腐殖酸預處理對活性污泥中硝化菌活性的影響

劉瑾瑾，袁 悅，李夕耀，薛兆駿，彭永臻

(北京工業大學 國家工程實驗室，北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室，北京 100124)

腐殖酸預處理對活性污泥中硝化菌活性的影響

劉瑾瑾，袁 悅，李夕耀，薛兆駿，彭永臻

(北京工業大學 國家工程實驗室，北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室，北京 100124)

為考察腐殖酸(HA)預處理對硝化菌——氨氧化菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化菌(NOB)活性的影響，將不同質量濃度梯度的腐殖酸(HA)分別投加到全程硝化污泥Sc1(硝化活性較低)和Sc2(硝化活性較高)以及短程硝化污泥Sp(硝化活性較高)，預處理24 h，每種污泥均采用相同的HA質量濃度梯度(0、80、160、240 mg/L)處理.結果表明，當采用80 mg/L(50 mg/g MLVSS)的HA預處理后，污泥Sc1的NOB活性就有了顯著提高，硝化反應過程中的硝態氮積累率(RNA)由不投加HA預處理時的26.32%增加至78.82%，而氨氧化速率(RAO)沒有顯著變化，表明HA預處理對AOB的活性沒有影響而提高了NOB的活性.對于污泥Sc2，投加不同質量濃度的HA預處理既沒有改變RAO也沒有影響RNA，這說明對于活性較好的AOB和NOB，HA預處理并沒有進一步提高其活性，同時也不會抑制其活性.對于污泥Sp，HA的預處理沒有破壞其短程效果，基本沒有NO3--N的積累.因此，HA預處理對于AOB活性基本沒有影響，但是影響了NOB的活性，在其活性不高時，能提高其活性，在其活性高時，既不會被進一步提高也不會被抑制.

硝化菌活性；活性污泥；腐殖酸；氨氧化速率RAO；硝態氮積累率RNA

含氮生活污水不加處理就排放會導致水體的富營養化，目前,城市生活污水處理廠常采用生物法去除其中的氮[1].傳統的生物脫氮技術包括好氧硝化和缺氧反硝化兩個過程，其中硝化過程中氨氮首先被氨氧化菌(AOB)氧化成亞硝態氮，再由亞硝態氮氧化菌(NOB)氧化成為硝態氮，而對于反硝化菌來說，無論是亞硝態氮還是硝態氮都可以作為最終電子受體完成向氣態氮還原的過程[2].將硝化過程控制在亞硝化階段的短程生物脫氮技術不僅節約了40%的碳源和25%的曝氣量，而且提高了硝化和反硝化效率，縮短了反應時間[3].基于短程生物脫氮的顯著優點，如何實現穩定的短程硝化成為了污水處理方向的研究熱點[4-5].實現短程生物脫氮的關鍵是將硝化控制在亞硝化階段，即抑制系統中亞硝態氮氧化菌(NOB)的活性[6].目前實現途徑主要有控制溫度[7]、pH[8]、DO[9]、游離氨(FA)[10]和游離亞硝酸(FNA)質量濃度[11-12]以及縮短污泥齡[6]和調整運行方式[13]等.

近來，有研究報道腐殖酸(HA)對硝化過程中亞硝酸積累有明顯的促進作用[14-15].腐殖酸是大分子聚合物，化學結構復雜，帶有羧基、酚基、酮基等活性基團[16]，其相對分子質量為102～106，主要包括富里酸、黃腐酸和黑腐酸.腐殖酸(HA)普遍存在于自然環境中，Wilen等[17]在研究活性污泥主要化學成分時發現腐殖酸是除蛋白質之外所占比重最大的高分子化合物；佟娟等[18]在剩余污泥堿性發酵液中也發現了腐殖酸的存在，并且李歡等[19]研究了采用堿破解方法提取污泥中腐殖酸的方法.因此，基于已有的研究報道，可以利用污泥發酵液中的腐殖酸實現短程生物脫氮.張邵園等[15]在生物膜反應器中發現HA對NOB的抑制作用要高于AOB，從而通過控制腐殖酸的負荷在7 d左右的時間內出現并維持了亞硝酸積累；陳銀廣等[14]通過是否投加腐殖酸(HA)的批次試驗表明了腐殖酸的投加在1 h內會引起更多的亞硝酸積累.然而，已有的研究關于接種污泥本身是否具有短程硝化效果以及HA對硝化菌(NOB)的抑制范圍并沒有明確的說明.因此，本實驗通過接種不同類型污泥并分別投加不同質量濃度的HA，探究了HA是否依然能實現生物短程硝化.

1 試 驗

1.1 試驗水質及污泥來源

試驗用水均為配水，構成如下：NH4Cl(20 mg/L)、NaNO2(20 mg/L)，KH2PO4(40 mg/L)，MgSO4·7H2O(20 mg/L)，CaCl2·2H2O(10 mg/L)，ZnSO4·7H2O(0.12 mg/L)，H3BO3(0.15 mg/L)，CuSO4·5H2O(0.03 mg/L)，KI(0.18 mg/L)，MnCl2·4H2O(0.12 mg/L)，CoCl2·6H2O(0.15 mg/L)，EDTA(10 mg/L)，FeCl3·6H2O(1.5 mg/L).試驗所用接種污泥分別取自：硝化活性遭到破壞的A2O反應器好氧段污泥，硝化活性較低，表示為Sc1；穩定運行的A2O反應器好氧段污泥，具有良好的全程硝化效果，表示為Sc2;某以實際生活污水為處理對象的中試SBR反應器，具有較好的短程硝化效果，表示為Sp.試驗所用腐殖酸購買于天津市光復精細化工研究所.

1.2 試驗裝置及運行

運用人工配水進行了不同質量濃度的HA預處理不同類型活性污泥的試驗.第一組試驗為探究HA對硝化性能不好的污泥(Sc1)的影響.試驗前將活性污泥用蒸餾水淘洗3遍，并用人工配水定容到有效容積為5 L的反應瓶內，此時混合液懸浮固體質量濃度(MLSS)約為2 000 mg/L.揮發性懸浮固體質量濃度(MLVSS)約為1 600 mg/L，然后將混合液均分為5份，分別放入有效容積為1.5 L的抽濾瓶內，編號為1～5，內有轉子和pH及DO探頭，采用磁力攪拌器調節轉速.為測定活性污泥的起始硝化活性，直接加入氯化銨貯備液和亞硝酸鈉貯備液，使混合液的初始NH4+-N質量濃度和NO2--N質量濃度為15～20 mg/L，然后曝氣3 h.此外，用3 mol/L的鹽酸溶液和2 mol/L的氫氧化鈉溶液調節初始pH為7.5～8.0，維持DO在5 mg/L左右，排除pH和溶解氧在硝化過程中的影響.1號反應器設為空白試驗，2～5號反應器分別投加0、80、160、240 mg/L (對應于0、50、100、150 mg/g MLVSS)的HA進行預處理，時間為24 h.反應時每隔15 min取樣分析NH4+-N、NO3--N、NO2--N的變化.按上述方法分別使用硝化活性好的污泥(Sc2)和短程硝化效果良好的污泥(Sp)同時進行第2組和第3組試驗.

1.3 分析項目與方法

1.3.1 常規項目檢測方法

NH4+-N、NO3--N、NO2--N由LACHAT Quikchem8500型流動注射儀測定(Lachat Instrument，Milwaukee，Wiscosin)；MLSS及MLVSS采用重量法檢測；pH、DO和溫度采用WTW、Multi340i型便攜式多功能pH/DO測定儀監測.

1.3.2 非常規項目檢測方法

腐殖酸(HA)的測定采用修正的Folin-Lowry法.采用腐殖酸作為標準物，將20 g Na2CO3和4 g NaOH溶于1 L蒸餾水得到試劑A，取1 mL樣品，加入0.4 mL試劑A，迅速混合并將混合液在室溫下靜置10 min，加入Folin-酚試劑，迅速混合后靜置30 min，溶液呈淡藍色，使用分光光度計在波長為735 nm處測定吸光度值.

1.4 計算方法

1.4.1 氨氮氧化率(RAO)的計算方法

(1)

式中：ρ(NH4+-N)始為曝氣開始時氨氮質量濃度，ρ末(NH4+-N)為曝氣結束時氨氮質量濃度.

1.4.2 硝態氮積累率(RNA)的計算方法

(2)

式中：ρ末(NO3--N)為曝氣結束時硝態氮質量濃度，ρ末(NO2--N)為曝氣結束時亞硝態氮質量濃度.

1.4.3 反應速率的計算方法

1)比氨氧化速率(RSAO)計算公式

(3)

式中：ρ始(NH4+-N)為曝氣開始時氨氮質量濃度(mg/L),ρ末(NH4+-N)為曝氣結束時氨氮質量濃度(mg/L)，ρ(MLVSS)為污泥質量濃度(mg/L)，tN為曝氣反應時間(min)，1 440即60×24，將曝氣反應時間(min)換算成以天(d)為單位.

2)比硝態氮積累速率計算公式

(4)

式中：ρ末(NO3--N)為曝氣結束時硝態氮質量濃度(mg/L)，ρ始(NO3--N)為曝氣開始時硝態氮質量濃度(mg/L).

2 結果與討論

2.1 HA對Sc1硝化性能的影響

圖1為Sc1污泥在不同HA質量濃度下的氨氮(NH4+-N)，亞硝態氮(NO2--N)和硝態氮(NO3--N)變化.可以看出，Sc1系統接種的污泥硝化性能較差，在提供足夠溶解氧和底物的條件下進行曝氣3 h，NH4+-N和NO2--N幾乎沒有減少，表明氨氧化細菌(AOB)和亞硝態氮氧化細菌(NOB)的活性都較差.而經過HA預處理24 h后的污泥，在相同控制條件下，隨著HA質量濃度的升高，NH4+-N的質量濃度沒有發生明顯變化，但NO2--N質量濃度呈現驟降趨勢，伴隨著NO3--N質量濃度出現同等程度的上升趨勢.文獻[14] 報道投加70.8 mg/g MLVSS的HA在曝氣1 h內出現了80%以上的NO2--N積累，HA的含量越高，NO2--N積累率也越高.但是在本實驗中分別投加50、100、150 mg/g MLVSS(80、160、240 mg/L)的HA后NO2--N質量濃度都為0，顯然沒有出現NO2--N積累的現象.表明HA的投加促進了NO2--N向NO3--N的轉化，這意味著對于Sc1系統，NOB的活性沒有被抑制，反而被提高了.

圖1 不同HA質量濃度下Sc1污泥NH4+-N，NO2--N，NO3--N的變化

為進一步分析HA對活性污泥硝化性能的影響，考察了Sc1系統曝氣結束時的氨氮氧化率(RAO)、比氨氧化速率(RSAO)、硝態氮積累率(RNA)以及比硝態氮積累速率(RSNaP)的變化規律(圖2).試驗組1投加的是未經過任何處理的活性污泥，作為接種污泥，原始活性污泥的RAO和RSAO分別為11.02%和0.028 9 g/(gVSS·d)，AOB的活性較差；2～5號反應器分別添加0、80、160、240 mg/L的HA經過24 h的預處理后，RAO依次為25.33%、13.87%、19.81%、21.96%，RSAO依次為0.034 6、0.029 0、0.033 8、0.037 8 g/(gVSS·d)，AOB的活性依舊維持較低水平，而污泥的RNA從44.72%(0 mg/L HA)增長到55.28%(80 mg/L HA)、59.98%(160 mg/L HA)、78.82%(240 mg/L HA)，對應的RSNaP也從0.050 6 g/(gVSS·d)增長到0.159 1、0.156 9、0.159 4 g/(gVSS·d).這也表明了HA的投加提高了NOB的活性，同時對AOB的活性沒有產生影響.

圖2 不同HA質量濃度下Sc1反應速率的變化

Fig.2 Changes of reaction rate at different HA concentrations of sludge Sc1

2.2 HA對Sc2硝化性能的影響

Sc2取自于運行穩定的A2O反應器好氧段污泥.該污泥經過3 h的曝氣后，出水NH4+-N、NO2--N和NO3--N的質量濃度分別為6.94、0、35 mg/L(圖3)，RAO為66.81%，并且RNA達到100%(圖4).可見Sc2中的AOB、NOB活性均較高.Sc2經過不同質量濃度的HA預處理24 h后出水NH4+-N質量濃度分別為13.37(0 mg/L HA)、11.76(80 mg/L HA)、12.24(160 mg/L HA)、11.91 mg/L(240 mg/L HA)，而各組的NO2--N依然全部轉化為NO3--N，并未出現亞硝積累.文獻[15]報道在生物膜硝化反應系統中當進水HA單位TOC負荷在0.03～0.05 kg/(h·m3)時反應器內亞硝積累能達到57%以上，主要原因是HA對AOB和NOB都有抑制作用，但是NOB對HA抑制的敏感程度要高于AOB，從而通過控制HA的質量濃度可以實現亞硝積累.然而本試驗中HA的投加也并未抑制NOB的活性，該污泥的硝化類型依舊為穩定的全程硝化，但與Sc1污泥相比，HA的投加也并沒有進一步提高NOB的活性.

圖3 不同HA質量濃度下Sc2污泥NH4+-N，NO2--N，NO3--N的變化

圖4 不同HA質量濃度下Sc2污泥反應速率的變化

2.3 HA對Sp硝化性能的影響

圖5為不同HA質量濃度下Sp污泥 NH4+-N、NO2--N、NO3--N的變化.接種原始污泥的反應器3 h內NH4+-N幾乎全部轉化為NO2--N，而顯然幾乎沒有NO3--N的生成.因為Sp污泥取自穩定運行的短程硝化反應器，該污泥在長期實時控制的作用下，AOB相比NOB已成為明顯的優勢菌群，或者已實現從系統中淘汰[20]，所以，即使底物存在NO2--N，從NO2--N到NO3--N依舊不會進行.這也說明HA的投加并沒有改變短程Sp污泥的菌群結構，依然進行短程硝化.

圖5 不同HA質量濃度下Sp污泥NH4+-N，NO2--N，NO3--N的變化

綜上，通過接種不同類型的污泥投加不同質量濃度的HA，并沒有實現生物短程硝化，反而提高了硝化活性不好的污泥中NOB的活性.原因可能是腐殖酸本身均有復雜穩定的化學結構，同時含有大量豐富的活性功能團，如羥基、酚羥基、醌基等，能提高將亞硝酸鹽氧化為硝酸鹽的亞硝酸鹽氧化還原酶(NXR)的活性，而對于將氨氮轉化為亞硝酸鹽的氨單加氧酶(AMO)和羥胺氧還酶(HAO)沒有影響.這與之前張邵園[15]、陳銀廣[14]等的研究結果有所不同.鑒于已有研究和本研究都是基于HA對硝化菌活性的短期影響，至于利用HA長期馴化的硝化污泥是否具有短程硝化特性，還需進一步的研究.

3 結 論

1)對于硝化活性不好的污泥Sc1，HA的投加可以提高其NOB的活性，當HA的質量濃度在80 mg/L(50 mg/g MLVSS)時,RSNaP就從0.050 6 g/(gVSS·d)增長到0.159 1 g/(gVSS·d)，同時不會對AOB的活性產生影響，RSAO基本沒有改變.

2)對于硝化活性良好的污泥Sc2，HA的投加不會再進一步提高AOB和NOB的活性，同時不會有抑制作用產生.

3)對于短程硝化效果良好的污泥Sp，HA的投加不會破壞其短程效果，由于NOB較少，基本上不會有NO3--N的積累.

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(編輯 劉 彤)

Effect of pre-treatment with humic acids on the activity of nitrifying bacteria in activated sludge

LIU Jinjin, YUAN Yue, LI Xiyao, XUE Zhaojun, PENG Yongzhen

(National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology,Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)

The aim of the present study was to investigate the effect of pre-treatment with humic acids on the activity of nitrifying bacteria (ammonia oxidizing bacteria (AOB) and nitrite oxidizing bacteria (NOB)) in activated sludge processes. Varied concentration of HA (0, 80, 160, 240 mg/L) were applied to pretreat (24 h) three different sludges, including complete nitrification activated sludge with low/high activity (Sc1/Sc2), and the partial nitrification activated sludge (Sp). The results showed that the nitrate accumulation rate (RNA) of Sc1increased significantly from 10.73 % to 53.93% after pretreatment with 80 mg/L of HA (50 mg/gMLVSS), simultaneously the ammonia oxidation rates (RAO) changed insignificantly. In terms of Sc2, neither theRAOnor theRNAchanged under each tested condition. For Sp, no NO3--N accumulation was observed after the pretrement, which demonstrated that the HA pretreatment did not destruct its partial nitrification performance. In conclusion, HA pretreatment improved the activity of NOB which with low overall nitrification activity, while exhibited insignificant improvement on AOB activity.

nitrifying bacteria activity; activated sludge; humic acids; ammonia oxidation rates; nitrate accumulation rate

10.11918/j.issn.0367-6234.201612045

2016-12-14

國家重點研發計劃課題(2016YFC0401102); 北京市教委資助項目

劉瑾瑾(1993—), 女, 碩士; 彭永臻(1949—), 男, 博士生導師，中國工程院院士

彭永臻, pyz@bjut.edu.cn

X703

A

0367-6234(2017)08-0015-05