低強(qiáng)度超聲波對(duì)短程硝化污泥的影響

任黎曄，朱易春，張光明，連軍鋒，章璋，李鑫，黃書昌，田帥，袁佳彬

（1江西理工大學(xué)建筑與測(cè)繪工程學(xué)院，江西贛州341000；2中國人民大學(xué)環(huán)境學(xué)院，北京100872）

1 材料與方法

1.1 反應(yīng)器的啟動(dòng)與運(yùn)行

實(shí)驗(yàn)所用污泥取自贛州市某污水處理廠。實(shí)驗(yàn)由5 個(gè)有效容積1L 的序批式反應(yīng)器（sequencing batch reactor，SBR）構(gòu)成，其中一個(gè)為對(duì)照組，其余為超聲組，SBR 以480min 為一周期，包括進(jìn)水5min，好氧/缺氧（30min/30min）交替運(yùn)行240min[13]，缺氧攪拌120min，靜置110min，排水5min，好氧段曝氣量0.2L/min[14]。超聲組每日使用探頭式超聲波發(fā)生器（JY92-ⅡN）超聲處理一次，超聲方法為：在排水后，將反應(yīng)器中全部泥水混合物置于500 mL 燒杯中，加水至500mL，將超聲波發(fā)生器探頭浸入液面下10mm進(jìn)行超聲，超聲時(shí)間5min，超聲頻率20kHz，超聲1s停1s以防止污泥溫度過高，超聲組聲能密度依次為0.1W/mL、0.3W/mL、0.5W/mL、0.7W/mL，處理后將泥水混合物倒回SBR。

進(jìn)水化學(xué)需氧量（COD）、NH4+-N、總磷（TP）濃度分別為60mg/L、60mg/L、6mg/L，每周期換水率70%，污泥停留時(shí)間（sludge retention time，SRT）40天，水溫(30±1)℃，起始污泥濃度約3500mg/L。

1.2 檢測(cè)與計(jì)算方法

在反應(yīng)器運(yùn)行穩(wěn)定后再進(jìn)行AMO[16-17]、NXR活性、SAOR、SNOR[18]、AOR、NOR、EPS濃度的測(cè)定。

AMO 與NXR 的提取與活性測(cè)定參考Juloette等[16]與Otte等[17]的方法，AMO的活性為單位質(zhì)量的蛋白質(zhì)在單位時(shí)間內(nèi)催化的氨氮量，NXR 的活性為單位質(zhì)量的蛋白質(zhì)在單位時(shí)間內(nèi)催化的亞硝態(tài)氮量，都以μmolN/mg·protein·min 計(jì)。LB-EPS 采用超聲提取法[19]；TB-EPS 采用熱提取法[20]；多糖的測(cè)定采用苯酚-硫酸法，標(biāo)定物質(zhì)葡萄糖；蛋白質(zhì)的測(cè)定采用考馬斯亮藍(lán)法，標(biāo)定物質(zhì)牛血清白蛋白；DNA 的測(cè)定采用二苯胺比色法，標(biāo)定物質(zhì)小牛胸腺DNA。

SAOR（或SNOR）的測(cè)定參考Ma 等[18]與林秋健[21]的方法。SAOR（或SNOR）表示單位質(zhì)量的污泥在單位時(shí)間內(nèi)最大的- N（或- N）氧化量，計(jì)算方法如式(1)和式(2)。AOR（或NOR）的測(cè)定方法與SAOR（或SNOR）一致，計(jì)算方法不同。AOR（或NOR）表示單位容積的污泥在單位時(shí)間內(nèi)最大的（或）氧化量，計(jì)算方法如式(3)和式(4)。

2 結(jié)果與討論

2.1 周期性超聲處理后的污泥變化

周期性超聲處理后，各SBR 的出水水質(zhì)、短程硝化效果及污泥沉降性能等如表1所示。所有反應(yīng)器均可以在去除的前提下實(shí)現(xiàn)短程硝化，超聲組的氨氮去除率和亞硝酸鹽積累率（nitrite accumulation rate，NAR）均高于對(duì)照組，超聲組間有一定差異，但氨氮去除率、NAR 的變化與聲能密度之間沒有明顯的相關(guān)性，各反應(yīng)器的出水硝態(tài)氮濃度都很低。對(duì)照組的運(yùn)行情況表明低曝氣量和A/O交替的運(yùn)行方式可以實(shí)現(xiàn)短程硝化，與超聲組的對(duì)比表明超聲波的加入提高了短程硝化的效果。超聲作用明顯減少了污泥量，但不同聲能密度之間的污泥量相差不大，微弱的超聲波會(huì)顯著減少污泥量，但隨著聲能密度的提高，污泥的應(yīng)激反應(yīng)也隨之提高，因此污泥的MLSS 在0.1～0.7W/mL的聲能密度范圍內(nèi)差距不大，超聲組污泥最多減少51.36%。此外，低聲能密度的超聲波引起了嚴(yán)重的污泥膨脹，在加大聲能密度后，污泥膨脹逐漸消失，在較高的聲能密度下污泥的沉降性能優(yōu)于對(duì)照組，這說明適當(dāng)?shù)牡蛷?qiáng)度超聲作用可以改變污泥表面特性和菌膠團(tuán)之間的相互作用[22]，提高污泥的沉降性能。

2.2 聲能密度對(duì)污泥脫氮能力的影響

2.2.1 聲能密度對(duì)短程硝化關(guān)鍵酶活性的影響

超聲組粗酶提取液中蛋白質(zhì)的濃度普遍高于對(duì)照組，但彼此之間相差不大。在不同的聲能密度下，AMO 的活性隨聲能密度先增加再減小后不斷增加。NXR 的活性隨聲能密度不斷下降?？傮w而言，超聲波在較寬的聲能密度范圍內(nèi)增加了AMO的活性，抑制了NXR 的活性。粗酶提取液中蛋白質(zhì)的濃度與兩種關(guān)鍵酶的活性變化之間不存在顯著聯(lián)系。

表1 不同聲能密度下的活性污泥性狀與短程硝化效果

圖1 粗酶提取液中蛋白質(zhì)的濃度與AMO、NXR活性

2.2.2 聲能密度對(duì)短程硝化比脫氮速率和反應(yīng)器脫氮效率的影響

為了更全面地研究超聲波對(duì)污泥脫氮能力的影響，分別從單位質(zhì)量的污泥脫氮能力和單位體積的污泥脫氮能力兩個(gè)角度分析問題，即比脫氮速率和反應(yīng)器脫氮效率。不同聲能密度下的污泥比脫氮速率與反應(yīng)器脫氮速率如圖2 所示。從比脫氮速率看，微弱的超聲波增加了活性污泥系統(tǒng)的SAOR與SNOR，隨著聲能密度的增加，SAOR 先下降后上升，而SNOR整體呈不斷下降趨勢(shì)；從單位體積的污泥氧化能力看，隨著聲能密度的增加，污泥的AOR先下降后上升，NOR不斷下降。

僅從兩種脫氮效果的試驗(yàn)結(jié)果看，在0.1W/mL下，超聲波促進(jìn)了AOB活性，即提高了SAOR，另一方面，AOR 的測(cè)定結(jié)果則表明反應(yīng)器整體的氨氮降解速率降低了，為了探究?jī)煞N脫氮速率產(chǎn)生差別的原因，以及它們與酶活性的關(guān)系，將超聲組酶活性、比脫氮速率、反應(yīng)器脫氮速率相對(duì)于對(duì)照組的增長(zhǎng)繪入一張圖中，如圖3 所示?？梢钥闯觯珹MO 活性與SAOR 的變化呈正相關(guān)，AOB 的活性因關(guān)鍵酶活性的提高而提高，但二者的變化趨勢(shì)與AOR 相差較大；NXR 的活性與NOR 的變化呈正相關(guān)，二者與SNOR變化趨勢(shì)相差較大。

圖2 不同聲能密度下的SAOR、SNOR與AOR、NOR

據(jù)此可以推測(cè)：超聲波在酶活性的層面促進(jìn)AOB活性，但由于MLSS的降低，AOB的數(shù)量也不斷減少，且減少率顯著高于MLSS減少率，AMO活性的增長(zhǎng)率并不能抵消這種嚴(yán)重的數(shù)量削減，因此，盡管超聲組的AMO 活性和SAOR 都增加了，但AOR 反而降低了。而NOB 的情況與AOB 相反，NOB數(shù)量的減少比例與MLSS減少比例相當(dāng)，所以當(dāng)超聲波在酶活性層面抑制NOB 活性時(shí)，這種影響被同步反映在了NOR 變化上，但SNOR 的變化趨勢(shì)就與這兩者相去甚遠(yuǎn)，即超聲波引起的污泥減少對(duì)AOB菌群數(shù)量的負(fù)面影響大于NOB。

圖3 不同聲能密度下酶活性、比脫氮速率、反應(yīng)器脫氮速率相對(duì)于對(duì)照組的增長(zhǎng)比例

由此也可以得出以下結(jié)論，超聲波可以促進(jìn)污泥的短程硝化效果，但這種強(qiáng)化效果并不表現(xiàn)為氨氮的氧化速度上，而主要表現(xiàn)在抑制亞硝態(tài)氮的氧化上，就反應(yīng)器整體的氨氮去除速度而言，0.1～0.5W/mL的超聲波對(duì)氨氮的去除甚至是不利的，但由于超聲波對(duì)亞硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化的抑制更為強(qiáng)烈，最后表現(xiàn)為短程硝化效果受到強(qiáng)化。

2.3 聲能密度對(duì)EPS的影響

聲能密度對(duì)EPS 的影響將分別從LB-EPS 與TB-EPS的總量與分量（圖4）分析。0.1W/mL的超聲波會(huì)促進(jìn)LB-EPS 與TB-EPS 的產(chǎn)生，更高的聲能密度使得LB-EPS 的含量總體呈現(xiàn)下降趨勢(shì)，TB-EPS 略有下降，但總體趨于穩(wěn)定。LB-EPS 中多糖、蛋白質(zhì)隨聲能密度先增加后減少，TB-EPS中多糖隨聲能密度先增加后減少，蛋白質(zhì)先減少后在聲能密度為0.7W/mL 突然增加。這與朱易春等[9]提出的超聲波會(huì)增加污泥EPS 分泌的實(shí)驗(yàn)結(jié)果一致，而隨著聲能密度的增加，超聲波對(duì)EPS的剝離作用高于EPS的額外分泌作用后，EPS的總量和各分量還是呈遞減趨勢(shì)。各超聲組EPS 中的DNA 含量都很少，這說明0.1～0.7W/mL 的長(zhǎng)期周期性超聲輻照不會(huì)產(chǎn)生嚴(yán)重的溶胞作用。

圖4 不同聲能密度下的EPS變化

超聲波對(duì)不同的位置和成分的EPS的剝離有很大差別。LB-EPS 比TB-EPS 更易被剝離，多糖比蛋白質(zhì)更易被剝離，在0.7W/mL處的增加可能是長(zhǎng)期篩選的結(jié)果。從總EPS的角度分析，與污泥整體結(jié)合越松散的EPS 越易被剝離，周期性超聲處理后，聲能密度越高，篩選出來的EPS就越堅(jiān)固，微生物就越不易被超聲波破壞，這可能是0.7W/mL下污泥仍能保持1000mg/L MLSS以上的原因。

3 結(jié)論

（1）周期性超聲輻照對(duì)單位質(zhì)量污泥的氨氮降解速率有促進(jìn)作用，同時(shí)伴有污泥減量，超聲波對(duì)短程硝化產(chǎn)生促進(jìn)效果的主要原因是超聲輻照對(duì)亞硝態(tài)氮的氧化過程的抑制。

（2）超聲輻照處理會(huì)增加AMO 活性、抑制NXR 活性。SAOR 的變化與AMO 的變化呈正相關(guān)，NXR 的活性與NOR 的變化呈正相關(guān)，超聲波引起的污泥減少對(duì)AOB菌群數(shù)量的負(fù)面影響大于NOB。

（3）超聲波會(huì)剝離EPS，對(duì)LB-EPS 的剝離效果大于TB-EPS，對(duì)多糖的剝離效果大于蛋白質(zhì)，周期性超聲處理會(huì)造成TB-EPS和蛋白質(zhì)的積累。