好氧顆粒污泥系統(tǒng)啟動和顆粒特性研究

張 捍 民， 王 永飛， 王 新 華， 楊 鳳 林

（1.大連理工大學 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 化工學院，遼寧 大連 116024）

0 引 言

好氧顆粒污泥（aerobic granular sludge，AGS）生物結構規(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[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構類似，認為反應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?，結果表明5 min沉淀時間反應器成功實現(xiàn)顆?；恋頃r間分別為10、15、20 min的反應器得到的均是顆粒與絮體的混合物，表明沉淀時間的設定對于顆?；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、結構和生物代謝關系密切，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].

選擇壓的本質是施加于微生物并調整其特性和行為的驅動力，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?；?，考察顆粒化過程中污泥物理、化學、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，以進一步解析復雜培養(yǎng)條件對顆粒形成和性質的影響.

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，內管直徑4.4 cm，高70 cm.反應器排水口位于距底部40 cm處.反應器的氣體流量為0.1 m3/h，相當于表觀氣體流速為1.8 cm/s.反應器進水、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.反應器于室溫（25±3）℃下運行.試驗裝置如圖1所示.

圖1 SBAR反應器裝置圖Fig.1 Schematic diagram of SBAR installation

空氣經空氣壓縮機從反應器底部進入內管（升流區(qū)），形成的氣流推動液體和顆粒污泥在內管中向上運動，然后在內外管壁之間（降流區(qū)）向下運動；混合液可在內、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）采用標準方法測定[14].表觀污泥產率根據計算，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)和結構特征利用光學顯微鏡和掃描電鏡（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.顆粒內異養(yǎng)菌（heterotroph）、氨氧化菌（AOB）、亞硝酸鹽氧化菌（NOB）活性根據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.接種污泥未經馴化直接投入反應器內培養(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器成功啟動，36 d內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?；?，第90 d測得顆粒平均粒徑達到0.9 mm.90 d內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，所形成顆粒結構疏松，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，不過顆粒結構致密，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，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，同時可增強顆粒結構致密程度.

圖4 顆粒表面的微觀結構Fig.4 SEM images of granular surface

2.2 生物量和沉降性能變化

從圖5可見，污泥加入反應器1 d后，MLSS為3382 mg/L，MLVSS為2528 mg/L.在前8 d內由于初始培養(yǎng)時污泥沉降性能很差，沉降時間從50 min急劇縮短至10 min，導致污泥嚴重流失，從而使反應器內污泥濃度大幅下降，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內污泥負荷為0.4～0.6 g·g－1·d－1，表觀污泥產率為0.40～0.52 g·g－1.第53 d后反應器內生物量不斷增長，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，表觀污泥產率減小至0.17～0.25 g·g－1.在SBAR內，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)物質傳質限制，顆粒內微生物的增長速率必然小于游離微生物或絮體內微生物的增長速率，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，基質的快速降解使微生物較早進入內源呼吸狀態(tài)，從而使表觀污泥產率降低，另外，硝化菌群增值速率低也是表觀污泥產率低的主要原因.

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

在某一設定沉降時間下，沉降速率大于vs，min的污泥存留于反應器中而小于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；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)物質的競爭，使沉降性能良好的顆粒污泥在反應器內占絕對優(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

反應器運行期間，COD去除率在前10 d內從55%很快增大至80%，之后一直在80%±5%范圍內波動（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NH＋4－N負荷提高至0.4 kg·m－3·d－1時（第45 d），反應器中出現(xiàn)NO－2－N積累，待NOB適應環(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，硝化反應在4 h內基本進行完全，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內增長較快，之后增長變慢，如圖8所示.試驗測得，當NH＋4－N負荷為0.2和0.4 kg·m－3·d－1時，單位質量污泥的NH＋4－N反應速率、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，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].分析本試驗結果原因可能是有機負荷已經滿足異養(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（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 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器啟動，36 d反應器啟動成功，65 d后完全顆粒化，90 d內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，表觀污泥產率為0.17～0.25 g·g－1.

（2）反應器除污染效果好，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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