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养殖场排放大量的猪场废水含有大量有机物、氮、磷等营养物质,若不加以有效处理,会对周围生态环境造成危害[1-2]。目前对于猪场废水较为常见的处理方式是厌氧发酵处理,但厌氧发酵仅能去除有机物,不能有效去除其中的氮、磷等营养物,因此,猪场沼液普遍呈现出高氨氮(NH4+-N≥400 mg·L−1)、低碳氮比(C/N<3)的特点[3-4]。传统的硝化反硝化工艺在针对猪场沼液脱氮时,反硝化作用对碳源的需求无法得到满足而致使其脱氮效率低[5-6]。不少学者探索采用新型自养脱氮工艺提升对猪场沼液脱氮的处理效果,其总氮去除率可达40%~70%,但其存在启动时间过长,运行管理不便,能耗高和除磷效果差等缺点[3,7]。因此,针对猪场沼液处理中高效脱氮除磷除碳的需求,开发低能耗、高效率的新型工艺迫在眉睫。
曝气生物滤池(biological aerated filter, BAF)是一种集吸附、氧化和过滤于一体的新型膜生物处理工艺,广泛应用于污水处理中[8]。目前传统曝气生物滤池常用的滤料包括沸石、陶粒、焦炭、石英砂、活性炭等[9],但传统滤料存在耐冲击负荷差、脱氮除磷功能微生物富集效果较差等问题[10]。因此,滤料的选择关系着反应器启动、运行的稳定性及除污性能。活性炭纤维(activated carbon fiber, ACF)由有机纤维经高温炭化、活化制备而成,呈现纤维状,其具有比表面积大、微孔含量及容量高、吸附再生后仍有较好的吸附效果等特点[11-12],被认为是BAF较为理想的滤料,能较好地富集脱氮除磷功能菌[13-14]。因此,为进一步提高传统BAF脱氮除磷性能,本研究利用生物强化技术,接种课题组前期富集驯化的脱氮除磷功能混合菌泥[7,15],在微曝气条件下启动ACF-BAF。并通过数学模型进行污染物去除动力学模拟,结合启动前后微生物种群组成的变化规律及微生物活性进行脱氮除磷机理探讨,本研究结果可为新型ACF-BAF工艺处理实际猪场沼液提供参考。
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BAF实验装置图如图1所示。反应器由有机玻璃制成,有效容积为1.5 L,内填约40% (体积百分比)的活性炭纤维布。进、出水口分别位于反应器两侧上方,出水口一侧设有挡泥板,以防止较大的污泥颗粒堵塞出水口及污泥流失,进水口一侧不同高度处设有3个取样口。
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BAF接种的特效脱氮除磷污泥来自课题组前期富集驯化的混合污泥[7,15]。接种量约为反应器有效容积的40%,混合液悬浮固体质量浓度(MLSS)约为3 000 mg·L−1。
实验用水取自成都市双流区某大型养猪场实际废水厌氧发酵后所产生的沼液,分2个阶段逐步提升NH4+-N质量浓度的方式进水,在第I阶段将沼液稀释1.3倍,同时添加少量微量元素与碱度。其中微量元素母液组成[7]为:0.1 g·L−1 CuCl2·2H2O、0.1 g·L−1 ZnSO4·7H2O、0.3 g·L−1 FeCl3、0.1 g·L−1 H3BO4、0.1 g·L−1 CoCl2、0.1 g·L−1 EDTA,母液添加量为1 mL·L−1。以NaHCO3提供碱度,进水COD为343~409 mg·L−1,NH4+-N为302~479 mg·L−1,NO2−-N、NO3−-N和TN分别为0.5~1.0、1.0~3.0和303~482 mg·L−1,TP为20~37 mg·L−1,TSS为3~10 mg·L−1,pH为6.5~7.5。
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反应器放置于恒温水浴锅内,控制温度为(30±1) ℃。装置底部安装曝气盘,连接空气泵与转子流量计,以调节曝气量。控制DO为(0.6±0.1) mg·L−1,进水C/N为0.8~1.0。采用序批式进出水的方式来运行反应器,每天运行2个周期,每批次置换率为50%,1个运行周期分为进水0.5 h,曝气10 h,沉淀1 h,排水0.5 h。在反应器启动过程中,分2个阶段逐步提升进水NH4+-N质量浓度,第I、II阶段NH4+-N质量浓度分别为302~357 mg·L−1和431~479 mg·L−1。反应器运行期间,每隔14 d采用气-水联合的方式进行1次反冲洗[16],底部污泥的SRT设置为14 d。
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本实验中化学需氧量(COD)、氨氮(NH4+-N)、亚硝态氮(NO2−-N)、硝态氮(NO3−-N)、总氮(TN)、总磷(TP)等均采用国家标准方法测定[17];pH采用PHSJ-6L型便携式pH计测定;DO采用JPB-607A型溶解氧仪测定。
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高通量测序样品分别取自启动前接种污泥(0#),第I、II阶段运行末期(50 d和100 d)反应器内不同部位处的填料上的生物膜和污泥的混合样品(分别编号为1#(50 d)、2#(100 d))。采用DNA快速提取试剂盒(离心柱型)提取污泥样品的DNA[18],利用1%琼脂凝胶电泳检测其浓度及质量。测定合格的DNA送至上海美吉生物医药科技有限公司进行高通量测序。测序引物为338F(ACTCCTACGGGAGGCAG)和806R (GGACTACHVGGGTWTCTAAT)[19],对目标样品的16S rRNA进行PCR扩增。每个样品的扩增均重复做3次,扩增结束后将同一样品的PCR扩增产物混合并用2%琼脂糖凝胶电泳检测[20]。PCR扩增产物由QuantiFluorTM-ST蓝色荧光定量系统进行检测定量并在Illumina Miseq上测序。使用I-sanger生物信息云数据分析系统(http://www.i-sanger.com/)对微生物基因序列信息进行分析。利用UPARSE软件,依据97%的相似度对序列信息进行OTU聚类分析,利用UCHIME软件去嵌合体。采用RDP classifier对OTU代表序列进行物种分类注释[21]。
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反应器内各污染物去除过程较复杂,可通过经验公式对复杂过程中的基质去除进行数学模型的模拟[22-23],对不考虑微生物生长污染物的去除速率根据指数模型(式(1))进行计算。
式中:v为污染物去除速率; ρ为污染物质量浓度, mg·L−1; t为反应时间, h; kn为反应速率常数; n为反应级数。
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为测定AnAOB、AOB、NOB、反硝化菌和除磷菌的活性,取启动成功后的污泥50 mL,测定其MLSS,再将其置于250 mL的锥形瓶中,加入100 mL基质溶液,进行批次活性实验测定方法参照郑照明等[24]和张杰等[25]的研究,通过曝气或通入氮气控制溶解氧DO,设置不同进水污染物质量浓度监测其在12 h的变化情况,以此表征各功能菌的活性。测定条件如表1所示。
AnAOB、AOB、NOB、反硝化菌和除磷菌的活性表征,反应速率k1、k2、k3、k4和k5根据式(2)~式(5)进行计算。
式中:C1、C2、C3、C4和C5分别为反应时间内TN、NH4+-N、NO3−-N、COD和TP的变化量,mg·L−1;Δt表示时间, h; ρ表示污泥质量浓度, g·L−1。
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1) NH4+-N及TN去除变化分析。反应器启动过程中,氮素转化去除的变化如图2所示。在第I阶段(1~50 d),此阶段中NH4+-N、TN平均负荷分别为0.202 7 kg·(m3·d)−1和0.203 7 kg·(m3·d)−1,反应器运行前7 d,NH4+-N去除率较低,仅有42%左右,此时NH4+-N的去除过程包括活性炭纤维布的吸附截留及部分接种微生物生物转化去除。随着微生物挂膜生长增殖,其对NH4+-N的分解转化率逐步提升。在18 d时,明显观察到填料表面附着一层生物膜,此时NH4+-N去除率稳定在60%以上。反应器运行27 d后,BAF对NH4+-N和TN的去除效果趋于稳定,平均去除率分别为71.91%和61.19%,平均出水质量浓度分别为94.82 mg·L−1和131.58 mg·L−1,NH4+-N、TN平均去除负荷分别为0.131 9 kg·(m3·d)−1和0.116 9 kg·(m3·d)−1。由此可见,活性炭纤维布滤料有利于微生物的附着,具有较好的挂膜性能。
在第II阶段(51~100 d),进水NH4+-N质量浓度提升至431~479 mg·L−1,TN质量浓度为432~482 mg·L−1,NH4+-N、TN的平均负荷分别为0.272 1 kg·(m3·d)−1和0.273 0 kg·(m3·d)−1。由于NH4+-N负荷提高,NH4+-N和TN的去除率出现不同程度的下降,此时去除率分别为51.48%和40.80%。随着反应器内的微生物逐渐适应该环境,NH4+-N和TN的去除效率逐步提升至稳定,后期其平均去除率分别为61.03%和51.87%,平均出水质量浓度为175.21 mg·L−1和217.16 mg·L−1,此时的NH4+-N、TN平均去除负荷分别为0.173 0 kg·(m3·d)−1和0.143 0 kg·(m3·d)−1。分析原因,较高质量浓度的NH4+-N对微生物具有毒害作用,抑制了反应器内相关脱氮菌的活性[26]。有研究[27]表明,NH4+-N质量浓度的提升会导致系统中NO2−-N去除速率下降,NO2−-N积累使其质量浓度上升从而抑制氨氧化菌(ammonia-oxidizing bacteria, AOB)的活性。当AOB活性下降时,曝气量保持不变,反应器内的溶解氧将会上升,从而抑制厌氧氨氧化菌(anaerobic ammonium oxidizing bacteria, AnAOB)的活性,对脱氮系统的稳定性造成影响[10]。但随着反应器内微生物对环境的适应,系统再次达到新的平衡。由此可见,本研究中以活性炭纤维布为滤料,接种特效脱氮除磷菌泥有利于曝气生物滤池的快速启动。
2) TP及COD去除变化分析。图3为反应器启动过程中对TP和COD的去除性能。在第I阶段,TP和COD进水平均负荷为0.017 7 kg·(m3·d)−1和0.210 6 kg·(m3·d)−1。反应器启动时,TP的平均去除率仅有43.74%,此时TP的去除基于活性炭纤维布对磷具有一定的吸附效果[28],以及接种污泥中含有的相关除磷菌呈现出一定的活性。随着反应器中的微生物挂膜生长,生物除磷过程加强,后期总磷平均去除率为60.04%,平均出水质量浓度为11.45 mg·L−1,平均去除负荷为0.011 9 kg·(m3·d)−1。反应器启动后对COD的去除性能随时间逐渐提高,后期去除率稳定在69.38%左右,出水COD平均值为107.68 mg·L−1,平均去除负荷为0.147 8 kg·(m3·d)−1。由于本研究中反应器采用的是低能耗微曝气,溶解氧处于较低水平(0.6 mg·L−1),且沼液中复杂的有机物成分也增加了其降解难度,随微生物增殖,系统中持续的曝气,好氧菌活性及数量均有所提升,且反应器中存在的除磷菌除磷过程及反硝化菌进行反硝化时消耗耗氧有机物(以COD计),提升其去除率。在第II阶段,TP和COD去除率均有所降低,分别为42.75%和64.33%,随着系统逐渐稳定,TP和COD去除率亦逐步回升。后期稳定后总磷和COD的平均去除率为52.58%和77.11%,平均出水质量浓度为12.89 mg·L−1和91.44 mg·L−1,平均去除负荷分别为0.009 3 kg·(m3·d)−1和0.188 2 kg·(m3·d)−1。NH4+-N质量浓度的提升,对反应器内的除磷微生物及AOB造成不同程度的胁迫,降低了其活性, AOB活性的抑制减少了溶解氧的消耗,以致反应器内的其余好氧异养菌活性提升,可将COD去除率维持在较高水平,而TP去除效果出现一定程度的降低。同时沼液中的其他复杂成分浓度增加对微生物产生的抑制作用也是性能下降的原因之一。微生物在适应新环境后,系统对TP和COD的去除性能逐渐提升。污染物负荷的提升,使得反应器内对溶解氧及碳源消耗更大,反应器局部出现厌氧环境也促进了厌氧消化过程对COD的去除。多种异养微生物的同时作用使得COD去除率最终高于第I阶段后期的水平。由此可见,该反应器启动成功后能够较好地同步脱氮、除磷和除碳。
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图4为反应器成功启动后,各污染物去除动力学模型拟合曲线,表2为拟合曲线对应的参数。可以看出,NH4+-N (R2=0.998 9)、TP (R2=0.968 9)和COD (R2=0.990 5)的去除过程遵循一级反应动力学关系,TN (R2=0.995 5)的去除过程遵循二级反应动力学关系,得到NH4+-N、TN、TP和COD对应的去除动力学方程分别为ρt=452.84e−0.081 4t、ρt=1/(2.114 0×10−4t+2.204 4×10−3)、ρt=28.36e−0.073 0t和ρt=406.68e−0.114 5t。在NH4+-N、TP和COD的去除过程中反应速率在一定程度上受到底物质量浓度的影响,呈现一级动力学规律;而TN在本研究中的去除途径主要包括厌氧氨氧化和反硝化过程,在电子供体匮乏的条件下,其呈现二级动力学规律。NH4+-N和TN在本研究中进水质量浓度相近,但其动力学过程却呈现出差异性。分析原因为,在反应器中NH4+-N的去除途径主要为短程硝化、硝化及厌氧氨氧化过程将其转化为NOx−-N及N2,且AOB和AnAOB均为自养型细菌,其限制因素较少。而TN的去除主要依靠厌氧氨氧化和反硝化过程,反硝化细菌作为异养菌,受碳源的影响较大,初期碳源充足时厌氧氨氧化和反硝化同时作用下TN去除速率较高,而后碳源被快速消耗殆尽,NOx−-N开始积累,去除过程主要为厌氧氨氧化,其去除速率迅速降低。由此可见,在本研究中底物质量浓度对去除速率的影响较大。动力学模型能够较好地拟合反应器内污染物去除过程,其拟合度均较高,可通过该动力学模型对反应器稳态运行状况进行预测,指导运行过程中的操作与调控,对工况优化及工程应用具有重要意义。
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1)多样性指数分析。各阶段系统中各类多样性指数如表3所示。3个样本的覆盖率均大于0.99,表明测序结果可代表样品中微生物的真实情况。Ace、Chao、Shannon和Simpson指数分别用于反应样本中微生物的多样性及丰富度,Ace、Chao、Shannon指数越高,则代表物种多样性和丰富度越高,Simpson指数则反之。1#的Ace、Chao、Shannon指数均高于0#,而Simpson指数则低于0#,说明接种后,反应器内物种的多样性和丰富度均高于接种污泥。2#的多样性和丰富度低于1#但仍高于0#,说明随着氨氮的提高,对部分微生物生长有抑制作用,降低了其多样性和丰富度。但2#仍高于接种污泥,说明活性炭纤维表面特征适宜微生物生长,可为微生物提供较好的生长环境。
2) ACF-BAF反应体系中微生物种群组成分析。应器启动运行阶段,反应器内接种污泥0#、第I阶段末的污泥1#和第II阶段末的污泥2#的微生物种群组成如图5所示。Patescibacteria菌门由接种污泥的0.15%提升至1#和2#中的35.95%和32.61%(图5(a))。拟杆菌门(Bacteroidetes)作为反应器内的另一优势菌门,其相对丰度由启动前的1.92%增加至1#和2#样本中的15.63%和12.10%,该菌门下属黄杆菌纲中的norank_f__NS9_marine_group具有反硝化功能,其相对丰度由启动前的0.01%增长至第I、II阶段的1.43%和4.02%(图5(b)),使得系统具有稳定的反硝化功能。浮霉菌门(Planctomycetes)在3个样品中的相对丰度分别为3.86%、2.59%和2.43%,系统较大程度上截留富集该菌门,保证其在反应器内发挥相应的功能;相比于接种污泥,其相对丰度略有下降,说明NH4+-N质量浓度提升对该菌门下某些菌属有一定的抑制作用[29];反应器内检出唯一的AnAOB菌属 Candidatus_Brocadia归属于浮霉菌门,其丰度由启动前的0.95%分别变化至0.81%和2.22%,因此推测该菌属更适宜在高基质质量浓度废水中生长,且在第II阶段中Candidatus_Brocadia在浮霉菌门中的占比提升,该门下的其余非AnAOB菌属被淘洗出反应器,Candidatus_Brocadia的成功富集保证了系统中厌氧氨氧化过程。绿弯菌门(Chloroflexi)多为兼性厌氧菌,在厌氧氨氧化系统中较常见,多为丝状菌且位于污泥菌胶团絮状体的内部,可充当絮体骨架促进厌氧氨氧化菌形成颗粒[30]。本研究中,Chloroflexi菌门相对丰度从0#样品的3.97%提升至1#的7.10%,最后再到2#样品的26.80%,形成的菌胶团可为AnAOB的提供适宜的生长环境,减缓恶劣环境对AnAOB生长的抑制作用,检出优势菌属中的norank_f__norank_o__SBR1031、OLB13及norank_f__A4b均属于绿弯菌门,其为厌氧消化核心微生物种群[31]。变形菌门(Proteobacteria)的相对丰度下降较为明显,由接种时的87.74%降至29.12%(1#)和16.82%(2#)。 XIN等[32]的研究表明,当NH4+-N的平均进水质量浓度高于253.55 mg·L−1时,会产生大量的游离氨(free ammonia, FA),可能会抑制某些功能菌的生长。SUI等[33]的研究也表明,在高质量浓度FA和低溶解氧的条件下,变形菌门相对丰度有较为明显的下降。因此,在今后实际工程应用中,应通过改进反应器构型等手段提高污泥截留率,以此保证系统内较高的脱氮除磷效率。酸杆菌门(Acidobacteria)相对丰度由接种污泥的0.21%增加至1#的3.93%和2#的1.43%。放线菌门(Actinobacteria)的相对丰度由接种污泥中的1.11%增长至3.69%和6.36%,该菌门的细菌可分泌出降解复杂多糖的胞外酶,可对大分子有机物进行有效降解[34],此外,此菌门下存在部分聚磷菌,在好氧和厌氧条件下均可利用和贮存各种糖类物质,积累细胞聚磷酸盐[35],如优势菌属中的Micropruina,该菌属的相对丰度变化趋势与放线菌门相同,由启动前的未检出(<0.01%) 分别增加至第I、II阶段的3.26%和6.09%。绿菌门下的norank_f__PHOS-HE36为聚磷菌,具有聚磷作用[36],其相对丰度由0.26%增加至第II阶段的2.36%,在反应器内实现富集。
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1)脱氮除磷功能菌活性分析。反应器内脱氮除磷功能菌活性如图6所示。其中AnAOB和反硝化菌的活性分别达到4.05 mg·(g·h)−1和3.08 mg·(g·h)−1,表明反应器内厌氧氨氧化和反硝化占主导地位。同时,AOB和NOB的活性分别为1.57 mg·(g·h)−1和2.82 mg·(g·h)−1,AOB的存在将NH4+-N转化为NO2−-N,保证厌氧氨氧化的顺利进行,而由于低溶解氧的状态导致NOB的活性受到抑制。除磷菌的活性为1.49 mg·(g·h)−1,系统内的好氧反硝化聚磷菌和传统聚磷菌可实现较好的摄磷作用,从而达到除磷目的。通过对脱氮除磷功能菌的活性测定,证实了系统内厌氧氨氧化、短程硝化、硝化、反硝化和除磷过程处于良好的动态平衡,可实现同步脱氮除磷除碳。
2) ACF-BAF处理猪场沼液脱氮除磷机理分析。迄今为止,关于通过接种脱氮除磷菌泥及以活性炭纤维作为滤料强化曝气生物滤池处理猪场沼液脱氮除磷的研究鲜有报道。由于本研究中接种的菌泥中包括Acinetobacter、Candidatus_Brocadia、Hydrogenophage、Alicycliphilus、Micropruina、norank_f__PHOS-HE36等脱氮除磷功能菌群,因此,ACF-BAF第I、II阶段分别在第27、72 天时污染物处理效果逐渐趋于稳定,启动时间远远短于传统以ANAMMOX为核心衍生的各类工艺。由此可见,通过接种特效脱氮除磷菌泥可克服以AnAOB为代表的世代周期较长的功能菌群的启动培养周期长的问题。而以活性炭纤维作为滤料,其巨大的表面积及发达的孔隙结构是微生物优良的载体,除接种菌泥外,纤维布填料也是ACF-BAF工艺得以快速启动的重要原因之一,与脱氮除磷功能密切相关的菌属Candidatus_Brocadia、Micropruina、norank_f__NS9_marine_group、norank_f__PHOS-HE36均得以大量富集截留,保证了ACF-BAF高效的脱氮除磷效能。系统微曝气低溶解氧状态及生物膜特性可使反应器内同时存在厌/缺/好氧微环境,进而同时实现传统反硝化菌及聚磷菌的脱氮除磷功能。脱氮除磷功能菌活性也表明系统中的脱氮途径以厌氧氨氧化和反硝化过程为主,除磷过程则以微生物聚磷为主,其余通过吸附和沉淀作用去除。同时,ACF-BAF反应器启动成功阶段的污染物去除动力学表明,COD、NH4+-N和TP遵循一级动力学模型,而TN遵循二级动力学模型,ACF-BAF启动成功后,对NH4+-N、TN、TP和COD的平均去除率相比以聚丙烯树脂填料为滤料、接种普通活性污泥启动的BAF分别提高了9.33%、16.80%、15.24%和4.87%[37],大大降低了后续处理的成本和压力。反应启动成功时的NH4+-N、TN的平均去除负荷分别为0.173 0 kg·(m3·d)−1和0.143 0 kg·(m3·d)−1,相比于传统工艺的0.015 6 kg·(m3·d)−1和0.0150 kg·(m3·d)−1而言[38],亦或是新型的短程硝化-厌氧氨氧化工艺(CANON工艺)的0.125 6 kg·(m3·d)−1和0.116 1 kg·(m3·d)−1而言[7],本研究对NH4+-N、TN的去除负荷均有显著提升。本研究对TP和COD的平均去除负荷为0.009 3 kg·(m3·d)−1和0.188 2 kg·(m3·d)−1,传统A2O工艺为0.008 0 kg·(m3·d)−1和0.491 6 kg·(m3·d)−1[39],在本工艺中在COD进水及去除负荷均低于传统工艺时仍能保持氮磷去除负荷更高。本工艺基于CANON工艺的同时耦合反硝化除磷过程,显著改善了工艺脱氮除磷性能。可见,接种脱氮除磷菌泥可强化ACF-BAF处理实际猪场沼液的除污效能,具有快速启动、高效同步脱氮除磷及节约后续处理成本等优点。
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1)在微曝气(DO=(0.6±0.1) mg·L−1),温度为(30±1) ℃的条件下,通过改变沼液进水NH4+-N质量浓度,接种特效脱氮除磷污泥,在100 d内实现了ACF-BAF工艺处理猪场沼液的启动;启动成功后,反应器对COD、NH4+-N、TN和TP的平均去除率为77.11%、61.03%、51.87%和52.58%,其对氮和磷的去除负荷分别为0.143 0 kg·(m3·d)−1和0.009 3 kg·(m3·d)−1,均显著高于传统工艺和部分新型工艺。
2) COD、NH4+-N、TP的去除过程遵循一级动力学模型,TN的去除过程遵循二级动力学模型。其拟合度均较高,可通过该动力学模型对反应器稳态运行状况进行预测,指导应用中的操作与调控,对工况优化及工程应用具有重要意义。
3)反应器启动成功后,优势脱氮除磷功能菌属为Acinetobacter(8.34%)、Candidatus_Brocadia (2.22%)、norank_f__NS9_marine_group(4.02%)、Micropruina(6.09%)、norank_f__PHOS-HE36(2.36%)。本工艺相对比传统工艺而言,可显著降低曝气能耗成本及除磷成本,符合可持续高效低碳脱氮除磷工艺节能技术的特点,可降低后续处理成本。
脱氮除磷功能菌泥强化低溶解氧ACF-BAF工艺处理猪场沼液效能及微生物种群分析
The performance and microbial community structure of a bioaugmentated ACF-BAF process treating anaerobic digested swine wastewater under low dissolved oxygen condition
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摘要: 猪场沼液是一种高氨氮低C/N比废水,传统工艺处理时启动时间长、运行管理不便、能耗高、总氮难去除且除磷效果差。本研究以活性炭纤维 (activated carbon fiber, ACF)作为曝气生物滤池(biological aerated filter, BAF)的滤料,接种特定的脱氮除磷菌泥,在低溶解氧(DO=(0.6 ± 0.1) mg·L−1)条件下,通过改变进水NH4+-N质量浓度的方式在100 d内成功启动了处理猪场沼液的生物强化ACF-BAF,对其微生物种群组成和功能菌群活性进行了分析,并探讨了其脱氮除磷的机理。结果表明,ACF-BAF启动成功后的NH4+-N、TN、TP和COD的平均去除率分别为61.03%、51.87%、52.58%和77.11%,其对氮、磷的去除负荷分别为0.143 0 kg·(m3·d)−1和0.009 3 kg·(m3·d)−1,均显著高于传统工艺及部分新型工艺。其中NH4+-N、TP和COD的去除过程符合一级动力学方程,TN的去除过程符合二级动力学方程。高通量测序结果表明,处理猪场沼液的ACF-BAF反应系统中存在的与脱氮除磷功能相关菌属有Candidatus_Brocadia(2.22%)、反硝化菌norank_f__NS9_marine_group(4.02%)、Acinetobacter(8.34%)和除磷菌Micropruina (6.09%),norank_f__PHOS-HE36(2.36%)。ACF-BAF系统中脱氮过程以厌氧氨氧化和反硝化途径为主,除磷过程主要为微生物聚磷。将ACF-BAF工艺应用于实际猪场沼液处理,可快速启动并实现高效同步脱氮除磷,节约后续处理成本。
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关键词:
- 猪场沼液 /
- 活性炭纤维(ACF) /
- 曝气生物滤池(BAF) /
- 生物强化 /
- 同步脱氮除磷 /
- 微生物种群
Abstract: Anaerobic digested swine wastewater is a kind of wastewater with high ammonia nitrogen and low C/N ratio, the traditional treatment process has the disadvantages of long start-up time, inconvenient operation and management, high energy consumption, difficult removal of total nitrogen and poor phosphorus removal. In this study, activated carbon fiber (ACF) was used as the filter media of biological aerated filter (BAF), inoculated with specific nitrogen and phosphorus removal bacterial sludge. Under low dissolved oxygen (DO = (0.6 ± 0.1) mg·L-1) conditions, the bioaugmented ACF-BAF was successfully started within 100 d by changing the influent NH4+-N concentration, and the microbial population composition and functional bacterial activity were analyzed, and the mechanism of nitrogen and phosphorus removal was investigated. The results indicated that the average removal rates of NH4+-N, TN, TP and COD were 61.03%, 51.87%, 52.58%, and 77.11%, respectively. The removal loads of nitrogen and phosphorus were 0.143 0 kg·(m3·d)-1和0.009 3 kg·(m3·d)-1, respectively, which were significantly higher than those of the conventional process and some new processes. The removal process of NH4+-N, TP and COD could be fitted by the first-order kinetic model, and the TN removal process could be fitted by the second-order kinetic model equation. The results of high-throughput sequencing showed that the bacteria related to nitrogen and phosphorus removal in the ACF-BAF system were Candidatus_Brocadia(2.22%), norank_f__NS9_marine_group(4.02%), Acinetobacter(8.34%), Micropruina(6.09%), norank_f__PHOS-HE36 (2.36%). The results of activity and contribution rate of bacteria showed that nitrogen removal process in ACF-BAF was realized mainly by anaerobic ammonia oxidation and denitrification, and phosphorus removal process in ACF-BAF was realized mainly microbial phosphorus accumulation. The application of ACF-BAF process treating anaerobic digester liquor of real swine wastewater can realize quick start-up and realize an efficient simultaneous nitrogen and phosphorus removal, and reduce the follow-up processing cost. -
水是江南园林的重要组成部分,素有“无水不成景、无水不成园”的说法[1]。水体水质好坏会在很大程度上影响到园林景观,但大多数园林水体的流动性较差、水域面积较小、自净能力偏弱,容易受到降雨径流等外源污染的冲击[2-3]。为提高水体自净效果,一般需要采取人工曝气、旁路过滤和生态浮床等强化措施。但这些方法普遍存在施工量较大、运行维护要求较高和对周边景观影响较大等问题[4–6]。
固定化生物膜技术是一种将微生物固定在一定载体上,通过增加单位水体生物量的方式,提高功能菌对污染物的降解效能的技术。该技术已被广泛应用于河湖水体的水质净化工程。WEN等[7]以玉米芯、麦秆和花生壳等为代表的生物质碳源作为固定化载体,形成的生物膜能释放有机物和氮磷等基质,促进微生物在其表面附着生长,但生物质碳源中有机物的释放速率呈现先快后慢的特点,不利于水体水质的长效治理[8];NI等[9]在纤维生物滤池 (Fiber Biofilter) 中将聚合物填料作为微生物的固定化载体,并将形成的生物膜用于水产养殖中将有机物降解,以及将氨氮转化为硝酸盐;TABASSUM等[10]以粉末状活性炭和水性聚氨酯凝胶包裹的硝化细菌作为固定化载体 (Mass Bio System) ,形成生物膜被用于快速提升水体硝化活性。
近年来,有研究者提出了一种将具有很高的生物亲和性,能以相对恒定的速率向水体释放碳源的新型生物蜡作为微生物固定化载体的技术。该生物蜡可促进生物膜的形成,适合用于治理微污染水体[11]。目前,将生物蜡技术用于封闭园林水体水质改善与长效保持的研究仍鲜有报道,生物膜的主要功能尚不清楚。为此,本研究选取典型的江南园林水体,通过对比投放生物蜡模块前后主要水质指标的统计学变化,从工程应用的角度论证新型固定化生物膜技术对小型半封闭水体的水质净化效能,并采用高通量测序技术,对水体、沉积物和生物膜中的菌群结构功能进行分析,系统阐述利用生物蜡技术实现水质净化的关键反应机制,以期为江南园林水体的原位净化与长效保持提供参考。
1. 材料与方法
1.1 实验地点
实验地点选取典型的江南园林水体——苏州科技大学石湖校区九曲桥 (31°15′17.88″N,120°34′56.30″E),水域面积约为1 200 m2,平均水深0.6~0.7 m,池底无水生植物,周边有茂密的陆生植被,定期与外部河道进行换水操作,如图1所示。该水体在春夏季受河道进水、降雨径流和内源污染等影响,容易发生局部水华现象。
研究于2021年2月—6月开展,对水体本底值进行监测,并于当年10月份投放生物蜡模块。待生物蜡挂膜成功后,于次年2—6月开展水质常规监测,以评估水体水质变化,监测频次均为每周2次。据调查,2021年苏州市平均气温 18.3 ℃,降水量1 318.6 mm,2022年平均气温 18.1 ℃,降水量1 004.2 mm。2021年和2022年苏州春夏季降雨量、平均气温相差不大,降雨形成的地表径流和树木落叶是潜在的外源污染。水体换水周期为每季度3~4次,每次换水耗时约1~2 d,其余时间水体基本处于静止状态。
1.2 生物蜡投放
生物蜡是一种采用微晶蜡固定脂肪酸 (碳源0.5%,微量元素0.1%,其他为石蜡 (标号56#) ) 的块状基质,整体呈黑色[12-13]。在水体中设置有12个投放点,平均每100 m2水面投放1块0.317 m×0.220 m×0.025 m,重1.25 kg的生物蜡。利用浮漂和配重将生物蜡模块直立悬浮在水中,如图2 (a) 所示。在水流和微生物作用下,生物蜡缓慢释放营养物质,有效促进土著微生物在其表面生成稳定的生物膜结构,期间不投加任何菌种。生物蜡挂膜周期约3个月,成熟的生物膜形态如图2 (b) 所示。
1.3 水质指标分析
使用EXO水质分析仪 (YSI,USA) 现场测定了叶绿素a的浓度,使用赛氏盘现场测定了透明度。使用国标法测定水样的氨氮 ([NH4+-N]) 、总氮 (TN) 、总磷 (TP) ,使用重铬酸盐法测定水样COD。
1.4 微生物高通量测序
2022年7月,分别采集水体中水样 (Water) 、沉积物 (Sediment) 和生物蜡表面生物膜 (Biofilm) 样品。水样经0.22 μm孔径滤膜过滤后,与其他固态样品一同-80 ℃条件下保存。使用试剂盒 (Fast DNA Spin kit for soil,M.P。Company,U.S.) 对各组样品进行DNA提取,每组设置3个平行样。使用引物338F ( 5'-ACTCCTACGGGAGGCAGCA-3') 和806R ( 5'-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3') ,进行16S rRNAV3-V4区基因扩增。PCR扩增完成后,用AxyPrepTM DNA凝胶提取试剂盒 (Axygen Biosciences,Union City,U.S.) 对产物进行纯化。将处理完成后的样品送往Illumina MiSeq 测序平台进行高通量测序。
1.5 细菌群落多样性分析
使用Usearch (version 11) 以97 %的相似性对OTU代表序列进行分类学分析。基于抽平后的OTU数据集,使用Uparse (version 11) 计算了α多样性指数 (Chao1和Shannon指数) ,并进行 (PCoA) 主坐标分析。在门和属水平上,比较了不同介质菌群结构的差异性。采用Kruskal-Wallis 秩和检验方法检验对多组样本进行物种组间差异显著性检验。使用Gephi (version 0.10.1) 分析不同介质细菌在属水平上的共现性网络。使用Faprotax预测不同介质细菌的潜在代谢功能。
2. 结果与讨论
2.1 投放前后理化性质分析
图3所示为投放生物蜡前后水体的各项监测数据,修复前为红色,修复后为蓝色。2021年2—6月:水体的COD、氨氮、总氮和总磷服从正态分布,均值分别为 (35.74±7.01) mg·L−1、 (0.91±0.43) mg·L−1、 (1.90±0.61) mg·L−1、和 (0.34±0.07) mg·L−1,离散系数分别为0.20、0.47、0.32和0.21;池体平均透明度为 (0.41±0.03) m,低于苏州水体均值0.51 m[14];叶绿素a的平均质量浓度为 (19.90±1.20) μg·L−1,高于苏州河道春夏季均值15.36 μg·L−1,这表明该水体属于轻度富营养化程度[15-16]。2022年2—6月:水体的COD、氨氮、总氮和总磷平均值分别为 (27.12±4.88) mg·L−1、 (0.48±0.21) mg·L−1、 (1.10±0.32) mg·L−1和 (0.26±0.05) mg·L−1,较2021年同期分别下降24.12 %、47.25 %、42.11 %和23.53 %,各项指标的离散系数降至0.18、0.44、0.29和0.19;水体透明度平均值升高至 (0.53±0.05) m;叶绿素a平均质量浓度降至 (15.96±0.96) μg·L−1,这表明该水体富营养化程度有所改善。与生物蜡的多种修复功能相比,传统的硅藻土和多孔黏土材料等生物膜载体仅能用于提高水体的生物量,改善部分指标[17-18]。
按照监测次数计算,2021年2—6月,COD、总氮、氨氮和总磷达到《地表水环境质量标准》 (GB3838-2002) Ⅳ 类标准的百分比分别为22.5 %、90.0 %、32.5 %和30.0 %。除受外河水质影响外,九曲桥周边分布有大量落叶乔木和灌木,落叶等凋落物是造成水体氮磷超标的重要源头之一[19]。2022年2—6月,水体COD、总氮、氨氮和总磷的Ⅳ类水达标率分别较2021年同期提高了3.0倍、1.1倍、2.1倍和2.3倍,九曲桥春夏季的水质得到明显改善 (图4) 。
2.2 功能菌群在不同介质中的分布
图5 (a) 表明,生物蜡表面生物膜的微生物丰度 (Chao1指数) 和多样性指数 (Shannon指数) 与水体接近,均明显低于沉积物的水平。这可能是由于在水流扰动作用下,沉积物-水体界面更容易形成基质梯度 (如溶解氧) ,进而形成显著的生态位分化,有利于不同功能菌群的协同生长[20-21]。
基于Bray-Curtis距离法的PCoA分析结果表明 (图5 (b) ) ,生物膜在PC1维度 (解释度52.73%) 上介于水体和沉积物之间,在PC2维度 (解释度36.21%) 上与水体和沉积物均存在很大差异。生物膜和水体、生物膜和沉积物共有的OTU数量分别为798个和1 024个,分别占生物膜OTU总数的53.3%和68.4%。相比之下,生物膜中特有的OTU数量为264个,仅占到总数的17.6%。这说明生物膜主要由水体的土著微生物构成,悬浮的生物蜡模块不仅提高了水体中的微生物总量,还改变了微生物的空间分布形态,为降解水中污染物创造了有利条件。
如图6所示,水体样品中的优势菌门分别为变形菌门 (Proteobacteria,相对丰度38.42 %) 、放线菌门 (Actinobacteriota,33.30 %) 、蓝藻门 (Cyanobacteria,14.44%) 、拟杆菌门 (Bacteroidota,5.32 %) 和厚壁菌门 (Firmicutes,4.97 %) 。变形菌门、拟杆菌门、放线菌门和蓝藻门在水体中的富集与其轻度富营养化状况是一致的[22-23]。在沉积物中,丰度前5的菌门包括变形菌门 (Proteobacteria,25.65 %),绿弯菌门 (Chloroflexi,14.78 %)、厚壁菌门 (Firmicutes,9.47 %) 、脱硫菌门 (Desulfobacterota,8.43 %) 和硝化螺旋杆菌门 (Nitrospirota,5.80 %) 。其中,绿弯菌门和厚壁菌门的富集与沉积物中典型的缺氧环境密切相关[24]。相比之下,生物膜中变形菌门的相对丰度最高,达到69.36 %,随后为蓝藻门 (Cyanobacteria,7.79%)、蛭弧菌门 (Bdellovibrionota,6.67%)、放线菌门 (Actinobacteriota,5.22 %) 和拟杆菌门 (Bacteroidota,2.64 %) 。通常认为,变形菌门具有较强的有机物和营养盐代谢潜力,同时,其能够分泌大量胞外聚合物 (EPS) ,为生物膜的形成提供了重要的结构性物质[25-26]。此外,蛭弧菌门在生物膜中的相对丰度分别为水和沉积物中的43.47 倍和159.38 倍。作为典型的掠食性细菌,蛭弧菌门的生长说明生物膜中形成了更长的食物链和更强的淘汰压,有利于形成特定功能化的菌群结构[27]。
如图7所示,通过在属水平上比较不同介质的细菌群落组合,可获得更详细的生态位信息。LEfSe (LDA Effect Size) 分析 (LDA>4) 表明水体中有Acinetobacter (变形菌门,3.63 %) 、 Aurantimicrobium (放线菌门,2.73 %) 、CL500-29_marine_group (放线菌门,3.40 %) 等12个属与其他介质存在显著差异,其中,Acinetobacter、Limnohabitans、CL500-29_marine_group和Polymucleobacter分别在硝化[28]、硝酸盐还原[29]、反硝化[30]和溶解性有机物降解[31]等碳氮循环的过程中发挥作用。具有溶磷能力的Exiguobacterium含量相对较少,这可能是水体磷元素去除率低的原因。沉积物中有norank_f_norank_o__SBR1031 (绿弯菌门,3.00 %) 、Sva0485 (Sva0485门,2.27 %) 、Anaeromyxobacter (黏球菌门,3.18 %) 等5个属与其他介质存在显著差异,其中norank_f_norank_o__SBR1031可利用多种有机物进行发酵生长,在清除微量有机物方面有积极作用[32]。生物膜中有Aquabacterium (变形菌门,16.25 %) 、Hydrogenophaga (变形菌门,7.23 %) 、Caulobacter (变形菌门,3.14 %) 等7个属与其他介质存在显著差异。同时生物蜡表面的生物膜上存在厌氧或厌氧兼性的反硝化细菌[33] (如Hydrogenophaga和Caulobacter) 和异养硝化-好氧反硝化细菌[34] (如Novosphingobium和Sulfuritalea) ,这些细菌为水体氨氮的高去除率和高达标率提供了前提条件。水环境中活性有机物降解菌和反硝化菌的明显增加,可有效减少耗氧污染物,提高水体的承载能力,有利于水质的改善。与玉米芯等生物质碳源作为固定化生物膜载体类似,投加生物蜡选择性地促进了具有固氮和反硝化能力的氮循环微生物的生长[35]。
2.3 不同介质中的菌群间功能预测
如图8所示,尽管沉积物中的微生物多样性远高于水和生物膜,但生物膜上形成了更为复杂的微生物关联关系。水体、沉积物和生物膜中丰度前50的菌属之间边数分别为448条边、396条边和446条边。从共现网络发现,水体和生物蜡表面微生物的相互作用主要以变形菌门、放线菌门和拟杆菌门为主,而沉积物中相互作用的微生物具有很高的均质性,以变形菌门、绿弯菌门和脱硫菌门为主。生物膜网络中的正相关性最高,而天然环境中的网络正负相似。这表明在生物膜上微生物之间发生了更紧密的共生关系,互利的共生关系可能涉及代谢物的交换、基因和电子的转移以及信号分子的传输[36], 生物蜡持续释放微生物生长基质有利于在生物膜中形成复杂的关联网络。目前,生物蜡对不同种土著微生物的选择性富集机理尚不清楚,有待后续探究。
共现网络的关键物种对潜在的微生物功能很重要,是细菌群落结构和生态系统稳定性的驱动力,与不同介质的代谢循环密切相关[37]。作为水体的关键物种,拟杆菌门的pseudarcicella利用藻类分解物中的多种物质 (碳水化合物,氨基酸,丙酮酸) 作为其碳源,且更适宜在贫营养低浊度环境下生存[38],hgc I_clade、Flavobacterium等具有溶藻能力的细菌[39],能与pseudarcicella形成“微循环”,增强水体的藻类分解和有机物去除能力。沉积物中脱硫菌门的Syntrophus 可能与硫酸盐还原有关,能在厌氧条件下以硫化物、元素硫、硫代硫酸盐和氢为电子供体,以硝酸盐为电子受体进行硫代谢[40]。生物膜上的关键物种是来自变形菌门的Limnohabitans,其在水体中含量更高,但在生物膜上与其他微生物具有更强的联系, Limnohabitans自身参与氮素营养盐还原[41],可为好氧反硝化细菌如Hydrogenophaga、Aquabacterium和Rhodobacter等提供电子受体[42],进一步稳定生物膜的菌间关系,强化水环境的氮循环能力。
图9所示的Faprotax预测常用于描述菌群的代谢功能和生态位信息。水体中碳氮代谢的功能基因丰度较高,包括methanotrophy、methylotrophy、methanol_oxidation、nitrate_ammonification、nitrite_ammonification和nitrogen_fixation等,同时,也存在一定的致病风险 (如human_gut、manmal_gut) 。在沉积物中,sulfur_respiration、sulfite_respiration等硫循环功能基因占据主导。相比之下,生物膜中chemoheterotrophy、photoautotrophy和phototrophy等碳循环和nitrate_reduction、nitrogen_respiration、nitrate_respiration等氮循环功能基因丰度明显提高。尽管部分致病基因也得到了富集,但生物膜中未检出chloroplasts等藻类代谢基因,具有较高的功能化特征。
生物蜡技术的微生物反应机制如图10所示。生物蜡能富集水体和沉积物的土著菌种,与上述关键物种功能研究一致,各个介质的关键物种介导了各个介质的核心功能,且水体中主要存在的厌氧消化相关碳循环功能和生物膜上的硝态氮还原相关氮循环功能可进行耦合,进行碳和氮的同时去除[43]。沉积物中硫循环基因的主要代谢过程是将水环境中的硫元素转化为H2S,此过程更容易在厌氧或缺氧环境下进行[44],生物膜的关键物种 Limnohabitans可能会为此过程提供电子受体以促进沉积物硫代谢。功能预测结果表明,生物膜缺少典型的磷循环功能基因,考虑到修复后池体透明度得到改善,推测磷的去除途径主要是生物膜的吸附和含磷颗粒物的沉降,具体磷的去除路径需要在后续研究中进一步阐述。建议种植苦草等水生植物来协同磷元素的去除[45]。研究表明,在园林水体中不同环境介质上微生物功能存在显著的差异性,但水动力、季节更替等自然条件对生物膜功能的影响尚不明确,还需要后续进行研究。
3. 结论
投放生物蜡使水体的COD、氨氮、总氮和总磷分别降低了24.12 %、42.11 %、47.25 %和23.53 %,而且可长期保持在较低水平。同时发现:1) 生物蜡表面生物膜中82.4%的OTU都来源于水体和沉积物,以变形菌门为主,占69.36%,其中以Aquabacterium (变形菌门) 和Hydrogenophaga (变形菌门) 为主要的属。相关性分析筛选出水体的pseudarcicella属 (拟杆菌门) 、生物膜的Limnohabitans属 (变形菌门) 、沉积物的Syntrophus属 (脱硫菌门) 是各个介质的关键物种;2) 生物膜上的光能自养、化能异养和亚硝酸盐去除等核心功能呼吸加强了水环境中有机物的降解和氮化合物间的转化,实现了水体的碳氮耦合,能够增强沉积物的硫代谢能力,提高水环境的污染物降解能力。
生物蜡在促进微生物生长的同时可有效截留生物量,显著提高水体透明度和抑制藻类生长。与颗粒物对磷酸盐的吸附作用类似,生物吸附可能是导致水体总磷浓度降低的重要原因。在后续治理中,建议在池底分区种植能与生物蜡协同的苦草、狐尾藻和轮叶黑藻等水生植物,进一步提高水体除磷效能,同时,采取打捞池中落叶和池底淤泥等管理措施,有效削减内外源强,实现水质长效保持目标。
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表 1 脱氮除磷功能菌活性测定条件
Table 1. Test conditions for activity of functional bacteria for nitrogen and phosphorus removal
功能菌 进水指标质量浓度/(mg·L-1) NH4+-N NO2--N NO3--N COD TP DO AnAOB 120 160 0 0 0 0 AOB 140 0 0 0 0 1.0±0.1 NOB 0 120 0 0 0 1.0±0.1 反硝化菌 0 40 60 120 0 0.5±0.1 除磷菌 0 40 60 120 20 1.0±0.1 表 2 污染物去除动力学参数
Table 2. Kinetic model parameters of pollutants removal
污染物指标 零级动力学 一级动力学 二级动力学 k0 R2 k1 R2 k2 R2 NH4+-N 25.896 1 0.961 2 0.081 4 0.998 9 2.492 2×10−4 0.982 1 TN 23.369 5 0.906 4 0.071 0 0.981 4 2.114 0×10−4 0.995 5 TP 1.472 3 0.899 9 0.073 0 0.968 9 3.120 0×10−3 0.930 4 COD 29.196 3 0.945 7 0.114 5 0.990 5 4.244 0×10−4 0.934 0 表 3 多样性指数表
Table 3. Diversity index table
Sample Ace指数 Chao指数 覆盖率/% Shannon指数 Simpson指数 Sobs指数 0# 292.81 302.03 99.8 6 2.04 0.25 243 1# 434.36 435.46 99.7 9 3.23 0.11 356 2# 357.19 355.87 99.8 7 2.98 0.15 312 -
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