2. 哈尔滨工业大学 城市水资源与水环境国家重点实验室, 黑龙江 哈尔滨 150090
2. State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China
随着氮素对水环境的污染，氨氮的去除工艺也在日益更新。亚硝化-厌氧氨氧化是一种新型的脱氮工艺，其中亚硝化过程是利用氨氧化菌(ammonia-oxidizing bacteria，AOB)将进水中56%的NH4+-N氧化为NO2--N，厌氧氨氧化是将剩余的NH4+-N和生成的NO2--N反应生成N2[1, 2]。因此，亚硝化-厌氧氨氧化具有节省碳源、节省耗氧量、污泥产率低等优点而成为目前脱氮研究的热点。亚硝化是厌氧氨氧化的前置工艺，是自养脱氮工艺的限速步骤，因此高负荷的亚硝化能够提高整体工艺的脱氮负荷，而颗粒污泥可以实现较高负荷的亚硝化。亚硝化颗粒污泥是具有特殊结构的好氧颗粒污泥，因其良好的沉淀性能，耐冲击负荷，较长的污泥停留时间，无污泥膨胀等优点而倍受国内外的青睐。其中，高景峰等[3]将硝化污泥，再逐渐颗粒化，亚硝化颗粒污泥的启动时间为28 d；吴蕾等[4]直接接种亚硝化絮状污泥，经过19 d成功培养亚硝化颗粒污泥。可见，要先将污泥驯化成亚硝化污泥，之后再培养成颗粒污泥，会延长启动时间。沈祥信等[5]通过接种15%的好氧颗粒污泥，加速了好氧颗粒污泥的培养；Maite Pijuan等[6]通过接种50%的颗粒污泥，启动时间为18 d。由此可见，添加部分颗粒污泥能够加速颗粒污泥的启动。综上，研究者不论是通过先亚硝化后颗粒化，还是颗粒化后亚硝化，启动时间都很长。因此，为进一步缩短亚硝化颗粒污泥的启动时间，本实验在生活污水的条件下，利用两个SBR反应器分别接种部分亚硝化颗粒污泥和普通的絮状污泥培养亚硝化颗粒污泥，把颗粒化和亚硝化结合起来，探究亚硝化颗粒污泥的启动时间，及两种亚硝化颗粒污泥启动过程中的颗粒粒径，氮素，胞外多聚物(extracellular polymeric substances，EPS)，污泥容积指数(sludge volume index, SVI)，出水浊度的变化。
2 实验部分 2.1 试验装置与试验用水试验采用2个相同规格的圆柱形序批式反应器(Sequencing Batch Reactor，SBR)，如图 1所示。反应器是由有机玻璃制成的圆柱形，直径8 cm，高度100 cm，总体积5 L，有效容积4 L，反应器壁上的垂直方向设置一排间距为10 cm的取样口。底部设置曝气盘，采用鼓风曝气，用转子流量计调节并维持曝气量在2.0 L·min-1，外部设置水浴套筒，由温度控制仪控制反应器内温度，反应器的温度维持在24~28℃。
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图 1 试验装置示意图 Fig.1 Schematic diagram of the experimental setup 1. gas disk 2. drain 3. water level 4. intake |
试验的基础用水为北京市某家属区化粪池水，试验期间其主要水质指标如表 1所示。R1和R2反应器在反应开始时，进水为加入140~160 mg·L-1H4+-N和1000~1600 mg·L-1碱度(碱度以CaCO3计)的生活污水，以增加进水的氨氮浓度。到第116个周期后，进水全部为生活污水。
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表 1 生活污水主要水质指标 Table 1 Water properties of the of sewage studied |
R1接种硝化絮状污泥，其中添加30%的亚硝化颗粒污泥，接种污泥浓度为6.5 g·L-1。反应器通过时序控制器自动控制，每天运行4个周期，每个周期包含：进水(1 min)，好氧曝气(控制曝气时间使氨氮氧化率在80%~90%)，沉淀(10 min)，排水(2 min)，排水比为62.5%。
R2接种絮状硝化污泥，接种污泥浓度为6.5 g·L-1。反应器通过时序控制器自动控制。每天运行4个周期，每个周期包含：进水(1 min)，好氧曝气(根据氨氮氧化率确定)，沉淀(18 min)，排水(2 min)，排水比为62.5%。
2.3 分析方法NH4+-N、NO2--N、NO3--N、SS、VSS、SVI等指标均采用国家规定的标准方法测定[7]，进水的氮素测定一般为反应2 min时的进水，以便使污泥混合均匀；pH、DO及温度的测定采用WTW pH/Oxi 340i便携式多参数测定仪；碱度的测定采用ZDJ-2D全自动电位滴定仪；COD的测定采用5B-3BCOD快速测定仪；BOD的测定采用WTWOxiTop BOD分析仪；污泥形态采用Olympus BX51光学显微镜和数码照相机Canon600D观察和记录。污泥颗粒平均粒径、粒径分布及比表面积采用Malvern Mastersizer 2000激光粒度分析仪进行分析。污泥EPS的提取采用热提取法，多糖测定采用苯酚硫酸法；蛋白质测定采用考马斯亮蓝法，以牛血清蛋白为标准物[8~12]。
3 结果与讨论 3.1 亚硝化颗粒污泥形成过程R1接种硝化絮状污泥，其中添加30%的亚硝化颗粒污泥，亚硝化颗粒污泥来自于实验室以前培养颗粒污泥所排出的细小颗粒，接种后的R1的平均粒径为300 μm(图 2(a))。实验开始时，进水为氨氮浓度180~200 mg·L-1和1000~1600 mg·L-1碱度(碱度以CaCO3计)的生活污水。由于SBR反应器的容积交换率为62.5%，则测定2 min的进水的氨氮质量浓度为110~130 mg·L-1，亚氮为0~1 mg·L-1，硝氮为2~4 mg·L-1，游离氨(free ammonia, FA)为5~12 mg·L-1，游离亚硝酸(free nitrite acid, FNA)约为零，如图 3和图 5所示。通过控制曝气时间为80~130 min，相应的氨氮氧化率为80%左右，出水的氨氮浓度为15~25 mg·L-1，亚氮为80~90 mg·L-1，硝氮为2~4 mg·L-1，FA约为0~0.5 mg·L-1，FNA约为0.02~0.05 mg·L-1。通过进水FA和出水FNA对NOB的抑制，所以亚硝化率能够一直维持在95%以上稳定运行。经过12 d(48个周期)，反应器内污泥的平均粒径增至400 μm(图 2(b))，认为亚硝化颗粒污泥启动成功。维持氨氮的氧化率在80%左右，能够使出水的亚硝化率在95%以上。稳定运行18 d(72个周期)后得到的亚硝化颗粒污泥的平均粒径为590 μm。在第30 d后进水不再额外添加氨氮和碱度。在生活污水的条件下，2 min进水为氨氮浓度40~60 mg·L-1，亚氮0~1 mg·L-1，硝氮2~4 mg·L-1，FA约为1.5~3 mg·L-1，FNA约为零。为避免过量曝气使亚硝酸盐氧化菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)增殖，通过控制曝气时间1~2 h使氨氮的氧化率为80%以上，出水氨氮浓度为9~15 mg·L-1，亚氮为30~45 mg·L-1，硝氮为2~4 mg·L-1，FA约为0.5~1.5 mg·L-1，FNA约为0~0.005 mg·L-1。氨氮的氧化率始终维持在80%以上，经过30 d(120个周期)，亚硝化率依然能够稳定在95%以上运行，此时亚硝化颗粒污泥的平均粒径达到922 μm(图 2(c))。
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图 2 不同时期污泥形态 Fig.2 Sludge profiles under different stages (a)1# the frist day, (b)1# the twelfth day, (c)1# the sixtieth day, (d)2# the frist day, (e)2# the forty-second day, (f)2# the sixtieth day |
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图 3 1#氮素处理效果 Fig.3 Nitrogen disposal effects of R1 |
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图 5 1#FA和FNA的变化 Fig.5 Profiles of FA and FNA in R1 |
R2接种絮状硝化污泥，平均粒径为169 μm(图 2(d))，实验开始时，进水与R1相同，进水的FA浓度约为3~9 mg·L-1，FNA约为零，如图 4和图 6所示。通过调节曝气时间为60~80 min，相应的氨氮氧化率为60%左右，出水氨氮的质量浓度为30~50 mg·L-1，亚氮为50~75 mg·L-1，硝氮为2~40 mg·L-1，FA为1~2 mg·L-1，FNA为0.01~0.02 mg·L-1。由于进出水FA和FNA对NOB的抑制，R2的亚硝化率在第12天就达到了95%，随后亚硝化率维持在95%以上稳定运行了18 d，此时颗粒的平均粒径为263 μm。在第30天后进水全部为生活污水，为避免过量曝气使NOB增殖，通过调节曝气时间为2~3 h使氨氮的氧化率在80%以上，出水氨氮的质量浓度为9~15 mg·L-1，亚氮为25~35 mg·L-1，硝氮为2~4 mg·L-1，出水FA为0~1 mg·L-1，FNA为0~0.005 mg·L-1。在生活污水的条件下，经过12 d(48个周期)的运行颗粒粒径增长到400 μm(图 2(e))，亚硝化颗粒污泥启动成功。又经过18 d(72个周期)的稳定运行，颗粒粒径达到625 μm(图 2(f))，而亚硝化率始终维持在95%以上稳定运行。
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图 4 2#氮素处理效果 Fig.4 Nitrogen disposal effects of R2 |
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图 6 2#FA和FNA的变化 Fig.6 Profiles of FA and FNA in R2 |
由于游离氨对亚硝酸盐氧化菌和氨氧化菌产生抑制作用的浓度分别为0.1~1.0 mg·L-1和10~150 mg·L-1 [13, 14]，当FA浓度达到6 mg·L-1时就可完全抑制NOB的生长[15]；FNA完全抑制NOB和AOB生长的浓度分别为0.02 mg·L-1和0.4 mg·L-1 [16~18]。因此通过FA和FNA的联合抑制淘汰NOB，使亚硝化率达到95%以上，并且稳定运行。由于R1和R2在颗粒形成的过程中，沉淀时间一直维持在10 min和18 min，因此推断颗粒污泥由于高曝气产生较高的上升流速的作用下淘汰污泥来成功启动亚硝化颗粒污泥。在O`Flaherty[19]的研究中发现当水流的上升流速较低时反应器中没有颗粒污泥的产生，而只有在较大的上升流速条件下才有颗粒污泥出现。因此，R1，R2中的颗粒污泥是在上升流速为0.425 cm·s-1的条件下，将分散的微生物絮体排出反应器，那些密度较大的微生物聚集体就保留在反应器中，进而促进颗粒污泥的形成。所以在FA，FNA和上升流速的联合作用下，成功启动亚硝化颗粒污泥。
然而，其中R1由于预先加入的亚硝化颗粒污泥可直接作为颗粒的晶核，使微生物在其表面更容易富集，使得形成亚硝化颗粒污泥的时间大大缩短。因此从对比可以看出R1在第12 d就成功启动亚硝化颗粒污泥，并且在第60 d时，形成的颗粒污泥形状表面光滑，比较规则；而R2在第42 d成功启动亚硝化颗粒污泥，在第60 d时，颗粒污泥的表面粗糙，形状不一。因此R1添加30%的亚硝化颗粒污泥更有利于颗粒污泥的培养。
3.2 颗粒粒径和EPS的变化从图 7中可以看出，R1污泥的粒径变化从刚开始的300 μm，经过5 d的培养，颗粒粒径有所降低，由此可知，污泥中颗粒有所解体，此时颗粒的平均粒径为260 μm，之后随着反应器的运行，可以看出颗粒的粒径在迅速增长。到第12 d颗粒的平均粒径为400 μm，亚硝化颗粒污泥启动成功，此时的增长速率达到最大值14 μm·d-1，随后在增长速率为12 μm·d-1下粒径持续增长。直到第60 d颗粒的平均粒径达到922 μm。而反应器胞外多聚物中多糖(polysaccharide, PS)的含量从19.16 mg·g-1VSS增长到27.9 mg·g-1VSS，蛋白质(protein, PN)的含量从7.77 mg·g-1VSS逐渐降低到4.49 mg·g-1VSS，PS/PN从2.47增长到6.22后，稳定在6.00±0.3 mg·g-1，变化平稳，EPS总量也变化不大。
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图 7 1#颗粒粒径变化和EPS变化 Fig.7 Profiles of particle size and EPS of R1 |
从图 8中可以看出，R2污泥的粒径变化从刚开始的169 μm，在生活污水的培养下持续增长，到第42 d时，颗粒的平均粒径达到400 μm，亚硝化颗粒污泥启动成功，此时颗粒的增长速率达到最大值12.3 μm·d-1，此后颗粒的增长速率稳定在12 μm·d-1左右。直到第75 d颗粒的平均粒径达到824 μm。而反应器胞外多聚物中PS的含量从22.44 mg·g-1VSS增长到48.67 mg·g-1VSS，PN的含量从7.43 mg·g-1VSS降低到6.44 mg·g-1VSS，PS/PN从3.02增长到7.42后，稳定在(7.6±0.3) mg·g-1左右，变化平稳，EPS的总量也变化不大。
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图 8 2#颗粒粒径变化和EPS变化 Fig.8 Profiles of particle size and EPS of R2 |
从图 7，8中可以看出，在亚硝化颗粒污泥的平均粒径达到400 μm，即成功启动亚硝化颗粒污泥后，颗粒的增长速率都在12 μm·d-1，呈稳定增长的趋势。而PS/PN总是在颗粒污泥形成之后才呈稳定趋势，因此EPS的产生可能是由于絮凝体中的微生物通过调节自身的能量代谢来抵御环境压力的结果。随后，为了适应新环境，生物絮体中的EPS会增加，但随后当亚硝化颗粒污泥启动成功后，系统中的微生物逐渐适应环境，则EPS产生的数量也不再变化[20]。由于R1中的PS/PN在第30天时几乎不再发生变化；而R2中的PS/PN在运行到第46 d时才几乎不再变化，由此可见，R1中的微生物能够尽快地适应新的环境，能够更有效地抵御环境的变化，耐冲击负荷。因此，R1更有利于适应水质的变化。
3.3 亚硝化颗粒污泥的沉降性能平均浊度是SBR反应器每个周期排出水的浊度的平均值，它很好的反应了污泥淘汰的状况。由图 9可以看出，R1在沉淀时间为10 min时，随着污泥的淘汰，SBR出水的浊度先升高然后降低，到第36 d，出水的浊度在20(NTU)趋于稳定；如图 10所示，而R2在沉淀时间为18 min时，随着污泥的淘汰，SBR反应器的出水浊度也是先升高然后降低，在第53 d时，才稳定在30(NTU)。因此选择合适沉淀时间，控制好出水的浊度，才能保证污泥不被完全流失。
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图 9 1#出水浊度和污泥容积指数变化 Fig.9 Profiles of water turbidity and SVI of R1 |
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图 10 2#出水浊度和污泥容积指数变化 Fig.10 Profiles of water turbidity and SVI of R2 |
SVI是指泥水混合液经30 min静沉后，相应的1 g干污泥所占的容积，SVI值能较好地反应出后行污泥的松散程度和凝聚沉降性能[21]。如图 9所示，R1反应器在亚硝化颗粒污泥的形成过程中，随着颗粒粒径的增大，污泥的SVI从最初的43 mL·g-1逐渐降低，最后维持在24 mL·g-1；如图 10所示，R2反应器在颗粒污泥的形成过程中，SVI从48 mL·g-1逐渐降低到32.2 mL·g-1。
从图 9，10中可以看出当SVI稳定之后，出水的浊度也在逐渐的趋于平稳，也就是说明，出水中排出的污泥浓度也在逐渐减少到稳定的状态。因此，可以推断之后反应器的污泥浓度即将有所增长。而R1的最后SVI值维持在(24±3) mL·g-1，R2的SVI值最后为(32.2±3) mL·g-1，SVI数值小说明污泥的沉淀性能好[22]。由此可见，R1凝聚沉降性能较好。因此，R1更有利于污泥浓度的增长。
4 结论1) 在生活污水条件下，接种部分亚硝化颗粒污泥的反应器在第12天时成功启动亚硝化颗粒污泥，而只接种硝化絮状污泥的反应器在第42 d才成功启动。因此通过控制反应器中的FA，FNA和上升流速，可以将亚硝化和颗粒化结合起来，缩短亚硝化颗粒污的启动时间。并且通过添加部分亚硝化颗粒污泥能够进一步缩短亚硝化颗粒污泥的启动时间。
2) 接种部分亚硝化颗粒污泥反应器的PS/PN从2.47增长到6.22后，在30 d后稳定在6.00±0.3，变化平稳；只接种硝化絮状污泥的PS/PN从3.02增长到7.42后，在46 d后稳定在7.6±0.3左右。因此接种部分亚硝化颗粒污泥使微生物能够尽快的适应新的环境，抵御环境的变化。
3) 接种部分亚硝化颗粒污泥的SVI值维持在(24±3) mL·g-1；只接种硝化絮状的SVI值最后为(32.2±3) mL·g-1。由此可见，接种部分颗粒污泥使微生物的凝聚沉降性能好。因此，接种部分亚硝化颗粒污泥有利于污泥微生物的增长。
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