近年来, 在对于典型城市污水除磷脱氮工艺的研究中发现, 污泥膨胀与生物泡沫已成为季节性困扰工艺稳定运行的重要问题^[1]。发生污泥膨胀后, 活性污泥结构松散、体积增大、上浮, 污泥沉降性能下降, SVI快速升高, 导致二沉池固液分离困难, 回流污泥浓度降低, 中后期会伴随大量生物泡沫产生, 难以保持正常的生化处理性能;特别是当SVI达到300mL/g以上时, 造成大量活性污泥流失, 导致出水浑浊, SS含量较高, 出水水质较差, 从而严重影响污水处理厂的健康稳定运行。由于污泥膨胀一旦发生就很难控制, 通常需要很长时间来调整, 因而成为困扰污水处理厂运行管理的主要问题之一。在专门针对污泥膨胀与生物泡沫的研究中, 数十座污水处理厂的调研结果表明, 有70%以上的污水处理厂曾经出现甚至每年都出现污泥膨胀与生物泡沫的问题。因此, 有必要对典型污水处理厂污泥膨胀对生物处理系统处理效能的影响进行研究。

微生物的菌群结构和数量分布在很大程度上决定或影响着污水处理厂的污染物去除能力及处理效果^[2]。近年来, 微生物生态机制研究逐渐成为污水生物处理系统处理性能研究的重要方面, 对活性污泥中微生物群落变化的研究, 有助于加深对菌群稳定性特征和活性污泥系统处理效能的认识。因此, 也有必要通过微生物菌群结构与数量分布等微生物生态机制的研究, 探讨污泥膨胀对典型污水处理系统生物除磷脱氮能力的影响。

基于以上考虑, 本文以常年发生污泥膨胀问题的北方某地城市污水处理厂为研究对象, 通过对微丝菌引发污泥膨胀的活性污泥形态、微生物群落结构以及出水水质变化情况的考察, 研究污泥膨胀对生物处理系统处理效能的影响, 以期为污水处理厂的健康稳定运行提供借鉴。

本研究在北方某城市污水处理厂 (以下简称JN厂) 内进行。该厂设计处理规模为20万m³/d, 采用A²/O+深度处理的工艺单元组合, 服务面积约80km², 出水排入小清河, 出水水质执行《城市污水处理厂污染物排放标准》 (GB 18918—2002) 一级A标准。该厂运行过程中冬季常年发生污泥膨胀现象, 困扰该厂的稳定运行。

以JN厂近三年出水水质及全年活性污泥微生物群落分布的跟踪监测数据为基础, 在实际工艺运行条件下, 通过Miseq高通量测序、显微镜染色观察等技术手段, 并结合该厂出水水质及相应去除率变化, 深入分析丝状菌引起的污泥膨胀对活性污泥整体微生物群落结构 (特别是功能菌群) 以及处理效能的影响。

COD, USEPA消解比色法;TN, 过硫酸钾法;氨氮, 水杨酸盐法;硝态氮, 镉还原法;丝状菌丰度, 显微镜染色观察;菌群结构检测, Miseq高通量测序。

SVI (污泥容积指数) 是表征活性污泥沉降性能的重要指标, SVI的大小能够直观反映污泥膨胀发生的程度。丝状菌丰度值的大小也能够在一定程度上表征丝状菌过量生长的程度。因此, 对JN厂活性污泥系统的SVI与丝状菌丰度变化情况进行了跟踪监测, 如图1所示。

从图1可以看出, 自2015年8月到10月, JN厂SVI一直保持在120 mL/g以下, 镜检的结果显示这一时期的丝状菌丰度仅为1~2级, 污泥絮体结构紧实, 直径均大于150μm, 仅在极少数污泥中发现丝状菌存在, 且丝状菌种类主要是Type 0041、Type 0092等骨架型丝状菌;进入2015年11月, SVI不断升高, 丝状菌丰度也快速上升至3~4级, 且丝状菌种类也由Type 0041和Type 0092转变为微丝菌 (Microthrix parvicella) , 污泥膨胀现象开始发生, 如图2所示;从2015年12月下旬开始, SVI开始大于150 mL/g, 污泥絮体直径降低至100~150μm, 丝状菌丰度也升至5~6级, 此阶段Microthrix parvicella菌的菌丝长度明显变长, 可以观察到菌丝不断从污泥絮体中伸出;2016年2~3月期间, 污泥膨胀达到全年最严重的时期, 活性污泥中存在着大量微丝菌, 并且菌丝长度达到全年最长的阶段, 可以观察到大量菌丝伸出污泥絮体外, 导致污泥絮体直径降至50μm以下, SVI也升至200mL/g以上, 丝状菌丰度也上升至全年最高的5~6级。上述连续跟踪监测结果表明, 污泥膨胀的发生与发展都伴随着微丝菌数量的增多, 微丝菌的过度繁殖是导致JN厂冬季污泥膨胀发生的主要原因。

活性污泥法通过特定的功能微生物来完成有机物降解、生物硝化与反硝化、生物除磷等工艺过程。这意味着活性污泥微生物群落结构的变化, 能够在一定程度上反映活性污泥系统的处理效能。因此, 本文进一步在门水平、纲水平上, 分别对污泥膨胀期与非膨胀期的活性污泥群落结构进行了比较, 其结果见图3和图4。

从图3可以看出, 整年活性污泥优势种群均为变形菌门细菌, 所占比例为35%~45%, 现有研究已证实变形菌门是在城市污水处理厂中功能菌数量最多的细菌。变形菌门、放线菌门、拟杆菌门、绿弯菌门和厚壁菌门的细菌是非膨胀期细菌的主要组成类群。污泥膨胀发生后, 与正常期的种群结构进行对比, 可以发现种群结构组成并未发生显著变化。污泥的种群结构在不同季节下都保持着相当稳定的结构组成。从膨胀期和非膨胀期的种群结构对比分析可以看出, 膨胀期变形菌所占比例更高, 说明该厂冬季污泥膨胀的发生并未导致活性污泥菌群结构的明显变化。

根据得到的群落丰度数据, 通过假设性检验, 对JN厂非膨胀期 (A_8) 与膨胀期 (A_19) 2个污泥样本微生物群落的丰富度差异显著性进行了评估 (见图4) 。发现β-变形菌 (Betaproteobacteria) 纲冬季膨胀期数量远高于夏季非膨胀期, α-变形菌纲 (Alphaproteobacteria) 、γ-变形菌纲 (Gammaproteobacteria) 膨胀期与非膨胀期数量相当, 进一步验证冬季微丝菌引发的污泥膨胀并未直接影响JN厂除磷脱氮功能菌数量。

为讨论污泥膨胀对污水处理厂处理效能的影响, 对JN厂2014~2016年连续3年的膨胀期与非膨胀期COD、TN、NH₃-N与TP的出水平均值与平均去除率进行了考察, 其结果见表1~表4。

从表1可以看出, 不同时期COD浓度均可稳定达标, 活性污泥膨胀并没有直接影响出水COD达标, 且平均去除率与夏季非膨胀期相当。

从表2可以看出, 膨胀期 (冬季) TN去除率低于非膨胀期 (夏季) , 活性污泥膨胀期出水TN不能稳定达到一级A出水排放标准, 但这并不能直接说明是因为活性污泥膨胀造成的, 更大的可能是冬季低温硝化菌、反硝化菌等生物脱氮功能微生物活性大大降低, 而进水TN浓度又高于夏季多雨季节, 脱氮所需碳源供给不足等因素都进一步增加了冬季TN稳定达标的难度。

表3结果表明, 膨胀期 (冬季) NH₃-N去除率略低于非膨胀期 (夏季) , 但活性污泥膨胀期出水氨氮也可以稳定达到一级A出水排放标准, 说明污泥膨胀并没有直接影响出水氨氮达标。

从表4可以看出, 膨胀期 (冬季) TP去除率好于非膨胀期 (夏季) , 活性污泥膨胀期与非膨胀期出水均可稳定达到一级A出水排放标准。但由于JN厂采用生物池末端投加化学除磷药剂的协同除磷方法, 因而污泥膨胀对该厂生物除磷的影响不好判断, 还需进一步研究。

(1) 冬季易于爆发微丝菌引起的污泥膨胀问题, 污泥膨胀的发生与发展都伴随着微丝菌数量的增加, 微丝菌的过度繁殖是导致JN厂污泥膨胀发生的主要原因。

(2) 污泥膨胀的发生导致活性污泥中的放线菌门丰度显著上升, 但变形菌门仍然是优势菌群。

(3) 与非膨胀期相比, 膨胀期的活性污泥菌群结构组成在门水平下并未发生明显变化, 放线菌所占比例很小。

(4) 与非膨胀期相比, 膨胀期的活性污泥群落丰度在纲水平下β-变形菌纲 (主要的功能菌) 冬季数量远高于夏季, 说明微丝菌结构有助于功能菌附着。

(5) 与非膨胀期相比, 膨胀期污水处理厂的去除效能并未受到污泥膨胀的显著影响, 出水水质也未明显下降。