污水处理厂冬季硝化强化与微生物种群分析

裘 湛(上海城投污水处理有限公司,上海 201203)

污水处理厂冬季硝化强化与微生物种群分析

裘 湛*(上海城投污水处理有限公司,上海 201203)

针对冬季低温抑制微生物活性导致硝化菌流失的问题,在实际污水处理厂通过两组10万m3/d的反应池平行运行,考察了延长污泥龄对污水处理厂的出水水质、硝化速率和微生物种群结构的影响.研究结果表明,拉前延长污泥龄能够明显提升低温阶段 COD、氨氮和 TN的去除效率,硝化速率为对照组的 3倍.焦磷酸测序结果表明,延长污泥龄后系统的微生物种群丰度和多样性均显著提高;氨氧化功能菌属Nitrosomonas(1.46%)和亚硝酸盐氧化功能菌属 Nitrospira(0.13%)较对照组分别提高了 12和 13倍;反硝化相关菌属 Hyphomicrobium、Thauera、Zoogloea等的相对丰度也明显增加.提前延长污泥龄这一方法能够实现硝化菌的富集,进而提升污水处理的硝化和脱氮效率.

污泥龄；硝化；污水处理厂；微生物种群；冬季

氨氮是国家“十二五”水污染物减排规划中新增的总量减排指标,在“十三五”生态环境保护规划中将继续严格控制氨氮,要求排放总量降低10%,并提出重点区域总氮和总磷区域性排放总量减排 10%的新要求.作为水污染控制系统中最重要的部分,污水处理厂对化学需氧量(COD)和氮磷的稳定去除对于水污染物的总量减排具有非常重要的意义.众多研究表明,城镇污水进水氮素形态主要是氨氮和有机氮[1],有机氮水解为氨氮、氨氮转变为硝态氮和硝态氮反硝化为氮气是脱氮的 3个重要环节.大量污水处理厂运行现状表明,由于工艺运行水平、环境条件等原因,我国污水处理厂的硝化能力普遍不足,特别是在冬季低水温(＜15 )℃ 的情况下硝化能力会进一步恶化[2-6],这也制约了脱氮效果达到更高的目标要求[7].

在已建成的污水处理厂中,通过对污水处理厂运行参数进行优化提升硝化效率是比较可行的方法[7].其中,普遍采用的方法包括提升溶解氧(DO)浓度[8]和延长污泥龄[3,9].提升DO浓度有助于提高硝化菌的硝化速率,然而当 DO达到一定浓度(＞4mg/L)后其促进作用将不再明显,DO过高还可能会对生物除磷和反硝化产生负面作用[10-11], DO的提升也意味着曝气能耗的上升.与之相比,延长污泥龄由于能够显著增加硝化菌浓度[12]而更为可行和有效.控制污泥龄既能增强亚硝酸盐氧化菌(AOB)的活性[13],又能使低温条件下的硝化能力快速恢复[14],还是短程硝化工艺长期稳定运行的一种有效调控策略[15-16].但延长污泥龄会给二沉池运行带来压力,泥龄的控制会受到二沉池固液分离能力的限制[7].目前,针对污泥龄对硝化影响的小试研究报道很多,但在污水处理厂进行实际应用报道较少,对其微生物菌群强化效果的机理分析更鲜有报道.

本研究针对冬季低温造成硝化效果恶化的问题,选取某多模式A2O污水处理厂平行运行的S1池和S2池(处理水量均为10万m3/d),采用提前延长污泥龄的策略强化硝化,并重点考察了延长污泥龄对出水水质、硝化速率以及微生物种群的影响.

1 材料与方法

1.1 污水处理厂概况

1.2 指标及测试方法

化学需氧量(COD)、总磷(TP)、总氮(TN)、氨氮(NH4+-N)、悬浮物(SS)和挥发性悬浮物(VSS)均按国家标准法测定.

1.3 硝化速率测定方法

取 1L曝气池末端活性污泥固液分离后,向活性污泥中加入 150mg/L NaHCO3,加入适量的NH4Cl控制初始氨氮浓度约为40mg/L,调节pH值至 7～8,用蒸馏水定容至 1L后开始曝气,控制DO为6～8mg/L,每隔15分钟从反应器中取样过滤,连续取样 180min,试验过程水浴控制温度为20±1℃.测定过滤好的样品 NH4+-N,将 NH4+-N值与时间作直线,直线斜率除以污泥浓度即可得到硝化速率(AUR).

1.4 微生物种群分析方法

1.4.1 DNA提取和聚合酶链反应 PCR扩增 首先使用OMEGA公司E.Z.N.A Soil DNA试剂盒抽提活性污泥样品 DNA.抽提后的 DNA样品采用 1%琼脂糖凝胶电泳检测质量.按指定测序区域(16S V1～V3),合成带有“5’ 454A、B接头-特异引物’3”的融合引物(5′端正向引物和 3′端反向引物序列).为保证后续数据分析的准确性及可靠性,需满足两个条件:(1)尽可能使用低循环数扩增;(2)保证每个样品扩增的循环数一致.随机选取具有代表性的样品进行预实验,确保在最低循环数中使绝大多数样品能够扩增出浓度合适的产物.

PCR扩增反应体系为20μL,采用Trans Start Fastpfu DNA聚合酶(TransGenAP 221-02).PCR仪:ABI GeneAmp®9700型; PCR热循环反应条件:(1) 1个循环×(95℃下 2min);(2) 25个循环× (95

学者高世琦、张家声、胡登良等在《中国共产党干部教育培训工作的历史经验》《90年党的干部教育培训事业的回顾与思考》中集中研究了解放战争时期党的干部培训制度及其基本经验。解放战争时期是干部教育培训制度初步成熟阶段。党的干部教育培训思想随着全党指导思想毛泽东思想的发展而进一步成熟和系统化。[3]解放战争是以军事为主的涉及政治、经济和文化等领域的全面战争,因此解放区干部教育培训的重点就是通过比以前更加正规系统的政治理论教育和业务知识技能教育,迅速地培训大量治军治国建设人才。

℃下 30s,55℃下 30s,72℃下 30s);(3) 72℃下5min.全部样品按照正式实验条件进行,每个样品3个重复,将同一样品的PCR产物混合后用2%琼脂糖凝胶电泳检测,使用AxyPrepDNA凝胶回收试剂盒(AXYGEN公司)切胶回收 PCR产物, Tris_HCL洗脱;2%琼脂糖电泳检测.PCR结果检验:参照电泳初步定量结果,将 PCR产物用QuantiFluor™-ST蓝色荧光定量系统(Promega公司)进行检测定量,之后按照每个样品的测序量要求,进行相应比例的混合.

1.4.2 454高通量 16S rRNA基因焦磷酸测序 焦磷酸测序是一项全新的 DNA测序技术,可以快速、准确地测定一段较短的目标片段.焦磷酸测序过程中的emPCR与上机测序使用的试剂盒为 RocheGS FLX Titanium emPCR与RocheGS FLX+Sequencing Method Manual_ XLR70.

2 结果与讨论

2.1 系统运行情况

选取污水处理厂 S1池进行延长污泥龄调试运行,平行运行的 S2池作为对照.其中,S1池自7月21日起开始降低污泥排放量,持续150d直至12月17日.S1和S2池剩余污泥排放量分别为5.49和11.03t/d,如图1(a)所示.污泥龄调控过程中S1池和S2池污泥浓度变化如图1(b)所示.以好氧池体积 45000m3计算,考虑秋冬季 10月2日至12月17日共计77d的数据,则S1和 S2池污泥浓度平均值分别为3205和3271mg/L,而剩余污泥排放量分别为4.62和12.48t/d,相应的污泥龄分别为31.2和11.6d,S1池污泥龄为S2池的2.7倍.

图1 S1和S2反应池(对照池)的剩余污泥排放累积量与污泥浓度变化Fig.1 Variations of excess sludge discharge and sludge concentration in reactor S1and S2 (control)

此外,由于剩余污泥排放量的减少会造成系统中污泥浓度的上升,对后续二沉池运行带来压力.因此,在满足全厂生产运行水量要求的前提下,适当降低了S1池处理水量.

2.2 延长污泥龄对污染物去除率影响

在 7～12月的运行期间,考察了两个反应池对COD、NH4+-N和TN污染物的去除情况,结果见图2.从图可知,两个反应池对 COD去除率均较高,达到90.0%以上.污泥龄延长后,S1池12月份出水氨氮平均值明显低于S2池.作为反硝化的前提,硝化效率的提升也明显改善了 S1池的脱氮效果,其总氮去除率(50%～65%)显著高于S2池(30%～52%).

图2 S1和S2反应池污染物去除效率对比Fig.2 Comparison on pollutants removal of the reactor S1and S2

2.3 延长污泥龄对硝化速率影响

在运行期间,选取12月1日(样品a)和15日(样品b)从S1和S2池好氧池末端取活性污泥进行硝化速率测定.为了获取更为准确的结果,样品b污泥浓缩后进行测定.S1和 S2池活性污泥AUR测定曲线见图3.由图可知,污泥AUR测定曲线R2均在0.98以上,说明测定结果具有很好的可靠性.将拟合得到的直线斜率除以污泥浓度,得到的硝化速率计算结果见表1.由表1知,S1池的平均AUR为1.62mgN/(gSS·h),为平行运行的S2池的3.03倍.这说明延长污泥龄能够提高S1池的AUR,这是出水氮污染物削减的主要原因.

图3 S1和S2池(对照池)污泥的硝化速率测定曲线对比Fig.3 Comparison on nitrification rate curve of activated sludge from reactor S1 and S2 (control)

表1 S1和S2池的污泥硝化速率比较Table 1 Comparison on nitrification rate of activated sludge from reactor S1 and S2 (control)

2.4 延长污泥龄对微生物种群结果的影响

2.4.1 种群多样性分析 在系统稳定运行时,对S1和S2池活性污泥中的微生物进行焦磷酸测序,共得到18633和21204条有效序列.为了得到质量更高、精确性更好的生物信息分析结果,对各样品的有效序列进行去杂优化,获得 13708、13871条优化序列(平均序列长度为474bp),优化比率分别为 73.6%和 65.4%.两样品在相似性水平 0.03下的微生物种群丰度与多样性指数如表2所示.由表可知,样品 S1通过聚类所获得的OTU较S2多,样品S1表征种群丰度的Ace和Chao指数均大于S2,而且样品S1表征种群多样性的Shannon指数大于样品S2,Simpson指数小于样品S2,这表明延长污泥龄的S1池中的微生物种群丰度和多样性均高于S2.

表2 S1和S2污泥样品中的种群丰度与多样性比较(α=0.03)Table 2 Richness and diversity estimators of microbial communities in reactor S1 and S2 (α=0.03)

2.4.2 门纲水平分析 为了描述S1和S2池污泥微生物样品在门分类水平上种群组成及结构差异,对两样品进行系统发育学分析,统计结果见图4.由图可知,除Elusimicrobia门和Thermotogae门分别为S1和S2中独有外,其余18个门为两样品共有,可见两样品在门分类水平上区别不大.相对丰度最高的门为 Proteobacteria(变形菌)门(59.4%与74.5%),其次为Bacteroidetes(拟杆菌)门(15.6%与 14.9%),再者为 Chloroflexi(绿弯菌)门(8.4%与2.8%),这三个门分别占样品S1和S2中有效序列的83.5%和93.2%.样品S1中亚硝酸盐氧化微生物(NOB)Nitrospirae门的丰度(0.13%)明显高于样品S2(0.01%),此外S1和S2中的相对丰度相差 80%以上的门还有 Acidobacteria (0.47%与 0.09%)、Gemmatimonadetes(1.19%与0.08%)、 Nitrospirae(0.13% 与 0.01%)和Planctomycetes (0.46%与 0.07%).延长污泥龄能够提高NOB的相对丰度,提升S1池的硝化效率.

图4 S1和S2样品在门分类水平上的菌群组成及相对丰度Fig.4 Relative abundances of different phyla in samples from reactor S1 and S2

图5 S1和S2样品在纲分类水平的种群结构Fig.5 Relative abundances of phylogenetic groups of in samples from reactor S1and S2at the class level

为进一步分析两样品的种群结构区别,将微生物种群细分到纲水平上进行对比.两样品共获得32个纲,相对丰度大于1%的纲见图5.作为相对丰度最高的门,变形菌门又包含α-、β-、γ-、δ-和ε-变形菌纲五个纲.由图5知,β-和ε-变形菌纲其在 S1(35.7%和 2.2%)中的相对丰度小于S2(51.1%和 6.2%)样品,S1池由于长污泥龄、低水量运行,微生物代谢基质必然低于 S2池,这可能是两个反应池 β-变形菌纲类群分步差异较大的原因[17].α-和γ-变形菌纲在两样品中差别较小,而δ-变形菌纲在样品S1中的相对丰度显著高于S2达55%,说明δ-变形菌纲可能是强化硝化效率提高的主要贡献者.

2.4.3 种属水平分析 在属分类水平上,共从两个样品中检测出189个已知的属,其中110个属为两种样品所共有,占属总数的58.2%.样品S1有50个独有属,丰度较大的如Pseudoxanthomonas、Nannocystis、Rhizobacter、Mesorhizobium、Phascolarctobacterium 、 Bdellovibrio 和Burkholderia等.

图6 样品S1和S2在属分类水平的种群结构比较Fig.6 Relative abundances of phylogenetic groups of in samples from reactor S1 and S2 at the genus level

本文重点分析两样品共有属类群中与硝化作用相关的菌群丰度.硝化作用包括氨氮被AOB氧化为亚硝酸盐氮和亚硝酸盐氮再在NOB作用下转化为硝酸盐氮两个阶段[10].Nitrosomonas和Nitrosospira属是 AOB的主要组成类群,其中Nitrosomonas具有较低底物亲和力但却保持较高的最大活性,这一生理特征导致 Nitrosomonas比Nitrosospira更容易在高氨氮浓度下获得优势生长[18-20].Nitrospira和Nitrobacter是NOB的主要组成部分.从图6知,在本研究中检测到的AOB和 NOB 菌 属 分 别 是 Nitrosomonas和Nitrospira,Nitrosomonas和Nitrospira在样品S1中的相对丰度(1.46%和 0.13%)显著高于样品S2(0.12%和 0.01%).据报道,Nitrosomonas和 Nitrospira是生活污水处理系统中AOB和NOB的优势菌属[4,21-23],本文结果与文献结论相一致.除此之外,两样品中都检测出一个属于亚硝化单胞菌科的Nitrosomonadaceae-uncultured属,该属在样品 S1中的相对丰度(0.38%)也高于S2(0.15%),合计 Nitrosomonas、Nitrospira和Nitrosomonadaceae-uncultured在样品S1中的总丰度是S2的7.06倍,这一结果从微生物菌属角度上充分说明了延长污泥龄强化了硝化菌群丰度,这是S1硝化效果强于S2的主要原因.

此外,Hyphomicrobium、Thauera、Zoogloea等反硝化相关菌属在样品S1中的丰度也高于S2.其中Thauera是β-变形菌纲下的一类广泛存在于污水处理系统中的功能菌群,能够以硝氮或亚硝氮为电子受体并将其还原为氮气的能力[24],有些 Thauera菌株还具有降解芳香族化合物的能力[25].这些菌属丰度增强对于系统硝化能力的提升和水质的改善,也起到了重要的促进作用.

3 结论

3.1 半年的工程实验结果表明,提前将污泥龄由11.6d延长至32.2d能够明显提升冬季低温阶段 COD、氨氮和 TN的去除效率,硝化速率由0.54mgN/(gSS·h)增加至1.62mgN/(gSS·h).

3.2 焦磷酸测序结果表明,延长污泥龄后系统的微生物种群丰度和多样性均显著提高;氨氧化功能菌属 Nitrosomonas(1.46%)和亚硝酸盐氧化功能菌属Nitrospira(0.13%)较对照组分别提高了12和13倍;反硝化相关菌属Hyphomicrobium、Thauera、Zoogloea等的相对丰度也明显增加.

[1]唐建国,林洁梅.城镇污水处理厂的氮负荷分析 [J]. 给水排水, 2005,31(10):31-35.

[2]Head M A, Oleszkiewicz J A. Bioaugmentation for nitrification at cold temperatures [J]. Water Research, 2004,38(3):523-530.

[3]Zhou Z, Shen X, Jiang L M, et al. Modeling of multimode anaerobic/anoxic/aerobic wastewater treatment process at low temperature for process optimization [J]. Chemical Engineering Journal, 2015,281:644-650.

[4]曾 薇,张丽敏,王安其,等.污水处理系统中硝化菌的菌群结构和动态变化 [J]. 中国环境科学, 2015,35(11):3257-3265.

[5]郑雅楠,淹川哲夫,郭建华,等.SBR法常、低温下生活污水短程硝化的实现及特性 [J]. 中国环境科学, 2009,29(9):935-940.

[6]赵昕燕,卞 伟,侯爱月,等.季节性温度对短程硝化系统微生物群落的影响 [J]. 中国环境科学, 2017,37(4):1366-1374.

[7]周 振,唐建国,张爱平,等.城镇污水处理厂强化硝化技术现状分析 [J]. 中国给水排水, 2013,29(20):5-8.

[8]Henze M, Gujer W, Mino M, et al Activated sludge models ASM1, ASM2, ASM2d and ASM3 [R]. London: IWA Publishing, 2000.

[9]Kargi F, Uygur A. Nutrient removal performance of a sequencing batch reactor as a function of the sludge age [J]. Enzyme and Microbial Technology, 2002,31(6):842-847.

[10]Gernaey K V, Jørgensen S B. Benchmarking combined biological phosphorus and nitrogen removal wastewater treatment processes [J]. Control Engineering Practice, 2004,12(3):357-373.

[11]孙永利,李鹏峰,隋克俭,等.内回流混合液 DO对缺氧池脱氮的影响及控制方法 [J]. 中国给水排水, 2015,31(21):81-84.

[12]马顺君,唐志成,季新梁,等.污水厂冬季脱氮效果不佳的原因及对策 [J]. 中国给水排水, 2013,29(9):96-99.

[13]孙月鹏,王火青,孙广垠,等.不同污泥龄条件下多级 AO工艺强化生物脱氮性能研究 [J]. 水处理技术, 2014,(10):47-52.

[14]张 勇,王淑莹,赵伟华,等.低温对中试 AAO-BAF双污泥脱氮除磷系统的影响 [J]. 中国环境科学, 2016,36(1):56-65.

[15]刘文如,阴方芳,丁玲玲,等.选择性排泥改善颗粒污泥亚硝化性能的研究 [J]. 中国环境科学, 2014,34(2):396-402.

[16]吴 军,张 悦,徐 婷,等.AOB溶解氧亲和力低于 NOB条件下序批反应器中 NOB淘汰的实现机制 [J]. 中国环境科学, 2016,36(12):3583-3590.

[17]Zhou Z, Qiao W, Xing C, et al. Microbial community structure of anoxic-oxic-settling-anaerobic sludge reduction process revealed by 454-pyrosequencing [J]. Chemical Engineering Journal, 2015, 266:249-257.

[18]Cydzik-Kwiatkowska A, Zielińska M, Bernat K, et al. Changes in the ammonia-oxidizing bacteria community in response to operational parameters during the treatment of anaerobic sludge digester supernatant [J]. Journal of Microbiology and Biotechnology, 2012,22(7):1005-1014.

[19]Terada A, Sugawara S, Yamamoto T, et al. Physiological characteristics of predominant ammonia-oxidizing bacteria enriched from bioreactors with different influent supply regimes [J]. Biochemical Engineering Journal, 2013,79(41):153-161.

[20]Hu D, Zhou Z, Shen X, et al. Effects of alkalinity on membrane bioreactors for reject water treatment: Performance improvement, fouling mitigation and microbial structures [J]. Bioresource Technology, 2015,197:217-226.

[21]Ma J, Wang Z, Zhu C, et al. Analysis of nitrification efficiency and microbial community in a membrane bioreactor fed with low COD/N-ratio wastewater [J]. Plos One, 2013,8(5):e63059.

[22]Ye L, Shao M F, Zhang T, et al. Analysis of the bacterial community in a laboratory-scale nitrification reactor and a wastewater treatment plant by 454-pyrosequencing [J]. Water Research, 2011,45(15):4390-4398.

[23]肖可可,周 律,贺北平,等.城市污水A2/O移动床生物膜工艺菌群结构分析 [J]. 中国给水排水, 2016,32(9):20-24.

[24]Mao Y, Xia Y, Wang Z, et al. Reconstructing a Thauera genome from a hydrogenotrophic-denitrifying consortium using metagenomic sequence data [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2014,98(15):6885-6895.

[25]毛跃建.废水处理系统中重要功能类群 Thauera属种群结构与功能的研究 [D]. 上海:上海交通大学, 2009.

Nitrification enhancement and microbial community structure analysis for a full-scale wastewater treatment plant in winter.

QIU Zhan*(Shanghai Chengtou Wastewater Treatment Co., Ltd., Shanghai 201203, China). China Environmental Science, 2017,37(9)：3549～3555

Two 100,000m3/d bioreactors in a full-scale wastewater treatment plant (WWTP) were operated in parallel to investigate the effect of prolonging sludge retention time (SRT) on effluent quality, nitrification rate and microbial community structure in winter. The results showed that prolonging SRT in advance greatly enhanced removal efficiencies of COD, ammonia nitrogen and total nitrogen, as well as increased the nitrification rate as thrice of the control bioreactor. Further analysis by pyrosequencing showed that the abundance and diversity of microbial populations significantly increased by prolonging SRT. Compared to the control bioreactor, the relative abundance of Nitrosomonas (ammonia oxidizing bacteria, 1.46%) and Nitrospira (nitrifying oxidizing bacteria, 0.13%) were increased by 12 and 13 times, respectively. Prolonging SRT also enriched denitrifying bacteria, including Hyphomicrobium, Thauera and Zoogloea, etc. These results indicated that prolonging SRT in advance significantly enhanced nitrifying microbial communities, which resulted in the enhancement in the nitrification and denitrification efficiency of the full-scale WWTP.

sludge retention time；nitrification；wastewater treatment plant；microbial community；winter

X703.5

A

1000-6923(2017)09-3549-07

2017-02-24

水体污染控制与治理专项(2013ZX07314-003)

* 责任作者, 高级工程师, wnclg@sina.cn

裘 湛(1977-),男,浙江杭州人,高级工程师,博士,研究方向为污水厂运行管理与污泥处理处置技术.发表论文20余篇.