張 捍 民， 王 永飛， 王 新 華， 楊 鳳 林

（1.大連理工大學(xué) 工業(yè)生態(tài)與環(huán)境工程教育部重點實驗室，遼寧 大連 116024；2.大連理工大學(xué) 化工學(xué)院，遼寧 大連 116024）

0 引 言

好氧顆粒污泥（aerobic granular sludge，AGS）生物結(jié)構(gòu)規(guī)則致密，密度大、沉降速度快，生物活性高、密集度大，可使反應(yīng)器保持較高的生物量并提高容積負荷.與傳統(tǒng)活性污泥法相比，好氧顆粒污泥法可簡化工藝流程、縮減占地面積（可減至傳統(tǒng)活性污泥法的1/4），降低投資和運行成本（較傳統(tǒng)活性污泥法降低7%～17%），成為目前國際研究熱點[1～6]，認為是傳統(tǒng)生化法的未來替代技術(shù)[7].但好氧顆粒污泥形成過程影響因子眾多，目前仍沒有確切的機理解釋[6].Kong等[8]考察高徑比分別為24、16、8、4條件下顆粒污泥形成特點，發(fā)現(xiàn)所形成顆粒的物理特性和微生物群落結(jié)構(gòu)類似，認為反應(yīng)器高徑比對于顆粒化和顆粒特性沒有影響.Qin等[9]研究不同沉淀時間對污泥顆?；挠绊?，結(jié)果表明5 min沉淀時間反應(yīng)器成功實現(xiàn)顆粒化，沉淀時間分別為10、15、20 min的反應(yīng)器得到的均是顆粒與絮體的混合物，表明沉淀時間的設(shè)定對于顆?；M程具有重要影響.曝氣形成表觀氣速（superficial air velocity，SAV）與顆粒污泥形成、結(jié)構(gòu)和生物代謝關(guān)系密切，Liu等[10]認為SAV低于0.3 cm/s，好氧顆粒污泥無法形成[10]；McSwain等的研究表明，SAV低于1.0 cm/s時，已形成的好氧顆粒污泥解體成為絮體[11].但在 Wan等的研究中，以缺氧/好氧序批運行的SBR反應(yīng)器，SAV為0.63 cm/s時，形成SVI30為45 m L/g的致密穩(wěn)定好氧顆粒污泥[12].

選擇壓的本質(zhì)是施加于微生物并調(diào)整其特性和行為的驅(qū)動力，是目前公認的顆粒形成重要作用力之一[13].因此，本試驗采用氣提式間歇反應(yīng)器（sequencing batch airlifting reactor，SBAR）以保持有機負荷不變、逐步縮短沉降時間和提高氮負荷的方法實現(xiàn)絮狀活性污泥顆?；?，考察顆?；^程中污泥物理、化學(xué)、生物活性變化，分析水力選擇壓和生物選擇壓共同作用下的好氧顆粒污泥系統(tǒng)啟動過程及顆粒特性，以進一步解析復(fù)雜培養(yǎng)條件對顆粒形成和性質(zhì)的影響.

1 試驗裝置和方法

1.1 試驗裝置與操作

本試驗所用氣提式間歇反應(yīng)器由有機玻璃制成，總體積3.4 L，有效容積2.5 L；其中，外管直徑8.0 cm，高100 cm，內(nèi)管直徑4.4 cm，高70 cm.反應(yīng)器排水口位于距底部40 cm處.反應(yīng)器的氣體流量為0.1 m3/h，相當(dāng)于表觀氣體流速為1.8 cm/s.反應(yīng)器進水、曝氣、沉降時間等均由雙時間繼電器自動控制，其中進水5 min，曝氣360 min，沉降50～5 min，排水1 min.反應(yīng)器于室溫（25±3）℃下運行.試驗裝置如圖1所示.

圖1 SBAR反應(yīng)器裝置圖Fig.1 Schematic diagram of SBAR installation

空氣經(jīng)空氣壓縮機從反應(yīng)器底部進入內(nèi)管（升流區(qū)），形成的氣流推動液體和顆粒污泥在內(nèi)管中向上運動，然后在內(nèi)外管壁之間（降流區(qū)）向下運動；混合液可在內(nèi)、外管壁間循環(huán)流動，從而使污泥在好氧、缺氧交替的環(huán)境中形成具有同步硝化反硝化功能的好氧顆粒污泥.

接種污泥沉降性能較差，為防止試驗初期污泥大量流失，沉降時間ts初始為50 min，而后逐步降低至5 min；NH＋4－N濃度從50 mg/L逐步增加至200 mg/L，操作方法如圖2所示.

1.2 接種污泥

接種污泥來自大連春柳河污水廠二沉池的活性污泥，其中含有大量硝化菌群、原生動物以及極少量后生動物.污泥容積指數(shù)（SVI）為170 m L/g，污泥粒徑均在0.1 mm以下，平均粒徑為0.078 mm.

圖2 沉降時間和氨氮濃度的操作過程Fig.2 Operation process of stepwise decreasing settling time and increasing substrate NH＋4－N concentration

1.3 進水組成

1.4 分析項目與方法

污泥濃度（MLSS）、揮發(fā)性污泥濃度（MLVSS）采用標(biāo)準(zhǔn)方法測定[14].表觀污泥產(chǎn)率根據(jù)計算，其中XVSS1、XVSS2、Xe分別為循環(huán)周期初始和末期MLVSS及出水MLVSS（mg/L），Vt和Ve分別為SBAR工作體積和出水體積（L），tc為循環(huán)時間，Ci和Ce分別為進出水COD濃度（mg/L）.沉降速率采用重力沉降法[16]測得.顆粒平均粒徑采用激光粒度儀（Lasentec，Redmond，USA）測得.污泥形態(tài)和結(jié)構(gòu)特征利用光學(xué)顯微鏡和掃描電鏡（SEM）觀察.NH＋4－N、NO－2－N、NO－3－N分別采用納氏試劑光度法、N－（1－萘基）－乙二酸光度法、酚二磺酸光度法[14]測定；TN采用TOC分析儀（TOC－VCPH，SHIMADZU，Japan）檢測.溶解氧（dissolved oxygen，DO）利用 Model YSI－55溶解氧測定儀測定.顆粒內(nèi)異養(yǎng)菌（heterotroph）、氨氧化菌（AOB）、亞硝酸鹽氧化菌（NOB）活性根據(jù)Ochoa 等[17]所 述 方 法，分 別 用 （SOUR）H、（SOUR）AOB、（SOUR）NOB表示，以（SOUR）AOB和（SOUR）NOB之和表示硝化菌種的活性，記為（SOUR）N.

2 結(jié)果與討論

2.1 污泥形態(tài)特征

通過水力選擇壓和生物選擇壓共同作用培養(yǎng)好氧硝化顆粒污泥.接種污泥未經(jīng)馴化直接投入反應(yīng)器內(nèi)培養(yǎng)，初始污泥呈絮體狀，如圖3（a）所示.初始進水NH＋4－N負荷為0.1 kg·m－3·d－1，第5 d，沉降時間從初始50 min降至15 min，并將NH＋4－N負荷提高至0.2 kg·m－3·d－1，以使硝化菌群逐步富集，期間污泥形態(tài)未觀察出明顯變化.第7 d，有少量小顆粒出現(xiàn).第8 d，維持NH＋4－N負荷不變，將沉降時間降為10 min，至第16 d顆粒數(shù)量明顯增加，顆粒平均粒徑增至0.2 mm，少量顆粒粒徑達到0.5 mm（如圖3（b）），顆?；瘍A向更趨明顯.第17 d，將NH＋4－N負荷增至0.3 kg·m－3·d－1，以進一步促進硝化菌群的生長繁殖.沉降時間在第23 d后減少并維持至5 min，使沉降性能較差的污泥進一步被排出，第27 d觀察仍有部分絮狀污泥存在（如圖3（c））.但至第36 d，顆粒已占優(yōu)勢，顆粒平均粒徑達到0.5 mm（如圖3（d）），并且污泥沉降性能基本趨于穩(wěn)定，認為好氧顆粒污泥反應(yīng)器成功啟動，36 d內(nèi)顆粒粒徑平均增長速率約為12.2μm·d－1.第45 d將NH＋4－N負荷提高至0.4 kg·m－3·d－1，第65 d和90 d顆粒形態(tài)分別如圖3（e）、（f）所示，可見65 d后污泥已完全顆?；?0 d測得顆粒平均粒徑達到0.9 mm.90 d內(nèi)粒徑平均增長速率約為9.3μm·d－1.和其他文獻報道[18、19]比較，本試驗所形成的好氧顆粒污泥粒徑較小、生長速度較慢，進一步驗證了氮負荷提高可減緩好氧顆粒污泥的粒徑增長速度[18].

圖3 顆?；^程中顆粒形態(tài)特征變化Fig.3 Morphology of granules in the process of granulation

縮短沉降時間可使沉降性能差的污泥被淘汰，從而使沉降性能較好的污泥處于相對較高的污泥負荷環(huán)境中，促進了微生物細胞的生長繁殖，進一步使其維持在較高生長速率狀態(tài)下，因此硝化好氧顆粒污泥粒徑的增長速度隨著沉降時間減少而增大.但顆粒增長速度隨ρ（N）/ρ（COD）增大而減小，因為異養(yǎng)菌比生長速率高于硝化菌，在ρ（N）/ρ（COD）較低時，異養(yǎng)菌為優(yōu)勢菌種，對污泥成長起著主要貢獻作用，所形成顆粒結(jié)構(gòu)疏松，空隙較多，如圖4（a）所示.隨著ρ（N）/ρ（COD）提高，硝化菌被富集，與異養(yǎng)菌對底物的競爭增強，從而減弱了異養(yǎng)菌對污泥成長的貢獻；由于硝化菌種生長速度較慢，其成為優(yōu)勢菌種后顯然對污泥粒徑的貢獻作用要降低，不過顆粒結(jié)構(gòu)致密，如圖4（b）、（c）所示.已有研究表明，生物膜和顆粒污泥密度與微生物生長速度呈反相關(guān)，生長速度較大的生物膜或顆粒，其密度較小[16、19、20]；以上研究與本研究結(jié)果相符，表明選擇慢速生長微生物成為優(yōu)勢菌種可減緩顆粒粒徑增長速度，避免顆粒由于粒徑過大形成大量空穴而過早解體，同時可增強顆粒結(jié)構(gòu)致密程度.

圖4 顆粒表面的微觀結(jié)構(gòu)Fig.4 SEM images of granular surface

2.2 生物量和沉降性能變化

從圖5可見，污泥加入反應(yīng)器1 d后，MLSS為3382 mg/L，MLVSS為2528 mg/L.在前8 d內(nèi)由于初始培養(yǎng)時污泥沉降性能很差，沉降時間從50 min急劇縮短至10 min，導(dǎo)致污泥嚴重流失，從而使反應(yīng)器內(nèi)污泥濃度大幅下降，即使在沉降時間縮短至5 min后一個月內(nèi)仍是不斷減小，從第2 d至第53 dMLSS、MLVSS分別從3382 mg/L、2528 mg/L 降 至 1834 mg/L、1474 mg/L，但VSS/SS（MLVSS/MLSS的簡寫）從0.74不斷增至0.80，前53 d內(nèi)污泥負荷為0.4～0.6 g·g－1·d－1，表觀污泥產(chǎn)率為0.40～0.52 g·g－1.第53 d后反應(yīng)器內(nèi)生物量不斷增長，至第83 d，MLSS、MLVSS分別達到5855 mg/L、4869 mg/L，期間VSS/SS維持在0.80～0.84，污泥負荷降為0.2～0.4 g·g－1·d－1，表觀污泥產(chǎn)率減小至0.17～0.25 g·g－1.在SBAR內(nèi)，新生微生物主要存在于顆粒中或是游離于顆粒之外，由于營養(yǎng)物質(zhì)傳質(zhì)限制，顆粒內(nèi)微生物的增長速率必然小于游離微生物或絮體內(nèi)微生物的增長速率，強化水力選擇壓后，游離微生物或絮體被大量淘汰，生物量增長主要依靠顆粒內(nèi)部新生微生物增長的貢獻.隨著氮負荷提高和游離微生物或絮體被淘汰，顆粒內(nèi)微生物處于相對較高的污泥負荷微環(huán)境中，促進了其生長繁殖，從而表現(xiàn)為VSS/SS的增加.隨著生物量增長，污泥負荷降低，基質(zhì)的快速降解使微生物較早進入內(nèi)源呼吸狀態(tài)，從而使表觀污泥產(chǎn)率降低，另外，硝化菌群增值速率低也是表觀污泥產(chǎn)率低的主要原因.

圖5 MLSS、MLVSS和VSS/SS的變化Fig.5 Profiles of MLSS，MLVSS and VSS/SS

在某一設(shè)定沉降時間下，沉降速率大于vs，min的污泥存留于反應(yīng)器中而小于vs，min的污泥被淘汰.從圖6可見，逐步縮短沉降時間可選擇沉降性能良好的污泥，污泥的SVI從96.4 m L/g不斷減小，40 d后維持在（15±5）m L/g范圍內(nèi)；第83 d，顆粒的平均沉降速率從初始3.80 m/h增大至38.3 m/h.由于懸浮污泥的沉降速率通常在3～5 m/h[13]，沉降時間降至5 min可使沉降速率小于4.56 m/h的懸浮污泥被淘汰，從而減小了其與顆粒污泥對營養(yǎng)物質(zhì)的競爭，使沉降性能良好的顆粒污泥在反應(yīng)器內(nèi)占絕對優(yōu)勢.

圖6 顆粒的SVI和沉降速率的變化Fig.6 Profiles of SVI and settling velocity

2.3 顆粒硝化性能

反應(yīng)器運行期間，COD去除率在前10 d內(nèi)從55%很快增大至80%，之后一直在80%±5%范圍內(nèi)波動（未在圖中呈現(xiàn)），污泥的硝化性能良好，10 d后NH＋4－N去除率達到98%以上，并保持穩(wěn)定，如圖7所示.

圖7 SBAR反應(yīng)器的硝化特性Fig.7 Nitration performance of SBAR

NH＋4－N負荷低于0.4 kg·m－3·d－1期間只有少量NO－2－N生成，未出現(xiàn)NO－2－N和NO－3－N濃度劇烈波動；當(dāng)NH＋4－N負荷提高至0.4 kg·m－3·d－1時（第45 d），反應(yīng)器中出現(xiàn)NO－2－N積累，待NOB適應(yīng)環(huán)境后，抑制作用逐漸減弱，NO－2－N積累現(xiàn)象消失.

進水NH＋4－N負荷分別為0.2和0.4 kg·m－3·d－1時不同形態(tài)氮濃度的變化趨勢基本相同，硝化反應(yīng)在4 h內(nèi)基本進行完全，NH＋4－N去除率達到98%以上，NO－2－N在2 h積累量達到最大并在4 h時降至0.1 mg/L以下，NO－3－N在4 h內(nèi)增長較快，之后增長變慢，如圖8所示.試驗測得，當(dāng)NH＋4－N負荷為0.2和0.4 kg·m－3·d－1時，單位質(zhì)量污泥的NH＋4－N反應(yīng)速率、NO－2－N生成速率和NO－3－N生成速率在曝氣后（溶解氧濃度大于5 mg/L）4 h內(nèi)，分別為4.39、2.01、3.45 g·g－1·h－1和5.01、1.45、4.15 g·g－1·h－1.比較這兩種氮負荷條件下顆粒的硝化特性可知，氮負荷的提高促進了硝化菌群富集，并提高了其對底物的利用能力.

圖8 各形態(tài)氮在一個操作周期內(nèi)的變化過程Fig.8 Tests of NH＋4－N，NO－2－N，NO－3－N and TN concentration in one cycle time

2.4 微生物活性

從圖9可見，在好氧顆粒污泥系統(tǒng)啟動期間，隨著ρ（N）/ρ（COD）增大，污泥中各菌種的活性都不斷增大，其中AOB和NOB的活性近似地呈線性增長變化，AOB活性增長明顯高于NOB；前10 d異養(yǎng)菌活性增幅較大，之后增長緩慢.有文獻報道，好氧顆粒污泥系統(tǒng)啟動期間AOB和NOB的活性變化與本試驗結(jié)果相似，但異養(yǎng)菌活性隨ρ（N）/ρ（COD）增大而減小[16、18].分析本試驗結(jié)果原因可能是有機負荷已經(jīng)滿足異養(yǎng)菌生長代謝對有機碳的需求量，氮負荷增大進而促進其活性的提高，Qin等[21]的實驗結(jié)果也驗證了本原因.從圖9硝化菌種和異養(yǎng)菌活性比值的變化來看，53 d內(nèi)（SOUR）N/（SOUR）H從0.44提高至0.93，表明逐步提高ρ（N）/ρ（COD）可促使顆粒中硝化菌種的活性占優(yōu)勢.

圖9 異養(yǎng)菌、氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌的活性及硝化菌與異養(yǎng)菌相對活性變化Fig.9 Respirometric activities of heterotrophs，AOB and NOB and relative activity of nitrifying bacteria to heterotrophs

3 結(jié) 論

（1）通過水力選擇壓與生物選擇壓共同作用實現(xiàn)好氧硝化顆粒污泥反應(yīng)器啟動，36 d反應(yīng)器啟動成功，65 d后完全顆?；?0 d內(nèi)顆粒平均粒徑增速為9.3μm·d－1；生物量出現(xiàn)增長后，污泥負荷為0.2～0.4 g·g－1·d－1，表觀污泥產(chǎn)率為0.17～0.25 g·g－1.

（2）反應(yīng)器除污染效果好，10 d后COD去除率穩(wěn)定在80%±5%，NH＋4－N去除率大于98%；且隨著ρ（N）/ρ（COD）增大，AOB、NOB和異養(yǎng)菌的活性都在增大.

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