交替饥饿下PN1/PN2系统抑制NOB研究

李 冬,任纪元,张 杰,2(.北京工业大学城市建设学部,水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室,北京 0024；2.哈尔滨工业大学环境学院,城市水资源与水环境国家重点实验室,黑龙江 哈尔滨 50090)

随着水质标准和节能要求的日益提高,与传统硝化-反硝化脱氮工艺相比,短程硝化/厌氧氨氧化(PN/A)工艺因在经济可行性和环境可持续性方面展现出巨大优势而备受青睐[1].PN/A工艺中,AOB以氧气为电子受体,将部分NH4+-N 氧化为NO2--N,为ANAMMOX 供应底物,但在实际运行中易出现NOB 的大量繁殖,导致NO2--N 被氧化为NO3--N 进而影响ANAMMOX 中NO2--N 的稳定供应,影响了系统整体性能.因此,当前稳定运行PN/A 工艺面临的一项困难是对NOB 进行有效的淘洗[2].

Bollmann 等[3]指出,AOB 的核糖体能够在饥饿环境中维持有机体征的一般功能,相比于NOB,AOB抵御饥饿以及快速恢复的能力更强.有研究采用单次饥饿(10d以上)获得了抑制NOB的良好效果,但同时也存在明显不足,即单次饥饿虽然可以抑制NOB,但同时也会抑制AOB 的活性,导致ANAMMOX 缺乏底物,影响脱氮性能[4];此外,饥饿后NOB的低活性期仅能维持3～5d,无法实现长期抑制[5].单个反应器反复饥饿虽能实现NOB 低活性的维持,但反应器长时间停止运行严重影响系统的处理效率.

鉴于此,本研究提出基于交替饥饿的PN1/PN2系统.采用PN1/PN2 系统在饥饿/恢复状态下交替运行进行分别调控,实现NOB 的长期有效抑制及NO2--N 的积累,探究交替饥饿周期的选取、饥饿期DO 条件对脱氮性能、污泥浓度、污泥粒径与EPS的影响,保证出水水质符合后续ANAMMOX段需求,为实现PN1/PN2 工艺在交替饥饿/恢复条件下的稳定应用提供参考.

1 材料与方法

1.1 接种污泥及实验用水

反应器接种污泥来自A2/O 工艺的絮状污泥,污泥颜色呈黄黑色.实验采用人工配水,在进水中投加NH4Cl,通过投加NaHCO3提供无机碳源并调整碱度,调控PN 反应器的pH 值范围在8.0～9.0 之间,ANAMMOX 反应器pH 值在7.5～8.5,同时添加微量元素浓缩液Ⅰ和Ⅱ,二者的浓度皆为1.0mg/L.微量元素浓缩液Ⅰ的组成:FeSO45g/L,EDTA 5g/L;微量元素浓缩液Ⅱ的组成: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.水质情况如表1所示.

表1 人工配水水质情况Table 1 Water quality of artificial water

1.2 实验装置

本实验采用4 个有效容积为7L 的SBR 反应器,由有机玻璃制成,通过时控开关控制反应器的运行,容积交换率为60%,在PN 反应器底部设置曝气盘,使用玻璃转子流量计控制PN 反应器曝气量,采用机械搅拌,反应器内部设置温度探头,通过温控装置实现反应器内水温的调控.

1.3 运行参数

R1、R2 为第Ⅰ组反应器,R3、R4 为第Ⅱ组反应器,运行模式为交替进入饥饿/恢复状态,反应器运行温度为28～30℃,搅拌转速为80r/min,使用玻璃转子流量计控制反应器DO 浓度,使用间歇曝气策略,曝停比为3:1,反应器每天运行4 个周期,每个周期分别由10min 进水、240min 反应、30min 沉淀、10min出水组成,其余时间闲置.各阶段具体运行情况如表2所示.

表2 各阶段运行情况Table 2 Operation status of each stage

1.4 分析方法

本实验中采用纳氏试剂光度法测定NH4+-N;采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定NO2--N ;采用紫外分光光度法NO3--N;采用便携式WTWpH/Oxi 340i 测定仪测定pH 值、DO 及温度;胞外聚合物中多糖采用蒽酮硫酸法测定,蛋白质采用lowry 法测定,腐殖酸采用修正的lowry 法测定;混合液悬浮固体含量(MLSS)和挥发性悬浮固体含量(MLVSS)采用标准重量法测定;颗粒污泥的粒径分布采用激光粒度仪(Malvern Mastersizer 2000)测定;其余水质指标的分析方法均采用国标方法.

在批次试验中,比氨氧化速率(SAOR)、比亚硝酸盐氧化速率(SNOR)的测定方法参照文献[6],配水组分见表3.

表3 活性测定配水组分(mg/L)Table 3 Synthetic wastewater of batch tests(mg/L)

SAOR 和SNOR 测定方法:①取出100mL 污泥,用去离子水冲洗3 次,直至不含任何底物,然后将污泥用稀释至400mL,置于500mL 烧杯中,在烧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启动磁力搅拌器,转速为500r/min,通气量由空气泵维持,DO 控制在(4.0±0.05)mg/L,温度保持在25℃,pH 值控制在7.5左右.③先向体系中加入NO2--N,每隔10min 取一次样,测定NO2--N 浓度;当NO2--N 不再变化时,再向系统中加入 NH4+-N,每隔 10min 取一次样,测定NH4+-N 浓度,直至其不再变化.④根据NH4+-N 消耗率和NO2--N消耗率与MLVSS 的比值计算出SAOR和SNOR.

2 结果与分析

2.1 交替饥饿周期研究

研究表明,当微生物缺乏所需基质,处在饥饿状态,将通过自体氧化方式获取细胞维持正常活动需要的基本能量,此行为将导致细胞衰减,进而造成细胞活性降低[7-8].为明晰反应器中AOB 与NOB 两种硝化菌在饥饿阶段的活性衰减与在饱食阶段活性的恢复情况,对反应器中SAOR 与SNOR 两项重要参数的变化进行了测定,并拟合了4 条曲线,如图1所示.

图1 AOB 和NOB 活性变化Fig.1 Variations of the activity of AOB and NOB

如图1a所示,初始SNOR 的数值为0.379,SAOR的数值为0.306,此时AOB 活性相对较低,NOB 活性则相对较高.经过3d 的饥饿处理,SAOR 的数值降至0.197,此时衰减率为 35.62%,SNOR 的数值降至0.220,衰减率为41.95%.而经过5d 的饥饿处理,SAOR 的数值在第5d 降低至0.133,衰减了56.54%;SNOR的数值则降低至0.156,衰减了58.84%.由此可见饥饿处理在降低NOB 活性的同时,也同样抑制了AOB 的活性.AOB 的活性衰减在前2d 较慢,而后有逐步提高的趋势,总体而言底物降解速率的下降相对平缓,斜率较小,反观NOB 的活性衰减则较为迅速,在图中呈现出的斜率更大,整体呈下降趋势.因此在PN 反应器中饥饿条件下AOB 的活性衰减速率小于NOB 的活性衰减速率[9],并且此种现象在两种硝化菌最初的衰减阶段体现得尤为明显.

由图1b可知,AOB的活性恢复速率呈现先快后慢的趋势,在恢复3d时AOB的底物降解速率增幅达到峰值,SAOR 的数值回升至0.227,相较于恢复期初提高了70.68%;而NOB 则呈现先慢后快的趋势,第3d 时SNOR 的数值则回升至0.248,相较于恢复期初仅提高了58.97%,此时NOB 无法快速适应环境的变化,其活性恢复速率滞后于AOB[10].在恢复4d 后SAOR 的数值回升至0.276,相较于恢复期初提高了87.22%,而NOB 的SNOR 数值则回升到0.337,相较于恢复期初提高了80.13%.在恢复5d 后SAOR 的数值回升至0.276,相较于恢复期初提高了108.27%;而NOB 的SNOR 数值则回升到0.337,相较于恢复期初提高了116.03%.可见AOB 在活性恢复速率方面的优势在恢复3d 后达到最大,恢复4d 时这一优势有所减小,而恢复5d 后NOB 的恢复速率开始反超AOB.

综合考量AOB 与NOB 的衰减与恢复情况,3d饥饿+3d 恢复能够有效扩大交替饥饿条件下系统中AOB 的竞争优势,基于此,本研究采用交替饥饿周期为3d 的策略,以期取得最佳处理效果.

2.2 脱氮性能分析

AOB 与NOB 处在好氧饥饿条件下,由于底物供应不足,两种硝化菌只能通过自体氧化得到正常生长生活所需的能量,以此维持细胞的生命活动,然而这种行为将导致细胞活性加速衰减[11].此外,在饥饿条件下,微生物自身将进行饥饿生存反应(SSR),该反应也被称作紧迫反应,将导致微生物活性降低[12].因此为探究饥饿期不同 DO 浓度对系统的影响,R1～R4 的DO 浓度设置分别为(1±0.5),(2±0.5),(3±0.5),(4±0.5)mg/L,R1、R2 组成第Ⅰ组反应器,第Ⅱ组反应器由R3、R4 组成,接种污泥后S1 阶段进行了20d 的连续运行,S2 阶段开始进入交替饥饿/恢复运行阶段,反应器运行过程中NH4+-N、NO2--N、NO3--N、ARE 以及NAR 的变化情况如图2所示.

图2 反应器脱氮性能Fig.2 Denitrification performance in the reactor

如图2a所示第Ⅰ组反应器在S1 阶段的脱氮性能较为稳定,平均ARE 稳定在66.57%,出水中平均NO2--N 浓度仅为2.23mg/L,平均NO3--N 浓度高达29.31mg/L,这也导致平均NAR 仅为7.11%,整体脱氮性能较差,可见S1阶段污泥中NOB活性处于较高水平,这是由于接种污泥中NOB 的生物量及活性较高,并且S1 阶段并未采取NOB 抑制策略,导致NOB大量增殖.S2 阶段开始进行交替饥饿/恢复,第21～23dR1 运行,R2 饥饿,第24～26d 期间R2 运行,R1 饥饿,并以此模式交替运行,交替周期为3d.第21d 开始脱氮性能出现大幅度变化,出水NH4+-N 浓度提高至33.45mg/L,ARE 降至51.05%,出水NO3--N 浓度则降至20.93mg/L,这表明进行3d 的饥饿后AOB 与NOB的活性均受到明显抑制,随后2d 内ARE 与出水NO3--N 浓度逐步提高,而NRE 则有明显的提高,第21～23d的平均NRE达到26.81%.随着反应器的运行,第Ⅰ组反应器的ARE 进一步下降并且波动幅度较大,第36dARE 降至最低值42.27%,此时的NAR 则达到80%以上,表明虽然AOB 受到一定影响,但NOB 活性得到了更大程度的抑制.此后NH4+-N 去除能力逐步恢复,ARE 开始逐渐提高,并且波动幅度有所减小,最终出水NH4+-N 浓度约为30mg/L,ARE达到55.57%,可能是由于AOB 逐渐适应了交替饥饿/恢复的运行模式,活性有所提高.运行70d 后出水中的NO2--N 则逐渐提升至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,这表明连续的交替饥饿/恢复操作对NOB的影响更大,而AOB 所受影响较小,所以实现了NO2--N 的积累,有研究指出,AOB 的饱食饥饿特性使其能够经受溶解氧周期性的变化,逐渐成为优势菌群[13],这与2.1 节的批次实验结果一致.

如图2b所示第Ⅱ组反应器在S1 阶段的脱氮性能与S1 较为相似,平均ARE 和NAR 分别为65.35%和7.38%,NOB 活性较高.进入S2 阶段以后开始采用周期为3d 的交替饥饿/恢复运行模式,第21d 脱氮性能变化幅度最为剧烈,出水NH4+-N 浓度提高至33.45mg/L,ARE 下降至52.38%.随着反应器的运行,ARE 在第43d 下降至最低值39.06%,而后ARE开始逐渐恢复,第70d 恢复至55.55%,相对于第Ⅰ组反应器,第Ⅱ组反应器ARE 降低幅度更大,并且最终的ARE 也低于第Ⅰ组反应器,分析原因,这可能是由于第Ⅱ组反应器在饥饿期的 DO 浓度相对更高,AOB 的活性受到影响更大.出水中的NO2--N 逐步提高,但提高幅度小于第Ⅰ组反应器,最终达到23.63mg/L,而出水中的NO3--N浓度从第21d开始逐步降低,第40d 出水NO3--N 浓度已降至5mg/L 以下,第70d 出水中几乎不含有NO3--N.经过70d 的运行第Ⅰ组反应器的NAR 提高至95.97%,对比第Ⅰ组与第Ⅱ组反应器的NAR 变化情况,发现第Ⅰ组反应器的NAR 能够在更短时间内达到峰值,此后基本趋于稳定,而第Ⅱ组反应器的NAR 则整体呈上升趋势,且最终能够实现的NAR 更高.

对比不同反应器的脱氮性能,经过70d 运行后R1～R4 的ARE 分别为57.67%、55.57%、51.97%、47.43%,NAR 分别达到73.36%、84.43%、91.21%、95.97%,可见随着饥饿期DO 浓度的提高,NAR 随之提高而ARE则随之下降,相对而言NAR的变化幅度更大,因此牺牲部分ARE以取得较好的NOB抑制效果是可行的.整体而言,经过70d 的交替饥饿/恢复运行,成功实现了PN 反应器内NOB 的抑制与AOB 的活性保留.

2.3 污泥特性变化

2.3.1 污泥浓度及生物量变化 混合液悬浮固体浓度MLSS、混合液挥发性悬浮固体浓度MLVSS与f 值(MLVSS/MLSS)可以反映污泥浓度与生物量[13].为明晰整个运行过程中的污泥的生物量及沉降性能变化,每10d 对反应器中的污泥进行一次MLSS 和MLVSS 的测量,并计算出f 值(MLVSS/MLSS),结果如图3所示.

图3 运行过程中MLSS、MLVSS 及f 的变化Fig.3 Variation of MLSS,MLVSS and f during operation

反应器R1～R4 接种污泥MLSS 均为3095mg/L,MLVSS 均为2346mg/L,f 值均为0.76.4 个反应器在前20d 均处于连续运行阶段,由于接种污泥与培养条件一致,所以R1～R4 的MLSS 与MLVSS 均有小幅度提高.如图3a所示,R1 第21d 开始进入交替饥饿/恢复运行阶段,第30d MLSS、MLVSS 分别下降至2778,1905mg/L,第31～50d MLSS 与MLVSS 继续下降但下降幅度有所减小,第50d 分别降至最低值2537,1758mg/L,这可能是因为饥饿环境使微生物进入内源呼吸期,出现裂解与死亡,从而导致了污泥浓度与生物量的下降[15].第50d 开始MLSS 与MLVSS停止下降并有小幅度的回升,最终分别达到2642,1881mg/L,可见反应器中的微生物可以逐渐适应交替饥饿/恢复的运行条件.如图3b所示R2 中MLSS与MLVSS 的变化趋势与R1 较为相似,但MLSS 与MLVSS 的下降幅度更大,最低值分别降至2315,1586mg/L,随后基本趋于稳定.R1 的f 值在第40d 降至最低0.67,随后逐步提高至0.71,R2 的f 值则在第50d 降至最低0.67,第70d 提高至0.68,二者的变化趋势均为先急剧下降而后小幅度回升,但相对于R1,R2 中的生物量下降幅度更大.

如图3c所示R3 在进入交替饥饿/恢复阶段后,前10d 同样出现了大幅度的污泥减量情况,MLSS 与MLVSS 分别降至2513,1755mg/L,而后下降幅度有所减缓,运行后期基本趋于稳定,最终 MLSS 与MLVSS分别为2283,1533mg/L.如图3d所示,相对而言R4 的污泥减量情况最为严重,经过70d 的运行,MLSS 与MLVSS 分别仅为2023,1304mg/L.R3 的f 值曲线走势为先小幅度提高而后急剧下降,最终趋于平稳,第70d f 值为0.67,而R4 的f 值曲线走势则为先小幅度提高,而后持续下降,第70d f 值为0.64.这可能是由于除了污泥内源呼吸自身分解以外,还存在污泥流失现象,即饥饿期DO 较高导致部分絮状污泥的持留能力减弱,继而随出水流失[16].李冬等[17]指出,随着颗粒中AOB 的生长,NOB 可能更喜欢在絮状污泥中进行生长和代谢,同样,Zhang 等[18]也提出NOB 更有可能存在于无传质限制的絮状污泥中.因此絮状污泥的部分流失可能也是系统中NOB 受到抑制的原因.

综上所述,R1、R2 的污泥减量情况经过一段时间的适应后能够停止并且有小幅度的回升,而R3 的污泥减量情况经过适应后能够趋于稳定,R4 的污泥则持续流失.因此交替饥饿/恢复的运行方式虽然不可避免发生污泥的减少,但在相对较低的饥饿期DO条件下仍然能够保持足够的生物量,可以应用于长期运行.

2.3.2 污泥粒径变化 如图4所示,在反应器运行期间,每10d 对污泥粒径进行测定,R1～R4 的接种污泥粒径分别为124.48,122.46 124.16,118.27µm.如图4a所示,R1 与R2 的粒径在连续运行的S1 阶段稳步提高,第20d 分别提高至140.54,145.33µm,进入S2阶段以后粒径的增长速度开始加快,其中R1 至第60d 粒径增长开始减慢,第70d 粒径达到190.69µm,Vlaeminck 等[19]指出,由于微生物的生长,小颗粒会生长成大颗粒,R2 的粒径呈现持续的小幅度增长趋势,最终粒径达到197.56µm.由于在出水中观察到了絮状污泥的流失现象,因此本研究认为粒径相对较小的絮状污泥在面对饥饿/恢复的环境时适应能力较差,活性下降,沉降性能恶化而随出水流失,进而造成了反应器内污泥粒径小幅度上升的现象,这也解释了2.3.1 节中污泥浓度降低的原因.

图4 运行过程中污泥粒径变化Fig.4 Variation of particle size changes during operation

如图4b所示,R3 与R4 的粒径在S1 阶段同样有小幅度提高,第20d 分别为144.54,153.33µm,R3 的粒径增长幅度在第20～30d 增长幅度最大,第30d 粒径迅速提高至176.89µm,此后增长幅度有所减小,第70d 粒径达到207.69µm.而R4 的粒径在第40d 达到最大值197.42µm,而后粒径开始减小,运行至第70d粒径降至153.56µm.污泥粒径下降的原因可能为饥饿环境的细胞为维持生命活动分解了可生物降解的EPS,导致部分颗粒污泥结构不稳定而裂解为粒径更小的絮凝体[20].这说明交替饥饿/恢复的运行模式可以对PN 污泥进行筛选,将沉降性能好的污泥留在反应器内而逐渐排除沉降性能较差的絮体,这对系统的运行来说是有利的,但饥饿期DO 浓度不宜设置过高,否则将加剧污泥的解体与流失进而造成负面影响.

2.3.3 污泥EPS 变化 EPS 是微生物通过新陈代谢方式分泌出的高分子聚合物[21].在细胞外部聚集形成凝胶状物质,从而形成保护层以抵制来自外界环境的压力变化,同时可作为微生物在不利条件下的备用能量来源,蛋白质和多糖是其主要成分.反应器内的EPS 含量是产生与消耗的综合表征[22].接种污泥中蛋白质、多糖、EPS 分别为38.17,15.20,53.37mg/g,蛋白质/多糖为2.51.

如图5a所示,在S1 阶段,R1 反应器中的污泥处于相对稳定的条件,此时微生物逐渐适应外界环境,EPS 增长速度缓慢[23].进入S2 阶段以后,蛋白质、多糖都有不同程度的提高,蛋白质与多糖含量在第70d 分别提高至50.71,19.52mg/g,EPS 总量提高至70.23mg/g,第70d 蛋白质/多糖为2.60,运行过程中蛋白质/多糖有一定的波动但是总体变化不大.有研究指出,这些EPS 对于维持颗粒污泥的结构强度非常重要[24].如图5b所示,R2 反应器中的污泥在S2 阶段同样呈现上升的趋势,但增长幅度小于R1,第50d 基本达到稳定,蛋白质与多糖含量在第50d 分别提高至50.66,19.52mg/g,EPS 总量提高至70.23mg/g,最终蛋白质与多糖与EPS 含量分别达到46.68,18.77,65.45mg/g.这是由于污泥在饥饿、恢复环境下多次交替运行,这可能会刺激微生物为抵御环境的不断变化而分泌更多的EPS,从而导致长期运行下EPS含量升高[25].

图5 运行过程中污泥EPS 变化Fig.5 Variation of EPS changes during operation

R3 反应器中污泥EPS 变化如图5c所示,进入S2 阶段以后蛋白质与多糖含量逐步提高,经过70d的运行蛋白质、多糖与EPS 含量分别达到53.71,16.12,69.83mg/g,第70d 蛋白质/多糖提高至3.33,可见蛋白质的增长速率明显快于多糖,这表明交替饥饿/恢复运行方式对污泥EPS 的影响主要体现在蛋白质含量方面,较高的蛋白质质量分数也有利于维持污泥聚集体的结构稳定[26].如图5d所示,R4 在第70d 蛋白质、多糖与EPS 含量分别为43.68,16.77,60.45mg/g,可见相较于其他反应器R4 的EPS 增长幅度最小,这可能是因为可生物降解的EPS 可作为饥饿条件下的能量来源,较高的饥饿期DO 条件使微生物分解EPS 的速率进一步提高并逐渐接近微生物在运行期的恢复速率[27],这与污泥粒径变化分析结果相一致.因此,交替饥饿/恢复的运行模式能够逐渐改变污泥EPS 的含量与成分比例,提高污泥结构稳定性,以避免外界不利环境对微生物产生影响.

3 结论

3.1 饥饿处理在降低NOB 活性的同时,也同样抑制了AOB 的活性,AOB 的活性在饥饿初期衰减较慢,第3d AOB 仍保留着饥饿前64.38%的底物降解速率,而NOB 的底物降解速率则相对下降更快,第3d 仅为饥饿前的58.05%,运行期AOB 的底物降解速率增长表现为先快后慢,而NOB 则呈现逐渐加快的趋势,因此3d的交替周期能够有效抑制系统中NOB 的活性.

3.2 经过70d 的运行R1～R4 的ARE 分别达到57.67%、55.57%、51.97%、47.43%,NAR 分别达到73.36%、84.43%、91.21%、95.97%,可见随着饥饿期DO 浓度的提高ARE 会受到一定影响,但NAR 得以大幅度提高,实现了有效的NO2--N 积累.

3.3 交替饥饿模式会对污泥浓度产生影响,随着饥饿期DO 浓度的提高,污泥浓度的下降幅度也随之提高,但经过一段时间的适应以后污泥浓度基本趋于稳定.交替饥饿/恢复的运行模式可以对PN 污泥进行筛选,将沉降性能好的污泥留在反应器内而逐渐排除沉降性能较差的絮体,经过70d 的运行R1～R4 的粒径分别为 190.69,197.56,207.69,153.56µm.污泥EPS 的含量在交替饥饿/恢复运行模式下保持增长趋势,PN/PS 比例的变化使污泥结构稳定性提高,避免了外界不利环境对微生物产生影响.