曝氣生物濾池處理城鎮(zhèn)污水廠尾水的強(qiáng)化脫氮及微生物群落特征分析

張小姍, 溫春曉, 何寧

曝氣生物濾池處理城鎮(zhèn)污水廠尾水的強(qiáng)化脫氮及微生物群落特征分析

張小姍, 溫春曉, 何寧*

宜春學(xué)院, 江西宜春 336000

為優(yōu)化曝氣生物濾池在城鎮(zhèn)污水廠尾水深度處理?xiàng)l件, 采用比較方法研究了曝氣量、水力停留時間以及硝化液回流等參數(shù)對曝氣生物濾池去除有機(jī)物及脫氮性能的影響, 并通過高通量測序技術(shù)分析了曝氣生物濾池填料生物膜的微生物群落結(jié)構(gòu)特征。結(jié)果表明, 曝氣量大小是影響曝氣生物濾池硝化性能的直接因素, 增大曝氣量有利于反應(yīng)器內(nèi)生物膜硝化活性的提高, 但對生物反硝化活性有抑制作用: 水力停留時間過長或過短均不利于生物膜保持高脫氮活性: 而硝化液回流增加了反應(yīng)器內(nèi)微生物與污染物的接觸機(jī)會和反應(yīng)時間, 有利于提高反應(yīng)器脫氮效果。綜合分析表明, 當(dāng)曝氣量為40 L·h-1, 水力停留時間為0.8 h時, 有硝化液回流的曝氣生物濾池出水水質(zhì)較好, COD平均去除率約為91.8%, NH4+-N平均去除率約為93.1%以及TN平均去除率約為50.4%。曝氣生物濾池表現(xiàn)出良好的有機(jī)物去除效率, 并具備較高的同步硝化反硝化能力, 主要?dú)w因于填料生物膜富集了大量硝化細(xì)菌如和等以及反硝化細(xì)菌如和等。

曝氣生物濾池; 深度處理; 硝化; 生物脫氮

0 前言

曝氣生物濾池(Biological aerated filter, BAF)是上世紀(jì)80年代末開始在歐美地區(qū)先發(fā)展起來的成熟的生物膜污水處理工藝, 是一種兼具生物氧化與物理截留雙重功效的污水生物深度處理技術(shù)[1-2]。與傳統(tǒng)的好氧活性污泥工藝不同, 曝氣生物濾池利用反應(yīng)器內(nèi)部結(jié)構(gòu)導(dǎo)致溶解氧分布不均勻和生物膜好氧和缺氧微環(huán)境同時存在, 可在一個反應(yīng)器內(nèi)實(shí)現(xiàn)生物脫氮的功能, 從而達(dá)到同步硝化反硝化的效果[2-4]。

目前, 隨著經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展和產(chǎn)業(yè)園區(qū)的大量興起, 大量用水給周邊地下水環(huán)境和水資源帶來巨大的環(huán)境壓力, 雖然在工業(yè)生產(chǎn)上經(jīng)常考慮將城鎮(zhèn)污水廠尾水作為園區(qū)回用水的比例提高, 此舉大大減緩水資源短缺的難題[4], 但是由于污水處理技術(shù)的限制, 城鎮(zhèn)生活污水經(jīng)二級生物處理后仍暴露出N、P等營養(yǎng)元素濃度高的問題, 特別是N元素, 一方面造成封閉性水體(如水庫、魚塘等)發(fā)生富營養(yǎng)化現(xiàn)象[5-6], 另一方面會造成回用水設(shè)備的反滲透膜、離子交換樹脂堵塞和腐蝕, 縮短其運(yùn)行壽命, 增加運(yùn)行費(fèi)用等[7]。因此對城鎮(zhèn)污水廠的尾水進(jìn)一步處理達(dá)標(biāo)后再排放或者進(jìn)行回用的做法是很有必要的。由于其占地面積小、比表面積大、出水水質(zhì)好、操作簡單和技術(shù)成熟等優(yōu)勢, 曝氣生物濾池在城鎮(zhèn)污水廠尾水的深度處理中備受到人們的廣泛關(guān)注[8-10]。然而, 目前同時關(guān)于曝氣生物濾池處理城鎮(zhèn)污水廠尾水的關(guān)鍵影響因素優(yōu)化及微生物群落特征探討其脫氮機(jī)理的研究報(bào)道較少, 值得進(jìn)一步研究。

本研究通過研究曝氣生物濾池在城鎮(zhèn)污水廠尾水處理過程中受關(guān)鍵運(yùn)行條件如曝氣量、水力停留時間和硝化液回流等因素的影響, 重點(diǎn)分析了上述關(guān)鍵影響因素對曝氣生物濾池生物膜活性的影響, 并利用高通量測序技術(shù)對曝氣生物濾池填料生物膜的微生物群落進(jìn)行分析, 旨在優(yōu)化該技術(shù)在城鎮(zhèn)污水廠尾水深度處理的條件。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

實(shí)驗(yàn)裝置為單級的曝氣生物濾池, 采用有機(jī)玻璃材質(zhì)制成, 曝氣生物濾池(高為41 cm, 截面直徑為8 cm)內(nèi)填充3—5 mm直徑的陶粒填料, 填料層高度為20 cm, 有效容積為190 mL, 曝氣生物濾池采用蠕動泵(BT600-1J, 重慶科耐普蠕動泵有限公司)持續(xù)進(jìn)水, 重力流出水, 水流方向由下往上流動, 處理水從頂部流出。曝氣生物濾池底部設(shè)有曝氣盤, 外接鼓風(fēng)隔膜泵, 為反應(yīng)器內(nèi)微生物提供溶解氧。同時, 曝氣生物濾池設(shè)有回流裝置, 可根據(jù)需要, 通過蠕動泵設(shè)置硝化液回流(圖1)。

1.2 實(shí)驗(yàn)用水

本實(shí)驗(yàn)用水是采用人工模擬的城鎮(zhèn)污水廠尾水, 即在自來水中加入葡萄糖、氯化銨和磷酸二氫鉀分別作為碳源、氮源和磷源, 采用碳酸氫鈉溶液調(diào)節(jié)pH值為7.0—8.0。具體營養(yǎng)組分如下: 葡萄糖為33.65—110.40 mg·L-1, 氯化銨為56.44—96.64 mg·L-1, 磷酸二氫鉀為13.12—5.19 mg·L-1，碳酸氫鈉為160 mg·L-1, 硫酸鎂為 40 mg·L-1, 硫酸錳為 12 mg·L-1, 氯化鈣為8 mg·L-1, 硫酸亞鐵為0.6 mg·L-1。啟動階段與運(yùn)行階段曝氣生物濾池的進(jìn)水COD在35—120 mg·L-1, NH4+-N 15—25 mg·L-1, TN 15—25 mg·L-1, TP 1.2—3.0 mg·L-1, pH在6.0—9.0。

1.3 實(shí)驗(yàn)方案

本實(shí)驗(yàn)中曝氣生物濾池的接種污泥取自宜春市某污水處理廠二沉池, 曝氣生物濾池陶粒的掛膜方式采用活性污泥接種法[2]。由于實(shí)際城鎮(zhèn)污水廠二級生物出水的污染物質(zhì)濃度較低, 不利于微生物的生長與掛膜[11], 所以本實(shí)驗(yàn)在啟動階段以濃度稍大的模擬水質(zhì)進(jìn)行微生物馴化培養(yǎng), 如COD的投加質(zhì)量濃度提高至110 mg·L-1, 其他水質(zhì)物質(zhì)濃度如表1所示。在曝氣生物濾池啟動前, 預(yù)先對反應(yīng)器進(jìn)行了掛膜處理。曝氣生物濾池的預(yù)掛膜: 將陶粒和活性污泥混合后間歇悶曝2—3 d, 然后置于反應(yīng)器中以曝氣量為40 L·h-1和水力停留時間HRT為0.8h的條件開始連續(xù)進(jìn)出水馴化培養(yǎng), 同時每天定時監(jiān)測曝氣生物濾池的出水COD與NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN和TP的變化趨勢。當(dāng)系統(tǒng)運(yùn)行兩周后, 出水COD 和NH4+-N去除率分別達(dá)到90%和60%以上, 并且出水水質(zhì)各項(xiàng)指標(biāo)趨于穩(wěn)定時, 此時認(rèn)為系統(tǒng)已啟動完成。

圖1 生物反應(yīng)器裝置示意圖

Figure 1 Schematic diagram of bioreactor

曝氣生物濾池采用轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制系統(tǒng)曝氣強(qiáng)度。實(shí)驗(yàn)一: 在室溫為25 ℃, 水力停留時間HRT為0.8 h和回流比R為1的條件下, 調(diào)整不同實(shí)驗(yàn)階段曝氣量分別為10, 20, 40, 60 L·h-1, 考察曝氣量對曝氣生物濾池強(qiáng)化去除有機(jī)物和脫氮效果的影響: 實(shí)驗(yàn)二: 在室溫為25 ℃, 曝氣量為40 L·h-1和回流比為1的條件下, 采用1號蠕動泵控制進(jìn)水流量大小, 使水力停留時間HRT分別約為0.4, 0.6, 0.8, 1.0 h, 考察水力停留時間HRT對曝氣生物濾池強(qiáng)化去除有機(jī)物和脫氮效果的影響: 實(shí)驗(yàn)三: 在室溫為25 ℃, 水力停留時間HRT為0.8 h和曝氣量為40 L·h-1的條件下, 通過2號蠕動泵的開/關(guān)控制反應(yīng)器出水的硝化液是否回流, 考察有無硝化液回流對曝氣生物濾池強(qiáng)化去除有機(jī)物和脫氮效果的影響。不同因素實(shí)驗(yàn)中其他參數(shù)盡量保持一致。

1.4 水質(zhì)指標(biāo)分析方法

對于曝氣生物濾池的測試項(xiàng)目主要為常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)測試。其中, 常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)檢測方法參照國家測試標(biāo)準(zhǔn)[12]: COD以重鉻酸鉀快速密閉消解法測定: NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定, NO2-采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定, NO3-采用紫外分光光度法測定, TP采用鉬銻抗分光光度法測定, pH以pH試紙測定, DO以便攜式溶解氧測定儀(LDOTM, 美國哈希公司)測定。填料表面及懸浮液的微生物采用生物光學(xué)顯微鏡觀察。

1.5 微生物群落多樣性分析

生物樣品分別取自接種污泥和穩(wěn)定運(yùn)行后的曝氣生物濾池生物膜。用于高通量測序的生物樣品的預(yù)處理方法參考文獻(xiàn)[13], 然后收集沉淀并分裝在5 mL的離心管中, 加入20%的甘油于-80 ℃下保存, 等待測定。高通量測序過程參考文獻(xiàn)[14], 具體描述如下: 使用Powersoil ? DNA分離試劑盒(MO BIO Laboratories, Inc., Carlsbad, CA 92010, USA)的改進(jìn)方法提取總DNA, 并按照制造商的指示進(jìn)行。提取的DNA樣品由Illumina HiSeq. 2500測序平臺(Biomarker Technologies, Beijing, China) 處理用于擴(kuò)增、純化和測序(V3+V4 region)。

表1 進(jìn)水水質(zhì)條件

2 結(jié)果與分析

2.1 曝氣生物濾池啟動階段的條件分析

啟動階段, 曝氣生物濾池進(jìn)水COD控制在110 mg·L-1左右, 氨氮濃度控制在25 mg·L-1左右, 主要為微生物掛膜提供足夠的營養(yǎng)物質(zhì), 快速達(dá)到掛膜的目的。掛膜啟動15 d后, 反應(yīng)器處理效果逐漸平穩(wěn)(圖2)。反應(yīng)器在啟動運(yùn)行的第13天, 出水COD、NH4+-N和TN去除率分別達(dá)到了90.0%、60.0%以及20.0%以上, 表明曝氣生物濾池初步具備了一定的污水凈化能力, 并且其后出水水質(zhì)維持較穩(wěn)定的水平, 此時說明系統(tǒng)啟動完成[15-16]。另外通過鏡檢發(fā)現(xiàn)生物膜表面出現(xiàn)了很多的輪蟲、鐘蟲等微生物(如圖3所示),從微生物種類和數(shù)量上判斷, 填料表面的生物膜趨于成熟, 可斷定系統(tǒng)掛膜完成。

圖2 啟動階段, 反應(yīng)器對COD、NH4+-N和TN的去除效果

Figure 2 Removal performance of bioreactor on COD, NH4+-N and TN during start-up phase

圖3 生物膜成熟穩(wěn)定后的微生物圖片(a為鐘蟲, b為輪蟲)

Figure 3 The pictures of microorganism after maturing and stabilizing of biological membrane

2.2 運(yùn)行階段的參數(shù)優(yōu)化

2.2.1 曝氣量對降解效果的影響

不同曝氣量條件下的系統(tǒng)出水COD變化趨勢差異并不大, 所有曝氣量條件下的出水COD去除率都在83%以上, 說明曝氣量的變化對COD的去除效果影響不大(圖4a)。這也證明了曝氣生物濾池在處理城鎮(zhèn)污水廠尾水時具有良好且穩(wěn)定的有機(jī)物去除能力, 這主要?dú)w因于反應(yīng)器內(nèi)填料表面生長良好的生物膜。在相同的運(yùn)行時間下, 曝氣量從10 L·h-1提高到60 L·h-1, 反應(yīng)器的氨氮去除率逐漸升高, 并且在較大曝氣量(如40 L·h-1和60 L·h-1)的條件下, 系統(tǒng)的好氧硝化反應(yīng)比較完全, 氨氮去除率可高達(dá)99.0%, 而當(dāng)曝氣量為10 L·h-1時, 氨氮去除率最高只達(dá)到84.1%左右, 這說明曝氣生物濾池去除氨氮明顯受曝氣量大小的影響(圖4b)。這主要因?yàn)槠貧饬枯^小時, 系統(tǒng)中的DO濃度較小, 不能滿足好氧微生物硝化反應(yīng)對DO的需要, 導(dǎo)致反應(yīng)器的好氧硝化效率較低, 當(dāng)加大曝氣量時, 反應(yīng)器中的DO濃度隨之增大, 反應(yīng)器中微生物好氧硝化效率也會隨著所需的DO得到滿足而逐漸提高, 因此, 曝氣生物濾池可通過加大曝氣量的方法來改善反應(yīng)器的好氧硝化能力。然而, 曝氣量越大, 并不一定有利于曝氣生物濾池脫氮效率的提高, 與前人的結(jié)果一致[4], 如圖4c所示, 相對于其他曝氣量條件下, 曝氣量為40 L·h-1時, 反應(yīng)器總氮去除率最好, 總氮平均去除率達(dá)到42.3%。其他曝氣量為10、20和60 L·h-1時的總氮平均去除率分別為23.3、30.6和35.6%。

2.2.2 水力停留時間對降解效果的影響

除了水力停留時間為0.4 h時的COD去除效果曲線, 其他水力停留時間值下的COD去除效果曲線受水力停留時間的影響不大, COD去除率均在90.0%左右出現(xiàn)微小波動。而水力停留時間為0.4 h下的COD平均去除率也在83.0%左右(圖5a)。這一結(jié)果表明, 在進(jìn)水水質(zhì)不變的情況下, 水力停留時間從0.6 h逐漸延長到1.0 h時, 對反應(yīng)器去除有機(jī)物污染物能力影響不明顯，但水力停留時間小于0.4 h時, 會對反應(yīng)器去除有機(jī)污染物效率產(chǎn)生較大的消極作用, 這可能是有機(jī)污染物與微生物的接觸機(jī)會減少和反應(yīng)時間過短的原因。同時，水力停留時間過短還會增大對生物膜的剪切力作用, 造成生物膜掉落。與COD去除效果類似, 水力停留時間從0.6 h延長至1.0 h時, 對反應(yīng)器去除氨氮效果影響不大, 反應(yīng)器對氨氮的平均去除率依次分別為93.8、95.4和97.3%。而水力停留時間為0.4 h時, 對反應(yīng)器去除氨氮效率影響較大, 此時反應(yīng)器對氨氮的平均去除率為88.4%, 明顯低于水力停留時間為0.6、0.8和1.0 h的氨氮平均去除率(圖5b)。在水力停留時間為0.4、0.6、0.8和1.0 h時的出水總氮平均去除率分別為39.7、45.2、50.4和52.6%。

圖4 不同曝氣量條件下, 生物反應(yīng)器對COD, NH4+-N和TN的去除效果

Figure 4 Removal performances of bioreactor on COD, NH4+-N and TN under different aeration conditions

圖5 不同水力停留時間下, 曝氣生物濾池去除污染物的效果曲線圖

Figure 5 Removal performances of bioreactor on COD, NH4+-N and TN under different hydraulic retention times

2.2.3 硝化液回流對降解效果的影響

在有硝化液回流的情況下, 曝氣生物濾池對COD的平均去除率為91.8%, 比沒有硝化液回流條件下的平均COD去除率高3.8%(圖6a)。這表明了有硝化液回流時, 出水的COD可得到進(jìn)一步的去除, 這是因?yàn)榛亓飨趸嚎梢栽谝欢ǔ潭壬蠟槲⑸锍浞謹(jǐn)z取水中殘留的有機(jī)碳源的機(jī)會。當(dāng)有硝化液回流時, 反應(yīng)器氨氮平均去除率為93.1%, 比沒有硝化液回流情況下的平均氨氮去除率高3.5%(圖6b)。有硝化液回流時, 曝氣生物濾池對總氮的平均去除率可高達(dá)50.4%, 比沒有硝化回流的平均總氮去除率42.1%高8.3%(圖6c)。

2.3 曝氣生物濾池生物膜的微生物群落特征

曝氣生物濾池在實(shí)驗(yàn)結(jié)果分析討論的最優(yōu)條件下穩(wěn)定運(yùn)行一段時間后, 對曝氣生物濾池的生物膜進(jìn)行高通量測序[17], 進(jìn)一步分析生物膜微生物群落結(jié)構(gòu)特征。

從接種污泥和曝氣生物濾池填料膜的生物樣品中共檢測出了10個菌門(表2)。其中和是曝氣生物濾池生物膜中最豐富的菌門, 它們的微生物相對豐度值分別為32.04、13.20、9.20和8.88%, 其中，是曝氣生物濾池中的優(yōu)勢菌門。在接種污泥中，微生物相對豐度最高的四種菌門依次為和, 其相對豐度值分別為34.73、28.85、14.60和7.41%, 優(yōu)勢菌門同樣為。另外值得注意的是, 曝氣生物濾池中的菌門相對于接種污泥的相對豐度由1.76%增加到了5.20%, 具體的硝化細(xì)菌和反硝化細(xì)菌將在屬水平上進(jìn)一步分析。

曝氣生物濾池與接種污泥的生物樣品在屬水平上的微生物群落結(jié)構(gòu)有明顯差異(表3)。曝氣生物濾池中的硝化細(xì)菌如和的相對豐度分別為5.20%和11.86%, 明顯高于接種污泥的和的相對豐度值(1.76%和4.42%)。在曝氣生物濾池的生物樣品中檢測到了菌屬的相對豐度值(8.13%)比接種污泥的(0.92%)要高得多。反硝化細(xì)菌和菌屬在曝氣生物濾池中的相對豐度(5.21%和1.06%)較接種污泥的(7.41%和4.08%)有所降低。

圖6 硝化液回流對曝氣生物濾池去除污染物的影響

Figure 6 Effect of reflux of nitrate on removal of contaminants in biological aeration filter

表2 生物樣品中微生物菌群在門水平上的相對豐度

表3 生物樣品中微生物菌群在屬水平上的相對豐度

3 討論

3.1 運(yùn)行條件對脫氮效果的影響

溶解氧(DO)是影響生物同步硝化反硝化過程中的關(guān)鍵因素之一[18]。在生物硝化反硝化過程中, DO質(zhì)量濃度范圍應(yīng)能同時滿足曝氣生物濾池微生物硝化作用的需要而又不抑制缺氧反硝化的作用。通常, 系統(tǒng)內(nèi)DO質(zhì)量濃度大小直接受曝氣量大小的影響, 曝氣量越大, 水中DO質(zhì)量濃度越大, 越有利于反應(yīng)器中生物硝化作用, 但不利于反應(yīng)器內(nèi)生物反硝化作用, 而較低的曝氣量有利于反應(yīng)器內(nèi)生物反硝化作用, 但會導(dǎo)致硝化作用不完全, 因此需要尋找一個適當(dāng)?shù)钠貧饬坎拍鼙ＷC曝氣生物濾池中生物同步硝化反硝化有效脫氮[3]。反應(yīng)器內(nèi)DO濃度不高時, 曝氣量的加大有利于微生物硝化作用產(chǎn)生足夠的硝態(tài)氮, 為微生物反硝化作用提供必要條件, 然而, 微生物反硝化作用主要是在厭氧或者缺氧條件下進(jìn)行, 當(dāng)曝氣量繼續(xù)加大后, 反應(yīng)器內(nèi)DO過高, 從而抑制了填料表面生物膜內(nèi)層的生物厭氧反硝化作用。另外, 曝氣量過大時, 雖然可以在一定程度上改善反應(yīng)器內(nèi)的微生物好氧硝化作用, 但是填料表面的生物膜也會被劇烈的氣泡所打落, 容易堵塞反應(yīng)器。因此, 曝氣量控制在40 L·h-1時, 曝氣生物濾池處理污染物效果最好。

HRT會對曝氣生物濾池去除污染物效果產(chǎn)生較大的影響[4]。水力停留時間是決定生物化學(xué)反應(yīng)的有效時間, 將影響著污染物的最終去除效果[19]。水力停留時間決定了硝態(tài)氮的生物厭氧反硝化作用的強(qiáng)弱, 越長的反應(yīng)時間越有利于反硝化菌的反硝化作用。但過長的水力停留時間將導(dǎo)致生物厭氧反硝化反應(yīng)所需碳源的供應(yīng)不足, 總氮去除效率趨于穩(wěn)定[4]。因此, 當(dāng)水力停留時間控制為0.8 h時, 將更有利于較好的實(shí)現(xiàn)系統(tǒng)同步硝化與反硝化脫氮作用。

硝化液回流也是影響曝氣生物濾池去除污染物效率的重要因素之一[2]。有文獻(xiàn)報(bào)道, 硝化液回流可以為曝氣生物濾池內(nèi)生物膜內(nèi)層的反硝化菌提供較大濃度的硝酸鹽和亞硝酸鹽, 增加反硝化菌與硝酸鹽和亞硝酸鹽的反應(yīng)時間, 促使反硝化菌充分利用進(jìn)水的有機(jī)碳源進(jìn)行有效的脫氮反應(yīng)[20]。當(dāng)有硝化液回流時, 出水的氨氮可得到進(jìn)一步的去除, 這可以歸因于以下兩個原因, 一是反應(yīng)器出水氨氮濃度低, 回流硝化液能夠稀釋反應(yīng)器內(nèi)氨氮的濃度: 二是因?yàn)槠貧馍餅V池中硝化細(xì)菌增多, 更多的氨氮在硝化液回流過程中被轉(zhuǎn)化為了硝態(tài)氮。有硝化液回流時, 曝氣生物濾池對總氮可得到進(jìn)一步的去除, 這是由于進(jìn)水水質(zhì)氮存在的形式主要以氨氮為主, 因此硝化液回流可以延長硝態(tài)氮在反應(yīng)器的反硝化時間, 為反硝化菌提供較高濃度的硝態(tài)氮, 另外, 可以充分利用進(jìn)水的有機(jī)碳源提高生物反硝化作用。因此, 有硝化液回流的曝氣生物濾池比沒有硝化回流的更有利于城鎮(zhèn)污水廠尾水中總氮的去除, 這與前人的研究結(jié)果是一致的[2, 20]。

3.2 曝氣生物濾池生物膜的微生物菌落對脫氮效果影響

菌門分析可見在曝氣生物濾池穩(wěn)定運(yùn)行前后的主導(dǎo)地位不變。在Sun等的研究中表明,在反硝化群落結(jié)構(gòu)中起主導(dǎo)作用, 這可能對反硝化過程有很大的貢獻(xiàn)[21]。據(jù)文獻(xiàn)報(bào)道,是具有將氨氮轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮或者亞硝態(tài)氮能力的一種典型菌門[13,22], 這說明具有硝化功能的微生物在曝氣生物濾池中能進(jìn)一步得到富集[23]。因此, 曝氣生物濾池獨(dú)特的結(jié)構(gòu)和運(yùn)行模式為硝化細(xì)菌和反硝化細(xì)菌提供了適宜的生存環(huán)境。

有研究表明,LNL3屬于菌屬, 可以二氧化碳或有機(jī)物為碳源將氨氮和亞硝態(tài)氮實(shí)現(xiàn)短程硝化反硝化[13]。因此, 可以推測曝氣生物濾池在處理低碳氮比的城鎮(zhèn)污水廠尾水時可能發(fā)生短程硝化反硝化現(xiàn)象。由于曝氣生物濾池中的微生物主要以生物膜的形式存在, 在生物膜達(dá)到一定厚度時, 生物膜內(nèi)層可能存在缺氧或厭氧環(huán)境, 為反硝化菌提供了適宜的生存環(huán)境[24]。有文獻(xiàn)報(bào)道，菌屬與生物反硝化過程有關(guān)[13,25]。另外, 雖然反硝化細(xì)菌和菌屬在曝氣生物濾池中的相對豐度(5.21%和1.06%)較接種污泥的(7.41%和4.08%)有所降低, 但在曝氣生物濾池中仍然起著脫氮的重要作用[13,26,27]。從微生物角度來看, 這是曝氣生物濾池比接種污泥具有更好的同步硝化反硝化作用的主要原因。

曝氣生物濾池微生物之所以能對脫氮具有良好效果, 一方面是因?yàn)榉磻?yīng)器內(nèi)部存在著供氧不均勻, 為微生物好氧硝化和厭氧反硝化提供環(huán)境條件, 另一方面是因?yàn)榉磻?yīng)器內(nèi)能同時存在好氧硝化菌和厭氧反硝化菌, 為同步硝化反硝化提供生物條件[28]。因此, 曝氣生物濾池生物脫氮機(jī)理過程可以通過以下反應(yīng)式來表達(dá)。一方面，在填料表面, 由于DO較高, 生物膜外層主要聚集了好氧硝化細(xì)菌如和此時主要發(fā)生了好氧生物硝化反應(yīng), 如反應(yīng)式(1)和(2)所示。

另一方面，在生物膜內(nèi)層, 由于DO較低使其處于厭氧環(huán)境, 此處容易聚集厭氧反硝化細(xì)菌如和等, 此時主要發(fā)生厭氧生物反硝化反應(yīng), 如反應(yīng)式(3)和(4)所示。

4 結(jié)論

(1)在沒有硝化液回流時, 以較高污染物濃度持續(xù)進(jìn)水, 在曝氣生物濾池中成功馴化出具有同時氧化有機(jī)物和脫氮能力的生物膜。曝氣生物濾池啟動到14 d, 去除COD和脫氮效果得到明顯提高, COD、氨氮和總氮的去除效率分別穩(wěn)定在90.0%、60.0%和20.0%以上, 反應(yīng)器運(yùn)行穩(wěn)定。

(2)當(dāng)曝氣量為40 L·h-1, 水力停留時間為0.8 h時, 有硝化液回流的曝氣生物濾池出水水質(zhì)達(dá)到最優(yōu), COD平均去除率約為91.8%, 氨氮平均去除率約為93.1%以及總氮平均去除率約為50.4%。

(3)通過調(diào)節(jié)運(yùn)行條件參數(shù), 曝氣生物濾池表現(xiàn)出了良好的氧化有機(jī)物性能, 并具備較高的同步硝化反硝化能力, 這主要?dú)w因于填料生物膜聚集了大量硝化細(xì)菌如和等和反硝化細(xì)菌如和等。

[1] 王立立, 胡勇有. 曝氣生物濾池去除有機(jī)物及硝化氨氮的影響因素研究[J].環(huán)境污染與防治, 2006, 28(4): 257–260.

[2] 婁宏偉, 邱兵, 陳元彩, 等. 缺氧-好氧曝氣生物濾池工藝深度處理尾水[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2018, 41(10): 75–81.

[3] 曹文平, 張永明, 錢魯泓. 兩段曝氣生物濾池廢水處理的研究[J]. 水處理技術(shù), 2006 (3): 62–65.

[4] Chen Junfeng, Liu Shinian, Yan Jia, et al. Intensive removal efficiency and mechanisms of carbon and ammonium in municipal wastewater treatment plant tail water by ozone oyster shells fix-bed bioreactor ? membrane bioreactor combined system[J]. Ecological Engineering, 2017, 101: 75–83.

[5] 周靜, 茍婷, 張洛紅, 等. 流速對不同浮游藻類的生長影響研究[J]. 生態(tài)科學(xué), 2018, 37(6): 75–82.

[6] 黃亞新, 張小倩, 楊燕, 等. 水華初期藍(lán)藻顆粒有機(jī)物在不同菌群作用下分解釋放營養(yǎng)鹽的過程研究[J]. 生態(tài)科學(xué), 2017, 36(5): 55–63.

[7] 郭小馬, 趙焱, 王開演, 等. 分格復(fù)合填料曝氣生物濾池脫氮除磷特性及微生物群落特征分析[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2015, 35(1): 152–160.

[8] 王靖雯, 徐洪斌, 馬浩亮, 等．曝氣生物濾池脫氮技術(shù)的研究進(jìn)展[J]. 工業(yè)水處理, 2014, 34(6): 1–5.

[9] Farabegoli G, Chiavola A, Rolle E. The biological aerated filter (BAF) as alternative treatment for domestic sewage: optimization of plant performance[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 171(1/2/3): 1126– 1132.

[10] Zhou Hexi, Xu Guoren. Biofilm characteristics, microbial community structure and function of an up-flow anaerobic filter-biological aerated filter (UAF-BAF) driven by COD/N ratio[J]. Science of The Total Environment, 2020, 708: 134422.

[11] Gu Yunfu, Wei Ye, Xiang Quanju, et al. C: N ratio shaped both taxonomic and functional structure of microbial communities in livestock and poultry breeding wastewater treatment reactor [J]. Science of The Total Environment, 2019, 651: 625–633.

[12] 國家環(huán)境保護(hù)總局. 水和廢水監(jiān)測分析方法第四版[M].北京: 中國環(huán)境科學(xué)出版社, 2002.

[13] 李青, 成小英. 不同填料生物反應(yīng)器中脫氮微生物群落比較分析[J]. 安全與環(huán)境學(xué)報(bào), 2017, 17(6): 2360–2365.

[14] Qiu Bing, Hu Yongyou, Liang Chen, et al. Enhanced degradation of diclofenac with Ru/Fe modified anode microbial fuel cell: Kinetics, pathways and mechanisms [J]. Bioresource Technology, 2019: 122703.

[15] 李海鑫, 劉秀紅, 楊忠啟, 等. 調(diào)整氣水比優(yōu)化高氨氮廢水BAF一體化脫氮[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2019, 39(9): 3807–3813.

[16] 于淼, 馬國勝. 曝氣生物濾池-后置反硝化處理農(nóng)村低C/N污水[J]. 水處理技術(shù), 2018, 44(9): 32–35.

[17] 吳鵬, 許戰(zhàn)洲, 李秀芹, 等. 分子生物學(xué)技術(shù)在海洋環(huán)境監(jiān)測中的應(yīng)用[J]. 生態(tài)科學(xué), 2016, 35(3): 201–209.

[18] 馬放, 李平, 張曉琦, 等. SBR反應(yīng)器同步硝化反硝化影響因素及其特性[J]. 哈爾濱工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2011, 43(8): 55–60.

[19] 趙凱亮, 劉安迪, 南彥斌, 等. HRT 對改良式A～ 2 /O- BAF 反硝化除磷脫氮的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2020, 41(6): 2271–2278.

[20] 徐波, 周正兵, 甘雁飛, 等. 不同填料曝氣生物濾池處理生活污水效能研究[J]. 水處理技術(shù), 2020, 46(6): 126–140.

[21] Sun Haohao, Wu Qiang, Yu Ping, et al. Denitrification using excess activated sludge as carbon source: Performance and the microbial community dynamics [J]. Bioresource Technology, 2017, 238: 624–632.

[22] Su Junfeng, Xue Lei, Huang Tinglin, et al. Performance and microbial community of simultaneous removal of NO3?-N, Cd2+and Ca2+in MBBR [J]. Journal of Environmental Management, 2019, 250: 109548.

[23] Feng Yan, Li Xing, Song Ting, et al. Effect of backwashing on the microbial community structure and composition of a three dimensional particle electrode coupled with biological aerated filter reactor (TDE-BAF)[J]. Ecological Engineering, 2017, 101: 21–27.

[24] 彭宏, 劉維儀, 劉舒心, 等. 低碳氮比對生物膜-電極反應(yīng)器反硝化的影響[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2015, 9(7): 3263– 3268.

[25] Sahinkaya E, Kilic A, Calimlioglu B, et al. Simultaneous bioreduction of nitrate and chromate using sulfur-based mixotrophic denitrification process [J]. Journal of Hazardous Materials, 2013, 262: 234–239.

[26] She Zonglian, Wu Lan, Wang Qun, et al. Salinity effect on simultaneous nitrification and denitrification, microbial characteristics in a hybrid sequencing batch biofilm reactor[J]. Bioprocess and Biosystems Engineering, 2018, 41(1): 65–75.

[27] 黃菲, 梅曉潔, 王志偉, 等.冬季低溫下MBR與CAS工藝運(yùn)行及微生物群落特征[J]. 環(huán)境科學(xué), 2014, 35(3): 1002–1008.

[28] 張立秋, 王登敏, 李淑更, 等. 固體碳源生物膜SND 處理實(shí)際低碳源城市污水[J]. 工業(yè)水處理, 2019, 39(8): 19–22.

Study on enhancing denitrification and diversity of microbial community structure in the treatment of municipal wastewater treatment plant tail water by biological aerated filter

Zhang Xiaoshan, Wen Chunxiao, He Ning*

Yichun University, Yichun 336000, China

In order to optimize the condition of advanced treatment of tail water in municipal wastewater treatment plant, this paper studied the effects of aeration amount, hydraulic retention time (HRT) and nitrate liquid reflux on denitrification performance of biological aerated filters and organic matter removal. The microbial community of biofilm was analyzed by high throughput sequencing. Results showed that the amount of aeration directly affected the nitrification performance of biological aerated filters. An increase in the amount of aeration was beneficial to nitrification activity in the bioreactor, but it could also inhibit the biological denitrification activity. HRT, either too long or too short, was harmful to the activity of biofilms. Reflux of nitrification liquid increased the reaction time and contact chance between microorganisms and pollutant in the bioreactor, which was beneficial to the denitrification performance. The comprehensive analysis showed that at the aeration amount of 40 L·h-1and HRT 0.8 h, the effluent of the biological aerated filter with nitrification liquid reflux presented good quality, whose removal rates of COD, NH4+-N and TN were 91.8%, 93.1% and 50.4%, respectively. The biological aerated filter showed excellent organic removal efficiency and high simultaneous nitrification and denitrification ability, mainly contributed by the biofilm which had enriched a large number of nitrifying bacteria, such asandand denitrifying bacteria, such as,and.

biological aerated filter; advanced treatment; nitrification; biological denitrification

10.14108/j.cnki.1008-8873.2021.06.006

X703

A

1008-8873(2021)06-048-08

張小姍, 溫春曉, 何寧. 曝氣生物濾池處理城鎮(zhèn)污水廠尾水的強(qiáng)化脫氮及微生物群落特征分析[J]. 生態(tài)科學(xué), 2021, 40(6): 48–55.

Zhang Xiaoshan, Wen Chunxiao, He Ning. Study onenhancing denitrification and diversity of microbial community structure in the treatment of municipal wastewater treatment plant tail water by biological aerated filter[J]. Ecological Science, 2021, 40(6): 48–55.

2020-06-26;

2020-07-21

江西省自然科學(xué)基金青年項(xiàng)目(20202BAB213021); 江西省教育廳科學(xué)技術(shù)研究項(xiàng)目(GJJ190839); 宜春學(xué)院地方發(fā)展研究中心項(xiàng)目(DF2018025)

張小姍(1987—), 女, 河南焦作人, 碩士, 工程師, 主要從事環(huán)境水污染控制研究, E-mail: zxs@jxycu.edu.cn

通信作者:何寧, 男, 博士, 講師, 主要從事城市水生態(tài)修復(fù)研究, E-mail: hening2010@163.com