2017, Vol. 38
2. 江苏省环境科学与工程重点实验室, 苏州 215009;
3. 江苏高校水处理技术与材料协同创新中心, 苏州 215009
2. Jiangsu Key Laboratory of Environmental Science and Engineering, Suzhou 215009, China;
3. Jiangsu High Education Collaborative Innovation Center of Water Treatment Technology and Material, Suzhou 215009, China
众所周知，厌氧氨氧化(ANAMMOX)菌能够在特定条件下，分别以氨氮和亚硝态氮为电子供体和电子受体，完成自养脱氮过程，生成氮气和少量硝态氮. 与传统全程硝化-反硝化脱氮工艺相比，该过程可减少约60%的曝气能耗、 100%的有机碳源和90%的污泥产量，并被认为是实现未来污水处理厂能源自给的重要技术基础[1]. 目前，除了ANAMMOX菌世代时间长、 生长条件苛刻和易受到毒物冲击等固有因素外，如何实现亚硝态氮的稳定供给仍是阻碍ANAMMOX工艺推广的关键问题之一[2]. 有研究表明，协同控制水温、 pH值、 溶解氧(DO)或曝气强度、 氨氮负荷、 污泥停留时间(SRT)和碱度等操作条件，可以在有效富集氨氧化菌(AOB)的同时，选择性地抑制亚硝酸盐氧化菌(NOB)活性，使污泥获得良好的亚硝化性能. 在此基础上，如果将污泥颗粒化与亚硝化技术相结合，将有助于实现更高效的亚硝酸盐累积. 刘文如等[3]利用序批式颗粒污泥反应器，实现了2.0~4.5 kg·(m3·d)-1的NO2--N累积速率，该值远高于传统SHARON工艺的0.3~0.5 kg·(m3·d)-1. Bartrolí等[4]基于连续流颗粒污泥反应器，通过实时控制溶解氧与总氨氮质量浓度之比(DO/TAN ＜0.35)，使NO2--N累积速率达到了惊人的6.0 kg·(m3·d)-1. Peng等[5]的研究表明，对于低浓度生活污水，采用类似的控制策略，颗粒污泥同样能够在连续流状态下，获得超过85%的亚硝态氮累积率(NAR). 需要指出的是，为了维护自养菌的优势地位，上述亚硝化颗粒污泥(PNG)的培养和运行过程需要将基质C/N比控制在0.1~4.2范围内. 然而，在实际废水处理过程中，高浓度有机物的冲击是很常见的. 大量易降解有机物的输入会导致异养菌(HeB)的快速增殖，后者将与硝化菌争夺DO和生长空间，进而削弱亚硝化反应的稳定性[6, 7]. 因此，有必要全面了解有机物浓度对PNG性能的影响，这对于提升该技术的实用化水平具有重要意义.
在本研究中，采用批次实验模拟反应器操作过程，系统考察了在不同基质C/N比条件下，全自养PNG对氮素转化性能的变化情况. 通过分析对氨氮比降解速率[q(NH4+-N)]、 硝态氮比累积速率[q(NO3--N)]、 亚硝态氮比累积速率[q(NO2--N)]和比耗氧呼吸速率(SOUR)等动力学参数的分析，详细阐述了功能菌活性在有机物胁迫和自然恢复过程中的演化规律，以期为实现亚硝化颗粒污泥系统的稳定运行提供了参考.
1 材料与方法 1.1 接种污泥来源本研究使用的PNG取自小型连续流好氧反应器(CSTR)内，其有效容积约为1.7 L，结构图详见文献[8]. 反应器进水氨氮质量浓度为125 mg·L-1，不投加任何有机物，水力停留时间(HRT)为1.5 h，对应的氮容积负荷达到2 kg·(m3·d)-1. 另外，控制进水pH为(8.0±0.1)，DO质量浓度为(0.6±0.2) mg·L-1，水温为(28±1)℃. 此前，CSTR已在全自养状态下运行超过200 d，氨氮去除率稳定在90%~95%，出水NAR接近80%.
颗粒污泥外观如图 1所示，PNG呈棕红色，平均粒径为0.58 mm，其中，粒径在0.3~0.8 mm的颗粒约占总量的89%，平均沉降速度为57.6 m·h-1，5 min污泥沉降指数(SVI5)为34 mL·g-1.
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图 1 亚硝化颗粒污泥的外观形态 Fig. 1 Morphological appearance of partial nitrification granules |
阶段Ⅰ：有机物胁迫阶段
采用氯化铵、 乙酸钠分别作为基质溶液的氮源和碳源，初始NH4+-N质量浓度控制在80 mg·L-1，依据C/N质量比(C/N比)依次为0(对照组)、 1、 2、 4、 8设立5个实验分组，用NaHCO3溶液调节pH值至8.0～8.1，并加入微量元素[9]. 取自CSTR中的PNG经生理盐水反复冲洗后，分装于250 mL装有基质溶液的具塞锥形瓶中，污泥质量浓度设为(1 230±20) mg·L-1. 将锥形瓶置于振荡器，高转速(210±10) r·min-1可使纯水DO浓度达到8 mg·L-1以上，温度控制在(25±1)℃，每组做2个平行样. 反应期间，定时取上清液测定NH4+-N、 NO3--N和NO2--N浓度，并利用线性段计算比降解/累积速率q值. 当溶液中氨氮全部消耗完时，使用对应基质溶液再次清洗PNG，进入下一周期. 该阶段实验共进行11个周期，单周期反应时间为60 min，每隔2个周期记录1次q值.
阶段Ⅱ：自然恢复阶段
自第12周期起，对各组连续进行10个周期的性能恢复实验. 保持基质溶液中初始NH4+-N质量浓度不变，同时不再外加碳源，其余操作条件与有机物胁迫阶段相同.
1.3 比降解/累积速率为表征AOB与NOB的降解活性，并对污泥亚硝化性能进行评价，比速率q值采用的计算公式见式(1)、 (2)和(3).
AOB降解活性：
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(1) |
NOB降解活性：
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(2) |
PNG亚硝化性能：
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(3) |
式中，q(NH4+-N)、 q(NO3--N)和q(NO2--N)分别为NH4+-N比降解速率、 NO3--N比累积速率和NO2--N比累积速率，mg·(g·h)-1； Δc(NH4+-N)、 Δc(NO3--N)和Δc(NO3--N)分别指反应时间Δt内，上清液中NH4+-N、 NO3--N和NO2--N质量浓度的变化量，mg·L-1； MLVSS为挥发性悬浮固体质量浓度，g·L-1； Δt为各参数值线性变化的时间段，h.
1.4 比耗氧呼吸速率通过测定不同基质条件下污泥的比耗氧呼吸速率(SOUR)，比较AOB、 NOB和HeB的活性变化，具体步骤：取一定量颗粒污泥，经生理盐水反复冲洗后，装入250 mL标准BOD瓶中，分别用含NH4+-N 100 mg·L-1、 NO2--N和NH4+-N各100 mg·L-1与COD 100 mg·L-1的3种DO饱和溶液将瓶子充满. 在密闭条件下反应，并记录DO读数随时间的变化过程，利用最小二乘法拟合污泥耗氧速率(OUR)，再除以MLVSS浓度，计算AOB、 NOB和HeB的SOUR值，即SOUR-A、 SOUR-N和SOUR-H，单位为mg·(g·h)-1[10].
1.5 水质分析方法本研究中，NH4+-N、 NO3--N和NO2--N分别采用纳氏试剂光度法、 紫外分光光度法和N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定； MLSS和MLVSS采用重量法测定； pH和DO质量浓度采用多水质分析仪(903P般特)测定； 污泥形态通过OLYMPUS CX41型显微镜观察.
2 结果与讨论 2.1 PNG的氮素转化性能评价对整个实验过程中，对照组在相同时间点的3种氮素浓度取均值(n=11)，并进行线性拟合，结果如图 2所示.
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图 2 实验期间，对照组(C/N=0)的氮素转化性能 Fig. 2 Nitrogen transformation performance in the control group (C/N=0) throughout the experiment |
由图 2可知，当基质C/N=0时，溶液中NH4+-N、 NO3--N和NO2--N浓度随反应时间的变化过程遵循零级反应动力学，这与Cydzik-Kwiatkowska等的报道一致[11]. 对照组的q(NH4+-N)、 q(NO3--N)和q(NO2--N)均值分别为(69.7±1.8)、 (41.1±1.5)和(28.3±0.9) mg·(g·h)-1，其中，q(NH4+-N)超出了常温条件下(20~30℃)该值的典型范围，即22.9~58.3 mg·(g·h)-1[12, 13]. 同时，q(NH4+-N)/q(NO3--N)值约为2.5，反应终点NAR均值为58.9%. 这意味着尽管AOB在PNG中占据了优势地位，但NOB仍表现出较高的活性. 此外，在连续多批次的实验中，3种比速率值的相对平均偏差在2.6%~3.5%，反应前后总氮含量基本守恒，这说明PNG对氮素的转化性能具有良好的稳定性.
2.2 有机物对PNG氮素转化性能的影响由图 3~5可知，在第1周期内，基质C/N比由0提高到4时，q(NH4+-N)、 q(NO3--N)和q(NO2--N)值的下降幅度较小，q(NH4+-N)/q(NO3--N)值由2.5略微升高至2.8. 相比之下，C/N=8对应的q(NH4+-N)、 q(NO3--N)和q(NO2--N)分别较对照组下降了31.8%、 48.4%和15.4%，q(NH4+-N)/q(NO3--N)值升至3.5左右.
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图 3 不同C/N比条件下，PNG的氨氮比降解速率随反应周期的变化过程 Fig. 3 Changes in the specific ammonium degradation rate of PNG with reaction cycles at different C/N ratios |
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图 4 不同C/N比条件下，PNG的硝态氮比累积速率随反应周期的变化过程 Fig. 4 Changes in the specific nitrate accumulation rate of PNG with reaction cycles at different C/N ratios |
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图 5 不同C/N比条件下，PNG的亚硝态氮比累积速率随反应周期的变化过程 Fig. 5 Changes in the specific nitrite accumulation rate of PNG with reaction cycles at different C/N ratios |
在整个阶段I(第1~11周期)，比速率值的降幅与C/N比大小都呈现明显的正相关性. 与AOB相比，NOB的降解活性更容易受到有机物浓度的影响. 当C/N比条件相同时，q(NO3--N)随反应周期的降幅要大于q(NH4+-N). 运行至第11周期，C/N为1、 2、 4和8对应的q(NH4+-N)/q(NO3--N)值分别达到了4.3、 4.5、 17.1和18.7，q(NO2--N)也降至第1周期的75.8%、 70.9%、 57.9%和62.6%. 尽管投加高浓度乙酸钠(C/N=8)时，q (NH4+-N)、 q (NO3--N) 仅相当于对照组的34.3%和4.3%，但q (NO2--N)仍可达到22.2 mg·(g·h)-1，反应终点的NAR接近93%. 另外，由于接种污泥长期生长于无机营养条件下，因此，批次实验中并未发现明显的反硝化作用，PNG的总氮损失始终在8%以下.
从第12周期开始(阶段Ⅱ)，基质中不再投加乙酸钠，无机配水有助于PNG亚硝化性能的恢复. 随着有机物胁迫作用的解除，q(NH4+-N)出现明显上升，但阶段I的C/N比仍会显著影响最终数值. 相比之下，q(NO3--N)的恢复过程要缓慢得多，尤其是前期C/N≥4的分组. 运行至第21周期，C/N为1、 2、 4和8的q(NH4+-N)分别相当于对照组的81.9%、 73.0%、 63.4%和47.8%，q(NH4+-N)/q(NO3--N)值约为3.2、 3.8、 9.9和11.3. 对应的q(NO2--N)回升至第1周期的97.8%、 93.5%、 87.4%、 78.7%和84.8%，反应终点的NAR分别达到65.0%、 70.0%、 67.0%和87.8%，均高于对照组的57.2%.
2.3 有机物冲击对功能菌活性的影响在阶段I末期(第11周期)，不同基质C/N比对应的SOUR-A、 SOUR-N和SOUR-H数值如图 6所示. 与q(NH4+-N)和q(NO3--N)的变化趋势类似，C/N比越高，AOB与NOB的受抑制程度越大，HeB活性就越强. 当C/N=8时，SOUR-A、 SOUR-N分别降为对照组的64.1%和10.9%，但SOUR-A/SOUR-N值远大于对照组的1.7，达到了9.8. 另外，SOUR-H较对照组提高了约16倍，数值介于SOUR-A和SOUR-N之间.
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图 6 在第11周期，不同C/N比对应的各功能菌活性情况 Fig. 6 Functional microbe activities at different C/N ratios in cycle 11 |
众多研究表明，对于长期在全自养条件下运行的硝化颗粒污泥而言，AOB主要分布于表层0~100 μm的区域内，而NOB的氧化对象是AOB的代谢产物，因此，多集中在颗粒表面以下200~300 μm的内层[14~16]. 本研究中PNG的生长环境与上述报道非常类似. 考虑到异养菌的比增殖速率(0.25 h-1，20℃)远大于硝化菌(0.032 h-1，20℃)[17]，在批次反应期间，投加高浓度的易降解有机物势必会促进HeB在PNG表面的增殖[18, 19]. 此时，SOUR-H的显著增大意味着HeB将与硝化菌争夺颗粒表面有限的DO，使得后者成为了微生物生长的限制性因素[7, 20]. 如图 7所示，在第11周期内，对照组的DO浓度在反应的前40 min内呈现下降趋势，随后又出现复氧现象，这与PNG较高的q(NH4+-N)是密切相关的. 相比之下，当C/N=8时，各时间点DO浓度始终低于对照组. 反应30 min后，DO降至0.1 mg·L-1，直至反应结束. 这说明在相同的振荡条件下，HeB活性的增强明显加快了PNG对DO的消耗速率.
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图 7 在第11周期内，C/N=0(对照组)与C/N=8对应的DO浓度变化过程 Fig. 7 Variations of DO concentration at C/N=0 and C/N=8 during cycle 11 |
一方面，由于大量胞外聚合物的包裹，好氧颗粒污泥内部通常存在明显的氧传质梯度，一般DO的渗透深度只有75~200 μm[21, 22]. 另一方面，不同功能菌对DO的半饱和速率常数通常遵循：NOB(1.2~1.5 mg·L-1) ＞AOB(0.2~0.4 mg·L-1)＞HeB(0.01~0.2 mg·L-1)[17]. 因此，借助自身的空间分布优势与更强的DO亲和能力，新增殖的HeB将与AOB一同快速消耗颗粒表面的溶解氧，从而更有效地抑制NOB的生长. 因此，在阶段I中，高C/N比会导致q(NH4+-N)/q(NO3--N)值和SOUR-A/SOUR-N值的显著升高. 实际上，这与絮状污泥系统中，通过严格控制DO浓度水平获得稳定亚硝化反应的基本原理是一致的[23~25]. 类似地，Xu等[26]发现，与采用无机碳源相比，进水中加入一定量葡萄糖(C/N=2.6)将显著缩短亚硝化生物膜反应器的启动时间，显著提高其对NO2--N的累积效能. 这是因为生物膜表面被快速生长的异养菌覆盖，可防止AOB受到水流冲刷，同时，相对激烈的基质竞争也有利于更快地淘汰NOB.
对比图 6和图 8可知，当重新采用无机碳源配水(阶段Ⅱ)时，随着AOB活性的恢复，前期高C/N比对应的HeB活性明显下降，但SOUR-N的变化相对较小，SOUR-A/SOUR-N值远高于对照组. 同样以C/N=8为例，第21周期的SOUR-H仅为13.5 mg·(g·h)-1，较第11周期下降约59.6%，SOUR-A和SOUR-N分别升至对照组的80.4%和14.5%，SOUR-A/SOUR-N值(约9.3)与第11周期非常接近. 这意味着此时PNG中AOB的相对优势较接种污泥有了明显提升.
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图 8 在第21周期，不同C/N比对应的各功能菌活性情况 Fig. 8 Functional microbe activities at the different C/N ratios in cycle 21 |
总之，与以往研究者[27, 28]只关注进水有机物(COD在400~800 mg·L-1)对硝化过程的负面效应不同，本研究从氮素转化[q(NH4+-N)/q(NO3--N)值]和DO利用(SOUR-A/SOUR-N值)两方面证明，对于全自养PNG系统而言，易降解有机物的可逆冲击过程可以作为巩固AOB优势、 抑制NOB生长的有效调控手段.
3 结论(1) 投加易降解有机物(乙酸钠)对全自养PNG的氮素转化性能具有明显的抑制作用. q(NH4+-N)、 q(NO3--N)和q(NO2--N)的降幅都与基质C/N比呈现正相关性. 当C/N=8时，反应11个周期后，颗粒污泥的q(NH4+-N)、 q(NO3--N)仅相当于对照组的34.3%和4.3%，但q (NO2--N)仍可达到22.2 mg·(g·h)-1，反应终点的NAR接近93%.
(2) 投加高浓度有机物可有效提高PNG中HeB的活性，后者通过参与基质竞争，使得系统中DO的消耗速率明显加快. 颗粒表面较大的DO分布梯度可能是有效抑制NOB活性的主要因素.
(3) 重新采用无机碳源配水时，PNG的NO2--N累积效能得到了显著恢复，HeB和NOB的活性均被有效抑制. q(NH4+-N)/q(NO3--N)值与SOUR-A/SOUR-N值的变化均表明，有机物的短期冲击与恢复过程可进一步巩固AOB的优势地位，有助于提升PNG亚硝化性能的稳定性.
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