厭氧氨氧化工藝以其經(jīng)濟、高效等優(yōu)勢在國內(nèi)外污水處理廠得到推廣應(yīng)用.厭氧氨氧化工藝目前公認的化學計量式如式(1)所示.

有研究表明, 沉降性良好, 結(jié)構(gòu)緊密的好氧顆粒污泥有助于實現(xiàn)亞硝化污泥顆?；?通過接種大量的好氧顆粒污泥, 調(diào)整進水基質(zhì), 把處理高有機負荷的好氧顆粒轉(zhuǎn)變到處理高氨氮負荷的亞硝化顆粒污泥, 但是該研究中需要大量的好氧顆粒污泥作為接種污泥, 而好氧顆粒污泥的馴化時間較長.因此, 在亞硝化絮狀污泥系統(tǒng)中添加部分好氧顆粒污泥誘導(dǎo)亞硝化顆粒污泥的研究很有必要.Wu等、王然登等的研究表明, 在強化生物除磷系統(tǒng)的厭氧階段釋放磷時會有大量的帶正電的微粒生成, 這些微?？勺鳛轭w粒污泥的晶核吸附帶負電的細胞體, 進而促進顆粒污泥的生成.因此, 在絮狀污泥中添加部分除磷顆粒誘導(dǎo)顆?；难芯亢苡幸饬x.'本文實驗在R1反應(yīng)器中不添加顆粒污泥, 在R2、R3中分別添加20%好氧顆粒污泥、20%除磷顆粒污泥.通過比較3個反應(yīng)器粒徑變化、MLSS、SVI、EPS等參數(shù), 研究不同顆粒污泥對亞硝化顆粒污泥啟動的影響, 并比較了其亞硝化性能, 以期為快速啟動亞硝化顆粒污泥提供理論依據(jù).

1 材料與方法 1.1 SBR反應(yīng)器運行

　　實驗采用3組相同規(guī)格的SBR反應(yīng)器, 均由有機玻璃制成, 高70 cm, 內(nèi)徑15 cm, 有效容積是10.5 L, 換水比是2/3, 底部設(shè)有曝氣裝置, 采用鼓風曝氣, 轉(zhuǎn)子流量計控制曝氣量. 3組SBR反應(yīng)器均在室溫(22~28℃)下進行. SBR反應(yīng)器每天運行3個周期, 每個周期8 h, 其中包括12 min進水、厭氧攪拌202~218 min、4 h曝氣攪拌、沉降時間由20~4 min遞減, 3 min排水和3 min閑置.不同階段反應(yīng)器運行參數(shù)見表 1.

1.2 實驗用水和接種污泥

　　3組SBR反應(yīng)器均接種取自高碑店污水處理廠的絮狀污泥作為種泥.反應(yīng)器接種污泥后MLSS為(2 700±200) mg·L-1、SVI為140 mL·g-1.采用人工配水模擬生活污水啟動反應(yīng)器, 以丙酸鈉為有機碳源, 硫酸銨提供氨氮100~250 mg·L-1, 碳酸氫鈉調(diào)節(jié)進水堿度, 堿度與NH4+-N濃度質(zhì)量比為10 :1, 每升水中含有0.136 g KH2PO4、0.02 g MgSO4·7H2O、0.136 g CaCl2, 同時還有微生物生長必需的微量元素.

　　實驗分為S1、S2、S3這3個階段：S1階段為亞硝化階段, 采用低碳氮比的人工配水啟動亞硝化; S2階段為亞硝化污泥顆?；A段, 通過在R2、R3反應(yīng)器中分別添加20%的好氧顆粒污泥、20%除磷顆粒污泥以期加快顆粒化進程; S3階段為強化顆?；A段, 通過增加進水中的COD負荷和氨氮負荷, 促使亞硝化顆粒增大和提高系統(tǒng)的亞硝化性能.

　　1.3 分析方法

　　NH4+-N、NO2--N、NO3-N、SS、VSS、SVI等均采用國家規(guī)定的標準方法測定, 進水氮素的測定是在進水后2 min, 取樣經(jīng)濾膜過濾后測定. pH、DO及溫度的測定采用WTW(Ph/Oxi 340i)便攜式多參數(shù)測定儀.污泥形態(tài)采用光學顯微鏡(Olympus BX51)進行觀察和記錄.污泥的粒徑分布采用激光粒度儀(Malvern Mastersizer 2000)進行測定.

　　本實驗中氨氧化率、亞硝化率, 游離氨(FA)和游離亞硝酸(FNA)分別按照式(2)~(5)計算式中, ρ(NO2--N)、ρ(NO3--N)是進出水中NO2--N、NO3--N的濃度差, mg·L-1; ρ(NH4+-Nin)為進水NH4+-N濃度, mg·L-1; ρ(NH4+-Ninner)、ρ(NO2--Ninner)是反應(yīng)器內(nèi)NH4+-N、NO2--N濃度, mg·L-1.

　　2 結(jié)果與討論 2.1 亞硝化快速啟動

　　運行期間, 反應(yīng)器R1、R2、R3進出水氨氮濃度及亞硝化率如圖 1所示.從中可知, 由于接種污泥不能很好地抑制亞硝酸鹽氧化菌(NOB), 故反應(yīng)器中亞硝化率為0.由于AOB的“飽食饑餓”特性, 從厭氧階段到好氧階段AOB較NOB更快地恢復(fù), 所以厭氧/好氧的運行方式下, 以及通過高FA和FNA的聯(lián)合抑制下, 系統(tǒng)的亞硝化率逐漸升高.在第7個周期(3 d)時, 當進水氨氮濃度由50 mg·L-1提高到100 mg·L-1后, 由于硝化細菌抵抗氨氮負荷沖擊能力弱, 故出水氨氮濃度隨之升高.但隨著培養(yǎng)周期的延長, 硝化細菌抗氨氮負荷沖擊能力逐漸增強, 故出水氨氮濃度逐漸降低, 亞硝化率逐漸升高.基于以上原因, 在第19個周期(6 d)時, 當進水氨氮濃度由100 mg·L-1提高到200 mg·L-1后, 同樣出現(xiàn)了出水氨氮濃度先升高后降低的現(xiàn)象, 但亞硝化率一直保持上升的趨勢.由圖 1(a)可知, 當R1運行至第57個周期(19 d)時, 亞硝化率已高達92%, 并且仍有升高趨勢, 最高達到96%, 連續(xù)7個周期亞硝化率超過90%, 故亞硝化啟動成功.由圖 1(b)和圖 1(c)可知, 當R2和R3運行至57個周期(19 d)時, 亞硝化率分別高達93%和92%, 并且連續(xù)7個周期穩(wěn)定在90%以上, 亞硝化啟動成功.

2.2 亞硝化顆粒污泥形成過程 2.2.1 污泥顆粒物理性質(zhì)變化

R1、R2、R3啟動初期接種的普通活性污泥為黑色絮狀體, 歷經(jīng)57個周期(19 d)的馴化培養(yǎng)后, 污泥顏色呈現(xiàn)淺黃色. R1在第30 d時, 出現(xiàn)白色的細小顆粒且在其周圍富集絮狀污泥.如圖 2所示, R1在第76 d時, 反應(yīng)器內(nèi)顆粒的平均粒徑達到412 μm, 成功實現(xiàn)顆粒化, 這可能是由于微生物在一定條件下會發(fā)生自凝聚且微生物有附著生長傾向的原因.在S3階段(57~108 d), R1中顆粒粒徑增加的速率明顯高于S2階段, 這主要因為增加COD負荷刺激異養(yǎng)細菌產(chǎn)生更多利于硝化細菌黏附和聚集生長的EPS, 促進亞硝化顆粒的增大.在運行末期(108 d), R1顆粒平均粒徑達到689 μm, 其中71.54%的顆粒在500 μm以上.

在第23 d, 分別向R2、R3反應(yīng)器接種20%好氧顆粒污泥和20%除磷顆粒污泥, R1不接種顆粒污泥.實驗中添加的好氧顆粒污泥是取自人工配水的SBR反應(yīng)器, 反應(yīng)器進水中COD濃度為300 mg·L-1、NH4+-N濃度為30 mg·L-1、KH2PO4-P濃度為5 mg·L-1, C、N、P的去除率達到95%、83%、90%, MLSS為4200 mg·L-1, SVI為34 mL·g-1; 添加的除磷顆粒是取自人工配水的SBR反應(yīng)器, 反應(yīng)器進水中KH2PO4-P濃度為10 mg·L-1, P的去除率達到95%, MLSS為4280 mg·L-1, SVI為32 mL·g-1.

　　如圖 2所示, 在第26 d, R2平均粒徑由初始182 μm下降到150 μm, 接種的好氧顆粒污泥發(fā)生裂解, 其原因可能是：①由于低C/N比的進水基質(zhì), 導(dǎo)致顆粒中的異養(yǎng)細菌大量死亡; ②接種后大量絮狀污泥附著在好氧顆粒污泥表面, 堵塞了好氧顆粒輸送基質(zhì)的通道, 導(dǎo)致顆粒內(nèi)部的微生物發(fā)生自溶.在第27 d, 基于同樣的原因, 接種的除磷顆粒污泥發(fā)生了裂解, R3平均粒徑由196 μm下降到160 μm.且R2中顆粒粒徑大于800 μm的顆粒百分比由18%下降到5%, 由于接種的除磷顆粒能很好地適應(yīng)厭氧/好氧的運行方式只有小部分大顆粒發(fā)生了裂解, 故R3中顆粒粒徑大于800 μm的顆粒百分比由20%僅下降到12%.

　　分析圖 2可知, 在第42 d時, 由于小顆粒表面能的作用和自身多孔介質(zhì), 故會吸附絮狀污泥, R2反應(yīng)器中顆粒平均粒徑達到468 μm, 成功實現(xiàn)顆?；⑶冶萊1顆?；瘯r間少34 d, 說明在反應(yīng)器中添加好氧顆粒污泥顆?？梢约涌靵喯趸w粒污泥的形成.在S3階段(57~108 d), R2中顆粒同樣快速增大, 在運行末期(108 d), R2中顆粒平均粒徑達到893 μm, 其中72%的顆粒粒徑達到600 μm以上, 說明添加好氧顆粒后啟動的亞硝化顆粒污泥系統(tǒng)更有利于大粒徑顆粒的形成.基于以上原因, 在第56 d時, R3中顆粒粒徑達到400 μm, 同樣成功實現(xiàn)了亞硝化污泥顆?；? 且比R1成功實現(xiàn)顆粒化提前20 d, 但與R2實現(xiàn)顆?；瘯r間相差不大.但在S3(57~108 d)階段, R3發(fā)生了污泥膨脹(機制在2.2.2節(jié)進行說明), 由于大量的絲狀菌附著在亞硝化顆粒表面, 顆粒發(fā)生裂解, 顆粒粒徑在運行末期(108 d)下降到200 μm, 且仍有下降趨勢.說明高COD負荷[0.5 kg·(m3·d)-1]和高氨氮負荷[0.5 kg·(m3·d)-1]容易破壞添加除磷顆粒誘導(dǎo)形成的亞硝化顆粒污泥系統(tǒng).

　　2.2.2 運行階段MLSS和SVI的變化

　　如圖 3所示, 在S1階段(0~22 d), R1、R2、R3的污泥濃度MLSS分別由2 770、2 541、2 760 mg·L-1降至2 493、2 732、2 469 mg·L-1. 3組反應(yīng)器的MLSS均呈現(xiàn)下降趨勢.這可能是因為: ①低C/N的進水, 抑制了異養(yǎng)細菌的生長; ②反應(yīng)周期中厭氧階段, 限制了細菌生長; ③NO2--N具有一定的毒性, 抑制細菌生長.由于3組反應(yīng)器在運行中一些沉降性較差的絮狀污泥不斷流失, 故3組反應(yīng)器SVI值均減小, 活性污泥的沉降性變好.

 　　在S2階段(23~56 d), 沉降時間由20 min降低至4 min, 形成較大的選擇壓加快顆粒形成.在第23 d, 分別向R2、R3反應(yīng)器中接種20%的好氧顆粒污泥和20%的除磷顆粒污泥, R1不接種誘導(dǎo)顆粒污泥.分析圖 3(a)可知, R1由于沉降時間的減少, 大量的絮狀污泥流失, MLSS出現(xiàn)急劇的下降.在第56 d, R1中MLSS降至647 mg·L-1.分析圖 3(b)和3(c)可知, 由于絮狀污泥黏附在顆粒污泥表面形成良好的污泥持留, 故R2、R3中MLSS沒有出現(xiàn)大的下降.在第56 d, R2、R3中MLSS分別為2 591 mg·L-1、2 562 mg·L-1.

　　在S3階段(57~108 d), 如圖 3(a)和3(b)所示, 當進水中的氨氮負荷由0.4 kg·(m3·d)-1增加到0.5 kg·(m3·d)-1, COD負荷由0.2 kg·(m3·d)-1增加到了0.5 kg·(m3·d)-1后, R1、R2由于C/N比的增加, 導(dǎo)致異養(yǎng)細菌(反硝化細菌)快速增殖, 進而致使MLSS增加.在運行末期(108 d), R1反應(yīng)器MLSS穩(wěn)定在2415 mg·L-1, R2反應(yīng)器MLSS穩(wěn)定在3012 mg·L-1.由于較低的沉降時間致使沉降性差的絮狀污泥流失, 因此R1、R2的SVI值均呈現(xiàn)下降的趨勢, 沉降性能變好.在運行末期(108 d), R1、R2的SVI值分別為62 mL·g-1、42 mL·g-1.

　　分析圖 3(c)可知, 在運行末期(108 d), R3中MLSS為2 000 mg·L-1, 且呈現(xiàn)下降趨勢; SVI值為134 mL·g-1, 且呈上升趨勢.說明高COD負荷[0.5 kg·(m3·d)-1]和高氨氮負荷[0.5 kg·(m3·d)-1]容易破壞添加除磷顆粒形成的亞硝化系統(tǒng)的沉降性能, 及造成系統(tǒng)污泥大量流失. R3發(fā)生污泥膨脹可能的原因是：①由于增加了進水COD負荷, 導(dǎo)致添加的除磷顆粒中聚糖菌和絲狀細菌成為優(yōu)勢菌, 導(dǎo)致污泥膨脹; ②氨氮和亞硝酸鹽對于除磷顆粒系統(tǒng)有很大的影響, 加入不同濃度的亞硝酸鹽氮和氨氮后均發(fā)生了污泥膨脹.但是由于接種的好氧顆粒污泥中有豐富的微生物相, 故誘導(dǎo)形成的亞硝化顆粒污泥系統(tǒng)能抵御環(huán)境的變化, 耐沖擊負荷, 更快適應(yīng)水質(zhì)變化.

　　2.2.3 運行階段胞外聚合物EPS的變化

　　如圖 4所示, 在S1階段(0~22 d)進水氨氮濃度從50 mg·L-1增加到200 mg·L-1后, 由于高的氨氮濃度會抑制細胞活性, 致使細胞分泌的PN量減少, 故R1、R2、R3三組反應(yīng)器的EPS量無增加趨勢, 且PN/PS呈現(xiàn)出下降趨勢.在S2階段(23~56 d), 反應(yīng)器中的微生物為了適應(yīng)沉降時間縮短形成的選擇壓, 微生物釋放的EPS急劇增加, R1、R2、R3中EPS量分別由78.1、81.4、81.4 mg·g-1增加到142.8、176.4、164 mg·g-1.如圖 4(a)所示, 在第23 d, R1中PN/PS為1.2, 且呈上升趨勢, 由于細胞表面的疏水性主要是含更多疏水鍵的PN含量決定的, PN/PS值的升高會促使污泥顆粒形成, 第56 d時, PN/PS為2.4.如圖 4(b)和4(c)所示, R2、R3相比于R1的PN/PS值增長速率較大, 在第23 d、56 d分別為1.2和1.19、3.2和2.7.說明添加顆粒的R2和R3中污泥表面有更強的疏水性, 污泥顆?；菀仔纬?

 　　在S3階段(57~108 d), 由于進水中COD負荷的提升, 異養(yǎng)微生物可利用基質(zhì)增多, 增殖速率升高, 微生物數(shù)量逐漸增多, 微生物分泌的EPS量較高.分析圖 4(a)和4(b)可知, 在S3階段, R1和R2中EPS量增加.隨著運行時間的延長, 系統(tǒng)中的微生物逐漸適應(yīng)環(huán)境, 微生物分泌的EPS逐漸趨于穩(wěn)定.在運行末期R1、R2中EPS分別穩(wěn)定在159 mg·g-1、164.6 mg·g-1.分析圖 4(c)可知, R3中由于膨脹污泥會消耗大量的營養(yǎng)物質(zhì), 故EPS中多糖和蛋白質(zhì)均呈現(xiàn)出了下降, 但多糖的含量發(fā)生較大的下降致使PN/PS的變化呈現(xiàn)上升的趨勢.

　　2.2.4 運行階段氮素的變化

　　如圖 5(a)所示, 在S2階段(23~56 d), 由于沉降時間的縮短, 大量的絮狀污泥流失, R1中的AOB數(shù)量減少, 故出水氨氮濃度呈現(xiàn)上升的趨勢.隨著運行時間的延長, R1中AOB數(shù)量逐漸增加, 故出水中氨氮濃度呈現(xiàn)下降趨勢.在運行末期(108 d), 出水氨氮濃度達到0 mg·L-1.運行期間, R1出水硝酸鹽氮一直保持很低的水平, 運行末期(108 d), 出水硝酸鹽濃度為0 mg·L-1, 說明R1中NOB得到很好地抑制.有研究表明, 游離氨(FA)濃度在6~9 mg·L-1時, NOB就會停止生長; 游離亞硝酸(FNA)濃度在0.023 mg·L-1時就會完全抑制NOB, 在0.4 mg·L-1時就會完全抑制AOB.本實驗中FA的變化范圍是0.48~21.09 mg·L-1, FNA的變化范圍是0.000 7~0.023 mg·L-1, 故在此FA和FNA的變化范圍內(nèi)會完全抑制NOB生長, 故R1在運行期間保持很好的亞硝化性能, 亞硝化率保持90%以上.

 　　如圖 5(b)所示, 相比于R1, R2中AOB數(shù)量穩(wěn)定故出水氨氮很低, 在運行末期(108 d)出水氨氮為0 mg·L-1, 出水硝酸鹽氮為0 mg·L-1, 且亞硝化率一直保持在90%以上.說明在厭氧/好氧的間歇曝氣方式、FA和FNA的聯(lián)合控制下, NOB得到了很好地抑制, R1和R2保持良好的亞硝化性能.如圖 5(c)所示, R3在S2階段有良好的亞硝化性能, 出水氨氮保持很低.在S3階段, 由于R3中發(fā)生了污泥膨脹, 故MLSS急劇下降, AOB的濃度也減少, 因此出水的氨氮上升.由于大量增加的異養(yǎng)細菌(絲狀菌)會與硝化細菌爭奪有限的空間和溶解氧, 導(dǎo)致系統(tǒng)硝化性能變差, 亞硝化率出現(xiàn)下降趨勢, 由91%下降到運行末期(108 d)的46%, 同時系統(tǒng)中游離亞硝酸鹽的量較S2階段少, 不足以抑制NOB, 導(dǎo)致出水硝酸鹽增加.

　　2.2.5 周期內(nèi)COD、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮變化

　　R1、R2穩(wěn)定運行階段中, COD、氨氮、亞硝酸鹽氮及硝酸鹽氮的變化, 如圖 6(a)所示, 在厭氧階段, R1由于缺乏溶解氧, 故反應(yīng)器中氨氮濃度由154 mg·L-1僅降低到146 mg·L-1, 但在曝氣階段氨氮濃度迅速下降, 氨氮容積去除負荷平均達到0.42 kg·(m3·d)-1與蘇東霞等在曝停比3:3時, 所得的氨氮容積去除負荷0.4 kg·(m3·d)-1接近; 如圖 6(b)所示, 在厭氧階段, R2中的氨氮濃度由156 mg·L-1僅降低到150 mg·L-1, 在曝氣階段氨氮濃度迅速下降, 氨氮容積去除負荷達到0.426 kg·(m3·d)-1.本研究中, 進水總氮就是進水氨氮和上一周期剩余在反應(yīng)器中亞硝酸鹽氮及硝酸鹽氮之和, 出水總氮是反應(yīng)剩余的氨氮和反應(yīng)生成的亞硝酸鹽氮及硝酸鹽氮之和.分析圖 6(a)可知, R1中總氮平均損失為24.94%, 且在厭氧階段, R1和R2中COD急劇減少, 同時亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮都減少, 可能是由于厭氧階段反應(yīng)器中發(fā)生了短程反硝化和反硝化.厭氧結(jié)束后, R1中COD濃度降到29 mg·L-1, 由于在曝氣階段顆粒污泥會形成內(nèi)部厭氧區(qū), 故會發(fā)生同步硝化反硝化作用, 在周期末COD濃度降到21 mg·L-1.分析圖 6(b)可知, 基于同樣的原因, R2中平均總氮損失為33.55%.由于R2中平均顆粒粒徑較R1顆粒平均粒徑大, 具有很好的層理結(jié)構(gòu), 且在曝氣階段中溶解氧在顆粒內(nèi)部的滲透深度一般為100~200 μm, 故顆粒粒徑越大內(nèi)部的缺氧區(qū)越大, 因此R2中顆粒污泥系統(tǒng)具有更強的同步硝化反硝化作用.在厭氧結(jié)束后, R2中COD濃度降低到29 mg·L-1, 在周期末, R2中COD濃度為10 mg·L-1較R1出水低.說明R2顆粒污泥系統(tǒng)較R1系統(tǒng)對進水中COD有更好的去除.

 　　3 結(jié)論

　　(1) 在普通活性污泥中分別接種好氧顆粒和除磷顆粒歷經(jīng)42 d和56 d均實現(xiàn)了亞硝化污泥顆粒化, 且能縮短顆?；瘯r間, 好氧顆粒誘導(dǎo)絮狀污泥顆粒化優(yōu)于除磷顆粒.具體聯(lián)系http://www.dowater.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　(2) 在COD負荷、氨氮負荷分別由0.2 kg·(m3·d)-1增加為0.5 kg·(m3·d)-1和0.4 kg·(m3·d)-1增加為0.5 kg·(m3·d)-1時, 添加除磷顆粒的污泥系統(tǒng)會使污泥系統(tǒng)發(fā)生膨脹, 導(dǎo)致系統(tǒng)長期運行失敗, 不適用于C/N比較高的進水水質(zhì); 添加好氧顆粒的污泥系統(tǒng)能適應(yīng)水質(zhì)變化, 耐沖擊負荷, 能長期穩(wěn)定運行.