2021, Vol. 42
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, 哈尔滨 150090
2. State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, School of Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China
厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidizing, ANAMMOX)是一种新型生物脱氮工艺, 厌氧氨氧化菌以亚硝酸盐作为电子受体, 在厌氧条件下将氨氮氧化成氮气[1], 厌氧氨氧化工艺具有无需外加碳源、运行成本低、耗氧量低和污泥量少等优点[2].如今, 全球约有200座厌氧氨氧化设施投入运行, 显示了其广阔的前景[3].然而, 就厌氧氨氧化工艺应用最为广泛的工艺废水处理领域来说, 由于行业的季节性停产、年度维护、设备检修或工程改造等问题, 废水水流可能会完全停止几周甚至几个月[3, 4].当面临进水断流的问题时, 厌氧氨氧化菌的活性将受到影响, 为了使进水恢复之后, 厌氧氨氧化菌的活性能够尽快恢复, 所以对于保藏的厌氧氨氧化污泥进行活性恢复的研究就具有重要意义.
Xing等[5]在4℃和20℃两个温度条件下研究了50 d长期饥饿对于厌氧氨氧化颗粒污泥的影响以及再活化, 发现4℃的长期饥饿更适合维持颗粒污泥结构的完整性和稳定性, 长期饥饿后的厌氧氨氧化性能可以完全恢复.王莹等[6]对于目前所报道的厌氧氨氧化菌的保藏与活性恢复进行了总结, 指出, 温度、底物基质、反应器类型和外加条件是厌氧氨氧化菌活性恢复的影响因素.李冬等[7]的研究表明, 适量的有机碳源可通过提高反应器中的胞外聚合物(EPS)含量从而加速厌氧氨氧化颗粒污泥的形成.在工程实际中, 绝大多数废水中存在有机碳源, 而目前鲜有关于有机物对于长期保藏厌氧氨氧化菌活性恢复的研究.
本实验结合上述研究, 将厌氧氨氧化颗粒污泥置于4℃进行长达230 d的长期保藏, 通过比较活性恢复期间的厌氧氨氧化活性、EPS含量、污泥形态和粒径, 以及系统脱氮性能等情况, 分析系统的反应途径, 探究有机碳源在长期保藏的厌氧氨氧化污泥恢复过程中发挥的作用, 以期为厌氧氨氧化污泥的快速活性恢复提供理论支撑和技术指导.
1 材料与方法 1.1 接种污泥长期保藏前的污泥来自实验室稳定运行的SBR反应器, 进水NH4+-N和NO2--N浓度为70 mg·L-1, 水力停留时间为0.71 d, 总氮去除率81%左右, 有良好厌氧氨氧化活性.在4℃以及不添加基质的条件下储存230 d后的厌氧氨氧化污泥, 其平均粒径为135.05 μm, 污泥浓度为2 100 mg·L-1, 平均分至3个反应器中.
1.2 实验用水实验采用人工配水, 在进水中添加NH4(SO4)2提供氨氮, 投加NaHCO3提供无机碳源及调整碱度, 保持pH在7.0~8.0. MgSO4·7H2O 5 mg·L-1, K2HPO4 2 mg·L-1, CaCl2·2H2O 3 mg·L-1, 微量元素浓缩液Ⅰ和Ⅱ为1.0 mg·L-1.微量元素浓缩液Ⅰ的组成: EDTA 5 g·L-1, FeSO4 5 g·L-1; 微量元素浓缩液Ⅱ的组成: EDTA 15 g·L-1, H3BO4 0.014 g·L-1, MnCl2·4H2O 0.99 g·L-1, CuSO4·5H2O 0.25 g·L-1, ZnSO4·7H2O 0.43 g·L-1, NaSeO4·10H2O 0.21 g·L-1, NaMoO4·2H2O 0.22 g·L-1, CoC12·6H2O 0.24 g·L-1, NiCl2·6H2O 0.19 g·L-1.
活性恢复期间分为4个阶段, 每阶段实验水质如表 1.
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表 1 实验水质情况/mg·L-1 Table 1 Characteristics of water used in the experiments/mg·L-1 |
1.3 实验装置
本实验采用SBR反应器, 反应器由有机玻璃制成, 有效容积为2.0 L, 反应器壁的垂直方向每隔5 cm设置一个取样口, 采用机械搅拌, 反应器的运行通过时控开关进行控制, 容积交换率为70%.
1.4 运行参数本实验分为两部分: 污泥存储和活性恢复.
污泥存储: 将取自实验室稳定运行的厌氧氨氧化颗粒污泥用蒸馏水洗涤3遍之后, 置于2 L的厌氧瓶中, 加入纯净水定容至2 L, 并密封保证厌氧环境.将厌氧瓶置于4℃恒温冰箱中保存230 d.
活性恢复: 将长期保藏后的厌氧氨氧化污泥平均分至3组相同规格的SBR反应器R1、R2和R3中.水力停留时间根据恢复阶段的不同由1.43 d缩短至0.71 d, 反应器运行温度为28~31℃, 具体参数设置见表 2.
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表 2 各阶段运行情况 Table 2 Operation status of each stage |
1.5 分析方法
本实验中NH4+-N采用纳氏试剂光度法测定; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定; NO3--N采用紫外分光光度法; pH值、DO及温度测定采用便携式WTWpH/Oxi 340i测定仪测定; 胞外聚合物(EPS)中多糖(PS)采用蒽酮硫酸法测定, 蛋白质(PN)采用Lowry法测定; 颗粒污泥的粒径分布采用激光粒度仪(Malvern Mastersizer2000)测定; 污泥形态采用光学显微镜(Olympus BX51)进行观察和记录; 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; 其余水质指标的分析方法均采用国标方法.
比厌氧氨氧化活性(SAA)测定: 将厌氧氨氧化污泥5 g于初始NH4+-N和NO2--N浓度分别为120 mg·L-1和158 mg·L-1的100 mL配水置于厌氧瓶中, pH值在7.7~8之间, 通过高纯氮气曝气20 min以保证配水的厌氧环境.然后避光培养于30℃, 140 r·min-1的水浴摇床, 每隔1.5 h取水样测定NH4+-N和NO2--N浓度.由基质浓度降解曲线, 计算出污泥的SAA, 每个样品设置3个平行样.
2 结果与讨论 2.1 污泥内有机物及EPS恢复胞外聚合物(EPS)是微生物在其生长过程中分泌的高分子物质, 在颗粒污泥形成与稳定方面起着重要作用[8], 其主要成分是胞外多糖(PS)和胞外蛋白(PN), 此外还有脂质、核酸、腐殖酸、糖醛酸以及无机成分[9].
蛋白质(PN)和多糖(PS)对于污泥颗粒化的作用不尽相同, 由于PN中带负电荷的氨基酸含量很高, 因此与PS相比, PN在具有多价阳离子的电键中的参与度更高, 这是稳定细菌聚集体结构的关键因素[10].而PS分布于菌胶团的细胞间隙中, 形成的网状结构有利于微生物的聚合并维持其完整性[11].PN/PS是一项表征污泥表面疏水性及建立和维持微生物群落结构完整性的重要指标[12].
如图 1所示, 本实验对ANAMMOX颗粒污泥工艺恢复期间PN和PS的变化进行了研究.在保藏阶段结束时, 污泥的PN和PS都处于较高水平, 分别为151 mg·g-1和33 mg·g-1.汪彩华等[13]的研究中也发现了在保藏后期, 胞外蛋白和多糖一直呈缓慢上升趋势并超过起始含量这一现象, 这与短期保藏的厌氧氨氧化污泥EPS会下降的情况截然相反, 推测原因, 长期保藏的厌氧氨氧化菌在饥饿后期基本完全失去活性, 细胞衰亡裂解, 细胞内容物释放到外界环境, 但此时其他细菌也基本失去活性, 无法将其作为碳源所利用, 所以导致保藏后期EPS的升高.
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图 1 反应器中EPS含量变化 Fig. 1 Variations in the EPS contents in the reactors |
在运行5 d后, R1、R2和R3反应器中的EPS含量都有不同程度地下降, PN分别降低了39.7%、17.2%和6.0%, PS分别下降了57.6%、36.4%和9.0%.EPS会发生水解, 并在底物匮乏时充当碳源而被消耗[14], 此时, 一些异养菌和反硝化菌相比于厌氧氨氧化菌更先恢复了活性, 将EPS作为碳源而利用.因为R2和R3反应器的进水基质中添加了有机碳源, 因此相比于R1反应器, R2和R3反应器的EPS保持率更高一些.R3反应器的EPS降幅最低, 有研究指出[15], 相比于葡萄糖而言, 乙酸钠为小分子有机物, 参与反应时更容易被细菌所利用, 因此, R3反应器中率先恢复活性的异养菌和反硝化菌等, 优先利用丙酸钠作为碳源, 消耗掉的EPS就会减少.
在第10 d时, 随反应器运行, 厌氧氨氧化活性逐渐升高, R1、R2和R3反应器的PN含量都有一定程度的恢复, 分别达到了152、173和164 mg·g-1, R1和R2反应器的PS含量分别增长了28.6%和23.8%, 达到了18 mg·g-1和26 mg·g-1, 但R3反应器的PS含量有所下降, 从30 mg·g-1下降到了22 mg·g-1.相比于R1反应器, R2和R3的EPS增长更快, 含量更高, 尤其是PN, 有研究指出[16], 蛋白和多糖对于厌氧氨氧化污泥聚集的贡献率分别为81.2%和55.5%, 因此说明蛋白质是决定厌氧氨氧化污泥聚集能力的主要因素.
反应器内的EPS含量是产生与消耗的综合表征[17], 第10 d到第15 d这一阶段, 缩短了系统的水力停留时间, 基质负荷提高, 厌氧氨氧化菌的活性进一步增加, 这有利于EPS含量的提高, 但同时, 这一阶段由于每天运行的周期数增多, 对污泥淘洗的次数随之增加, 污泥含量略有下降, 相应地EPS含量也应有所降低.在这些因素的综合作用下, 第15 d时, R1、R2和R3的PS含量都有所提高, 分别达到23.17、27.65和26.47 mg·g-1, 但R1反应器的PN含量有一定的下降, 从152.01 mg·g-1下降到了126.30 mg·g-1, 而R2和R3反应器中的PN含量均有小幅度的增长, 达到了188.86 mg·g-1和168.82 mg·g-1.PN/PS值则分别达到5.45、6.83和6.38.少量有机物的存在可以提高EPS的含量[17], 通过添加有机物恢复ANAMMOX工艺, EPS含量和PN/PS相对处于较高水平, 厌氧氨氧化菌活性更高, 颗粒稳定性和沉淀性能更强, 相比于丙酸钠来说, 添加葡萄糖作为长期保藏厌氧氨氧化颗粒污泥活性恢复期间的有机碳源更加有利.
此外, 实验还对于EPS中腐殖酸的含量进行了测定.从图 2可以看出, 在长期饥饿阶段结束时, EPS中腐殖酸的含量处于较高的水平, 恢复5 d之后, R1反应器的腐殖酸含量骤降至之前的50.84%, R2和R3中腐殖酸含量基本相同, 为原先的85.11%.在恢复进行至第10 d时, 腐殖酸含量有所提升, R1、R2和R3的腐殖酸含量分别达到138.69、182.81和152.30 mg·g-1, 但到了第15 d时, R1反应器的腐殖酸含量有所下降, R2和R3反应器中的腐殖酸含量有所提升, 其总体变化规律与PN的变化一致.
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图 2 反应器中腐殖酸含量变化 Fig. 2 Variations of the humic acid contents in the reactors |
厌氧氨氧化污泥储存之前的平均粒径为353.26 μm, 污泥保藏阶段结束时, 平均粒径为135.05 μm, 骤降至原来的38.23%.这时的污泥颜色变黑, 并伴有刺鼻气味, 这是菌体死亡, 污泥活性基本丧失的体现[18].
平均分至3个反应器中进行活性恢复, 图 3为R1、R2和R3反应器恢复过程中的颗粒粒径变化.d50表示存在于反应器中的颗粒污泥中有50%的直径小于或等于该数值, d 10同理.保藏阶段结束时, d 10为30.87 μm, d 50为84.74 μm, 可见在保藏过程中, 颗粒污泥裂解, 絮状污泥占比很高.活性恢复进行至第10 d时, R1、R2和R3反应器中厌氧氨氧化颗粒污泥的平均体积粒径分别为239.74、198.66和208.40 μm, 相比于保藏阶段结束时, 分别提升了77.52%、47.10%和54.31%, 其中, R1反应器平均粒径增长最为显著, 但此时R1反应器的d 10和d 50却是最低的, 可见R1反应器平均粒径的增长主要归因于原先较大尺寸颗粒污泥的生长, 小颗粒污泥仍存在于反应器中, 而且生长速率缓慢.此时R2反应器的平均体积粒径最低, 但d 10和d 50分别达到了56.75 μm和136.88 μm, 是3个反应器中最高的, 可见R2反应器中的小尺寸颗粒污泥以及絮状污泥正在减少.
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图 3 反应器中污泥粒径及粒径分布 Fig. 3 Particle size and size distribution of the sludge in the reactors |
第20 d时, R1、R2和R3反应器中厌氧氨氧化颗粒污泥的粒径分别为289.81、359.66和314.37 μm, 此时R2反应器的体积平均粒径、d 10和d 50均为3个反应器中最高, R3次之, R1最低, 分析原因, R2和R3进水中含有机碳源, 根据前文所述, 有机碳源的存在促进了EPS的分泌, 此时粒径的增长途径不只是小尺寸颗粒污泥的生长, 还有多个小颗粒污泥与EPS结合形成了较大尺寸的颗粒污泥.有研究指出[7], 较低含量的有机物可以使厌氧氨氧化菌与其他细菌处于良性竞争状态, 并且促进细菌分泌更多的EPS, 使得反应器内小尺寸颗粒污泥相互聚集黏附, 从而增大了颗粒粒径.另外, 在第10 d时缩短了水力停留时间, 由原先的1.43 d缩短为0.71 d, 系统每日进出水次数增加, 对于沉降性能差的絮状污泥进行了淘洗, 因此污泥的平均粒径也有所增加.
通过计算各反应器中颗粒污泥粒径平均增长速率可知, R1、R2和R3的平均增长速率分别为7.738、11.231和8.966 μm·d-1.通过添加有机碳源, 尤其是葡萄糖恢复长期低温保藏的厌氧氨氧化颗粒污泥, 在恢复阶段颗粒污泥的粒径更大, 粒径增长速率也处于较高水平.
评价水厂滤池中的滤料有一项指标称为不均匀系数K80, 是指滤料有效粒径d80与d10的比值, 不均匀系数代表了滤料的不均匀程度.本文借鉴这一指标, 引入了对于颗粒污泥粒径分布均匀性的评价参数K90, 是指系统中污泥粒径d90与d10的比值, K90越大, 系统中颗粒污泥粒径分布的差异越大, 表明颗粒污泥正处于一个生长的阶段, 需要注意对于沉淀时间的控制, 避免造成微生物的流失; K90越接近1, 则说明系统中颗粒污泥的均一性越好, 颗粒生长均匀, 此时再结合平均粒径的大小, 判断系统正处于絮状污泥阶段还是较为成熟的颗粒污泥阶段.如表 3所示, 在保藏阶段结束时, 系统的K90为9.80, 在恢复到第10 d时, R1、R2和R3反应器的K90分别达到了15.81、6.99和10.79, 此时R1和R3的不均匀系数增大, 但R2的K90反而下降了, 说明在活性恢复的初期, 在添加葡萄糖作为有机碳源的情况下, 厌氧氨氧化颗粒污泥的恢复生长较为均匀, 小尺寸颗粒污泥的生长速率较高.第20 d时, R1和R3的K90分别达到了17.44和16.25, 与之相比, 由于EPS含量的升高, 部分小颗粒相互黏附形成大颗粒, R2反应器的K90也达到了12.10, 但仍为3个反应器中最低的, 这表明R2反应器中厌氧氨氧化颗粒污泥的均一性最好.
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表 3 不均匀系数(K90) Table 3 Uneven coefficient(K90) |
图 4(a)为保藏阶段刚结束时在显微镜下观察的污泥情况, 长期的保藏使厌氧氨氧化颗粒污泥发生了解体, 污泥颜色发黑, 视野范围内仅观察到少许淡红色厌氧氨氧化聚集体的存在.在第20 d时再次进行显微镜观察, 污泥形态和颜色有了较为可观地恢复.R1反应器中[图 4(b)]可观察到颜色较深的厌氧氨氧化颗粒, 颗粒污泥边界清晰, 颗粒尺寸差异较大, 大部分小颗粒之间没有黏附形成较大尺寸颗粒污泥的现象.R2反应器中[图 4(c)]的厌氧氨氧化颗粒污泥结构紧实, 颜色更加鲜红, 可明显观察到几个粒径较小的颗粒污泥黏附在一起, 形成粒径更大的厌氧氨氧化颗粒污泥, 这也证实了前文中关于R2反应器粒径增长是通过小颗粒黏附EPS形成大颗粒的推测, 而且颗粒污泥形态相对规整, 尺寸较为均一.在反应器运行过程中, 发现了R3反应器出现了颗粒污泥上浮, 并随出水流失的现象, 在显微镜下观察可知, R3反应器中[图 4(d)]厌氧氨氧化颗粒污泥的颜色和尺寸与R2类似, 但小尺寸颗粒污泥占比较高, 粒径较大的颗粒污泥内部出现空腔, 这也是沉降性能变差的原因.
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图 4 反应器中颗粒污泥形态 Fig. 4 Particle morphology of the sludge in the reactors |
采用低浓度进水和较长时间HRT启动恢复实验, 然后再逐步提升底物浓度, 缩短HRT来提升氮负荷, 整个实验分为了4个阶段, 图 5为实验各阶段反应器运行效果.S1阶段(0~5 d), HRT设定为1.43 d, 进水底物浓度NO2--N和NH4+-N均为40 mg·L-1.根据文献[7], 有机碳源小于110 mg·L-1时, 可以提高厌氧氨氧化系统的脱氮效率, 因此在这一阶段, R2和R3分别添加COD为100 mg·L-1的葡萄糖和丙酸钠.3个反应器经过了短暂的适应之后就达到了较好的氮去除效果, 亚氮去除率基本达到100%, 但R2和R3的出水NH4+-N明显高于R1, 这是反硝化菌生长的现象.过量的有机物会增强反硝化菌的活性, 使得反硝化反应成为主导反应[7].对于稳定运行的厌氧氨氧化反应器, 投加100 mg·L-1的有机碳源可能是一个适宜的浓度, 但对于处于恢复阶段初期的反应器来说, 这样的有机碳源投加量不利于厌氧氨氧化菌的恢复.
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图 5 反应器脱氮性能 Fig. 5 Denitrification performance in the reactors |
S2阶段的HRT保持不变, 进水底物浓度提升到了60 mg·L-1, 同时鉴于S1阶段运行情况, 降低R2和R3进水有机碳源投加量至80 mg·L-1.这时R3表现出了较好的脱氮效果, 总氮去除率接近79.98%.与此同时, R2反应器的总氮去除率在74.52%左右, 与S1阶段保持相对稳定, R1反应器的脱氮效果则有所下降.推测原因, 这一阶段提高进水NO2--N和NH4+-N浓度的同时降低了R2和R3反应器进水有机碳源的浓度, R2和R3反应器中, 厌氧氨氧化菌活性逐步提升, 与反硝化菌形成协同作用, 提高了总氮去除率.
S3阶段, 进水底物浓度保持60 mg·L-1不变, HRT缩短为0.71 d, 总氮容积负荷由上一阶段的0.084 kg·(m3·d)-1增加到了0.169 kg·(m3·d)-1.这一阶段, R1和R2反应器的处理效果保持相对稳定, 总氮去除率分别保持在66.83%和77.08%左右, R3反应器的处理效果开始下降, 总氮去除率下降到了71.23%左右.
S4阶段, 保持HRT为0.71 d不变, 调整了进水底物的基质比, 由原先的NO2--N∶NH4+-N=1∶1调整到了NO2--N∶NH4+-N=1.32∶1, 进水NH4+-N和NO2--N浓度分别为60 mg·L-1和79.2 mg·L-1, 同时这一阶段停止添加有机碳源.设置这一阶段实验的目的是调整菌群结构, 抑制之前因为添加有机碳源导致的其他异养菌及反硝化菌的生长现象.R1和R2反应器的总氮去除率分别提升到了67.45%和81.61%左右, 但R3反应器的处理效果急剧恶化, 总氮去除率骤降至51.36%, 可以看出, 在停止供给有机碳源后, R2反应器的处理效果有所提升, 说明厌氧氨氧化反应是系统中的主导反应, 而R3反应器的总氮去除率急剧下降, 说明原先参与反应的主要为反硝化菌, 厌氧氨氧化菌在反应器中不占优势.有研究也发现[19], 以乙酸钠为碳源, 并且控制COD/NO2--N比为1~4时, 厌氧氨氧化菌相比于反硝化菌在亚氮的竞争过程中处于劣势.所以, 在长期保藏的厌氧氨氧化污泥活性恢复阶段投加葡萄糖作为有机碳源更利于厌氧氨氧化菌活性恢复并成为反应器中的优势菌种.
2.4 系统恢复效果及脱氮路径分析一直以来, 厌氧氨氧化细菌被认为是严格的自养型细菌, 只利用无机碳源.但王丽娇等[20]的研究中发现, 在葡萄糖存在的条件下, 厌氧氨氧化细菌存在两种代谢途径, 一是常规的厌氧氨氧化反应, 二是能够利用硝酸盐作为电子受体发生硝酸盐型反硝化反应, 并生成产物亚硝酸盐.有研究表明[21], A. propionicus、B.anammoxidans、B. fulgida、J. caeni和K.stuttgartiensis等厌氧氨氧化菌属可氧化小分子有机酸, 厌氧氨氧化菌能通过完全氧化小分子有机酸为CO2后, 再利用CO2合成细胞自身营养物质的方式代谢部分有机碳[22].这些研究表明, 在有机碳源存在的情况下, 厌氧氨氧化菌的代谢途径或许与常规不同.
根据厌氧氨氧化方程[式(1)], 常规厌氧氨氧化菌反应以1.32∶1的比例消耗NO2--N和NH4+-N基质, 并且生成的NO3--N与消耗的NH4+-N之间的比例应为0.26∶1.如图 6所示, 本实验对于各阶段的化学计量比进行了计算.
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图 6 反应器化学计量比变化 Fig. 6 Changes in the stoichiometry of the reactors |
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(1) |
由图 6可知, S1阶段反应器处理性能不够稳定, 3个反应器的化学计量比波动较大, 均不是典型的厌氧氨氧化反应, 有研究指出[23], 保藏后的污泥都具有不同程度的亚硝化能力.而R2和R3反应器因为添加了有机碳源, 更适宜反硝化细菌参与反应, 甚至出现了NO3--N与NH4+-N之间的比值小于0的情况.
S2和S3两个阶段, 反应器内厌氧氨氧化活性逐渐恢复, 化学计量比渐渐趋于稳定, 但R1反应器的NO3--N与NH4+-N之间的比值稳定在0.40左右, 推测原因, 反应器中存在亚硝酸盐氧化菌(NOB), 将部分NO2--N转化为了NO3--N.而R2和R3反应器NO2--N/NH4+-N基本小于1.32, NO3--N/NH4+-N基本小于0.26, 这与黄佳路[24]在常温下储存厌氧氨氧化颗粒污泥之后不添加有机物进行活性恢复的结果有所不同, 而且这一现象无法通过反硝化细菌的生长繁殖来解释, 因此推测此时在R2和R3反应器中发生了如图 7所示的反应, 不只存在常规的厌氧氨氧化反应途径, 也存在厌氧氨氧化菌利用有机物将部分NO3--N转化为了NO2--N, 生成的NO2--N再次供给厌氧氨氧化菌所利用的特殊途径, 宏观来看, NO3--N的生成量减少, 而且因NO2--N的生成, NH4+-N消耗量增加, 因而出现了两个化学计量比均低于正常情况的现象.此时系统中这两种途径相辅相成, 提高了总氮去除率.
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图 7 反应途径 Fig. 7 Reaction pathway |
S4阶段, 进水中NO2--N和NH4+-N的比值调整为1.32∶1, 也不再添加有机碳源, R2反应器的化学计量比迅速稳定在了1.32和0.26左右, 此时, 系统内反硝化菌活性被抑制, 厌氧氨氧化菌利用硝酸盐作为电子受体的反应途径也停止了, 此时反应器内仅存在厌氧氨氧化常规反应途径.由此可知, 厌氧氨氧化菌的特殊反应途径对于常规反应途径并无影响, 在有机物存在的情况下, 两者共同发挥作用, 在停止添加有机物后, 厌氧氨氧化菌的硝酸盐型反硝化反应立即停止, 不存在滞后性和适应期.但此时R3反应器则因原先系统中大量存在的反硝化细菌活性被抑制而出现了脱氮性能恶化的现象, 计量比波动较大, 反应不稳定.
比厌氧氨氧化活性(SAA)可以反映厌氧氨氧化菌的菌群活性和丰度.如图 8所示, 在进行长期低温保藏前, 厌氧氨氧化颗粒污泥的SAA(以N/VSS计, 下同)为0.216 g·(g·d)-1.在第230 d, 长期保藏阶段结束时, 立即对其SAA进行了测定, 活性仅为原来的6.02%, 经过长期的低温饥饿保藏, 厌氧氨氧化颗粒污泥失去了大部分活性.经过15 d的恢复, R1、R2和R3反应器的活性值均有所提升, 分别达到了0.145、0.185和0.126 g·(g·d)-1, 其中, R2反应器的SAA最高, 恢复到了保藏前的85.65%, 通过添加葡萄糖, 厌氧氨氧化菌的活性恢复速度更快, 这一结果与刘金苓等[25]的研究类似, 当添加低浓度葡萄糖(0.5 mmol·L-1)时, 促进了厌氧氨氧化反应, 厌氧氨氧化菌活性有所提升.但R3反应器厌氧氨氧化菌的活性恢复速度却低于对照组R1, 推测原因, 乙酸钠作为小分子有机物, 更容易被反硝化细菌所利用, 导致系统内反硝化细菌占据优势, 厌氧氨氧化菌在底物基质过程中处于劣势, 影响其活性恢复速度, 张诗颖等[26]在实验中也发现同样的现象, 以乙酸钠作为碳源, C/N设置为2的条件下, 厌氧氨氧化菌活性大大降低.马艳红等[27]采用污水厂厌氧消化污泥启动厌氧氨氧化, 在添加COD为50 mg·L-1的乙酸钠时, 反硝化菌保持较高活性, 厌氧氨氧化活性增长缓慢, 最终经过129 d成功启动.可见, 虽然厌氧氨氧化颗粒污泥的长期保藏并不是一个难以克服的困难, 但厌氧氨氧化菌增殖速率缓慢, 世代时间长达10~15 d, 活性恢复技术的重点和难点一是在于加快活性恢复速度, 二是提高厌氧氨氧化菌在恢复阶段的竞争能力.
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图 8 SAA变化及活性恢复率 Fig. 8 Change in the SAA and activity recovery rates |
综上, 有机碳源的添加对于厌氧氨氧化菌活性恢复的影响, 不只在于提升其EPS含量及粒径尺寸, 而且参与到了厌氧氨氧化反应过程中, 丰富了厌氧氨氧化的反应途径, 对于恢复长期保藏的厌氧氨氧化污泥, 可以使其在恢复阶段与其他细菌的底物竞争中占据优势, 更快地恢复活性.
3 结论(1) 长期低温保藏的厌氧氨氧化污泥在饥饿后期EPS含量处于较高水平, 但在恢复阶段初期急剧下降.通过添加有机碳源恢复厌氧氨氧化工艺, EPS含量和PN/PS得以更快地恢复.相比于丙酸钠来说, 添加葡萄糖作为长期保藏厌氧氨氧化颗粒污泥活性恢复期间的有机碳源更加有利.
(2) 通过添加有机碳源, 尤其是葡萄糖恢复的厌氧氨氧化污泥, 颗粒形态相对规整, 尺寸较为均一.不仅有利于了小尺寸颗粒污泥的生长, 还促进小颗粒污泥与EPS黏附形成较大粒径颗粒, 粒径平均增长速率为11.231 μm·d-1, 粒径恢复速度更快.
(3) 厌氧氨氧化颗粒污泥的长期保藏并不是一个难以克服的困难, 以葡萄糖作为有机碳源, 可以丰富厌氧氨氧化的反应途径, 可以使其在活性恢复阶段与其他细菌的底物竞争中占据优势, 更快地恢复活性, 第15 d时, SSA就达到0.185 g·(g·d)-1, 恢复到了保藏前的85.65%, 总氮去除率达到80%以上, 停止有机碳源供给之后系统仍可保持稳定运行.
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