大孔離子交換樹脂工藝是一種有效的深度脫氮工藝，它可將污水處理廠二級出水中的TN降至《地表水環(huán)境質量標準》（GB3838—2002）的準Ⅳ類標準。離子交換樹脂在吸附飽和后，一般使用高濃度NaCl溶液（4%~12%）再生以恢復其吸附容量。然而，由于大部分硝酸鹽和NaCl最終進入再生液，再生液的處理已成為離子交換樹脂應用的瓶頸。目前高濃度再生液常用的處理方法有生物脫氮法、電化學法、高級氧化法、化學催化法等，其中生物處理經濟、效果好，但高鹽度會抑制細菌生長。為了解決這個問題，可以從各種高鹽度環(huán)境中分離出嗜鹽菌，然后在實驗室富集，目前已有相關研究證明了采用上流式污泥床能夠有效處理高鹽度再生液。但再生液的總氮濃度較高，而碳源含量很低，這對生物脫氮來說是一個嚴峻挑戰(zhàn)。
顆粒污泥（GS）反硝化技術是近年來發(fā)展較快的生物處理技術。顆粒污泥直徑一般為0.14~5mm，由細菌自我固定而成。反硝化顆粒污泥（以下簡稱顆粒污泥）研究最早可追溯到20世紀70年代末，Miyaji等在應用USB反應器處理硝酸鹽廢水時發(fā)現了污泥顆粒化現象，但當時并沒有強調顆粒污泥的作用。后來許多研究相繼驗證了反硝化微生物具有良好的顆�；芰�，并在反硝化顆粒污泥的特性、形成機理、形成因素等方面取得了大量成果。但目前有關顆粒污泥的研究主要集中在快速啟動和性能提升上，對該領域的理解仍然只是冰山一角。按運行方式反硝化顆粒污泥反應器可分為連續(xù)流和間歇流。其中，連續(xù)流反應器以上流式污泥床反應器（USB）的應用最普遍，它主要依靠營造較高的上升流速，促進顆粒污泥的形成和洗出較輕質的污泥。針對實際運行中易出現的短流、污泥上浮等問題，可以靈活施加策略對反應器進行優(yōu)化，如增加氮氣循環(huán)、使用脈沖進水、投加填料、增加徑向攪拌等。
過高的鹽度可以使微生物的許多酶變性并降低細胞活性。鹽脅迫作為一種抑制因子，可以直接或間接地抑制細胞分裂和生長，鹽度高于1%會限制硝化細菌的代謝，并導致無法從含鹽廢水中去除氮。顆粒污泥由于其獨特的形態(tài)，使其對高鹽廢水具有較強的耐受性，并且其內部的高生物含量使其具有遠超絮狀污泥的氮處理負荷。而這些優(yōu)點也恰恰對應了目前樹脂再生液生物處理技術的難點，因此將厭氧顆粒污泥技術用于樹脂再生液處理，希望可以解決樹脂再生液的處理難題。
1、材料與方法
1.1 試驗裝置
試驗裝置如圖1所示。
試驗采用自行設計的上流式污泥床反應器，其高為180cm，內徑為13cm，材質為有機玻璃，反應器外部加裝水浴循環(huán)保溫層，并配有水浴循環(huán)系統(tǒng)，用來控制反應溫度。反應器進水由蠕動泵泵入。底部設有內循環(huán)系統(tǒng)用以提供上升流速，保證有足夠的水流剪切力來維持污泥的顆�；螒B(tài)。此外，在底端還留有曝氣口，定期曝氣打散底部污泥死區(qū)，防止污泥板結。反應器側面設有多個取樣口，頂部設置三相分離器，以防止污泥流失。
1.2 試驗方法
在進行本試驗之前首先進行了污水廠尾水離子交換樹脂極限脫氮中試，研究了極限脫氮的應用條件，并收集高鹽度樹脂再生液，在此基礎上開展后續(xù)的顆粒污泥高效反硝化試驗。上流式污泥床接種的厭氧顆粒污泥取自某造紙廠厭氧塔，呈深黑色，初始MLSS為72.8g/L，MLVSS為40.8g/L，MLVSS/MLSS為56.04%�？紤]到會有部分污泥流失，故選擇初期污泥接種量為反應器有效容積的50%，此后定期清理反應器頂部上浮的顆粒污泥。
啟動階段對再生液進行稀釋后作為反應器進水，再生液中含有高濃度的硝酸鹽和氯化鈉，殘存的COD很少，且大多數都無法被生化利用。為保證初期微生物有充足的養(yǎng)分，通過外加乙酸鈉碳源控制C/N在5左右。前期采用連續(xù)進水，進水流速控制在較小范圍，HRT控制在48h；為確保厭氧環(huán)境，溶解氧控制在0.2mg/L以下。其間每天測定反應器的出水水質，當硝態(tài)氮去除率達到70％且能保持穩(wěn)定一周以上時，則認為污泥初步馴化成功。反應器成功啟動后，探究C/N、鹽度、HRT等因素對脫氮效率的影響，并取不同運行階段的污泥進行高通量測序。
1.3 分析方法
pH：便攜式pH計；DO：便攜式溶解氧測定儀；NH4+-N：納氏試劑分光光度法；NO2−-N：乙二胺四乙酸分光光度法；NO3−-N：紫外分光光度法；TN：堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法；TP：鉬酸銨分光光度法；COD：快速消解分光光度法。
2、結果與討論
2.1 顆粒污泥反硝化影響因素
2.1.1 水力剪切對顆粒污泥形態(tài)的影響
在上流式污泥床中，合適的水力剪切力是維持顆粒形態(tài)的必要條件，而顆粒形態(tài)是顆粒污泥高效脫氮的保障。本研究中在反應器底部設置了兩根循環(huán)管，通過蠕動泵維持一定的上升流速，這不僅能提供水力剪切力，還可以起到稀釋進水濃度的作用。試驗初期將上升流速設置為3m/h，運行2d后首次出現污泥整體上浮現象，具體如圖2所示。
如圖2（b）所示，反應器運行期間，在水力剪切力的推動下，污泥床中間出現一道裂縫，然后在上升水流的作用下逐漸向上移動，直至到達反應器頂端被三相分離器擋下，如圖2（a）所示。經觀察發(fā)現污泥有結塊現象，因此水流無法從顆粒污泥縫隙間通過，只能托著污泥床整體向上移動，直到碰到頂部的三相分離器。如圖2（c）所示，有很多氣泡附著在污泥床底部，這可能是由于反硝化產生了CH4、N2等氣體，在板結污泥的阻擋下無法正常向上排出，只能附著到污泥底部，在氣泡的承托作用下污泥床更容易整體上浮。為防止污泥上浮現象的發(fā)生，減小上升流速為2m/h，并且每隔一段時間從底部給予少量曝氣，起到打散底部污泥、防止板結的作用。調整之后發(fā)現偶爾還是會出現污泥整體上浮現象，因此再次調節(jié)上升流速為1.5m/h，之后污泥床沒有再出現過整體上浮現象，而且顆粒污泥也能保持較為松散的狀態(tài)。因此，最終確定反應器的最佳上升流速為1.5m/h。
2.1.2 異化硝酸鹽還原成氨（DNRA）機制
在反應器運行的第27天，發(fā)現出水氨氮濃度升高的異�，F象。由于離子交換樹脂選擇性吸附的特點，再生液中的總氮主要是硝態(tài)氮，氨氮濃度在1mg/L以下，雖然厭氧顆粒污泥對氨氮的去除率不高，但出現出水氨氮濃度遠大于進水的現象值得討論。從第27天開始出水硝態(tài)氮、氨氮濃度的變化如圖3所示。
在運行前期出水氨氮達到了30mg/L左右，比進水氨氮濃度高出數十倍。對進出水數據進行分析后發(fā)現，硝態(tài)氮濃度變化和氨氮濃度變化存在一定的關系，硝態(tài)氮和氨氮濃度之和在一定的范圍內，當硝態(tài)氮濃度減少時氨氮濃度就會增加，且硝態(tài)氮的減少值近似等于氨氮的增加值，故推測硝態(tài)氮和氨氮之間存在某種轉化關系。經查閱文獻后得知，反應器中很可能存在異化硝酸鹽還原成氨（DNRA）機制，發(fā)生這種現象的原因很可能是反應器啟動初期，為了保證微生物有足夠的營養(yǎng)，加入了過多的碳源。
在正常的污水處理過程中，硝化-反硝化是很重要的一條脫氮途徑，反硝化過程中，硝酸鹽（NO3−）被厭氧還原為氮氣（N2）去除，但在城鎮(zhèn)污水廠中還存在其他的氮轉化途徑，例如DNRA，其作用機制和反硝化完全相反，它是將NO3−-N轉化為NO2−-N和NH4+-N。DNRA相關的微生物分布十分廣泛，與反硝化和厭氧氨氧化作用類似，DNRA廣泛存在于海洋、河口、濕地、湖泊和農田等各種水生生態(tài)系統(tǒng)的沉積物中。
與反硝化過程相比，DNRA轉化等量的NO3−需要更多的電子，即需要更多的碳源，因此DNRA細菌更喜歡高C/N環(huán)境，當C/N>5時，DNRA相關微生物的活性會有很大的提高，隨著碳氮比的增加，DNRA和反硝化速率都會有所增加，但是當C/N達到7.7之后，DNRA效率的增加速度遠大于反硝化，而且在同一系統(tǒng)中，DNRA活性的增加會對反硝化起到抑制作用。因此在污泥培養(yǎng)中期逐漸降低乙酸鈉的用量，當系統(tǒng)的C/N降低到3.5時，出水硝態(tài)氮和氨氮濃度都有了明顯好轉。
2.1.3 HRT、C/N和鹽度對反硝化性能的影響
樹脂再生液生物處理的主要難點就是如何在高鹽度的條件下維持反硝化菌的生物活性。一般在0.5%以上鹽度的廢水中微生物活性就會受到抑制，而樹脂再生液的鹽度一般為2%~10%。除了鹽度之外，C/N、HRT對反硝化速率也有著很大影響。
在HRT對顆粒污泥反硝化效果影響的試驗中，為保證反硝化能夠進行完全，且又不被DNRA機制影響，控制C/N為3.5、溫度為30℃、鹽度為1.5%。在此條件下控制HRT為6、8、12、24、48h，停留時間從長到短進行，每個HRT下連續(xù)運行7d，每天取進出水水樣檢測總氮，并計算總氮平均去除率，結果如圖4所示。當HRT從48h逐漸減小到12h時，總氮去除率變化幅度較小，仍然維持在90%以上。但是當HRT從12h逐漸減小到6h時，總氮去除率變化較大，從91.35%降低到58.63%，這說明此時已經超過了顆粒污泥的處理負荷。綜合處理效果和經濟性，確定HRT為12h。
保持HRT為12h、鹽度為1.5%、溫度為30℃，調節(jié)C/N為2.0、3.0、3.3、3.5、4.0、5.0六個梯度，每個C/N下連續(xù)運行7d，每天取進出水水樣檢測總氮，并計算平均去除率，結果如圖5所示。當C/N在2.0~3.3之間時，隨著碳源的增多，反硝化效率提升很快，總氮去除率迅速從53.41%增大到91.38%；但是當C/N在3.3~5.0時，碳源的增加對反硝化效率的影響逐漸減小，總氮去除率只是小幅度提升，當C/N為5.0時總氮去除率可達95.52%。但檢測出水COD發(fā)現，投加的碳源中有27.9%的COD殘留，影響出水COD指標。綜合考慮脫氮效果與經濟性，當C/N為3.3時總氮去除率已經達到預期目標，所以確定反應器最佳C/N為3.3。
為研究顆粒污泥的耐鹽極限，設置鹽度分別為1.0%、1.5%、2.0%、2.5%、3.0%、4.0%，控制HRT為24h、C/N為3.5、溫度為30℃，每個鹽度條件下連續(xù)運行7d，每天取進出水水樣檢測總氮，并計算平均去除率，結果如圖6所示。當鹽度2.0%時TN去除率開始快速下降，特別是鹽度增加到4.0%時TN去除率僅有51.33%。為保證脫氮效率，使出水達到排放標準，并且起到篩選耐鹽菌的作用，確定最適鹽度為2.0%�，F場產生的樹脂再生液和沖洗液混合后的鹽度也在2.0%左右，因此可以滿足工程所需。
2.2 反應器長期運行穩(wěn)定性
2.2.1 對NO3--N的去除效果
完成反應器運行單因素影響探究之后，進行反應器運行穩(wěn)定性試驗。在C/N為3.5、HRT為12h、上升流速為1.5m/h、溫度為32℃、pH為7.5的條件下重新啟動，連續(xù)運行兩個月，其間每天取進出水檢測硝態(tài)氮濃度，結果見圖7�？芍�，反應器在最佳運行參數下重新啟動的前10d對硝態(tài)氮的去除效果較差，在第4天降低進水硝態(tài)氮濃度，之后出水硝態(tài)氮濃度迅速降低。在第10天硝態(tài)氮去除率從啟動第1天的67%增加到96%，而后幾天雖然有所波動，但在降低進水硝態(tài)氮負荷之后出水迅速好轉，硝態(tài)氮去除率穩(wěn)定在95%左右。在反應器運行的第2個月，由于出水穩(wěn)定，將進水硝態(tài)氮濃度從110mg/L逐漸提升到235mg/L，可以發(fā)現出水硝態(tài)氮短暫升高后又迅速降低到10mg/L以下，去除率也穩(wěn)定在95%左右，說明此時反應器對硝態(tài)氮的去除效果已基本穩(wěn)定。
2.2.2 對TN的去除效果
由于進水總氮中基本都為硝態(tài)氮，所以總氮的去除趨勢和硝態(tài)氮相仿（見圖8）。在前10d對TN的去除效果較差，這主要是因為啟動初期氨氮和硝態(tài)氮濃度較高。
在啟動的第4天降低進水TN濃度，之后出水TN濃度也隨之迅速下降。在第10天TN去除率由第1天的53%增加到88%，而后幾天雖然有所波動，但在第20天降低了進水TN后出水迅速好轉，但由于出水氨氮較高，所以TN去除率一直比硝態(tài)氮去除率低。直到反應器運行的第2個月，出水總氮也開始穩(wěn)定降低。等到出水總氮穩(wěn)定后，第30天開始逐漸提高進水TN負荷，進水TN濃度從115mg/L逐漸提升到236mg/L，可以發(fā)現出水TN在短暫升高后迅速降低到15mg/L以下，去除率穩(wěn)定在90%以上。此時可以認為該顆粒污泥反硝化反應器已經能穩(wěn)定運行。
2.3 污泥形態(tài)變化及微生物群落分析
對不同時期反應器中的顆粒污泥進行取樣，將樣品用清水反復沖洗后放入培養(yǎng)皿，觀察顆粒污泥形態(tài)的變化。從污水廠取回的原始顆粒污泥呈深黑色，有部分污泥破裂，形狀不規(guī)則，粒徑分布不均勻，且多在1~5mm。在培養(yǎng)一段時間后，污泥變?yōu)楹诤稚�，粒徑基本沒有變化，但相比原始污泥粒徑分布更加均勻，且在上升流速的剪切力作用下，污泥表面變得光滑。而培養(yǎng)后期的顆粒污泥相較于中期顏色變得更淺，呈褐色，粒徑也更加均勻。前中后期的顆粒污泥粒徑變化并不明顯，但形態(tài)、顏色有所不同，這可能是因為無法做到完全反應環(huán)境，且進水中含有一定的鈣鎂離子，使顆粒污泥顏色發(fā)生了變化。
為了解顆粒污泥培養(yǎng)前后的結構形態(tài)和表面微生物群落的變化，在前期和后期對初始污泥和培養(yǎng)后的顆粒污泥分別取樣，用2.5%戊二醛溶液固定后靜置過夜24h，然后進行掃描電子顯微鏡分析。圖9為培養(yǎng)前后顆粒污泥的SEM照片。
圖9（a）、（d）分別為接種污泥和后期顆粒污泥的SEM照片，可以發(fā)現在存在上升流速的條件下，由于水流的沖刷，后期顆粒污泥表面相較于原始污泥更加光滑。圖9（b）、（c）為原始污泥表面生物相的SEM照片，可知原始污泥表面微生物種類較多，有桿狀、球狀、絲狀等各種形態(tài)的微生物分布，但也比較雜亂，沒有占主導地位的優(yōu)勢菌種。圖9（e）、（f）為馴化后顆粒污泥表面的SEM照片，可以觀察到污泥表面微生物主要為細長的桿菌，其他微生物數量大幅度減少，這與文獻中反硝化顆粒污泥表面的反硝化細菌多為細長桿狀細菌相符合，可以初步判定經過高鹽度樹脂再生液的馴化之后，耐鹽反硝化細菌成為優(yōu)勢菌群。
為了解反應器運行時顆粒污泥中微生物群落的變化，對原始污泥和反應器運行1個月和3個月后的污泥取樣（分別命名為LZQ-1、LZQ-2、LZQ3），用去離子水反復沖洗后離心并倒去上清液，取下部沉淀放入-70℃超低溫冰箱保存，然后委托上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司進行門水平的高通量測序，結果如圖10所示。
初始污泥中占比最高的為類桿菌門（Bacteroidota，44.4%）、綠彎菌門（Chloroflexi，25.15%）、厚壁菌門（Firmicutes，12.92%）。據報道，厚壁菌門和變形菌門是厭氧消化體系中的主要菌門，其中變形菌門與有機物的發(fā)酵降解等作用有關，而變形菌門在原始泥樣中只占0.48%。隨著反應器運行時間的增加，變形菌門的占比逐漸升高，中期和后期分別達到了12.74%和30.19%。而原始污泥中占比最高的類桿菌門、綠彎菌門、厚壁菌門在后期污泥中的占比都有所降低，反應器內微生物群落多樣性也逐漸降低，使反應器內逐漸呈現出功能專一的優(yōu)勢菌群。
2.4 成本核算
在本研究之前，先進行了城鎮(zhèn)污水處理廠尾水離子交換樹脂極限脫氮中試，然后進行再生液的顆粒污泥反硝化處理，極限脫氮出水與處理后的再生液混合（比例約為200∶1）后排放，混合出水TN穩(wěn)定低于1.5mg/L，達到《地表水環(huán)境質量標準》中的Ⅳ類水標準。經處理后的樹脂再生液也可以再次回用于樹脂再生，大大節(jié)省了再生氯化鈉用量。對該工藝進行運行成本核算。
①電耗成本
中試所用到的耗電設備包括1臺樹脂進水泵（額定功率：0.55kW）和3臺蠕動泵（額定功率：0.03kW），均為24h連續(xù)運行，則每日電耗分別為13.2、2.16kW·h，合計15.36kW·h。
該地區(qū)工業(yè)電價為1元（/kW·h），中試裝置的處理水量為24m3/d，則處理電費為0.64元/m3，實際工程應用中大型設備電費成本會更低，按照中試的60%計算，則電費為0.38元/m3。
②消耗品費用乙酸鈉用于樹脂再生液的反硝化，試驗得到的最佳C/N為3.3，再生液中硝態(tài)氮含量以10mg/L計，則需投加乙酸鈉33g/m3，水處理用工業(yè)乙酸鈉的價格為700元/t，則投加碳源的成本為0.023元/m3；假設樹脂每處理50m3水需要250L的4%濃鹽水再生，配制再生液需要10kg鹽，工業(yè)鹽的采購價格為500元/t，則再生費用為0.1元/m3；根據廠家提供的D890型離子交換樹脂參數，該樹脂可再生500~800次，D890樹脂的采購價格為3萬元/t。按照再生500次計算，則樹脂損耗費為0.084元/m3。綜上所述，消耗品成本為0.207元/m3。
③總成本核算
根據上述計算和分析，該中試的直接運行成本為0.587元/m3，比同類城鎮(zhèn)污水廠極限脫氮工藝成本低15%。
3、結論
①利用顆粒污泥脫氮效率高、耐受環(huán)境性能好的特點，創(chuàng)新性地將顆粒污泥用于高鹽度樹脂再生液的處理，首先在上流式污泥床反應器內接種厭氧顆粒污泥，采用連續(xù)進水的方式逐步提高進水NO3--N負荷和鹽度，施加上升流速并補充適量碳源，對污泥進行馴化，并得到了反應器的優(yōu)化運行參數，即pH為6.5~9、鹽度為2.0%、HRT為12h、C/N為3.3、上升流速為1.5m/h。
②啟動并長期運行反應器，硝態(tài)氮去除率可達95%，總氮去除率達90%以上，出水總氮低于10mg/L，極限脫氮與再生液處理混合出水TN多，變形菌門占比隨時間增加，反硝化桿菌逐漸成為優(yōu)勢菌種。（來源：浙江省生態(tài)環(huán)境科學設計研究院，浙江師范大學地理與環(huán)境科學學院，浙江環(huán)科環(huán)境研究院有限公司，國家環(huán)境保護水污染控制工程技術<浙江>中心浙江省環(huán)境污染控制技術研究重點實驗室）
