好氧顆粒污泥是在好氧條件下自發(fā)形成的細胞自身固定化顆粒，與絮狀污泥相比，具有沉降性能好、 污泥濃度高，易于固液分離，便于提高污水處理效率，降低污水處理成本等優(yōu)點[1, 2]，具有較好的應用前景[3].

　　國內外學者在好氧顆粒污泥工藝優(yōu)化及其應用方面作了大量研究. 有研究利用序批式好氧顆粒污泥反應器處理高氨氮廢水[4]，考察了HRT和運行方式對脫氮菌群的活性和數(shù)量變化的影響. 結果表明，當HRT為13 h時，脫氮菌群的活性最高; 縮短HRT導致了更高的COD和氨氮負荷，有利于厭氧氨氧化菌的生長，同時也抑制了氨氧化細菌的生長. Luo等[5]在兩個相同的反應器里分別投加好氧顆粒污泥和普通絮狀污泥，考察了COD/N分別為4、 2、 1時，對顆粒污泥解體的影響. 結果表明，COD/N由4減小到2和1后，對好氧顆粒污泥的物理性質和硝化效率有很大的影響，當COD/N為1時，顆粒污泥全部解體. EPS中酪氨酸凈產量的減少和包括絲狀菌在內的主要微生物菌群的變化被認為是造成顆粒污泥解體的兩個主要原因. 張雯等[6]在連續(xù)流反應器中接種厭氧顆粒污泥，成功培養(yǎng)出好氧顆粒污泥，考察了溫度、 COD/N、 HRT、 溶解氧質量濃度、 pH、 間歇曝氣周期等對好氧顆粒污泥脫氮的影響，并確定最佳工藝參數(shù)： 溫度為25℃、 COD/N 為6~8、 HRT 為8 h 左右、 DO質量濃度為2 mg ·L-1、 pH 為7.5~8.0、 曝氣3 h 及缺氧攪拌3 h 和曝氣4 h 及缺氧攪拌3 h. 張睿[7]研究表明，進水COD/N≤5時，絲狀菌大量生長，顆粒污泥開始解體，顆粒粒徑變大，部分顆粒從球狀變成長條桿狀. 隨著COD/N的降低，系統(tǒng)對有機物去除效果影響不大，去除率保持在80%以上; 但總磷和氮的去除效果變差，游離氨濃度的增加抑制了硝化菌和反硝化菌的活性，當COD/N為3時，系統(tǒng)對總磷、 氨氮、 總氮的去除率分別為47.98%、 38.56%和27.90%.

　　上述關于好氧顆粒污泥的工藝參數(shù)研究大多是在序批式活性污泥反應器內進行的. 并且大部分研究主要采用較高有機物濃度的人工配水作為處理對象[8, 9]. 近年來，也有少量的研究探討了連續(xù)流好氧顆粒污泥反應器的優(yōu)化和設計，但其結構和運行方式復雜且穩(wěn)定性差[10, 11, 12, 13]，難以應用于實際工程. 據(jù)相關報道[14]，流體剪切力、 HRT、 DO、 選擇壓和廢水組分等都對好氧顆粒污泥的形成具有重要的影響. 其中，流體剪切力和HRT對顆粒的形成速度、 結構和穩(wěn)定性影響顯著，被認為是影響好氧顆粒污泥形成和穩(wěn)定性的最關鍵因素[15]. 因此，本研究基于合建式反應器，采用較低COD/N實際生活污水為進水基質和連續(xù)進水方式，著重考察曝氣量和HRT對好氧顆粒 污泥的形態(tài)變化和除污能力的影響，以期為連續(xù)流好氧顆粒污泥技術應用于實際工程提供可靠的實驗依據(jù).

　　1 材料與方法

　　1.1 實驗裝置

　　本實驗采用的合建式反應器是由有機玻璃制成的立方體，中間由一塊隔板隔開，底部連通，分為反應區(qū)和沉淀區(qū)兩部分，有效容積分別為1.5 L和0.3 L. 反應器通過曝氣泵和曝氣盤提供曝氣，由轉子流量計控制曝氣量. 進水由反應區(qū)上方進入，由恒流泵控制進水流量，在上升氣泡的作用下與顆粒污泥充分接觸反應后由底部進入沉淀區(qū)，在重力的作用下，經過泥水分離最終從沉淀區(qū)上方流出(實驗裝置示意圖見圖 1).

　　圖 1 實驗裝置示意

　　1.2 實驗用水

　　生活污水取自成都信息工程大學地下污水總排放口，其水質波動較大，如表 1所示.

 

　　表 1 生活污水水質特征

　　為了考察連續(xù)流好氧顆粒污泥系統(tǒng)對低COD/N生活污水的處理效果及其長期穩(wěn)定運行的可行性，實驗通過向實際生活污水中添加少量的化學試劑調節(jié)平均進水水質如下： ρ(COD)為160 mg ·L-1，ρ(TN)為40 mg ·L-1，ρ(TP)為4 mg ·L-1，pH為7.0~7.5(COD/N約為4 ∶1).

　　1.3 接種污泥

　　接種污泥為本課題組事先培養(yǎng)的好氧顆粒污泥[16]，接種量為反應器有效體積的40%左右，接種后污泥濃度MLSS為4 200 mg ·L-1，污泥體積指數(shù)SVI=38.1 mL ·g-1.

　　1.4 反應器的運行和實驗過程

　　實驗分為對曝氣量和HRT的優(yōu)化兩個部分，每個部分又分為3個階段，各階段采用不同的曝氣量或HRT，連續(xù)運行15 d，總計連續(xù)運行90 d. 具體的運行條件及各階段表觀氣速和DO質量濃度如表 2所示.

 

　　表 2 實驗運行階段及條件

　　1.5 實驗方法

　　COD、 氨氮(NH4+-N)、 硝態(tài)氮(NO3--N)、 亞硝態(tài)氮(NO-2-N)、 TN、 TP、 MLSS、 污泥沉降比(settling velocity,SV)、 SVI等，均采用國家標準方法測定[17]，EPS的提取采用甲醛-氫氧化鈉法[18].

　　PS的測定采用蒽酮-硫酸法[19]，PN的測定采用Folin-酚法[20]. 微生物相及顆粒污泥形態(tài)采用配備數(shù)碼攝像系統(tǒng)的光學顯微鏡觀察.

　　2 結果與分析

　　2.1 運行各階段反應器除污效果

　　2.1.1 對COD的去除效果

　　反應器進出水COD 質量濃度及其去除率的變化情況如圖 2所示. 反應器啟動階段(1~3 d)COD的去除率較低，只有50%左右，原因是好氧顆粒污泥在接種前是在進水COD/N為10 ∶1的SBR反應器中培養(yǎng)的，接種到合建式反應器后，進水方式和水質都有較大的變化. 但是好氧顆粒污泥很快地適應了連續(xù)的進水方式和COD/N只有4 ∶1的進水水質，在曝氣量為200mL ·min-1、 HRT為6.2 h的條件下，COD去除率逐漸提高至70%左右，說明好氧顆粒污泥系統(tǒng)有較強的適應進水方式和水質突變的能力. 在保持HRT不變，曝氣量提高到300mL ·min-1后，COD去除率進一步提高，最高達到了75%左右. 但隨著曝氣量進一步增大到400 mL ·min-1后，COD去除率又有所下降，逐漸降低到了初始接種階段的50%左右. 說明曝氣量對反應器的COD去除效果影響明顯，適宜的曝氣量既能提供充足的DO，同時也能提供適宜的水力剪切力，促進好氧顆粒污泥的形成和穩(wěn)定，具有較高、 穩(wěn)定的COD去除率. 實驗進行到45 d時，通過前面3個階段對曝氣量的優(yōu)化，基本可以確定300 mL ·min-1是最優(yōu)的曝氣量. 于是第二部分優(yōu)化實驗固定曝氣量為300 mL ·min-1，逐漸增大HRT，考察HRT對反應器去除效果的影響. 從圖 2可以看出，HRT對反應器的COD去除效果影響更為明顯. 當HRT為7.5 h，反應器COD去除率達到整個優(yōu)化階段的最高，平均去除率達76.34%，平均出水COD質量濃度為37.98 mg ·L-1，優(yōu)于一級A排放標準.

　　圖 2 COD及其去除率變化情況

　　2.1.2 對NH4+-N的去除效果

　　反應器進出水NH4+-N質量濃度及其去除率的變化情況如圖 3所示. 從中可以看出，反應器在整個優(yōu)化階段，始終保持著極高的NH4+-N去除率，平均去除率在99%以上，出水NH4+-N質量濃度始終在1 mg ·L-1以下，優(yōu)于一級A排放標準. 說明連續(xù)流好氧顆粒污泥系統(tǒng)對氨氮有著非常理想的去除效果. 這是因為好氧顆粒污泥的特殊結構，有利于硝化細菌的大量繁殖，NH4+-N在與顆粒污泥接觸后，迅速被吸附到其表面，在充足的DO和大量硝化細菌的作用下，迅速被氧化為NO-2-N和NO3--N.

　　圖 3 NH4+-N及其去除率變化情況

　　2.1.3 反應器中NO-2-N和NO3--N的變化情況

　　反應器中NO-2-N和NO3--N的質量濃度變化情況如圖 4所示. 從中可以看出，NO-2-N在整個優(yōu)化階段都保持著較低的質量濃度，平均質量濃度低于1 mg ·L-1. NO3--N隨著曝氣量的增大而增加，隨著HRT的增大而減少，在圖 4中表現(xiàn)為先上升后下降的曲線，在曝氣量最大且HRT最小的第30~45 d濃度最大，而在曝氣量為300 mL ·min-1、 HRT為7.5 h時濃度最低，平均質量濃度為16.52 mg ·L-1. 結合圖 3可知，當進水中NH4+-N與好氧顆粒污泥充分接觸后，迅速被顆粒表面的氨氧化細菌氧化為NO-2-N，由于顆粒污泥的特殊結構，顆粒污泥從內到外聚集了大量的適應各種環(huán)境的細菌，其中就包括亞硝酸鹽氧化菌，在其作用下，大量的NO-2-N又被氧化為NO3--N.

　　圖 4 NO-2-N和NO3--N的變化情況

　　2.1.4 對TN的去除效果

　　反應器進出水TN質量濃度及其去除率的變化情況如圖 5所示. 出水TN質量濃度隨曝氣量和HRT的變化與NO3--N的變化一致. TN平均去除率在曝氣量為300 mL ·min-1、 HRT為7.5 h的條件下(60~75 d)達到最高的51.23%，出水質量濃度始終低于20 mg ·L-1. 說明即使在進水COD/N僅為4 ∶1的極端惡劣情況下，好氧顆粒污泥由于其特殊的結構優(yōu)勢，為各種不同類型的細菌提供了良好的生長代謝場所，在這些細菌的聯(lián)合作用下，在連續(xù)流的合建式反應器內，仍然具有較高的同步硝化反硝化效率，體現(xiàn)為較高的穩(wěn)定的TN去除率.

　　圖 5 TN及其去除率變化情況

　　2.1.5 對TP的去除效果

　　反應器進出水TP質量濃度及其去除率的變化情況如圖 6所示. 從中可以看出，在反應器啟動階段(1~3 d)，反應器內的TP質量濃度逐漸降低，去除率由50%迅速降低至10%左右，這是因為顆粒污泥在接種前處于磷匱乏狀態(tài)，當以連續(xù)進水的方式接種運行后，顆粒污泥迅速將進水中TP吸附在其表面，表觀上表現(xiàn)為較高的TP去除率. 隨著實驗的進行，污泥對TP的吸附達到飽和，過量的TP在顆粒污泥內部只能部分轉化，大部分TP隨出水懸浮物(suspended solids,SS)排出. 反應器對TP的去除率在曝氣量為300 mL ·min-1、 HRT為7.5 h的條件下(60~75 d)達到最高，平均去除率為53.70%. 結合反應器對TN的去除效果，說明連續(xù)流好氧顆粒污泥系統(tǒng)有較高的同步脫氮除磷效率.

　　圖 6 TP及其去除率變化情況

　　2.2 污泥特性的變化

　　2.2.1 污泥外觀形態(tài)的變化

　　在反應器的運行過程中，接種好氧顆粒污泥逐漸適應合建式反應器的結構、 連續(xù)的進水方式、 低COD/N的實際生活污水進水水質等環(huán)境并連續(xù)穩(wěn)定運行，期間伴隨著污泥外觀形態(tài)的不斷變化. 實驗過程中通過數(shù)碼相機和光學顯微鏡觀察顆粒污泥的形態(tài)變化，如圖 7所示.

　　圖 7 反應器不同運行階段的污泥形態(tài)

　　實驗采用的接種污泥為顆粒狀，呈黃褐色，結構較為緊密[見圖 7(a)]. 實驗以連續(xù)流的進水方式運行15 d后，顆粒污泥有輕微解體的現(xiàn)象[見圖 7(b)]. 當增大曝氣量到300 mL ·min-1后，適宜的水力剪切力和DO質量濃度使得部分解體的顆粒污泥又重新聚集在一起，形成新的規(guī)則的顆粒污泥[見圖 7(c)]. 但當曝氣量繼續(xù)增大至400 mL ·min-1后，過大的水力剪切力造成污泥的顆粒結構被沖刷破壞加速了顆粒污泥的解體[見圖 7(d)]. 鑒于曝氣量過大，運行到第46 d，將曝氣量重新調整為300 mL ·min-1，并增大HRT至6.7 h，顆粒污泥迅速適應新的運行條件，形態(tài)也逐漸趨于規(guī)則完整[見圖 7(e)]. 保持曝氣量不變，繼續(xù)增大HRT至7.5 h，顆粒污泥表面微生物增多，各種原生動物和后生動物附著在污泥表面，降低了污泥的疏水性，促進了顆粒污泥的黏結[見圖 7(f)]. 反應器連續(xù)運行90 d，運行過程中雖然始終有少量顆粒污泥老化解體的現(xiàn)象發(fā)生，但是解體后的顆粒污泥為新的顆粒污泥的形成提供了聚集初期必要的“晶核”，加速了新顆粒污泥的形成. 整個反應器內始終進行著少量老化污泥和新污泥的更新?lián)Q代，但占主導地位的還是成熟的好氧顆粒污泥.

　　2.2.2 污泥濃度及沉降性能的變化

　　生物處理系統(tǒng)中，污泥濃度及沉降性能反映了系統(tǒng)的處理能力及運行的穩(wěn)定性. 反應器內污泥濃度及沉降性能的變化如圖 8所示.

　　圖 8 反應器運行過程中SVI及MLSS的變化

　　接種污泥后，反應器內MLSS為4 000 mg ·L-1，SVI為35 mL ·g-1. 實驗過程中，每天從位于反應器中間高度處的取樣口取100 mL均質泥水混合樣品進行監(jiān)測分析，不再進行額外排泥，污泥齡(sludge retention time,SRT)為20 d左右. 運行開始后，MLSS急劇下降至3 000 mg ·L-1以下，SVI上升至60 mL ·g-1以上. 隨著實驗的進一步進行，MLSS繼續(xù)減小至1 800 mg ·L-1左右，SVI升高至80 mL ·g-1以上. 運行30 d后，MLSS才逐漸趨于穩(wěn)定，保持在2 000 mg ·L-1以上，雖然隨著HRT的不斷增大，MLSS有所增加，但仍未超過2500 mg ·L-1，始終在2 000~2 500 mg ·L-1范圍內波動. 說明連續(xù)流好氧顆粒污泥系統(tǒng)相對序批式活性污泥系統(tǒng)，污泥濃度較低(幾乎為活性污泥法的一半)，這也是該系統(tǒng)污泥齡較長、 剩余污泥產量較少的原因. 從圖 8中還可以看出，在第60~75 d，SVI相對較低，保持在50 mg ·L-1以下，結合反應器對各污染物的去除情況，說明較好的沉降性能是好氧顆粒污泥去除污染物質的必要條件. 一旦發(fā)生顆粒污泥解體，處理效果也隨之惡化.

　　2.2.3 EPS中PN、 PS的變化

　　EPS是污泥新陳代謝過程中分泌的高分子有機物，其主要成分包括PN和PS[21, 22]，二者的含量及比例對顆粒污泥的形態(tài)構成和穩(wěn)定運行起著至關重要的作用[23, 24]. 反應器運行各階段污泥中PN與PS含量的變化如圖 9所示.

　　圖 9 反應器運行過程中PN及PS的變化

　　從圖 9中可以看出，PS在反應器運行過程中含量變化不大，始終保持在10 mg ·g-1左右. 而PN隨著反應器運行條件的變化不斷變化. 從接種時的100 mg ·g-1左右，隨著曝氣量的不斷增大，PN的含量在一段小幅度的波動后持續(xù)增大，在曝氣量提高到400 mL ·min-1后達到最高的140 mg ·g-1. 當曝氣量降到300 mL ·min-1、 HRT提高到6.67 h后，PN的含量急劇下降到50 mg ·g-1，隨著HRT的繼續(xù)提高，顆粒污泥也逐漸適應了新的運行條件，在反應器處理效果最好且污泥SVI最低時(60~75 d)，PN的含量和PN/PS又重新達到一個較高的水平，分別達到130 mg ·g-1和16以上. 說明相對于PS，PN含量的變化對好氧顆粒污泥的穩(wěn)定運行和處理效果影響更為顯著. 較高的PN含量和PN/PS有利于該系統(tǒng)的長期穩(wěn)定運行.

　　3 討論

　　3.1 曝氣量對系統(tǒng)脫氮除磷的影響

　　實驗過程中，曝氣量的大小實際上反映的是反應器內水力剪切力和DO質量濃度的大小. Beun等[25]和Liu等[26]均發(fā)現(xiàn)較強的剪切力能夠促進好氧顆粒污泥的形成和穩(wěn)定，剪切力越強越有利于好氧顆粒污泥密度和顆粒強度的增加，但二者都是基于SBR反應器得到的結論. 本研究發(fā)現(xiàn)，過大或過小的剪切力都不利于好氧顆粒污泥的穩(wěn)定運行和除污性能. 當曝氣量為200 mL ·min-1，剪切力較小，不能有效地將顆粒污泥表面少量松散的絮狀污泥沖洗下來，造成絲狀菌大量繁殖，同時DO濃度較低，不能滿足顆粒污泥表面好氧菌的生長繁殖，污泥逐漸老化解體. 當DO擴散在顆粒內部受到限制時，顆粒中心形成的厭氧層不利于顆粒污泥的長期穩(wěn)定運行，造成污泥膨脹，系統(tǒng)的脫氮除碳效能也隨之降低，TN的平均去除率只有21.19%. 而當曝氣量為400 mL ·min-1時，部分結構較為松散的顆粒污泥在過大的剪切力作用下逐漸分解，同時DO質量濃度較高，迅速往顆粒污泥內部傳遞，造成好氧層不斷增大，缺氧層和厭氧層逐漸減小甚至消失，破壞了顆粒污泥的微環(huán)境，從而導致其自身的分解，此時TN平均去除率也只有32.92%，說明高曝氣量帶來的高DO質量濃度不利于氨氮通過同步硝化反硝化去除[27]. 本實驗中，當曝氣量為300 mL ·min-1時，水力剪切力和DO質量濃度才最為適宜，TN平均去除率達到了40%以上. 整個曝氣量優(yōu)化階段，TP的去除率變化不大，在31%~38%之間. 這是因為反應器內磷的去除主要是通過一類統(tǒng)稱為聚磷菌的微生物完成的，聚磷菌必須在厭氧狀態(tài)下同化發(fā)酵產物，然后在好氧或缺氧條件下，以分子氧或化合態(tài)氧做為電子受體，氧化代謝胞內貯存物聚羥基丁酸酯或聚羥基戊酸酯等，過量地從污水中攝取磷酸鹽. 當污水中有機物濃度過低時，聚磷菌缺乏碳源，導致TP的去除率一直較低，這是低基質低COD/N生活污水TP去除率較低的根本原因.

　　3.2 HRT對系統(tǒng)脫氮除磷的影響

　　HRT是指待處理污水在反應器內的平均停留時間，也就是污水與生物反應器內微生物作用的平均反應時間，在處理能力上則表現(xiàn)為反應器的容積負荷. 在進水水質保持穩(wěn)定時，HRT越大，容積負荷越小. 李媛等[28]研究發(fā)現(xiàn)，采用連續(xù)流完全混合反應器，以人工配水為原水，反應器對污染物的去除負荷隨著容積負荷的升高而升高，即反應器的處理能力隨著容積負荷的升高而加強. 但該實驗采用的進水為人工配水，且進水COD質量濃度從177 mg ·L-1提高到708 mg ·L-1，而TN質量濃度只有60~80 mg ·L-1，COD/N為10 ∶1左右. 而本研究采用的是低基質的實際生活污水，其COD質量濃度只有160 mg ·L-1，TN質量濃度為40 mg ·L-1，COD/N僅為4 ∶1. 針對這種進水水質，不斷地減小HRT，提高反應器容積負荷是不利于該系統(tǒng)長期穩(wěn)定運行和脫氮除磷的. 研究發(fā)現(xiàn)，只有當反應器在適宜的HRT為7.5h時，反應器的脫氮除磷效果最好，TN和TP的去除率均達到51.23%和53.70%.

　　3.3 EPS對好氧顆粒污泥穩(wěn)定性的作用

　　EPS普遍存在于生物絮凝體內部及表面，其在細胞間黏連聚集、 立體結構形成、 顆粒化過程以及顆粒長期穩(wěn)定性上發(fā)揮重要作用. 目前關于EPS的組成對顆粒污泥穩(wěn)定性的作用還存在著較大的爭論，尤其是PN與PS的比例問題[13].

　　本實驗接種的成熟好氧顆粒污泥，PN和PS的含量分別為90 mg ·g-1和10 mg ·g-1. 經過一段時間的穩(wěn)定運行后，PN和PS都有了一定幅度的提高，在最佳運行工況下(60~75 d)，分別達到了133.6 mg ·g-1和12.9 mg ·g-1. 均遠高于Qi等[29]在SBR反應器中測得的PN質量分數(shù)4.1~5.4 mg ·g-1和PS質量分數(shù)7.8~11.3 mg ·g-1. 可見，在低基質低COD/N的生活污水的促進作用下，合建式連續(xù)流反應器中的好氧顆粒污泥可以產生大量的PN和PS. PN的疏水特性和PS的卷掃作用都為顆粒污泥的穩(wěn)定起到促進作用. 在反應器脫氮除磷效果較好，顆粒污泥形態(tài)較為規(guī)則完整的時期，PN的質量分數(shù)大量增加，PS則處于較穩(wěn)定水平，因此PN/PS由8.0升高到17.9. 可見，PN作為疏水性物質，增強了微生物細胞的疏水性，有利于微生物間的黏結. 相對于PS，PN對顆粒污泥的穩(wěn)定性有更大的促進作用.具體參見污水寶商城資料或http://www.dongaorq.cn更多相關技術文檔。

　　4 結論

　　(1)連續(xù)流好氧顆粒污泥處理低基質低COD/N的實際生活污水的最優(yōu)運行工況為曝氣量為300 mL ·min-1、 HRT為7.5h. 整個系統(tǒng)在此條件下能夠穩(wěn)定運行，好氧顆粒污泥形態(tài)完整，沉降性能良好. 進水COD、 TN和TP平均濃度分別為160、 40和4 mg ·L-1時，出水平均濃度分別為37.98、 19.64和1.85 mg ·L-1，去除率分別為76.34%、 51.23%和53.70%.

　　(2)對于連續(xù)流好氧顆粒污泥系統(tǒng)，相對于HRT，曝氣量對系統(tǒng)穩(wěn)定運行具有更大的影響.

　　(3)低基質低COD/N的實際生活污水促進了反應器內好氧顆粒污泥EPS的增長，在反應器污水處理效果較好的階段，EPS中PN質量分數(shù)的增加量明顯高于PS，PN/PS高達17.9. 相對于PS，PN對顆粒污泥的穩(wěn)定性有更大的促進作用.（來源及作者：成都信息工程大學資源環(huán)境學院 魯磊 信欣 魯航 朱遼東 謝思建 武勇）