張翠丹, 李 冬, 梁瑜海, 吳 青, 蘇慶嶺, 楊 胤, 張 杰,2

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生活污水SBR亞硝化顆粒污泥的快速啟動

張翠丹1, 李 冬1, 梁瑜海1, 吳 青1, 蘇慶嶺1, 楊 胤1, 張 杰1,2

(1. 北京工業(yè)大學(xué) 水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點實驗室, 北京 100124;2. 哈爾濱工業(yè)大學(xué) 城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室, 黑龍江 哈爾濱 150090)

采用R1，R2兩組序批式反應(yīng)器(SBR)，研究生活污水亞硝化顆粒污泥的快速啟動策略。其中R1接種的硝化絮狀污泥中添加30%亞硝化顆粒污泥，R2只接種硝化絮狀污泥。結(jié)果表明，R1經(jīng)12 d(48個周期)啟動成功，R2經(jīng)過42 d(168個周期)啟動成功，兩個反應(yīng)器的亞硝化率均能穩(wěn)定維持在95%以上，顆粒平均粒徑在第60天分別達到了922 μm和625 μm。采用亞硝化和顆?；瑫r進行的策略可以快速啟動亞硝化顆粒污泥，接種部分亞硝化顆粒污泥可以進一步縮短啟動時間。而R1中PS/PN的變化比較平穩(wěn)，說明R1中的微生物能夠盡快的適應(yīng)新的環(huán)境，抵御環(huán)境的變化。出水濁度和SVI的檢測結(jié)果表明，R1的顆粒結(jié)構(gòu)比R2緊湊，且凝聚沉降性能比R2好，R1更有利于污泥濃度的增長。

序批式反應(yīng)器；亞硝化；顆粒污泥；生活污水；胞外聚合物

1 前 言

隨著氮素對水環(huán)境的污染，氨氮的去除工藝也在日益更新。亞硝化-厭氧氨氧化是一種新型的脫氮工藝，其中亞硝化過程是利用氨氧化菌(ammonia-oxidizing bacteria，AOB)將進水中56%的NH4+-N氧化為NO2--N，厭氧氨氧化是將剩余的NH4+-N和生成的NO2--N反應(yīng)生成N2[1,2]。因此，亞硝化-厭氧氨氧化具有節(jié)省碳源、節(jié)省耗氧量、污泥產(chǎn)率低等優(yōu)點而成為目前脫氮研究的熱點。亞硝化是厭氧氨氧化的前置工藝，是自養(yǎng)脫氮工藝的限速步驟，因此高負(fù)荷的亞硝化能夠提高整體工藝的脫氮負(fù)荷，而顆粒污泥可以實現(xiàn)較高負(fù)荷的亞硝化。亞硝化顆粒污泥是具有特殊結(jié)構(gòu)的好氧顆粒污泥，因其良好的沉淀性能，耐沖擊負(fù)荷，較長的污泥停留時間，無污泥膨脹等優(yōu)點而倍受國內(nèi)外的青睞。其中，高景峰等[3]將硝化污泥，再逐漸顆?；?，亞硝化顆粒污泥的啟動時間為28 d；吳蕾等[4]直接接種亞硝化絮狀污泥，經(jīng)過19 d成功培養(yǎng)亞硝化顆粒污泥。可見，要先將污泥馴化成亞硝化污泥，之后再培養(yǎng)成顆粒污泥，會延長啟動時間。沈祥信等[5]通過接種15%的好氧顆粒污泥，加速了好氧顆粒污泥的培養(yǎng)；Maite Pijuan等[6]通過接種50%的顆粒污泥，啟動時間為18 d。由此可見，添加部分顆粒污泥能夠加速顆粒污泥的啟動。綜上，研究者不論是通過先亞硝化后顆粒化，還是顆?；髞喯趸瑔訒r間都很長。因此，為進一步縮短亞硝化顆粒污泥的啟動時間，本實驗在生活污水的條件下，利用兩個SBR反應(yīng)器分別接種部分亞硝化顆粒污泥和普通的絮狀污泥培養(yǎng)亞硝化顆粒污泥，把顆粒化和亞硝化結(jié)合起來，探究亞硝化顆粒污泥的啟動時間，及兩種亞硝化顆粒污泥啟動過程中的顆粒粒徑，氮素，胞外多聚物(extracellular polymeric substances，EPS)，污泥容積指數(shù)(sludge volume index, SVI)，出水濁度的變化。

2 實驗部分

2.1 試驗裝置與試驗用水

試驗采用2個相同規(guī)格的圓柱形序批式反應(yīng)器(Sequencing Batch Reactor，SBR)，如圖1所示。反應(yīng)器是由有機玻璃制成的圓柱形，直徑8 cm，高度100 cm，總體積5 L，有效容積4 L，反應(yīng)器壁上的垂直方向設(shè)置一排間距為10 cm的取樣口。底部設(shè)置曝氣盤，采用鼓風(fēng)曝氣，用轉(zhuǎn)子流量計調(diào)節(jié)并維持曝氣量在2.0 L×min-1，外部設(shè)置水浴套筒，由溫度控制儀控制反應(yīng)器內(nèi)溫度，反應(yīng)器的溫度維持在24~28℃。

試驗的基礎(chǔ)用水為北京市某家屬區(qū)化糞池水，試驗期間其主要水質(zhì)指標(biāo)如表1所示。R1和R2反應(yīng)器在反應(yīng)開始時，進水為加入140~160 mg×L-1H4+-N和1000~1600 mg×L-1堿度(堿度以CaCO3計)的生活污水，以增加進水的氨氮濃度。到第116個周期后，進水全部為生活污水。

表1 生活污水主要水質(zhì)指標(biāo)

Note: SS-Suspended Solid

2.2 SBR運行方法

R1接種硝化絮狀污泥，其中添加30%的亞硝化顆粒污泥，接種污泥濃度為6.5g×L-1。反應(yīng)器通過時序控制器自動控制，每天運行4個周期，每個周期包含：進水(1 min)，好氧曝氣(控制曝氣時間使氨氮氧化率在80%~90%)，沉淀(10 min)，排水(2 min)，排水比為62.5%。

R2接種絮狀硝化污泥，接種污泥濃度為6.5 g×L-1。反應(yīng)器通過時序控制器自動控制。每天運行4個周期，每個周期包含：進水(1 min)，好氧曝氣(根據(jù)氨氮氧化率確定)，沉淀(18 min)，排水(2 min)，排水比為62.5%。

2.3 分析方法

NH4+-N、NO2--N、NO3--N、SS、VSS、SVI等指標(biāo)均采用國家規(guī)定的標(biāo)準(zhǔn)方法測定[7]，進水的氮素測定一般為反應(yīng)2 min時的進水，以便使污泥混合均勻；pH、DO及溫度的測定采用WTW pH/Oxi 340i便攜式多參數(shù)測定儀；堿度的測定采用ZDJ-2D全自動電位滴定儀；COD的測定采用5B-3BCOD快速測定儀；BOD的測定采用WTWOxiTop BOD分析儀；污泥形態(tài)采用Olympus BX51光學(xué)顯微鏡和數(shù)碼照相機Canon600D觀察和記錄。污泥顆粒平均粒徑、粒徑分布及比表面積采用Malvern Mastersizer 2000激光粒度分析儀進行分析。污泥EPS的提取采用熱提取法，多糖測定采用苯酚硫酸法；蛋白質(zhì)測定采用考馬斯亮藍法，以牛血清蛋白為標(biāo)準(zhǔn)物[8~12]。

3 結(jié)果與討論

3.1 亞硝化顆粒污泥形成過程

R1接種硝化絮狀污泥，其中添加30%的亞硝化顆粒污泥，亞硝化顆粒污泥來自于實驗室以前培養(yǎng)顆粒污泥所排出的細(xì)小顆粒，接種后的R1的平均粒徑為300 μm(圖2(a))。實驗開始時，進水為氨氮濃度180~200 mg×L-1和1000~1600 mg×L-1堿度(堿度以CaCO3計)的生活污水。由于SBR反應(yīng)器的容積交換率為62.5%，則測定2 min的進水的氨氮質(zhì)量濃度為110~130 mg×L-1，亞氮為0~1 mg×L-1，硝氮為2~4 mg×L-1，游離氨(free ammonia, FA)為5~12 mg×L-1，游離亞硝酸(free nitrite acid, FNA)約為零，如圖3和圖5所示。通過控制曝氣時間為80~130 min，相應(yīng)的氨氮氧化率為80%左右，出水的氨氮濃度為15~25 mg×L-1，亞氮為80~90 mg×L-1，硝氮為2~4 mg×L-1，F(xiàn)A約為0~0.5 mg×L-1，F(xiàn)NA約為0.02~0.05 mg×L-1。通過進水FA和出水FNA對NOB的抑制，所以亞硝化率能夠一直維持在95%以上穩(wěn)定運行。經(jīng)過12 d(48個周期)，反應(yīng)器內(nèi)污泥的平均粒徑增至400 μm(圖2(b))，認(rèn)為亞硝化顆粒污泥啟動成功。維持氨氮的氧化率在80%左右，能夠使出水的亞硝化率在95%以上。穩(wěn)定運行18 d(72個周期)后得到的亞硝化顆粒污泥的平均粒徑為590 μm。在第30 d后進水不再額外添加氨氮和堿度。在生活污水的條件下，2 min進水為氨氮濃度40~60 mg×L-1，亞氮0~1 mg×L-1，硝氮2~4 mg×L-1，F(xiàn)A約為1.5~3 mg×L-1，F(xiàn)NA約為零。為避免過量曝氣使亞硝酸鹽氧化菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)增殖，通過控制曝氣時間1~2 h使氨氮的氧化率為80%以上，出水氨氮濃度為9~15 mg×L-1，亞氮為30~45 mg×L-1，硝氮為2~4 mg×L-1，F(xiàn)A約為0.5~1.5 mg×L-1，F(xiàn)NA約為0~0.005 mg×L-1。氨氮的氧化率始終維持在80%以上，經(jīng)過30 d(120個周期)，亞硝化率依然能夠穩(wěn)定在95%以上運行，此時亞硝化顆粒污泥的平均粒徑達到922 μm(圖2(c))。

R2接種絮狀硝化污泥，平均粒徑為169 μm(圖2(d))，實驗開始時，進水與R1相同，進水的FA濃度約為3~9 mg×L-1，F(xiàn)NA約為零，如圖4和圖6所示。通過調(diào)節(jié)曝氣時間為60~80 min，相應(yīng)的氨氮氧化率為60%左右，出水氨氮的質(zhì)量濃度為30~50 mg×L-1，亞氮為50~75 mg×L-1，硝氮為2~40 mg×L-1，F(xiàn)A為1~2 mg×L-1，F(xiàn)NA為0.01~0.02 mg×L-1。由于進出水FA和FNA對NOB的抑制，R2的亞硝化率在第12天就達到了95%，隨后亞硝化率維持在95%以上穩(wěn)定運行了18 d，此時顆粒的平均粒徑為263 μm。在第30天后進水全部為生活污水，為避免過量曝氣使NOB增殖，通過調(diào)節(jié)曝氣時間為2~3 h使氨氮的氧化率在80%以上，出水氨氮的質(zhì)量濃度為9~15 mg×L-1，亞氮為25~35 mg×L-1，硝氮為2~4 mg×L-1，出水FA為0~1 mg×L-1，F(xiàn)NA為0~0.005 mg×L-1。在生活污水的條件下，經(jīng)過12 d(48個周期)的運行顆粒粒徑增長到400 μm(圖2(e))，亞硝化顆粒污泥啟動成功。又經(jīng)過18 d(72個周期)的穩(wěn)定運行，顆粒粒徑達到625 μm(圖2(f))，而亞硝化率始終維持在95%以上穩(wěn)定運行。

由于游離氨對亞硝酸鹽氧化菌和氨氧化菌產(chǎn)生抑制作用的濃度分別為0.1~1.0 mg×L-1和10~150 mg×L-1 [13,14]，當(dāng)FA濃度達到6 mg×L-1時就可完全抑制NOB的生長[15]；FNA完全抑制NOB和AOB生長的濃度分別為0.02 mg×L-1和0.4 mg×L-1 [16~18]。因此通過FA和FNA的聯(lián)合抑制淘汰NOB，使亞硝化率達到95%以上，并且穩(wěn)定運行。由于R1和R2在顆粒形成的過程中，沉淀時間一直維持在10min和18min，因此推斷顆粒污泥由于高曝氣產(chǎn)生較高的上升流速的作用下淘汰污泥來成功啟動亞硝化顆粒污泥。在O`Flaherty[19]的研究中發(fā)現(xiàn)當(dāng)水流的上升流速較低時反應(yīng)器中沒有顆粒污泥的產(chǎn)生，而只有在較大的上升流速條件下才有顆粒污泥出現(xiàn)。因此，R1，R2中的顆粒污泥是在上升流速為0.425 cm×s-1的條件下，將分散的微生物絮體排出反應(yīng)器，那些密度較大的微生物聚集體就保留在反應(yīng)器中，進而促進顆粒污泥的形成。所以在FA，F(xiàn)NA和上升流速的聯(lián)合作用下，成功啟動亞硝化顆粒污泥。

然而，其中R1由于預(yù)先加入的亞硝化顆粒污泥可直接作為顆粒的晶核，使微生物在其表面更容易富集，使得形成亞硝化顆粒污泥的時間大大縮短。因此從對比可以看出R1在第12 d就成功啟動亞硝化顆粒污泥，并且在第60 d 時，形成的顆粒污泥形狀表面光滑，比較規(guī)則；而R2在第42 d成功啟動亞硝化顆粒污泥，在第60 d時，顆粒污泥的表面粗糙，形狀不一。因此R1添加30%的亞硝化顆粒污泥更有利于顆粒污泥的培養(yǎng)。

3.2 顆粒粒徑和EPS的變化

從圖7中可以看出，R1污泥的粒徑變化從剛開始的300 μm，經(jīng)過5 d的培養(yǎng)，顆粒粒徑有所降低，由此可知，污泥中顆粒有所解體，此時顆粒的平均粒徑為260 μm，之后隨著反應(yīng)器的運行，可以看出顆粒的粒徑在迅速增長。到第12 d顆粒的平均粒徑為400 μm，亞硝化顆粒污泥啟動成功，此時的增長速率達到最大值14 μm×d-1，隨后在增長速率為12 μm×d-1下粒徑持續(xù)增長。直到第60 d顆粒的平均粒徑達到922 μm。而反應(yīng)器胞外多聚物中多糖(polysaccharide, PS)的含量從19.16 mg×g-1VSS增長到27.9 mg×g-1VSS，蛋白質(zhì)(protein, PN)的含量從7.77 mg×g-1VSS逐漸降低到4.49 mg×g-1VSS，PS/PN從2.47增長到6.22后，穩(wěn)定在6.00±0.3 mg×g-1，變化平穩(wěn)，EPS總量也變化不大。

從圖8中可以看出，R2污泥的粒徑變化從剛開始的169 μm，在生活污水的培養(yǎng)下持續(xù)增長，到第42 d時，顆粒的平均粒徑達到400 μm，亞硝化顆粒污泥啟動成功，此時顆粒的增長速率達到最大值12.3 μm×d-1，此后顆粒的增長速率穩(wěn)定在12 μm×d-1左右。直到第75 d顆粒的平均粒徑達到824 μm。而反應(yīng)器胞外多聚物中PS的含量從22.44 mg×g-1VSS增長到48.67 mg×g-1VSS，PN的含量從7.43 mg×g-1VSS降低到6.44 mg×g-1VSS，PS/PN從3.02增長到7.42后，穩(wěn)定在(7.6±0.3) mg×g-1左右，變化平穩(wěn)，EPS的總量也變化不大。

從圖7，8中可以看出，在亞硝化顆粒污泥的平均粒徑達到400 μm，即成功啟動亞硝化顆粒污泥后，顆粒的增長速率都在12 μm×d-1，呈穩(wěn)定增長的趨勢。而PS/PN總是在顆粒污泥形成之后才呈穩(wěn)定趨勢，因此EPS的產(chǎn)生可能是由于絮凝體中的微生物通過調(diào)節(jié)自身的能量代謝來抵御環(huán)境壓力的結(jié)果。隨后，為了適應(yīng)新環(huán)境，生物絮體中的EPS會增加，但隨后當(dāng)亞硝化顆粒污泥啟動成功后，系統(tǒng)中的微生物逐漸適應(yīng)環(huán)境，則EPS產(chǎn)生的數(shù)量也不再變化[20]。由于R1中的PS/PN在第30天時幾乎不再發(fā)生變化；而R2中的PS/PN在運行到第46 d時才幾乎不再變化，由此可見，R1中的微生物能夠盡快地適應(yīng)新的環(huán)境，能夠更有效地抵御環(huán)境的變化，耐沖擊負(fù)荷。因此，R1更有利于適應(yīng)水質(zhì)的變化。

3.3 亞硝化顆粒污泥的沉降性能

平均濁度是SBR反應(yīng)器每個周期排出水的濁度的平均值，它很好的反應(yīng)了污泥淘汰的狀況。由圖9可以看出，R1在沉淀時間為10 min時，隨著污泥的淘汰，SBR出水的濁度先升高然后降低，到第36 d，出水的濁度在20(NTU)趨于穩(wěn)定；如圖10所示，而R2在沉淀時間為18 min時，隨著污泥的淘汰，SBR反應(yīng)器的出水濁度也是先升高然后降低，在第53 d時，才穩(wěn)定在30(NTU)。因此選擇合適沉淀時間，控制好出水的濁度，才能保證污泥不被完全流失。

SVI是指泥水混合液經(jīng)30 min靜沉后，相應(yīng)的1 g干污泥所占的容積，SVI值能較好地反應(yīng)出后行污泥的松散程度和凝聚沉降性能[21]。如圖9所示，R1反應(yīng)器在亞硝化顆粒污泥的形成過程中，隨著顆粒粒徑的增大，污泥的SVI從最初的43 mL×g-1逐漸降低，最后維持在24 mL×g-1；如圖10所示，R2反應(yīng)器在顆粒污泥的形成過程中，SVI從48 mL×g-1逐漸降低到32.2 mL×g-1。

從圖9，10中可以看出當(dāng)SVI穩(wěn)定之后，出水的濁度也在逐漸的趨于平穩(wěn)，也就是說明，出水中排出的污泥濃度也在逐漸減少到穩(wěn)定的狀態(tài)。因此，可以推斷之后反應(yīng)器的污泥濃度即將有所增長。而R1的最后SVI值維持在(24±3) mL×g-1，R2的SVI值最后為(32.2±3) mL×g-1，SVI數(shù)值小說明污泥的沉淀性能好[22]。由此可見，R1凝聚沉降性能較好。因此，R1更有利于污泥濃度的增長。

寫作能力直接反映了學(xué)生運用語言文字的能力。而“作文離不開生活”“生活是作文的源泉”是我們都明白的道理，教師應(yīng)搭建生活經(jīng)驗與寫作之間的橋梁：有效地整合教學(xué)資源，豐富校內(nèi)外各項活動，讓寫作成為一種樂趣；充分利用生活素材，讓寫作成為內(nèi)在的需要；運用多元評價機制，讓學(xué)生對寫作有一種自發(fā)的驕傲。

4 結(jié) 論

1)在生活污水條件下，接種部分亞硝化顆粒污泥的反應(yīng)器在第12天時成功啟動亞硝化顆粒污泥，而只接種硝化絮狀污泥的反應(yīng)器在第42 d才成功啟動。因此通過控制反應(yīng)器中的FA，F(xiàn)NA和上升流速，可以將亞硝化和顆?；Y(jié)合起來，縮短亞硝化顆粒污的啟動時間。并且通過添加部分亞硝化顆粒污泥能夠進一步縮短亞硝化顆粒污泥的啟動時間。

2)接種部分亞硝化顆粒污泥反應(yīng)器的PS/PN從2.47增長到6.22后，在30 d后穩(wěn)定在6.00±0.3，變化平穩(wěn)；只接種硝化絮狀污泥的PS/PN從3.02增長到7.42后，在46 d后穩(wěn)定在7.6±0.3左右。因此接種部分亞硝化顆粒污泥使微生物能夠盡快的適應(yīng)新的環(huán)境，抵御環(huán)境的變化。

3)接種部分亞硝化顆粒污泥的SVI值維持在(24±3) mL×g-1；只接種硝化絮狀的SVI值最后為(32.2±3) mL×g-1。由此可見，接種部分顆粒污泥使微生物的凝聚沉降性能好。因此，接種部分亞硝化顆粒污泥有利于污泥微生物的增長。

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Rapid Startup of Nitrosification of Granular Sludge for Treatment of Domestic Sewage

ZHANG Cui-dan1, LI Dong1, LIANG Yu-hai1, WU Qing1, SU Qing-ling1, YANG Yin1ZHANG Jie1,2

(1. Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering,Beijing University of Technology, Beijing 100124, China; 2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)

Two sequencing batch reactors (SBR) named R1 and R2 were used to investigate the rapid startup strategy of nitrosification of granular sludge. Nitrificated floc sludge was seeded in the two reactors separately, and R1 was additionally seeded with 30% nitrosificatied granular sludge. The results show that R1 is successfully started-up after 12 d (48 cycles), while R2 was started-up after 42 d(168 cycles). Both of the nitrosification rates reach to 95%, and the average particle size are 922 and 625 μm on day 60, respectively. These results suggest that the nitrosification process of granular sludge can be rapidly started-up by simultaneously processing of nitrosification and granulation, and seeding a part of nitrosificated granular sludge can significantly shorten the start-up period. The ratio of PS/PN in R1 is stable, which indicates stronger anti-impact ability of the microorganisms in R1. Effluent turbidity and SVI results suggest that the sludge in R1 is more compact with better settleability.

sequencing batch reactor; nitrosation; granular sludge; domestic sewage; extracellular polymeric substances

1003-9015(2016)01-0182-07

X703.1

A

10.3969/j.issn.1003-9015.2016.01.027

2014-03-14；

2014-06-05。

國家自然科學(xué)基金(51222807)；國家重大科技專項水專項(2012ZX07202-005)。

張翠丹(1989-)，女，河北石家莊人，北京工業(yè)大學(xué)碩士生。通訊聯(lián)系人：李冬，E-mail：lidong2006@bjut.edu.cn