?、?單一研究溫度對生物脫氮效果的影響.汪志龍以合成廢水為研究對象, 以丙酸鈉作為單一碳源, 分別設(shè)置溫度為5、15、25、35℃的4組序批式反應(yīng)器考察了溫度對單級好氧工藝生物脫氮除磷性能的影響. Guo等在5~30℃條件下, 研究了同時(shí)氮化和脫硝順序間歇反應(yīng)器的性能. Hendrickx等采用UASB, 以實(shí)際生活污水為研究對象, 探究了10℃和20℃條件下氮的去除.
② 單一考察了溫度對EPS產(chǎn)量及組分的影響.張寶良等研究了3種溫度條件下, 市政污水污泥、可樂廢水好氧污泥和可樂廢水厭氧污泥3種污泥的EPS產(chǎn)量. Song等研究了常溫和低溫條件下EPS產(chǎn)量對活性污泥脫水性能的研究. Gao等研究了在
30、20和10℃條件下, EPS在膜污染中的作用.
?、?同步研究了溫度對生物脫氮效能及EPS的影響.張?zhí)m河等考察了4種溫度、、、℃對A2O工藝脫氮速率及胞外聚合物的影響, 隨著溫度的升高, 總氮和COD去除速率逐漸上升, EPS質(zhì)量濃度先降低后升高.宋成康等研究了溫度降低對厭氧氨氧化（oxidation)脫氮效能及污泥EPS的影響, 在溫度33℃→25℃→20℃→15℃范圍內(nèi), EPS總含量及各組分均與溫度成負(fù)相關(guān).在生物脫氮過程中, 活性污泥是實(shí)現(xiàn)氮去除的功能主體, EPS是活性污泥的重要組成部分.因此, 同步考察溫度對生物脫氮效能和EPS的影響, 可深入解析（analysis 剖析；深入分析)基于微生物EPS變化角度揭示生物脫氮本質(zhì).此外, 相關(guān)報(bào)道大多基于短期實(shí)驗(yàn)獲得研究結(jié)果, 因此較難反映溫度對EPS變化長期影響規(guī)律, 難以獲得準(zhǔn)確的EPS與生物脫氮相關(guān)性.
基于上述研究背景, 本文主要研究低溫、中溫和高溫這3種條件下, SBR生物動態(tài)脫氮效果、硝化反應(yīng)類型、活性污泥中EPS及各組分的特性變化規(guī)律, 揭示溫度對兩者的長期同步影響, 并建立生物脫氮過程與EPS變化的相關(guān)性.
1 材料與方法 1.1 實(shí)驗(yàn)裝置、廢水特性及接種污泥
實(shí)驗(yàn)裝置主要包括SBR反應(yīng)器和自動控制系統(tǒng)兩部分組成.通過水溫自動控系統(tǒng)以維持SBR反應(yīng)器運(yùn)行溫度.借助于過程控制系統(tǒng)[以溶解氧、pH和氧化還原電位為控制參數(shù)]準(zhǔn)確指示生化反應(yīng)進(jìn)程.
實(shí)驗(yàn)用水采用人工模擬廢水, 廢水成分主要包括：NH4Cl, CH3COONa, KH2PO4和微量元素濃縮液.微量元素主要包括：MgSO4?7H2O, MnSO4?4H2O, FeSO4?7H2O, CuSO4, Na2MoO4?2H2O, ZnSO4?7H2O, NaCl, CaSO4?2H2O, CoCl2?6H2O, EDTA, 每升廢水加入1mL微量元素, 廢水水質(zhì)見表 1.接種污泥取自甘肅省七里河安寧區(qū)污水處理廠生物循環(huán)（continue)曝氣池工藝好氧段活性污泥, 該污水主要處理七里河區(qū)和安寧區(qū)的生活污水和啤酒廢水.
表 1 模擬廢水水質(zhì)
1.2 實(shí)驗(yàn)方案
本實(shí)驗(yàn)開始前, 為強(qiáng)化接種污泥的脫氮性能, 對該接種污泥進(jìn)行20 d培養(yǎng)馴化, 獲得穩(wěn)定脫氮效果后進(jìn)行連續(xù)實(shí)驗(yàn).污泥馴化結(jié)束后, 均分入3個(gè)運(yùn)行溫度分別為15、25和35℃的SBR反應(yīng)器.利用恒溫循環(huán)水浴池維持反應(yīng)器內(nèi)混合液溫度.反應(yīng)器每個(gè)運(yùn)行周期包括瞬時(shí)進(jìn)水、曝氣、缺氧攪拌、沉淀排水和閑置5個(gè)階段.具體運(yùn)行參數(shù)見表 2.
表 2 3個(gè)SBR反應(yīng)器運(yùn)行條件
1.3 檢測項(xiàng)目與方法
氨氮, 納氏試劑比色法; 硝態(tài)氮, 麝香草酚法; 亞硝態(tài)氮, N--乙二胺分光光度法; COD, COD快速測定儀法.胞外聚合物：分光光度法.取10 mL泥水混合液, 采用改良型熱提取法提取EPS, 其中蛋白質(zhì)采用考馬斯亮藍(lán)法, 以牛血清白蛋白作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì); 多糖采用苯酚-硫酸法, 以葡萄糖作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì); 核酸采用紫外吸收法.污泥濃度：混合液懸浮固體和混合液揮發(fā)性懸浮固體, 濾紙(Filter Paper)重量法.此外, pH值、DO和溫度采用WTW-Multi 3420測定儀監(jiān)測.
2 結(jié)果與討論 2.1 溫度對SBR生物脫氮效能的影響
溫度是生物脫氮過程重要的影響因素之一, 本質(zhì)在于溫度直接影響微生物的活性, 進(jìn)而間接體現(xiàn)在生化反應(yīng)速率、氮去除速率和硝化反應(yīng)類型等方面的變化. 圖 1表明3種溫度條件下, 氨氮去除率, 硝化反應(yīng)速率和亞硝積累率的變化規(guī)律.從圖 1可以看出, 整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中, 進(jìn)水NH4+-N濃度維持25.6~37.2 mg?L-1之間. R15℃、R25℃和R35℃出水NH4+-N濃度分別為0~9.7 mg?L-1, 0~8.8 mg?L-1和0~10.6 mg?L-1, 相應(yīng)的去除率平均值分別為96.9%、98.3%和96.6%.實(shí)驗(yàn)3種溫度條件下, SBR反應(yīng)器均實(shí)現(xiàn)了較高的NH4+-N去除率, 獲得了較充分的NH4+-N去除效果, 汪志龍的研究中,
15、25和35℃條件下SBR反應(yīng)器NH4+-N平均去除率分別為98.9%、99.9%和99.5%, NH4+-N去除效果與本實(shí)驗(yàn)結(jié)果幾乎一致.郭寧等研究結(jié)果顯示15℃條件下, SBR反應(yīng)器運(yùn)行初期NH4+-N濃度為260.9 mg?L-1, 當(dāng)反應(yīng)進(jìn)行至240 min, NH4+-N濃度降至176.5 mg?L-1, NH4+-N去除率僅為32%.筆者認(rèn)為原因在于反應(yīng)過程中每種溫度條件下SBR系統(tǒng)提供了充足的反應(yīng)時(shí)間, 因此, 本實(shí)驗(yàn)控制條件下, 在反應(yīng)時(shí)間足夠的前提下, 溫度不會影響SBR系統(tǒng)NH4+-N去除率.
圖 1
圖 1 SBR反應(yīng)器內(nèi)氨氮去除效果、硝化速率和硝化反應(yīng)類型的變化
硝化反應(yīng)速率是衡量SBR系統(tǒng)脫氮效率的重要方面, 本實(shí)驗(yàn)研究過程中, R15℃、R25℃和R35℃系統(tǒng)的硝化反應(yīng)速率分別為、 和 mg?-1, 可見隨著溫度（temperature)升高, 硝化反應(yīng)速率顯著增高[圖 1], 與高景峰等研究結(jié)果是一致的. 圖 1描述了SBR系統(tǒng)內(nèi)亞硝態(tài)氮積累率的變化, 以此反映硝化過程中氮形態(tài)的轉(zhuǎn)化規(guī)律.對于R15℃反應(yīng)器, 硝化結(jié)束時(shí), NiAR值為2.0%±2.98%, 表明該溫度條件下, 硝化結(jié)束時(shí), NO3--N是主要硝化產(chǎn)物, 也就是說, 98%以上的NH4+-N被氧化成NO3--N, 因此, NH4+-N通過全程生物脫氮途徑去除.對于R25℃系統(tǒng), 在第1~55周期內(nèi), 硝化結(jié)束時(shí)NiAR的平均值為1.3%±1.77%, 表明此階段SBR系統(tǒng)為全程硝化.從第55周期開始, NiAR逐漸增加, 在第78周期時(shí), NiAR達(dá)到了23.1%, 表明R25℃系統(tǒng)處于全程硝化向短程硝化逐步轉(zhuǎn)化的過程.因此, 對于R25℃系統(tǒng), NH4+-N去除基于全程生物脫氮和短程生物脫氮兩種途徑完成的.對于R35℃系統(tǒng), 從第9周期以后, NiAR開始逐漸增加, 到第55周期時(shí), NiAR達(dá)到了97.0%, 此后始終穩(wěn)定在96.4%左右, 表明系統(tǒng)已經(jīng)實(shí)現(xiàn)了穩(wěn)定的短程硝化.所以, 對于R35℃系統(tǒng), NH4+-N通過短程生物脫氮途徑實(shí)現(xiàn)去除.
通過R15℃、R25℃和R35℃系統(tǒng)硝化類型的轉(zhuǎn)變可以發(fā)現(xiàn), 溫度對硝化類型具有明顯影響.通常認(rèn)為20℃是實(shí)現(xiàn)短程硝化的臨界溫度.然而, 也有一些學(xué)者在低溫條件下實(shí)現(xiàn)了短程生物脫氮.針對短程硝化, 雖然目前尚未形成統(tǒng)一規(guī)范的溫度界限, 但普遍的共識是, 高溫是實(shí)現(xiàn)和維持短程硝化強(qiáng)有力因素.原理在于：高溫條件下, 氨氧化細(xì)菌增殖速率高于亞硝酸鹽氧化細(xì)菌增殖速率, AOB成為系統(tǒng)內(nèi)優(yōu)勢硝化菌屬, 導(dǎo)致亞硝酸鹽積累.
2.2 溫度對EPS, LB-EPS和TB-EPS含量影響
EPS是微生物在生長過程中分泌的黏性物質(zhì), 是微生物的新陳代謝產(chǎn)物.因此, 對于活性污泥生物脫氮系統(tǒng), 溫度是影響微生物生長過程的重要環(huán)境條件, 顯著影響微生物的新陳代謝過程, 因而溫度會對微生物EPS產(chǎn)量及其組分產(chǎn)生影響.本部分實(shí)驗(yàn)主要考察了溫度對活性污泥中EPS含量影響. 圖 2為R15℃、R25℃和R35℃系統(tǒng)硝化過程EP
S、LB-EPS和TB-EPS的變化規(guī)律.從圖 2~2可以看出, 每種溫度條件下, EPS, LB-EPS和TB-EPS包含比重均呈現(xiàn)出一定的波動性.在15℃、25℃和35℃條件下, TB-EPS分別占EPS總量的79.0%±6.7%、77.9%±5.9%、70.7%±8.9%, LB-EPS占EPS總量的20.9%±6.7%、22.1%±5.9%、29.3%±8.9%, 且TB-EPS為LB-EPS的4.4±2.4、4.0±2.2、2.8±1.8倍, 因此, TB-EPS是EPS重要的組成部分. 圖 2反映了3種溫度條件下, EPS, LB-EPS和TB-EPS含量的對比.當(dāng)溫度由15℃上升至35℃時(shí), 隨著溫度的升高, EPS和TB-EPS含量均呈現(xiàn)下降趨勢, 而LB-EPS含量逐漸升高.由于EPS主要來源于微生物細(xì)胞新陳代謝過程中產(chǎn)生或污水中攜帶的PS和PN, 以及微生物細(xì)胞自溶產(chǎn)生的DNA.結(jié)合了相關(guān)(related)研究及實(shí)驗(yàn)（experiment)數(shù)據(jù)兩方面, 推斷得到本實(shí)驗(yàn)15℃低溫條件下, 微生物增殖速率較低, 大量細(xì)胞出現(xiàn)自溶, 釋放出大量的EPS, 導(dǎo)致EPS含量增加.另一方面, 本實(shí)驗(yàn)長期低溫條件, 使得微生物產(chǎn)生持久應(yīng)激反應(yīng), 在生長過程中分泌大量代謝產(chǎn)物, 引起EPS含量增加.對于較高溫度條件下, EPS含量降低的原因主要在于：
?、?溫度升高使得微生物獲得了適宜的生長環(huán)境條件, 生長速率加快, 新陳代謝活動增強(qiáng), 細(xì)胞分泌的高分子聚合物增多, 導(dǎo)致EPS含量增加;
?、?溫度（temperature)升高也使得細(xì)胞自溶數(shù)量最大化減少, 由細(xì)胞自溶釋放出的EPS減少; 基于實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)和文獻(xiàn)資料, 筆者推測, 此過程中細(xì)胞自溶產(chǎn)生的EPS含量占主導(dǎo)地位, 總體表現(xiàn)為EPS含量減少.
圖 2
圖 2 不同溫度條件下, EPS, LB-EPS和TB-EPS含量的變化規(guī)律
關(guān)于溫度對EPS含量的影響, 研究者獲得的結(jié)論也不盡相同, 主要包括以下幾方面：
?、?隨著溫度的升高, EPS含量先降低, 后升高.張?zhí)m河等[11]采用A2O工藝處理模擬生活污水, 當(dāng)溫度從10℃±2.0℃上升至22℃±2.0℃時(shí), EPS及其組分的含量逐漸降低.當(dāng)溫度從22℃±2.0℃繼續(xù)增加到30℃±2.0℃時(shí), EPS及其組分的含量逐漸升高.周健等[22]的研究發(fā)現(xiàn), 當(dāng)溫度由10℃升至15℃時(shí), EPS, DNA及PN含量均降低, 當(dāng)溫度由15℃繼續(xù)升高到30℃時(shí), EPS和PS含量明顯增加, 但DNA和PN的增加量不顯著.
② 溫度與EPS的產(chǎn)量無顯著的相關(guān)性. Tseng等[24]的研究認(rèn)為溫度與EPS的產(chǎn)量無顯著的相關(guān)性.
③ EPS含量與溫度呈負(fù)相關(guān). Wilén等[25]發(fā)現(xiàn)實(shí)際活性污泥處理工藝, 在冬季, 活性污泥EPS含量高于夏季, 并且EP
S、P
S、PN和腐殖酸的產(chǎn)量均與溫度呈負(fù)相關(guān).宋成康等[7]研究了厭氧氨氧化污泥EPS與溫度的關(guān)系, 在33~15℃溫度范圍內(nèi), 隨著溫度的降低, EPS及其組分的含量均升高, 表現(xiàn)出與溫度呈負(fù)相關(guān)的趨勢.
這里需要指出的是：本實(shí)驗(yàn)（experiment)過程中, 隨著溫度升高, EPS和TB-EPS與溫度呈負(fù)相關(guān), 與宋成康等[7]和Wilén等[25]的研究結(jié)果是一致的, 且擬合方程為：y=-1.31x+80.19和y=-2.05x+65.12, 而LB-EPS與溫度呈正相關(guān), 與文獻(xiàn)[7, 25]的研究結(jié)果是相反的, 且擬合方程為：y=0.75x+15.07[圖 2和表 3].
表 3 溫度對EPS, TB-EPS和LB-EPS含量影響擬合曲線
2.3 溫度對EPS, TB-EPS和LB-EPS中各組分包含比重影響
圖 3和表 4為3種溫度條件下, EPS, TB-EPS和LB-EPS中的PN, PS和DNA含量.可以清楚地反映出兩方面實(shí)驗(yàn)現(xiàn)象：
?、?3種溫度條件下, EPS[圖 3], TB-EPS[圖 3]和LB-EPS[圖 3]中的P
N、DNA含量變化趨勢幾乎相同, 即15℃和25℃條件下, PN和DNA在EPS, TB-EPS和LB-EPS含量幾乎保持不變, 但當(dāng)溫度升高至35℃時(shí), PN和DNA含量顯著降低.
?、?對于PS, 其在EPS和LB-EPS包含比重變化趨勢(variation tendency)相似, 即15℃和25℃條件下, PS含量略微降低, 在35℃時(shí), PS含量明顯增加. PS在TB-EPS的含量隨著溫度的升高逐漸降低, 即27.3 mg?g-1→25.4 mg?g-1→24.3 mg?g-1.基于上述2方面實(shí)驗(yàn)（experiment)結(jié)果, 筆者發(fā)現(xiàn)35℃是EPS, TB-EPS和LB-EPS中各組分含量的重要折點(diǎn), 主要原因可能在于：在15℃和25℃溫度條件下, SBR系統(tǒng)處于全程生物脫氮過程[圖 1], 異養(yǎng)菌、氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌共存于活性污泥體系.在35℃條件下的SBR系統(tǒng), 為短程生物脫氮過程[圖 1], 異養(yǎng)菌和氨氧化菌是活性污泥中的主導(dǎo)(guiding)微生物.因此, 不同溫度條件引起微生物菌群差異, 進(jìn)而導(dǎo)致活性污泥中的PN, PS和DNA含量有所不同. 圖 3和表 4反映了3種溫度條件下, EPS, TB-EPS和LB-EPS中各組分的比例大小.可以看出, 在15℃和25℃時(shí), PN是EPS, TB-EPS和LB-EPS中的主要成分, 其次為PS, DNA最少, 尤其在LB-EPS中, PN占LB-EPS總量的80%左右.而在35℃時(shí), PS是EPS和TB-EPS中的主要成分, 其次為PN, DNA最少, 在LB-EPS中, PS和PN作為主要成分, 比例均為49%, DNA僅僅占2%.實(shí)驗(yàn)過程中發(fā)現(xiàn), 隨著溫度的改變, PN和PS在反應(yīng)過程中變化較大, DNA含量始終維持在2%~10%相對穩(wěn)定的范圍內(nèi).在EPS組分中, 較容易被微生物利用的PN和PS在反應(yīng)過程中被微生物降解利用, 同時(shí)細(xì)胞代謝不斷產(chǎn)生, 兩種組分共占EP
S、TB-EPS和LB-EPS總量的90%~98%, 是EPS的重要成分.
圖 3
圖 3 EPS組分含量變化規(guī)律
表 4 EPS組分的含量及所占比例
2.4 有機(jī)物、氮、EPS及其組分在SBR典型周期內(nèi)的變化規(guī)律
圖 4表明了3種溫度條件下, SBR系統(tǒng)典型周期內(nèi)有機(jī)物、氮、EPS及其各組分的變化規(guī)律.硝化反應(yīng)過程, 隨著反應(yīng)進(jìn)行, COD和NH4+-N濃度逐漸降低（reduce), NOx--N濃度逐漸升高.反硝化反應(yīng)過程, COD作為電子供體被利用, NOx--N被還原成氮?dú)? 兩者濃度均逐漸降低.從EPS及其各組分濃度變化曲線可以看出, 15℃時(shí)硝化反應(yīng)過程EP
S、TB-EP
S、P
N、PS和DNA均隨著反應(yīng)進(jìn)行不斷升高, 反硝化反應(yīng)過程各指標(biāo)逐漸降低, 反硝化結(jié)束后, 系統(tǒng)進(jìn)入?yún)捬蹼A段, EPS及其各組分由于細(xì)胞自溶導(dǎo)致濃度升高. 25℃時(shí)硝化反應(yīng)過程EPS及其各組分均表現(xiàn)出顯著降低, 后明顯升高的趨勢.反硝化反應(yīng)過程EP
S、LB-EP
S、P
N、PS和DNA逐漸降低, TB-EPS逐漸增加, 進(jìn)入?yún)捬蹼A段后, EPS及其各組分濃度升高. 35℃時(shí)硝化反應(yīng)過程EPS及其各組分略微降低, 而后增加.而TB-EPS濃度先降低, 后增加, 再降低的變化趨勢.反硝化反應(yīng)過程, EP
S、TB-EPS及其各組分均呈現(xiàn)輕微增加的趨勢. 3種溫度條件下, 反應(yīng)過程中EPS及其組分的變化規(guī)律具有一定的差異, 分析(Analyse)原因可能在于不同溫度導(dǎo)致微生物活性、種類、新陳代謝過程、細(xì)胞分泌物和細(xì)胞自溶程度的差異引起的.需要指出的是, PN和PS在反應(yīng)過程中濃度不斷變化, 被微生物降解或細(xì)胞代謝產(chǎn)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(wěn)定, 較難被微生物利用.
圖 4
圖 4 SBR典型周期內(nèi)有機(jī)物、氮、EPS及其組分的變化規(guī)律
3 結(jié)論
溫度對生物脫氮硝化類型和反應(yīng)速率具有重要影響.高溫條件有利于短程硝化的實(shí)現(xiàn), 并獲得比較高的硝化速率.
溫度對EP
S、LB-EPS和TB-EPS含量具有一定影響.隨著溫度升高, 三者均呈現(xiàn)逐漸降低趨勢.此外, EPS以TB-EPS為主, 隨著溫度升高, TB-EPS含量逐漸降低, LB-EPS含量卻逐漸上升, 導(dǎo)致(cause)TB-EPS/LB-EPS比值逐漸減小, 介于2.2~3.8之間.具體參見污水寶商城資料或
溫度對EPS中P
N、DNA和PS含量產(chǎn)生明顯影響. PN和DNA在EP
S、TB-EPS和LB-EPS中含量隨溫度升高而降低. PS在EPS和LB-EPS中含量隨著溫度升高而增加, 在TB-EPS中含量逐漸降低.此外, 15℃和25℃時(shí), PN是EP
S、TB-EPS和LB-EPS的主要成分. 35℃時(shí), EPS和TB-EPS主要成分是PS, LB-EPS主要成分是PS和PN, 比例均為49%.
不同溫度條件下, EPS及其各組分在生物脫氮過程的變化規(guī)律表現(xiàn)出一定差異性. 15℃時(shí), EPS及其各組分呈現(xiàn)逐漸增加, 而后逐漸降低的趨勢. 25℃和35℃時(shí), EPS及其各組分呈現(xiàn)先降低、后升高, 再輕微升高的趨勢.
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