陈佼^1,2, 陆一新^1,2, 张建强², 汪锐², 黄雯²
1. 成都工业学院建筑与环境工程学院, 成都 611730;
2. 西南交通大学地球科学与环境工程学院, 成都 611756
收稿日期: 2018-06-15; 修回日期: 2018-07-16; 录用日期: 2018-07-16
基金项目: 国家自然科学基金（No.41502333）；四川省环境污染防治重点研发项目（No.2017SZ0179）；四川省科技计划项目（No.2017GZ0375，2018GZ0415）；大学生创新创业训练计划项目（No.201811116108）
作者简介: 陈佼(1987-), 男, 博士, E-mail:chjicn@foxmail.com
通讯作者（责任作者）: 张建强(1963—), 男, 博士, 教授, 博士生导师, 主要从事污染环境生态修复理论与技术研究工作. E-mail：zhjiqicn@home.swjtu.edu.cn

摘要: 为探究饥饿条件下人工快速渗滤（CRI）系统硝化性能的衰减及恢复情况，分别考察了不同饥饿时间（5、10、15、20 d）对稳定运行的CRI系统（C¹、C²、C³、C⁴）内氮素污染物转化、硝化细菌活性及胞外多聚物（EPS）组分的影响.结果表明，C¹、C²、C³分别在恢复进水3、7、10 d后NH₄⁺-N去除率可恢复至60%左右，而C⁴在恢复进水24 d后NH₄⁺-N去除率仅有40%左右；C²、C³、C⁴在恢复进水后均表现出不同程度的NO₂^--N积累现象，积累率最终分别稳定在25%、65%、80%左右.稳定运行期间亚硝酸氧化菌（NOB）的活性高于氨氧化菌（AOB），而饥饿期超过10 d时NOB的衰减速率开始高于AOB；经10、15 d饥饿后AOB活性可恢复至饥饿前水平而NOB活性无法完全恢复，导致NO₂^--N积累；经20 d饥饿后AOB和NOB活性均难以恢复至饥饿前水平，导致NH₄⁺-N去除率下降.饥饿期间EPS能为CRI系统内的微生物提供碳源和能源，维持细胞的新陈代谢；蛋白质（PN）/多糖（PS）比随着饥饿时间的延长而降低，表明饥饿期间对PN的利用更加显著.研究结论可为饥饿条件下CRI系统的运行优化提供理论支持，同时为进一步探寻饥饿时硝化性能的稳定调控策略奠定了基础.
关键词:饥饿人工快速渗滤系统硝化细菌衰减恢复
Impact of starvation on the nitrification performance of constructed rapid infiltration systems
CHEN Jiao^1,2, LU Yixin^1,2, ZHANG Jianqiang² , WANG Rui², HUANG Wen²
1. College of Architectural and Environmental Engineering, Chengdu Technological University, Chengdu 611730;
2. Faculty of Geosciences and Environmental Engineering, Southwest Jiaotong University, Chengdu 611756
Received 15 June 2018; received in revised from 16 July 2018; accepted 16 July 2018
Supported by the National Natural Science Foundation of China (No.41502333), the Key Research and Development Project of Environmental Pollution Prevention and Control of Sichuan Province (No.2017SZ0179), the Science and Technology Project of Sichuan Province (No.2017GZ0375, 2018GZ0415) and the Training Program of Innovation and Entrepreneurship for Undergraduates (No.201811116108)
Biography: CHEN Jiao(1987—), male, Ph. D., E-mail:chjicn@foxmail.com
^*Corresponding author: ZHANG Jianqiang, E-mail:zhjiqicn@home.swjtu.edu.cn
Abstract: To study the decay and recovery for nitrification performance of constructed rapid infiltration (CRI) system under starvation condition, the impact of different starvation time (5, 10, 15 and 20 d) on nitrogen transformation, nitrifier activity and extracellular polymeric substances (EPS) components in the stable CRI systems (C¹, C², C³ and C⁴) were investigated. The results showed that NH₄⁺-N removal rates of C¹, C² and C³ could recover to about 60% after a 3, 7 and 10 d recovery, respectively, while it could only recover to 40% after a 24 d recovery in C⁴. C², C³ and C⁴ showed obvious accumulation of NO₂^--N after recovering influent, and the accumulation rates were finally stabilized at about 25%, 65% and 80%, respectively. The activity of nitrite-oxidizing bacteria (NOB) was higher than that of ammonia-oxidizing bacteria (AOB) during the stable period, while the decay rates of NOB exceed AOB when the starvation period was over 10 days. AOB activity could restore to pre-starvation level after a 10 and 15 d starvation while NOB activity could not fully recovered, resulting in the accumulation of NO₂^--N. The activity of AOB and NOB were difficult to recover to pre-starvation level after a 20 d starvation, leading to the decrease of NH₄⁺-N removal. EPS could provide carbon source and energy for microbes in CRI systems to maintain cell metabolism during starvation. The protein (PN)/polysaccharide (PS) decreased as the starvation time prolonged, indicating that the utilization of PN had more significant effect during starvation. The results could provide theoretical support for the operation optimization of CRI system under starvation condition, and lay a foundation for further exploring the stabilization control strategy of nitrification performance in starvation.
Keywords: starvationconstructed rapid infiltration systemnitrifierdecayrecovery
1 引言(Introduction)人工快速渗滤(Constructed rapid infiltration, CRI)系统是在传统土壤渗滤系统基础上发展起来的一种基建投资少、工艺操作简便、运行成本低的新型污水生态处理技术, 在处理中小城镇生活污水、农村分散污水、受污染地表水及市政管网尚未覆盖的边远地区污水时优势显著(Wang et al., 2010；郑春燕等, 2014；Zhang et al., 2016), 具有重要的推广价值.当污水厂正常运行时, CRI系统的出水水质较为稳定；然而在实际生产中, 不可避免地会由于设备故障、维修改造等原因而导致停运, 或由于进水的季节性和间歇性波动而导致进水水量不足, CRI系统内的微生物将面临营养物质短缺的饥饿期.在饥饿期, 微生物的菌群种类(Kanno et al., 2014)、种群密度(Petrova et al., 2014)、细胞活性(Wang et al., 2018)、代谢途径(Zhang et al., 2015)等可能发生一系列的变化, 进而影响系统的运行性能.
硝化过程作为污水生物脱氮的关键步骤, 主要依靠氨氧化菌(ammonia-oxidizing bacteria, AOB)和亚硝酸氧化菌(nitrite-oxidizing bacteria, NOB)的作用将NH₄⁺-N依次转化为NO₂^--N、NO₃^--N.因此, AOB和NOB对CRI系统的脱氮性能至关重要, 掌握它们在饥饿条件下的活性变化规律对CRI系统的参数设定及运行优化具有重要的现实意义.
近年来, 关于饥饿对污水处理系统硝化性能影响的研究日益受到关注.Salem等(2006)确定了在好氧、缺氧和厌氧条件下, 硝化菌在经历30 d饥饿期时的衰减速率分别为0.2、0.1、0.06 d^-1.Torà等(2011)考察了饥饿30 d对部分亚硝化系统的影响, 结果表明AOB活性衰减速率在全程充氧状态下达到最高值0.24 d^-1.Ma等(2015)研究发现SBR系统在经25 d饥饿后AOB和NOB的活性衰减速率分别为0.017、0.029 d^-1.李波茵等(2016)研究了饥饿对两级SBR反应器内污泥活性的影响, 结果表明饥饿期前5 d时AOB活性由7.12 mg·L^-1·h^-1迅速降至4.82 mg·L^-1·h^-1, 继续饥饿至30 d时AOB活性缓慢降至2.96 mg·L^-1·h^-1.但这些研究针对的均是活性污泥体系, 而关于饥饿对生物膜体系硝化性能影响的研究鲜有报道.CRI系统作为一种典型的生物膜反应器, 生物降解作用主要发生在滤料颗粒表面附着的生物膜上, 同时通过淹水-落干交替运行取代人工曝气而实现自然复氧(Xu et al., 2011), 微生物的生长环境与活性污泥体系存在明显的差异, 因而采用现有报道的研究结论来指导饥饿状态下CRI系统的实际运行存在较大的局限性.
鉴于此, 本文将分别考察不同饥饿时间(5、10、15、20 d)对CRI系统硝化性能的影响和经历饥饿后硝化性能的恢复情况, 并通过分析饥饿前后的硝化菌活性以及胞外多聚物(extracellular polymeric substances, EPS)组分变化规律, 揭示CRI系统对饥饿的耐受和恢复机制, 以期为系统在饥饿期间运行参数的优化提供理论依据, 同时为污水处理厂脱氮工艺的稳定运行提供技术参考.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 实验装置本实验采用的CRI装置如图 1所示, 柱体采用PVC材料加工制成, 柱高100 cm, 内径7 cm.滤料层高75 cm, 每15 cm滤料层间设置一处采样口.滤料采用粒径均为0.5~1.0 mm的天然河砂、贝壳砂、沸石砂按照体积比6:3:1均匀混合而成.经测试计算, 混合砂的孔隙率为39.7%.滤料顶部和底部铺设2.5 cm厚的砾石层(粒径5~18 mm), 分别起到缓冲和承托的作用.实验采用滴渗布水的方式进水, 蠕动泵控制进水量, 微电脑定时器控制进水时间, 通过恒温循环水浴装置控制反应区温度为(25±1) ℃.
图 1(Fig. 1)

图 1 CRI反应器装置示意图 Fig. 1Schematic diagram of CRI reactor

2.2 实验用水与挂膜启动为减少水质波动对实验结果的影响, 采用人工配水模拟生活污水进行实验.通过在自来水中添加C₆H₁₂O₆、NH₄Cl、NaNO₂、KNO₃、KH₂PO₄分别调节进水COD、NH₄⁺-N、NO_x^--N、TP浓度至120~140、45~50、0~0.5、2.5~4.2 mg·L^-1；通过添加0.1 mol·L^-1 HCl和0.1 mol·L^-1 NaOH调节进水pH值为7.2~7.8；通过添加120~200 mg·L^-1 NaHCO₃补充碱度.同时, 每10 L配水中添加0.1 mL营养液, 其配方如下：KCl 2100 mg·L^-1、NaCl 1500 mg·L^-1、CaCl₂·2H₂O 2800 mg·L^-1、MgSO₄·7H₂O 2000 mg·L^-1、FeSO₄·7H₂O 150 mg·L^-1、ZnSO₄·5H₂O 50 mg·L^-1、MnCl₄·4H₂O 50 mg·L^-1、CuSO₄·5H₂O 30 mg·L^-1.
同时, 为提高挂膜效率, 滤料混入柱前采用成都某污水处理厂二沉池的回流污泥(MLSS=7600 mg·L^-1)进行了接种.本实验仅接种适量活性污泥, 目的在于引入活性微生物的同时, 不造成系统的堵塞.通过逐步提升水力负荷的方式启动CRI系统, 每天运行2个周期, 每周期运行12 h, 湿干比(淹水与落干时间比)为1:3.待系统水力负荷达到1.0 m·d^-1, COD、NH₄⁺-N去除均趋于稳定时, 完成挂膜启动.
2.3 实验方案采用4组相同条件下启动的CRI系统, 编号C¹~C⁴, 分别运行3个阶段：稳定期(阶段Ⅰ)、饥饿期(阶段Ⅱ)和恢复期(阶段Ⅲ).稳定期运行20 d后, 停止进水, 进入饥饿期；C¹、C²、C³、C⁴的饥饿时间分别为5、10、15、20 d；饥饿期结束后, 重新进水, 进入恢复期, 进水水质、运行参数等均与稳定期相同.稳定期和恢复期每天取水检测出水水质, 考察饥饿前后出水中NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N浓度的变化情况.在3个运行阶段分别定期检测滤料中的硝化菌(AOB和NOB)活性及EPS各组分含量变化, 为进一步解析不同饥饿条件下CRI系统的硝化性能衰减与恢复机制提供依据.
2.4 分析项目与方法2.4.1 水质分析NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N分别采用纳氏试剂分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法、酚二磺酸光度法检测.NH₄⁺-N去除率(NRR)、NO₂^--N积累率(NAR)的计算方法分别如下所示:

(1)

(2)

式中, INF_NH4⁺-N、EFF_NH4⁺-N分别表示进水和出水中的NH₄⁺-N浓度(mg·L^-1)；EFF_NO2^--N、EFF_NO3^--N分别表示出水中的NO₂^--N和NO₃^--N浓度(mg·L^-1).
2.4.2 硝化菌活性分析生物膜悬浮液的准备：从各采样口分别采集2 g滤料混匀后, 装入底部铺有玻璃珠(粒径2~3 mm)的锥形瓶中, 加入90 mL无菌水, 室温下置于摇床上以150 r·min^-1振荡30 min, 使滤料上的生物膜脱落, 取出混合液, 在4000 r·min^-1下离心10 min, 弃去上清液, 重复该操作3次, 定容后保存于4 ℃冰箱内.
AOB和NOB的活性分别采用比氨氧化速率(specific ammonia nitrogen oxidation rate, SAOR)和比亚硝酸盐氧化速率(specific nitrite oxidation rate, SNOR)来表示.测试方法如下：在25 ℃下, 取适量生物膜悬浮液稀释至400 mL, 置于500 mL广口瓶内, 调节体系初始pH为7.5 ± 0.1, 通过曝气使DO维持在(4.00 ± 0.05) mg·L^-1.首先向体系中加入NaNO₂使NO₂^--N初始浓度为40 mg·L^-1, 每10 min取水样过滤后测试剩余NO₂^--N浓度, 当其不再变化时, 再向体系内加入NH₄Cl使NH₄⁺-N初始浓度为50 mg·L^-1, 每10 min取水样过滤后测试剩余NH₄⁺-N浓度, 直至NH₄⁺-N浓度不再变化.所有实验做3次平行测试, 采用Origin 9.0对NH₄⁺-N和NO₂^--N浓度随时间的变化进行拟合, 拟合直线的斜率分别为SAOR和SNOR.
硝化细菌的衰减速率(k, d^-1)和恢复速率(k′, d^-1)的计算公式分别见式(3)和式(4).

(3)

(4)

式中, r₀、r_t分别表示饥饿衰减前、后的SAOR或SNOR(mg·L^-1·h^-1)；t_d表示饥饿时间(d)；r₀′、r_t′分别表示活性恢复前、后的SAOR或SNOR(mg·L^-1·h^-1)；t_d′表示恢复时间(d).
2.4.3 EPS组分分析生物膜中的EPS采用阳离子交换树脂(CER)进行提取, 按照75 g CER/gSS(生物膜干重)的比例将CER加入生物膜液中, 在4 ℃下以600 r·min^-1的转速搅拌720 min.将混合液在12000 r·min^-1的转速下离心15 min, 取上清液过0.22 μm微孔滤膜后, 分别采用考马斯亮蓝法(Gersten et al., 2010)、苯酚-硫酸比色法(Dubois et al., 2002)、二苯胺显色法(Wang et al., 2015)测定蛋白质(protein, PN)、多糖(polysaccharide, PS)、DNA的含量, PN、PS、DNA之和即为EPS总量.
3 结果与分析(Results and discussion)3.1 饥饿对NH₄⁺-N去除的影响饥饿前后各CRI系统对污水中NH₄⁺-N的去除情况如图 2所示.由图 2可知, C¹~C⁴在前20 d(阶段Ⅰ)运行较为稳定, 出水NH₄⁺-N浓度维持在20 mg·L^-1左右, NH₄⁺-N去除率稳定在60%左右.分别经5、10、15、20 d的饥饿期(阶段Ⅱ)后, 恢复污水供应, 各系统进入恢复期.可以看到, 恢复初期对NH₄⁺-N的去除趋势较为相似, 在恢复期的第1 d, C¹、C²、C³、C⁴的NH₄⁺-N去除率比各自饥饿前分别提高了19.9%、30.8%、35.3%、39.5%.分析认为, 由于饥饿期未给系统提供任何的营养基质, 微生物将更加彻底的分解系统内残存的污染物以维持新陈代谢活动, 同时部分微生物由于营养物质的缺乏而被淘汰, 使滤料表面可用于污染物吸附的的点位增多.当初次恢复进水时, 污水中的大部分NH₄⁺-N被迅速地吸附在滤料表面生物膜上, 导致出水NH₄⁺-N浓度降低, NH₄⁺-N去除率相比阶段Ⅰ有明显提高, 且随着饥饿时间的延长, 滤料上的空余吸附点位就越多, 吸附NH₄⁺-N的能力也越强, NH₄⁺-N去除率的提升效果也越显著.
图 2(Fig. 2)

图 2 饥饿前后NH4+-N去除性能的变化 Fig. 2Variations of NH4+-N removal performance before and after starvation

在恢复期的第2 d, 各CRI系统对NH₄⁺-N的去除率均呈下降趋势.李波茵等(2016)研究发现SBR系统经30 d饥饿后, 恢复进水第1 d时NH₄⁺-N去除率相比稳定期下降了59.2%, 而第5 d时基本恢复至稳定期水平, 与本研究的变化趋势不同.分析认为, CRI系统在恢复进水初期, 大部分NH₄⁺-N只是吸附在滤料表面并未得到高效转化, 随着进水次数的增加, 吸附逐渐达到饱和, 出水中NH₄⁺-N的浓度又逐渐升高.C¹、C²、C³分别经3、7、10 d的恢复期后, NH₄⁺-N去除率可恢复至饥饿前水平, 而C⁴经24 d恢复后NH₄⁺-N去除率仅能达到40%左右.由此可见, 经历饥饿后, 系统内的硝化细菌受到了不同程度的冲击, 因而硝化性能有所下降；饥饿时间越长, 硝化性能下降的越明显, 恢复原有状态所需要的时间也更长.
3.2 饥饿对NO_x^--N浓度的影响图 3反映了饥饿前后各系统出水中NO₂^--N和NO₃^--N浓度的变化情况.由图 3可知, 阶段I的NO₃^--N浓度较高、NO₂^--N浓度较低, NO₂^--N积累率仅为1%左右.这表明饥饿前稳定运行的CRI系统以全程硝化为主, 即大部分NH₄⁺-N被AOB转化成NO₂^--N后, 又被NOB进一步转化成为了NO₃^--N.
图 3(Fig. 3)

图 3 饥饿前后NO2--N和NO3--N的浓度变化 Fig. 3Variations of NO2--N and NO3--N concentrations before and after starvation

进入恢复初期, 各系统均表现出明显的NO₂^--N积累现象.恢复期第1 d时C¹、C²、C³、C⁴的NO₂^--N积累率分别升高至33.1%、80.5%、87.6%、68.2%, 可见在5~15 d的饥饿时间内, 饥饿时间越长, 越不利于NO₂^--N向NO₃^--N的转化, 因而NO₂^--N的积累现象就越显著.Morgenroth等(2000)和Pijuan等(2009)在进行活性污泥的饥饿研究时, 同样也发现了在恢复阶段存在NO₂^--N的积累现象.经过20 d的饥饿后, 出水NO₂^--N浓度仅为1.5 mg·L^-1, 说明饥饿时间过长将不利于NH₄⁺-N向NO₂^--N的转化.
随着阶段Ⅲ的延长, 各系统的NAR出现明显差异.其中, C¹的NAR在恢复运行至第3 d时降至1.1%, 基本恢复至饥饿前水平, 可见饥饿5 d后, 系统的硝化性能可以在较短的时间内得到良好的恢复.C²在恢复期的前3 d, 出水NO₂^--N的浓度均高于NO₃^--N, 但从第4 d起出水NO₃^--N的浓度逐渐升高, 最终NAR稳定在25%左右.C³在恢复期的前7 d, NAR均高于75%, 从第8 d起稳定在65%左右, 其硝化反应已经转变为以短程硝化的形式为主, 出水中NO₂^--N的浓度一直高于NO₃^--N.结合图 2中NH₄⁺-N浓度的变化可知, 结束10和15 d的饥饿期后, 系统将NH₄⁺-N氧化为NO₂^--N的能力逐渐恢复, 而将NO₂^--N氧化为NO₃^--N的能力不能完全恢复, 因而在NH₄⁺-N去除率恢复的同时出现NO₂^--N的积累现象.饥饿时间为20 d时, 系统将NH₄⁺-N氧化为NO₂^--N的能力难以完全恢复, 因而C⁴的NH₄⁺-N去除率有所降低.
值得一提的是, 近年来短程硝化反硝化脱氮技术因其能显著节约氧耗和碳源而成为生物脱氮领域的研究热点, 国内外研究者分别通过调控溶解氧(DO)(Liu et al., 2016)、污泥龄(SRT)(Yuan et al., 2011)、游离氨(FA)(Qian et al., 2017)或投加KClO₃(Tatari et al., 2017)、NH₂OH(Xu et al., 2012；陈佼等, 2016)、HCOOH(Li et al., 2017)等外源抑制剂的方式实现了短程硝化的启动, 而本研究通过饥饿的方式同样可实现NO₂^--N的高效积累, 且不会产生二次污染, 可为短程硝化的启动提供一种新的途径.
3.3 饥饿对硝化菌活性的影响3.3.1 活性衰减情况饥饿期AOB和NOB的活性变化如图 4所示, 计算得到的活性衰减速率如表 1所示.可以看到, 饥饿前NOB的活性均高于AOB, 因而系统在阶段Ⅰ的硝化反应以全程硝化为主.进入饥饿期后, AOB和NOB的活性均呈衰减趋势, 但其衰减规律表现出较大的差异.
图 4(Fig. 4)

图 4 AOB和NOB活性随饥饿时间的衰减 Fig. 4Activity decay of AOB and NOB with starvation time

表 1(Table 1)

表 1 AOB和NOB在不同饥饿时间下的衰减速率 Table 1 Decay rates of AOB and NOB under different starvation times

表 1 AOB和NOB在不同饥饿时间下的衰减速率 Table 1 Decay rates of AOB and NOB under different starvation times 饥饿时间/d 细菌类型 r0/(mg·L-1·h-1) k/d-1 R2 5 AOB 1.37 ± 0.025 0.090 ± 0.005 0.9558 NOB 1.47 ± 0.036 0.089 ± 0.002 0.9933 10 AOB 1.35 ± 0.036 0.094 ± 0.006 0.9728 NOB 1.46 ± 0.016 0.105 ± 0.005 0.9924 15 AOB 1.38 ± 0.065 0.101 ± 0.003 0.9922 NOB 1.48 ± 0.036 0.125 ± 0.011 0.9611 20 AOB 1.35 ± 0.041 0.114 ± 0.009 0.9822 NOB 1.48 ± 0.086 0.159 ± 0.018 0.9294

由图 4b可知, C²在饥饿至第10 d时, AOB的活性开始高于NOB, 结合表 1可知, 该阶段NOB的活性衰减速率(0.105±0.005) d^-1高于AOB的活性衰减速率(0.094 ± 0.006) d^-1, 这也是导致恢复期出现NO₂^--N积累的原因.随着饥饿时间的延长, 系统内可供AOB利用的氮源物质逐渐减少, AOB快速做出响应而进入内源呼吸期, 该阶段AOB产生的NO₂^--N浓度极低, 无法满足NOB的需求, 导致NOB活性衰减速率加快.Bollmann等(2005)的研究表明, AOB能在饥饿条件下利用自身核糖体供给生长代谢, 这种特有的代谢过程使其能够更好的应对饥饿环境, 因而AOB的活性衰减速率相对较慢.Hao等(2009)利用富集的硝化菌进行实验时发现, 7 d的好氧饥饿后NOB的衰减速率(0.306 ± 0.026) d^-1高于AOB(0.144 ± 0.009) d^-1, 与本研究的结果相一致.由图 4c可以看到, 继续延长饥饿时间至15 d, AOB和NOB的活性进一步降低, 该阶段结束时AOB的活性(0.35 mg·L^-1·h^-1)是NOB的2.5倍, NOB的活性衰减速率是AOB的1.24倍.由图 4d可知, 饥饿20 d后AOB和NOB的活性均降至较低水平, NOB的活性衰减速率是AOB的1.4倍.硝化菌活性的降低, 与不能适应饥饿环境的AOB和NOB逐渐失去活性有关；AOB与NOB的衰减速率之差随着饥饿时间的延长而进一步增大, 说明饥饿对NOB的活性抑制作用更加明显.
根据现有文献(Salem et al., 2006；Hao et al., 2009；Torà et al., 2011；Munz et al., 2011；李波茵等, 2016)报道, AOB和NOB的衰减速率范围分别为0.015~0.280、0.004~0.306 d^-1, 硝化细菌衰减速率的大小与溶解氧、温度、水力停留时间等因素密切相关.本研究中AOB和NOB的衰减速率相对较小, 这与CRI系统内滤料对微生物具有良好的截留和保护作用有关.
3.3.2 活性恢复情况饥饿期结束后, 各CRI系统内硝化菌的活性恢复情况见图 5, 计算得到的活性恢复速率见表 2.由图 5a可以看到, C¹在恢复期的第1 d时AOB活性高于NOB, 可见恢复进水后, AOB能更快的从饥饿环境中复苏, 进入正常生长状态.Bollmann等(2005)研究发现AOB特有的代谢机制使其能更好地应对营养物质短缺的饥饿环境, 从而使细胞在不利生长环境下处于预备状态, 停止细胞分化等行为, 当重新恢复营养物质供给时, AOB能迅速做出反应并提供细胞生长所需的酶, 进而使细胞得到激活；NOB因无法快速适应环境的变化, 致使其活性恢复速率滞后于AOB, 从而导致了NO₂^--N的积累.由图 5b~5d可以看到, C²、C³、C⁴内AOB的活性一直高于NOB, 这就合理地解释了这3个系统出现NO₂^--N积累现象的原因.
图 5(Fig. 5)

图 5 AOB和NOB活性随时间的恢复 Fig. 5Activity recovery of AOB and NOB with recovery time

表 2(Table 2)

表 2 AOB和NOB在不同恢复时间下的恢复速率 Table 2 Recovery rates of AOB and NOB under different recovery times

表 2 AOB和NOB在不同恢复时间下的恢复速率 Table 2 Recovery rates of AOB and NOB under different recovery times 恢复时间/d 细菌类型 r0′/(mg·L-1·h-1) k′/d-1 R2 3 AOB 0.91 ± 0.033 0.153 ± 0.005 0.9416 NOB 0.95 ± 0.016 0.146 ± 0.007 0.9884 7 AOB 0.48 ± 0.022 0.146 ± 0.004 0.9906 NOB 0.44 ± 0.073 0.129 ± 0.007 0.9583 10 AOB 0.35 ± 0.046 0.136 ± 0.002 0.9912 NOB 0.14 ± 0.029 0.112 ± 0.003 0.9875 24 AOB 0.05 ± 0.036 0.113 ± 0.003 0.9267 NOB 0.02 ± 0.008 0.068 ± 0.003 0.9324

结合表 2给出的活性恢复速率来看, 饥饿时间越长, AOB和NOB的活性恢复速率就越低, 恢复至某一水平所需的时间也就越长.从活性恢复水平来看, C¹、C²、C³、C⁴分别经过3、7、10、24 d的恢复期后, AOB和NOB的活性开始趋于稳定.其中C¹、C²、C³内AOB的活性能基本恢复至饥饿前水平, 因而系统对NH₄⁺-N的去除率均能回升至60%左右, 而C⁴内AOB的活性仅能恢复至饥饿前的53.3%, 因而该系统对NH₄⁺-N的去除率难以完全恢复.NOB的活性恢复水平取决于饥饿时间的长短, 其中C¹从恢复期的第2 d起NOB活性再次超过AOB, 因而NO₂^--N积累率变低, 回到全程硝化阶段, 可见5 d饥饿期对NOB活性的影响相对较小, 其活性能够逐渐恢复至饥饿前水平；而C²、C³、C⁴内NOB在稳定后的活性水平仅分别能达到饥饿前的74.7%、29.1%、7.4%, 可见较长时间的饥饿(10~20 d)可选择性地淘汰NOB, 使AOB在硝化菌群中占据优势, 因而会出现稳定的NO₂^--N积累现象, 且饥饿时间越长, 不能适应饥饿环境而被淘汰的NOB就越多, AOB所占优势就越显著, NO₂^--N积累率就越高.
3.4 饥饿对EPS组分的影响EPS作为微生物新陈代谢的微环境, 对生物膜的形成过程和结构稳定性有着重要影响(Deng et al., 2016).图 6反映了经历不同饥饿时间后EPS组分的变化情况.由图 6可知, PN和PS是EPS的主要组分, 占比达到88.8%~94.1%.进入饥饿期后EPS含量逐渐下降, 这是由于饥饿期营养物质缺乏, 而EPS具有一定的生物降解性, 可作为碳源或能源物质供给微生物维持新陈代谢(Geyik et al., 2015；Chen et al., 2010).经5、10、15、20 d饥饿后, EPS含量分别较饥饿前降低了18.4%、32.8%、41.6%、60.9%, 可见饥饿时间越长, 需消耗更多的EPS来维续细胞的新陈代谢.同时, 饥饿结束时C¹~C⁴的PN/PS分别由饥饿前的5.29、5.30、5.15、5.38下降到4.96、4.45、4.17、3.01, 这表明饥饿期间EPS的减少主要是由PN的消耗导致的, 饥饿条件下微生物对PN的利用率更高.分析认为, PN降低的原因主要有两方面：一是饥饿期间硝化细菌的代谢活性低, 细胞本身分泌的PN量较少；二是饥饿期间蛋白质等大分子含氮物质可在酶的作用下降解为小分子物质, 从而为硝化细菌的生长代谢提供基质(Flemming et al., 2010；Abbasnezhad et al., 2011).随着饥饿时间的延长, 硝化细菌的代谢活性下降越显著, 同时消耗的PN量也越多, 因而PN在各饥饿期间的下降趋势与AOB、NOB的活性衰减规律基本一致, 在饥饿20 d时达到最低值.
图 6(Fig. 6)

图 6 EPS组分在C1(a)、C2(b)、C3(c)、C4(d)内的变化 Fig. 6Variations of EPS compositions in C1(a), C2(b), C3(c) and C4(d)

进入恢复期后, 微生物可利用的营养基质增多, 不再需要通过分解储能物质EPS来维持生长代谢, 消耗的EPS量逐渐减少(李波茵等, 2016).与此同时, 在较高的食物/微生物(F/M)比条件下, 细胞合成量增加, 增殖速率加快, 代谢能力增强, 分泌的EPS量逐渐升高, C¹~C⁴分别经3、7、10、20 d恢复后EPS含量升高至稳定期水平, 这与AOB的活性恢复时间基本一致.另外, EPS中的PN具有疏水性, 其含量越高意味着生物膜表面的疏水性越强, 而PS具有一定的亲水性, 其含量越高意味着生物膜表面的亲水性越强(Wang et al., 2015).EPS中PN/PS可以反映生物膜结构的稳定性, 饥饿时间越长, PN/PS下降越显著, 促进了细菌与水分子之间的结合, 不利于细菌之间相互黏附形成菌胶团(Kocaturk et al., 2016), 因而生物膜的稳定性越差, 所需的恢复时间也越长.
4 结论(Conclusions)1) 饥饿5、10、15 d的CRI系统分别在恢复进水3、7、10 d后NH₄⁺-N去除率可升高至稳定期水平, 而饥饿20 d后的CRI系统在恢复进水24 d后NH₄⁺-N去除率仅能恢复至40%左右；饥饿前CRI系统以全程硝化为主, 饥饿10、15、20 d后CRI系统均出现稳定的NO₂^--N积累现象, 开始向短程硝化转变.
2) AOB和NOB活性在饥饿期呈衰减趋势, 饥饿10~20 d时对NOB的活性抑制作用更大.经5 d饥饿后AOB、NOB活性均能较快恢复；经10~20 d饥饿后NOB活性无法完全恢复, 导致NO₂^--N积累, 且饥饿时间越长NO₂^--N积累率越高；而20 d饥饿后AOB活性也无法完全恢复, 导致NH₄⁺-N去除率降低.
3) EPS能为CRI系统内处于饥饿状态的微生物提供碳源和能源, 从而维持其新陈代谢, 饥饿期间EPS的下降主要是由PN的消耗导致的；饥饿时间越长, EPS消耗越多, 相应的PN/PS值越低, 生物膜的稳定性越差, 因而硝化性能恢复至饥饿前水平所需的时间越长.
4) 在后续研究中应采用实际生活污水开展对比实验, 并结合沿程COD、pH、DO等的变化规律, 进一步解析CRI系统内微生物对饥饿的忍耐与恢复机制, 为更加有效地指导实际生产提供理论依据.

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