占比例减少,分别为28%和25%;>1.6~2.0和>2.0 mm粒径所占比例增大,分别为28%和18%. R3反应器中AGS的粒径主要分布在>1.0~1.6 mm间,占64%;其次为0.5~1 mm粒径,>1.6 mm以上的AGS占约10%. R2中颗粒污泥的粒径明显大于R3,更有利于内部形成缺氧区,促进反硝化过程的进行. de Kreuk等[21]在不控制ρ(DO)的条件下,接种活性污泥,以乙酸钠为基质,采用厌氧推流式进水,运行3周后,AGS的粒径约为1.1 mm.

图 4 R2和R3反应器第13天和第73天颗粒粒径分布 Fig.4 Particle size distribution of R2 and R3 at day 13th and 73th
2.2.3 不同反应器内颗粒污泥SEM分析

为了探究反应器内形成的AGS的微观结构,分别取运行80 d时典型颗粒,利用扫描电镜(SEM)进行拍摄分析.由图 5(a)可见,R2的AGS粒径约为2 mm的椭球形,表面光滑而致密,微生物主要由球菌和短杆菌组成,球菌表面由粘膜包裹,连接紧密. R3的AGS为粒径约1.3 mm的球形〔见图 5(b)〕,表面致密,微生物与R2类似,由球菌和短杆菌构成.

图 5 R2和R3反应器中AGS的SEM形态 Fig.5 SEM morphology of AGS in R2 and R3
2.2.4 不同基质对AGS处理能力的影响

AGS不仅能够有效去除CODCr,同时具有较好的脱氮除磷功能. 图 67为两种进水基质培养出的好氧颗粒污泥的脱氮除磷效能.

图 6 两种AGS对NH3-N和TN的去除情况比较 Fig.6 Profiles of NH3-N and TN removal in R2 and R3

由于R1为水解酸化反应器,ρ(DO)约为0.3~0.8 mg/L,能够去除部分NH3-N,但随着进水ρ(NH3-N)的增加,NH3-N去除率由59.2%逐渐降至36.9%,而去除量〔进水与出水ρ(NH3-N)之差〕由初始阶段的15.8 mg/L略降至10.5 mg/L.可见,在相对稳定的ρ(DO)下,NH3-N的去除量差别不大,随着进水ρ(NH3-N)的升高,NH3-N去除率下降.而R2和R3出水ρ(NH3-N)始终接近于0 mg/L,表现出极好的NH3-N去除能力.由于R1和R3的进水有机物为葡萄糖,R2的进水有机物主要为VFA,所以有机氮极少,可以忽略不计,各反应器的进出水TN主要由NH3-N、NO2--N和NO3--N组成. R1出水ρ(TN)随着进水ρ(TN)的升高而升高,TN平均去除率约19.7%;而R2的出水ρ(TN)在2~6 mg/L之间波动,TN平均去除率约为88.5%;R3出水ρ(TN)在11~28 mg/L之间,TN平均去除率约为67.2%.通过分析R2和R3出水ρ(NO2--N)和ρ(NO3--N)发现,R2出水ρ(NO2--N)平均值在1.6~5.2 mg/L之间,而ρ(NO3--N)通常低于0.7 mg/L,NO2--N略有积累,说明系统内发生了同步硝化反硝化(simultaneous nitrification/denitrification, SND)和短程硝化反硝化过程[28]. R3出水的ρ(NO2--N)通常低于0.7 mg/L,ρ(NO3--N)平均大于7.0 mg/L.短程硝化反硝化是将NH3-N氧化控制在亚硝化阶段,然后通过反硝化将NO2--N还原为N2,与全程硝化反硝化相比,缩短了反应时间,节约了25%左右的供氧量和40%左右反硝化所需的碳源,并减少污泥生成量,降低污水处理费用[28].

R2的AGS粒径比R3的大,在相同的ρ(DO)(约3.0 mg/L)下,R2的颗粒污泥内部更容易形成缺氧区,促进反硝化过程的进行,出水ρ(TN)明显低于R3,最低可达1 mg/L以下,表现出很好的脱氮效能.

图 7可见,在运行初期,R3出水中ρ(TP)平均值(1.3 mg/L)低于R2(2.7 mg/L),TP平均去除率比R2高14.7%(R2和R3的TP平均去除率分别为58.8%和73.5%).这可能是因为R3相对较高的进水ρ(CODCr)和ρ(MLSS).研究[29]表明,有机负荷率是影响除磷菌厌氧释磷和速率的重要因素,当有机负荷率〔指单位污泥(以MLSS计)所承受的有机物的量(以SCOD计)〕低于0.12 g/g时,污泥释磷的速率随有机负荷的升高而增加,当大于这个值时,有机负荷率不再限制除磷菌厌氧释磷过程.通过分析可知,运行初期,R2和R3的有机负荷率分别为0.21和0.33 g/g,均大于0.12 g/g,R3的TP去除率高于R2,但在运行后期,随着污泥量的增加,R2和R3的有机负荷率分别降为0.15和0.10 g/g,R2表现出较好的TP吸收能力,出水ρ(TP)约为1.1~3.5 mg/L,TP去除率由初期的58.8%升至72.8%,R3出水ρ(TP)约为3.3~5.6 mg/L,TP去除率逐渐下降至60.1%.可见,在好氧颗粒污泥反应器运行过程中,应及时排泥,避免ρ(MLSS)过高,影响除磷效果.

图 7 各反应器中TP的去除情况 Fig.7 Profiles of TP removal in all reactors

de Kreuk等[21]研究发现,当进水ρ(TP)为20 mg/L,ρ(CODCr)/ρ(TP)为20.2,DO为100%时,TP去除率为95%,出水ρ(TP)低于0.4 mg/L,表现出极好的除磷效果,进水中较高的ρ(TP)有利于PAO的形成,并且在厌氧进水阶段,反应器内pH升高有利于P和进水中的Ca2+形成磷灰石沉淀,形成颗粒污泥的核心,进一步促进P的去除.说明AGS具有除磷功能,而相对文献[21]的TP去除效果,该研究中出水ρ(TP)较高、去除率较低的原因可能是相对较低的进水ρ(TP).

2.2.5 微生物群落结构分析

图 8可见,R1文库中已测序的细菌相对含量大于1%的分别来自Bacteroidetes、Firmicutes、Proteobacteria和Candidatus Saccharibacteria 4个门,而R2和R3文库中除了上述4个门外,还检测到了Verrucomicrobia门.目前,所有已知的Proteobacteria门的细菌可以分为αβγδε 5个纲,其中αβγδ 4个纲的Proteobacteria菌多聚集在以葡萄糖为基质的R3颗粒污泥中,并且α-Proteobacteria和β-Proteobacteria的相对丰度分别高达31.70%和31.00%,是颗粒污泥中的优势细菌类群.其他研究[30]中也发现β-Proteobacteria菌在颗粒污泥中处于主导地位. Bacteroidetes门的相对丰度由R2运行初期(R2-1)的28.80%升至运行后期(R2-2)的38.50%;而在R3中,其相对丰度由运行初期(R3-1)的38.70%降至运行后期(R3-2)的12.50%. Candidatus Saccharibacteria门的相对丰度由R2运行初期的0.08%升至运行后期的12.10%,而Firmicutes门的相对丰度在R2和R3的运行过程中均下降,Proteobacteria门的相对丰度在R2的运行过程中下降了20.00%,而在R3中上升了近41.70%,成为R3运行后期主要的门的菌(占75.97%). Verrucomicrobia门的菌由R2运行初期的9.22%增至后期的11.36%;而在R3中,该菌由初期的6.63%降至2.00%.

图 8 水解酸化污泥和运行初期与后期两种颗粒污泥中微生物门水平相对丰度 Fig.8 The relative abundance of microbial community in phylum level in all reactors

图 9可见,Zoogloea在R2-1、R2-2、R3-1和R3-2中的相对丰度分别为19.20%、1.50%、7.90%和1.70%. Zoogloea属的非培养菌广泛存在于厌氧/好氧/缺氧序批式反应器、生物膜-活性污泥复合系统等水处理系统中,大部分具有反硝化和分泌EPS的功能,此外,Zoogloea属的细菌还具有降解多种复杂有机物的能力[30].好氧颗粒污泥形成初期,Zoogloea属的相对丰度较高,分泌的EPS有利于污泥团聚,促进颗粒化[30].颗粒污泥成熟稳定后所需的EPS减少,Zoogloea属的相对丰度也有所降低. Zoogloea Sulfuritalea也具有反硝化功能.杨冰[30]在研究好氧颗粒污泥培养过程中,也发现大量Zoogloea菌.

图 9 水解酸化污泥和运行初期与后期两种AGS中微生物属水平相对丰度 Fig.9 The relative abundance of microbial community in genus level in all reactors

R1中的Veillonella是厌氧污泥中常见的厌氧菌属,能够有效利用葡萄糖.梭菌属(Clostridium)、拟杆菌属(Bacteroides)均为发酵性非产甲烷细菌,能够将葡萄糖等分解为VFA类物质. R2和R3的运行后期,也发现3.70%和3.10%的Veillonella,说明颗粒污泥内部存在厌氧区.在R2和R3运行后期,发现Enterobacter(分别占2.00%和3.00%),Enterobacter是一类以乙酸为碳源,只能将NO3--N还原为NO2--N的反硝化细菌,从而导致NO2--N的积累. Thauera为R3污泥颗粒化末期优势菌,约占26.00%,陶厄氏菌属,是稳定运行好氧颗粒污泥中的常见微生物,具有反硝化功能,该菌的定向富集实现了好氧颗粒污泥工艺高效稳定运行[31].

Shannon-Wiener多样性指数可用于估算样品中微生物多样性,其值越大,说明群落多样性越高. R2-1、R2-2、R3-1和R3-2的Shannon-Wiener多样性指数分别为3.80、5.40、3.53、和4.21,可见颗粒污泥形成初期,R2和R3的Shannon-Wiener多样性指数相差不大,R2略高于R3;随着好氧颗粒污泥的成熟,R2和R3的Shannon-Wiener多样性指数显著增加,微生物更加多样,成熟后的R2颗粒污泥的Shannon-Wiener多样性指数5.40明显高于R3的4.21,说明以水解酸化产物为基质培养出的颗粒污泥比以葡萄糖为基质的培养出的颗粒污泥具有更高的微生物多样性,意味着R1+R2两段式具有更好的稳定性.

3 结论

a) 在升流式反应器中葡萄糖实现水解酸化,产物主要是乙酸、丁酸和丙酸.

b) R1+R2两段式和R3一段式两种培养方式,均成功实现了AGS的培养,R1+R2两段式的AGS粒径较大,不同粒径区间分布均匀,R3一段式的AGS的粒径主要集中在1.0~1.6 mm间.

c) 两种方式培养出的AGS的硝化效果均很好,NH3-N去除率接近100%,R1+R2两段式AGS的TN和TP平均去除率分别为88.5%和72.8%,比R3一段式高21.3%和12.7%,R1+R2两段式的出水ρ(TN)最低可达3 mg/L,ρ(TP)可达1.1 mg/L.

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