龔靈瀟，彭永臻，楊慶，王淑瑩

(北京工業(yè)大學(xué) 北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京，100124)

不同載體填充率下一體化A/O生物膜反應(yīng)器的啟動特性

龔靈瀟，彭永臻，楊慶，王淑瑩

(北京工業(yè)大學(xué) 北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京，100124)

以聚氨酯泡沫和聚丙烯空心環(huán)為生物膜載體，考察不同載體填充率下采用一體化缺氧/好氧(A/O)生物膜反應(yīng)系統(tǒng)R1和R2處理低C與N質(zhì)量濃度之比(ρ(C)/ρ(N))生活污水的啟動特性。系統(tǒng)R1中，缺氧、好氧區(qū)載體填充率分別為45%和20%；系統(tǒng)R2中，缺氧區(qū)和好氧區(qū)載體填充率分別為60%和30%。研究結(jié)果表明：R1和R2系統(tǒng)啟動周期分別為27 d和24 d，R1更宜進(jìn)行實(shí)際應(yīng)用；啟動完成后，R1和R2好氧區(qū)內(nèi)生物膜含量分別為87.8%和79.5%，為減小一體化反應(yīng)器的沉淀區(qū)體積和在后續(xù)運(yùn)行中取消污泥回流提供了可能；缺氧區(qū)中，聚氨酯泡沫填充率 60%時較 45%時更有利于前置反硝化對有機(jī)物的利用。載體流化加強(qiáng)了好氧區(qū)生物膜的同步硝化反硝化(SND)能力和水力負(fù)荷適應(yīng)性，但延長了啟動周期，SND效果可模糊反映生物膜的形成過程；固定載體縮短了好氧區(qū)的啟動周期，但形成的生物膜易受水力負(fù)荷沖擊。

一體化缺氧/好氧生物膜反應(yīng)器；載體填充率；生物膜；同步硝化反硝化；啟動特性

目前，中國廣大農(nóng)村地區(qū)的污水處理率較低，大量生活污水的隨意排放已超出了環(huán)境的自凈能力，嚴(yán)重破壞受納水體的生態(tài)平衡，其中營養(yǎng)物的超標(biāo)是加速水體富營養(yǎng)化的主要原因[1]。收集管網(wǎng)的缺乏使得就地的分散處理成為村鎮(zhèn)生活污水處理的首選[2]，由于化學(xué)除磷相對簡單，因此，生物脫氮是目前關(guān)注的焦點(diǎn)。缺氧/好氧(A/O)工藝作為一種成熟的脫氮技術(shù)，在污水分散處理領(lǐng)域已有較多的應(yīng)用[3]，是村鎮(zhèn)污水實(shí)現(xiàn)生物脫氮的理想選擇。相比于傳統(tǒng)活性污泥法，近年來，一體化的生物膜工藝應(yīng)用于廢水的分散處理日益廣泛，運(yùn)行效果穩(wěn)定[4?6]，尤其是在好氧處理過程中，一定厚度生物膜所形成的缺氧“微環(huán)境”可實(shí)現(xiàn)同步硝化反硝化(simultaneous nitrification and denitrification, SND)，強(qiáng)化脫氮?；谵r(nóng)村地區(qū)的經(jīng)濟(jì)發(fā)展水平，能否快速啟動污水處理系統(tǒng)具有實(shí)際意義。掛膜載體的填充率是生物膜系統(tǒng)設(shè)計(jì)和運(yùn)行的重要參數(shù)，對載體流化性能和生物膜形態(tài)[7]、微生物質(zhì)量濃度[8]、群落構(gòu)成[9]，生物除磷[10]、基建成本[11]等影響顯著，但對反應(yīng)器啟動的影響目前鮮有報(bào)道。對于一體化A/O生物膜系統(tǒng)，固定床反應(yīng)器構(gòu)造簡單、無需機(jī)械混合、在高負(fù)荷下穩(wěn)定性好[12]，是缺氧生物膜反應(yīng)器的理想選擇，對于如何實(shí)現(xiàn)其快速啟動，國內(nèi)外多集中于微生物接種方式、有機(jī)負(fù)荷的選擇和載體特性的研究[13]，對載體填充率的關(guān)注較少。而在好氧生物膜反應(yīng)器中，氣提作用是實(shí)現(xiàn)載體流化的重要推動力，相同的曝氣條件下，填充率的差異可使載體在反應(yīng)器內(nèi)以固定或者流化狀態(tài)存在，進(jìn)而形成好氧固定床和移動床工藝，二者目前均已廣泛應(yīng)用于各種生物膜系統(tǒng)[14?15]，存在日常維護(hù)、運(yùn)行效能、基建成本等方面的差異，但在A/O系統(tǒng)中進(jìn)行啟動差異性的對比，有待進(jìn)一步研究。啟動周期、處理效能、生物膜特征是實(shí)現(xiàn)生物膜系統(tǒng)快速、低成本啟動的關(guān)鍵指示參數(shù)，本文作者研究了不同載體填充率下一體化A/O生物膜反應(yīng)器的啟動特性，為其更好地應(yīng)用于村鎮(zhèn)污水的分散處理提供理論依據(jù)；此外，還考察了好氧區(qū)生物膜形成過程中同步硝化反硝化能力的變化，以便為好氧生物膜反應(yīng)器的啟動建立新的指示參數(shù)。

1 材料和方法

1.1 試驗(yàn)裝置與用水

試驗(yàn)用水為某大學(xué)家屬區(qū)的實(shí)際生活污水(見表1)，屬于低C/N廢水。試驗(yàn)采用2套相同的推流式一體化A/O生物膜系統(tǒng)(R1和R2)，其示意圖如圖1所示。反應(yīng)器有效容積64 L，分為7個格室，V缺氧:V好氧:V沉淀=3:4:1，其中，缺氧區(qū)分為2格，有效容積均為12 L；好氧區(qū)分為4格，有效容積均為8 L。好氧區(qū)采用鼓風(fēng)曝氣，以黏砂塊作為微孔曝氣器，通過轉(zhuǎn)子流量計(jì)調(diào)節(jié)曝氣量。系統(tǒng)進(jìn)水流量、污泥回流量、硝化液回流量均由蠕動泵控制。

表1 進(jìn)水水質(zhì)Table 1 Characteristics of influent wastewater

圖1 一體化A/O生物膜反應(yīng)器示意圖Fig.1 Schematic diagram of integrated A/O biofilm reactor

1.2 接種污泥性質(zhì)及掛膜方式

采用中試規(guī)模的 SBR反應(yīng)器排放的剩余污泥作為接種污泥，污泥(MLSS)質(zhì)量濃度約為 2 g/L。對快速排泥掛膜法[16]進(jìn)行改良，將接種的活性污泥和實(shí)際生活污水按體積比為1:2混合后泵入一體化A/O生物膜反應(yīng)器，停留8 h，使接種微生物與載體表面充分接觸，通過好氧曝氣保持污泥活性，之后將水全部排出系統(tǒng)。每天運(yùn)行2個周期，持續(xù)2 d，從第3天起，以1/2設(shè)計(jì)流量連續(xù)進(jìn)水，在有機(jī)物達(dá)到穩(wěn)定去除、硝化效果明顯提高后，增大至設(shè)計(jì)流量運(yùn)行。

1.3 試驗(yàn)方案與運(yùn)行參數(shù)

系統(tǒng)R1和R2采用相同的運(yùn)行參數(shù)：硝化液回流比為200%；沉淀區(qū)的污泥回流至好氧1區(qū)，回流比為30%，缺氧和好氧區(qū)因而形成獨(dú)立的污泥齡(SRT)；根據(jù)農(nóng)村地區(qū)用水與污水排放的特征，反應(yīng)器在較低負(fù)荷下啟動(設(shè)計(jì)氮負(fù)荷約為 0.11 kg·N·m?3·d?1)，設(shè)計(jì)流量、曝氣量分別為80 L/d和200 L/h，好氧區(qū)的溶解氧(DO)質(zhì)量濃度維持在1.0～3.0 mg/L，設(shè)計(jì)水力停留時間(HRT)為19.2 h，考慮載體所占的填充體積，實(shí)際HRT為18.8 h(厭氧為7 h，好氧為9.4 h，沉淀為2.4 h)，啟動期間未進(jìn)行排泥和反沖洗。投加載體的特性和填充率如表2所示。

在無攪拌狀態(tài)下，防止堵塞是缺氧固定床反應(yīng)器實(shí)現(xiàn)高效運(yùn)行的關(guān)鍵[17]，選擇多孔隙的載體被認(rèn)為可顯著減少反應(yīng)器堵塞以維持高效[13]。本研究采用高空隙率(92%～94%)的聚氨酯泡沫作為缺氧區(qū)的生物載體，采用聚丙烯空心環(huán)作為好氧區(qū)的生物膜載體。在設(shè)計(jì)曝氣量下，進(jìn)行清水試驗(yàn)測試載體的流化能力，20%和30%的填充率可分別穩(wěn)定地實(shí)現(xiàn)流化和固定的載體存在形態(tài)，進(jìn)而在好氧區(qū)形成移動床(MBBR)和固定床(FBBR)的運(yùn)行模式，達(dá)到了試驗(yàn)比較的目的。

1.4 分析儀器及方法

COD質(zhì)量濃度采用5B-1型COD快速測定儀(蘭州連華)測定；NH4+-N，NO2?-N，NO3?-N，MLSS 和MLVSS質(zhì)量濃度采用國家標(biāo)準(zhǔn)方法測定[18]；TN質(zhì)量濃度采用Multi N/C3000型TN/TOC分析儀(德國耶拿)測定；DO，pH，ORP和溫度采用德國WTW Multi 340i及相應(yīng)傳感器測定；生物膜形態(tài)采用奧林巴斯 BX51及佳能EOS550D數(shù)碼相機(jī)進(jìn)行觀察；采用Image-Pro Plus 6.0軟件測量生物膜厚度；載體生物膜參照劉雨等[19]推薦的方法進(jìn)行預(yù)處理，脫落后生物膜質(zhì)量濃度的測定與MLSS的測定方法相同。生物膜含量為生物膜質(zhì)量濃度與總污泥質(zhì)量濃度之比。

1.5 系統(tǒng)啟動的指示參數(shù)選擇

生物膜的成熟通常是生物膜反應(yīng)器成功啟動的標(biāo)志，物理特征(厚度、密度、質(zhì)量)和物理?化學(xué)特征(胞外聚合物含量、污染物的去除效果)都可表征生物膜所處的狀態(tài)[20]。在好氧生物膜反應(yīng)器中，SND的產(chǎn)生依賴于一定厚度的載體生物膜所創(chuàng)造的缺氧“微環(huán)境”[21]，因此，本研究以 SND效果的變化模糊反映A/O系統(tǒng)中好氧區(qū)內(nèi)生物膜的逐步形成，并協(xié)同處理效能、啟動周期、載體生物膜特征等指標(biāo)反映一體化A/O生物膜反應(yīng)器的啟動特性。

2 試驗(yàn)結(jié)果與討論

2.1 污染物的去除效果

異養(yǎng)菌較短的倍增周期使得系統(tǒng)在啟動后較快地實(shí)現(xiàn)了對有機(jī)物的有效去除(圖 2(a))。在系統(tǒng) R1和R2中，第9天的COD去除率分別達(dá)75.8%和78.1%，并趨于穩(wěn)定，受載體填充率差異的影響較小，出水中的COD已較難生物降解。在第14天以設(shè)計(jì)流量運(yùn)行后，出水COD質(zhì)量濃度在小幅上升后均能快速恢復(fù)，表明2個系統(tǒng)對有機(jī)負(fù)荷的變化具有一定的適應(yīng)能力，利于處理水質(zhì)、水量波動性較大的分散型村鎮(zhèn)污水。21 d后，系統(tǒng)R1和R2均實(shí)現(xiàn)COD的穩(wěn)定去除，出水COD質(zhì)量濃度均值分別為61.0 mg/L和53.1 mg/L，對應(yīng)去除率為74.9%和77.9%。R2系統(tǒng)的有機(jī)物去除能力較系統(tǒng) R1的略高，這可能是由于其缺氧區(qū)內(nèi)聚氨酯泡沫填充率較高，為微生物創(chuàng)造了更多附著生長的空間并增加了與污水中基質(zhì)接觸的時間；載體的物理吸附、生物膜的生物吸附也可能更利于系統(tǒng) R2利用有機(jī)碳源進(jìn)行反硝化，進(jìn)而實(shí)現(xiàn)COD的有效去除。2個系統(tǒng)污染物濃度的沿程變化對比如圖3所示。從圖3可見：在無機(jī)械混合條件下，有機(jī)物在缺氧區(qū)均得到有效利用，主要為反硝化提供電子，系統(tǒng) R2的前置反硝化脫氮量和COD消耗量較系統(tǒng)R1的更高，系統(tǒng) R1和 R2的反硝化碳源利用率分別為 0.26和0.34，這也表明缺氧區(qū)中填充率為 60%的聚氨酯泡沫比填充率為45%的聚氨酯泡沫更利于前置反硝化對有機(jī)物的利用。

表2 載體特性Table 2 Characteristics of the carriers

圖2 不同載體填充率下污染物去除效果的對比Fig.2 Comparison of performance of pollutants removal with different carrier packing rates

由于硝化細(xì)菌的比增長速率較異養(yǎng)菌的小，在競爭溶解氧時處于劣勢[22]，因此，啟動初期系統(tǒng)的硝化能力較弱，直至 COD穩(wěn)定地去除后，隨硝化細(xì)菌在反應(yīng)器內(nèi)的積累硝化能力快速提升，且系統(tǒng) R2優(yōu)于系統(tǒng)R1(圖2(b))。這是由于在相同條件下，好氧區(qū)內(nèi)以固定床生物膜反應(yīng)器(FBBR)運(yùn)行的系統(tǒng) R2，在啟動初期利于微生物在空心環(huán)表面的大量附著，生物膜形成較快；同期以移動床生物膜反應(yīng)器(MBBR)運(yùn)行的系統(tǒng)R1，流體擾動明顯，短時間內(nèi)微生物難以大量牢固地在空心環(huán)表面附著，生物膜形成較慢。以設(shè)計(jì)流量運(yùn)行后，增大進(jìn)水流量對微生物的存在形態(tài)(主要指懸浮和附著生長型)及分布起到了選擇作用，因部分積聚、附著在空心環(huán)表面的懸浮污泥和結(jié)構(gòu)松散的生物膜受到水力負(fù)荷沖擊被淘洗出好氧區(qū)，系統(tǒng) R2的硝化能力下降，但設(shè)置污泥回流在一定程度上保證了回流的懸浮態(tài)微生物與空心環(huán)載體的反復(fù)接觸，微生物的附著生長促進(jìn)了生物膜的形成，不排泥的運(yùn)行方式延長了好氧區(qū)內(nèi)的SRT，利于硝化能力的逐漸恢復(fù)，第24天，出水 NH-N質(zhì)量濃度降至2 mg/L以下并保持穩(wěn)定，平均去除率達(dá)96.93%，認(rèn)為系統(tǒng)R2啟動成功；而同時，系統(tǒng) R1一直處于高流體剪切作用的環(huán)境中，對水力負(fù)荷的增加表現(xiàn)出較強(qiáng)的適應(yīng)性，硝化能力逐步提升，第27天，出水 NH-N質(zhì)量濃度降至2 mg/L以下并保持穩(wěn)定，平均去除率達(dá)96.94%，認(rèn)為系統(tǒng)R1啟動成功。

圖3 第30天不同載體填充率下污染物的沿程變化Fig.3 Variation of pollutants along with flow path at different carrier packing rates on day 30

啟動期間，系統(tǒng)的脫氮和硝化性能具備相關(guān)性(圖2(b), (c))；在前25 d，系統(tǒng)R2良好的硝化效果使得其較系統(tǒng)R1有更強(qiáng)的脫氮能力；25 d后，在均基本實(shí)現(xiàn)完全硝化下，固定的硝化液回流比(200%)限制了前置反硝化的能力；在第30天，系統(tǒng)R1和R2脫氮率分別達(dá) 70.21%和 65.39%，好氧區(qū)均出現(xiàn)了明顯的氮損失，且成為2個系統(tǒng)脫氮性能差異的主要原因，這可能取決于載體生物膜所形成的缺氧“微環(huán)境”對同步硝化反硝化的影響。

2.2 好氧區(qū)的同步硝化反硝化

在第9，14，20，25，30天跟蹤反應(yīng)器內(nèi)污染物的沿程降解情況發(fā)現(xiàn)：系統(tǒng)R1和R2在好氧曝氣過程中均出現(xiàn)氮損失現(xiàn)象。

式中：RSND為SND脫氮率；ρ ( NO為好氧硝化過程始、末NO-N(x=2, 3)質(zhì)量濃度的差值； ρ( NH)為好氧硝化過程中 NH-N被氧化的質(zhì)量濃度。

啟動階段的同步硝化反硝化分析結(jié)果如表 3所示。從表3可知：在前14 d，系統(tǒng)R2的SND現(xiàn)象較系統(tǒng)R1的明顯，可能是由于FBBR中空心環(huán)無法實(shí)現(xiàn)有效流化，造成曝氣不均勻而影響溶解氧的分布，形成局部缺氧區(qū)域；啟動初期，系統(tǒng) R2較好的硝化性能也為反硝化提供了底物，為SND的發(fā)生創(chuàng)造了條件。同期，MBBR中空心環(huán)載體的流化使得系統(tǒng) R1在好氧區(qū)內(nèi)流體混合性能較好，溶解氧分布較均勻，難以形成宏觀上的缺氧環(huán)境，由于生物膜的形成較為緩慢，懸浮的污泥絮體成為發(fā)生SND的載體，但其大多易被溶解氧所穿透，因此，同步反硝化效果較差。在啟動后期，空心環(huán)內(nèi)表面的生物膜逐漸形成，一定厚度的生物膜在內(nèi)層創(chuàng)造出更為理想的缺氧“微環(huán)境”，系統(tǒng)R1和R2在好氧區(qū)通過SND作用發(fā)生的氮損失分別達(dá)34.35%和22.00%。

生物膜的形成過程中主要表現(xiàn)為污泥質(zhì)量濃度和膜厚度的增加，這是微生物發(fā)生自凝聚并在載體表面附著的結(jié)果。不同載體填充率下的好氧區(qū)的SND脫氮率與污泥質(zhì)量濃度變化如圖4所示。由圖4可知：生物膜的 SND能力與污泥質(zhì)量濃度的增加成正相關(guān)，SND的變化一定程度上可以模糊反映生物膜的形成過程，進(jìn)而協(xié)同處理效能、啟動周期、載體生物膜特征等指示一體化A/O生物膜反應(yīng)器的啟動。在好氧生物膜反應(yīng)器中，當(dāng)載體處于流化狀態(tài) (MBBR)時，該種模糊指示作用更準(zhǔn)確，這可能是由于在高剪切力作用環(huán)境中，反應(yīng)器呈現(xiàn)完全混合流態(tài)，基質(zhì)濃度和載體的分布更均勻，生物膜的形成和污泥質(zhì)量濃度增長更可控；而在本研究中，固定載體的運(yùn)行方式(FBBR)無法通過曝氣或攪拌作用創(chuàng)造出理想的混合流態(tài)，不均勻的基質(zhì)分布所形成的局部缺氧區(qū)域可能是 SND發(fā)生的主要環(huán)境因素，與MBBR相比，其生物膜的形成和SND效果的正相關(guān)性較弱。

表3 啟動階段的同步硝化反硝化分析結(jié)果Table 3 Results of simultaneous nitrification and denitrification in start-up phase

圖4 不同載體填充率下好氧區(qū)的SND率與污泥質(zhì)量濃度變化Fig.4 Variations of SND rates and sludge concentration in oxic zones with different carrier packing rates

2.3 載體生物膜特征

不同的載體填充率引起了污泥質(zhì)量濃度的差異，由圖4可見：系統(tǒng)R2好氧區(qū)內(nèi)的污泥質(zhì)量濃度始終比系統(tǒng)R1的高，這主要取決于不同載體存在方式下，微生物在載體表面黏附、生長、脫落的差異性；對于生物膜含量的變化，系統(tǒng)R1和R2分別表現(xiàn)出均勻增長和先快后慢的特點(diǎn)，在第30天，系統(tǒng)R1和R2的污泥質(zhì)量濃度分別達(dá)1 632 mg/L和2 018 mg/L，附著生長型微生物(生物膜)含量分別為87.8%和79.5%，在系統(tǒng)內(nèi)占據(jù)主導(dǎo)，為減小一體化反應(yīng)器的沉淀區(qū)體積和在后續(xù)運(yùn)行中取消污泥回流提供了可能。在實(shí)際應(yīng)用中，以系統(tǒng) R1的填充率運(yùn)行更利于降低村鎮(zhèn)污水分散處理的成本和維護(hù)難度。

系統(tǒng)啟動成功后，隨機(jī)采集系統(tǒng)R1和R2好氧區(qū)的空心環(huán)進(jìn)行觀察，結(jié)果如圖5所示。從圖5可見：生物膜主要在載體內(nèi)表面形成，有利于SRT的延長和污泥質(zhì)量濃度的維持[26]；系統(tǒng)R1和R2的平均生物膜厚度分別達(dá)350 μm和220 μm，證實(shí)了系統(tǒng)內(nèi)微生物形態(tài)的轉(zhuǎn)變，由懸浮生長向附著生長型發(fā)展，與普通的絮狀活性污泥相比，也更利于生物膜內(nèi)層缺氧“微環(huán)境”的形成；生物膜表面后生動物(如輪蟲、線蟲)的附著表明出水水質(zhì)已較穩(wěn)定。掃描電鏡(SEM)結(jié)果見圖6。由圖6可知：填充率的不同引起了載體生物膜形態(tài)的差異：MBBR創(chuàng)造的高剪切力作用環(huán)境[27]使得系統(tǒng) R1內(nèi)形成的生物膜較為均勻、密實(shí)，在一定程度上有效避免了生物膜內(nèi)層缺氧“微環(huán)境”的破壞，較高的單位載體生物膜質(zhì)量濃度則彌補(bǔ)了由低填充率引起的總污泥質(zhì)量濃度較低的不足，但另一方面，生物膜在高剪切力環(huán)境中易出現(xiàn)脫落，不利于快速掛膜；系統(tǒng) R2內(nèi)形成的生物膜相對雜亂、松散，平均厚度較系統(tǒng) R1的小，在曝氣量大時，生物膜內(nèi)層易被氧穿透，破壞缺氧環(huán)境而影響SND能力，但以FBBR的運(yùn)行較易于接種污泥中微生物的快速附著，反應(yīng)器啟動周期更短。絲狀菌在2個系統(tǒng)內(nèi)都占據(jù)了一定比例，它的出現(xiàn)有助于形成生物膜的骨架，為其他細(xì)菌的附著生長提供穩(wěn)定的環(huán)境[28]，增加了生物種群的豐富性，利于對水質(zhì)波動的適應(yīng)。

圖5 光學(xué)顯微鏡下載體生物膜的形態(tài)Fig.5 Morphology of carrier with biofilm

圖6 載體生物膜的SEM照片F(xiàn)ig.6 SEM images of carrier with biofilm

2.4 啟動評價

“低成本、易維護(hù)、高效率”是村鎮(zhèn)污水分散處理的目標(biāo)[29]，能否合理實(shí)現(xiàn)運(yùn)行效能與經(jīng)濟(jì)成本的平衡十分關(guān)鍵。采用啟動周期、反應(yīng)器的容積效能和載體投加成本等作為評價指標(biāo)，不同載體填充率的啟動特性對比見表4。從表4可知：啟動完成后，載體填充率的差異對容積去除率影響較??；較低的填充率延長了啟動周期，但節(jié)省載體投加成本，高填充率則結(jié)果相反。經(jīng)綜合考慮，系統(tǒng) R1的載體投加參數(shù)更適宜一體化A/O生物膜反應(yīng)器在農(nóng)村地區(qū)污水分散處理中的應(yīng)用。

表4 不同載體填充率的啟動特性對比Table 4 Comparison of start-up characteristics with different carrier packing rates

3 結(jié)論

(1) 一體化A/O生物膜反應(yīng)系統(tǒng)R1中缺氧、好氧區(qū)載體填充率分別為45%和20%，系統(tǒng)R2中，當(dāng)缺氧區(qū)和好氧區(qū)載體填充率分別為60%和30%時，系統(tǒng)R1和R2的啟動周期分別為27 d和24 d。綜合啟動效果和經(jīng)濟(jì)成本，系統(tǒng) R1更適宜在村鎮(zhèn)污水的實(shí)際處理中應(yīng)用。

(2) 缺氧區(qū)中填充率為 60%的聚氨酯泡沫比填充率為45%時的聚氨酯泡末更利于前置反硝化對有機(jī)物的利用；好氧區(qū)中載體的存在形態(tài)影響系統(tǒng)啟動效果，載體流化加強(qiáng)了生物膜的同步硝化反硝化(SND)能力和水力負(fù)荷適應(yīng)性，但延長了啟動周期，SND效果可模糊反映生物膜的形成過程；固定載體縮短了好氧生物膜反應(yīng)器的啟動周期，但形成的生物膜易受水力沖擊。

(3) 系統(tǒng)啟動成功后，系統(tǒng)R1和R2好氧區(qū)內(nèi)生物膜含量分別為 87.8%和 79.5%，為減小一體化反應(yīng)器的沉淀區(qū)體積和在后續(xù)運(yùn)行中取消污泥回流提供了可能；在好氧區(qū)投加20%的聚丙烯空心環(huán)更利于降低村鎮(zhèn)污水分散處理的成本和維護(hù)難度。

[1] Dubber D, Gray N F. The effect of anoxia and anaerobia on ciliate community in biological nutrient removal systems using laboratory-scale sequencing batch reactors (SBRs)[J]. Water Research, 2011, 45(6): 2213?2226.

[2] WU Shubiao, Austin D, LIU Lin, et al. Performance of integrated household constructed wetland for domestic wastewater treatment in rural areas[J]. Ecological Engineering,2011, 37(6): 948?954.

[3] Luostarinen S, Luste S, Valentin L, et al. Nitrogen removal from on-site treated anaerobic effluents using intermittently aerated moving bed biofilm reactors at low temperatures[J]. Water Research, 2006, 40(8): 1607?1615.

[4] ZHANG Xiuhong, ZHOU Jiti, GUO Haiyan, et al. Nitrogen removal performance in a novel combined biofilm reactor[J].Process Biochemistry, 2007, 42(4): 620?626.

[5] 周健, 李志剛, 龍騰銳, 等. 一體化多級生物膜反應(yīng)器處理高氮小城鎮(zhèn)污水脫氮試驗(yàn)研究[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2007, 27(11):1804?1808.

ZHOU Jian, LI Zhigang, LONG Tengyue, et al. Denitrification on integrated multistage biofilm reactor for high-nitrogen municipal wastewater treatment[J]. Acta Scientiae Circumatantiae,2007, 27(11): 1804?1908.

[6] 管運(yùn)濤, 寧濤, 張麗麗. HRT和載體對一體化生物膜反應(yīng)器脫氮除磷效果的影響[J]. 清華大學(xué)學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 2009,49(3): 360?364.

GUAN Yuntao, NING Tao, ZHANG Lili. Effect of HRT and media on nitrogen and phosphorus removal in an integrated biofilm reactor[J]. Journal of Tsinghua University: Science and Technology, 2009, 49(3): 360?364.

[7] WANG Rongchang, WEN Xianghua, QIAN Yi. Influence of carrier concentration on the performance and microbial characteristics of a suspended carrier biofilm reactor[J]. Process Biochemistry, 2005, 40(9): 2992?3001.

[8] 陳洪斌, 屈計(jì)寧, 何群彪. 懸浮填料生物膜工藝的研究進(jìn)展[J]. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào), 2005, 11(4): 514?520.

CHEN Hongbin, QU Jining, HE Qunbiao. Progress of study on suspended carrier biofilm process[J]. Chinese Journal of Applied& Environmental Biology, 2005, 11(4): 514?520.

[9] 王峰, 劉長青, 劉易, 等. AmOn工藝中懸浮填料填充率對硝化菌群的影響[J]. 同濟(jì)大學(xué)學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 2008, 36(8):1085?1088.

WANG Feng, LIU Changqing, LIU Yi, et al. Influence of packing percentages on nitrifying bacteria community in AmOnprocess[J]. Journal of Tongji University: Natural Science, 2008,36(8): 1085?1088.

[10] GUO Wenshan, Ngo H H, Dharmawan F, et al. Roles of polyurethane foam in aerobic moving and fixed bed bioreactors[J]. Bioresource Technology, 2010, 101(5):1435?1439.

[11] 王怡, 彭黨聰, 王社平, 等. 填充率對紊動床生物膜反應(yīng)器生物量影響的研究[J]. 水處理技術(shù), 2007, 33(5): 22?24.

WANG Yi, PENG Dangcong, WANG Duping, et al. Influence of packing rate on biomass in moving bed biofilm reactor[J].Technology of Water Treatment, 2007, 33(5): 22?24.

[12] van den Berg L, Kennedy K J, Samson R. Anaerobic downflow stationary fixed film reactor: performance under steady-state and non-steady conditions[J]. Water Science and Technology, 1985,17(1): 89?102.

[13] Escudie R, Cresson R, Delgenes J P, et al. Control of start-up and operation of anaerobic biofilm reactors: An overview of 15 years of research[J]. Water Research, 2011, 45(1): 1?10.

[14] Ben Rebah F, Kantardjieff A, Yezza A, et al. Performance of two combined anaerobic-aerobic biofilters packed with clay or plastic media for the treatment of highly concentrated effluent[J].Desalination, 2010, 253(1/2/3): 141?146.

[15] Suhr K I, Pedersen P B. Nitrification in moving bed and fixed bed biofilters treating effluent water from a large commercial outdoor rainbow trout RAS[J]. Aquacultural Engineering, 2010,42(1): 31?37.

[16] 俞漢青, 顧國維. 生物膜反應(yīng)器掛膜方法的試驗(yàn)研究[J]. 中國給水排水, 1992, 8(3): 13?17.

YU Hanqing, GU Guowei. Experimental study on method for biological filming of microbial film reactor[J]. China Water and Wastewater, 1992, 8(3): 13?17.

[17] Rajeshwari K V, Balakrishnan M, Kansal A, et al.State-of-the-art of anaerobic digestion technology for industrial wastewater treatment[J]. Renewable & Sustainable Energy Reviews, 2000, 4(2): 135?156.

[18] 國家環(huán)境保護(hù)總局. 水和廢水監(jiān)測分析方法[M]. 4版. 北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社, 2002: 258?280.

State Environmental Protection Administration of China.Monitoring and analysis methods of water and wastewater[M].4th ed. Beijing: China Environmental Science Press, 2002:258?280.

[19] 劉雨, 趙慶良, 鄭興燦. 生物膜法污水處理技術(shù)[M]. 北京:中國建筑工業(yè)出版, 2000: 1?10.

LIU Yu, ZHAO Qingliang, ZHENG Xingcan. Biofilm technology for wastewater treatment[M]. Beijing: Chinese Building Industry Press, 2000: 1?10.

[20] 董雙石, 周丹丹, BI Xiaotao, 等 好氧錐形流化床生物膜反應(yīng)器啟動與生物膜形成特征研究[J]. 環(huán)境科學(xué), 2009, 30(3):827?833.

DONG Shuangshi, ZHOU Dandan, BI Xiaotao, et al. Start-up and biofilm formation in an aerobic conical fluidized-bed biofilm reactor[J]. Environmental Science, 2009, 30(3): 827?833.

[21] 李軍, 彭永臻, 顧國維, 等. SBBR同步硝化反硝化處理生活污水的影響因素[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2006, 26(5): 728?733.

LI Jun, PENG Yongzhen, GU Guowei, et al. Factors affecting simultaneous nitrification and denitrification in a SBBR treating domestic wastewater[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2006,26(5): 728?733.

[22] 李凌云, 彭永臻, 李論, 等. 活性污泥系統(tǒng)比耗氧速率在線檢測與變化規(guī)律[J]. 化工學(xué)報(bào), 2010, 61(4): 995?1000.

LI Lingyun, PENG Yongzhen, LI Lun, et al. On-line determination and variations of specific oxygen uptake rate in activated sludge system[J]. CIESC Journal, 2010, 61(4):995?1000.

[23] Third K A, Burnett N, Cord-Ruwisch R. Simultaneous nitrification and denitrification using stored substrate (PHB) as the electron donor in an SBR[J]. Biotechnology and Bioengineering, 2003, 83(6): 706?720.

[24] 吉芳英, 肖鐵巖, 羅固源. 側(cè)流除磷 ERP-SBR新工藝中生物脫氮及影響因素研究[J]. 環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備, 2006,7(7): 20?24.

JI Fangying, XIAO Tieyan, LUO Guyuan. Influencing factors of biological nitrogen removal in the dypass phosphorus-removal ERP-SBR[J]. Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control, 2006, 7(7): 20?24.

[25] 鞏有奎, 王賽, 彭永臻, 等. 生活污水不同生物脫氮過程中N2O產(chǎn)量及控制[J]. 化工學(xué)報(bào), 2010, 61(5): 1286?1292.

GONG Youkui, WANG Sai, PENG Yongzhen, et al. Formation of N2O in various biological nitrogen removal processes for treatment of domestic sewage[J]. CIESC Journal, 2010, 61(5):1286?1292.

[26] Valdivia A, Gonzalez-Martinez S, Wilderer P A. Biological nitrogen removal with three different SBBR[J]. Water Science and Technology, 2007, 55(7): 245?254.

[27] Kwok W K, Picioreanu C, Ong S L, et al. Influence of biomass production and detachment forces on biofilm structures in a biofilm airlift suspension reactor[J]. Biotechnology and Bioengineering, 1998, 58(4): 400?407.

[28] LIU Yu, Tay J H. The essential role of hydrodynamic shear force in the formation of biofilm and granular sludge[J]. Water Research, 2002, 36(7): 1653?1665.

[29] LIANG Hanwen, GAO Min, LIU Junxin, et al. A novel integrated step-feed biofilm process for the treatment of decentralized domestic wastewater in rural areas of China[J].Journal of Environmental Sciences: China, 2010, 22(3):321?327.

(編輯 趙俊)

Start-up characteristics of integrated A/O biofilm reactor with different carrier packing rates

GONG Lingxiao, PENG Yongzhen, YANG Qing, WANG Shuying

(Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering,Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)

Start-up characteristics of the integrated anoxic/oxic (A/O) biofilm reactor with different carrier packing rates were investigated for the treatment of domestic wastewater with low content ratio of C to N using polyurethane foam and polypropylene hollow ring as biofilm carriers, respectively. In R1 system, the carrier packing rates in anoxic and oxic zones are 45% and 20% respectively, and in system R2, those are 60% and 30%, respectively. The results show that the start-up periods of R1 and R2 system are 27 d and 24 d, respectively, and R1 is more appropriate for practical application.After start-up, the content of biofilm in oxic zones of R1 and R2 system are 87.8% and 79.5%, respectively, which makes smaller volume of settler of the integrated reactor and abolishment of sludge return possible in subsequent running period.Packing rate of 60% of the polyurethane foam in anoxic zones is more conductive to the utilization of organics by pro-denitrification compared to that of 45%. Biofilm formed under condition of fluidized carriers in oxic zones has better capability of simultaneous nitrification-denitrification (SND) and suitability for hydraulic load, whereas it increases the start-up period, and the performance of SND can be regarded as a fuzzy reflection of biofilm formation; biofilm formed under condition of fixed carriers has a less star-up period, whereas the biofilm is vulnerable to the shock of hydraulic load.

integrated anoxic/oxic biofilm reactor; carrier packing rate; biofilm; simultaneous nitrification and denitrification; start-up characteristics

X703.1

A

1672?7207(2013)03?1275?08

2012?03?01；

2012?06?26

國家高技術(shù)研究發(fā)展計(jì)劃(“863”計(jì)劃)項(xiàng)目(2011AA060903)；北京市屬高等學(xué)校人才強(qiáng)教計(jì)劃項(xiàng)目(2012)；北京工業(yè)大學(xué)第10屆研究生科技基金資助項(xiàng)目(ykj-2012-6912)

彭永臻(1949?)，男，黑龍江哈爾濱人，博士，教授，從事污水生物處理理論與應(yīng)用研究；電話：010-67392627；E-mail: pyz@bjut.edu.cn