交替饑餓下PN1/PN2系統抑制NOB研究

李 冬,任紀元,張 杰,2(.北京工業大學城市建設學部,水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室,北京 0024；2.哈爾濱工業大學環境學院,城市水資源與水環境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 50090)

隨著水質標準和節能要求的日益提高,與傳統硝化-反硝化脫氮工藝相比,短程硝化/厭氧氨氧化(PN/A)工藝因在經濟可行性和環境可持續性方面展現出巨大優勢而備受青睞[1].PN/A工藝中,AOB以氧氣為電子受體,將部分NH4+-N 氧化為NO2--N,為ANAMMOX 供應底物,但在實際運行中易出現NOB 的大量繁殖,導致NO2--N 被氧化為NO3--N 進而影響ANAMMOX 中NO2--N 的穩定供應,影響了系統整體性能.因此,當前穩定運行PN/A 工藝面臨的一項困難是對NOB 進行有效的淘洗[2].

Bollmann 等[3]指出,AOB 的核糖體能夠在饑餓環境中維持有機體征的一般功能,相比于NOB,AOB抵御饑餓以及快速恢復的能力更強.有研究采用單次饑餓(10d以上)獲得了抑制NOB的良好效果,但同時也存在明顯不足,即單次饑餓雖然可以抑制NOB,但同時也會抑制AOB 的活性,導致ANAMMOX 缺乏底物,影響脫氮性能[4];此外,饑餓后NOB的低活性期僅能維持3～5d,無法實現長期抑制[5].單個反應器反復饑餓雖能實現NOB 低活性的維持,但反應器長時間停止運行嚴重影響系統的處理效率.

鑒于此,本研究提出基于交替饑餓的PN1/PN2系統.采用PN1/PN2 系統在饑餓/恢復狀態下交替運行進行分別調控,實現NOB 的長期有效抑制及NO2--N 的積累,探究交替饑餓周期的選取、饑餓期DO 條件對脫氮性能、污泥濃度、污泥粒徑與EPS的影響,保證出水水質符合后續ANAMMOX段需求,為實現PN1/PN2 工藝在交替饑餓/恢復條件下的穩定應用提供參考.

1 材料與方法

1.1 接種污泥及實驗用水

反應器接種污泥來自A2/O 工藝的絮狀污泥,污泥顏色呈黃黑色.實驗采用人工配水,在進水中投加NH4Cl,通過投加NaHCO3提供無機碳源并調整堿度,調控PN 反應器的pH 值范圍在8.0～9.0 之間,ANAMMOX 反應器pH 值在7.5～8.5,同時添加微量元素濃縮液Ⅰ和Ⅱ,二者的濃度皆為1.0mg/L.微量元素濃縮液Ⅰ的組成:FeSO45g/L,EDTA 5g/L;微量元素濃縮液Ⅱ的組成:EDTA 15g/L,H3BO40.014g/L,MnCl2·4H2O 0.99g/L,CuSO4·5H2O 0.25g/L,ZnSO4·7H2O 0.43g/L,NaSeO4·10H2O 0.21g/L,NaMoO4·2H2O 0.22g/L,CoC12·6H2O 0.24g/L,NiCl2? 6H2O 0.19g/L.水質情況如表1所示.

表1 人工配水水質情況Table 1 Water quality of artificial water

1.2 實驗裝置

本實驗采用4 個有效容積為7L 的SBR 反應器,由有機玻璃制成,通過時控開關控制反應器的運行,容積交換率為60%,在PN 反應器底部設置曝氣盤,使用玻璃轉子流量計控制PN 反應器曝氣量,采用機械攪拌,反應器內部設置溫度探頭,通過溫控裝置實現反應器內水溫的調控.

1.3 運行參數

R1、R2 為第Ⅰ組反應器,R3、R4 為第Ⅱ組反應器,運行模式為交替進入饑餓/恢復狀態,反應器運行溫度為28～30℃,攪拌轉速為80r/min,使用玻璃轉子流量計控制反應器DO 濃度,使用間歇曝氣策略,曝停比為3:1,反應器每天運行4 個周期,每個周期分別由10min 進水、240min 反應、30min 沉淀、10min出水組成,其余時間閑置.各階段具體運行情況如表2所示.

表2 各階段運行情況Table 2 Operation status of each stage

1.4 分析方法

本實驗中采用納氏試劑光度法測定NH4+-N;采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定NO2--N ;采用紫外分光光度法NO3--N;采用便攜式WTWpH/Oxi 340i 測定儀測定pH 值、DO 及溫度;胞外聚合物中多糖采用蒽酮硫酸法測定,蛋白質采用lowry 法測定,腐殖酸采用修正的lowry 法測定;混合液懸浮固體含量(MLSS)和揮發性懸浮固體含量(MLVSS)采用標準重量法測定;顆粒污泥的粒徑分布采用激光粒度儀(Malvern Mastersizer 2000)測定;其余水質指標的分析方法均采用國標方法.

在批次試驗中,比氨氧化速率(SAOR)、比亞硝酸鹽氧化速率(SNOR)的測定方法參照文獻[6],配水組分見表3.

表3 活性測定配水組分(mg/L)Table 3 Synthetic wastewater of batch tests(mg/L)

SAOR 和SNOR 測定方法:①取出100mL 污泥,用去離子水沖洗3 次,直至不含任何底物,然后將污泥用稀釋至400mL,置于500mL 燒杯中,在燒杯中加入微量元素和氮源,氮源包括50mg/L 的NH4+-N 和50mg/L 的 NO2--N.②啟動磁力攪拌器,轉速為500r/min,通氣量由空氣泵維持,DO 控制在(4.0±0.05)mg/L,溫度保持在25℃,pH 值控制在7.5左右.③先向體系中加入NO2--N,每隔10min 取一次樣,測定NO2--N 濃度;當NO2--N 不再變化時,再向系統中加入 NH4+-N,每隔 10min 取一次樣,測定NH4+-N 濃度,直至其不再變化.④根據NH4+-N 消耗率和NO2--N消耗率與MLVSS 的比值計算出SAOR和SNOR.

2 結果與分析

2.1 交替饑餓周期研究

研究表明,當微生物缺乏所需基質,處在饑餓狀態,將通過自體氧化方式獲取細胞維持正常活動需要的基本能量,此行為將導致細胞衰減,進而造成細胞活性降低[7-8].為明晰反應器中AOB 與NOB 兩種硝化菌在饑餓階段的活性衰減與在飽食階段活性的恢復情況,對反應器中SAOR 與SNOR 兩項重要參數的變化進行了測定,并擬合了4 條曲線,如圖1所示.

圖1 AOB 和NOB 活性變化Fig.1 Variations of the activity of AOB and NOB

如圖1a所示,初始SNOR 的數值為0.379,SAOR的數值為0.306,此時AOB 活性相對較低,NOB 活性則相對較高.經過3d 的饑餓處理,SAOR 的數值降至0.197,此時衰減率為 35.62%,SNOR 的數值降至0.220,衰減率為41.95%.而經過5d 的饑餓處理,SAOR 的數值在第5d 降低至0.133,衰減了56.54%;SNOR的數值則降低至0.156,衰減了58.84%.由此可見饑餓處理在降低NOB 活性的同時,也同樣抑制了AOB 的活性.AOB 的活性衰減在前2d 較慢,而后有逐步提高的趨勢,總體而言底物降解速率的下降相對平緩,斜率較小,反觀NOB 的活性衰減則較為迅速,在圖中呈現出的斜率更大,整體呈下降趨勢.因此在PN 反應器中饑餓條件下AOB 的活性衰減速率小于NOB 的活性衰減速率[9],并且此種現象在兩種硝化菌最初的衰減階段體現得尤為明顯.

由圖1b可知,AOB的活性恢復速率呈現先快后慢的趨勢,在恢復3d時AOB的底物降解速率增幅達到峰值,SAOR 的數值回升至0.227,相較于恢復期初提高了70.68%;而NOB 則呈現先慢后快的趨勢,第3d 時SNOR 的數值則回升至0.248,相較于恢復期初僅提高了58.97%,此時NOB 無法快速適應環境的變化,其活性恢復速率滯后于AOB[10].在恢復4d 后SAOR 的數值回升至0.276,相較于恢復期初提高了87.22%,而NOB 的SNOR 數值則回升到0.337,相較于恢復期初提高了80.13%.在恢復5d 后SAOR 的數值回升至0.276,相較于恢復期初提高了108.27%;而NOB 的SNOR 數值則回升到0.337,相較于恢復期初提高了116.03%.可見AOB 在活性恢復速率方面的優勢在恢復3d 后達到最大,恢復4d 時這一優勢有所減小,而恢復5d 后NOB 的恢復速率開始反超AOB.

綜合考量AOB 與NOB 的衰減與恢復情況,3d饑餓+3d 恢復能夠有效擴大交替饑餓條件下系統中AOB 的競爭優勢,基于此,本研究采用交替饑餓周期為3d 的策略,以期取得最佳處理效果.

2.2 脫氮性能分析

AOB 與NOB 處在好氧饑餓條件下,由于底物供應不足,兩種硝化菌只能通過自體氧化得到正常生長生活所需的能量,以此維持細胞的生命活動,然而這種行為將導致細胞活性加速衰減[11].此外,在饑餓條件下,微生物自身將進行饑餓生存反應(SSR),該反應也被稱作緊迫反應,將導致微生物活性降低[12].因此為探究饑餓期不同 DO 濃度對系統的影響,R1～R4 的DO 濃度設置分別為(1±0.5),(2±0.5),(3±0.5),(4±0.5)mg/L,R1、R2 組成第Ⅰ組反應器,第Ⅱ組反應器由R3、R4 組成,接種污泥后S1 階段進行了20d 的連續運行,S2 階段開始進入交替饑餓/恢復運行階段,反應器運行過程中NH4+-N、NO2--N、NO3--N、ARE 以及NAR 的變化情況如圖2所示.

圖2 反應器脫氮性能Fig.2 Denitrification performance in the reactor

如圖2a所示第Ⅰ組反應器在S1 階段的脫氮性能較為穩定,平均ARE 穩定在66.57%,出水中平均NO2--N 濃度僅為2.23mg/L,平均NO3--N 濃度高達29.31mg/L,這也導致平均NAR 僅為7.11%,整體脫氮性能較差,可見S1階段污泥中NOB活性處于較高水平,這是由于接種污泥中NOB 的生物量及活性較高,并且S1 階段并未采取NOB 抑制策略,導致NOB大量增殖.S2 階段開始進行交替饑餓/恢復,第21～23dR1 運行,R2 饑餓,第24～26d 期間R2 運行,R1 饑餓,并以此模式交替運行,交替周期為3d.第21d 開始脫氮性能出現大幅度變化,出水NH4+-N 濃度提高至33.45mg/L,ARE 降至51.05%,出水NO3--N 濃度則降至20.93mg/L,這表明進行3d 的饑餓后AOB 與NOB的活性均受到明顯抑制,隨后2d 內ARE 與出水NO3--N 濃度逐步提高,而NRE 則有明顯的提高,第21～23d的平均NRE達到26.81%.隨著反應器的運行,第Ⅰ組反應器的ARE 進一步下降并且波動幅度較大,第36dARE 降至最低值42.27%,此時的NAR 則達到80%以上,表明雖然AOB 受到一定影響,但NOB 活性得到了更大程度的抑制.此后NH4+-N 去除能力逐步恢復,ARE 開始逐漸提高,并且波動幅度有所減小,最終出水NH4+-N 濃度約為30mg/L,ARE達到55.57%,可能是由于AOB 逐漸適應了交替饑餓/恢復的運行模式,活性有所提高.運行70d 后出水中的NO2--N 則逐漸提升至26.68mg/L,NAR 提高至84.43%,而出水中的NO3--N逐步降低,第70d已降至4.92mg/L,這表明連續的交替饑餓/恢復操作對NOB的影響更大,而AOB 所受影響較小,所以實現了NO2--N 的積累,有研究指出,AOB 的飽食饑餓特性使其能夠經受溶解氧周期性的變化,逐漸成為優勢菌群[13],這與2.1 節的批次實驗結果一致.

如圖2b所示第Ⅱ組反應器在S1 階段的脫氮性能與S1 較為相似,平均ARE 和NAR 分別為65.35%和7.38%,NOB 活性較高.進入S2 階段以后開始采用周期為3d 的交替饑餓/恢復運行模式,第21d 脫氮性能變化幅度最為劇烈,出水NH4+-N 濃度提高至33.45mg/L,ARE 下降至52.38%.隨著反應器的運行,ARE 在第43d 下降至最低值39.06%,而后ARE開始逐漸恢復,第70d 恢復至55.55%,相對于第Ⅰ組反應器,第Ⅱ組反應器ARE 降低幅度更大,并且最終的ARE 也低于第Ⅰ組反應器,分析原因,這可能是由于第Ⅱ組反應器在饑餓期的 DO 濃度相對更高,AOB 的活性受到影響更大.出水中的NO2--N 逐步提高,但提高幅度小于第Ⅰ組反應器,最終達到23.63mg/L,而出水中的NO3--N濃度從第21d開始逐步降低,第40d 出水NO3--N 濃度已降至5mg/L 以下,第70d 出水中幾乎不含有NO3--N.經過70d 的運行第Ⅰ組反應器的NAR 提高至95.97%,對比第Ⅰ組與第Ⅱ組反應器的NAR 變化情況,發現第Ⅰ組反應器的NAR 能夠在更短時間內達到峰值,此后基本趨于穩定,而第Ⅱ組反應器的NAR 則整體呈上升趨勢,且最終能夠實現的NAR 更高.

對比不同反應器的脫氮性能,經過70d 運行后R1～R4 的ARE 分別為57.67%、55.57%、51.97%、47.43%,NAR 分別達到73.36%、84.43%、91.21%、95.97%,可見隨著饑餓期DO 濃度的提高,NAR 隨之提高而ARE則隨之下降,相對而言NAR的變化幅度更大,因此犧牲部分ARE以取得較好的NOB抑制效果是可行的.整體而言,經過70d 的交替饑餓/恢復運行,成功實現了PN 反應器內NOB 的抑制與AOB 的活性保留.

2.3 污泥特性變化

2.3.1 污泥濃度及生物量變化 混合液懸浮固體濃度MLSS、混合液揮發性懸浮固體濃度MLVSS與f 值(MLVSS/MLSS)可以反映污泥濃度與生物量[13].為明晰整個運行過程中的污泥的生物量及沉降性能變化,每10d 對反應器中的污泥進行一次MLSS 和MLVSS 的測量,并計算出f 值(MLVSS/MLSS),結果如圖3所示.

圖3 運行過程中MLSS、MLVSS 及f 的變化Fig.3 Variation of MLSS,MLVSS and f during operation

反應器R1～R4 接種污泥MLSS 均為3095mg/L,MLVSS 均為2346mg/L,f 值均為0.76.4 個反應器在前20d 均處于連續運行階段,由于接種污泥與培養條件一致,所以R1～R4 的MLSS 與MLVSS 均有小幅度提高.如圖3a所示,R1 第21d 開始進入交替饑餓/恢復運行階段,第30d MLSS、MLVSS 分別下降至2778,1905mg/L,第31～50d MLSS 與MLVSS 繼續下降但下降幅度有所減小,第50d 分別降至最低值2537,1758mg/L,這可能是因為饑餓環境使微生物進入內源呼吸期,出現裂解與死亡,從而導致了污泥濃度與生物量的下降[15].第50d 開始MLSS 與MLVSS停止下降并有小幅度的回升,最終分別達到2642,1881mg/L,可見反應器中的微生物可以逐漸適應交替饑餓/恢復的運行條件.如圖3b所示R2 中MLSS與MLVSS 的變化趨勢與R1 較為相似,但MLSS 與MLVSS 的下降幅度更大,最低值分別降至2315,1586mg/L,隨后基本趨于穩定.R1 的f 值在第40d 降至最低0.67,隨后逐步提高至0.71,R2 的f 值則在第50d 降至最低0.67,第70d 提高至0.68,二者的變化趨勢均為先急劇下降而后小幅度回升,但相對于R1,R2 中的生物量下降幅度更大.

如圖3c所示R3 在進入交替饑餓/恢復階段后,前10d 同樣出現了大幅度的污泥減量情況,MLSS 與MLVSS 分別降至2513,1755mg/L,而后下降幅度有所減緩,運行后期基本趨于穩定,最終 MLSS 與MLVSS分別為2283,1533mg/L.如圖3d所示,相對而言R4 的污泥減量情況最為嚴重,經過70d 的運行,MLSS 與MLVSS 分別僅為2023,1304mg/L.R3 的f 值曲線走勢為先小幅度提高而后急劇下降,最終趨于平穩,第70d f 值為0.67,而R4 的f 值曲線走勢則為先小幅度提高,而后持續下降,第70d f 值為0.64.這可能是由于除了污泥內源呼吸自身分解以外,還存在污泥流失現象,即饑餓期DO 較高導致部分絮狀污泥的持留能力減弱,繼而隨出水流失[16].李冬等[17]指出,隨著顆粒中AOB 的生長,NOB 可能更喜歡在絮狀污泥中進行生長和代謝,同樣,Zhang 等[18]也提出NOB 更有可能存在于無傳質限制的絮狀污泥中.因此絮狀污泥的部分流失可能也是系統中NOB 受到抑制的原因.

綜上所述,R1、R2 的污泥減量情況經過一段時間的適應后能夠停止并且有小幅度的回升,而R3 的污泥減量情況經過適應后能夠趨于穩定,R4 的污泥則持續流失.因此交替饑餓/恢復的運行方式雖然不可避免發生污泥的減少,但在相對較低的饑餓期DO條件下仍然能夠保持足夠的生物量,可以應用于長期運行.

2.3.2 污泥粒徑變化 如圖4所示,在反應器運行期間,每10d 對污泥粒徑進行測定,R1～R4 的接種污泥粒徑分別為124.48,122.46 124.16,118.27μm.如圖4a所示,R1 與R2 的粒徑在連續運行的S1 階段穩步提高,第20d 分別提高至140.54,145.33μm,進入S2階段以后粒徑的增長速度開始加快,其中R1 至第60d 粒徑增長開始減慢,第70d 粒徑達到190.69μm,Vlaeminck 等[19]指出,由于微生物的生長,小顆粒會生長成大顆粒,R2 的粒徑呈現持續的小幅度增長趨勢,最終粒徑達到197.56μm.由于在出水中觀察到了絮狀污泥的流失現象,因此本研究認為粒徑相對較小的絮狀污泥在面對饑餓/恢復的環境時適應能力較差,活性下降,沉降性能惡化而隨出水流失,進而造成了反應器內污泥粒徑小幅度上升的現象,這也解釋了2.3.1 節中污泥濃度降低的原因.

圖4 運行過程中污泥粒徑變化Fig.4 Variation of particle size changes during operation

如圖4b所示,R3 與R4 的粒徑在S1 階段同樣有小幅度提高,第20d 分別為144.54,153.33μm,R3 的粒徑增長幅度在第20～30d 增長幅度最大,第30d 粒徑迅速提高至176.89μm,此后增長幅度有所減小,第70d 粒徑達到207.69μm.而R4 的粒徑在第40d 達到最大值197.42μm,而后粒徑開始減小,運行至第70d粒徑降至153.56μm.污泥粒徑下降的原因可能為饑餓環境的細胞為維持生命活動分解了可生物降解的EPS,導致部分顆粒污泥結構不穩定而裂解為粒徑更小的絮凝體[20].這說明交替饑餓/恢復的運行模式可以對PN 污泥進行篩選,將沉降性能好的污泥留在反應器內而逐漸排除沉降性能較差的絮體,這對系統的運行來說是有利的,但饑餓期DO 濃度不宜設置過高,否則將加劇污泥的解體與流失進而造成負面影響.

2.3.3 污泥EPS 變化 EPS 是微生物通過新陳代謝方式分泌出的高分子聚合物[21].在細胞外部聚集形成凝膠狀物質,從而形成保護層以抵制來自外界環境的壓力變化,同時可作為微生物在不利條件下的備用能量來源,蛋白質和多糖是其主要成分.反應器內的EPS 含量是產生與消耗的綜合表征[22].接種污泥中蛋白質、多糖、EPS 分別為38.17,15.20,53.37mg/g,蛋白質/多糖為2.51.

如圖5a所示,在S1 階段,R1 反應器中的污泥處于相對穩定的條件,此時微生物逐漸適應外界環境,EPS 增長速度緩慢[23].進入S2 階段以后,蛋白質、多糖都有不同程度的提高,蛋白質與多糖含量在第70d 分別提高至50.71,19.52mg/g,EPS 總量提高至70.23mg/g,第70d 蛋白質/多糖為2.60,運行過程中蛋白質/多糖有一定的波動但是總體變化不大.有研究指出,這些EPS 對于維持顆粒污泥的結構強度非常重要[24].如圖5b所示,R2 反應器中的污泥在S2 階段同樣呈現上升的趨勢,但增長幅度小于R1,第50d 基本達到穩定,蛋白質與多糖含量在第50d 分別提高至50.66,19.52mg/g,EPS 總量提高至70.23mg/g,最終蛋白質與多糖與EPS 含量分別達到46.68,18.77,65.45mg/g.這是由于污泥在饑餓、恢復環境下多次交替運行,這可能會刺激微生物為抵御環境的不斷變化而分泌更多的EPS,從而導致長期運行下EPS含量升高[25].

圖5 運行過程中污泥EPS 變化Fig.5 Variation of EPS changes during operation

R3 反應器中污泥EPS 變化如圖5c所示,進入S2 階段以后蛋白質與多糖含量逐步提高,經過70d的運行蛋白質、多糖與EPS 含量分別達到53.71,16.12,69.83mg/g,第70d 蛋白質/多糖提高至3.33,可見蛋白質的增長速率明顯快于多糖,這表明交替饑餓/恢復運行方式對污泥EPS 的影響主要體現在蛋白質含量方面,較高的蛋白質質量分數也有利于維持污泥聚集體的結構穩定[26].如圖5d所示,R4 在第70d 蛋白質、多糖與EPS 含量分別為43.68,16.77,60.45mg/g,可見相較于其他反應器R4 的EPS 增長幅度最小,這可能是因為可生物降解的EPS 可作為饑餓條件下的能量來源,較高的饑餓期DO 條件使微生物分解EPS 的速率進一步提高并逐漸接近微生物在運行期的恢復速率[27],這與污泥粒徑變化分析結果相一致.因此,交替饑餓/恢復的運行模式能夠逐漸改變污泥EPS 的含量與成分比例,提高污泥結構穩定性,以避免外界不利環境對微生物產生影響.

3 結論

3.1 饑餓處理在降低NOB 活性的同時,也同樣抑制了AOB 的活性,AOB 的活性在饑餓初期衰減較慢,第3d AOB 仍保留著饑餓前64.38%的底物降解速率,而NOB 的底物降解速率則相對下降更快,第3d 僅為饑餓前的58.05%,運行期AOB 的底物降解速率增長表現為先快后慢,而NOB 則呈現逐漸加快的趨勢,因此3d的交替周期能夠有效抑制系統中NOB 的活性.

3.2 經過70d 的運行R1～R4 的ARE 分別達到57.67%、55.57%、51.97%、47.43%,NAR 分別達到73.36%、84.43%、91.21%、95.97%,可見隨著饑餓期DO 濃度的提高ARE 會受到一定影響,但NAR 得以大幅度提高,實現了有效的NO2--N 積累.

3.3 交替饑餓模式會對污泥濃度產生影響,隨著饑餓期DO 濃度的提高,污泥濃度的下降幅度也隨之提高,但經過一段時間的適應以后污泥濃度基本趨于穩定.交替饑餓/恢復的運行模式可以對PN 污泥進行篩選,將沉降性能好的污泥留在反應器內而逐漸排除沉降性能較差的絮體,經過70d 的運行R1～R4 的粒徑分別為 190.69,197.56,207.69,153.56μm.污泥EPS 的含量在交替饑餓/恢復運行模式下保持增長趨勢,PN/PS 比例的變化使污泥結構穩定性提高,避免了外界不利環境對微生物產生影響.