SNAD反应器中颗粒污泥和絮体污泥脱氮特性

郑照明，杨函青，马 静，赵白航，陈光辉，李 军（北京工业大学水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室， 北京 100124）

SNAD反应器中颗粒污泥和絮体污泥脱氮特性

郑照明，杨函青，马 静，赵白航，陈光辉，李 军*（北京工业大学水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室， 北京 100124）

通过血清瓶批试研究了温度为30℃时， SNAD（simultaneous partial nitrification， anaerobic ammonium oxidization and denitrification）反应器内的颗粒污泥R1（1～2.5mm）和絮体污泥R2（0～0.25mm）的脱氮特性. 结果表明，颗粒污泥的好氧氨氮和好氧亚硝态氮氧化活性分别为0.166，0kgN/（kg VSS.d）.厌氧氨氧化、亚硝态氮反硝化、硝态氮反硝化总氮去除速率分别为0.158，0.105，0.094kgN/（kg VSS.d）.絮体污泥的好氧氨氮氧化活性和好氧亚硝态氮氧化活性分别为 0.180，0kgN/（kg VSS.d）.厌氧氨氧化、亚硝态氮反硝化、硝态氮反硝化总氮去除速率分别为0.026，0.096，0.108kgN/（kg VSS.d）.颗粒污泥和絮体污泥都具有良好的亚硝化性能和反硝化性能.颗粒污泥的厌氧氨氧化性能良好，絮体污泥的厌氧氨氧化性能较差.扫描电镜显示，在SNAD颗粒污泥的表面主要是一些短杆菌和球状菌.在SNAD颗粒污泥中心区域主要为火山口状细菌.在絮体污泥中，同时存在短杆菌，球状菌和火山口状细菌.

厌氧氨氧化；亚硝化；反硝化；颗粒污泥；絮体污泥

传统生物脱氮通常采用硝化和反硝化工艺.为了保证反硝化的充分进行，需要额外投加有机碳源，不仅增加运行成本，还会导致污泥产量增加.短程硝化反硝化工艺可以减少25%的曝气量和40%的碳源［1］.厌氧氨氧化菌能够在厌氧条件下将和转化为氮气，无需有机碳源［2-3］.SNAD工艺是指控制合适的条件，使亚硝化菌，厌氧氨氧化菌，反硝化菌在一个反应器中共存， 实现总氮的高效去除.陈慧慧等［4］采用人工配水，温度控制为35℃，在生物转盘反应器内实现了SNAD工艺.徐峥勇等［5］采用间歇曝气的方式，控制温度为30℃，在SBR反应器中启动了处理垃圾渗滤液的SNAD工艺.但是，针对城市生活污水开展的SNAD工艺研究鲜有报道.本课题组在SBR反应器中控制温度为30℃，实现了处理城市生活污水的SNAD颗粒污泥工艺［6］.厌氧氨氧化菌生长缓慢，倍增时间长达11d［7］，采用颗粒污泥工艺有助于提高反应器对微生物的持流能力，保证反应器的稳定运行［8］.刘常敬等［9］的研究表明，以anammox颗粒污泥为核心的UASB反应器可以抵抗苯酚的毒性，实现厌氧氨氧化和反硝化的耦合脱氮.厌氧氨氧化菌对氧气非常敏感［10］，颗粒污泥粒径对溶解氧的传质影响很大［11-12］，可以缓解氧气对厌氧氨氧化菌的抑制.但是絮体污泥具有更好的传质效率和更大的比表面积，更有利于物质的交换［13］.明确颗粒污泥和絮体污泥在SNAD反应器中的脱氮特性对于SNAD反应器的优化运行具有重要的意义.本实验采用筛网对SNAD反应器内的污泥进行筛选，得到颗粒污泥（1～2.5mm）和絮体污泥（0～ 0.25mm），研究颗粒污泥和絮体污泥的脱氮特性，从而为SNAD工艺的工程应用提供指导作用.

1 材料与方法

1.1 SNAD污泥与进水

SNAD反应器的运行情况参照文献［6］.经过74d，反应器表现出良好的脱氮性能，在第75d，从反应器中取出污泥进行污泥特性研究.SNAD颗粒污泥表面为一些灰色絮体，颗粒污泥内部为鲜红色.SNAD反应器进水为北京工业大学家属区生活污水，试验阶段主要水质指标如下： CODCr200～300mg/L；60～80mg/L；＜1mg/L；＜1mg/L； TOC 50～60mg/L； TN 100～140mg/L； pH为7.5～8.0；碱度300～400mg/L.

1.2 SNAD污泥反应器运行工况

SNAD反应器采用SBR形式，装置如图1所示.反应器为圆柱形结构，高62cm，直径38cm，总体积为90L，有效容积为70.3L；在底部设置曝气盘，采用转子流量计调节曝气量；反应器中安装搅拌器（转速200r/min）来进行混合，以加强传质效果；采用温度控制箱在线监测并控制反应器内水温；排水口设置在底部以上20cm处，排水比为67.7%；

SNAD反应器运行条件为：控制反应器内温度为30℃，曝气量为40L/h，周期内溶解氧为0.15～1.4mg/L，pH值不控制，控制反应周期为9h，每个周期包括进水（5min），曝气（528min），沉淀（6min），排水（6min）.反应器的进水总氮负荷为0.14kg N/（m3.d），总氮去除负荷为0.11kg N/（m3.d）.

图1 SBR反应器示意Fig.1 The schematic diagram of SBR reactor

1.3 分析方法

扫描电镜（SEM）样品制备主要步骤：固定、冲洗、脱水、置换、干燥、粘样、镀膜.取出少量颗粒污泥，清洗2～3次后，经2.5%戊二醛固定1.5h，使用PBS清洗3遍，随后经体积分数分别为50%，70%，80%，90%和100%的乙醇进行梯度脱水，每次脱水10～15min，然后用乙酸异戊酯置换，置换后的样品于37℃干燥.干燥后，在样品表面镀上一层厚度为1500nm的金属膜，使用Hitachi S-4300型扫描电镜对样品进行观察.

1.4 批试实验

1.4.1 批试污泥 从SNAD反应器取出污泥，于烧杯中静置沉淀，倒去上清液，加入自来水搅拌均匀，静置沉淀倒去上清液，重复3次以去除污泥中的残留基质，然后采用不锈钢筛网过滤得到颗粒污泥R1（1～2.5mm）和絮体污泥R2（0～0.25mm）.絮体污泥4000r/min离心2min，取离心后的浓缩絮体污泥进行批试活性测定.

1.4．2 批试试验水质 试验采用人工配水，主要氮素成分为NH4Cl，NaNO2，KNO3，碳源为乙酸钠，碱度采用NaHCO3调节.各脱氮活性测定时的配水组分见表1.

表1 脱氮活性测定时的主要配水组分（mg/L）Table 1 The synthetic wastewater used for measuring nitrogen removal performance （mg/L）

1.4．3 批试试验装置和程序 批试试验采用500mL血清瓶.污泥浓度的确定：用分析天平称取20g左右湿污泥，将污泥和模拟配水一起放入有效容积为500mL血清瓶中.同时取5g左右湿污泥用滤纸包好，经烘箱和马弗炉处理，烘干时间及温度同常规污泥浓度测量条件相同，得到干物质/湿泥、挥发性物质/湿泥的比值，然后反算血清瓶中相应的MLSS，MLVSS.厌氧氨氧化活性数值的测定方法参照文献［14-15］，为了保证颗粒污泥的厌氧氨氧化活性，进行如下操作：配置泥水混合液；启动恒温磁力搅拌器，转速为200r/min，盖紧瓶塞，通氮气30min（氮气纯度99.999%）；停止通氮气，将血清瓶将连同磁力搅拌器放入30 ℃的恒温培养箱中，每隔1h取样测定主要组分浓度，每次取样体积5mL.亚硝态氮和硝态氮反硝化活性测定：操作方法同厌氧氨氧化活性的测定.好氧氨氮氧化活性和亚硝态氮氧化活性测定：配置泥水混合液；往血清瓶中鼓入空气，曝气量控制为250mL/min（周期内DO大于6mg/L），启动恒温磁力搅拌器，转速为200r/min，将血清瓶将连同磁力搅拌器放入30℃的恒温培养箱中，每隔1h取样测定主要组分浓度，每次取样体积5mL.

2 结果与讨论

2.1 好氧氨氮氧化活性

如图2所示，在底物浓度充足的情况下，颗粒污泥和絮体污泥对的转化均表现出较好的线性关系.对底物转化线性阶段进行直线拟合，求得颗粒污泥和絮体的转化速率分别为0.166，0.180kgN/（kg VSS.d）.

图2 R1和R2的好氧氨氮氧化活性Fig.2 The aerobic ammonium oxidation activity of R1， R2

研究表明，絮体污泥比颗粒污泥具有更好的传质效率和更大的比表面积，可以展现更好的生物活性［13］.颗粒污泥粒径对溶解氧传质有很大的阻碍作用，而絮体污泥对溶解氧的阻碍作用较小，对硝化作用更有利. Philips等［11］的研究结果表明，当溶液中的DO为3.3mg/L时，在生物膜表面以内30μm处，DO降低为0mg/L. Rathnayake等［12］的研究表明，当溶液中的DO为2mg/L时，在颗粒污泥表面以内300μm处， DO降低为0mg/L.因此当溶液中的DO很高时，在颗粒污泥内部存在很大的低DO区域，在低溶解氧区域的AOB的活性将受到抑制.但是批试结果表明，颗粒污泥的好氧氨氮氧化活性仅比絮体污泥低了8.4%.可能的原因是，虽然絮体污泥在传质效率和溶解氧的传递上比颗粒污泥更具有优势，但是颗粒污泥有助于提高微生物的持流能力［16-17］，在颗粒污泥表面的AOB不易流失，AOB不断得到富集，在数量上占绝对优势，颗粒污泥表面的AOB利用溶解氧进行好氧氨氮氧化，而絮体污泥中AOB容易随出水流失，占总菌的数量较小，从而表现为颗粒污泥和絮体污泥的好氧氨氮氧化活性相差不大.

2.2 好氧亚硝态氮氧化活性

图3 R1和R2 的好氧亚硝态氮氧化活性Fig.3 The aerobic nitrite oxidation activity of R1， R2

如图3所示，颗粒污泥和絮体污泥都无好氧亚硝态氮氧化能力.反应器内基质的缺乏和低浓度溶解氧是NOB活性受到抑制的主要原因. Wiesmann等［18］的研究表明AOB和NOB的氧饱和动力学常数分别为0.3，1.1mg/L，在SNAD反应周期内，溶解氧浓度为0.15～1.4mg/L，NOB的活性受到限制.由于颗粒污泥对溶解氧传质的影响，在颗粒污泥表面的NOB受到的溶解氧限制作用比絮体污泥更大.SNAD颗粒污泥所在SBR反应器周期内浓度为0～5.4mg/L. van der Star等［19］的研究发现， NOB对于的半饱和常数为12～955mmol/L，而厌氧氨氧化菌对的半饱和常数为0.2～3mmol/L，厌氧氨氧化菌对的亲和能力更强.同时在颗粒污泥内部低DO区域，反硝化菌能够利用碳源将还原为氮气，因此颗粒污泥内的NOB受到的限制比絮体污泥更大.

2.3 厌氧氨氧化活性

图4 R1和R2 的厌氧氨氧化活性Fig.4 The specific anammox activity of R1， R2

如图4所示，颗粒污泥和絮体污泥的厌氧氨氧化的总氮去除速率分别为0.158，0.026kgN/（kg VSS.d），去除速率分别为0.051，0kgN/（kg VSS.d）.颗粒污泥具有良好的厌氧氨氧化能力，絮体污泥厌氧氨氧化能力较差，絮体污泥的总氮主要是通过内源反硝化去除的.

当氧分压超过0.5%的空气饱和度时，厌氧氨氧化菌的厌氧氨氧化活性将会受到抑制［10］. SNAD反应器周期内的溶解氧浓度为0.15～ 1.4mg/L，对絮体污泥中的厌氧氨氧化菌的活性将起到抑制作用.颗粒污泥表面的AOB利用溶解氧将氧化为，有助于降低颗粒污泥表面的溶解氧浓度，缓解氧气对厌氧氨氧化菌的抑制作用.其次，颗粒污泥粒径对溶解氧传质的阻碍导致颗粒污泥内部存在很大的厌氧区域，有助于厌氧氨氧化的进行.厌氧氨氧化菌富集培养物只有在细菌密度高达1010个/mL以上时，才能显现出厌氧氨氧化活性［20］.本实验中的颗粒污泥内部聚集了红色的厌氧氨氧化菌，细胞密度较高，有助于厌氧氨氧化的发生.絮体污泥内的细菌较为分散，厌氧氨氧化菌的密度较低，不利于厌氧氨氧化的发生.

2.4 反硝化活性

图5 R1和R2的亚硝态氮反硝化活性Fig.5 The denitrification activity over nitrite of R1， R2

图6 R1和R2的硝态氮反硝化活性Fig.6 The denitrification activity over nitrate of R1， R2

2.5 污泥扫描电镜

图7 颗粒污泥表面（A）和内部（B）及絮体污泥（C）扫描电镜Fig.7 The SEM images： granular sludge surface （A） and internal part（B）， floc sludge （C）

如图7所示，在SNAD颗粒污泥的表面（图7A）主要是一些短杆菌和球状菌，短杆菌大小约为0.5μm×2μm，球状菌直径为0.8～1.0μm，结合反应器的脱氮特性和批试结果，这些细菌可能为AOB和反硝化菌的复合体.在SNAD颗粒污泥中心区域（图7B）主要为火山口状细菌，直径为0.8～1.2μm，应为厌氧氨氧化菌，和Kartal等［21］的研究一致.在絮体污泥中（图7C），同时存在短杆菌，球状菌和火山口状细菌.郭建华等［22］的研究得到的AOB形态主要为短杆菌.彭安等［23］的研究表明，anammox颗粒污泥表面的AOB主要为球状菌.Zhong等［24］的研究表明厌氧氨氧化反硝化耦合脱氮颗粒污泥表面的反硝化菌主要为短杆状.污泥中微生物的种类有待于分子生物学技术的进一步验证.

3 结论

3.1 SNAD反应器中的颗粒污泥和絮体污泥具有良好的亚硝化性能，好氧氨氮氧化活性分别为0.166，0.180kgN/（kg VSS.d），相差不大，无好氧亚硝态氮氧化能力.颗粒污泥有助于提高AOB的持流能力，使得颗粒污泥表面的AOB得到富集，从而缓解由于溶解氧传质阻碍对硝化性能造成的不利影响.

3.2 颗粒污泥的厌氧氨氧化，亚硝态氮反硝化，硝态氮反硝化总氮去除速率分别为0.158，0.105，0.094kgN/（kg VSS.d）.絮体污泥的厌氧氨氮氧化，亚硝态氮反硝化，硝态氮反硝化总氮去除速率分别为0.026，0.096，0.108kgN/（kg VSS.d）.颗粒污泥和絮体污泥都具有良好的反硝化性能.颗粒污泥表现出良好的的厌氧氨氧化性能，絮体污泥的厌氧氨氧化性能较差.

3.3 在SNAD颗粒污泥的表面主要是一些短杆菌和球状菌，短杆菌大小约为0.5μm×2μm，球状菌直径为0.8～1.0μm，结合反应器的脱氮特性和批试结果，这些细菌可能为AOB和反硝化菌的复合体.在SNAD颗粒污泥中心区域主要为火山口状细菌，应为厌氧氨氧化菌.在絮体污泥中，同时存在短杆菌，球状菌和火山口状细菌.

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The nitrogen removal performance of granules and flocs in SNAD reactor.

ZHENG Zhao-ming， YANG Han-qing，MA Jing， ZHAO Bai-hang， CHEN Guang-hui， LI Jun*（Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering， Beijing University of Technology， Beijing 100124， China）. China Environmental Science， 2015，35（10）：2996～3002

The nitrogen removal performance of granules R1 （1～2.5mm） and flocs R2 （0～0.25mm） retrieved from SNAD（simultaneous partial nitrification， anaerobic ammonium oxidization and denitrification）reactor was investigated by serum bottle batch tests under 30℃. To the granules， the aerobic ammonium and aerobic nitrite oxidation activity were 0.166and 0kgN/（kg VSS.d）， respectively. The specific anammox activity， denitrification activity over nitrite， denitrification activity over nitrate were 0.158， 0.105， 0.094kgN/（kg VSS.d）， respectively. To the flocs， the aerobic ammonium and aerobic nitrite oxidation activity were 0.180 and 0kgN/（kg VSS.d）， respectively. The specific anammox activity， denitrification activity over nitrite， denitrification activity over nitrate were 0.026， 0.096， 0.108kgN/（kg VSS.d）， respectively. Both granules and flocs exhibited good partial nitrification activity and denitrification activity. The specific anammox activity of granules was obvious while the flocs showed little specific anammox activity. The SEM indicated that the bacteria in the outer part of the SNAD granule were mainly short rod-shaped and spherical. In the inner part of the SNAD granule， the bacteria were mainly crater-shaped. In flocs， the bacteria were mainly short rod-shaped， spherical and crater-shaped.

anammox；nitritation；denitrification；granules；flocs sludge

X703.5

A

1000-6923（2015）10-2996-07

郑照明（1989-），男，浙江嵊州市人，北京工业大学硕士研究生，主要研究厌氧氨氧化，亚硝化脱氮工艺.发表论文2篇.

2015-03-07

国家水体污染控制与治理科技重大专项（2014ZX 07201-011）；北京市自然科学基金资助项目（8122005）；国家自然科学基金青年基金（51308010）；北京市教委面上项目（KM201210005028）

* 责任作者， 教授， jglijun@bjut.edu.cn