氮素是水体富营养化的主要促进因素之一.与传统的生物脱氮工艺(硝化-反硝化工艺)相比, 亚硝化-厌氧氨氧化工艺由于节约曝气、节省外加碳源、减少污泥产量等优点, 已成为生物脱氮研究的热点^[1~4].作为该耦合工艺的前端工艺, 亚硝化的稳定运行非常关键^[5].亚硝化工艺的实质是抑制亚硝酸盐氧化菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)以及富集氨氧化细菌(ammonia oxidizing bacteria, AOB).

由于较低的生长速率, 硝化细菌在普通活性污泥直接富集较为困难^[6]. Bian等^[7]和Feng等^[8]利用膜反应器(membrane bio-reactor, MBR)较高污泥停留时间的特性, 成功实现了亚硝化并取得较高的亚硝态氮积累.颗粒污泥以其良好的沉降性能、较强的抵抗能力以及较长的污泥停留时间而受到广大研究者的青睐, 亚硝化工艺与颗粒污泥结合的研究势必成为热点^[9].目前, 亚硝化颗粒污泥的研究主要集中于SBR反应器, 但在实际污水处理中, 因SBR具有序批式反应、操作复杂等缺点, 故亚硝化工艺的研究正由SBR过渡到连续流工艺.连续流工艺具有较低的安装费用、操作简单、容易控制等优点成为实际应用的首选^[10]. Ruiz等指出^[11], 与SBR相比, 在连续流工艺反应器中更难实现亚硝化.

Kishida等^[12]和Wan等^[13]接种好氧颗粒污泥于连续流工艺反应器中并且改变进水基质, 快速获得了亚硝化颗粒污泥.有研究表明, Nitrospira和Nitrobacter是污水生物处理系统中最为常见的NOB种类^{[14, 15]}. Nitrospira适应在低溶解氧条件下增殖, 而Nitrobacter适应在较高溶解氧条件下增殖^[16], 因此, 亚硝化颗粒污泥系统长时间在连续流中的高溶解氧或低溶解氧曝气条件下运行, NOB极易适应性增殖, 导致亚硝化系统崩溃.间歇曝气是实现亚硝化的一种有效方法, 可以成功抑制NOB^{[5, 17]}.然而, 间歇曝气应用到连续流的研究大多是基于絮状污泥^{[18, 19]}, 而应用到连续流亚硝化颗粒污泥系统的研究目前仍无报道.

因此, 本实验利用缺氧-好氧两级反应器运行连续流亚硝化颗粒污泥工艺, 并用微型沉淀池进行污泥回流, 实现连续流亚硝化颗粒污泥的启动, 通过优化溶解氧(DO)和水力停留时间(HRT), 实现缺氧-好氧连续流亚硝化颗粒污泥的稳定运行.

1 材料与方法 1.1 实验装置与运行参数

本实验采用2个串联的相同规格圆柱状反应器, 且均由有机玻璃制成.好氧区底部设有曝气装置, 采用鼓风曝气, 转子流量计控制曝气量.实验装置示意如图 1所示, 各部分体积如表 1所示.反应器在室温(17~19℃)下运行, 反应器具体运行参数见表 2.

1.2 接种污泥和实验用水

反应器接种实验室培养的成熟亚硝化颗粒污泥作为种泥, 如图 2所示.采用人工配水模拟生活污水启动反应器, 以丙酸钠为有机碳源(COD为100 mg·L^-1), 硫酸铵为氨氮源(NH₄⁺-N为150 mg·L^-1), 碳酸氢钠提供进水碱度, 碱度与NH₄⁺-N质量比为10:1, pH为7.5~8.0, 每L水中含有0.136 g KH₂PO₄、0.02 g MgSO₄·7H₂O、0.136 g CaCl₂, 同时还有微生物生长必需的微量元素^[20].

1.3 分析方法

定期检测反应器内混合液NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N、混合液悬浮固体浓度(MLSS)、挥发性悬浮固体浓度(VSS)、污泥体积指数(SVI)等参数, 通过WTW(pH/Oxi 340i)便携式多参数测定仪监控pH、DO及温度.水样分析中NH₄⁺-N测定采用纳氏试剂分光光度法, NO₂^--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法, NO₃^--N采用紫外分光光度法, COD采用快速测定仪, 其COD值扣除了亚硝酸盐的干扰, MLSS、VSS、SVI等参数采用国家规定的标准方法测定.胞外聚合物(EPS)中多糖(PS)：苯酚-硫酸比色法; 蛋白质(PN)：考马斯亮蓝法; EPS的提取方法为首先取泥水混合样品于10 mL离心管中, 室温下用离心机以8000 r·min^-1, 离心15 min, 倒掉上清液, 加入适量磷酸盐缓冲溶液, 将污泥稀释至原体积, 之后将污泥摇散后超声处理3 min, 接着80℃水浴30 min(每隔10 min左右将泥摇匀1次), 最后用离心机8000 r·min^-1离心15 min, 取上清液测定多糖、蛋白质含量, 剩余污泥测定MLSS.

亚硝态氮积累率、氨氧化率和COD去除率分别按照式(1)、(2)、(3)计算：

(1)

(2)

(3)

式中, ρ(NH₄⁺-N)、ρ(NO₂^--N)、ρ(NO₃^--N)、ρ(COD)是出水中NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N、COD的浓度, mg·L^-1; ρ(NH₄⁺-N_in)、ρ(COD_in)为进水NH₄⁺-N、COD浓度, mg·L^-1.

HRT和回流比(R)按式(4)、(5)计算^[21]：

(4)

(5)

2 结果与讨论 2.1 连续流亚硝化颗粒污泥的启动

在室温(17~19℃)下, 接种SBR培养成熟的亚硝化颗粒污泥于缺氧-好氧两级连续流反应器中, 并且设定进水流量为1.13 L·h^-1, 污泥回流比为1, 缺氧区和好氧区反应器有效体积均约为6 L, 故反应器系统的HRT为10.6 h, 好氧区溶解氧为(3±0.2)mg·L^-1.

2.1.1 启动过程中亚硝化性能的变化

接种后, 连续流系统的亚硝化性能变化如图 3所示.由图 3(a)可知, 氨氮的去除率呈现先下降后上升的趋势, 在第5 d, 氨氮去除率下降至21%, 说明空间上交替缺氧、好氧环境较时序上的间歇曝气更加抑制AOB的活性, 另一方面也说明AOB抵抗环境变化的能力较弱.在随后的实验中, AOB逐渐适应连续流缺氧、好氧交替环境, 在第11 d, 氨氮的去除率上升到61%并且随后保持稳定.

在启动阶段(第Ⅰ阶段), 连续流系统中交替缺氧、好氧环境可以很好地抑制NOB, 维持非常好的亚硝化性能.由图 3(b)可知, 在第2 d, 缺氧区中的亚硝态氮和硝态氮分别为15 mg·L^-1、0 mg·L^-1, 出水中的亚硝态氮和硝态氮分别为28 mg·L^-1、0 mg·L^-1, 出水亚硝态氮积累率高达100%, 并且在随后的运行中, 连续流系统的NAR始终维持在95%以上, 出水的硝态氮均在3 mg·L^-1以下, 亚硝化性能稳定.分析图 3(c)可知, 在连续流亚硝化颗粒污泥的启动阶段, 缺氧区去除了进水中大部分的COD. Shi等^[22]在SBR反应器以缺氧/好氧的运行方式时, 缺氧段同样也是去除了进水中大部分COD.在第1 d, 进水COD为99 mg·L^-1, COD在缺氧区减少了26 mg·L^-1, 而在好氧区减少了12 mg·L^-1, 到第25 d在好氧区仅减少了7 mg·L^-1.其原因是交替缺氧、好氧运行筛选了兼性异养菌, 淘洗了大部分好氧异养菌.先前的研究表明, 生长速度较缓的兼性异养菌会使颗粒致密, 这有助于颗粒重新凝聚和稳定^[23].

2.1.2 启动过程中颗粒特点及形态变化

如图 4(a)所示, 接种后, 连续流反应器中MLSS、SVI分别为3846 mg·L^-1、31 mL·g^-1.运行模式的改变对颗粒污泥的沉降过程产生较大的影响, 以SBR运行时污泥颗粒的沉降过程是静止的, 而连续流反应器的污泥颗粒在微型沉淀池中沉降时会受到水流的干扰^[24], 因此会淘洗部分沉降性差的颗粒污泥, 故系统中颗粒污泥的沉降性能增加, SVI值减少, 在第25 d, SVI值降到23 mL·g^-1.同时, 系统中MLSS出现下降, 在第13 d, MLSS降到2874 mg·L^-1.在启动阶段的后期, MLSS维持在(2600±200)mg·L^-1, 保持了亚硝化颗粒污泥系统中稳定的生物量.

由于本实验通过微型沉淀池进行泥水分离后, 利用蠕动泵进行颗粒污泥回流, 蠕动泵会在一定程度上破坏颗粒的完整性, 故接种后的污泥颗粒平均粒径由初始的735.8 μm下降到第7 d的503.2 μm.有研究表明在絮状污泥添加较大比例的破碎颗粒, 大大地促进了污泥的颗粒化, 破碎颗粒污泥会诱导形成新的颗粒污泥^[25].经过蠕动泵的破坏后, 破碎的污泥颗粒很快进行重组, 并且大量地兼性异养菌会使新生的颗粒致密^{[23, 26]}.随着反应器的运行, 连续流颗粒污泥逐渐稳定在(450±10)μm的范围内, 保持了运行系统中污泥颗粒的完整性.

2.2 DO对连续流亚硝化颗粒污泥系统的影响

在启动阶段, 维持反应器好氧区DO为(3±0.2)mg·L^-1.先前的众多研究表明, 较高溶解氧会增加亚硝化系统失稳的可能性, 使NOB易增殖^{[27, 28]}, 故本实验在第Ⅱ阶段增加溶解氧探究高溶解氧对于该工艺的影响.

实验第Ⅱ阶段, 维持好氧区的DO在(4.5±0.5)mg·L^-1.然而, 出水的硝态氮并没有出现增加, 在第Ⅱ阶段, 出水的硝态氮保持在2.5 mg·L^-1以下, NAR保持在95%以上.说明即使在高溶解氧的条件下, 交替缺氧、好氧环境会很好地抑制NOB.提高好氧区DO并没有提高氨氧化率, 第26 d, 系统的氨氮氧化率为65.4%, 且在整个第Ⅱ阶段氨氧化率均小于63%.其原因可能是连续流反应器运行时的HRT跟SBR运行相比, 大大地减少, 故进水中的基质不能和AOB充分接触; 另外, AOB在交替缺氧-好氧的环境中频繁地降低活性和恢复活性, 这在一定程度上抑制了AOB的活性, 但是这种连续流运行方式能较为彻底地抑制NOB, 维持良好的亚硝化性能.

增加好氧区曝气后, 系统COD的去除率几乎没有影响, 维持在50%~60%之间.增加曝气并没有增加好氧区对于COD的去除, 缺氧区仍然去除进水中大部分的COD.原因可能是交替缺氧-好氧环境已经淘洗了大部分的好氧异养菌, 使COD的去除主要是靠兼性异养菌.

2.3 HRT对连续流亚硝化系统的影响以及连续流系统的稳定运行

HRT是连续流系统中的重要参数之一.连续流运行模式给颗粒污泥提供的环境和SBR中是有很大差别的, 这些差别均受HRT影响^[21].本实验在第Ⅳ阶段, 保持回流比为1, 调整进水流量, HRT减少至8.4 h, 且在第Ⅴ阶段, HRT增加至12.2 h.

2.3.1 HRT对于亚硝化性能的影响

在第Ⅳ阶段, HRT减少到8.4 h, 一方面会导致反应器中AOB不能充分氧化进水中氨氮; 另一方面会加快系统中颗粒污泥在缺氧、好氧环境交替的频率, 进而导致AOB的活性进一步降低.由图 5(a)和图 5(b)可知, 在第70 d, 氨氧化率降低至34.57%.然而, 缺氧、好氧交替频率的增加, 并没有进一步抑制NOB的活性, 亚硝态氮积累率降低至84%, 出水的硝态氮为4.2 mg·L^-1, 较之前的硝态氮产生量并没有大幅度升高, 亚硝态氮积累率的降低主要是由于AOB的活性降低导致亚态盐氮的产生量减少, 在第70 d, 出水的亚硝态氮的浓度为27 mg·L^-1, 较第55 d时的出水亚硝态氮减少了20 mg·L^-1.

由于HRT的减少, 导致连续流系统的MLSS减少, 在第70 d, MLSS减少到1716 mg·L^-1较第55 d减少了893 mg·L^-1, 进而AOB的数量减少, 直接削弱了系统的硝化能力, 而且COD去除率也出现了降低, COD的去除率在第70 d降低至27.9%, 缺氧区的COD浓度为80 mg·L^-1, 出水的COD为68 mg·L^-1.

鉴于AOB的世代时间较长, 故在第Ⅳ阶段结束后重新接种部分SBR培养成熟的亚硝化颗粒污泥于连续流反应器中.重新接种后, 连续流系统的MLSS为2898 mg·L^-1, 并且接种后亚硝化颗粒污泥系统的HRT增加至12.2 h, 以探究较高HRT对于该系统的影响.

在第Ⅴ阶段, AOB与进水基质接触的时间变长, 系统的氨氧化率呈现上升的趋势, 从第71 d的氨氮氧化率45.17%上升到稳定运行时的(80±2)%, 出水的氨氮浓度维持在(25±5)mg·L^-1.亚硝态氮的积累率也出现了上升趋势, 从第71 d的积累率为88%上升到稳定运行时的95%以上, 稳定运行时期的出水亚硝态氮浓度维持在(60±5)mg·L^-1, 并且在第89 d, 取得了完全的亚硝化, 亚硝态氮积累率达到100%, 出水的亚硝态氮浓度达到61 mg·L^-1, 其中, 缺氧段的亚硝态氮浓度为24 mg·L^-1, 为短程反硝化提供基质, 保证了缺氧环境.

在第72 d, COD的去除率达到了45.6%, 其中缺氧区COD去除率达到了33.3%, 去除了进水中大部分的COD, 由于好氧异养菌的活性被抑制, 在好氧段仅降解了12.3%的COD.随着反应器的运行, COD的去除率逐渐升高, 稳定运行时期COD的去除率达到了80%以上.在运行周期末(第115 d), COD的去除率达到了84.7%, 其中, 进水、缺氧段、出水的COD分别为101.0、18.3、15.4 mg·L^-1, 缺氧段COD的去除率高达81.8%, 说明长期的交替缺氧、好氧环境可以充分抑制好氧异养菌的生长, 并且筛选出的缺氧或兼性异养菌, 有助于维持系统颗粒的稳定性.

2.3.2 HRT对于颗粒稳定性的影响

MLSS、SVI、平均粒径等参数可以反映出连续流系统中颗粒的稳定性, 本实验测量上述参数的频率为每周一次. SVI值越小, 颗粒污泥系统沉降性能越好.由反应器和微型沉淀池的体积比例关系, 可以计算出缺氧区、好氧区以及微型沉淀池中颗粒污泥的HRT(见表 2).

如图 5(d)所示, 第Ⅳ阶段, 微型沉淀池中的HRT为3.6 min较第Ⅲ阶段的HRT减少了0.9 min, 这就意味着污泥颗粒在微型沉淀池中的沉降时间缩短了0.9 min, 这直接导致系统中部分沉降性能较差的颗粒污泥流失.另外, 较大的进水流量会形成对微型沉淀池较大的水流冲击, 对污泥沉降过程产生较大干扰, 加强了对沉降性较差的颗粒污泥的淘洗.沉降性能较差的颗粒污泥的流失也增强了系统中颗粒污泥的沉降性能.如图 4所示, 在第Ⅳ阶段的初始(第55 d), SVI值为17 mL·g^-1, 第61 d、70 d系统的SVI值分别为13 mL·g^-1、19 mL·g^-1呈现了先变小后增加的趋势.这可能是因为HRT的减少, 颗粒污泥长期频繁地经蠕动泵碾压, 而颗粒重新凝聚的时间与机会减少, 故系统的沉降性能变差.在第Ⅳ阶段, 连续流系统的颗粒污泥平均粒径同样呈现先增加后减少的趋势.在第55、67、70 d时的颗粒平均粒径分别为453.4、587.4、549.1 μm, 其原因可能是HRT的减少, 导致系统的小颗粒被排出, 因此平均粒径有所升高, 而随着反应器运行, 系统中较大颗粒频繁经过蠕动泵碾压而没有足够时间重新凝聚, 故颗粒的平均粒径减小.因此, 较短HRT对于连续流反应器中颗粒污泥浓度及沉降性能有重要的影响, 容易导致连续流颗粒污泥系统失稳.

在第Ⅴ阶段, 系统的HRT增加到12.2 h, 在第73 d, 系统的污泥浓度恢复到2898 mg·L^-1, SVI为24 mL·g^-1.在随后运行中, MLSS变化趋势与本实验启动阶段类似, MLSS呈下降再稳定的趋势.在稳定运行期间, MLSS维持在(2700±100)mg·L^-1, 系统的SVI值在20~25 mL·g^-1之间波动, 相比于絮状污泥, 颗粒污泥系统沉降性能要好很多.

HRT对于连续流系统的稳定是至关重要的, HRT缩短至8.4 h时, 系统将流失大部分颗粒污泥, 甚至导致系统崩溃. HRT增加到12.2 h时, 系统可以维持良好的微生物浓度以及稳定的颗粒沉降性能.

3 结论

(1) 以人工配水模拟生活污水, 接种SBR培养成熟的亚硝化颗粒污泥可以快速实现缺氧-好氧两级连续流亚硝化颗粒污泥的启动, 并且交替缺氧、好氧环境可以完全抑制NOB, 维持系统良好的亚硝化性能.

(2) 缺氧-好氧连续流系统形成的交替缺氧、好氧环境可以提高亚硝化颗粒污泥对于较高DO的忍受力, 好氧区DO由3 mg·L^-1增加到4.5 mg·L^-1时, 系统依然可以抑制NOB, 维持良好的亚硝化性能.

(3) 较短的HRT(8.4 h)会对微型沉淀池产生较大的水流冲击, 连续流系统产生了部分污泥流失.同时, 加快了颗粒污泥在连续流系统中的循环, 使破碎颗粒不能及时重新凝聚, 系统颗粒的完整性以及亚硝化性能变差; HRT增加到12.2 h时, 系统保持较高的氨氧化率和亚硝态氮积累率, 同时系统的颗粒污泥可以维持较好的颗粒特性, 实现连续流亚硝化颗粒污泥的稳定运行.