SNAD反應器中顆粒污泥和絮體污泥脫氮特性

鄭照明，楊函青，馬 靜，趙白航，陳光輝，李 軍（北京工業大學水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室， 北京 100124）

SNAD反應器中顆粒污泥和絮體污泥脫氮特性

鄭照明，楊函青，馬 靜，趙白航，陳光輝，李 軍*（北京工業大學水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室， 北京 100124）

通過血清瓶批試研究了溫度為30℃時， SNAD（simultaneous partial nitrification， anaerobic ammonium oxidization and denitrification）反應器內的顆粒污泥R1（1～2.5mm）和絮體污泥R2（0～0.25mm）的脫氮特性. 結果表明，顆粒污泥的好氧氨氮和好氧亞硝態氮氧化活性分別為0.166，0kgN/（kg VSS.d）.厭氧氨氧化、亞硝態氮反硝化、硝態氮反硝化總氮去除速率分別為0.158，0.105，0.094kgN/（kg VSS.d）.絮體污泥的好氧氨氮氧化活性和好氧亞硝態氮氧化活性分別為 0.180，0kgN/（kg VSS.d）.厭氧氨氧化、亞硝態氮反硝化、硝態氮反硝化總氮去除速率分別為0.026，0.096，0.108kgN/（kg VSS.d）.顆粒污泥和絮體污泥都具有良好的亞硝化性能和反硝化性能.顆粒污泥的厭氧氨氧化性能良好，絮體污泥的厭氧氨氧化性能較差.掃描電鏡顯示，在SNAD顆粒污泥的表面主要是一些短桿菌和球狀菌.在SNAD顆粒污泥中心區域主要為火山口狀細菌.在絮體污泥中，同時存在短桿菌，球狀菌和火山口狀細菌.

厭氧氨氧化；亞硝化；反硝化；顆粒污泥；絮體污泥

傳統生物脫氮通常采用硝化和反硝化工藝.為了保證反硝化的充分進行，需要額外投加有機碳源，不僅增加運行成本，還會導致污泥產量增加.短程硝化反硝化工藝可以減少25%的曝氣量和40%的碳源［1］.厭氧氨氧化菌能夠在厭氧條件下將和轉化為氮氣，無需有機碳源［2-3］.SNAD工藝是指控制合適的條件，使亞硝化菌，厭氧氨氧化菌，反硝化菌在一個反應器中共存， 實現總氮的高效去除.陳慧慧等［4］采用人工配水，溫度控制為35℃，在生物轉盤反應器內實現了SNAD工藝.徐崢勇等［5］采用間歇曝氣的方式，控制溫度為30℃，在SBR反應器中啟動了處理垃圾滲濾液的SNAD工藝.但是，針對城市生活污水開展的SNAD工藝研究鮮有報道.本課題組在SBR反應器中控制溫度為30℃，實現了處理城市生活污水的SNAD顆粒污泥工藝［6］.厭氧氨氧化菌生長緩慢，倍增時間長達11d［7］，采用顆粒污泥工藝有助于提高反應器對微生物的持流能力，保證反應器的穩定運行［8］.劉常敬等［9］的研究表明，以anammox顆粒污泥為核心的UASB反應器可以抵抗苯酚的毒性，實現厭氧氨氧化和反硝化的耦合脫氮.厭氧氨氧化菌對氧氣非常敏感［10］，顆粒污泥粒徑對溶解氧的傳質影響很大［11-12］，可以緩解氧氣對厭氧氨氧化菌的抑制.但是絮體污泥具有更好的傳質效率和更大的比表面積，更有利于物質的交換［13］.明確顆粒污泥和絮體污泥在SNAD反應器中的脫氮特性對于SNAD反應器的優化運行具有重要的意義.本實驗采用篩網對SNAD反應器內的污泥進行篩選，得到顆粒污泥（1～2.5mm）和絮體污泥（0～ 0.25mm），研究顆粒污泥和絮體污泥的脫氮特性，從而為SNAD工藝的工程應用提供指導作用.

1 材料與方法

1.1 SNAD污泥與進水

SNAD反應器的運行情況參照文獻［6］.經過74d，反應器表現出良好的脫氮性能，在第75d，從反應器中取出污泥進行污泥特性研究.SNAD顆粒污泥表面為一些灰色絮體，顆粒污泥內部為鮮紅色.SNAD反應器進水為北京工業大學家屬區生活污水，試驗階段主要水質指標如下： CODCr200～300mg/L；60～80mg/L；＜1mg/L；＜1mg/L； TOC 50～60mg/L； TN 100～140mg/L； pH為7.5～8.0；堿度300～400mg/L.

1.2 SNAD污泥反應器運行工況

SNAD反應器采用SBR形式，裝置如圖1所示.反應器為圓柱形結構，高62cm，直徑38cm，總體積為90L，有效容積為70.3L；在底部設置曝氣盤，采用轉子流量計調節曝氣量；反應器中安裝攪拌器（轉速200r/min）來進行混合，以加強傳質效果；采用溫度控制箱在線監測并控制反應器內水溫；排水口設置在底部以上20cm處，排水比為67.7%；

SNAD反應器運行條件為：控制反應器內溫度為30℃，曝氣量為40L/h，周期內溶解氧為0.15～1.4mg/L，pH值不控制，控制反應周期為9h，每個周期包括進水（5min），曝氣（528min），沉淀（6min），排水（6min）.反應器的進水總氮負荷為0.14kg N/（m3.d），總氮去除負荷為0.11kg N/（m3.d）.

圖1 SBR反應器示意Fig.1 The schematic diagram of SBR reactor

1.3 分析方法

掃描電鏡（SEM）樣品制備主要步驟：固定、沖洗、脫水、置換、干燥、粘樣、鍍膜.取出少量顆粒污泥，清洗2～3次后，經2.5%戊二醛固定1.5h，使用PBS清洗3遍，隨后經體積分數分別為50%，70%，80%，90%和100%的乙醇進行梯度脫水，每次脫水10～15min，然后用乙酸異戊酯置換，置換后的樣品于37℃干燥.干燥后，在樣品表面鍍上一層厚度為1500nm的金屬膜，使用Hitachi S-4300型掃描電鏡對樣品進行觀察.

1.4 批試實驗

1.4.1 批試污泥 從SNAD反應器取出污泥，于燒杯中靜置沉淀，倒去上清液，加入自來水攪拌均勻，靜置沉淀倒去上清液，重復3次以去除污泥中的殘留基質，然后采用不銹鋼篩網過濾得到顆粒污泥R1（1～2.5mm）和絮體污泥R2（0～0.25mm）.絮體污泥4000r/min離心2min，取離心后的濃縮絮體污泥進行批試活性測定.

1.4．2 批試試驗水質 試驗采用人工配水，主要氮素成分為NH4Cl，NaNO2，KNO3，碳源為乙酸鈉，堿度采用NaHCO3調節.各脫氮活性測定時的配水組分見表1.

表1 脫氮活性測定時的主要配水組分（mg/L）Table 1 The synthetic wastewater used for measuring nitrogen removal performance （mg/L）

1.4．3 批試試驗裝置和程序 批試試驗采用500mL血清瓶.污泥濃度的確定：用分析天平稱取20g左右濕污泥，將污泥和模擬配水一起放入有效容積為500mL血清瓶中.同時取5g左右濕污泥用濾紙包好，經烘箱和馬弗爐處理，烘干時間及溫度同常規污泥濃度測量條件相同，得到干物質/濕泥、揮發性物質/濕泥的比值，然后反算血清瓶中相應的MLSS，MLVSS.厭氧氨氧化活性數值的測定方法參照文獻［14-15］，為了保證顆粒污泥的厭氧氨氧化活性，進行如下操作：配置泥水混合液；啟動恒溫磁力攪拌器，轉速為200r/min，蓋緊瓶塞，通氮氣30min（氮氣純度99.999%）；停止通氮氣，將血清瓶將連同磁力攪拌器放入30 ℃的恒溫培養箱中，每隔1h取樣測定主要組分濃度，每次取樣體積5mL.亞硝態氮和硝態氮反硝化活性測定：操作方法同厭氧氨氧化活性的測定.好氧氨氮氧化活性和亞硝態氮氧化活性測定：配置泥水混合液；往血清瓶中鼓入空氣，曝氣量控制為250mL/min（周期內DO大于6mg/L），啟動恒溫磁力攪拌器，轉速為200r/min，將血清瓶將連同磁力攪拌器放入30℃的恒溫培養箱中，每隔1h取樣測定主要組分濃度，每次取樣體積5mL.

2 結果與討論

2.1 好氧氨氮氧化活性

如圖2所示，在底物濃度充足的情況下，顆粒污泥和絮體污泥對的轉化均表現出較好的線性關系.對底物轉化線性階段進行直線擬合，求得顆粒污泥和絮體的轉化速率分別為0.166，0.180kgN/（kg VSS.d）.

圖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，絮體污泥比顆粒污泥具有更好的傳質效率和更大的比表面積，可以展現更好的生物活性［13］.顆粒污泥粒徑對溶解氧傳質有很大的阻礙作用，而絮體污泥對溶解氧的阻礙作用較小，對硝化作用更有利. Philips等［11］的研究結果表明，當溶液中的DO為3.3mg/L時，在生物膜表面以內30μm處，DO降低為0mg/L. Rathnayake等［12］的研究表明，當溶液中的DO為2mg/L時，在顆粒污泥表面以內300μm處， DO降低為0mg/L.因此當溶液中的DO很高時，在顆粒污泥內部存在很大的低DO區域，在低溶解氧區域的AOB的活性將受到抑制.但是批試結果表明，顆粒污泥的好氧氨氮氧化活性僅比絮體污泥低了8.4%.可能的原因是，雖然絮體污泥在傳質效率和溶解氧的傳遞上比顆粒污泥更具有優勢，但是顆粒污泥有助于提高微生物的持流能力［16-17］，在顆粒污泥表面的AOB不易流失，AOB不斷得到富集，在數量上占絕對優勢，顆粒污泥表面的AOB利用溶解氧進行好氧氨氮氧化，而絮體污泥中AOB容易隨出水流失，占總菌的數量較小，從而表現為顆粒污泥和絮體污泥的好氧氨氮氧化活性相差不大.

2.2 好氧亞硝態氮氧化活性

圖3 R1和R2 的好氧亞硝態氮氧化活性Fig.3 The aerobic nitrite oxidation activity of R1， R2

如圖3所示，顆粒污泥和絮體污泥都無好氧亞硝態氮氧化能力.反應器內基質的缺乏和低濃度溶解氧是NOB活性受到抑制的主要原因. Wiesmann等［18］的研究表明AOB和NOB的氧飽和動力學常數分別為0.3，1.1mg/L，在SNAD反應周期內，溶解氧濃度為0.15～1.4mg/L，NOB的活性受到限制.由于顆粒污泥對溶解氧傳質的影響，在顆粒污泥表面的NOB受到的溶解氧限制作用比絮體污泥更大.SNAD顆粒污泥所在SBR反應器周期內濃度為0～5.4mg/L. van der Star等［19］的研究發現， NOB對于的半飽和常數為12～955mmol/L，而厭氧氨氧化菌對的半飽和常數為0.2～3mmol/L，厭氧氨氧化菌對的親和能力更強.同時在顆粒污泥內部低DO區域，反硝化菌能夠利用碳源將還原為氮氣，因此顆粒污泥內的NOB受到的限制比絮體污泥更大.

2.3 厭氧氨氧化活性

圖4 R1和R2 的厭氧氨氧化活性Fig.4 The specific anammox activity of R1， R2

如圖4所示，顆粒污泥和絮體污泥的厭氧氨氧化的總氮去除速率分別為0.158，0.026kgN/（kg VSS.d），去除速率分別為0.051，0kgN/（kg VSS.d）.顆粒污泥具有良好的厭氧氨氧化能力，絮體污泥厭氧氨氧化能力較差，絮體污泥的總氮主要是通過內源反硝化去除的.

當氧分壓超過0.5%的空氣飽和度時，厭氧氨氧化菌的厭氧氨氧化活性將會受到抑制［10］. SNAD反應器周期內的溶解氧濃度為0.15～ 1.4mg/L，對絮體污泥中的厭氧氨氧化菌的活性將起到抑制作用.顆粒污泥表面的AOB利用溶解氧將氧化為，有助于降低顆粒污泥表面的溶解氧濃度，緩解氧氣對厭氧氨氧化菌的抑制作用.其次，顆粒污泥粒徑對溶解氧傳質的阻礙導致顆粒污泥內部存在很大的厭氧區域，有助于厭氧氨氧化的進行.厭氧氨氧化菌富集培養物只有在細菌密度高達1010個/mL以上時，才能顯現出厭氧氨氧化活性［20］.本實驗中的顆粒污泥內部聚集了紅色的厭氧氨氧化菌，細胞密度較高，有助于厭氧氨氧化的發生.絮體污泥內的細菌較為分散，厭氧氨氧化菌的密度較低，不利于厭氧氨氧化的發生.

2.4 反硝化活性

圖5 R1和R2的亞硝態氮反硝化活性Fig.5 The denitrification activity over nitrite of R1， R2

圖6 R1和R2的硝態氮反硝化活性Fig.6 The denitrification activity over nitrate of R1， R2

2.5 污泥掃描電鏡

圖7 顆粒污泥表面（A）和內部（B）及絮體污泥（C）掃描電鏡Fig.7 The SEM images： granular sludge surface （A） and internal part（B）， floc sludge （C）

如圖7所示，在SNAD顆粒污泥的表面（圖7A）主要是一些短桿菌和球狀菌，短桿菌大小約為0.5μm×2μm，球狀菌直徑為0.8～1.0μm，結合反應器的脫氮特性和批試結果，這些細菌可能為AOB和反硝化菌的復合體.在SNAD顆粒污泥中心區域（圖7B）主要為火山口狀細菌，直徑為0.8～1.2μm，應為厭氧氨氧化菌，和Kartal等［21］的研究一致.在絮體污泥中（圖7C），同時存在短桿菌，球狀菌和火山口狀細菌.郭建華等［22］的研究得到的AOB形態主要為短桿菌.彭安等［23］的研究表明，anammox顆粒污泥表面的AOB主要為球狀菌.Zhong等［24］的研究表明厭氧氨氧化反硝化耦合脫氮顆粒污泥表面的反硝化菌主要為短桿狀.污泥中微生物的種類有待于分子生物學技術的進一步驗證.

3 結論

3.1 SNAD反應器中的顆粒污泥和絮體污泥具有良好的亞硝化性能，好氧氨氮氧化活性分別為0.166，0.180kgN/（kg VSS.d），相差不大，無好氧亞硝態氮氧化能力.顆粒污泥有助于提高AOB的持流能力，使得顆粒污泥表面的AOB得到富集，從而緩解由于溶解氧傳質阻礙對硝化性能造成的不利影響.

3.2 顆粒污泥的厭氧氨氧化，亞硝態氮反硝化，硝態氮反硝化總氮去除速率分別為0.158，0.105，0.094kgN/（kg VSS.d）.絮體污泥的厭氧氨氮氧化，亞硝態氮反硝化，硝態氮反硝化總氮去除速率分別為0.026，0.096，0.108kgN/（kg VSS.d）.顆粒污泥和絮體污泥都具有良好的反硝化性能.顆粒污泥表現出良好的的厭氧氨氧化性能，絮體污泥的厭氧氨氧化性能較差.

3.3 在SNAD顆粒污泥的表面主要是一些短桿菌和球狀菌，短桿菌大小約為0.5μm×2μm，球狀菌直徑為0.8～1.0μm，結合反應器的脫氮特性和批試結果，這些細菌可能為AOB和反硝化菌的復合體.在SNAD顆粒污泥中心區域主要為火山口狀細菌，應為厭氧氨氧化菌.在絮體污泥中，同時存在短桿菌，球狀菌和火山口狀細菌.

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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

鄭照明（1989-），男，浙江嵊州市人，北京工業大學碩士研究生，主要研究厭氧氨氧化，亞硝化脫氮工藝.發表論文2篇.

2015-03-07

國家水體污染控制與治理科技重大專項（2014ZX 07201-011）；北京市自然科學基金資助項目（8122005）；國家自然科學基金青年基金（51308010）；北京市教委面上項目（KM201210005028）

* 責任作者， 教授， jglijun@bjut.edu.cn