好氧颗粒污泥工艺强化脱氮研究进展

2 好氧颗粒污泥强化脱氮工艺的影响因素

2.1 溶解氧浓度(DO)

好氧颗粒污泥外表和内部不同的氧环境使得硝化和反硝化细菌得以共存，形成具有同步硝化反硝化功能的脱氮体系.  体系中较高的DO浓度能够促进硝化细菌的繁殖，但会缩小内部缺氧区的体积抑制反硝化作用;较低浓度的DO则达不到形成致密颗粒所需的曝气强度，低水力剪切力下的颗粒结构松散氧传质阻力减弱同样会压缩缺氧区体积.  因此，控制DO浓度对颗粒形成良好的好氧-缺氧分层结构、实现高效同步硝化反硝化脱氮至关重要.

Yuan和Gao在接种粒径0.5-1.0 mm颗粒污泥的SBR内研究了不同DO浓度对生物脱氮过程的影响，结果显示当DO浓度从4.5 mg/L降至1.0  mg/L时，硝化速率(NH4+-N/MLSS)从 0.059 5 mg g-1 min-1 下降到0.025 1 mg g-1  min-1，即较高的DO浓度能够促进硝化反应进而增加 NH4+-N的容积去除速率，然而氧浓度为4.5、3.5、2.5和1.0  mg/L时，硝化反应时间分别为125、140、150和240  min，总无机氮去除率分别达到56.13%、60.44%、68.13%和94.88%，低的DO浓度能够提高TN去除率但延长了硝化作用时长，因此基于较低的曝气能耗和较高的TN去除率，控制DO浓度为2.5  mg/L最佳[61].

为进一步观察颗粒污泥中DO具体分布情况，Yilmaz等在运行颗粒污泥反应器处理屠宰场废水的研究中利用微溶解氧电极测量了不控制DO浓度下粒径为0.9-1.6  mm的颗粒污泥内部DO的梯度分布，发现当好氧阶段开始1 h后，由于较高的生物量活性液相氧浓度为2.0-2.5 mg/L，颗粒内部呈完全缺氧状态，在好氧段最后15  min时，由于微生物活性下降液相溶解氧浓度达到5-6 mg/L，氧能渗透颗粒内部深度300-400  μm处，后期为进一步实现了良好的SND，控制整个好氧段DO浓度在3.0-3.5 mg/L，体系可溶性氮去除率达93% [62].

Beun等分析了SBAR中平均粒径为2.5  mm的好氧颗粒污泥脱氮效果，发现长期运行下DO浓度对颗粒内微生物种群分布也有一定影响，相比100%饱和DO浓度下培养的颗粒污泥，40%的饱和DO浓度下的颗粒污泥最外层定殖了更多的自养微生物(硝化细菌)，而且此时的O2浓度刚好足够完成外层硝化反应，较小的氧渗透深度使得颗粒内部出现理想的缺氧区，能够实现高效同步硝化反硝化脱氮[63].

以上研究均表明，通过控制较低的DO浓度可以促进颗粒内部缺氧区形成进而实现良好的同步硝化反硝化效果，但是低氧环境容易引起丝状菌膨胀进而导致颗粒解体.  因此，为得到低DO浓度下稳定运行的颗粒污泥，需采取适当的操作策略.

Kreuk等通过运用平推流厌氧进水模式富集了生长缓慢的微生物(聚磷菌、聚糖原菌)，达到低氧浓度下(20%饱和溶解氧)颗粒的稳定运行，同时实现了100%  COD的去除，总磷和总氮的去除率均高达94% [64].

2.2 碳氮比(C/N)

由于自养微生物和异养微生物营养类型和生长速率的不同(0.014-0.064 h-1和1.0-1.44  h-1)[65]，不同C/N条件下培养的颗粒污泥生物多样性、微生物群落分布和形态结构会有明显差异，进而会影响其脱氮性能.  硝化细菌为化能自养微生物，生长速率缓慢;反硝化细菌则为化能异养微生物，需要有机物作为电子供体.  当体系内C/N过高时，有机质浓度较高，异养菌具有明显竞争优势，分布于颗粒外层的硝化细菌生长受到抑制，不利于硝化过程的进行，同时异养微生物过量繁殖会影响颗粒的稳定性，甚至导致颗粒解体.

而当体系内C/N过低时，有机质浓度相对较低，由于传质阻力和外层异养微生物的消耗使得分布于颗粒内层的反硝化细菌缺乏电子供体，不利于反硝化反应的进行，不完全的反硝化还会导致温室气体N2O的释放[56]，而且较低的COD/NH4+-N使得体系内FA浓度增加，进而抑制AOB和NOB的代谢活性，影响颗粒污泥脱氮性能.  因此，必须通过控制体系内有机碳与氮的比值来平衡颗粒内异养微生物、硝化细菌和反硝化细菌的合理分布和生长，进而获得良好的脱氮除碳效果.南洋理工大学的 Ya ng  等研究了不同进水  N/COD比(5/100-30/100)对好氧颗粒污泥的形成和脱氮除碳性能的影响，发现颗粒内硝化菌和异养菌的活性取决于基质中的N/COD比，随着N/COD比的增加，AOB和  NOB的数量显著增加，而异养菌的活性下降，高 N/COD比下形成的颗粒污泥硝化菌为优势菌群，硝化和反硝化活性大大加强，且颗粒结构稳定 [67-68].

Kocaturk和 Erguder的研究结果同样表明低 COD/  TAN下运行的反应器富集了粒径小但结构紧密的颗粒污泥，生长缓慢的硝化细菌为优势菌群，颗粒稳定性强，TAN去除率高达100%，而高COD/TAN运行下快速生长的异养微生物占主导地位，颗粒稳定性下降，TAN去除率较低(33%)[69].  然而，低碳氮比进水条件下存在好氧颗粒污泥工艺启动缓慢问题，Wei等通过逐渐增加进水COD/N比(3-10)在高强度氨废水中成功培养出可同时脱氮除磷的好氧颗粒污泥，且发现最佳的运行条件为COD/N比为9时，此时总氮和总磷去除率分别高达89.8%和77.5%  [70]. 因此，综合分析大量研究结果，发现为实现长期高效稳定地脱氮除碳，较理想的C/N范围为7.5-9.

2.3 运行模式

好氧颗粒污泥脱氮主要通过硝化-反硝化作用实现，在充足的曝气条件下硝化过程很容易完成，但是由于缺氧条件的不足和碳源的缺乏往往使得反硝化过程受到抑制，因此反硝化作用成为废水中总氮去除速率的限制性步骤.

反硝化可以在单个颗粒内部的缺氧区发生，也可以在整个颗粒污泥系统运行周期的缺氧段实现，据此，目前实验室规模的颗粒污泥脱氮系统可分为两种运行模式，第一种为通过控制DO浓度实现同步硝化反硝化的连续曝气模式(Oxic，O)，第二种为通过控制周期曝气时间实现好氧段硝化、缺氧段反硝化的间歇模式，包括好氧-缺氧交替模式(Oxic-anoxia，OA)、缺氧-好氧交替模式(Anoxia-oxic，AO)以及厌氧-好氧-缺氧模式(Anaerobic-oxic-anoxia，AOA).  表2列出了两种模式下相关的实验研究. 连续曝气模式下，反硝化细菌主要在颗粒污泥内部的缺氧区完成脱氮过程，因此  DO水平决定缺氧区的大小进而影响SND性能，为实现良好的脱氮效果必须控制体系内DO浓度。

另外，颗粒粒径和密度的变化也会影响到好氧区和厌氧区的分布，因此连续曝气模式下的反应器脱氮性能较不稳定[61-62].  为进一步提高颗粒稳定性和强化脱氮性能，Adva等[75]和Wan等[76]采用缺 /厌氧-好氧交替模式来培养好氧颗粒污泥，该模式下由于缺  /厌氧段的存在，反硝化作用大大加强，氮的去除率明显增加.

然而在高氨氮和低C/N废水处理过程中，由于碳源的缺乏，反硝化作用往往受到抑制，使得出水中含有较高浓度的NO2-和NO3-，总氮去除率较低.  分段进水方式(缺氧段进水)的应用使得进水碳源能够有效用于反硝化过程，进而提高反硝化率和总氮去除率。

另外，分段进水方式使得好氧段有机负荷降低，利于硝化细菌的生长.  Chen等在两个分别接种粒径为0.7 mm和1.5  mm好氧颗粒污泥的SBR反应器内采取交替缺氧-好氧耦合分段进水的运行模式，TN去除率分别达到93%和95.9%  [78]，Chen还发现在C/N分别为5和3的反应器内仍然可实现  90%的脱氮率，表明交替缺氧-好氧耦合分段进水的运行模式可有效提高好氧颗粒污泥脱氮效果[81].

2.4 温 度

微生物的生长繁殖有适宜的温度范围，温度过高或过低都会影响微生物的生长速率及生命活性. 硝化反应的最适宜温度范围是 20-30 ℃，随  着温度的降低，硝化细菌的硝化性能会显著下降，Henze指出温度低于5 ℃时，硝化反应几乎停止[82]. 反硝化可在5-35  ℃之间进行，反硝化速率随着温度增加而加快，当温度低于10 ℃时，反硝化 速率明显下降，反硝化在低于3 ℃时停止.

Frijters研究表明，在生物膜系统中，温度对硝化和反硝化作用的影响会比在活性污泥系统中低 20% [83]. de  Kreuk等同样认为温度对好氧颗粒污泥硝化作用的影响没有对普通活性污泥的影响大[84]，这主要是由于低温下颗粒外层生物活性下降，氧的渗透深度增加，使得颗粒好氧区体积增大，位于中间层的自养微生物得以富集，硝化细菌生物量的增加弥补了生物活性的降低，但低温下好氧层的增加会抑制反硝化过程，进而影响系统脱氮性能，当温度从  20 ℃降低到15 ℃到时，总氮去除率从75%降为65%，继续降低温度到8 ℃时，总氮去除率仅为44%. de  Kreuk指出实际中可通过降低溶解氧的浓度实现好氧、缺氧生物量的最佳比值来提高脱氮效率，或延长SBR周期内的曝气时间和增设缺氧段来强化硝化和反硝化作用[22].

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