好氧颗粒污泥系统启动和颗粒特性研究

张 捍 民， 王 永飞， 王 新 华， 杨 凤 林

（1.大连理工大学 工业生态与环境工程教育部重点实验室，辽宁 大连 116024；2.大连理工大学 化工学院，辽宁 大连 116024）

0 引 言

好氧颗粒污泥（aerobic granular sludge，AGS）生物结构规则致密，密度大、沉降速度快，生物活性高、密集度大，可使反应器保持较高的生物量并提高容积负荷.与传统活性污泥法相比，好氧颗粒污泥法可简化工艺流程、缩减占地面积（可减至传统活性污泥法的1/4），降低投资和运行成本（较传统活性污泥法降低7%～17%），成为目前国际研究热点[1～6]，认为是传统生化法的未来替代技术[7].但好氧颗粒污泥形成过程影响因子众多，目前仍没有确切的机理解释[6].Kong等[8]考察高径比分别为24、16、8、4条件下颗粒污泥形成特点，发现所形成颗粒的物理特性和微生物群落结构类似，认为反应器高径比对于颗粒化和颗粒特性没有影响.Qin等[9]研究不同沉淀时间对污泥颗粒化的影响，结果表明5 min沉淀时间反应器成功实现颗粒化，沉淀时间分别为10、15、20 min的反应器得到的均是颗粒与絮体的混合物，表明沉淀时间的设定对于颗粒化进程具有重要影响.曝气形成表观气速（superficial air velocity，SAV）与颗粒污泥形成、结构和生物代谢关系密切，Liu等[10]认为SAV低于0.3 cm/s，好氧颗粒污泥无法形成[10]；McSwain等的研究表明，SAV低于1.0 cm/s时，已形成的好氧颗粒污泥解体成为絮体[11].但在 Wan等的研究中，以缺氧/好氧序批运行的SBR反应器，SAV为0.63 cm/s时，形成SVI30为45 m L/g的致密稳定好氧颗粒污泥[12].

选择压的本质是施加于微生物并调整其特性和行为的驱动力，是目前公认的颗粒形成重要作用力之一[13].因此，本试验采用气提式间歇反应器（sequencing batch airlifting reactor，SBAR）以保持有机负荷不变、逐步缩短沉降时间和提高氮负荷的方法实现絮状活性污泥颗粒化，考察颗粒化过程中污泥物理、化学、生物活性变化，分析水力选择压和生物选择压共同作用下的好氧颗粒污泥系统启动过程及颗粒特性，以进一步解析复杂培养条件对颗粒形成和性质的影响.

1 试验装置和方法

1.1 试验装置与操作

本试验所用气提式间歇反应器由有机玻璃制成，总体积3.4 L，有效容积2.5 L；其中，外管直径8.0 cm，高100 cm，内管直径4.4 cm，高70 cm.反应器排水口位于距底部40 cm处.反应器的气体流量为0.1 m3/h，相当于表观气体流速为1.8 cm/s.反应器进水、曝气、沉降时间等均由双时间继电器自动控制，其中进水5 min，曝气360 min，沉降50～5 min，排水1 min.反应器于室温（25±3）℃下运行.试验装置如图1所示.

图1 SBAR反应器装置图Fig.1 Schematic diagram of SBAR installation

空气经空气压缩机从反应器底部进入内管（升流区），形成的气流推动液体和颗粒污泥在内管中向上运动，然后在内外管壁之间（降流区）向下运动；混合液可在内、外管壁间循环流动，从而使污泥在好氧、缺氧交替的环境中形成具有同步硝化反硝化功能的好氧颗粒污泥.

接种污泥沉降性能较差，为防止试验初期污泥大量流失，沉降时间ts初始为50 min，而后逐步降低至5 min；NH＋4－N浓度从50 mg/L逐步增加至200 mg/L，操作方法如图2所示.

1.2 接种污泥

接种污泥来自大连春柳河污水厂二沉池的活性污泥，其中含有大量硝化菌群、原生动物以及极少量后生动物.污泥容积指数（SVI）为170 m L/g，污泥粒径均在0.1 mm以下，平均粒径为0.078 mm.

图2 沉降时间和氨氮浓度的操作过程Fig.2 Operation process of stepwise decreasing settling time and increasing substrate NH＋4－N concentration

1.3 进水组成

1.4 分析项目与方法

污泥浓度（MLSS）、挥发性污泥浓度（MLVSS）采用标准方法测定[14].表观污泥产率根据计算，其中XVSS1、XVSS2、Xe分别为循环周期初始和末期MLVSS及出水MLVSS（mg/L），Vt和Ve分别为SBAR工作体积和出水体积（L），tc为循环时间，Ci和Ce分别为进出水COD浓度（mg/L）.沉降速率采用重力沉降法[16]测得.颗粒平均粒径采用激光粒度仪（Lasentec，Redmond，USA）测得.污泥形态和结构特征利用光学显微镜和扫描电镜（SEM）观察.NH＋4－N、NO－2－N、NO－3－N分别采用纳氏试剂光度法、N－（1－萘基）－乙二酸光度法、酚二磺酸光度法[14]测定；TN采用TOC分析仪（TOC－VCPH，SHIMADZU，Japan）检测.溶解氧（dissolved oxygen，DO）利用 Model YSI－55溶解氧测定仪测定.颗粒内异养菌（heterotroph）、氨氧化菌（AOB）、亚硝酸盐氧化菌（NOB）活性根据Ochoa 等[17]所 述 方 法，分 别 用 （SOUR）H、（SOUR）AOB、（SOUR）NOB表示，以（SOUR）AOB和（SOUR）NOB之和表示硝化菌种的活性，记为（SOUR）N.

2 结果与讨论

2.1 污泥形态特征

通过水力选择压和生物选择压共同作用培养好氧硝化颗粒污泥.接种污泥未经驯化直接投入反应器内培养，初始污泥呈絮体状，如图3（a）所示.初始进水NH＋4－N负荷为0.1 kg·m－3·d－1，第5 d，沉降时间从初始50 min降至15 min，并将NH＋4－N负荷提高至0.2 kg·m－3·d－1，以使硝化菌群逐步富集，期间污泥形态未观察出明显变化.第7 d，有少量小颗粒出现.第8 d，维持NH＋4－N负荷不变，将沉降时间降为10 min，至第16 d颗粒数量明显增加，颗粒平均粒径增至0.2 mm，少量颗粒粒径达到0.5 mm（如图3（b）），颗粒化倾向更趋明显.第17 d，将NH＋4－N负荷增至0.3 kg·m－3·d－1，以进一步促进硝化菌群的生长繁殖.沉降时间在第23 d后减少并维持至5 min，使沉降性能较差的污泥进一步被排出，第27 d观察仍有部分絮状污泥存在（如图3（c））.但至第36 d，颗粒已占优势，颗粒平均粒径达到0.5 mm（如图3（d）），并且污泥沉降性能基本趋于稳定，认为好氧颗粒污泥反应器成功启动，36 d内颗粒粒径平均增长速率约为12.2μm·d－1.第45 d将NH＋4－N负荷提高至0.4 kg·m－3·d－1，第65 d和90 d颗粒形态分别如图3（e）、（f）所示，可见65 d后污泥已完全颗粒化，第90 d测得颗粒平均粒径达到0.9 mm.90 d内粒径平均增长速率约为9.3μm·d－1.和其他文献报道[18、19]比较，本试验所形成的好氧颗粒污泥粒径较小、生长速度较慢，进一步验证了氮负荷提高可减缓好氧颗粒污泥的粒径增长速度[18].

图3 颗粒化过程中颗粒形态特征变化Fig.3 Morphology of granules in the process of granulation

缩短沉降时间可使沉降性能差的污泥被淘汰，从而使沉降性能较好的污泥处于相对较高的污泥负荷环境中，促进了微生物细胞的生长繁殖，进一步使其维持在较高生长速率状态下，因此硝化好氧颗粒污泥粒径的增长速度随着沉降时间减少而增大.但颗粒增长速度随ρ（N）/ρ（COD）增大而减小，因为异养菌比生长速率高于硝化菌，在ρ（N）/ρ（COD）较低时，异养菌为优势菌种，对污泥成长起着主要贡献作用，所形成颗粒结构疏松，空隙较多，如图4（a）所示.随着ρ（N）/ρ（COD）提高，硝化菌被富集，与异养菌对底物的竞争增强，从而减弱了异养菌对污泥成长的贡献；由于硝化菌种生长速度较慢，其成为优势菌种后显然对污泥粒径的贡献作用要降低，不过颗粒结构致密，如图4（b）、（c）所示.已有研究表明，生物膜和颗粒污泥密度与微生物生长速度呈反相关，生长速度较大的生物膜或颗粒，其密度较小[16、19、20]；以上研究与本研究结果相符，表明选择慢速生长微生物成为优势菌种可减缓颗粒粒径增长速度，避免颗粒由于粒径过大形成大量空穴而过早解体，同时可增强颗粒结构致密程度.

图4 颗粒表面的微观结构Fig.4 SEM images of granular surface

2.2 生物量和沉降性能变化

从图5可见，污泥加入反应器1 d后，MLSS为3382 mg/L，MLVSS为2528 mg/L.在前8 d内由于初始培养时污泥沉降性能很差，沉降时间从50 min急剧缩短至10 min，导致污泥严重流失，从而使反应器内污泥浓度大幅下降，即使在沉降时间缩短至5 min后一个月内仍是不断减小，从第2 d至第53 dMLSS、MLVSS分别从3382 mg/L、2528 mg/L 降 至 1834 mg/L、1474 mg/L，但VSS/SS（MLVSS/MLSS的简写）从0.74不断增至0.80，前53 d内污泥负荷为0.4～0.6 g·g－1·d－1，表观污泥产率为0.40～0.52 g·g－1.第53 d后反应器内生物量不断增长，至第83 d，MLSS、MLVSS分别达到5855 mg/L、4869 mg/L，期间VSS/SS维持在0.80～0.84，污泥负荷降为0.2～0.4 g·g－1·d－1，表观污泥产率减小至0.17～0.25 g·g－1.在SBAR内，新生微生物主要存在于颗粒中或是游离于颗粒之外，由于营养物质传质限制，颗粒内微生物的增长速率必然小于游离微生物或絮体内微生物的增长速率，强化水力选择压后，游离微生物或絮体被大量淘汰，生物量增长主要依靠颗粒内部新生微生物增长的贡献.随着氮负荷提高和游离微生物或絮体被淘汰，颗粒内微生物处于相对较高的污泥负荷微环境中，促进了其生长繁殖，从而表现为VSS/SS的增加.随着生物量增长，污泥负荷降低，基质的快速降解使微生物较早进入内源呼吸状态，从而使表观污泥产率降低，另外，硝化菌群增值速率低也是表观污泥产率低的主要原因.

图5 MLSS、MLVSS和VSS/SS的变化Fig.5 Profiles of MLSS，MLVSS and VSS/SS

在某一设定沉降时间下，沉降速率大于vs，min的污泥存留于反应器中而小于vs，min的污泥被淘汰.从图6可见，逐步缩短沉降时间可选择沉降性能良好的污泥，污泥的SVI从96.4 m L/g不断减小，40 d后维持在（15±5）m L/g范围内；第83 d，颗粒的平均沉降速率从初始3.80 m/h增大至38.3 m/h.由于悬浮污泥的沉降速率通常在3～5 m/h[13]，沉降时间降至5 min可使沉降速率小于4.56 m/h的悬浮污泥被淘汰，从而减小了其与颗粒污泥对营养物质的竞争，使沉降性能良好的颗粒污泥在反应器内占绝对优势.

图6 颗粒的SVI和沉降速率的变化Fig.6 Profiles of SVI and settling velocity

2.3 颗粒硝化性能

反应器运行期间，COD去除率在前10 d内从55%很快增大至80%，之后一直在80%±5%范围内波动（未在图中呈现），污泥的硝化性能良好，10 d后NH＋4－N去除率达到98%以上，并保持稳定，如图7所示.

图7 SBAR反应器的硝化特性Fig.7 Nitration performance of SBAR

NH＋4－N负荷低于0.4 kg·m－3·d－1期间只有少量NO－2－N生成，未出现NO－2－N和NO－3－N浓度剧烈波动；当NH＋4－N负荷提高至0.4 kg·m－3·d－1时（第45 d），反应器中出现NO－2－N积累，待NOB适应环境后，抑制作用逐渐减弱，NO－2－N积累现象消失.

进水NH＋4－N负荷分别为0.2和0.4 kg·m－3·d－1时不同形态氮浓度的变化趋势基本相同，硝化反应在4 h内基本进行完全，NH＋4－N去除率达到98%以上，NO－2－N在2 h积累量达到最大并在4 h时降至0.1 mg/L以下，NO－3－N在4 h内增长较快，之后增长变慢，如图8所示.试验测得，当NH＋4－N负荷为0.2和0.4 kg·m－3·d－1时，单位质量污泥的NH＋4－N反应速率、NO－2－N生成速率和NO－3－N生成速率在曝气后（溶解氧浓度大于5 mg/L）4 h内，分别为4.39、2.01、3.45 g·g－1·h－1和5.01、1.45、4.15 g·g－1·h－1.比较这两种氮负荷条件下颗粒的硝化特性可知，氮负荷的提高促进了硝化菌群富集，并提高了其对底物的利用能力.

图8 各形态氮在一个操作周期内的变化过程Fig.8 Tests of NH＋4－N，NO－2－N，NO－3－N and TN concentration in one cycle time

2.4 微生物活性

从图9可见，在好氧颗粒污泥系统启动期间，随着ρ（N）/ρ（COD）增大，污泥中各菌种的活性都不断增大，其中AOB和NOB的活性近似地呈线性增长变化，AOB活性增长明显高于NOB；前10 d异养菌活性增幅较大，之后增长缓慢.有文献报道，好氧颗粒污泥系统启动期间AOB和NOB的活性变化与本试验结果相似，但异养菌活性随ρ（N）/ρ（COD）增大而减小[16、18].分析本试验结果原因可能是有机负荷已经满足异养菌生长代谢对有机碳的需求量，氮负荷增大进而促进其活性的提高，Qin等[21]的实验结果也验证了本原因.从图9硝化菌种和异养菌活性比值的变化来看，53 d内（SOUR）N/（SOUR）H从0.44提高至0.93，表明逐步提高ρ（N）/ρ（COD）可促使颗粒中硝化菌种的活性占优势.

图9 异养菌、氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌的活性及硝化菌与异养菌相对活性变化Fig.9 Respirometric activities of heterotrophs，AOB and NOB and relative activity of nitrifying bacteria to heterotrophs

3 结 论

（1）通过水力选择压与生物选择压共同作用实现好氧硝化颗粒污泥反应器启动，36 d反应器启动成功，65 d后完全颗粒化，90 d内颗粒平均粒径增速为9.3μm·d－1；生物量出现增长后，污泥负荷为0.2～0.4 g·g－1·d－1，表观污泥产率为0.17～0.25 g·g－1.

（2）反应器除污染效果好，10 d后COD去除率稳定在80%±5%，NH＋4－N去除率大于98%；且随着ρ（N）/ρ（COD）增大，AOB、NOB和异养菌的活性都在增大.

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