北極星環(huán)保網(wǎng)訊:氮、磷污染已成為破壞水體環(huán)境的主要因素之一(如水體富營(yíng)養(yǎng)化)，生物脫氮除磷越來(lái)越受到人們的重視. 在常規(guī)污水生物處理系統(tǒng)中，由于脫氮與除磷之間存在矛盾，常采用化學(xué)法輔助除磷(通過(guò)投加鐵鹽和鋁鹽出水TP含量在0.02 mg ˙L-1以下); 而脫氮由于受溫度、 DO、 pH值等因素的影響難以達(dá)到穩(wěn)定的脫氮效果.

好氧顆粒污泥具有優(yōu)異的沉降性能、 較高的微生物濃度和良好的抗沖擊負(fù)荷能力[9, 10, 11]. 有研究發(fā)現(xiàn)，顆粒污泥一定的粒徑和緊密結(jié)構(gòu)導(dǎo)致DO在污泥內(nèi)部傳質(zhì)時(shí)形成好氧區(qū)/缺氧區(qū)/厭氧區(qū)從而有利于系統(tǒng)同步脫氮除磷[12, 13, 14]. Kerrn-Jespersen等[15]發(fā)現(xiàn)PAOs具有反硝化聚磷能力，它以NO-x(NO-2+NO-3)代替氧作為電子受體同步去除N和P，可以有效節(jié)約碳源和能源，反應(yīng)器形成NO-x是反硝化聚磷的重要步驟. 如果系統(tǒng)中存在反硝化聚磷菌，反應(yīng)器吸磷過(guò)程中可以減緩硝酸鹽存在對(duì)聚磷菌活性的影響; 如果反硝化聚磷菌不存在，在脫氮除磷顆粒污泥中好氧段硝酸鹽將對(duì)好氧吸磷產(chǎn)生影響[16, 17].

同步硝化反硝化(simultaneous nitrification and denitrification, SND)作用是使在污泥外部好氧區(qū)形成的NO-x，通過(guò)內(nèi)層缺氧區(qū)反硝化作用降低從而減少主體溶液中NO-x(NO-2+NO-3)的積累(NO-x不積累可以降低其對(duì)聚磷菌活性的影響)[18]. 因此，污泥內(nèi)部形成穩(wěn)定性的好氧區(qū)/缺氧區(qū)是影響系統(tǒng)脫氮效果的關(guān)鍵. 在較低DO下硝化菌活性受到抑制，在較高DO下反硝化菌受到抑制，因此在好氧池中DO對(duì)脫氮影響很大. 文獻(xiàn)[21, 20, 21]指出，當(dāng)DO濃度為0.5 mg ˙L-1時(shí)，系統(tǒng)可以獲得良好的同步硝化反硝化脫氮效果.

利用好氧顆粒污泥進(jìn)行脫氮除磷研究近年來(lái)取得了較大進(jìn)展[12]，但少有人系統(tǒng)研究脫氮除磷顆粒污泥的硝化反硝化特性. 因此，筆者以好氧/厭氧交替運(yùn)行的SBR反應(yīng)器培養(yǎng)的脫氮除磷顆粒污泥為研究對(duì)象，采取一定的手段對(duì)顆粒污泥反應(yīng)器的N、 P歷時(shí)去除效果、 硝化及反硝化反應(yīng)特性等進(jìn)行研究，并通過(guò)N的平衡細(xì)致分析脫氮除磷反應(yīng)過(guò)程中N的去除走向，豐富了顆粒污泥進(jìn)行脫氮除磷研究.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置

試驗(yàn)用SBR反應(yīng)器，材質(zhì)為有機(jī)玻璃，有效容積4 L，內(nèi)徑16 cm，高徑比為1.56(圖1). 反應(yīng)器每周期運(yùn)行4.8 h，包括進(jìn)水1 min、 厭氧80 min、 好氧196 min、 沉淀4 min、 出水4 min以及閑置4 min共6個(gè)階段. 反應(yīng)器每周期進(jìn)水2 L，出水2 L. 反應(yīng)器攪拌強(qiáng)度在80 r ˙min-1左右，曝氣強(qiáng)度在12 L ˙(L ˙h)-1左右，溫度在22℃±2℃(由水浴控制)、 pH值在7.5左右. 每天從反應(yīng)器中排出一定量混合液，維持系統(tǒng)污泥齡在23 d左右.

圖1 SBR反應(yīng)器裝置示意

1.2 試驗(yàn)用水

試驗(yàn)用水采用自來(lái)水人工配制，其成分如下：COD(NaAc ˙3H2 O) 380~430 mg ˙L-1，NH+4-N(NH4Cl)36~43 mg ˙L-1，PO3-4-P(KH2PO4和K2HPO4)12~17 mg ˙L-1，MgSO4 ˙H2 O 50 mg ˙L-1，Ca2+ (CaCl2 ˙H2 O)60~70 mg ˙L-1，蛋白胨26 mg ˙L-1，EDTA 30 mg ˙L-1，F(xiàn)eCl3 ˙6H2 O 4.5 mg ˙L-1，H3BO30.45 mg ˙L-1，CuSO4 ˙5H2 O 0.09 mg ˙L-1，KI 0.54 mg ˙L-1，MnCl2 ˙2H2 O 0.36 mg ˙L-1，Na2MoO4 ˙2H2 O 0.18 mg ˙L-1，ZnSO4 ˙7H2 O 0.36 mg ˙L-1，CoCl2 ˙6H2 O 0.45 mg ˙L-1.

1.3 反應(yīng)速率測(cè)定

硝化反應(yīng)速率測(cè)定：從反應(yīng)器中取適量污泥，經(jīng)3次離心清洗(4 000 r ˙min-1，5 min)后，放入容積為1 L的靜態(tài)反應(yīng)裝置(圖2)，控制反應(yīng)器溫度(22℃±1℃)和pH值(7.5)，通入空氣，投加適量NH4Cl后立即計(jì)時(shí)開始取樣，測(cè)定不同時(shí)間NH+4-N、 NO-3-N和NO-2-N.

反硝化反應(yīng)速率測(cè)定：適量污泥經(jīng)如前所述前處理后放入容積為1 L靜態(tài)反應(yīng)裝置，控制反應(yīng)器的溫度(22℃±1℃)和pH值(7.5)，通入N2，投加適量NO-3-N和過(guò)量COD，測(cè)定不同時(shí)間NO-3-N和NO-2-N.

反硝化聚磷反應(yīng)速率測(cè)定：適量污泥經(jīng)前處理后放入容積為1 L靜態(tài)反應(yīng)裝置，控制反應(yīng)器的溫度(22℃±1℃)和pH(7.5)，投加適量KH2PO4和過(guò)量COD，通入N2進(jìn)行厭氧釋磷，結(jié)束后將污泥進(jìn)行離心清洗，再重新置入反應(yīng)裝置，加入適量的NO-3-N和PO3-4-P，取樣測(cè)NO-3-N、 NO-2-N和PO3-4-P.

圖2 靜態(tài)試驗(yàn)裝置示意

1.4 分析項(xiàng)目與方法

NH+4-N、 PO3-4-P、 NO-3-N、 NO-2-N、 COD、 SVI、 MLSS、 MLVSS等均按標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定[22]; DO采用HACH溶解氧儀測(cè)定，污泥形態(tài)通過(guò)普通光學(xué)顯微鏡觀察和電子掃描顯微鏡(SEM)觀察，污泥粒徑利用Mastersizer 2000粒度分析儀(測(cè)定粒徑在1 mm 以下)及直接讀數(shù)法測(cè)定.

2 結(jié)果與討論

2.1 脫氮除磷顆粒污泥性能

顆粒污泥反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行190 d后，污泥顏色為淡黃色，呈近似球形或橢圓形，結(jié)構(gòu)致密[圖3(a)]，平均粒徑為1.2 mm; 顆粒邊緣清晰并且附有一定的絲狀物，其中還有一定的原生動(dòng)物，如鐘蟲、 輪蟲等[圖3(b)]; 顆粒污泥是一個(gè)復(fù)雜的微生物系統(tǒng)，大量絲狀菌纏繞顆粒污泥表面，球菌和短桿菌分布在絲狀菌周圍[圖3(c)]; 污泥內(nèi)部有孔隙，孔隙內(nèi)部也分布著為數(shù)較多的球菌和短桿菌[圖3(d)].

圖3 反應(yīng)器中顆粒污泥的形態(tài)

反應(yīng)器的MLSS約為6 600 mg ˙L-1，MLVSS約為4 092 mg ˙L-1，SVI在20 mL ˙g-1左右，單顆顆粒污泥沉速在29.0~40.9 m ˙h-1之間，出水SS在30 mg ˙L-1左右.

2.2 反應(yīng)器中N去除率

圖4為反應(yīng)器運(yùn)行190 d內(nèi)N去除率的變化情況. 可以看出，反應(yīng)器運(yùn)行5 d時(shí)N去除率很低(在62%以下)，之后N去除率逐漸提高到90%以上，但運(yùn)行第24 d時(shí)N去除率突然降到65%以下，到50 d之后，其去除率基本維持在90%左右. 開始階段N起伏變化可能是由于污泥吸附、 解析作用所致[23]; 隨著污泥顆�；�完善，硝化細(xì)菌在污泥表面穩(wěn)定富集， N去除率比較穩(wěn)定. 污泥顆粒形成(30 d左右)后反應(yīng)器15%時(shí)間內(nèi)出現(xiàn)N去除率降低的現(xiàn)象，其主要由于曝氣不穩(wěn)定[低于9 L ˙(L ˙h)-1或高于14 L ˙(L ˙h)-1]所致.

試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，當(dāng)反應(yīng)器運(yùn)行至第24~26 d時(shí)，曝氣量在9 L ˙(L ˙h)-1以下時(shí)(此時(shí)反應(yīng)器主體溶液中好氧段DO濃度在1 mg ˙L-1以下)，出水中NH+4-N 的含量在11~16 mg ˙L-1，但出水中NO-x含量在0.5 mg ˙L-1以下，由此可以推斷，由于DO太低，氨氧化細(xì)菌活性受到抑制; 當(dāng)反應(yīng)器運(yùn)行至第30~45 d時(shí)，提高曝氣量到14 L ˙(L ˙h)-1(好氧段開始DO在2.5 mg ˙L-1以上，顆粒污泥剛剛形成，其平均粒徑為0.32 mm)，此時(shí)反應(yīng)器出水中NO-x含量在11~16 mg ˙L-1(主要以NO-3-N形式存在，NO-2-N含量在1 mg ˙L-1以下)，NH+4-N 的含量在0.5 mg ˙L-1以下， DO太高污泥內(nèi)部難以形成缺氧環(huán)境而使反硝化菌受到抑制(據(jù)報(bào)道DO的擴(kuò)散深度為0.5 mm左右). 由此可見，曝氣量的瞬間變化會(huì)迅速影響氨氧化微生物和反硝化微生物生物活性.

圖4 反應(yīng)器內(nèi)氮去除率歷時(shí)變化

2.3 顆粒污泥硝化和反硝化性能

反應(yīng)器運(yùn)行183 d時(shí)取顆粒污泥進(jìn)行靜態(tài)試驗(yàn)，其試驗(yàn)結(jié)果見圖5~6.

由圖5(a)可以看出，整個(gè)硝化反應(yīng)過(guò)程持續(xù)30 min，隨著NH+4-N下降，NO-3-N逐漸上升，當(dāng)NH+4-N含量降低到1.22 mg ˙L-1時(shí)，NO-3-N達(dá)到12.96 mg ˙L-1，而NO-2-N在整個(gè)硝化過(guò)程中，其濃度維持在1.8 mg ˙L-1以下，NO-2-N沒(méi)有發(fā)生積累; 脫氮除磷顆粒污泥最大硝化速率[m(NH+4-N)/m(VSS) ˙t]為14.13 mg ˙(g ˙h)-1，而姜體勝等[24]在同樣條件下，獲得的脫氮除磷絮狀污泥最大硝化速率約為6.25 mg ˙(g ˙h)-1，本試驗(yàn)培養(yǎng)的顆粒污泥具有較好的硝化能力.

圖5 N的靜態(tài)試驗(yàn)

由圖5(b)可以看出，反應(yīng)20 min內(nèi)NO-3-N由24.78 mg ˙L-1快速下降為0.45 mg ˙L-1，與此同時(shí)NO-2-N逐漸升高并達(dá)到最大18.52 mg ˙L-1，之后NO-2-N緩慢下降，130 min時(shí)NO-2-N幾乎為0; 顆粒污泥最大反硝化速率[m(NO-3-N)/m(VSS) ˙t]為34.89 mg ˙(g ˙h)-1，是絮狀污泥反硝化速率[絮狀污泥的最大反硝化速率約為16.67 mg ˙(g ˙h)-1[24]的2.09倍，該試驗(yàn)培養(yǎng)的顆粒污泥具有較好的反硝化能力.

2.4 顆粒污泥反硝化聚磷性能 圖6為反硝化菌聚磷試驗(yàn)結(jié)果. 從中可以看出，PO3-4-P初始濃度為29.15 mg ˙L-1，反應(yīng)85 min之內(nèi)升高到33.35 mg ˙L-1，之后緩慢下降，在300 min時(shí)，吸磷速率[m(PO3-4P)/m(VSS) ˙t]達(dá)到最大[僅為2.54 mg ˙(g ˙h)-1]，比富集反硝化聚磷菌的吸磷能力弱[吸磷速率為7.52 mg ˙(g ˙h)-1][25]; NO-3-N初始濃度為35.47 mg ˙L-1，反應(yīng)開始后快速降低，105 min時(shí)降低為4.21 mg ˙L-1，最大反硝化速率為13.11 mg ˙(g ˙h)-1; 在NO-3-N降低的同時(shí)，NO-2-N迅速上升，105 min達(dá)到最大24 mg ˙L-1，之后緩慢下降，到315 min降低到0.5 mg ˙L-1以下. 整個(gè)過(guò)程P僅僅下降了約7.16 mg ˙L-1，而伴隨著N降低了35.46 mg ˙L-1，與文獻(xiàn)[11, 12]報(bào)道的反硝化聚磷試驗(yàn)結(jié)果相比，本試驗(yàn)中通過(guò)反硝化聚磷作用進(jìn)行脫氮和除磷能力很弱，N的去除主要依賴厭氧段合成的胞內(nèi)貯存物質(zhì)進(jìn)行反硝化，同時(shí)也顯示出P的存在一定程度上抑制了反硝化菌的活性.

與圖5(b)得到的最大反硝化速率相比可以看出，其反硝化速率僅為外碳源為電子供體時(shí)速率的0.43，內(nèi)碳源反硝化速率遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于外碳源反硝化速率.

圖6 反硝化聚磷靜態(tài)試驗(yàn)

2.5 反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥脫氮性能研究

2.5.1 反應(yīng)器某一周期內(nèi)各參數(shù)的變化

反應(yīng)器運(yùn)行190 d時(shí)對(duì)其某一周期進(jìn)行監(jiān)測(cè)，得到COD、 NH+4-N、 PO3-4-P、 NO-3-N、 NO-2-N各參數(shù)的變化(圖7).

圖7 SBR反應(yīng)器內(nèi)一個(gè)周期內(nèi)各參數(shù)變化曲線

由圖7可以看出，厭氧段2 min內(nèi)COD迅速由213.59 mg ˙L-1降低到84.2 mg ˙L-1，12 min進(jìn)一步降到55.87 mg ˙L-1，到厭氧段結(jié)束，COD僅為27.18 mg ˙L-1，COD的最大降解速率高達(dá)584.24 mg ˙(g ˙h)-1，遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于Yilmaz等[26]培養(yǎng)的具有同步脫氮除磷顆粒污泥的COD的降解速率. 結(jié)合圖3(c)分析，顆粒污泥表面存在一定的孔隙，將COD快速吸附在顆粒污泥表面或內(nèi)部，使主體溶液中COD濃度快速下降; 另外，研究者也發(fā)現(xiàn)反硝化菌可過(guò)量吸附CH3COONa[27]. 反應(yīng)器中PO3-4-P初始濃度為15.09 mg ˙L-1，20 min后達(dá)到73.83 mg ˙L-1，在隨后的60 min內(nèi)釋磷緩慢進(jìn)行，厭氧末端PO3-4-P達(dá)到75.76 mg ˙L-1，最大釋磷速率為34.67 mg ˙(g ˙h)-1. 好氧段PO3-4-P開始快速下降，曝氣95 min后降低到1.0 mg ˙L-1以下，曝氣110 min后降低到0.5 mg ˙L-1以下，好氧段最大吸磷速率為15.59 mg ˙(g ˙h)-1，釋磷速率約為吸磷速率的2.2倍.

在整個(gè)厭氧階段NH+4-N僅由16.21 mg ˙L-1降低到14.99 mg ˙L-1，主要用于細(xì)菌自身生長(zhǎng). 曝氣開始10 min NH+4-N快速下降，最大硝化速率為4.60 mg ˙(g ˙h)-1，曝氣65 min時(shí)下降到1.02 mg ˙L-1，80 min時(shí)檢測(cè)不到NH+4-N; 曝氣開始65 min內(nèi)NO-3-N最高達(dá)到1.05 mg ˙L-1，之后迅速上升，曝氣80 min最大達(dá)到4.09 mg ˙L-1，曝氣95 min時(shí)降低到2.62 mg ˙L-1，之后緩慢下降，出水時(shí)降低為1.41 mg ˙L-1，最大反硝化速率為1.43mg ˙(g ˙h)-1; NO-2-N在整個(gè)過(guò)程中維持在1 mg ˙L-1以下，沒(méi)有發(fā)生NO-2-N的積累; 整個(gè)好氧階段N的去除主要發(fā)生在曝氣80 min內(nèi). 這說(shuō)明硝化菌將NH+4-N轉(zhuǎn)化為NO-3-N、 NO-2-N的同時(shí)，顆粒污泥內(nèi)的反硝化菌同時(shí)將它們進(jìn)一步反硝化，反應(yīng)器內(nèi)存在同步硝化反硝化脫氮的現(xiàn)象.

在好氧階段前10min內(nèi)DO在1.3 mg ˙L-1以下，此時(shí)系統(tǒng)內(nèi)NO-x的含量在1 mg ˙L-1以下; 80 min時(shí)DO維持達(dá)到2.7 mg ˙L-1，NO-3-N含量達(dá)到最大，NH+4-N含量幾乎為0; 110 min時(shí)DO達(dá)到5 mg ˙L-1，在好氧末端達(dá)到6.0 mg ˙L-1，對(duì)應(yīng)NO-3-N含量在1.5 mg ˙L-1左右. 由此看出，曝氣80 min內(nèi)DO主要用來(lái)進(jìn)行硝化和好氧吸磷，導(dǎo)致DO較低; 曝氣后期DO較高，但系統(tǒng)仍然具有較好的脫氮效果，其主要原因在于一定粒徑的顆粒污泥(粒徑在1 mm左右)內(nèi)部存在的微缺氧環(huán)境起到了至關(guān)重要的作用.

反應(yīng)器某一周期內(nèi)硝化速率和反硝化速率均比靜態(tài)試驗(yàn)所測(cè)得速率低，其主要原因如下：測(cè)定硝化速率時(shí)，靜態(tài)反應(yīng)裝置中DO充足，高達(dá)8.5 mg ˙L-1，而反應(yīng)器內(nèi)大量的氧被PAOs好氧吸磷所利用使得其DO較低(2.0 mg ˙L-1以下)，從而抑制了硝化反應(yīng); 靜態(tài)試驗(yàn)測(cè)反硝化速率時(shí)，使用的是充足的外碳源或胞內(nèi)聚合物，而反應(yīng)器中進(jìn)行反硝化時(shí)污泥中胞內(nèi)聚合物在好氧開始階段大部分被PAOs和同步硝化反硝化過(guò)程反硝化所利用，胞內(nèi)聚合物含量較低，一定程度上抑制了反硝化反應(yīng).

2.5.2 N平衡計(jì)算 在穩(wěn)態(tài)系統(tǒng)中，假定細(xì)胞合成所需要的N與剩余污泥帶出的N相等[28]，反應(yīng)器出水僅含有NO-3-N，這樣對(duì)反應(yīng)器中N做如下計(jì)算.

進(jìn)水氮總量N0：

40 mg ˙L-1×10 L ˙d-1=400 mg ˙d-1

細(xì)胞合成的氮NC：

6 600 mg ˙L-1×0.62×0.13 L ˙d-1×12%=63.8 mg ˙d-1

出水SS中含的氮NSS：

30 mg ˙L-1×10 L ˙d-1×12%=36mg ˙d-1

出水中NO-x的氮N1：

1.41 mg ˙L-1×10 L ˙d-1=14.1mg ˙d-1

反硝化去除的氮Nd：

(4.09 mg ˙L-1-1.41 mg ˙L-1)×20 L ˙d-1=53.6 mg ˙d-1

式中，40 mg ˙L-1為進(jìn)水中NH+4-N含量，10 L為反應(yīng)器 1 d的總進(jìn)水量(反應(yīng)器1 d運(yùn)行5個(gè)周期，每周期進(jìn)水2 L)，4 L為反應(yīng)器的有效容積，4.09 mg ˙L-1為反應(yīng)器內(nèi)NO-3-N最高含量，6 600 mg ˙L-1為反應(yīng)器MLSS，MLVSS/MLSS比值為0.62，12%為微生物C5H7NO2中氮的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，130 mL為每天從反應(yīng)器排出的污泥混合液量，30 mg ˙L-1為反應(yīng)器出水SS(以MLVSS形式存在)，1.41 mg ˙L-1為出水中NO-3-N的含量(NO-2-N的含量為0 mg ˙L-1).

根據(jù)N的物料平衡，計(jì)算推出N通過(guò)同步硝化反硝化去除量Nnd約為232.5 mg ˙d-1. 反應(yīng)器中12.5%的N通過(guò)出水去除，13.4%的N通過(guò)反硝化去除，16%的N用于細(xì)胞合成后通過(guò)剩余污泥的形式排出，58.1%的N通過(guò)同步硝化反硝化去除的，可見同步硝化反硝化是去除N主要方式.

本試驗(yàn)中培養(yǎng)的同步脫N除磷顆粒污泥對(duì)COD去除率在93%以上，對(duì)N去除率在90%左右，對(duì)P的去除率在95%左右，出水N和P濃度均達(dá)到《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)，具有很好的同步脫氮除磷效果.

3 結(jié)論

(1)顆粒污泥反應(yīng)器在曝氣量為12 L ˙(L ˙h)-1條件下，N去除率在90%左右，具有較好的同步脫氮除磷效果.

(2)顆粒污泥靜態(tài)反應(yīng)最大硝化速率為14.13 mg ˙(g ˙h)-1，最大反硝化速率為34.89 mg ˙(g ˙h)-1，最大聚磷反硝化速率為13.11mg ˙(g ˙h)-1，具有較強(qiáng)的硝化、 反硝化能力.

(3)反應(yīng)器中污泥的最大硝化速率為4.60 mg ˙(g ˙h)-1，最大反硝化速率為1.43 mg ˙(g ˙h)-1; 同步硝化反硝化去除的N約為232.5 mg ˙d-1，占N去除總量的54.3%，反應(yīng)器中N主要通過(guò)同步硝化反硝化去除.