序批式活性污泥法(SBR)工藝由于具有生化反應(yīng)推動力大, 脫氮除磷效果好, 耐沖擊負荷強, 工藝簡單, 運行方式靈活和防止污泥膨脹等優(yōu)點, 已成為污水生物脫氮的主流工藝之一.胞外聚合物(extracellular polymeric substance, EPS)是在一定環(huán)境條件下由微生物(主要是細菌), 分泌于體外的一些高分子聚合物.主要成分與微生物的胞內(nèi)成分相似, 是一些高分子物質(zhì), 如蛋白質(zhì)(PN)、多糖(PS)和核酸(DNA)等聚合物. EPS普遍存在于活性污泥絮體內(nèi)部及表面, 具有重要的生理功能, 可將環(huán)境中的營養(yǎng)成分富集, 通過胞外酶降解成小分子后吸收到細胞內(nèi), 還可以抵御殺菌劑和有毒物質(zhì)對細胞的危害[2, 3].根據(jù)EPS空間位置不同, 分為緊密附著在細胞壁上的孢囊聚合物——緊密型EPS(TB-EPS)和以膠體和溶解狀態(tài)松散于液相主體中的黏性聚合物——松散型EPS(LB-EPS).國內(nèi)外學(xué)者研究表明, 溫度對生物脫氮效果和EPS產(chǎn)量均有重要影響, 該方面研究總結(jié)為以下3個方面：① 單一研究溫度對生物脫氮效果的影響.汪志龍以合成廢水為研究對象, 以丙酸鈉作為單一碳源, 分別設(shè)置溫度為5、15、25、35℃的4組序批式反應(yīng)器考察了溫度對單級好氧工藝生物脫氮除磷性能的影響. Guo等在5~30℃條件下, 研究了同時氮化和脫硝(SBR-SND)順序間歇反應(yīng)器的性能. Hendrickx等采用UASB, 以實際生活污水為研究對象, 探究了10℃和20℃條件下氮的去除. ② 單一考察了溫度對EPS產(chǎn)量及組分的影響.張寶良等研究了3種溫度(-20℃, 室溫, 4℃)條件下, 市政污水污泥、可樂廢水好氧污泥和可樂廢水厭氧污泥3種污泥的EPS產(chǎn)量. Song等研究了常溫(28℃)和低溫(10℃)條件下EPS產(chǎn)量對活性污泥脫水性能的研究. Gao等研究了在30、20和10℃條件下, EPS在膜污染中的作用. ③ 同步研究了溫度對生物脫氮效能及EPS的影響.張?zhí)m河等考察了4種溫度(10±2)、(17±2)、(22±2)、(30±2)℃對A2O工藝脫氮速率及胞外聚合物的影響, 隨著溫度的升高, 總氮(TN)和COD去除速率逐漸上升, EPS質(zhì)量濃度先降低后升高.宋成康等研究了溫度降低對厭氧氨氧化脫氮效能及污泥EPS的影響, 在溫度33℃→25℃→20℃→15℃范圍內(nèi), EPS總含量及各組分均與溫度成負相關(guān).在生物脫氮過程中, 活性污泥是實現(xiàn)氮去除的功能主體, EPS是活性污泥的重要組成部分.因此, 同步考察溫度對生物脫氮效能和EPS的影響, 可深入解析基于微生物EPS變化角度揭示生物脫氮本質(zhì).此外, 相關(guān)報道大多基于短期實驗獲得研究結(jié)果, 因此較難反映溫度對EPS變化長期影響規(guī)律, 難以獲得準(zhǔn)確的EPS與生物脫氮相關(guān)性.
基于上述研究背景, 本文主要研究低溫(15℃)、中溫(25℃)和高溫(35℃)這3種條件下, SBR生物動態(tài)脫氮效果、硝化反應(yīng)類型、活性污泥中EPS及各組分的特性變化規(guī)律, 揭示溫度對兩者的長期同步影響, 并建立生物脫氮過程與EPS變化的相關(guān)性.
1 材料與方法 1.1 實驗裝置、廢水特性及接種污泥
實驗裝置主要包括SBR反應(yīng)器(內(nèi)、外徑分別為14 cm和15 cm, 有效容積為5 L)和自動控制系統(tǒng)(水溫自動控制系統(tǒng)和過程控制系統(tǒng))兩部分組成.通過水溫自動控系統(tǒng)以維持SBR反應(yīng)器運行溫度.借助于過程控制系統(tǒng)[以溶解氧(DO)、pH和氧化還原電位(ORP)為控制參數(shù)]準(zhǔn)確指示生化反應(yīng)進程.
實驗用水采用人工模擬廢水, 廢水成分主要包括：NH4Cl(115 mg·L-1), CH3COONa(385 mg·L-1), KH2PO4(26 mg·L-1)和微量元素濃縮液.微量元素主要包括：MgSO4·7H2O(5.07 mg·L-1), MnSO4·4H2O(0.31 mg·L-1), FeSO4·7H2O(2.49 mg·L-1), CuSO4(0.25 mg·L-1), Na2MoO4·2H2O(1.26 mg·L-1), ZnSO4·7H2O(0.44 mg·L-1), NaCl(0.25 mg·L-1), CaSO4·2H2O(0.43 mg·L-1), CoCl2·6H2O(0.41 mg·L-1), EDTA(1.88 mg·L-1), 每升廢水加入1mL微量元素, 廢水水質(zhì)見表 1.接種污泥取自甘肅省蘭州市七里河安寧區(qū)污水處理廠生物循環(huán)曝氣池工藝好氧段活性污泥, 該污水主要處理七里河區(qū)和安寧區(qū)的生活污水(60%~70%)和啤酒廢水(30%~40%).
表 1 模擬廢水水質(zhì)
1.2 實驗方案
本實驗開始前, 為強化接種污泥的脫氮性能, 對該接種污泥進行20 d培養(yǎng)馴化, 獲得穩(wěn)定脫氮效果后進行連續(xù)實驗.污泥馴化結(jié)束后, 均分入3個運行溫度分別為15、25和35℃的SBR反應(yīng)器(分別表示為：R15℃、R25℃和R35℃).利用恒溫循環(huán)水浴池維持反應(yīng)器內(nèi)混合液溫度.反應(yīng)器每個運行周期包括瞬時進水、曝氣、缺氧攪拌、沉淀排水和閑置5個階段.具體運行參數(shù)見表 2.
表 2 3個SBR反應(yīng)器運行條件
1.3 檢測項目與方法
氨氮(NH4+-N), 納氏試劑比色法; 硝態(tài)氮(NO3--N), 麝香草酚法; 亞硝態(tài)氮(NO2--N), N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; COD, COD快速測定儀法.胞外聚合物(EPS)：分光光度法.取10 mL泥水混合液, 采用改良型熱提取法提取EPS, 其中蛋白質(zhì)(PN)采用考馬斯亮藍法, 以牛血清白蛋白作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì); 多糖(PS)采用苯酚-硫酸法, 以葡萄糖作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì); 核酸(DNA)采用紫外吸收法.污泥濃度：混合液懸浮固體(MLSS)和混合液揮發(fā)性懸浮固體(MLVSS), 濾紙重量法.此外, pH值、DO和溫度(T)采用WTW-Multi 3420測定儀監(jiān)測.
2 結(jié)果與討論 2.1 溫度對SBR生物脫氮效能的影響
溫度是生物脫氮過程重要的影響因素之一, 本質(zhì)在于溫度直接影響微生物的活性, 進而間接體現(xiàn)在生化反應(yīng)速率、氮去除速率和硝化反應(yīng)類型等方面的變化. 圖 1表明3種溫度條件下, 氨氮去除率, 硝化反應(yīng)速率和亞硝積累率的變化規(guī)律.從圖 1(a)可以看出, 整個實驗過程中, 進水NH4+-N濃度維持25.6~37.2 mg·L-1之間(平均值為29.5 mg·L-1±2.8 mg·L-1). R15℃、R25℃和R35℃出水NH4+-N濃度分別為0~9.7 mg·L-1(平均值為0.9 mg·L-1±1.8 mg·L-1), 0~8.8 mg·L-1(平均值為0.7 mg·L-1±1.8 mg·L-1)和0~10.6 mg·L-1(平均值為1.0 mg·L-1±2.2 mg·L-1), 相應(yīng)的去除率平均值分別為96.9%、98.3%和96.6%.實驗3種溫度條件下, SBR反應(yīng)器均實現(xiàn)了較高的NH4+-N去除率, 獲得了較充分的NH4+-N去除效果, 汪志龍的研究中, 15、25和35℃條件下SBR反應(yīng)器NH4+-N平均去除率分別為98.9%、99.9%和99.5%, NH4+-N去除效果與本實驗結(jié)果幾乎一致.郭寧等研究結(jié)果顯示15℃條件下, SBR反應(yīng)器運行初期NH4+-N濃度為260.9 mg·L-1, 當(dāng)反應(yīng)進行至240 min, NH4+-N濃度降至176.5 mg·L-1, NH4+-N去除率僅為32%.筆者認為原因在于反應(yīng)過程中每種溫度條件下SBR系統(tǒng)提供了充足的反應(yīng)時間, 因此, 本實驗控制條件下, 在反應(yīng)時間足夠的前提下, 溫度不會影響SBR系統(tǒng)NH4+-N去除率.
圖 1
圖 1 SBR反應(yīng)器內(nèi)氨氮去除效果、硝化速率和硝化反應(yīng)類型的變化
硝化反應(yīng)速率是衡量SBR系統(tǒng)脫氮效率的重要方面, 本實驗研究過程中, R15℃、R25℃和R35℃系統(tǒng)的硝化反應(yīng)速率分別為(3.2±0.26)、(4.3±0.47) 和(7.9±0.86) mg·(g·h)-1, 可見隨著溫度升高, 硝化反應(yīng)速率顯著增高[圖 1(b)], 與高景峰等研究結(jié)果是一致的. 圖 1(c)描述了SBR系統(tǒng)內(nèi)亞硝態(tài)氮積累率(NiAR)的變化, 以此反映硝化過程中氮形態(tài)(NH4+-N、NO3--N、NO2--N)的轉(zhuǎn)化規(guī)律.對于R15℃反應(yīng)器, 硝化結(jié)束時, NiAR值為2.0%±2.98%, 表明該溫度條件下, 硝化結(jié)束時, NO3--N是主要硝化產(chǎn)物, 也就是說, 98%以上的NH4+-N被氧化成NO3--N, 因此, NH4+-N通過全程生物脫氮途徑去除.對于R25℃系統(tǒng), 在第1~55周期內(nèi), 硝化結(jié)束時NiAR的平均值為1.3%±1.77%, 表明此階段SBR系統(tǒng)為全程硝化.從第55周期開始, NiAR逐漸增加, 在第78周期時, NiAR達到了23.1%, 表明R25℃系統(tǒng)處于全程硝化向短程硝化逐步轉(zhuǎn)化的過程.因此, 對于R25℃系統(tǒng), NH4+-N去除基于全程生物脫氮和短程生物脫氮兩種途徑完成的.對于R35℃系統(tǒng), 從第9周期以后, NiAR開始逐漸增加, 到第55周期時, NiAR達到了97.0%, 此后始終穩(wěn)定在96.4%左右, 表明系統(tǒng)已經(jīng)實現(xiàn)了穩(wěn)定的短程硝化.所以, 對于R35℃系統(tǒng), NH4+-N通過短程生物脫氮途徑實現(xiàn)去除.
通過R15℃、R25℃和R35℃系統(tǒng)硝化類型的轉(zhuǎn)變可以發(fā)現(xiàn), 溫度對硝化類型具有明顯影響.通常認為20℃是實現(xiàn)短程硝化的臨界溫度.然而, 也有一些學(xué)者在低溫( < 20℃)條件下實現(xiàn)了短程生物脫氮.針對短程硝化, 雖然目前尚未形成統(tǒng)一規(guī)范的溫度界限, 但普遍的共識是, 高溫是實現(xiàn)和維持短程硝化強有力因素.原理在于：高溫條件下( > 20℃), 氨氧化細菌(AOB)增殖速率高于亞硝酸鹽氧化細菌(NOB)增殖速率, AOB成為系統(tǒng)內(nèi)優(yōu)勢硝化菌屬, 導(dǎo)致亞硝酸鹽積累.
2.2 溫度對EPS, LB-EPS和TB-EPS含量影響
EPS是微生物在生長過程中分泌的黏性物質(zhì), 是微生物的新陳代謝產(chǎn)物.因此, 對于活性污泥生物脫氮系統(tǒng), 溫度是影響微生物生長過程的重要環(huán)境條件, 顯著影響微生物的新陳代謝過程, 因而溫度會對微生物EPS產(chǎn)量及其組分產(chǎn)生影響.本部分實驗主要考察了溫度對活性污泥中EPS含量影響. 圖 2為R15℃、R25℃和R35℃系統(tǒng)硝化過程EPS、LB-EPS和TB-EPS的變化規(guī)律(其中EPS為LB-EPS和TB-EPS加和).從圖 2(a)~2(c)可以看出, 每種溫度條件下, EPS, LB-EPS和TB-EPS含量均呈現(xiàn)出一定的波動性.在15℃、25℃和35℃條件下, TB-EPS分別占EPS總量的79.0%±6.7%、77.9%±5.9%、70.7%±8.9%, LB-EPS占EPS總量的20.9%±6.7%、22.1%±5.9%、29.3%±8.9%, 且TB-EPS為LB-EPS的4.4±2.4、4.0±2.2、2.8±1.8倍, 因此, TB-EPS是EPS重要的組成部分. 圖 2(d)反映了3種溫度條件下, EPS, LB-EPS和TB-EPS含量的對比.當(dāng)溫度由15℃上升至35℃時, 隨著溫度的升高, EPS和TB-EPS含量均呈現(xiàn)下降趨勢, 而LB-EPS含量逐漸升高.由于EPS主要來源于微生物細胞新陳代謝過程中產(chǎn)生或污水中攜帶的PS和PN, 以及微生物細胞自溶產(chǎn)生的DNA.結(jié)合了相關(guān)研究及實驗數(shù)據(jù)兩方面, 推斷得到本實驗15℃低溫條件下(低于微生物正常生長的20℃), 微生物增殖速率較低, 大量細胞出現(xiàn)自溶, 釋放出大量的EPS, 導(dǎo)致EPS含量增加.另一方面, 本實驗長期低溫條件, 使得微生物產(chǎn)生持久應(yīng)激反應(yīng), 在生長過程中分泌大量代謝產(chǎn)物, 引起EPS含量增加.對于較高溫度(25℃和35℃)條件下, EPS含量降低的原因主要在于：① 溫度升高使得微生物獲得了適宜的生長環(huán)境條件, 生長速率加快, 新陳代謝活動增強, 細胞分泌的高分子聚合物增多, 導(dǎo)致EPS含量增加; ② 溫度升高也使得細胞自溶數(shù)量減少, 由細胞自溶釋放出的EPS減少; 基于實驗數(shù)據(jù)和文獻資料, 筆者推測, 此過程中細胞自溶產(chǎn)生的EPS含量占主導(dǎo)地位, 總體表現(xiàn)為EPS含量減少.
圖 2
圖 2 不同溫度條件下, EPS, LB-EPS和TB-EPS含量的變化規(guī)律
關(guān)于溫度對EPS含量的影響, 研究者獲得的結(jié)論也不盡相同, 主要包括以下幾方面：① 隨著溫度的升高, EPS含量先降低, 后升高.張?zhí)m河等[11]采用A2O工藝處理模擬生活污水, 當(dāng)溫度從10℃±2.0℃上升至22℃±2.0℃時, EPS及其組分的含量逐漸降低.當(dāng)溫度從22℃±2.0℃繼續(xù)增加到30℃±2.0℃時, EPS及其組分的含量逐漸升高.周健等[22]的研究發(fā)現(xiàn), 當(dāng)溫度由10℃升至15℃時, EPS, DNA及PN含量均降低, 當(dāng)溫度由15℃繼續(xù)升高到30℃時, EPS和PS含量明顯增加, 但DNA和PN的增加量不顯著. ② 溫度與EPS的產(chǎn)量無顯著的相關(guān)性. Tseng等[24]的研究認為溫度與EPS的產(chǎn)量無顯著的相關(guān)性. ③ EPS含量與溫度呈負相關(guān). Wilén等[25]發(fā)現(xiàn)實際活性污泥處理工藝, 在冬季, 活性污泥EPS含量高于夏季, 并且EPS、PS、PN和腐殖酸的產(chǎn)量均與溫度呈負相關(guān).宋成康等[7]研究了厭氧氨氧化污泥EPS與溫度的關(guān)系, 在33~15℃溫度范圍內(nèi), 隨著溫度的降低, EPS及其組分的含量均升高, 表現(xiàn)出與溫度呈負相關(guān)的趨勢.
這里需要指出的是：本實驗過程中, 隨著溫度升高, EPS和TB-EPS與溫度呈負相關(guān), 與宋成康等[7]和Wilén等[25]的研究結(jié)果是一致的, 且擬合方程為：y=-1.31x+80.19和y=-2.05x+65.12, 而LB-EPS與溫度呈正相關(guān), 與文獻[7, 25]的研究結(jié)果是相反的, 且擬合方程為：y=0.75x+15.07[圖 2(d)和表 3].
表 3 溫度對EPS, TB-EPS和LB-EPS含量影響擬合曲線
2.3 溫度對EPS, TB-EPS和LB-EPS中各組分含量影響
圖 3和表 4為3種溫度條件下, EPS, TB-EPS和LB-EPS中的PN, PS和DNA含量.可以清楚地反映出兩方面實驗現(xiàn)象：① 3種溫度條件下, EPS[圖 3(a)], TB-EPS[圖 3(b)]和LB-EPS[圖 3(c)]中的PN、DNA含量變化趨勢幾乎相同, 即15℃和25℃條件下, PN和DNA在EPS, TB-EPS和LB-EPS含量幾乎保持不變, 但當(dāng)溫度升高至35℃時, PN和DNA含量顯著降低. ② 對于PS, 其在EPS和LB-EPS含量變化趨勢相似, 即15℃和25℃條件下, PS含量略微降低, 在35℃時, PS含量明顯增加. PS在TB-EPS的含量隨著溫度的升高逐漸降低, 即27.3 mg·g-1(15℃)→25.4 mg·g-1(25℃)→24.3 mg·g-1(35℃).基于上述2方面實驗結(jié)果, 筆者發(fā)現(xiàn)35℃是EPS, TB-EPS和LB-EPS中各組分含量的重要折點, 主要原因可能在于：在15℃和25℃溫度條件下, SBR系統(tǒng)處于全程生物脫氮過程[圖 1(c)], 異養(yǎng)菌、氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌共存于活性污泥體系.在35℃條件下的SBR系統(tǒng), 為短程生物脫氮過程[圖 1(c)], 異養(yǎng)菌和氨氧化菌是活性污泥中的主導(dǎo)微生物.因此, 不同溫度條件引起微生物菌群差異, 進而導(dǎo)致活性污泥中的PN, PS和DNA含量有所不同. 圖 3(d)和表 4反映了3種溫度條件下, EPS, TB-EPS和LB-EPS中各組分的比例大小.可以看出, 在15℃和25℃時, PN是EPS, TB-EPS和LB-EPS中的主要成分, 其次為PS, DNA最少, 尤其在LB-EPS中, PN占LB-EPS總量的80%左右.而在35℃時, PS是EPS和TB-EPS中的主要成分(占51%和48%), 其次為PN(占43%和44%), DNA最少(占6%和8%), 在LB-EPS中, PS和PN作為主要成分, 比例均為49%, DNA僅僅占2%.實驗過程中發(fā)現(xiàn), 隨著溫度的改變, PN和PS在反應(yīng)過程中變化較大, DNA含量始終維持在2%~10%相對穩(wěn)定的范圍內(nèi).在EPS組分中, 較容易被微生物利用的PN和PS在反應(yīng)過程中被微生物降解利用, 同時細胞代謝不斷產(chǎn)生, 兩種組分共占EPS、TB-EPS和LB-EPS總量的90%~98%, 是EPS的重要成分.
圖 3
圖 3 EPS組分含量變化規(guī)律
表 4 EPS組分的含量及所占比例(mg·g-1)
2.4 有機物、氮、EPS及其組分在SBR典型周期內(nèi)的變化規(guī)律
圖 4表明了3種溫度條件下, SBR系統(tǒng)典型周期內(nèi)有機物、氮、EPS及其各組分的變化規(guī)律.硝化反應(yīng)過程, 隨著反應(yīng)進行, COD和NH4+-N濃度逐漸降低, NOx--N濃度逐漸升高.反硝化反應(yīng)過程, COD作為電子供體被利用, NOx--N被還原成氮氣, 兩者濃度均逐漸降低.從EPS及其各組分濃度變化曲線可以看出, 15℃時硝化反應(yīng)過程EPS、TB-EPS、PN、PS和DNA均隨著反應(yīng)進行不斷升高, 反硝化反應(yīng)過程各指標(biāo)逐漸降低, 反硝化結(jié)束后, 系統(tǒng)進入?yún)捬蹼A段, EPS及其各組分由于細胞自溶導(dǎo)致濃度升高. 25℃時硝化反應(yīng)過程EPS及其各組分均表現(xiàn)出顯著降低, 后明顯升高的趨勢.反硝化反應(yīng)過程EPS、LB-EPS、PN、PS和DNA逐漸降低, TB-EPS逐漸增加, 進入?yún)捬蹼A段后, EPS及其各組分濃度升高. 35℃時硝化反應(yīng)過程EPS及其各組分略微降低, 而后增加.而TB-EPS濃度先降低, 后增加, 再降低的變化趨勢.反硝化反應(yīng)過程, EPS、TB-EPS及其各組分均呈現(xiàn)輕微增加的趨勢. 3種溫度條件下, 反應(yīng)過程中EPS及其組分的變化規(guī)律具有一定的差異, 分析原因可能在于不同溫度導(dǎo)致微生物活性、種類、新陳代謝過程、細胞分泌物和細胞自溶程度的差異引起的.需要指出的是, PN和PS在反應(yīng)過程中濃度不斷變化, 被微生物降解或細胞代謝產(chǎn)生.表明PN和PS更容易被微生物利用, 而DNA濃度始終維持相對穩(wěn)定, 較難被微生物利用.
圖 4
圖 4 SBR典型周期內(nèi)有機物、氮、EPS及其組分的變化規(guī)律
3 結(jié)論
(1) 溫度對生物脫氮硝化類型和反應(yīng)速率具有重要影響.高溫條件有利于短程硝化的實現(xiàn), 并獲得較高的硝化速率.
(2) 溫度對EPS、LB-EPS和TB-EPS含量具有一定影響.隨著溫度升高, 三者均呈現(xiàn)逐漸降低趨勢.此外, EPS以TB-EPS為主(占69.0%~79.5%), 隨著溫度升高, TB-EPS含量逐漸降低, LB-EPS含量卻逐漸上升(20.5%~31%), 導(dǎo)致TB-EPS/LB-EPS比值逐漸減小, 介于2.2~3.8之間.具體參見污水寶商城資料或http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
(3) 溫度對EPS中PN、DNA和PS含量產(chǎn)生明顯影響. PN和DNA在EPS、TB-EPS和LB-EPS中含量隨溫度升高而降低. PS在EPS和LB-EPS中含量隨著溫度升高而增加, 在TB-EPS中含量逐漸降低.此外, 15℃和25℃時, PN是EPS、TB-EPS和LB-EPS的主要成分. 35℃時, EPS和TB-EPS主要成分是PS, LB-EPS主要成分是PS和PN, 比例均為49%.
(4) 不同溫度條件下, EPS及其各組分在生物脫氮過程的變化規(guī)律表現(xiàn)出一定差異性. 15℃時, EPS及其各組分呈現(xiàn)逐漸增加(硝化反應(yīng)過程), 而后逐漸降低的趨勢(反硝化過程). 25℃和35℃時, EPS及其各組分呈現(xiàn)先降低、后升高(硝化反應(yīng)過程), 再輕微升高的趨勢.
