序批式活性污泥法(SBR)工藝具有生化反應(yīng)推動力大, 脫氮除磷效果好, 耐沖擊負(fù)荷強, 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.好氧/缺氧(O/A)模式為進(jìn)水、曝氣、攪拌、沉淀、排水和閑置等5個階段, 反硝化過程需要從外界投加碳源; 缺氧/好氧(A/O)模式為進(jìn)水、攪拌、曝氣、沉淀、排水和閑置等5個階段, 其反硝化時無需外加碳源, 同時硝化過程中所消耗的堿度可在反硝化中得到一定的補償.

　　胞外聚合物作為活性污泥中除細(xì)胞和水分之外的重要成分, 其主要來源于微生物細(xì)胞代謝的分泌物、細(xì)胞自溶產(chǎn)生的聚合物、細(xì)胞脫落的表面物質(zhì)及進(jìn)水基質(zhì)中的相關(guān)組分.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), 如多糖(PS)、蛋白質(zhì)(PN)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(xì)胞內(nèi), 還可以抵御殺菌劑和有毒物質(zhì)對細(xì)胞的危害.根據(jù)EPS空間位置不同, 分為緊密附著在細(xì)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).

　　目前, 有關(guān)SBR工藝O/A和A/O運行方式對其脫氮效果及EPS影響研究主要涉及以下2方面：①運行模式對SBR脫氮效果具有重要影響.如王芳等研究SBR工藝厭氧/好氧運行模式交替次序、次數(shù)和持續(xù)時間對脫氮性能影響, 認(rèn)為交替次數(shù)增加有利于提高系統(tǒng)的脫氮性能.樓菊青等發(fā)現(xiàn)將SBR工藝閑置階段設(shè)置在進(jìn)水和曝氣階段之間可提高40%的TN去除率.楊延棟的研究認(rèn)為, 2種運行模式條件下, 均可獲得較好的有機物和氨氮去除效果. ②尚未見有報道2種運行模式條件下EPS產(chǎn)量及其組分差異情況, 僅Wang等進(jìn)行了相似性研究.他們對比了SBR運行模式Ⅰ(30 min進(jìn)水+18 h生物反應(yīng)+2 h沉淀+1 h排水+2.5 h閑置)與模式Ⅱ(18 h生物反應(yīng)+6 h閑置)對胞外聚合物產(chǎn)量的影響, 發(fā)現(xiàn)模式Ⅱ下LB-EPS含量是模式Ⅰ的3倍.

　　基于上述背景, 本試驗采用SBR工藝, 主要考察O/A和A/O運行模式對系統(tǒng)脫氮效能及活性污泥EPS含量的影響, 在揭示運行模式對生物脫氮和EPS同步影響的基礎(chǔ)上, 進(jìn)一步分析EPS含量對活性污泥沉降性能的影響.

　　1 材料與方法

　　1.1 試驗裝置、廢水特性及接種污泥

　　試驗裝置主要包括序批式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.通過水溫自動控制系統(tǒng)以維持SBR反應(yīng)器的運行溫度.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)的進(jìn)程.本試驗用水取自蘭州交通大學(xué)家屬區(qū)生活污水, 主要水質(zhì)參數(shù)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%), 其性質(zhì)為：MLSS=8 000 mg·L-1, pH為7.21~7.46.

　　1.2 試驗方案

　　本試驗開始前, 為強化接種污泥的脫氮性能, 對該接種污泥進(jìn)行20 d的培養(yǎng)馴化(表 2), 獲得穩(wěn)定的脫氮效果后進(jìn)行了連續(xù)試驗.污泥馴化結(jié)束后, 均分2個運行方式分別為好氧/缺氧(O/A)和缺氧/好氧(A/O)的SBR反應(yīng)器(分別表示為：RO/A和RA/O).反應(yīng)器內(nèi)混合液的溫度利用恒溫循環(huán)水浴池維持.反應(yīng)器每天運行1個周期, RO/A運行模式為包括瞬時進(jìn)水、曝氣、缺氧攪拌、沉淀排水和閑置這5個階段; RA/O運行模式為包括瞬時進(jìn)水、缺氧攪拌、曝氣、沉淀排水和閑置這5個階段.每周期運行6 h(曝氣4 h, 缺氧2 h), 反硝化時投加乙醇為外加碳源(30 mg·L-1), 排水比為0.5.

　　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):紫外分光光度法; 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; 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.

　　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出EPS, 其中蛋白質(zhì)(PN)采用考馬斯亮藍(lán)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.

　　2 結(jié)果與討論 2.1 運行模式對生物脫氮效能的影響

　　圖 1對比了SBR工藝2種運行模式下氮的去除規(guī)律. 圖 1(a)可以看出, 整個試驗過程中, 進(jìn)水NH4+-N濃度維持11.3~51.7 mg·L-1之間[平均值為(26.0±8.0) mg·L-1], RO/A和RA/O出水NH4+-N濃度分別為0.1~12.2 mg·L-1[平均值為(1.1±2.1) mg·L-1]和0.1~3.5 mg·L-1[平均值為(0.7±0.8) mg·L-1], 相應(yīng)地平均去除率分別為96.5%和97.1%.本試驗控制的2種運行模式下, SBR反應(yīng)器均實現(xiàn)了較高的氨氮去除率, 獲得了較充分的氨氮去除效果, 這一結(jié)果與文獻(xiàn)獲得結(jié)論相一致.

　　圖 1(b)表明了RO/A和RA/O系統(tǒng)總氮(TN)的變化規(guī)律. 2種模式條件下, 出水TN濃度分別為(1.5±2.3) mg·L-1和(21.7±6.5) mg·L-1, 其整個運行周期的去除率均值分別為94.4%和23.5%.可以看出, 相對于A/O模式, O/A模式TN去除率提高75%.但樓菊青等的研究表明O/A模式TN降低了60%.分析原因在于：本試驗中O/A模式在反硝化階段提供了充足的碳源作為電子供體被利用, NO3--N全部被還原, TN得到很好地去除.樓菊青等的研究可能是因為沒有外加碳源, 所以總氮去除率低, 其研究和實際污水處理工藝結(jié)合得更緊密, 也更有實際指導(dǎo)意義.

　　在RO/A和RA/O系統(tǒng), 硝化速率(以VSS計, 下同)分別為(6.4±1.9) mg·(L·h)-1和(6.3±2.0) mg·(L·h)-1; 可以看出, SBR的運行模式條件對硝化反應(yīng)速率幾乎無影響.此外, 2種運行模式條件下的NH4+-N負(fù)荷分別為(5.0±2.0) kg·(kg·h)-1和(4.1±1.6) kg·(kg·h)-1 [圖 1(c)], 氨氮負(fù)荷與硝化反應(yīng)速率的變化趨勢表現(xiàn)出正相關(guān)性, 即隨著NH4+-N負(fù)荷的升高, 硝化速率也隨之增大, 與郭麗娜等的研究結(jié)果一致.而王春英的研究認(rèn)為隨著NLR不斷提高, 硝化速率與NH4+-N負(fù)荷由正相關(guān)轉(zhuǎn)變?yōu)樨?fù)相關(guān).筆者認(rèn)為原因在于本試驗中采用的NH4+-N負(fù)荷較低, 而王春英在研究中逐步提高NH4+-N負(fù)荷, 當(dāng)NH4+-N負(fù)荷超過了硝化菌所能承受的范圍內(nèi)時, 對其產(chǎn)生了毒害作用, 導(dǎo)致硝化速率與NH4+-N負(fù)荷由正相關(guān)轉(zhuǎn)變?yōu)樨?fù)相關(guān).

　　2.2 運行模式對EPS、TB-EPS和LB-EPS含量的影響

　　EPS主要由LB-EPS和TB-EPS兩部分組成, 因此, 活性污泥中EPS含量(以VSS計, 下同)為LB-EPS和TB-EPS含量之和. 圖 2和表 3對比了RO/A和RA/O系統(tǒng)硝化結(jié)束和反硝化結(jié)束時EPS, TB-EPS和LB-EPS變化規(guī)律.對于硝化結(jié)束和反硝化結(jié)束時, RO/A和RA/O系統(tǒng)中TB-EPS含量占EPS含量的80%以上, LB-EPS占EPS含量的16%~20%, 因此, EPS主要以TB-EPS為主.

　　RA/O系統(tǒng)中的EPS、LB-EPS和TB-EPS含量均略高于RO/A系統(tǒng)產(chǎn)生的量, 也就是說, 缺氧/好氧運行模式更有利于活性污泥產(chǎn)生EPS.從表 3還可以清楚看出, 對于硝化結(jié)束和反硝化結(jié)束時, LB-EPS在RO/A和RA/O系統(tǒng)中的比值分別為1.36和1.4, 因此相對于EPS和TB-EPS, 運行模式對LB-EPS含量變化影響較大.關(guān)于運行模式對EPS和TB-EPS產(chǎn)量的影響, 研究者獲得的結(jié)論也不盡相同, 有研究認(rèn)為雖然運行模式對EPS和TB-EPS產(chǎn)量影響不顯著, 但對TB-EPS中的PN和PS產(chǎn)量有顯著影響, 同時有研究者認(rèn)為運行模式對EPS產(chǎn)量有顯著影響.本研究中運行模式對EPS和TB-EPS有一定影響, 但并不顯著, 而對于LB-EPS影響較為顯著.

　　此外, 對比2個系統(tǒng)硝化結(jié)束和反硝化結(jié)束時EPS含量可以發(fā)現(xiàn), RO/A系統(tǒng)硝化結(jié)束和反硝化結(jié)束時, EPS、LB-EPS和TB-EPS含量幾乎相同.而對于RA/O系統(tǒng), 硝化結(jié)束時EPS和TB-EPS含量略低于反硝化結(jié)束時, LB-EPS含量卻高于反硝化結(jié)束時.

　　2.3 運行模式對EPS各組分影響

　　EPS主要由多糖(PS)、蛋白質(zhì)(PN)和核酸(DNA)這3種組分組成, 不同運行模式對PS、PN和DNA的含量產(chǎn)生重要影響.相對于RO/A系統(tǒng), RA/O系統(tǒng)中EPS、TB-EPS和LB-EPS中PS、PN和DNA的含量均較高(圖 3和表 4).進(jìn)一步可以看出, RA/O系統(tǒng)中的EPS和LB-EPS中的PN分別是RO/A系統(tǒng)的1.15和1.44倍, 可得運行模式對EPS和LB-EPS中的PN含量影響明顯.在反硝化階段RA/O系統(tǒng)中LB-EPS中的PS是RO/A系統(tǒng)的1.56倍, 即反硝化階段時, 運行模式對LB-EPS中的PS有顯著影響.

　　對于EPS和TB-EPS, PS分別占EPS和TB-EPS含量的50%和70%左右, PN分別占40%和25%左右, DNA分別占10%和5%左右, 因此, PS是EPS和TB-EPS最重要的組成部分, PN次之, DNA含量最少, 與文獻(xiàn)的研究結(jié)果一致.而文獻(xiàn)認(rèn)為PN是EPS的重要組分.對于LB-PES, PN、PS和DNA大約分別占LB-EPS含量的55%、33%和12%, 因此, PN是LB-PES最重要的組成部分, PS次之, DNA含量最少, 這與Wang等的研究結(jié)果一致.有研究認(rèn)為TB-EPS與LB-EPS中PS的含量比PN和DNA都要高.

　　2.4 有機物、氮、EPS及其組分在SBR典型周期內(nèi)變化規(guī)律

　　圖 4表明了2種運行模式下, SBR典型周期內(nèi)有機物、氮、EPS及其各組分的變化規(guī)律. RO/A系統(tǒng), 硝化反應(yīng)過程, 隨著反應(yīng)進(jìn)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, NO3--N被還原, 兩者濃度均逐漸降低. RA/O系統(tǒng), 反硝化反應(yīng)過程, 利用原污水中的有機物作為碳源, 將硝態(tài)氮還原為氣態(tài)氮, 硝化反應(yīng)過程, 隨著反應(yīng)進(jìn)行, COD和NH4+-N濃度逐漸降低, NOx--N濃度逐漸升高.

　　在硝化反應(yīng)階段, RO/A系統(tǒng)的EPS、TB-EPS和LB-EPS呈現(xiàn)上升趨勢, 分析原因：EPS產(chǎn)量一部分由微生物代謝產(chǎn)生, 在硝化階段, 系統(tǒng)內(nèi)的營養(yǎng)物質(zhì)充足, 微生物代謝活躍, TB-EPS與LB-EPS含量上升, EPS產(chǎn)量增加; 并且當(dāng)營養(yǎng)物質(zhì)匱乏, 異養(yǎng)型細(xì)菌消耗自身物質(zhì), 導(dǎo)致EPS產(chǎn)量的增加.在反硝化階段, EPS、TB-EPS和LB-EPS整體呈現(xiàn)下降趨勢, 分析原因：EPS還可以作為碳源和能源物質(zhì)供給細(xì)胞, 缺氧環(huán)境下好氧細(xì)菌以自身產(chǎn)生的EPS作為營養(yǎng)物質(zhì)消耗EPS, 導(dǎo)致EPS產(chǎn)量下降.在反硝化階段, RA/O系統(tǒng)的EPS和TB-EPS呈現(xiàn)下降的趨勢, LB-EPS呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢, 在硝化階段, EPS、LB-EPS呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢, TB-EPS呈現(xiàn)上升的趨勢, 說明整個運行周期內(nèi)運行模式對于TB-EPS無影響, 而對LB-EPS有一定影響.需要指出的是, 不同運行模式下, PN和PS在反應(yīng)過程中濃度不斷變化, 被微生物降解或細(xì)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.

　　2.5 EPS對污泥沉降性能的影響

　　國內(nèi)外學(xué)者對活性污泥中EPS含量與活性污泥的沉降性能的影響進(jìn)行了大量的研究, 但獲得的結(jié)論也不盡相同.因此, 本試驗也考察了EPS含量對活性污泥沉降性能的影響.從圖 5可以看出, RO/A和RA/O系統(tǒng)中SVI隨EPS含量的變化規(guī)律相似, 即SVI隨EPS含量的增加而增加, 表現(xiàn)為正相關(guān)性, 充分表明EPS含量的增加不利于活性污泥的沉降性能, 這與周健等的研究結(jié)果相一致. Forstor的研究發(fā)現(xiàn)污泥中EPS含量與SVI同步增加.但劉佩等發(fā)現(xiàn), 在低負(fù)荷氧化溝系統(tǒng)中污泥中的EPS含量與SVI成顯著的負(fù)向線性關(guān)系, 筆者分析原因首先可能在于所采用的處理工藝不同, 其次微生物的生存環(huán)境有較大的差別.

　　此外, 通過對RO/A和RA/O系統(tǒng)中SVI和EPS的數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合, 可得回歸方程分別為SVIO/A=0.63EPS+14.2和SVIA/O=0.75EPS+3.9, 表明兩者均呈現(xiàn)線性正相關(guān), 國內(nèi)有學(xué)者得到的回歸方程為SVI=4.12EPS+21.66.通過對比回歸方程的斜率還可以看出, 相對于RO/A系統(tǒng)回歸方程的斜率(為0.63), RA/O系統(tǒng)回歸方程的斜率較大(為0.75), 說明在RA/O系統(tǒng)中EPS對污泥的沉降性能影響更為顯著.

　　3 結(jié)論

　　(1) O/A和A/O運行條件下, SBR反應(yīng)器均實現(xiàn)了較高的氨氮去除率, 去除率分別為97.5%和98.0%.硝化速率隨著NH4+-N負(fù)荷的增加而升高, 呈現(xiàn)正相關(guān).

　　(2) 運行模式對TB-EPS及其組分(PN、PS和DNA)無影響; 而A/O中的LB-EPS含量及其組分(PN和PS)是O/A模式的1.4、1.38和1.56倍.

　　(3) 兩種運行模式下, PS占TB-EPS和EPS含量的67%~73%和48%~51%之間, PS是TB-EPS和EPS中主要的組分, 而PN為LB-EPS的主要成分, 占LB-EPS含量的54%~56%.具體聯(lián)系污水寶或參見http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　(4) EPS對活性污泥的沉降性能具有一定的影響.隨著EPS產(chǎn)量增加, 活性污泥沉降性能逐漸變差, 活性污泥EPS含量與SVI呈線性正相關(guān).