序批式活性污泥法(SBR)工艺具有生化反应推动力大, 脱氮除磷效果好, 耐冲击负荷强, 运行方式灵活和防止污泥膨胀等优点, 已成为污水生物脱氮的主流工艺之一.好氧/缺氧(O/A)模式为进水、曝气、搅拌、沉淀、排水和闲置等5个阶段, 反硝化过程需要从外界投加碳源; 缺氧/好氧(A/O)模式为进水、搅拌、曝气、沉淀、排水和闲置等5个阶段, 其反硝化时无需外加碳源, 同时硝化过程中所消耗的碱度可在反硝化中得到一定的补偿.
胞外聚合物作为活性污泥中除细胞和水分之外的重要成分, 其主要来源于微生物细胞代谢的分泌物、细胞自溶产生的聚合物、细胞脱落的表面物质及进水基质中的相关组分.主要成分与微生物的胞内成分相似, 是一些高分子物质, 如多糖(PS)、蛋白质(PN)和核酸(DNA)等聚合物. EPS普遍存在于活性污泥絮体内部及表面, 具有重要的生理功能, 可将环境中的营养成分富集, 通过胞外酶降解成小分子后吸收到细胞内, 还可以抵御杀菌剂和有毒物质对细胞的危害.根据EPS空间位置不同, 分为紧密附着在细胞壁上的孢囊聚合物——紧密型EPS(TB-EPS)和以胶体和溶解状态松散于液相主体中的黏性聚合物——松散型EPS(LB-EPS).
目前, 有关SBR工艺O/A和A/O运行方式对其脱氮效果及EPS影响研究主要涉及以下2方面：①运行模式对SBR脱氮效果具有重要影响.如王芳等研究SBR工艺厌氧/好氧运行模式交替次序、次数和持续时间对脱氮性能影响, 认为交替次数增加有利于提高系统的脱氮性能.楼菊青等发现将SBR工艺闲置阶段设置在进水和曝气阶段之间可提高40%的TN去除率.杨延栋的研究认为, 2种运行模式条件下, 均可获得较好的有机物和氨氮去除效果. ②尚未见有报道2种运行模式条件下EPS产量及其组分差异情况, 仅Wang等进行了相似性研究.他们对比了SBR运行模式Ⅰ(30 min进水+18 h生物反应+2 h沉淀+1 h排水+2.5 h闲置)与模式Ⅱ(18 h生物反应+6 h闲置)对胞外聚合物产量的影响, 发现模式Ⅱ下LB-EPS含量是模式Ⅰ的3倍.
基于上述背景, 本试验采用SBR工艺, 主要考察O/A和A/O运行模式对系统脱氮效能及活性污泥EPS含量的影响, 在揭示运行模式对生物脱氮和EPS同步影响的基础上, 进一步分析EPS含量对活性污泥沉降性能的影响.
1 材料与方法
1.1 试验装置、废水特性及接种污泥
试验装置主要包括序批式SBR反应器(内、外径分别为14 cm和15 cm, 有效容积为5 L)和自动控制系统(水温自动控制系统和过程控制系统)两部分组成.通过水温自动控制系统以维持SBR反应器的运行温度.借助于过程控制系统[以溶解氧(DO)、pH和氧化还原电位(ORP)为控制参数]准确指示生化反应的进程.本试验用水取自兰州交通大学家属区生活污水, 主要水质参数见表 1.
接种污泥取自甘肃省兰州市七里河安宁区污水处理厂生物循环曝气池工艺好氧段活性污泥, 该污水主要处理七里河区和安宁区的生活污水(60%~70%)和啤酒废水(30%~40%), 其性质为：MLSS=8 000 mg·L-1, pH为7.21~7.46.
1.2 试验方案
本试验开始前, 为强化接种污泥的脱氮性能, 对该接种污泥进行20 d的培养驯化(表 2), 获得稳定的脱氮效果后进行了连续试验.污泥驯化结束后, 均分2个运行方式分别为好氧/缺氧(O/A)和缺氧/好氧(A/O)的SBR反应器(分别表示为：RO/A和RA/O).反应器内混合液的温度利用恒温循环水浴池维持.反应器每天运行1个周期, RO/A运行模式为包括瞬时进水、曝气、缺氧搅拌、沉淀排水和闲置这5个阶段; RA/O运行模式为包括瞬时进水、缺氧搅拌、曝气、沉淀排水和闲置这5个阶段.每周期运行6 h(曝气4 h, 缺氧2 h), 反硝化时投加乙醇为外加碳源(30 mg·L-1), 排水比为0.5.
1.3 检测项目与方法
氨氮(NH4+-N):纳氏试剂比色法; 硝态氮(NO3--N):紫外分光光度法; 亚硝态氮(NO2--N): N-(1萘基)-乙二胺分光光度法; COD：COD快速测定仪法; 混合液悬浮固体(MLSS)和混合液挥发性悬浮固体(MLVSS)：滤纸重量法.此外, pH值、DO和温度(T)采用WTW-Multi 3420测定仪监测.
胞外聚合物(EPS)：分光光度法.取10 mL泥水混合液, 采用改良型热提取法提出EPS, 其中蛋白质(PN)采用考马斯亮蓝法, 以牛血清白蛋白作为标准物质; 多糖(PS)采用苯酚-硫酸法, 以葡萄糖作为标准物质; 核酸(DNA)采用紫外吸收法.
2 结果与讨论 2.1 运行模式对生物脱氮效能的影响
图 1对比了SBR工艺2种运行模式下氮的去除规律. 图 1(a)可以看出, 整个试验过程中, 进水NH4+-N浓度维持11.3~51.7 mg·L-1之间[平均值为(26.0±8.0) mg·L-1], RO/A和RA/O出水NH4+-N浓度分别为0.1~12.2 mg·L-1[平均值为(1.1±2.1) mg·L-1]和0.1~3.5 mg·L-1[平均值为(0.7±0.8) mg·L-1], 相应地平均去除率分别为96.5%和97.1%.本试验控制的2种运行模式下, SBR反应器均实现了较高的氨氮去除率, 获得了较充分的氨氮去除效果, 这一结果与文献获得结论相一致.
图 1(b)表明了RO/A和RA/O系统总氮(TN)的变化规律. 2种模式条件下, 出水TN浓度分别为(1.5±2.3) mg·L-1和(21.7±6.5) mg·L-1, 其整个运行周期的去除率均值分别为94.4%和23.5%.可以看出, 相对于A/O模式, O/A模式TN去除率提高75%.但楼菊青等的研究表明O/A模式TN降低了60%.分析原因在于：本试验中O/A模式在反硝化阶段提供了充足的碳源作为电子供体被利用, NO3--N全部被还原, TN得到很好地去除.楼菊青等的研究可能是因为没有外加碳源, 所以总氮去除率低, 其研究和实际污水处理工艺结合得更紧密, 也更有实际指导意义.
在RO/A和RA/O系统, 硝化速率(以VSS计, 下同)分别为(6.4±1.9) mg·(L·h)-1和(6.3±2.0) mg·(L·h)-1; 可以看出, SBR的运行模式条件对硝化反应速率几乎无影响.此外, 2种运行模式条件下的NH4+-N负荷分别为(5.0±2.0) kg·(kg·h)-1和(4.1±1.6) kg·(kg·h)-1 [图 1(c)], 氨氮负荷与硝化反应速率的变化趋势表现出正相关性, 即随着NH4+-N负荷的升高, 硝化速率也随之增大, 与郭丽娜等的研究结果一致.而王春英的研究认为随着NLR不断提高, 硝化速率与NH4+-N负荷由正相关转变为负相关.笔者认为原因在于本试验中采用的NH4+-N负荷较低, 而王春英在研究中逐步提高NH4+-N负荷, 当NH4+-N负荷超过了硝化菌所能承受的范围内时, 对其产生了毒害作用, 导致硝化速率与NH4+-N负荷由正相关转变为负相关.
2.2 运行模式对EPS、TB-EPS和LB-EPS含量的影响
EPS主要由LB-EPS和TB-EPS两部分组成, 因此, 活性污泥中EPS含量(以VSS计, 下同)为LB-EPS和TB-EPS含量之和. 图 2和表 3对比了RO/A和RA/O系统硝化结束和反硝化结束时EPS, TB-EPS和LB-EPS变化规律.对于硝化结束和反硝化结束时, RO/A和RA/O系统中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为主.
RA/O系统中的EPS、LB-EPS和TB-EPS含量均略高于RO/A系统产生的量, 也就是说, 缺氧/好氧运行模式更有利于活性污泥产生EPS.从表 3还可以清楚看出, 对于硝化结束和反硝化结束时, LB-EPS在RO/A和RA/O系统中的比值分别为1.36和1.4, 因此相对于EPS和TB-EPS, 运行模式对LB-EPS含量变化影响较大.关于运行模式对EPS和TB-EPS产量的影响, 研究者获得的结论也不尽相同, 有研究认为虽然运行模式对EPS和TB-EPS产量影响不显著, 但对TB-EPS中的PN和PS产量有显著影响, 同时有研究者认为运行模式对EPS产量有显著影响.本研究中运行模式对EPS和TB-EPS有一定影响, 但并不显著, 而对于LB-EPS影响较为显著.
此外, 对比2个系统硝化结束和反硝化结束时EPS含量可以发现, RO/A系统硝化结束和反硝化结束时, EPS、LB-EPS和TB-EPS含量几乎相同.而对于RA/O系统, 硝化结束时EPS和TB-EPS含量略低于反硝化结束时, LB-EPS含量却高于反硝化结束时.
2.3 运行模式对EPS各组分影响
EPS主要由多糖(PS)、蛋白质(PN)和核酸(DNA)这3种组分组成, 不同运行模式对PS、PN和DNA的含量产生重要影响.相对于RO/A系统, RA/O系统中EPS、TB-EPS和LB-EPS中PS、PN和DNA的含量均较高(图 3和表 4).进一步可以看出, RA/O系统中的EPS和LB-EPS中的PN分别是RO/A系统的1.15和1.44倍, 可得运行模式对EPS和LB-EPS中的PN含量影响明显.在反硝化阶段RA/O系统中LB-EPS中的PS是RO/A系统的1.56倍, 即反硝化阶段时, 运行模式对LB-EPS中的PS有显著影响.
对于EPS和TB-EPS, PS分别占EPS和TB-EPS含量的50%和70%左右, PN分别占40%和25%左右, DNA分别占10%和5%左右, 因此, PS是EPS和TB-EPS最重要的组成部分, PN次之, DNA含量最少, 与文献的研究结果一致.而文献认为PN是EPS的重要组分.对于LB-PES, PN、PS和DNA大约分别占LB-EPS含量的55%、33%和12%, 因此, PN是LB-PES最重要的组成部分, PS次之, DNA含量最少, 这与Wang等的研究结果一致.有研究认为TB-EPS与LB-EPS中PS的含量比PN和DNA都要高.
2.4 有机物、氮、EPS及其组分在SBR典型周期内变化规律
图 4表明了2种运行模式下, SBR典型周期内有机物、氮、EPS及其各组分的变化规律. RO/A系统, 硝化反应过程, 随着反应进行, COD和NH4+-N浓度逐渐降低, NOx--N浓度逐渐升高.反硝化反应过程, COD作为电子供体被利用, NO3--N被还原, 两者浓度均逐渐降低. RA/O系统, 反硝化反应过程, 利用原污水中的有机物作为碳源, 将硝态氮还原为气态氮, 硝化反应过程, 随着反应进行, COD和NH4+-N浓度逐渐降低, NOx--N浓度逐渐升高.
在硝化反应阶段, RO/A系统的EPS、TB-EPS和LB-EPS呈现上升趋势, 分析原因：EPS产量一部分由微生物代谢产生, 在硝化阶段, 系统内的营养物质充足, 微生物代谢活跃, TB-EPS与LB-EPS含量上升, EPS产量增加; 并且当营养物质匮乏, 异养型细菌消耗自身物质, 导致EPS产量的增加.在反硝化阶段, EPS、TB-EPS和LB-EPS整体呈现下降趋势, 分析原因：EPS还可以作为碳源和能源物质供给细胞, 缺氧环境下好氧细菌以自身产生的EPS作为营养物质消耗EPS, 导致EPS产量下降.在反硝化阶段, RA/O系统的EPS和TB-EPS呈现下降的趋势, LB-EPS呈现先下降后上升的趋势, 在硝化阶段, EPS、LB-EPS呈现先上升后下降的趋势, TB-EPS呈现上升的趋势, 说明整个运行周期内运行模式对于TB-EPS无影响, 而对LB-EPS有一定影响.需要指出的是, 不同运行模式下, PN和PS在反应过程中浓度不断变化, 被微生物降解或细胞代谢产生.表明PN和PS更容易被微生物利用, 而DNA浓度始终维持相对稳定, 较难被微生物利用.
2.5 EPS对污泥沉降性能的影响
国内外学者对活性污泥中EPS含量与活性污泥的沉降性能的影响进行了大量的研究, 但获得的结论也不尽相同.因此, 本试验也考察了EPS含量对活性污泥沉降性能的影响.从图 5可以看出, RO/A和RA/O系统中SVI随EPS含量的变化规律相似, 即SVI随EPS含量的增加而增加, 表现为正相关性, 充分表明EPS含量的增加不利于活性污泥的沉降性能, 这与周健等的研究结果相一致. Forstor的研究发现污泥中EPS含量与SVI同步增加.但刘佩等发现, 在低负荷氧化沟系统中污泥中的EPS含量与SVI成显著的负向线性关系, 笔者分析原因首先可能在于所采用的处理工艺不同, 其次微生物的生存环境有较大的差别.
此外, 通过对RO/A和RA/O系统中SVI和EPS的数据进行拟合, 可得回归方程分别为SVIO/A=0.63EPS+14.2和SVIA/O=0.75EPS+3.9, 表明两者均呈现线性正相关, 国内有学者得到的回归方程为SVI=4.12EPS+21.66.通过对比回归方程的斜率还可以看出, 相对于RO/A系统回归方程的斜率(为0.63), RA/O系统回归方程的斜率较大(为0.75), 说明在RA/O系统中EPS对污泥的沉降性能影响更为显著.
3 结论
(1) O/A和A/O运行条件下, SBR反应器均实现了较高的氨氮去除率, 去除率分别为97.5%和98.0%.硝化速率随着NH4+-N负荷的增加而升高, 呈现正相关.
(2) 运行模式对TB-EPS及其组分(PN、PS和DNA)无影响; 而A/O中的LB-EPS含量及其组分(PN和PS)是O/A模式的1.4、1.38和1.56倍.
(3) 两种运行模式下, PS占TB-EPS和EPS含量的67%~73%和48%~51%之间, PS是TB-EPS和EPS中主要的组分, 而PN为LB-EPS的主要成分, 占LB-EPS含量的54%~56%.具体联系污水宝或参见http://www.dowater.com更多相关技术文档。
(4) EPS对活性污泥的沉降性能具有一定的影响.随着EPS产量增加, 活性污泥沉降性能逐渐变差, 活性污泥EPS含量与SVI呈线性正相关.
