狄 斐,隋倩雯,高超龍,鐘 慧*,徐東耀,魏源送,3

反硝化除磷工藝實現(xiàn)亞硝酸鹽積累的參數(shù)優(yōu)化

狄 斐1,2,隋倩雯1,高超龍1,2,鐘 慧1*,徐東耀2,魏源送1,3

(1.中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心,水污染控制實驗室,北京 100085；2.中國礦業(yè)大學(北京)化學與環(huán)境工程學院,北京 100089；3.江西省科學院能源研究所,南昌 330096)

為促進反硝化除磷與厭氧氨氧化工藝的耦合,實現(xiàn)污水氮、磷的同步高效去除,構建序批式反應器(Sequencing batch reactor, SBR),優(yōu)化了反硝化除磷工藝實現(xiàn)亞硝酸鹽積累的工藝參數(shù).SBR在厭氧-缺氧-微好氧運行條件下,缺氧段投加模擬硝酸鹽工業(yè)廢水逐步實現(xiàn)了反硝化除磷過程的亞硝酸鹽積累.結果表明,經(jīng)過142d的培養(yǎng)馴化,在進水C/P比為55時,缺氧段引入NO3--N濃度為23mg/L時,亞硝酸鹽積累率為51.01%,NO3--N→NO2--N轉(zhuǎn)化率為40.22%,硝酸鹽去除率為72.14%,PO43--P去除率最高達88.17%.出水COD濃度低于25mg/L,COD去除率維持在90%以上.微生物群落結構分析表明,擬桿菌門(Bacteroidetes)、變形菌門(Proteobacteria)、綠彎菌門(Chloroflexi)、酸桿菌門(Acidobacteria)為系統(tǒng)內(nèi)優(yōu)勢菌門.通過參數(shù)優(yōu)化實現(xiàn)了聚磷菌的馴化,Accumulibacter為代表的反硝化聚磷菌豐度增加(累積豐度由1.49%增加到5.08%),以Competibacter為代表的反硝化聚糖菌豐度增加更為明顯(累積豐度由1.02%增加到15.49%),聚磷菌與聚糖菌的共同作用有利于實現(xiàn)除磷過程的亞硝酸鹽累積.

反硝化除磷；部分反硝化；亞硝酸鹽積累；微生物群落

城鎮(zhèn)污水處理廠排放的氮、磷是我國部分湖泊和河流發(fā)生富營養(yǎng)化的主要原因之一,對人體健康及生態(tài)環(huán)境造成極大危害[1],因此城鎮(zhèn)污水廠的脫氮除磷是行業(yè)研究與發(fā)展的熱點問題.

目前污水除磷主要有生物法和化學法,但化學除磷[2]需要投加大量藥劑并產(chǎn)生大量化學污泥,不僅會對環(huán)境產(chǎn)生進一步影響,也導致處理成本的大幅增加.生物除磷[3]指利用聚磷菌(Phosphorus Accumulating Organism, PAOs)在厭氧條件下進行磷酸鹽的釋放,再利用氧氣為電子受體進行過量吸磷,最后通過排出富磷污泥達到除磷的效果.傳統(tǒng)的生物除磷工藝存在碳源競爭、剩余污泥產(chǎn)量高等問題[4-5].20世紀90年代,Kuba等[6]發(fā)現(xiàn)了反硝化除磷菌(Denitrifying Phosphorus Accumulating Organisms, DPAOs),其與傳統(tǒng)聚磷菌具有相似的代謝機制,但DPAOs利用NOx--N(NO2--N或NO3--N)代替O2作為電子受體實現(xiàn)氮、磷的同步去除,克服了傳統(tǒng)生物除磷工藝聚磷菌和反硝化菌競爭碳源的矛盾.Lu等[7]構建具有反硝化除磷(Denitrifying Phosphorus Removal,DPR)功能的多級缺氧-好氧反應器處理模擬廢水,結果表明在節(jié)約曝氣能耗及碳源需求的優(yōu)勢下,系統(tǒng)可以實現(xiàn)碳、氮、磷的同步去除.

隨著主流厭氧氨氧化工藝的興起,部分反硝化(Partial denitrification, PD)為厭氧氨氧化工藝提供亞硝酸鹽得到一定研究[8].反硝化聚糖菌(Denitrification Glycogen Accumulating Organisms, DGAOs)驅(qū)動的內(nèi)源性部分反硝化可實現(xiàn)亞硝酸鹽積累,Wang等[9]研究發(fā)現(xiàn)內(nèi)源反硝化過程亞硝酸鹽積累率可達到53%～67%.本文通過提高反硝化除磷過程產(chǎn)生的亞硝酸鹽濃度,促進厭氧氨氧化工藝與生物除磷工藝的耦合,能夠?qū)崿F(xiàn)碳、氮、磷的同步去除.

本研究接種城市污水處理廠的活性污泥,在厭氧與缺氧階段引入人工配水和模擬硝酸鹽工業(yè)廢水,探究影響反硝化除磷和亞硝酸鹽積累的工藝參數(shù),以及碳源在不同異養(yǎng)菌間的分配.本研究結果將為反硝化除磷耦合厭氧氨氧化工藝,促進低濃度污水的同步高效脫氮除磷提供技術支撐.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

圖1 反應裝置示意

1.模擬污水進水箱;2.模擬NO3--N廢水進水箱;3.進水泵;4.SBR反應器;5.攪拌器;6.曝氣盤;7.空氣壓縮機;8.出水箱

實驗裝置采用有機玻璃制成的長方體形的序批式活性污泥反應器(Sequencing Batch Reactor, SBR),具體見圖1.有效容積為10L(長′寬′高=20cm× 30cm×30cm).反應器采用全混反應器構型,頂部配有機械攪拌裝置,底部裝有微孔曝氣盤,采用空氣壓縮機(V-10,海利)及氣體流量計(LZB-1WB,中國振興)控制曝氣強度.蠕動泵、攪拌器、空氣壓縮機采用時控開關(KG316T,德力西)控制,實現(xiàn)進水、攪拌、曝氣、沉淀、閑置、排水等工序.

1.2 反應器進水和接種污泥

實驗用水為人工配水,以乙酸鈉為有機碳源, KH2PO4為磷源,模擬NO3--N工業(yè)廢水采用KNO3配制,并投加微生物生長所需的微量元素[3].

反應器接種污泥取自河北某城市污水處理廠生化反應池,該污泥具有穩(wěn)定的除磷效果,PO43--P去除率穩(wěn)定在80%以上.接種后反應器內(nèi)污泥濃度約為3500mg/L.

1.3 實驗設計與運行

反應器共運行142d.階段I采用厭氧-好氧運行模式實現(xiàn)PAOs的馴化,每天運行4個周期,共運行30d.階段II至IV采用厭氧-缺氧-微好氧運行方式,實現(xiàn)DPAOs和DGAOs的富集,每天運行3個周期,每周期運行8h,其中,在缺氧初投加模擬硝酸鹽工業(yè)廢水,投加量根據(jù)不同進水COD濃度進行調(diào)整,使階段II～IV,進水COD/P比分別為25、40和55,厭氧初COD濃度與缺氧初NO3--N濃度之比維持在6.0左右.

SBR排水比為50～60%,水力停留時間為12.0～ 16.0h.系統(tǒng)通過排泥保證MLSS維持在3000～ 3500mg/L,SRT為25～30d.反應器在室溫條件下運行,溫度18～24oC,具體運行參數(shù)見表1.

表1 反應器運行操作參數(shù)與水質(zhì)濃度

注:*DO為好氧階段溶解氧濃度,**該NO3--N濃度為經(jīng)攪拌混合后缺氧初的NO3--N濃度.

1.4 分析方法

根據(jù)《水和廢水監(jiān)測分析方法》(第四版)測定水質(zhì)指標,其中PO43--P采用鉬銻抗分光光度法; NH4+-N采用納氏試劑分光光度法;NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法;NO3--N采用紫外分光光度法;COD采用HACH試劑測定;DO為在線電極檢測(WTW, Multi 340i,Germany).

為考察系統(tǒng)中各階段的微生物菌群結構變化,采集接種及四個階段的污泥樣品進行菌群分析.DNA提取、PCR擴增和高通量測序技術根據(jù)標準指導方法進行[10].污泥樣品(混合液5mL)DNA提取,采用FASTDNA Spin Kit for Soil (MP Biomedicals, USA)提取DNA.采用PCR技術擴增16S rRNA基因,擴增區(qū)域采用了V4區(qū)515F(GTG- CCAGCMGCCGCGGTAA)和806R(GGACTACHV- GGGTWTCTAAT),對提取的總DNA進行PCR擴增、建庫,于Illumina Mi Seq PE 300高通量測序平臺進行高通量測序[11].原始數(shù)據(jù)已提交至NCBI,登錄號為PRJNA647062.

1.5 計算方法

亞硝酸鹽氮積累率(NO2--N accumulation rate,NAR)、硝酸鹽轉(zhuǎn)化率(Nitrate-to-nitrite transformation ratio,NTR)、硝酸鹽去除率(NO3--N removalrate,NRR)、污染物去除率()、內(nèi)碳源儲存量(CODintra)、內(nèi)碳源儲存率(CODintraefficiency)、PAOs和聚糖菌(Glycogen Accumulating Organism, GAOs)在厭氧段對內(nèi)碳源儲存貢獻(PAO,ɑ和GAO,ɑ)的計算如公式所示.

式中:NO2--Nan,inf、NO2--Nan,eff與NO3--Nan,inf與NO3--Nan,eff分別為缺氧初和缺氧末亞硝酸鹽氮與硝酸鹽氮濃度(mg/L);Cnf與eff為系統(tǒng)污染物進、出水濃度(mg/L);CODa,inf與CODa,eff分別為厭氧初與厭氧末COD濃度(mg/L);NO2--Na,inf、NO2--Na,eff與NO3--Na,inf與NO3--Na,eff分別為厭氧初始和末期亞硝酸鹽氮與硝酸鹽氮濃度(mg/L),2.86和1.71為每單位NO3--N、NO2--N發(fā)生反硝化時COD理論消耗量;PRA為厭氧段磷酸鹽釋放量(mg/L),0.5為理論計量系數(shù)[12].

2 結果與討論

2.1 不同運行階段N、P去除效果

第一階段(1～30d),反應器在厭氧-好氧交替條件下運行,如圖2(a)所示,系統(tǒng)進水的PO43--P濃度為5.80mg/L,厭氧末PO43--P濃度由最初的9.15mg/L穩(wěn)定到11mg/L左右,平均釋磷量(PRA)為8.21mg/L.好氧段DO濃度為1.0～2.0mg/L,出水PO43--P濃度輕微波動,最終穩(wěn)定在0.7mg/L, PAOs在好氧段發(fā)生了過量吸磷,吸磷量(PUA)達10.39mg/L,系統(tǒng)PO43--P去除率為87.64%.接種污泥較快的實現(xiàn)了PAOs的富集,具備穩(wěn)定的除磷效果.

第二階段(31～72d),該階段采用厭氧-缺氧-微好氧運行方式,缺氧初引入模擬硝酸鹽廢水,使系統(tǒng)NO3--N濃度達10mg/L,調(diào)整進水COD、PO43--P濃度分別為120,5mg/L.經(jīng)過40d的污泥馴化,反硝化除磷效果逐漸增強,缺氧末PO43--P濃度降低至2mg/L左右.缺氧末NO2--N、NO3--N分別為0.39、3.65mg/L,NAR、NTR、NRR為9.65%、6.14%、63.5%.系統(tǒng)出水PO43--P濃度為0.81mg/L,去除率為75.29%,亞硝酸鹽積累效果差,NO2--N濃度僅為0.05mg/L.分析原因在較低C/P比條件下異養(yǎng)反硝化菌會優(yōu)先利用污水中的有機碳源進行外源反硝化[13],使得PAOs釋磷過程中碳源不足且內(nèi)碳源儲存量減少,導致后續(xù)吸磷過程及部分反硝化可利用的內(nèi)碳源不足,引起出水PO43--P濃度升高.

第三階段(73～108d),提高進水COD濃度到200mg/L,缺氧初NO3--N濃度提高到16mg/L.該階段厭氧釋磷效果明顯提高,厭氧末PO43--P濃度增加至10.93mg/L.缺氧吸磷后,PO43--P濃度降低至1.61mg/L,去除效果較上一階段明顯提高.缺氧末NO3--N濃度為7.84mg/L,NO2--N得到積累,平均濃度為3.32mg/L, NAR也由9.65%逐步增加至29.75%,其中最高達37.64%,NRR為51.00%,NTR增加至40.69%.隨著進水COD濃度的增加,磷酸鹽實現(xiàn)高效去除,亞硝酸鹽得到穩(wěn)定積累.微好氧結束時,出水PO43--P、NO3--N、NO2--N濃度分別0.68,9.31,2.55mg/L.

圖2 不同運行階段PO43--P、NO2--N、NO3--N濃度變化及N轉(zhuǎn)化關系

第四階段(109～142d),進水PO43--P濃度不變,C/P比提高到55,缺氧段進水NO3--N增加至23mg/L.提高進水C/P比后,PRA進一步增加到11.02mg/L,厭氧末PO43--P濃度為12.71mg/L,PAOs的厭氧釋磷效果增強.缺氧反應結束后,PO43--P濃度為1.71mg/L.該階段NO3--N實現(xiàn)了較好的反硝化效果,穩(wěn)定運行后缺氧末NO3--N濃度為6.06mg/L, NO2--N濃度達6.31mg/L,NAR由29.75%提高至51.01%左右,NTR、NRR為37.25、73.65%.說明進一步提高進水COD濃度使內(nèi)碳源儲存量增加,利于磷酸鹽去除與部分反硝化的同步發(fā)生.王等[14]也通過數(shù)值模擬得出硝酸鹽濃度在一定范圍內(nèi)增加(<30mg/L)有利于系統(tǒng)更好的實現(xiàn)硝酸鹽的去除及穩(wěn)定的亞氮積累.好氧段PO43--P去除量與上一階段持平,PO43--P去除率為87.37%.

經(jīng)過142d的馴化培養(yǎng),系統(tǒng)PO43--P的去除率穩(wěn)定在86.79%,NAR達60%,實現(xiàn)了氮、磷的同步去除.實驗發(fā)現(xiàn)在氮負荷(從0.007至0.016kgN/m3·d)提高的情況下系統(tǒng)仍能實現(xiàn)穩(wěn)定的脫氮除磷效果,表明該系統(tǒng)具有一定耐受能力.

2.2 不同運行階段COD的去除效果及碳源利用特征

厭氧階段COD的去除主要依賴反硝化反應和內(nèi)碳源的儲存,缺氧段發(fā)生內(nèi)源性部分反硝化反應進一步消耗COD,好氧段微生物利用殘留COD進行好氧代謝進一步提高出水水質(zhì).對系統(tǒng)COD去除及內(nèi)碳源儲存量進行分析,各階段系統(tǒng)內(nèi)碳源儲存量及轉(zhuǎn)化率如圖3和表2所示.

第一階段,系統(tǒng)通過厭氧-好氧方式進行污泥培養(yǎng).進水COD濃度為100mg/L,厭氧末COD為37.80mg/L,COD在厭氧段得到有效去除,出水COD濃度為28.20mg/L,系統(tǒng)COD去除率為74.41%.第二～四階段,系統(tǒng)采用厭氧-缺氧-微好氧運行方式, COD濃度由120mg/L提高到200,275mg/L.盡管進水COD負荷由0.18增加至0.41kgCOD/m3·d,出水COD濃度均低于30mg/L,去除率分別為78.75、85.19、91.06%,說明系統(tǒng)具有較好的COD去除能力并能耐受一定的有機負荷.厭氧末COD濃度維持在40mg/L左右,CODintra由最初的32.42mg/L大幅提高至124.78mg/L,說明隨著進水COD濃度的增加,有利于提高厭氧段內(nèi)碳源的儲存.CODintraefficiency反映了進水COD在厭氧條件下作為細胞內(nèi)碳源儲存的比例,可以看作是PAOs和GAOs能夠利用的有機物[15].系統(tǒng)運行的四個階段CODintraefficiency均處于較高水平(>85%).

四個階段,PRA/CODintra均低于報告的PAOs模型值(0.5molP/molC)[9],表明PAOs和GAOs都參與了細胞內(nèi)碳源的儲存,通過運行參數(shù)調(diào)整PRA/ CODintra呈降低趨勢,表明系統(tǒng)內(nèi)GAOs的優(yōu)勢明顯增強,更多內(nèi)碳源被其利用,有利于內(nèi)源性反硝化及反硝化除磷反應的發(fā)生.此外,第二～三階段?PO43--P/ ?NO3--N比從1.11上升到1.33,這表明,具有反硝化除磷功能的DPAOs逐步取代了PAOs,利用NO3--N作為電子受體的DPAOs被有效地聚集,從而獲得了良好的除磷效率.同時,每去除1mg PO43--P消耗了大約0.82～1.36mg NO3--N,這也與先前研究結果(0.86～1.41)相近[16].第四階段, ?PO43--P/?NO3--N降低至0.77,遠低于理論值(1.41)[9],表明該階段DGAOs成為驅(qū)動反硝化反應的主體.GAOs和PAOs相對比例的變化也反應了這一情況,隨進水C/P的增加,GAOs隨PAOs的降低逐步增加,證明GAOs逐漸成為厭氧段內(nèi)碳源儲存的主要貢獻者,系統(tǒng)內(nèi)GAOs相對于PAOs成為優(yōu)勢微生物,更利于亞硝酸鹽的積累.

表2 反應器碳源轉(zhuǎn)化及磷酸鹽去除計量關系

圖3 不同運行階段COD濃度、去除率及CODintra的變化

2.3 典型周期系統(tǒng)脫氮除磷效果

為了進一步研究系統(tǒng)內(nèi)亞硝酸鹽積累及磷酸鹽去除性能,選取第Ⅳ階段(134d),測定單周期內(nèi)PO43--P、NO3--N、NO2--N濃度變化,如圖4所示.

厭氧段(0～120min),厭氧釋磷主要發(fā)生在前80min,在100min時達到PO43--P濃度的峰值(12.33mg/L),厭氧階段的后20min出現(xiàn)了PO43--P的輕微降低,厭氧末PO43--P濃度為11.96mg/L.上一周期殘留的NO2--N、NO3--N在COD作用下發(fā)生外源反硝化,經(jīng)120min厭氧反應后完全去除.

圖4 系統(tǒng)運行第134d典型周期基質(zhì)濃度變化

缺氧段(120～300min),混合體系NO3--N濃度為21.52mg/L.DPAOs、DGAOs利用厭氧段儲存的內(nèi)碳源發(fā)生反硝化除磷及內(nèi)源性反硝化,隨著硝酸鹽的消耗,亞硝酸鹽逐步產(chǎn)生,在缺氧反應過程中的第80min達到峰值8.85mg/L,NAR、NTR、NRR分別為42.13、83.08、46.71%,隨后濃度逐漸降低,持續(xù)到缺氧段結束.原因可能是由NO3--N主導的部分反硝化過程幾乎終止,并且缺氧時間過長,發(fā)生了NO2--N進一步還原[17].相比之下, PO43--P整體呈現(xiàn)下降趨勢,這也表明亞硝酸鹽也可能作為反硝化聚磷菌的電子受體發(fā)生磷酸鹽的去除.缺氧末PO43--P濃度為1.12mg/L,NO3--N、NO2--N濃度分別為4.02、7.7mg/L,NAR為65.70%, NTR為44.00%.

微好氧段(300～300min),DO濃度控制在0.3～ 0.5mg/L,觀察到明顯的好氧磷吸收現(xiàn)象,出水PO43--P為0.61mg/L.同時系統(tǒng)內(nèi)發(fā)生硝化反應, NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度有小幅度的變化.正如Carvalheira等[18]建議,增加短曝氣期可能是增強磷去除的有效方法,但不會對NO2--N積累產(chǎn)生明顯影響.

2.4 微生物群落結構分析

污泥樣品在門水平的微生物種群組成如圖5(a)所示.盡管進水硝酸鹽濃度和有機物負荷不同,但系統(tǒng)在門水平上的微生物群落在四個階段的運行中沒有產(chǎn)生很大的變化,體現(xiàn)了菌群結構的穩(wěn)定性和物種群落的多樣性.

運行期間優(yōu)勢菌門主要包括擬桿菌門(Bacteroidetes)、變形菌門(Proteobacteria)、綠彎菌門(Chloroflexi)和酸桿菌門(Acidobacteria)四類.大量研究[8,19]表明Bacteroidetes門和Proteobacteria門是廢水處理系統(tǒng)中重要且常見的種群,已被廣泛證實含有PAOs和DPAOs,它們具有降解有機物、脫氮除磷的能力,可增強傳統(tǒng)活性污泥法系統(tǒng)中生物處理效果.Proteobacteria門為占比最大的菌門,平均豐度由接種污泥內(nèi)的19.54%增加到49.12%. Bacteroidetes門豐度變化不大,平均豐度為20.59%. Chloroflexi門等絲狀菌在活性污泥體系中起支撐骨架和生物載體的作用[11],它們的豐度在整個培養(yǎng)過程中未出現(xiàn)顯著變化,顯示了整個系統(tǒng)的穩(wěn)定性.同時Actinobacteria等微生物菌門的存在能夠進行有機物的降解并能在系統(tǒng)內(nèi)發(fā)生反硝化反應[20],其平均豐度為1.42%.

為進一步闡述運行過程中微生物種群的變化情況,在屬水平上分析了功能微生物的豐度變化.如圖5(b)所示,Accumulibacter作為一種常見的聚磷菌[19],在反應中與磷的釋放能力有很大的關系,其能夠利用NO3--N或NO2--N發(fā)生反硝化除磷反應[20],相對豐度從接種污泥的0.02%升高至第三階段0.05%,最終穩(wěn)定在0.81%,保證了系統(tǒng)磷酸鹽的釋放.同樣屬于PAOs的[21]其豐度從0.01%增加到2.43%.通過提高進水COD濃度及在缺氧段投加NO3--N有利于實現(xiàn)DPAOs的富集,豐度增加(接種泥豐度為0.77%),在第二階段達到峰值為4.70%,通過系統(tǒng)穩(wěn)定運行,最終豐度維持在1.14%左右.Xu等[22]研究發(fā)現(xiàn)豐度的增加有利于反硝化除磷效果的增強.

Competibacter作為GAOs中三大優(yōu)勢菌屬[23],其中Competibacter能夠利用自身合成的PHA完成內(nèi)源性反硝化過程[24-25],其豐度由1.02%增加到4.19、5.45、9.19、15.49%.Cech等[26]研究表明Competibacter會與DPAOs競爭碳源,無法參與系統(tǒng)的除磷.但最新研究[27-28]發(fā)現(xiàn)其在實現(xiàn)亞硝酸積累的同時也能夠促進DPAOs的除磷效果.被稱為屬于α-變形菌的GAOs,具有將碳源轉(zhuǎn)化為PHA的能力,并且更容易利用NO3--N作為電子受體發(fā)生反硝化[24],其相對豐度由0.02%增加到0.16%.GAOs的內(nèi)源性反硝化與DPAOs反硝化除磷的協(xié)同作用還可以充分利用內(nèi)部碳源,解決污水處理過程中碳源不足的問題.三類聚糖菌豐度的增加也符合表2中內(nèi)碳源的分配規(guī)律,能夠保證系統(tǒng)實現(xiàn)穩(wěn)定的亞氮積累及磷酸鹽去除.

圖6 屬水平上PCA和RDA

此外,與接種污泥相比,還檢測到具有代表性(0.36%～2.47%)、(0.11%～0.26%)等普通異養(yǎng)菌(Ordinary Heterotrophic Organisms, OHOs).據(jù)報道,是一種與NO3--N還原和NO2--N積累相關的關鍵部分反硝化細菌[29].另一方面,檢測到豐度為9.05%的,隨著進水碳源的增加,外源反硝化作用增強[30].第四階段,Accumulibacter、和等PAOs的累積豐度為5.08%.與PAOs相比,Competibacter、等GAOs在整個菌群分布中具有更大的優(yōu)勢,累積豐度為15.70%,利于系統(tǒng)實現(xiàn)較好亞氮積累效果.總之,系統(tǒng)中PAOs和GAOs共存,協(xié)同實現(xiàn)氮、磷去除.

在屬水平上采用PCA分析,比較不同反應階段優(yōu)勢菌屬群落結構分布.圖6(a)第一和第二排序軸共同解釋了優(yōu)勢菌屬分布變化的77.76%,較好的揭示了樣品中微生物分布情況.第Ⅰ、Ⅱ階段分布較遠,表明通過將系統(tǒng)運行方式由厭氧/好氧調(diào)整為厭氧/缺氧/好氧,并在缺氧段投加硝酸鹽廢水導致系統(tǒng)優(yōu)勢菌屬發(fā)生改變,系統(tǒng)內(nèi)反硝化除磷菌豐度增加[31],開始出現(xiàn)亞氮積累.第Ⅲ、Ⅳ階段分布集中,尤其距離第Ⅰ階段較遠,表明經(jīng)過污泥馴化,優(yōu)勢菌屬變化明顯,最終系統(tǒng)趨于穩(wěn)定.值得注意的是第Ⅱ階段反應器的樣品分布距離第Ⅲ、Ⅳ階段較遠,表明微生群落受到硝酸鹽濃度的影響較大,進水硝酸鹽濃度的提高,導致系統(tǒng)聚糖菌及聚磷菌的變化.通過RDA揭示了水質(zhì)參數(shù)對典型聚糖菌、聚磷菌的影響.亞硝酸鹽的積累率及進水氮負荷與Competibacter兩類聚糖菌呈正相關.NRR與硝酸鹽的去除率(PRR)與PAOs的豐度呈正相關,表明系統(tǒng)實現(xiàn)了以硝酸鹽為底物的反硝化聚磷菌的富集,同時實現(xiàn)了磷酸鹽及硝酸鹽的去除.

3 結論

3.1 系統(tǒng)采用厭氧-缺氧-微好氧運行方式,通過調(diào)整系統(tǒng)C/P比及缺氧段NO3--N濃度,實現(xiàn)SBR的穩(wěn)定運行.在進水C/P為55、缺氧初NO3--N濃度為23mg/L,系統(tǒng)實現(xiàn)了高效的反硝化除磷與亞硝酸鹽積累.PO43--P去除率最高達90.8%,NRR、NAR、NTR分別為72.14、58.94%、40.22%.

3.2 系統(tǒng)COD的去除主要是在厭氧階段通過PAOs或GAOs的內(nèi)碳源儲存實現(xiàn).提高進水COD負荷并未影響系統(tǒng)的COD去除性能,系統(tǒng)COD出水濃度均低于30mg/L.提高進水C/P比,COD去除率和CODintra相應增加,在進水COD為275mg/L、C/P比為55的條件下,COD去除率達91.06%,CODintra為124.78mg/L.

3.3 微生物群落結構分析表明,系統(tǒng)內(nèi)主要以Bacteroidetes、Proteobacteria、Chloroflexi、Acidobacteria為主要菌門.Accumulibacter、等聚磷菌及Competibacter等聚糖菌的豐度相對于接種污泥都有較明顯增加,累積豐度分別由接種污泥的1.49%、1.06%增加至第四階段5.08%、15.70%,聚磷菌與聚糖菌的共同作用有利于實現(xiàn)除磷過程的亞硝酸鹽累積.

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Parameter optimization for the achievement of nitrite accumulation by denitrifying phosphorus removal process.

DI Fei1,2, SUI Qian-wen1, GAO Chao-long1,2, ZHONG Hui1*, XU Dong-yao2, WEI Yuan-song1,3

(1.Laboratory of Water Pollution Control Technology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China；2.China University of Mining & Technology, Beijing School of Chemical and Environmental Engineering, Beijing 100089, China；3.Institute of Energy, Jiangxi Academy of Sciences, Nanchang 330096, China)., 2022,42(6)：2647～2655

To promote the coupling of denitrification phosphorus removal and anaerobic ammonia oxidation process, and achieve simultaneous efficient removal of nitrogen and phosphorus from wastewater, a sequencing batch reactor (SBR) was constructed to optimized the operational parameters for the nitrite accumulation by denitrifying phosphorus removal process. Under anaerobic-anoxic-microaerobic operational conditions, SBR gradually realized nitrite accumulation during denitrifying phosphorus removal process by feeding synthetic nitrate industrial wastewater in the anoxic section. The results showed that after 142 days of cultivation and domestication, when the influent C/P ratio of 55 and the nitrate concentration in the anoxic section was 23mg/L, the nitrite accumulation rate achieved 51.01%, the NO3--N→NO2--N transformation rate was 40.22%, nitrate removal rate was 72.14% and the highest removal rate of PO43--P was 88.17%. The effluent COD concentration was lower than 25mg/L, and COD removal rate was maintained above 90%. Analysis of the microbial community structure showed that Bacteroidetes, Proteobacteria, Chloroflexi and Acidobacteria were the dominant phylum in the system. Through parameter optimization, the abundance of denitrifying phosphorus accumulating organisms represented byAccumulibacter increased (the cumulative abundance increased from 1.49% to 5.08%), and a more remarkable increase in the abundance of glycogen accumulating organisms represented byCompetibacter (from 1.02% to 15.49%). The combined effects of phosphorus accumulating organisms and glycogen accumulating organisms contributed to the accumulation of nitrite in the phosphorus removal process.

denitrifying phosphorus removal；partial denitrification；nitrite accumulation；microbial community

X703.5

A

1000-6923(2022)06-2647-09

狄 斐(1996-),女,山東濟南人,中國礦業(yè)大學(北京)碩士,主要從事污水生物處理.

2021-11-10

國家重點研發(fā)計劃項目(2021YFC3200601);中國科學院青年創(chuàng)新促進會項目(2021042);廣西重點研發(fā)計劃項目(AB21196036)

* 責任作者, 助理研究員, zhhui@rcees.ac.cn