序批式活性污泥法(SBR)工藝具有生化反應推動力大, 脫氮除磷效果好, 耐沖擊負荷強, 運行方式靈活和防止污泥膨脹等優點, 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胞和水分之外的重要成分, 其主要來源于微生物細胞代謝的分泌物、細胞自溶產生的聚合物、細胞脫落的表面物質及進水基質中的相關組分.主要成分與微生物的胞內成分相似, 是一些高分子物質, 如多糖(PS)、蛋白質(PN)和核酸(DNA)等聚合物. EPS普遍存在于活性污泥絮體內部及表面, 具有重要的生理功能, 可將環境中的營養成分富集, 通過胞外酶降解成小分子后吸收到細胞內, 還可以抵御殺菌劑和有毒物質對細胞的危害.根據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松散于液相主體中的黏性聚合物——松散型EPS(LB-EPS).
目前, 有關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、次數和持續時間對脫氮性能影響, 認為交替次數增加有利于提高系統的脫氮性能.樓菊青等發現將SBR工藝閑置階段設置在進水和曝氣階段之間可提高40%的TN去除率.楊延棟的研究認為, 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產量及其組分差異情況, 僅Wang等進行了相似性研究.他們對比了SBR運行模式Ⅰ(30 min進水+18 h生物反應+2 h沉淀+1 h排水+2.5 h閑置)與模式Ⅱ(18 h生物反應+6 h閑置)對胞外聚合物產量的影響, 發現模式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同步影響的基礎上, 進一步分析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反應器(內、外徑分別為14 cm和15 cm, 有效容積為5 L)和自動控制系統(水溫自動控制系統和過程控制系統)兩部分組成.通過水溫自動控制系統以維持SBR反應器的運行溫度.借助于過程控制系統[以溶解氧(DO)、pH和氧化還原電位(ORP)為控制參數]準確指示生化反應的進程.本試驗用水取自蘭州交通大學家屬區生活污水, 主要水質參數見表 1.
接種污泥取自甘肅省蘭州市七里河安寧區污水處理廠生物循環曝氣池工藝好氧段活性污泥, 該污水主要處理七里河區和安寧區的生活污水(60%~70%)和啤酒廢水(30%~40%), 其性質為：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, 對該接種污泥進行20 d的培養馴化(表 2), 獲得穩定的脫氮效果后進行了連續試驗.污泥馴化結束后, 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反應器(分別表示為：RO/A和RA/O).反應器內混合液的溫度利用恒溫循環水浴池維持.反應器每天運行1個周期, RO/A運行模式為包括瞬時進水、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; 硝態氮(NO3--N):紫外分光光度法; 亞硝態氮(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(PN)采用考馬斯亮藍法, 以牛血清白蛋白作為標準物質; 多糖(PS)采用苯酚-硫酸法, 以葡萄糖作為標準物質; 核酸(DNA)采用紫外吸收法.
2 結果與討論 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律. 圖 1(a)可以看出, 整個試驗過程中, 進水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反應器均實現了較高的氨氮去除率, 獲得了較充分的氨氮去除效果, 這一結果與文獻獲得結論相一致.
圖 1(b)表明了RO/A和RA/O系統總氮(TN)的變化規律. 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合得更緊密, 也更有實際指導意義.
在RO/A和RA/O系統, 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速率幾乎無影響.此外, 2種運行模式條件下的NH4+-N負荷分別為(5.0±2.0) kg·(kg·h)-1和(4.1±1.6) kg·(kg·h)-1 [圖 1(c)], 氨氮負荷與硝化反應速率的變化趨勢表現出正相關性, 即隨著NH4+-N負荷的升高, 硝化速率也隨之增大, 與郭麗娜等的研究結果一致.而王春英的研究認為隨著NLR不斷提高, 硝化速率與NH4+-N負荷由正相關轉變為負相關.筆者認為原因在于本試驗中采用的NH4+-N負荷較低, 而王春英在研究中逐步提高NH4+-N負荷, 當NH4+-N負荷超過了硝化菌所能承受的范圍內時, 對其產生了毒害作用, 導致硝化速率與NH4+-N負荷由正相關轉變為負相關.
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系統硝化結束和反硝化結束時EPS, TB-EPS和LB-EPS變化規律.對于硝化結束和反硝化結束時, RO/A和RA/O系統中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系統中的EPS、LB-EPS和TB-EPS含量均略高于RO/A系統產生的量, 也就是說, 缺氧/好氧運行模式更有利于活性污泥產生EPS.從表 3還可以清楚看出, 對于硝化結束和反硝化結束時, LB-EPS在RO/A和RA/O系統中的比值分別為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.關于運行模式對EPS和TB-EPS產量的影響, 研究者獲得的結論也不盡相同, 有研究認為雖然運行模式對EPS和TB-EPS產量影響不顯著, 但對TB-EPS中的PN和PS產量有顯著影響, 同時有研究者認為運行模式對EPS產量有顯著影響.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個系統硝化結束和反硝化結束時EPS含量可以發現, RO/A系統硝化結束和反硝化結束時, EPS、LB-EPS和TB-EPS含量幾乎相同.而對于RA/O系統, 硝化結束時EPS和TB-EPS含量略低于反硝化結束時, LB-EPS含量卻高于反硝化結束時.
2.3 運行模式對EPS各組分影響
EPS主要由多糖(PS)、蛋白質(PN)和核酸(DNA)這3種組分組成, 不同運行模式對PS、PN和DNA的含量產生重要影響.相對于RO/A系統, RA/O系統中EPS、TB-EPS和LB-EPS中PS、PN和DNA的含量均較高(圖 3和表 4).進一步可以看出, RA/O系統中的EPS和LB-EPS中的PN分別是RO/A系統的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系統中LB-EPS中的PS是RO/A系統的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, 與文獻的研究結果一致.而文獻認為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等的研究結果一致.有研究認為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典型周期內變化規律
圖 4表明了2種運行模式下, SBR典型周期內有機物、氮、EPS及其各組分的變化規律. RO/A系統, 硝化反應過程, 隨著反應進行, 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, 反硝化反應過程, 利用原污水中的有機物作為碳源, 將硝態氮還原為氣態氮, 硝化反應過程, 隨著反應進行, COD和NH4+-N濃度逐漸降低, NOx--N濃度逐漸升高.
在硝化反應階段, RO/A系統的EPS、TB-EPS和LB-EPS呈現上升趨勢, 分析原因：EPS產量一部分由微生物代謝產生, 在硝化階段, 系統內的營養物質充足, 微生物代謝活躍, TB-EPS與LB-EPS含量上升, EPS產量增加; 并且當營養物質匱乏, 異養型細菌消耗自身物質, 導致EPS產量的增加.在反硝化階段, EPS、TB-EPS和LB-EPS整體呈現下降趨勢, 分析原因：EPS還可以作為碳源和能源物質供給細胞, 缺氧環境下好氧細菌以自身產生的EPS作為營養物質消耗EPS, 導致EPS產量下降.在反硝化階段, RA/O系統的EPS和TB-EPS呈現下降的趨勢, LB-EPS呈現先下降后上升的趨勢, 在硝化階段, EPS、LB-EPS呈現先上升后下降的趨勢, TB-EPS呈現上升的趨勢, 說明整個運行周期內運行模式對于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在反應過程中濃度不斷變化, 被微生物降解或細胞代謝產生.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定, 較難被微生物利用.
2.5 EPS對污泥沉降性能的影響
國內外學者對活性污泥中EPS含量與活性污泥的沉降性能的影響進行了大量的研究, 但獲得的結論也不盡相同.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系統中SVI隨EPS含量的變化規律相似, 即SVI隨EPS含量的增加而增加, 表現為正相關性, 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果相一致. Forstor的研究發現污泥中EPS含量與SVI同步增加.但劉佩等發現, 在低負荷氧化溝系統中污泥中的EPS含量與SVI成顯著的負向線性關系, 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境有較大的差別.
此外, 通過對RO/A和RA/O系統中SVI和EPS的數據進行擬合, 可得回歸方程分別為SVIO/A=0.63EPS+14.2和SVIA/O=0.75EPS+3.9, 表明兩者均呈現線性正相關, 國內有學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系統回歸方程的斜率(為0.63), RA/O系統回歸方程的斜率較大(為0.75), 說明在RA/O系統中EPS對污泥的沉降性能影響更為顯著.
3 結論
(1) O/A和A/O運行條件下, SBR反應器均實現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負荷的增加而升高, 呈現正相關.
(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%.具體聯系污水寶或參見http://www.bnynw.com更多相關技術文檔。
(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.
