如何快速實(shí)現污泥的顆�；�研究

　　高效、 穩定的亞硝化技術(shù)一直是廢水生物脫氮領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)之一[1, 2, 3, 4, 5]，但因其功能菌(氨氧化細菌，AOB)具有生長(cháng)速率慢、 細胞產(chǎn)率低、 對環(huán)境變化敏感等特點(diǎn)，以及系統中亞硝酸鹽氧化細菌(NOB)影響的頻繁出現[6,7]，使得該亞硝化技術(shù)在工程應用中受到很大限制. 目前，亞硝化技術(shù)最成功的應用是由荷蘭代爾夫特理工大學(xué)開(kāi)發(fā)的SHARON工藝[8]，然而，由于該工藝無(wú)污泥截留能力(HRT=SRT)導致的較低運行負荷[9]，使得亞硝化成為整個(gè)脫氮過(guò)程的限制性環(huán)節[10,11].

　　好氧顆粒污泥工藝由于其具有較高的生物濃度、 較強的抗沖擊能力、 優(yōu)良的沉降性能以及無(wú)需外加填料等特點(diǎn)受到環(huán)境領(lǐng)域研究者的青睞[12]. 以AOB為優(yōu)勢種群的好氧顆粒污泥(也稱(chēng)亞硝化顆粒污泥)不僅可以顯著(zhù)改善反應器生物截留能力，還可大大提升反應器中亞硝化反應速率，該技術(shù)已被眾多的研究報道證實(shí)[1, 13, 14]. 然而，如何快速實(shí)現污泥的顆�；�仍是好氧顆粒污泥技術(shù)研究和應用的瓶頸之一[12,15].

　　目前，好氧顆粒污泥的培養大多是在具有較大高徑比、 運行模式特殊(短時(shí)脈沖進(jìn)水)的柱形SBR中進(jìn)行[13]，但該反應器構型和運行模式在工程應用中存在諸多限制，如對于連續流污染源需要加設緩沖池或調節池，較高剪切力及短時(shí)快速進(jìn)水對曝氣裝置及進(jìn)水裝置的性能要求較高且能耗大，大高徑比型反應器與現行污水處理構筑物差別較大，研究結果難以用于現存實(shí)際工程的升級改造等[2, 16, 17]; 另外，當處理高濃度含氮廢水時(shí)，短時(shí)脈沖進(jìn)水容易造成如游離氨(FA)、 游離亞硝酸(FNA)等基質(zhì)性抑制現象[18]，而且對于亞硝化工藝的研究表明,SBR中非穩態(tài)的反應過(guò)程是導致溫室氣體N2 O釋放的重要原因之一[19].

　　在實(shí)際工程應用中連續流一般是環(huán)保工程師的首選工藝模式[2, 15, 20]. 雖然，在連續流反應器中培養硝化顆粒污泥已有成功報道，但以普通活性污泥接種一般歷時(shí)較長(cháng)[21]. Wan等[1] 、 Kishida等[14]均證實(shí)在連續流反應器中以好氧顆粒污泥接種可以大大縮短硝化或亞硝化顆粒污泥的形成時(shí)間. 因此，先在SBR中實(shí)現污泥的顆�；�，然后將顆粒接種于連續流反應器，可能是推廣顆粒污泥技術(shù)應用的途徑之一. 盡管該途徑已有少量的文獻報道[1, 2, 14]，但關(guān)于顆粒污泥接種至連續流反應器后的動(dòng)態(tài)變化信息還非常有限.

　　因此，本研究通過(guò)考察將SBR中培養成熟的亞硝化顆粒污泥接種至CSTR后的動(dòng)態(tài)變化過(guò)程，旨在為亞硝化顆粒污泥的工程化應用提供理論基礎和經(jīng)驗借鑒.

　　1 材料與方法

　　1.1 研究裝置及運行條件

　　實(shí)驗所用裝置為合建式連續流CSTR反應器如圖 1所示，由有機玻璃制成，分曝氣區和沉淀區兩部分，有效容積分別為1.5 L、 0.6 L.曝氣區底部裝有曝氣裝置,控制曝氣量為3.0 L ·min-1(表面上升流速1.0 cm ·s-1)，為污泥系統提供溶解氧和剪切力; 控制反應器進(jìn)水氨氮負荷為3 kg ·(m3 ·d)-1，水力停留時(shí)間(HRT)為4 h; 反應器于室溫(25～30℃)條件下運行.

　　圖 1 實(shí)驗裝置及工藝流程示意

　　1.2 接種污泥及實(shí)驗用水

　　接種污泥為實(shí)驗室SBR中已經(jīng)培養成熟的亞硝化顆粒污泥(見(jiàn)圖 2)，亞硝化率為80%~85%. CSTR初始接種MLSS和SVI分別約為8.7 g ·L-1、 33 mL ·g-1. 實(shí)驗用水為人工配制無(wú)機含氮廢水(見(jiàn)表 1). 通過(guò)投加碳酸氫鈉控制進(jìn)水pH在7.8～8.0.

　　圖 2 硝化顆粒污泥形態(tài)

　　表 1 人工配制原水的組成

　　1.3 分析方法

　　MLSS: 標準重量法; 氨氮: 納氏試劑比色法; 亞硝態(tài)氮: N-(1-萘基)-乙二胺光度法; 硝態(tài)氮: 紫外分光光度法; DO: HI9146N便攜式溶解氧測定儀; 顆粒污泥沉速分布: 清水靜沉測速法.

　　污泥形態(tài)通過(guò)OLYMPUS CX41型顯微鏡及數碼相機觀(guān)察，顆粒污泥粒徑分布采用篩分法; 從反應器中隨機取出一定量污泥，清洗后分別通過(guò)孔徑為2.5、 1.6、 0.8、 0. 3、 0.15 mm的分樣篩，測量留在篩網(wǎng)上的顆粒質(zhì)量，然后將各部分相加得到污泥總重，最終確定每一部分所占質(zhì)量分數.

　　2 結果與討論

　　2.1 顆粒污泥物理特性和形態(tài)變化

　　接種的亞硝化顆粒污泥為實(shí)驗室SBR中培養成熟的亞硝化顆粒污泥[13]，外觀(guān)為棕黃色，結構密實(shí)，具有規則的外形和清晰的邊緣[圖 2、 圖 3(a)]. 為了便于考察反應器構型對顆粒污泥的影響特性，CSTR的初始運行控制參數和SBR保持基本一致，如氣體上升流速、 進(jìn)水氮容積負荷、 進(jìn)水基質(zhì)濃度、 MLSS、 水力停留時(shí)間(HRT)以及溫度等. CSTR運行初期反應器內不斷產(chǎn)生絮狀污泥，前兩周內出水SS呈上升趨勢，在隨后的兩周內有較大波動(dòng)(圖 4); 從圖 3可以看出CSTR中顆粒污泥的完整性出現惡化，第15 d時(shí)的顆粒污泥外觀(guān)較接種時(shí)呈現明顯的模糊、 不規則; 圖 5所示為CSTR中顆粒污泥的平均沉降速率變化過(guò)程，從中可見(jiàn)在反應器運行的前一個(gè)月內顆粒污泥的平均沉降速率由接種時(shí)的130 m ·h-1降至110 m ·h-1左右. 反應器構型的變化造成了顆粒污泥的解體.

　　圖 3 CSTR中污泥形態(tài)變化

　　圖 4 反應器運行過(guò)程中出水SS的變化

　　圖 5 反應器運行過(guò)程中顆粒污泥平均沉降速率的變化

　　值得注意的是，盡管CSTR在運行初期出現了顆粒污泥解體現象，但顆粒態(tài)仍是反應器中占絕對優(yōu)勢的污泥形態(tài)，且隨著(zhù)反應器的繼續運行解體現象逐漸得到改善.

　　約從反應器運行的第30 d起，出水中SS開(kāi)始逐漸降低，約在第60 d之后基本保持在10mg ·L-1以下(圖 4)，同時(shí)顆粒污泥的平均沉降速率也漸漸恢復到120m ·h-1以上(圖 5).圖 6所示為第80 d時(shí)CSTR內顆粒污泥粒徑分布與接種時(shí)的對比狀況，從中可見(jiàn)本研究末期，CSTR中粒徑大于0.8 mm的污泥占總污泥的質(zhì)量分數較接種時(shí)有明顯降低，但仍保持在80%以上. 同時(shí)，圖 6還顯示出第80 d時(shí)CSTR中顆粒污泥分布狀況與接種時(shí)最顯著(zhù)的差異主要在粒徑>2.5 mm的和粒徑<0.3 mm的兩部分，其中，粒徑>2.5mm的污泥占總污泥的質(zhì)量分數由接種時(shí)的約45%降至第70 d時(shí)的35%左右，而粒徑<0.3 mm的部分則由接種時(shí)的不足1%升至約17%. 然而，需要指出的是圖 6中粒徑<0.3 mm的污泥與CSTR運行初期的絮體污泥[圖 3(c)]完全不同，此時(shí)粒徑<0.3 mm的污泥均呈良好的顆粒形態(tài)[圖 3(e)].

　　圖 6 第80 d時(shí)CSTR中污泥粒徑分布

　　反應器構型對包括水流模式、 剪切力大小和方向、 傳質(zhì)效率及基質(zhì)在流體中的分布等水力因素產(chǎn)生重要影響[12]. 研究發(fā)現完全混合式反應器與柱狀上流式反應器呈現不同的水力動(dòng)力學(xué)形態(tài)[22,23]. Kishida[24]指出由于反應器構型和污泥混合條件的改變造成反應器內水力流態(tài)和剪切力發(fā)生變化，從而在很大程度上影響了顆粒污泥表面微生物的剝離. 顆粒污泥粒徑較大時(shí)，需要的水力流態(tài)和剪切力也較高，而當剪切力下降時(shí)顆粒粒徑也會(huì )減小，最終，顆粒污泥粒徑和剪切力達到平衡狀態(tài). 高景峰等[25]針對普通好氧顆粒污泥的研究證實(shí)，連續進(jìn)水方式造成的低底物濃度梯度不利于顆粒污泥的穩定維持，并指出胞外聚合物(EPS)的分泌量以及空間分布對好氧顆粒污泥的形成及其穩定維持起著(zhù)至關(guān)重要的作用. 本研究針對以自養微生物為優(yōu)勢種群的亞硝化顆粒污泥進(jìn)行，硝化細菌不但生長(cháng)速率緩慢，而且有研究[26]證實(shí)其具有相對較低的EPS產(chǎn)率，加之研究過(guò)程中始終沒(méi)有發(fā)現絲狀菌的產(chǎn)生，可見(jiàn)與高景峰等[25]研究不同. 也許正如Torà等[2]分析,連續進(jìn)水造成的低底物濃度梯度對自養型顆粒污泥的影響并沒(méi)有像對普通好氧顆粒污泥如此顯著(zhù). 同樣本研究盡管采用了無(wú)較大高徑比、 無(wú)較強選擇壓的CSTR反應器，而這些在普通好氧顆粒污泥形成和穩定維持方面發(fā)揮重要作用的因素對于以慢速生長(cháng)型細菌為優(yōu)勢種群的硝化顆粒污泥似乎并不重要[13,27]; 另外，關(guān)于生物膜的研究表明水力流態(tài)或剪切力的作用和微生物的比生長(cháng)速率相關(guān)，對于快速生長(cháng)型微生物形成光滑的生物膜一般需要較高的水力沖刷作用，而對于低比生長(cháng)速率生物膜所需剪切力應當適當減小[28]. 然而，本研究除反應器構型(CSTR)和進(jìn)水模式與顆粒污泥接種前所處的(SBR)不同之外，其他主要運行控制參數基本保持一致，據此可以得出反應器的構型和進(jìn)水模式的改變確實(shí)造成了亞硝化顆粒污泥的解體(尤其粒徑>2.5 mm部分)，而對于顆粒污泥解體的機制還有待深入研究.

　　對于反應器運行中出現的絮體是否完全來(lái)源于顆粒污泥的解體本研究尚難以證實(shí)，但從CSTR中MLSS的變化(由接種時(shí)的8.7 g ·L-1下降至第40 d的5.3 g ·L-1)可以證明顆粒污泥的解體是造成部分污泥隨出水流失的重要原因，這與Kishida等[14]研究結論一致. 但污泥流失的問(wèn)題并沒(méi)有一直惡化下去，隨著(zhù)反應器的運行絮體污泥逐漸轉化為小粒徑顆粒污泥[圖 3(e)]，出水中懸浮物穩定在較低水平(圖 4). 高景峰等[25]對于研究后期好氧顆粒污泥的穩定歸結為反應器中仍然存在的一定的底物濃度梯度和顆粒污泥較高的EPS產(chǎn)率; Kishida等[14]就CSTR中粒徑分布狀況的改變和小粒徑污泥的產(chǎn)生解釋為進(jìn)水水質(zhì)的變化和水力流態(tài)的變化兩種可能，并認為小粒徑部分比例的增加是原來(lái)大顆粒污泥粒徑減小的直接結果. 加之，以上報道[14,25]均沒(méi)有明確小粒徑部分污泥的具體形態(tài). 然而，本研究發(fā)現粒徑<0.3 mm的污泥不僅在數量上發(fā)生了由少到多的逐漸積累，而且在形態(tài)上經(jīng)歷了由運行前期的以絮體為主到中后期的基本完全顆�；�的變化過(guò)程. 可見(jiàn)，與有關(guān)研究不同[14,25]，本研究中蘊含了CSTR中硝化顆粒污泥的培養過(guò)程，并且該過(guò)程所用時(shí)間(少于2個(gè)月)遠低于一般硝化顆粒污泥的培養過(guò)程[21,29]. 分析認為雖然硝化細菌的EPS產(chǎn)生能力較低，但是由于接種的成熟亞硝化顆粒污泥內已經(jīng)含有較高的EPS[30,31]，在顆粒污泥解體后EPS分散于絮體污泥中，從而加速了絮體污泥的顆�；�，正如Tsuneda等[26]通過(guò)投加異養微生物產(chǎn)生的EPS強化硝化生物膜快速形成的研究報道.

　　2.2 氮轉化特性的變化

　　圖 7 CSTR運行概況

　　反應器構型的改變不但致使顆粒污泥的理化特性發(fā)生顯著(zhù)變化，而且還對污泥的硝化性能具有一定影響. 圖 7所示為亞硝化顆粒污泥接種至CSTR后的整體運行狀況，從中可以看出，在CSTR運行前期(前一個(gè)月)NH+4-N去除效果呈現較大波動(dòng)，出水中NO-2-N和NO-3-N濃度亦隨之變化難穩. 研究證實(shí)與絮體污泥不同，成熟的硝化顆粒污泥一般具有獨特的微生物種群分布規律[31,32]，然而，反應器構型的變化引起部分顆粒污泥的解體，其微生物種群的分布規律也隨之被打破，絮體污泥在不斷產(chǎn)生的同時(shí)亦隨出水不斷流失(圖 4)，加之反應器中蘊含的絮體污泥的顆�；�過(guò)程，因此，在上述各過(guò)程達到動(dòng)態(tài)平衡之前硝化反應亦難以穩定. 當CSTR運行至約30 d時(shí)，出水中NH+4-N、 NO-2-N和NO-3-N開(kāi)始趨于穩定，并在隨后的運行中一直保持. 正如2.1節中所述，在CSTR運行的中后期反應器中污泥的形態(tài)與運行前期顯著(zhù)不同，較大粒徑顆粒污泥的沉降性能逐漸改善(圖 5)，粒徑<0.3 mm的部分逐漸實(shí)現顆�；痆圖 3(d)和3(e)]，且出水SS也趨于穩定(圖 4)，說(shuō)明反應器中微生物逐漸構建了新的微生態(tài)平衡系統，保證了CSTR穩定的硝化性能.

　　圖 8 第80 d時(shí)CSTR中污泥活性對比

　　本研究還考察了實(shí)驗末期CSTR中不同粒徑顆粒污泥的活性以及與接種污泥的活性對比，如圖 8所示. 從中可以看出粒徑<0.8 mm的顆粒污泥活性遠高于粒徑>0.8 mm的活性，各自的氨氮比去除速率μ(NH+4-N)和亞硝酸鹽比累積速率μ(NO-2-N)分別約為35mg ·(g ·h)-1、 30 mg ·(g ·h)-1和13 mg ·(g ·h)-1、 12.5 mg ·(g ·h)-1 [圖 8(a)]; 同時(shí)，正是因為CSTR中小粒徑顆粒污泥比例的增加(圖 6)及其較高活性，第80 d時(shí)CSTR中污泥的平均活性高于接種污泥(第1 d時(shí))的活性[圖 8(b)]. 當然，對于不利于亞硝酸鹽累積的亞硝酸鹽氧化過(guò)程也呈現出相似的規律，即顆粒粒徑<0.8 mm污泥比粒徑>0.8 mm污泥具有較高的硝酸鹽比產(chǎn)生速率μ(NO-3-N)[圖 8(a)]，第80 d時(shí)CSTR內污泥的μ(NO-3-N)也高于接種污泥的μ(NO-3-N)，見(jiàn)圖 8(b).

　　另外，更值得關(guān)注的是在本研究的整個(gè)過(guò)程中出水亞硝酸鹽累積率(即亞硝化率)始終保持在85%左右(圖 7)，即反應器構型的改變對亞硝化率沒(méi)有顯著(zhù)影響. 本研究認為其原因可能有以下幾個(gè)方面: 首先，接種污泥具有良好的亞硝化效果(亞硝化率在80%~85%)，保證了初始CSTR中較低的NOB數量; 其次類(lèi)似于SHARON工藝的控制策略[8]，尤其在CSTR運行的前期，較低的HRT(4 h)致使絮體污泥不斷被洗脫，降低了反應器中NOB累積的幾率; 另外，大量的研究已經(jīng)證實(shí)AOB比NOB更易在顆�；�污泥中成為優(yōu)勢種群[1, 31, 33, 34]，在CSTR運行的中后期顆粒污泥性能的不斷改善以及絮體污泥逐漸實(shí)現顆�；�，重新形成了利于A(yíng)OB為種群優(yōu)勢的污泥形態(tài)，保證了出水中亞硝酸鹽累積率的穩定.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)從SBR到CSTR的反應器構型和進(jìn)水模式的變化造成了部分亞硝化顆粒污泥的解體，運行約1個(gè)月后，解體現象開(kāi)始得到改善; CSTR中顆粒污泥變化最顯著(zhù)的是粒徑>2.5mm顆粒的減少和粒徑<0.3mm顆粒的增加，但整個(gè)研究過(guò)程中，始終保持了顆粒態(tài)污泥是CSTR中占絕對優(yōu)勢的污泥形態(tài).

　　(2)CSTR中實(shí)現了亞硝化絮體污泥的快速顆�；�，所用時(shí)間少于2個(gè)月，接種顆粒污泥中含有的較高量EPS和反應器較低的HRT對該過(guò)程有重要貢獻.

　　(3)反應器構型和進(jìn)水模式的改變對出水中亞硝酸鹽累積率無(wú)顯著(zhù)影響，始終保持在85%左右; 新生的小粒徑顆粒污泥較大粒徑顆粒污泥具有更高的活性，同時(shí)此CSTR中污泥的平均活性高于接種顆粒污泥活性，包括氨氮比去除速率μ(NH+4-N)、 亞硝酸鹽比累積速率μ(NO-2-N)以及硝酸鹽比產(chǎn)生速率μ(NO-3-N).