當前，研究和開發(fā)經濟高效的生物脫氮除磷技術，有效去除生活污水中的氮、 磷等營養(yǎng)物質，是控制水體富營養(yǎng)化和保證水質安全的關鍵[1]. 為此，基于ABR具有微生物相有效分離且易于形成顆�；勰嘁约癕BR具體高污泥截留和出水水質好的特點，本課題組將ABR和MBR進行優(yōu)化組合構建新型反應器(CAMBR)，并首次將其應用于生活污水的脫氮除磷研究，取得了較好的處理效果[2].
溫度是影響活性污泥系統脫氮除磷效果的關鍵因素之一[3,4]. 微生物在其最適生長溫度下活性最強，生長速率快，而當溫度高于或低于該溫度時，其活性均會下降，影響反應器脫氮除磷效果及其穩(wěn)定性. 在前期研究基礎上[2]，結合四季溫度變化情況，為CAMBR能在實際環(huán)境中運行應用，故對其在不同溫度條件下處理實際污水脫氮除磷性能進行研究并結合PCR-DGGE技術對其內部微生物群落結構進行分析，揭示CAMBR脫氮除磷機制. 1 材料與方法 1.1 試驗水質
試驗進水水質為蘇州市某高校生活小區(qū)污水，一天中水質變化如表 1所示.
表 1 某高校生活小區(qū)污水水質
1.2 試驗流程及裝置
CAMBR由三隔室ABR、 好氧池和膜池組成，有效容積分別為8.6、 2.7 和3.1 L，如圖 1所示. ABR內接種污泥取自蘇州市某城市污水處理廠的重力濃縮池，總接種泥量約為各隔室有效體積的3/5，各隔室懸浮污泥(MLSS) 約為28 g ·L-1; 好氧池和膜池內的接種污泥取自蘇州市某污水處理廠的氧化溝，投入量占各隔室有效體積的1/2，MLSS 約為7.5 g ·L-1，揮發(fā)性懸浮污泥(MLVSS)/MLSS 約為0.45，控制系統總HRT為10 h，用生活污水填滿各隔室，閑置1 d后開始連續(xù)進水. 好氧池中布設穿孔管，通過曝氣為活性污泥供氧及對膜進行擦洗，延緩膜污染. 系統設置兩個泥水混合液回流(R1為200%，R2為50%)，實現厭氧反硝化脫氮，厭氧釋磷，反硝化除磷及好氧吸磷和硝化功能，最終通過排泥實現除磷. MBR由自吸泵間歇抽吸出水，抽吸周期為12 min(包括10 min 抽吸和2 min反沖洗). 整個系統采用可編程邏輯控制器(PLC)進行恒定水位、 出水泵和反沖洗泵的啟閉的自動控制. 通過在線監(jiān)測儀實時監(jiān)控ABR和好氧池的DO、 pH值. 試驗選用的膜組件為PVDF簾式中空纖維微濾膜，膜孔徑為0.1 μm，過濾面積為0.15 m2，采用真空壓力表監(jiān)測跨膜壓差(TMP)變化，觀察膜的污染狀況，當TMP增至40 kPa時對膜組件進行化學清洗.
圖 1 CAMBR反應器示意
1.3 試驗方案
取接種污泥和啟動結束后污泥(90 d)，另分別取3個溫度段最后一天的污泥共5個污泥樣品用于DGGE分析. 102 d時(見表 2)，在CAMBR每個隔室采取污泥樣品用于DGGE分析.
表 2 試驗運行條件
1.4 監(jiān)測方法
COD、 NH+4-N、 NO-3-N、 NO-2-N、 TN和TP等常規(guī)指標均采用國家標準方法[5].
PCR-DGGE分析方法：污泥樣品的預處理、 DNA提取和PCR擴增：將10 mL污泥樣品離心10 min (轉速3500 r ·min-1)后棄去上清液，然后保存于-20℃的環(huán)境用于后續(xù)分析使用. 采用蛋白酶K-CTAB法破碎、 裂解細胞對樣品中DNA進行提取，具體方法見文獻[6]. 用于PCR擴增的細菌16S rDNA通用引物為 GC341f(5′-CGCCCGCCGCG CCCCGCGCCCGGCCCGCCGCCCCCGCCCGCCTACG GGAGGCAGCAG-3′) 和 907r (5′-CCGTCAATTCCT TTGAGT TT-3′)，PCR擴增條件為：首先95℃變性5 min，然后95℃變性40 s，55℃退火50 s，72℃延伸50 s，循環(huán)35次，最后在72℃保持10 min，最終于4℃保溫[7]. DGGE分析：取30 μL PCR擴增產物在DCode System (Bio-Rad,USA)上進行電泳，詳細步驟見文獻[7]. 2 結果與討論 2.1 對COD的去除效果
整個試驗過程中進水COD為260~330 mg ·L-1，COD隨時間變化的去除效果如圖 2所示. 中溫階段，ABR對COD去除率達60%，其出水COD濃度低于112 mg ·L-1. CAMBR對COD的去除率達到90%以上，系統出水COD濃度低于26 mg ·L-1. 當溫度降低至低溫階段，ABR對COD的去除效果驟降，COD去除率僅有40%，出水濃度高達166 mg ·L-1，系統對COD的去除能力也顯著降低，COD去除率僅有66%，出水濃度高達90 mg ·L-1，這與溫度的驟降導致微生物活性降低，其生長代謝能力減弱有關[8]. 隨著反應器的運行，微生物逐漸適應了環(huán)境溫度的變化，系統對COD的去除效果有所好轉并趨于穩(wěn)定，最終穩(wěn)定在89%左右，出水濃度在31 mg ·L-1左右. 當溫度突然升高到35℃，由于微生物沒有適應環(huán)境溫度的突變，ABR對COD的去除效果顯著降低，其出水COD濃度高達160 mg ·L-1，系統對COD的去除率也僅有75%，出水濃度達到了75 mg ·L-1. 隨著微生物對環(huán)境的適應，ABR對COD的去除效果逐漸增強，系統對COD的去除能力也逐漸增強并趨于穩(wěn)定，最終COD平均去除率穩(wěn)定在90%，出水平均濃度為28 mg ·L-1. 由試驗可知，CAMBR對溫度變化的適應能力較強，并能較快地恢復有機物去除能力.
圖 2 COD濃度及其去除率隨時間的變化
2.2 對NH+4-N的去除效果
整個試驗過程中系統隨時間變化對NH+4-N的去除效果如圖 3所示. 系統進水NH+4-N濃度為17~30 mg ·L-1. 中溫階段，雖然進水NH+4-N濃度波動較大，但是系統出水NH+4-N濃度維持在0.7 mg ·L-1以下，去除效果良好，去除率達96%. 這與中溫階段最適合硝化細菌的生長繁殖，活性強，硝化速率高[9]，可有效利用NH+4-N有關，所以能取得很好的去除效果.
圖 3 NH+4-N濃度及其去除率隨時間的變化
當溫度驟降進入低溫階段，由于低溫環(huán)境不利于硝化細菌的生長，其活性明顯受到抑制[10]，系統出水NH+4-N濃度顯著上升，高達10.9 mg ·L-1，其去除效果明顯降低，去除率僅有60%. 隨著反應器的運行，硝化細菌逐漸適應低溫環(huán)境，其活性有所增強. 另外，由于SRT較長及MBR膜組件對污泥的截留作用，系統內污泥維持在較高濃度，有利于硝化菌的生長富集[11]，使得NH+4-N去除率有所上升，達到71%左右，出水NH+4-N平均濃度為7 mg ·L-1.
當溫度突然上升至高溫階段，由于硝化細菌對于環(huán)境溫度的突變極度不適應，其活性受到抑制，系統出水NH+4-N濃度明顯上升，達11 mg ·L-1，其去除率顯著降低，僅有58%. 隨著微生物對高溫環(huán)境的適應，系統對NH+4-N的去除能力顯著增強并趨于穩(wěn)定，最終NH+4-N去除率達到89%左右，出水NH+4-N平均濃度為2.5 mg ·L-1.
雖然ABR內有機氮被轉化為NH+4-N，由于混合液的回流稀釋作用，ABR出水NH+4-N濃度仍有所降低. 3個階段中，中溫階段系統NH+4-N去除效果最好，高溫階段次之，低溫階段最差，表明為取得較好的NH+4-N去除效果，系統應維持在10℃以上，盡量減小低溫對硝化菌的抑制作用. 2.3 對TN的去除效果
整個試驗過程中隨時間變化CAMBR對TN的去除效果如圖 4所示. 可知系統進水TN為28~41 mg ·L-1. 由于中溫條件最適合硝化細菌的生長繁殖，其活性也較高，系統內NH+4-N在好氧池和膜池內幾乎被完全轉化為NO-3-N和NO-2-N，系統出水TN平均濃度為9.3 mg ·L-1，TN平均去除率為71%. 膜池內泥水混合液經回流至ABR1號隔室，NO-3-N和NO-2-N經ABR內反硝化細菌作用轉化為N2而得以去除. ABR出水TN濃度為14 mg ·L-1左右，TN去除率平均為58%. 由此可知，ABR去除了大部分TN. 另外，好氧池和膜池對TN的去除率約為13%，這可能由于膜組件高效截留污泥的作用，膜池內維持了較高的污泥濃度，并且混合不均勻產生了同步硝化反硝化作用[12]，強化了TN的去除. 另外，膜池內好氧微生物利用氮源生長代謝合成自身細胞吸收部分TN，通過排泥也減少了部分TN.
圖 4 TN濃度及其去除率隨時間的變化
當溫度降到低溫階段，由于低溫條件對硝化菌活性產生抑制作用，NH+4-N轉化為NO-3-N和NO-2-N的效果很不理想，回流混合液中NO-3-N和NO-2-N濃度很低，并且低溫條件下反硝化速率顯著降低[13]，導致反硝化效果較差，進而導致系統TN去除效果也很差. 另外，微生物在低溫條件下生長繁殖緩慢，氮素代謝合成利用減緩. 隨反應器的運行，微生物對低溫環(huán)境也逐漸適應，隨NH+4-N轉化率的提高，TN去除率也有所提高，最終穩(wěn)定在57%左右，出水濃度為15 mg ·L-1左右，其中，ABR對TN的去除率達53%.
由于溫度的驟升，高溫階段初期隨NH+4-N轉化率的驟降，系統TN去除效果明顯降低，TN去除率僅有40%，出水TN濃度高達19 mg ·L-1. 隨著反應器的運行，微生物對溫度的驟變逐漸適應，NH+4-N轉化率逐漸提高，系統出水TN去除率也逐步提高，最終升高至70%左右，出水濃度為9 mg ·L-1左右，其中，ABR對TN的去除率達60%.
整個試驗過程中，TN和NH+4-N的去除率變化趨勢基本類似. 中溫和高溫階段TN去除效果相差不大，而低溫階段較差. 好氧池和膜池在不同階段對TN的去除貢獻為：中溫>高溫>低溫，同樣表明為取得較好的TN去除效果，CAMBR應維持在10℃以上，減小低溫對微生物的抑制作用. 2.4 對TP的去除效果
整個試驗過程中CAMBR隨時間變化對TP的去除效果如圖 5所示. 系統進水TP濃度為2.4~3.3 mg ·L-1. 整個運行過程中，系統TP去除率與厭氧釋磷量呈良好的正相關性; ABR2號隔室TP濃度顯著高于進水濃度，表明ABR2號隔室內聚磷菌釋磷充分; ABR出水TP濃度顯著降低表明ABR3號隔室內反硝化除磷菌吸收了部分TP，有效保證了系統的除磷效果[14,15]，但仍顯著高于進水濃度; 在好氧池和膜池內聚磷菌進一步過量吸磷后，最終以剩余污泥的形式排出系統，實現磷的去除.
圖 5 TP濃度及其去除率隨時間的變化
中溫階段，系統內微生物活性最高，有機物能充分降解為小分子有機酸，ABR內聚磷菌釋磷充分，反硝化除磷菌也能充分吸磷，好氧池和膜池聚磷菌過量吸磷能力最強，TP可被有效去除，系統出水TP平均濃度為0.4 mg ·L-1，去除率達到87%左右.
當溫度降低到低溫階段，微生物活性受到抑制，ABR內聚磷菌釋磷能力減弱[16]，反硝化除磷菌吸磷能力降低，好氧池和膜池內聚磷菌過量吸磷能力也受到抑制，系統除磷效果明顯下降，去除率驟降至38%. 隨著反應器的運行，系統內微生物對低溫環(huán)境逐漸適應，ABR內聚磷菌釋磷能力、 反硝化除磷菌吸磷能力和好氧池、 膜池內聚磷菌過量吸磷能力同步有所增強，TP的去除率也穩(wěn)步回升，最終系統TP去除率穩(wěn)定在67%左右，出水TP平均濃度為1 mg ·L-1. 系統在低溫環(huán)境下能夠較好地除磷，與低溫條件下PAOs相比聚糖菌(GAOs)能較多地利用VFAs、 抑制聚糖菌對除磷系統的不利影響密切相關[17]. 另外，缺氧反硝化除磷也提高了系統的除磷效能[18]. 此外，復合系統對于環(huán)境變化有較強的抗沖擊能力，也使得CAMBR在低溫環(huán)境能取得較好的除磷效果.
當溫度從低溫階段急劇上升至高溫階段，由圖 5可知，ABR內聚磷菌釋磷能力、 反硝化除磷菌吸磷能力、 好氧池和膜池內聚磷菌過量吸磷能力均顯著下降、 系統TP去除率驟降至38%，出水TP濃度高達1.9 mg ·L-1，其原因是環(huán)境溫度的驟變導致微生物活性下降; 雖然溫度上升，PAOs 釋磷速率增加但吸磷速率降低[19]. 系統經過24 d的運行，其內部微生物逐漸適應了高溫環(huán)境，ABR內聚磷菌釋磷能力、 反硝化除磷菌吸磷能力、 好氧池和膜池內聚磷菌過量吸磷能力均得到不同程度的回升，但仍低于中溫條件下的除磷效果，這與高溫條件下GAOs在吸收基質方面相比PAOs更具優(yōu)勢有關[17]，最終系統TP去除率達到73%，出水TP平均濃度為0.8 mg ·L-1. 相比其他高溫條件下強化除磷系統除磷效率急劇下降，甚至崩潰的研究[20]，CAMBR在高溫環(huán)境仍具有穩(wěn)定較好的出水. 其原因是ABR特殊的結構具有相分離的功能[21]，使不同厭氧微生物在不同的隔室最適條件下生長，并呈現出了良好的種群分布，強化其原有功能，有利于ABR內聚磷菌釋磷能力，反硝化除磷菌吸磷能力，好氧池和膜池內聚磷菌過量吸磷能力的充分發(fā)揮.
3 CAMBR反應器DGGE圖譜分析
脫氮除磷反應器中微生物菌群結構復雜，呈多樣性分布[22,23]. 采用一些非培養(yǎng)的研究方法(如DGGE、 FISH、 T-RFLP、 醌譜和克隆文庫技術等方法)對生物脫氮除磷反應器中菌群的研究表明：反應器內微生物菌群呈高度多樣性分布，并且多種脫氮除磷功能菌群共同發(fā)揮脫氮除磷的功效. DGGE圖譜中每一個條帶代表著一個細菌種屬，而同一圖譜中的對應條帶的密度則可代表此菌種的豐度. 由圖 6可知，CAMBR在不同運行條件下，能夠維持多種微生物的存在，使其共同發(fā)揮脫氮除磷的功能. 另外，根據生態(tài)學中的“多樣性導致穩(wěn)定性原理”，物種多樣化具有穩(wěn)定生態(tài)系統的功能特征[24]，可知CAMBR中微生物菌群呈多樣性分布有利于反應器獲得穩(wěn)定的脫氮除磷效果. 生物脫氮除磷反應器中微生物菌群呈多樣性分布的同時優(yōu)勢菌群突出[25]. 微生物菌群的多樣性有利于系統的穩(wěn)定，同時反應器中優(yōu)勢菌群的種類、 數量則可能直接關系到反應器功能的強弱. 從圖 6可以看出CAMBR在不同運行條件下菌群結構有所變化，微生物菌群呈多樣性分布的同時，優(yōu)勢菌群也格外明顯. 部分在接種污泥中存在的微生物，隨著反應器運行條件的改變而逐漸被淘汰，A泳道內優(yōu)勢細菌5號和11號在啟動過程中逐漸減弱，最終失去優(yōu)勢地位，并且11號優(yōu)勢細菌在后面4個時期內幾乎不存在. 條帶6和14在接種污泥內并非優(yōu)勢菌種，經過不同運行條件的適應，在后期逐漸演替為優(yōu)勢菌種，說明這些細菌能很好地適應系統環(huán)境. 同時，15號條帶對應的細菌種屬隨著反應器的運行逐漸成為頂級優(yōu)勢菌種，對提高污水處理效果起到了至關重要的作用. 伴隨CAMBR內菌群結構的不斷變化，不同條件下其脫氮除磷效果也不斷得到增強，最終系統運行穩(wěn)定，出水水質較好. 由此可見，CAMBR內菌群結構的變化直接關系到反應器脫氮除磷功能的發(fā)揮. 當反應器從中溫變?yōu)榈蜏睾透邷睾螅?、 6、 14和15號條帶對應的細菌種屬隨著反應器的運行逐漸處于優(yōu)勢地位. 由于反應器溫度從恒溫(25℃)變?yōu)橹袦?25℃±5℃)，運行過程中溫度出現明顯波動，此時10號條帶所代表的菌種在C泳道顯示的信號特別強，說明10號菌種在中溫(25℃±5℃)條件下得到了大量繁殖和富集. 同時1、 2、 3和15號相對較穩(wěn)定的功能菌群使得CAMBR功能得到了穩(wěn)定地發(fā)揮.
A. 接種污泥; B. 啟動; C. 中溫; D. 低溫; E. 高溫 圖 6 污泥樣品的DGGE凝膠圖譜
4 CAMBR不同區(qū)域菌群結構分析
CAMBR不同區(qū)域菌群結構如圖 7所示. 可知，各隔室之間相似性較高，均具有1、 2、 3、 5、 6和7號優(yōu)勢菌屬. 這與整個系統存在污泥回流現象、 使得各個隔室內菌群在同一時期能夠保持較高的相似性、 微生物菌群結構在相對較短的時間內改變不明顯有關. 而ABR內特有的微環(huán)境促使各微生物種屬的生理狀態(tài)發(fā)生改變，使得不同微生物在不同隔室內發(fā)揮不同的功能：ABR1號隔室內反硝化細菌反硝化脫氮、 ABR2號隔室內聚磷菌厭氧釋磷、 ABR3號隔室內反硝化除磷菌利用硝酸鹽反硝化除磷; 而MBR發(fā)揮聚磷菌好氧吸磷及硝化細菌硝化作用. 另外，ABR內特有的4號優(yōu)勢菌種與ABR底部尺寸較大的顆粒污泥不參與整個系統的污泥回流有關，進一步穩(wěn)定了ABR各隔室的原有功能. 可知各優(yōu)勢菌群功能的耦合有效保證了系統的脫氮除磷效果.具體參見污水寶商城資料或http://www.yiban123.com更多相關技術文檔。
A. ABR1; B. ABR2; C. ABR3; D. 好氧池; E. 膜池 圖 7 第102 d不同隔室污泥樣品的DGGE凝膠圖譜
5 結論
(1)CAMBR在不同溫度條件下能對實際生活污水進行有效處理，防止環(huán)境溫度的突變(采取保溫措施等)有利于系統獲得穩(wěn)定的除污性能. 環(huán)境溫度的變化對系統去除COD的影響很小，出水COD均優(yōu)于《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918-2002)一級A標準，出水TN優(yōu)于一級A標準，出水TP滿足一級B標準. 試驗過程中，系統內微生物類群保持多樣性分布，同時優(yōu)勢菌群突出.
(2)在同一時期內，各個反應池菌群相似性較高，但各隔室微環(huán)境的改變使得ABR和MBR內微生物菌群結構仍存在明顯差異，強化了ABR和MBR的各自功能，有效保證了系統脫氮除磷效果.(來源及作者：蘇州科技學院環(huán)境科學與工程學院 吳鵬、陸爽君、徐樂中、劉捷、沈耀良)
