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)養化)，生物脫氮除磷越來(lái)越受到人們的重視[1, 2, 3]. 在常規污水生物處理系統中，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到穩定的脫氮效果[4, 5, 6, 7, 8].
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荷能力[9, 10, 11]. 有研究發(fā)現，顆粒污泥一定的粒徑和緊密結構導致DO在污泥內部傳質(zhì)時(shí)形成好氧區/缺氧區/厭氧區從而有利于系統同步脫氮除磷[12, 13, 14]. Kerrn-Jespersen等[15]發(fā)現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，可以有效節約碳源和能源，反應器形成NO-x是反硝化聚磷的重要步驟. 如果系統中存在反硝化聚磷菌，反應器吸磷過(guò)程中可以減緩硝酸鹽存在對聚磷菌活性的影響; 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形成的NO-x，通過(guò)內層缺氧區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聚磷菌活性的影響)[18]. 因此，污泥內部形成穩定性的好氧區/缺氧區是影響系統脫氮效果的關(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對脫氮影響很大. 文獻[21, 20, 21]指出，當DO濃度為0.5 mg ·L-1時(shí)，系統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/厭氧交替運行的SBR反應器培養的脫氮除磷顆粒污泥為研究對象，采取一定的手段對顆粒污泥反應器的N、 P歷時(shí)去除效果、 硝化及反硝化反應特性等進(jìn)行研究，并通過(guò)N的平衡細致分析脫氮除磷反應過(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 試驗裝置
試驗用SBR反應器，材質(zhì)為有機玻璃，有效容積4 L，內徑16 cm，高徑比為1.56(圖1). 反應器每周期運行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. 反應器每周期進(jìn)水2 L，出水2 L. 反應器攪拌強度在80 r ·min-1左右，曝氣強度在12 L ·(L ·h)-1左右，溫度在22℃±2℃(由水浴控制)、 pH值在7.5左右. 每天從反應器中排出一定量混合液，維持系統污泥齡在23 d左右.
圖1 SBR反應器裝置示意
1.2 試驗用水
試驗用水采用自來(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，FeCl3 ·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 反應速率測定
硝化反應速率測定：從反應器中取適量污泥，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)反應裝置(圖2)，控制反應器溫度(22℃±1℃)和pH值(7.5)，通入空氣，投加適量NH4Cl后立即計時(shí)開(kāi)始取樣，測定不同時(shí)間NH+4-N、 NO-3-N和NO-2-N.
反硝化反應速率測定：適量污泥經(jīng)如前所述前處理后放入容積為1 L靜態(tài)反應裝置，控制反應器的溫度(22℃±1℃)和pH值(7.5)，通入N2，投加適量NO-3-N和過(guò)量COD，測定不同時(shí)間NO-3-N和NO-2-N.
反硝化聚磷反應速率測定：適量污泥經(jīng)前處理后放入容積為1 L靜態(tài)反應裝置，控制反應器的溫度(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，結束后將污泥進(jìn)行離心清洗，再重新置入反應裝置，加入適量的NO-3-N和PO3-4-P，取樣測NO-3-N、 NO-2-N和PO3-4-P.
圖2 靜態(tài)試驗裝置示意
1.4 分析項目與方法
NH+4-N、 PO3-4-P、 NO-3-N、 NO-2-N、 COD、 SVI、 MLSS、 MLVSS等均按標準方法測定[22]; DO采用HACH溶解氧儀測定，污泥形態(tài)通過(guò)普通光學(xué)顯微鏡觀(guān)察和電子掃描顯微鏡(SEM)觀(guān)察，污泥粒徑利用Mastersizer 2000粒度分析儀(測定粒徑在1 mm 以下)及直接讀數法測定.
2 結果與討論
2.1 脫氮除磷顆粒污泥性能
顆粒污泥反應器穩定運行190 d后，污泥顏色為淡黃色，呈近似球形或橢圓形，結構致密[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(chóng)、 輪蟲(chóng)等[圖3(b)]; 顆粒污泥是一個(gè)復雜的微生物系統，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?chē)鶾圖3(c)]; 污泥內部有孔隙，孔隙內部也分布著(zhù)為數較多的球菌和短桿菌[圖3(d)].
圖3 反應器中顆粒污泥的形態(tài)
反應器的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 反應器中N去除率
圖4為反應器運行190 d內N去除率的變化情況. 可以看出，反應器運行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(kāi)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(zhù)污泥顆�；晟�，硝化細菌在污泥表面穩定富集， N去除率比較穩定. 污泥顆粒形成(30 d左右)后反應器15%時(shí)間內出現N去除率降低的現象，其主要由于曝氣不穩定[低于9 L ·(L ·h)-1或高于14 L ·(L ·h)-1]所致.
試驗發(fā)現，當反應器運行至第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，氨氧化細菌活性受到抑制; 當反應器運行至第30~45 d時(shí)，提高曝氣量到14 L ·(L ·h)-1(好氧段開(kāi)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太高污泥內部難以形成缺氧環(huán)境而使反硝化菌受到抑制(據報道DO的擴散深度為0.5 mm左右). 由此可見(jiàn)，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 反應器內氮去除率歷時(shí)變化
2.3 顆粒污泥硝化和反硝化性能
反應器運行183 d時(shí)取顆粒污泥進(jìn)行靜態(tài)試驗，其試驗結果見(jiàn)圖5~6.
由圖5(a)可以看出，整個(gè)硝化反應過(guò)程持續30 min，隨著(zhù)NH+4-N下降，NO-3-N逐漸上升，當NH+4-N含量降低到1.22 mg ·L-1時(shí)，NO-3-N達到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，本試驗培養的顆粒污泥具有較好的硝化能力.
圖5 N的靜態(tài)試驗
由圖5(b)可以看出，反應20 min內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，該試驗培養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結果. 從中可以看出，PO3-4-P初始濃度為29.15 mg ·L-1，反應85 min之內升高到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，反應開(kāi)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(zhù)N降低了35.46 mg ·L-1，與文獻[11, 12]報道的反硝化聚磷試驗結果相比，本試驗中通過(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(lài)厭氧段合成的胞內貯存物質(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，內碳源反硝化速率遠遠小于外碳源反硝化速率.
圖6 反硝化聚磷靜態(tài)試驗
2.5 反應器內顆粒污泥脫氮性能研究
2.5.1 反應器某一周期內各參數的變化
反應器運行190 d時(shí)對其某一周期進(jìn)行監測，得到COD、 NH+4-N、 PO3-4-P、 NO-3-N、 NO-2-N各參數的變化(圖7).
圖7 SBR反應器內一個(gè)周期內各參數變化曲線(xiàn)
由圖7可以看出，厭氧段2 min內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，到厭氧段結束，COD僅為27.18 mg ·L-1，COD的最大降解速率高達584.24 mg ·(g ·h)-1，遠遠高于Yilmaz等[26]培養的具有同步脫氮除磷顆粒污泥的COD的降解速率. 結合圖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部，使主體溶液中COD濃度快速下降; 另外，研究者也發(fā)現反硝化菌可過(guò)量吸附CH3COONa[27]. 反應器中PO3-4-P初始濃度為15.09 mg ·L-1，20 min后達到73.83 mg ·L-1，在隨后的60 min內釋磷緩慢進(jìn)行，厭氧末端PO3-4-P達到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(kāi)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，主要用于細菌自身生長(cháng). 曝氣開(kāi)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)檢測不到NH+4-N; 曝氣開(kāi)始65 min內NO-3-N最高達到1.05 mg ·L-1，之后迅速上升，曝氣80 min最大達到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. 這說(shuō)明硝化菌將NH+4-N轉化為NO-3-N、 NO-2-N的同時(shí)，顆粒污泥內的反硝化菌同時(shí)將它們進(jìn)一步反硝化，反應器內存在同步硝化反硝化脫氮的現象.
在好氧階段前10min內DO在1.3 mg ·L-1以下，此時(shí)系統內NO-x的含量在1 mg ·L-1以下; 80 min時(shí)DO維持達到2.7 mg ·L-1，NO-3-N含量達到最大，NH+4-N含量幾乎為0; 110 min時(shí)DO達到5 mg ·L-1，在好氧末端達到6.0 mg ·L-1，對應NO-3-N含量在1.5 mg ·L-1左右. 由此看出，曝氣80 min內DO主要用來(lái)進(jìn)行硝化和好氧吸磷，導致DO較低; 曝氣后期DO較高，但系統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)內部存在的微缺氧環(huán)境起到了至關(guān)重要的作用.
反應器某一周期內硝化速率和反硝化速率均比靜態(tài)試驗所測得速率低，其主要原因如下：測定硝化速率時(shí)，靜態(tài)反應裝置中DO充足，高達8.5 mg ·L-1，而反應器內大量的氧被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; 靜態(tài)試驗測反硝化速率時(shí)，使用的是充足的外碳源或胞內聚合物，而反應器中進(jìn)行反硝化時(shí)污泥中胞內聚合物在好氧開(kāi)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，胞內聚合物含量較低，一定程度上抑制了反硝化反應.
2.5.2 N平衡計算 在穩態(tài)系統中，假定細胞合成所需要的N與剩余污泥帶出的N相等[28]，反應器出水僅含有NO-3-N，這樣對反應器中N做如下計算.
進(jìn)水氮總量N0：
40 mg ·L-1×10 L ·d-1=400 mg ·d-1
細胞合成的氮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為反應器 1 d的總進(jìn)水量(反應器1 d運行5個(gè)周期，每周期進(jìn)水2 L)，4 L為反應器的有效容積，4.09 mg ·L-1為反應器內NO-3-N最高含量，6 600 mg ·L-1為反應器MLSS，MLVSS/MLSS比值為0.62，12%為微生物C5H7NO2中氮的質(zhì)量分數，130 mL為每天從反應器排出的污泥混合液量，30 mg ·L-1為反應器出水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N的物料平衡，計算推出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(jiàn)同步硝化反硝化是去除N主要方式.
本試驗中培養的同步脫N除磷顆粒污泥對COD去除率在93%以上，對N去除率在90%左右，對P的去除率在95%左右，出水N和P濃度均達到《污水綜合排放標準》一級A標準，具有很好的同步脫氮除磷效果.具體參見(jiàn)污水寶商城資料或http://www.sharpedgetext.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
3 結論
(1)顆粒污泥反應器在曝氣量為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，具有較強的硝化、 反硝化能力.
(3)反應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%，反應器中N主要通過(guò)同步硝化反硝化去除.
