相比传统的全程硝化, 短程硝化具有节省25%曝气量和30%反应时间的优势^[1].同时, 短程硝化作为前置工艺, 耦合厌氧氨氧化可以经济脱氮^[2], 协同反硝化可以高效除磷^[3], 应用范围较广.如何快速稳定地实现短程硝化, 一直是国内外学者研究的重点^{[4, 5]}.目前, 柱形SBR反应器是公认快速启动短程硝化的理想反应器, 其独特的运行模式创造了贫/富营养交替选择机制, 较强的物理选择压有助于污泥颗粒化形成^[6].然而, 柱形SBR较高的运行基建费用、复杂的操作控制和严格的高径比要求成为了推进短程硝化工业化道路上的难题.研究报道, 气升式反应器^{[7, 8]}、推流式反应器^{[9, 10]}和上流式厌氧污泥床反应器(UASB)^{[11, 12]}等均能成功启动短程硝化.但是, 在这些系统中, 随着出水均会不可避免的造成一部分微生物的流失, 尤其是当系统处在不稳定阶段.如负荷过低引起污泥膨胀, 出水会携带较多活性污泥, 导致出水水质急速恶化.此外, 氨氧化菌(AOB)生长速率缓慢、自固定能力弱和对外界环境敏感^[13], 增大了短程硝化快速启动的难度.故探寻一种经济合适、快速启动短程硝化的生物反应器显得十分必要.

完全混合反应器(CSTR)结构简单、操作方便, 常被采用实现SHARON工艺^[14], 是传统活性污泥法的典型代表.膜生物反应器(MBR)较之传统生物反应器具有占地面积小、容积负荷高和剩余污泥量低等优势^[15], 且膜过滤出水的运行方式可实现系统污泥的高效截留, 有利于富集生长缓慢的AOB, 减少短程硝化的启动时间.本研究选用CSTR和MBR反应器, 接种同种硝化污泥启动短程硝化, 对比两个反应器短程硝化启动过程中启动时间、氮素转化、污泥性能等方面的差异, 进一步探究CSTR和MBR反应器在短程硝化启动过程中所具备的特性, 以期为快速启动短程硝化反应器的选型提供依据.

试验所采用的CSTR(图 1) 与MBR(图 2) 反应器均由有机玻璃制成. CSTR反应器长20 cm, 宽8 cm, 有效高度24 cm, 包括曝气池和沉淀池两部分, 有效容积分别为1.9 L和0.7 L.采用蠕动泵连续进水, 溢流出水. MBR反应器长10 cm, 宽8 cm, 有效高度24 cm, 有效容积为1.9 L.采用蠕动泵连续进水, 经中空纤维微滤膜抽吸连续出水.两个反应器底部采用曝气砂头供氧, DO控制在0.6~1.0 mg ·L^-1.两个反应器均放置于水浴缸中, 保持运行温度在30℃±1℃. CSTR和MBR具体运行条件见表 1.

图 1

Fig. 1

图 1 CSTR反应器装置示意 Fig. 1 Schematic of the continuous stirred tank reactor

图 2

Fig. 2

图 2 MBR反应器装置示意 Fig. 2 Schematic of the membrane bioreactor

表 1 (Table 1)

表 1 CSTR和MBR具体运行情况 Table 1 Concrete operation of the CSTR and MBR

表 1 CSTR和MBR具体运行情况 Table 1 Concrete operation of the CSTR and MBR

本试验接种污泥取自苏州市某污水厂A²/O工艺的硝化污泥, CSTR和MBR反应器接种污泥浓度为3500 mg ·L^-1左右, SVI分别为59 mL ·g^-1和62 mL ·g^-1, 沉降性能良好.两个反应器控制SRT为30 d, 定期排泥.

CSTR与MBR试验进水相同, 均采用人工配水.以乙酸钠作为有机碳源, 氯化铵作为氮源, 磷酸二氢钾作为磷源, 碳酸氢钠提供碱度, 调节进水COD、NH₄⁺-N、TP浓度和pH值, 并添加硫酸镁、氯化钙等生物所需营养元素及其他微量元素, 具体含量见表 2.整个试验运行过程中, 两个反应器pH值均控制在7.5~8.0.

表 2 (Table 2)

表 2 人工配水的水质特征 Table 2 Characteristics of the synthetic wastewater

表 2 人工配水的水质特征 Table 2 Characteristics of the synthetic wastewater

试验过程中每隔1 d取水样测定, 测定项目主要包括^[16]：NH₄⁺-N：纳氏试剂分光光度法; NO₂^--N：N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; NO₃^--N：紫外分光光度法; COD：密闭消解-分光光度法; TN：过硫酸钾氧化-紫外分光光度法; MLSS、MLVSS：标准重量法; SVI：30 min沉降法; pH：pHS-9V数显酸度计; 溶解氧：YSI550A溶氧仪.

当反应器出水水质稳定运行状态下时, 通过批次试验测定该周期内氮素转化规律.具体方法为：将反应器静置吸出上清液, 换入进水至有效容积, 放置于水浴缸中.在停止进出水的条件下进行曝气, 曝气时保持水中DO为0.6~1.0 mg ·L^-1之间, 曝停时间与反应器在该阶段运行条件一致, 每15 min取样测定水中NH₄⁺-N、NO₂^--N和NO₃^--N浓度.

CSTR反应器在进水COD浓度为130~160 mg ·L^-1, NH₄⁺-N浓度为140~160 mg ·L^-1, pH控制为7.5~8.0, DO浓度为0.6~1.0 mg ·L^-1, 通过调控缺氧/好氧比为1 :3(15 min :45 min)和逐步缩短HRT的方式, 运行56 d, 亚硝累积率连续7 d稳定在85%以上, 作为短程硝化启动成功的标志.

反应器进出水水质如图 3所示, 经过56 d的运行可以获得稳定的短程硝化, 整个培养过程分为4个阶段.在阶段Ⅰ(1~14 d)时, 通过连续曝气的运行方式, 经过14 d的驯化, 反应器出水NH₄⁺-N浓度逐渐减少, 氨氮去除率从起初的28%上升到最高值97%, 表明氨氧化菌的活性逐渐增强.值得一提的是, 反应器至第10 d, 出水NO₂^--N呈减少趋势且出水NO₃^--N在第14 d高达76 mg ·L^-1, 亚硝累积率降至50%.分析原因是随着出水NH₄⁺-N浓度的减少, 游离氨的抑制作用逐渐减弱, NO₃^--N呈上升趋势.

图 3

Fig. 3

图 3 CSTR启动阶段进出水参数变化 Fig. 3 Changes of influent and effluent parameters in the start-up stage of the CSTR

阶段Ⅱ(15~28 d)采用缺氧/好氧比1 :3(15 min :45 min)间歇曝气的运行方式, 且反应器在停止曝气10 min后DO降至为零.至第24 d时, 氨氮去除率回升至93%, NO₂^--N浓度达93 mg ·L^-1, NO₃^--N浓度降至43 mg ·L^-1, 亚硝累积率为68%.说明缺氧/好氧交替的运行方式有效抑制了硝态氮, 有利于短程硝化的实现^[17].这是由于在缺氧环境下AOB的活性受到抑制, 氨氧化过程受阻, 而一旦恢复曝气, 经历长期“饥饿”的AOB可以更多地利用氨产能, 使其自身大量增殖, 此即AOB的“饱食饥饿”特性, 而NOB不具有此种特性^[18].从图 4可知, TN去除率平均为3%.推测反应器内发生了同化或反硝化作用, 由于缺少相关试验数据论证, 具体原因不再进行解释.

图 4

Fig. 4

图 4 CSTR中TN及COD进出水变化 Fig. 4 Changes of TN and COD in the influent and effluent of the CSTR

阶段Ⅲ(29~42 d)和阶段Ⅳ(43~56 d)分别在缺氧/好氧比1 :3(15 min :45 min)运行条件下, 缩短HRT至4 h和3 h.在出水水质稳定状态下, 阶段Ⅲ和阶段Ⅳ氨氮去除率分别为89%和85%左右.表明随着HRT的缩短, 氨氮去除率逐渐降低.运行至第38 d, 出水硝态氮浓度为25 mg ·L^-1, 亚硝累积率达80%;第54 d, NO₃^--N浓度减至11 mg ·L^-1, 亚硝累积率达91%, 成功启动短程硝化.采用间歇曝气可以抑制NOB活性, 缩短HRT可以淘洗NOB数量, 两者结合使得NO₂^--N不断累积, 快速实现短程硝化^[19].

此外, 试验发现维持C/N=1有助于快速实现短程硝化.钱飞跃等^[20]在SBR反应器内调控C/N=1，成功培养出具备短程亚硝化功能的颗粒污泥, 出水亚硝累积率稳定在94%~99%; Wu等^[21]在4个相同的SBR反应器内分别以C/N为0、1、2和4培养好氧颗粒污泥, 发现以C/N=1成功实现颗粒化, 且反应器内平均亚硝化速率(以N/MLVSS计)达0.019 mg ·(mg ·h)^-1, 通过荧光原位杂交技术观测到大量的硝化细菌菌种.这些报道均表明维持C/N=1有利于富集AOB, 加速短程硝化的启动, 与本文观点一致.

MBR与CSTR反应器进水水质和调控方式相同, 两个反应器平行运行. MBR反应器运行至第44 d, 亚硝累积率连续7 d稳定在85%以上, 这表明成功启动短程硝化.相比于巫恺澄等^[22]45 d亚硝累积率达80%的启动时间短, 亚硝累积率高.

根据MBR启动阶段进出水参数变化(图 5) 可知, MBR反应器的启动特征和CSTR反应器基本相似, 都经历了上述4个阶段.相比于CSTR反应器, MBR反应器在4个阶段都表现出更高的氨氮去除率.在阶段Ⅳ稳定运行期内, MBR氨氮平均去除负荷[1.057 kg ·(m³ ·d)^-1]明显高于CSTR氨氮平均去除负荷[1.024 kg ·(m³ ·d)^-1].说明CSTR反应器在淘洗NOB的同时造成了AOB数量的减少, 而MBR的完全截留作用避免了AOB的流失, 提高了氨氮去除负荷.

图 5

Fig. 5

图 5 MBR启动阶段进出水参数变化 Fig. 5 Changes of influent and effluent parameters in the start-up stage of the MBR

对比图 4和图 6, 发现MBR反应器TN平均去除率为5%, 高于CSTR反应器.这是由于MBR反应器上存在DO浓度梯度, 导致好氧、缺氧和厌氧共存在一个系统内, 产生了同步硝化反硝化^[23].同样从图 3和图 5可以看出, MBR反应器相比于CSTR反应器表现出较高的亚硝累积率和较低的硝态产率.一方面是因为MBR反应器内富集了更多的AOB, 通过硝化作用产生的NO₂^--N较多, 且NOB经淘洗数量大幅减少; 另一方面MBR反应器内反硝化程度更高, 研究表明^[18]反硝化消耗NO₃^--N, 且在碳源不足的情况下, 反硝化只能进行到亚硝酸盐阶段.

图 6

Fig. 6

图 6 MBR中TN及COD进出水变化 Fig. 6 Changes of TN and COD in the influent and effluent of the MBR

本试验在CSTR和MBR反应器运行至第14、28和56 d时进行了批次试验, 分析两个反应器在启动不同阶段的氮素转化规律.结果如图 7.

图 7

Fig. 7

图 7 CSTR和MBR不同阶段氮素转化 Fig. 7 Nitrogen transformation for different stages of the CSTR and MBR

图 7(a)和7(b)分别为CSTR和MBR反应器运行第14 d时, NH₄⁺-N、NO₂^--N和NO₃^--N在连续曝气条件下运行5个周期的变化情况.从中可知, 随着不断曝气NH₄⁺-N浓度逐渐降低, CSTR和MBR反应器分别在225 min和210 min时NH₄⁺-N浓度降至20 mg ·L^-1左右, 说明两个反应器内AOB活性逐渐增强, 且MBR反应器内AOB活性较好. CSTR和MBR反应器在240 min、225 min前亚硝累积率均稳定在50%左右, 之后NO₂^--N浓度逐渐降低, NO₃^--N分别上升至84 mg ·L^-1和88 mg ·L^-1.这是因为当反应器内存在少量NH₄⁺-N时, 不断曝气会造成亚硝酸盐氧化转变为硝酸盐, 可见连续曝气不利于NO₂^--N的积累.运行5个周期, CSTR和MBR反应器硝酸盐氮生成速率(以NO₃^--N/MLVSS计)分别为7.4 mg ·(g ·h)^-1和7.6 mg ·(g ·h)^-1, 亚硝累积率平均为51%和50%.

图 7(c)和7(d)分别为CSTR和MBR反应器运行第28 d时, NH₄⁺-N、NO₂^--N和NO₃^--N在缺氧/好氧比1 :3(15 min :45 min)条件下运行5个周期的变化情况.从中可知, 在停曝阶段NH₄⁺-N去除速率较曝气阶段降低, 整个反应周期CSTR和MBR反应器氨氮去除率仍可达94%和95%.由于停曝10 min左右DO才完全降为零, AOB对DO的亲和能力高于NOB, 在低氧环境下AOB增殖速率加快, 补偿低氧所造成的代谢活动下降, 使得亚硝酸盐大量累积, 而NOB会受到明显抑制^[24].在间歇曝气条件下运行5个周期, CSTR和MBR反应器亚硝累积率平均为66%和71%, 硝酸盐氮生成速率(以NO₃^--N/MLVSS计)分别降至4.0 mg ·(g ·h)^-1和3.5 mg ·(g ·h)^-1.表明间歇曝气的方式有效抑制了NOB的活性, 但两个反应器出水NO₃^--N浓度仍较高.一方面反应器内NOB依旧存在, 曝气阶段产生大量NO₃^--N, 另一方面HRT过长会使反应器内NO₃^--N不断累积.

图 7(e)和7(f)分别为CSTR和MBR反应器运行第56 d时, NH₄⁺-N、NO₂^--N和NO₃^--N在缺氧/好氧比1 :3(15 min :45 min)条件下运行3个周期的变化情况.经过3 h的运行, CSTR和MBR反应器氨氮去除率分别为85%和89%, 相比第28 d的要低, 说明缩短HRT会使氨氮去除率降低.随着NH₄⁺-N浓度的降低, CSTR和MBR反应器内NO₂^--N呈逐步上升趋势, 亚硝累积率平均可达89%和93%, 出水NO₃^--N为13 mg ·L^-1和7 mg ·L^-1.由此可见, 两个反应器均成功启动了短程硝化, 且MBR反应器亚硝累积率高, 出水NO₃^--N浓度低.此外, CSTR和MBR反应器硝酸盐氮生成速率(以NO₃^--N/MLVSS计)分别为1.7 mg ·(g ·h)^-1和1.0 mg ·(g ·h)^-1, 较之第14 d和第28 d的显著降低, 表明结合间歇曝气和缩短HRT的方式可以有效抑制NOB.

两个反应器中污泥颜色从刚接种的灰褐色, 通过连续曝气14 d后逐渐变为黄褐色, 最后成功启动短程硝化时, 污泥颜色均为黄色(图 8).刘文如等^[25]接种絮状好氧污泥, 采用SBR反应器以人工配置低C/N比为2的废水培养, 获得黄色的亚硝化颗粒污泥, 此结论与本文的研究一致.

图 8

Fig. 8

图 8 CSTR和MBR不同阶段污泥颜色 Fig. 8 Color of the sludge in different stages of CSTR and MBR

阶段Ⅰ两个反应器内污泥SVI较低, 在55~62 mL ·g^-1范围内波动.这与连续曝气条件下, 丝状菌与AOB和NOB的竞争处于劣势有关.阶段Ⅱ至阶段Ⅳ, 两个反应器内SVI均呈逐渐上升的趋势(图 9).分析亚硝酸盐的积累是引起SVI变化的主要原因^[26], 有研究发现亚硝酸盐能刺激菌胶团菌所分泌的胞外聚合物中多糖比例增加^[27], 引起菌胶团菌贮存能力降低, 使得丝状菌在底物竞争中占优势, 导致污泥沉降性能变差.同时, 丝状菌的氧饱和常数很低^[28], 在缺氧环境下与AOB和NOB竞争加剧.此外, 发现CSTR反应器SVI值在Ⅲ、Ⅳ阶段较MBR增长缓慢, 这是因为缩短HRT可以使沉降性能较差的污泥淘洗出反应器.两个反应器的MLVSS/MLSS从0.6逐步增长至0.8左右并趋于稳定, 且MBR反应器的MLVSS/MLSS值较大, 分析是因为MBR的完全截留作用避免了微生物的流失, 使得反应器内微生物数量较多.

图 9

Fig. 9

图 9 CSTR和MBR中SVI、MLVSS/MLSS的变化 Fig. 9 Variations of SVI and MLVSS/MLSS in the CSTR and MBR

(1) 控制温度30℃±1℃、pH 7.5~8.0和DO 0.6~1.0 mg ·L^-1, 协同间歇曝气和缩短HRT, CSTR和MBR反应器分别经过56 d和44 d成功启动短程硝化, 突显MBR具有快速启动短程硝化的特性.

(2) 运行至第56 d时, MBR和CSTR反应器亚硝累积率平均可达93%和89%, 硝酸盐氮生成速率(以NO₃^--N/MLVSS计)仅为1.0 mg ·(g ·h)^-1和1.7 mg ·(g ·h)^-1, 较之第14 d、第28 d的7.6、3.5和7.4、4.0 mg ·(g ·h)^-1显著减小, 可见两个反应器均成功启动短程硝化, 且MBR反应器亚硝累积率更高, NO₃^--N产率更低, 有助于短程硝化的快速启动.

(3) 整个运行过程中, 两个反应器SVI值稳定在55~110 mL ·g^-1, MLVSS/MLSS在0.6~0.8范围内波动, 确保了CSTR和MBR反应器短程硝化的快速启动.