氮、 磷污染已成為破壞水體環境的主要因素之一(如水體富營養化)，生物脫氮除磷越來越受到人們的重視[1, 2, 3]. 在常規污水生物處理系統中，由于脫氮與除磷之間存在矛盾，常采用化學法輔助除磷(通過投加鐵鹽和鋁鹽出水TP含量在0.02 mg ·L-1以下); 而脫氮由于受溫度、 DO、 pH值等因素的影響難以達到穩定的脫氮效果[4, 5, 6, 7, 8].

　　好氧顆粒污泥具有優異的沉降性能、 較高的微生物濃度和良好的抗沖擊負荷能力[9, 10, 11]. 有研究發現，顆粒污泥一定的粒徑和緊密結構導致DO在污泥內部傳質時形成好氧區/缺氧區/厭氧區從而有利于系統同步脫氮除磷[12, 13, 14]. Kerrn-Jespersen等[15]發現PAOs具有反硝化聚磷能力，它以NO-x(NO-2+NO-3)代替氧作為電子受體同步去除N和P，可以有效節約碳源和能源，反應器形成NO-x是反硝化聚磷的重要步驟. 如果系統中存在反硝化聚磷菌，反應器吸磷過程中可以減緩硝酸鹽存在對聚磷菌活性的影響; 如果反硝化聚磷菌不存在，在脫氮除磷顆粒污泥中好氧段硝酸鹽將對好氧吸磷產生影響[16, 17].

　　同步硝化反硝化(simultaneous nitrification and denitrification, SND)作用是使在污泥外部好氧區形成的NO-x，通過內層缺氧區反硝化作用降低從而減少主體溶液中NO-x(NO-2+NO-3)的積累(NO-x不積累可以降低其對聚磷菌活性的影響)[18]. 因此，污泥內部形成穩定性的好氧區/缺氧區是影響系統脫氮效果的關鍵. 在較低DO下硝化菌活性受到抑制，在較高DO下反硝化菌受到抑制，因此在好氧池中DO對脫氮影響很大. 文獻[21, 20, 21]指出，當DO濃度為0.5 mg ·L-1時，系統可以獲得良好的同步硝化反硝化脫氮效果.

　　利用好氧顆粒污泥進行脫氮除磷研究近年來取得了較大進展[12]，但少有人系統研究脫氮除磷顆粒污泥的硝化反硝化特性. 因此，筆者以好氧/厭氧交替運行的SBR反應器培養的脫氮除磷顆粒污泥為研究對象，采取一定的手段對顆粒污泥反應器的N、 P歷時去除效果、 硝化及反硝化反應特性等進行研究，并通過N的平衡細致分析脫氮除磷反應過程中N的去除走向，豐富了顆粒污泥進行脫氮除磷研究.

　　1 材料與方法

　　1.1 試驗裝置

　　試驗用SBR反應器，材質為有機玻璃，有效容積4 L，內徑16 cm，高徑比為1.56(圖1). 反應器每周期運行4.8 h，包括進水1 min、 厭氧80 min、 好氧196 min、 沉淀4 min、 出水4 min以及閑置4 min共6個階段. 反應器每周期進水2 L，出水2 L. 反應器攪拌強度在80 r ·min-1左右，曝氣強度在12 L ·(L ·h)-1左右，溫度在22℃±2℃(由水浴控制)、 pH值在7.5左右. 每天從反應器中排出一定量混合液，維持系統污泥齡在23 d左右.

　　圖1 SBR反應器裝置示意

　　1.2 試驗用水

　　試驗用水采用自來水人工配制，其成分如下：COD(NaAc ·3H2 O) 380~430 mg ·L-1，NH+4-N(NH4Cl)36~43 mg ·L-1，PO3-4-P(KH2PO4和K2HPO4)12~17 mg ·L-1，MgSO4 ·H2 O 50 mg ·L-1，Ca2+ (CaCl2 ·H2 O)60~70 mg ·L-1，蛋白胨26 mg ·L-1，EDTA 30 mg ·L-1，FeCl3 ·6H2 O 4.5 mg ·L-1，H3BO30.45 mg ·L-1，CuSO4 ·5H2 O 0.09 mg ·L-1，KI 0.54 mg ·L-1，MnCl2 ·2H2 O 0.36 mg ·L-1，Na2MoO4 ·2H2 O 0.18 mg ·L-1，ZnSO4 ·7H2 O 0.36 mg ·L-1，CoCl2 ·6H2 O 0.45 mg ·L-1.

　　1.3 反應速率測定

　　硝化反應速率測定：從反應器中取適量污泥，經3次離心清洗(4 000 r ·min-1，5 min)后，放入容積為1 L的靜態反應裝置(圖2)，控制反應器溫度(22℃±1℃)和pH值(7.5)，通入空氣，投加適量NH4Cl后立即計時開始取樣，測定不同時間NH+4-N、 NO-3-N和NO-2-N.

　　反硝化反應速率測定：適量污泥經如前所述前處理后放入容積為1 L靜態反應裝置，控制反應器的溫度(22℃±1℃)和pH值(7.5)，通入N2，投加適量NO-3-N和過量COD，測定不同時間NO-3-N和NO-2-N.

　　反硝化聚磷反應速率測定：適量污泥經前處理后放入容積為1 L靜態反應裝置，控制反應器的溫度(22℃±1℃)和pH(7.5)，投加適量KH2PO4和過量COD，通入N2進行厭氧釋磷，結束后將污泥進行離心清洗，再重新置入反應裝置，加入適量的NO-3-N和PO3-4-P，取樣測NO-3-N、 NO-2-N和PO3-4-P.

　　圖2 靜態試驗裝置示意

　　1.4 分析項目與方法

　　NH+4-N、 PO3-4-P、 NO-3-N、 NO-2-N、 COD、 SVI、 MLSS、 MLVSS等均按標準方法測定[22]; DO采用HACH溶解氧儀測定，污泥形態通過普通光學顯微鏡觀察和電子掃描顯微鏡(SEM)觀察，污泥粒徑利用Mastersizer 2000粒度分析儀(測定粒徑在1 mm 以下)及直接讀數法測定.

　　2 結果與討論

　　2.1 脫氮除磷顆粒污泥性能

　　顆粒污泥反應器穩定運行190 d后，污泥顏色為淡黃色，呈近似球形或橢圓形，結構致密[圖3(a)]，平均粒徑為1.2 mm; 顆粒邊緣清晰并且附有一定的絲狀物，其中還有一定的原生動物，如鐘蟲、 輪蟲等[圖3(b)]; 顆粒污泥是一個復雜的微生物系統，大量絲狀菌纏繞顆粒污泥表面，球菌和短桿菌分布在絲狀菌周圍[圖3(c)]; 污泥內部有孔隙，孔隙內部也分布著為數較多的球菌和短桿菌[圖3(d)].

　　圖3 反應器中顆粒污泥的形態

　　反應器的MLSS約為6 600 mg ·L-1，MLVSS約為4 092 mg ·L-1，SVI在20 mL ·g-1左右，單顆顆粒污泥沉速在29.0~40.9 m ·h-1之間，出水SS在30 mg ·L-1左右.

　　2.2 反應器中N去除率

　　圖4為反應器運行190 d內N去除率的變化情況. 可以看出，反應器運行5 d時N去除率很低(在62%以下)，之后N去除率逐漸提高到90%以上，但運行第24 d時N去除率突然降到65%以下，到50 d之后，其去除率基本維持在90%左右. 開始階段N起伏變化可能是由于污泥吸附、 解析作用所致[23]; 隨著污泥顆粒化完善，硝化細菌在污泥表面穩定富集， N去除率比較穩定. 污泥顆粒形成(30 d左右)后反應器15%時間內出現N去除率降低的現象，其主要由于曝氣不穩定[低于9 L ·(L ·h)-1或高于14 L ·(L ·h)-1]所致.

　　試驗發現，當反應器運行至第24~26 d時，曝氣量在9 L ·(L ·h)-1以下時(此時反應器主體溶液中好氧段DO濃度在1 mg ·L-1以下)，出水中NH+4-N 的含量在11~16 mg ·L-1，但出水中NO-x含量在0.5 mg ·L-1以下，由此可以推斷，由于DO太低，氨氧化細菌活性受到抑制; 當反應器運行至第30~45 d時，提高曝氣量到14 L ·(L ·h)-1(好氧段開始DO在2.5 mg ·L-1以上，顆粒污泥剛剛形成，其平均粒徑為0.32 mm)，此時反應器出水中NO-x含量在11~16 mg ·L-1(主要以NO-3-N形式存在，NO-2-N含量在1 mg ·L-1以下)，NH+4-N 的含量在0.5 mg ·L-1以下， DO太高污泥內部難以形成缺氧環境而使反硝化菌受到抑制(據報道DO的擴散深度為0.5 mm左右). 由此可見，曝氣量的瞬間變化會迅速影響氨氧化微生物和反硝化微生物生物活性.

　　圖4 反應器內氮去除率歷時變化

　　2.3 顆粒污泥硝化和反硝化性能

　　反應器運行183 d時取顆粒污泥進行靜態試驗，其試驗結果見圖5~6.

　　由圖5(a)可以看出，整個硝化反應過程持續30 min，隨著NH+4-N下降，NO-3-N逐漸上升，當NH+4-N含量降低到1.22 mg ·L-1時，NO-3-N達到12.96 mg ·L-1，而NO-2-N在整個硝化過程中，其濃度維持在1.8 mg ·L-1以下，NO-2-N沒有發生積累; 脫氮除磷顆粒污泥最大硝化速率[m(NH+4-N)/m(VSS) ·t]為14.13 mg ·(g ·h)-1，而姜體勝等[24]在同樣條件下，獲得的脫氮除磷絮狀污泥最大硝化速率約為6.25 mg ·(g ·h)-1，本試驗培養的顆粒污泥具有較好的硝化能力.

　　圖5 N的靜態試驗

　　由圖5(b)可以看出，反應20 min內NO-3-N由24.78 mg ·L-1快速下降為0.45 mg ·L-1，與此同時NO-2-N逐漸升高并達到最大18.52 mg ·L-1，之后NO-2-N緩慢下降，130 min時NO-2-N幾乎為0; 顆粒污泥最大反硝化速率[m(NO-3-N)/m(VSS) ·t]為34.89 mg ·(g ·h)-1，是絮狀污泥反硝化速率[絮狀污泥的最大反硝化速率約為16.67 mg ·(g ·h)-1[24]的2.09倍，該試驗培養的顆粒污泥具有較好的反硝化能力.

　　2.4 顆粒污泥反硝化聚磷性能 圖6為反硝化菌聚磷試驗結果. 從中可以看出，PO3-4-P初始濃度為29.15 mg ·L-1，反應85 min之內升高到33.35 mg ·L-1，之后緩慢下降，在300 min時，吸磷速率[m(PO3-4P)/m(VSS) ·t]達到最大[僅為2.54 mg ·(g ·h)-1]，比富集反硝化聚磷菌的吸磷能力弱[吸磷速率為7.52 mg ·(g ·h)-1][25]; NO-3-N初始濃度為35.47 mg ·L-1，反應開始后快速降低，105 min時降低為4.21 mg ·L-1，最大反硝化速率為13.11 mg ·(g ·h)-1; 在NO-3-N降低的同時，NO-2-N迅速上升，105 min達到最大24 mg ·L-1，之后緩慢下降，到315 min降低到0.5 mg ·L-1以下. 整個過程P僅僅下降了約7.16 mg ·L-1，而伴隨著N降低了35.46 mg ·L-1，與文獻[11, 12]報道的反硝化聚磷試驗結果相比，本試驗中通過反硝化聚磷作用進行脫氮和除磷能力很弱，N的去除主要依賴厭氧段合成的胞內貯存物質進行反硝化，同時也顯示出P的存在一定程度上抑制了反硝化菌的活性.

　　與圖5(b)得到的最大反硝化速率相比可以看出，其反硝化速率僅為外碳源為電子供體時速率的0.43，內碳源反硝化速率遠遠小于外碳源反硝化速率.

　　圖6 反硝化聚磷靜態試驗

　　2.5 反應器內顆粒污泥脫氮性能研究

　　2.5.1 反應器某一周期內各參數的變化

　　反應器運行190 d時對其某一周期進行監測，得到COD、 NH+4-N、 PO3-4-P、 NO-3-N、 NO-2-N各參數的變化(圖7).

　　圖7 SBR反應器內一個周期內各參數變化曲線

　　由圖7可以看出，厭氧段2 min內COD迅速由213.59 mg ·L-1降低到84.2 mg ·L-1，12 min進一步降到55.87 mg ·L-1，到厭氧段結束，COD僅為27.18 mg ·L-1，COD的最大降解速率高達584.24 mg ·(g ·h)-1，遠遠高于Yilmaz等[26]培養的具有同步脫氮除磷顆粒污泥的COD的降解速率. 結合圖3(c)分析，顆粒污泥表面存在一定的孔隙，將COD快速吸附在顆粒污泥表面或內部，使主體溶液中COD濃度快速下降; 另外，研究者也發現反硝化菌可過量吸附CH3COONa[27]. 反應器中PO3-4-P初始濃度為15.09 mg ·L-1，20 min后達到73.83 mg ·L-1，在隨后的60 min內釋磷緩慢進行，厭氧末端PO3-4-P達到75.76 mg ·L-1，最大釋磷速率為34.67 mg ·(g ·h)-1. 好氧段PO3-4-P開始快速下降，曝氣95 min后降低到1.0 mg ·L-1以下，曝氣110 min后降低到0.5 mg ·L-1以下，好氧段最大吸磷速率為15.59 mg ·(g ·h)-1，釋磷速率約為吸磷速率的2.2倍.

　　在整個厭氧階段NH+4-N僅由16.21 mg ·L-1降低到14.99 mg ·L-1，主要用于細菌自身生長. 曝氣開始10 min NH+4-N快速下降，最大硝化速率為4.60 mg ·(g ·h)-1，曝氣65 min時下降到1.02 mg ·L-1，80 min時檢測不到NH+4-N; 曝氣開始65 min內NO-3-N最高達到1.05 mg ·L-1，之后迅速上升，曝氣80 min最大達到4.09 mg ·L-1，曝氣95 min時降低到2.62 mg ·L-1，之后緩慢下降，出水時降低為1.41 mg ·L-1，最大反硝化速率為1.43mg ·(g ·h)-1; NO-2-N在整個過程中維持在1 mg ·L-1以下，沒有發生NO-2-N的積累; 整個好氧階段N的去除主要發生在曝氣80 min內. 這說明硝化菌將NH+4-N轉化為NO-3-N、 NO-2-N的同時，顆粒污泥內的反硝化菌同時將它們進一步反硝化，反應器內存在同步硝化反硝化脫氮的現象.

　　在好氧階段前10min內DO在1.3 mg ·L-1以下，此時系統內NO-x的含量在1 mg ·L-1以下; 80 min時DO維持達到2.7 mg ·L-1，NO-3-N含量達到最大，NH+4-N含量幾乎為0; 110 min時DO達到5 mg ·L-1，在好氧末端達到6.0 mg ·L-1，對應NO-3-N含量在1.5 mg ·L-1左右. 由此看出，曝氣80 min內DO主要用來進行硝化和好氧吸磷，導致DO較低; 曝氣后期DO較高，但系統仍然具有較好的脫氮效果，其主要原因在于一定粒徑的顆粒污泥(粒徑在1 mm左右)內部存在的微缺氧環境起到了至關重要的作用.

　　反應器某一周期內硝化速率和反硝化速率均比靜態試驗所測得速率低，其主要原因如下：測定硝化速率時，靜態反應裝置中DO充足，高達8.5 mg ·L-1，而反應器內大量的氧被PAOs好氧吸磷所利用使得其DO較低(2.0 mg ·L-1以下)，從而抑制了硝化反應; 靜態試驗測反硝化速率時，使用的是充足的外碳源或胞內聚合物，而反應器中進行反硝化時污泥中胞內聚合物在好氧開始階段大部分被PAOs和同步硝化反硝化過程反硝化所利用，胞內聚合物含量較低，一定程度上抑制了反硝化反應.

　　2.5.2 N平衡計算 在穩態系統中，假定細胞合成所需要的N與剩余污泥帶出的N相等[28]，反應器出水僅含有NO-3-N，這樣對反應器中N做如下計算.

　　進水氮總量N0：

　　40 mg ·L-1×10 L ·d-1=400 mg ·d-1

　　細胞合成的氮NC：

　　6 600 mg ·L-1×0.62×0.13 L ·d-1×12%=63.8 mg ·d-1

　　出水SS中含的氮NSS：

　　30 mg ·L-1×10 L ·d-1×12%=36mg ·d-1

　　出水中NO-x的氮N1：

　　1.41 mg ·L-1×10 L ·d-1=14.1mg ·d-1

　　反硝化去除的氮Nd：

　　(4.09 mg ·L-1-1.41 mg ·L-1)×20 L ·d-1=53.6 mg ·d-1

　　式中，40 mg ·L-1為進水中NH+4-N含量，10 L為反應器 1 d的總進水量(反應器1 d運行5個周期，每周期進水2 L)，4 L為反應器的有效容積，4.09 mg ·L-1為反應器內NO-3-N最高含量，6 600 mg ·L-1為反應器MLSS，MLVSS/MLSS比值為0.62，12%為微生物C5H7NO2中氮的質量分數，130 mL為每天從反應器排出的污泥混合液量，30 mg ·L-1為反應器出水SS(以MLVSS形式存在)，1.41 mg ·L-1為出水中NO-3-N的含量(NO-2-N的含量為0 mg ·L-1).

　　根據N的物料平衡，計算推出N通過同步硝化反硝化去除量Nnd約為232.5 mg ·d-1. 反應器中12.5%的N通過出水去除，13.4%的N通過反硝化去除，16%的N用于細胞合成后通過剩余污泥的形式排出，58.1%的N通過同步硝化反硝化去除的，可見同步硝化反硝化是去除N主要方式.

　　本試驗中培養的同步脫N除磷顆粒污泥對COD去除率在93%以上，對N去除率在90%左右，對P的去除率在95%左右，出水N和P濃度均達到《污水綜合排放標準》一級A標準，具有很好的同步脫氮除磷效果.具體參見 污水處理技術資料或污水技術資料更多相關技術文檔。

　　3 結論

　　(1)顆粒污泥反應器在曝氣量為12 L ·(L ·h)-1條件下，N去除率在90%左右，具有較好的同步脫氮除磷效果.

　　(2)顆粒污泥靜態反應最大硝化速率為14.13 mg ·(g ·h)-1，最大反硝化速率為34.89 mg ·(g ·h)-1，最大聚磷反硝化速率為13.11mg ·(g ·h)-1，具有較強的硝化、 反硝化能力.

　　(3)反應器中污泥的最大硝化速率為4.60 mg ·(g ·h)-1，最大反硝化速率為1.43 mg ·(g ·h)-1; 同步硝化反硝化去除的N約為232.5 mg ·d-1，占N去除總量的54.3%，反應器中N主要通過同步硝化反硝化去除.