國內(nèi)關(guān)于好氧顆粒污泥的研究大多是在較高有機(jī)負(fù)荷的人工配水下進(jìn)行. 然而，用高 COD濃度的人工配水培養(yǎng)成熟的好氧顆粒污泥在應(yīng)用到我國實際生活污水時，由于進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷的降低，會抑制 EPS 分泌，導(dǎo)致顆粒污泥穩(wěn)定性降低.而后，有研究者用較低 COD 濃度的人工配水模擬我國實際生活污水培養(yǎng)好氧顆粒污泥，由于人工配水系統(tǒng)與實際生活污水系統(tǒng)存在著很大的差異，故其處理實際生活污水時會出現(xiàn)絲狀菌膨脹、顆粒污泥解體的情況. 近年來，有研究者采用實際生活污水啟動好氧顆粒污泥工藝，但研究只針對好氧顆粒污泥的啟動，并沒有對其運(yùn)行穩(wěn)定性進(jìn)行探究.
基于此，本實驗采用兩組 SBR 反應(yīng)器( R1、 R2) ，通過控制相同的曝氣量、運(yùn)行時間等因素，在 R1、R2 反應(yīng)器中接種污水處理廠回流污泥，分別以人工配水和實際生活污水為進(jìn)水，以進(jìn)一步明晰水質(zhì)條件對好氧顆粒污泥啟動的影響; 啟動成功后穩(wěn)定運(yùn)行時，研究溫度變化對顆粒穩(wěn)定性及同步去除碳、氮、磷性能的影響，以期為好氧顆粒污泥工藝運(yùn)用于實際生活污水提供理論基礎(chǔ).
1 材料與方法
1. 1 實驗裝置與運(yùn)行方式
本實驗采用兩組 SBR 反應(yīng)器( R1、R2 ) ，反應(yīng)器高徑比均為 3∶ 1，有效容積為 18 L. 反應(yīng)器材料為有機(jī)玻璃，頂部進(jìn)水，通過時控開關(guān)控制進(jìn)水、攪拌、曝氣、出水. 用鼓風(fēng)機(jī)進(jìn)行底部曝氣，用轉(zhuǎn)子流量計控制曝氣流量.
1. 進(jìn)水箱; 2. 蠕動泵; 3. 出水; 4. 氣體流量計; 5. 鼓風(fēng)機(jī) 6. 進(jìn)水、出水、攪拌、曝氣時序控制器; 7. 攪拌機(jī)
圖 1 SBR 反應(yīng)器裝置示意
反應(yīng)器每天運(yùn)行 4 個周期，每個周期 6 h，分為: 進(jìn)水 10 min，厭氧 80 min，好氧 210 min，沉淀 ( 30 ～ 3) min( 沉淀時間在顆粒培養(yǎng)階段逐漸由 30min 遞減至 3 min，顆粒成熟之后保持 3 min) ，排水 10 min，剩余時間閑置，反應(yīng)器換水比為 75% . 運(yùn)行過程中對 pH 不做控制，控制曝氣流量為 1. 50L·min - 1 ，運(yùn)行溫度變化如表 1 所示.
表 1 反應(yīng)器運(yùn)行溫度
1. 2 水質(zhì)與接種污泥
接種污泥為北京市某污水處理廠二沉池回流污泥，MLSS 為3 518 mg·L - 1 . R1 進(jìn)水為人工配水，碳源為丙酸鈉，COD 濃度為( 250 ± 30) mg·L - 1 ; 氮源為硫酸銨，NH + -N濃度為( 45 ± 5) mg·L - 1 、磷源為磷酸二氫鉀，TP 濃度為( 6. 50 ± 0. 50) mg·L - 1 ; R2進(jìn)水為生活污水，取自北京工業(yè)大學(xué)家屬區(qū)化糞池的實際生活污水. 人工配水及生活污水主要水質(zhì)組分見表 2.
表 2 人工配水和生活污水水質(zhì)組分/ mg·L － 1
1. 3 分析項目及方法
NH + -N、 NO - -N、 NO - -N、 MLSS、 MLVSS、SV30 等指標(biāo)均采用國家規(guī)定的標(biāo)準(zhǔn)方法測定 ;COD 和 TP 采用 5B-3B COD 多參數(shù)快速測定儀;pH、DO 及溫度的測定采用 WTW pH / Oxi340i 便攜式多參數(shù)測定儀; 污泥中 EPS 的提取采用熱提取法，多糖測定采用苯酚硫酸法，蛋白質(zhì)測定采用考馬斯亮藍(lán)法; 顆粒粒徑測定采用 Mastersize 2000型激光粒度分析儀，顆粒形態(tài)觀察使用 HitachiS4300 電子顯微鏡; 顆?；瘑映晒Ψ治龇椒?污泥顆粒平均粒徑大于 340 μm.
1 結(jié)果與討論
2. 1 不同水質(zhì)條件對好氧顆粒污泥形成及形態(tài)結(jié)構(gòu)的影響
R1、R2 分別以人工配水和實際生活污水為進(jìn)水，接種污水處理廠普通絮狀活性污泥，采取逐漸縮短沉淀時間的方式培養(yǎng)好氧顆粒污泥. R1、R2分別在第 20 d、35 d 時，出現(xiàn)細(xì)小顆粒，如圖 2 所示，分別歷時 25 d、42 d 后，顆粒污泥的平均粒徑達(dá)到 340 μm，好氧顆粒污泥工藝啟動成功. 顆粒污泥穩(wěn)定后，其平均粒徑分別達(dá)到1 200 μm、750μm. 有研究表明進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷是好氧顆粒污泥形成的重要影響因素，有機(jī)負(fù)荷較低，微生物生長速率減慢，不利于顆?；? 人工配水中的有機(jī)物易被微生物吸收利用，而實際生活污水水質(zhì)成分復(fù)雜，由易生物降解物質(zhì)、慢速生物降解物質(zhì)和溶解性惰性物質(zhì)組成，其中，溶解性惰性物質(zhì)包含不可生物降解的 COD 組分，生活污水中能被微生物利用的有機(jī)負(fù)荷較人工配水少，故 R2 相對R1 污
圖 2 Ｒ1 和 Ｒ2 運(yùn)行期間粒徑變化
泥顆?；瘯r間較長.
分別在 5 ～ 16℃ 條件下( 第 70 d) 和 R1、R2 中顆粒性能和形態(tài)穩(wěn)定( 第130 d) 時，對 R1、R2 中的好氧顆粒污泥進(jìn)行顯微鏡觀察. 如圖 3 所示，在第 70 d，R1 內(nèi)顆粒污泥表面存在大量絲狀菌，而 R2內(nèi)顆粒污泥表面絲狀菌較少，分析原因為: 溫度較低( 5 ～ 16℃ ) ，R1 反應(yīng)器內(nèi)微生物可利用的有機(jī)負(fù)荷較高，絲狀菌膨脹，導(dǎo)致顆粒污泥解體，而實際生活污水成分復(fù)雜，其中的溶解性惰性物質(zhì)包含不可生物降解的 COD 組分，微生物可利用的有機(jī)物較少，抑制了絲狀菌的生長，故 R2 反應(yīng)器內(nèi)的顆粒污泥系統(tǒng)能夠保持穩(wěn)定; 實際生活污水水質(zhì)成分復(fù)雜，含有多種微量元素，當(dāng)外界環(huán)境變化時，實際生活污水培養(yǎng)成熟的好氧顆粒污泥表現(xiàn)出良好的抗沖擊能力，能夠抵御溫度降低帶來的不利影響. 顆粒形態(tài)穩(wěn)定時( 第 130 d) ，R1 中好氧顆粒污泥粒徑較 R2 中大，分析原因為實際生活污水中微生物可利用的有機(jī)負(fù)荷較少，顆粒內(nèi)部的濃度梯度較小，基質(zhì)滲透力較小，有機(jī)物難以深入顆粒內(nèi)部，限制了顆粒粒徑的增大.
胞外聚合物( EPS) 主要由蛋白質(zhì)( PN) 和多糖 ( PS) 組成，在污泥顆?；^程中具有重要作 用. 如圖4 所示，PN、PS 在顆粒污泥啟動階段 ( 0 ～ 25 d 和 0 ～ 42 d) 整體呈上升趨勢，R1、R2 內(nèi)的 PN 含量( 以 MLSS 計) 分別由初始的 64. 12mg·g - 1 、65. 98 mg·g - 1 增 加 到 最 大 值 123. 65mg·g - 1 、122. 19 mg·g - 1 ，PS 含量分別由初始的26. 08 mg·g - 1 、26. 59 mg·g - 1 增加到最大值 64. 89mg·g - 1 、62. 13 mg·g - 1 . PS 越高，污泥表面親水性越強(qiáng)，PN 增加，污泥疏水性增強(qiáng)，細(xì)菌之間的黏附性能也隨之增加，有利于顆粒污泥的形成. R1 中微生物可利用的有機(jī)負(fù)荷較高，刺激微生物產(chǎn)生更多的EPS，故顆粒形成時間較短. 在實驗進(jìn)行的第 57 ～ 78 d，由于室內(nèi)溫度較低( 5 ～ 16℃ ) ，R1 中PN 含量減少至 51. 15 mg·g - 1 ，細(xì)胞表面的疏水性減弱，不利于微生物相互黏附，顆粒解體，而生活污水中含有一定的蛋白質(zhì)，與顆粒污泥接觸時可被絮凝吸附，故 R2 中PN 含量受溫度影響較小.
進(jìn)一步分析圖 4 可得，外界環(huán)境溫度降低，R1內(nèi)的 PN/ PS 由 2. 25 降到 1. 14，有研究指出 PN/ PS
( a1) Ｒ1 和( a2) Ｒ2 為 70 d 的顯微鏡照片，( b1) Ｒ1 和( b2) Ｒ2 為 130 d 的顯微鏡照片圖 3 Ｒ1 和 Ｒ2 反應(yīng)器中顆粒污泥的顯微鏡照片
對顆粒污泥穩(wěn)定性有一定的影響，PN / PS 越大，顆粒污泥穩(wěn)定性越好. 故溫度降低時，R1 反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥表面出現(xiàn)絲狀菌，顆粒的穩(wěn)定性變差. 系統(tǒng)穩(wěn)定之后，R1 和 R2 中顆粒污泥的 PN/ PS 分別平均為 1. 50 和 2. 00，生活污水培養(yǎng)成熟的顆粒污泥較穩(wěn)定，利于長期穩(wěn)定運(yùn)行. 同時有研究指出PN/ PS 值正比于顆粒污泥的沉降性能. 生活污水培養(yǎng)的顆粒污泥 PN/ PS 值高于由配水培養(yǎng)的顆粒污泥，故生活污水培養(yǎng)的顆粒污泥的沉降性能優(yōu)于由人工配水培養(yǎng)的顆粒污泥.
圖 4 Ｒ1 和 Ｒ2 反應(yīng)器中 PN、PS 和 PN / PS 值的變化
2. 2 好氧顆粒污泥系統(tǒng)去除污染物性能
2. 2. 1 R1、R2 系統(tǒng)的 COD 及 TP 的去除性能
如圖 5 所示，R1 反應(yīng)器在整個運(yùn)行階段進(jìn)水負(fù)荷較穩(wěn)定，有機(jī)物能夠有效被微生物降解和吸收，COD 能夠得到有效去除，出水 COD 濃度均在 50 mg·L - 1 以下，COD 去除率達(dá)到 90% 以上. R2 反
圖 5 Ｒ1 和 Ｒ2 反應(yīng)器去除 COD、TP、TN 和 NO － -N 的性能
應(yīng)器在啟動期的前 20 d，污泥處于培養(yǎng)馴化階段，出水 COD 濃度在 50 mg·L - 1 以上，這是因為 R2 反應(yīng)器的進(jìn)水為實際生活污水，進(jìn)水 COD 濃度波動較大且部分有機(jī)物不易被微生物降解，污泥適應(yīng)反應(yīng)器內(nèi)環(huán)境需要的時間較長. 隨著反應(yīng)運(yùn)行，微生物逐漸適應(yīng)進(jìn)水水質(zhì)條件，出水 COD 濃度降低到 50 mg·L - 1 以下.
運(yùn)行到第 57 d 后，溫度開始降低，R1 反應(yīng)器內(nèi)的顆粒污泥出現(xiàn)絲狀菌膨脹，顆粒污泥解體的情況，雖然顆粒污泥受溫度影響出現(xiàn)解體的現(xiàn)象，但是 COD 仍然能夠得到有效去除，去除率保持在90% 以上，這是由于絲狀菌對有機(jī)物有良好的降解能力. 相比于 R1 反應(yīng)器，R2 反應(yīng)器中并沒有出現(xiàn)絲狀菌膨脹和顆粒污泥解體的情況，處理效果一直保持穩(wěn)定，這說明生活污水啟動的顆粒污泥對于溫度的改變具有更強(qiáng)地適應(yīng)能力，更好地穩(wěn)定性.
R1、R2 系統(tǒng)在啟動初期的除磷能力較差，出水 TP 濃度在 1 mg·L - 1 以上，在系統(tǒng)運(yùn)行 10 d 后，出水TP 濃度降低到0. 50 mg·L - 1 以下，去除率穩(wěn)定在 90% 左右，此后，R1、R2 系統(tǒng)除磷能力均能穩(wěn)定在較高水平，獲得了良好的除磷效果.
2. 2. 2 R1、R2 系統(tǒng)的脫氮性能
如圖 5 所示，R1 反應(yīng)器從顆粒污泥啟動到顆粒成熟穩(wěn)定時，脫氮性能良好，TN 平均去除率均保持較高水平，出水 TN 平均濃度均在 10 mg·L - 1以下. 但是當(dāng)室內(nèi)溫度較低時( 5 ～ 16℃ ) ，反硝化菌不適應(yīng)低溫條件，活性受到抑制，導(dǎo)致系統(tǒng)脫氮性能 降 低， 出 水 TN 平均濃度升高至 29. 03mg·L - 1 ，平均去除率從 87. 85% 降低到 48. 81% .由于 R1 反應(yīng)器中微生物可利用的有機(jī)負(fù)荷充足，且反硝化菌受溫度抑制，因此導(dǎo)致絲狀菌有所增殖，顆粒污泥膨脹. 溫度升高后，絲狀菌生長得到有效抑制，反硝化作用增強(qiáng)，出水 TN 平均濃度逐漸降低為 6. 13 mg·L - 1 ，去除率達(dá)到 90% 以上，脫氮性能得到恢復(fù). 在啟動初期，R2 中污泥處于培養(yǎng)馴化階段，出水 TN 平均濃度為 19. 72 mg·L - 1 ，平均去除率為 60. 08% . 顆粒穩(wěn)定后，R2 中好氧顆粒污泥系統(tǒng)出水 TN 平均濃度降低至 14. 55 mg·L - 1 ，去除率達(dá)到 79. 25% . 溫度降低時，出水 TN 濃度基本沒有變化，TN 去除率能夠達(dá)到 86. 28% . 溫度變化對 R2 反應(yīng)器內(nèi)的顆粒污泥并沒有明顯影響.
綜上所述，由于人工配水水質(zhì)成分單一，培養(yǎng)
圖 6 Ｒ1 和 Ｒ2 反應(yīng)器中典型周期( 128 d) 內(nèi)各污染物濃度變化
成熟的好氧顆粒污泥抗沖擊性能較差，溫度降低至 5 ～ 16℃ 時，絲狀菌膨脹導(dǎo)致顆粒污泥解體，系統(tǒng)脫氮性能變差; 由于實際生活污水中有機(jī)物成分復(fù)雜且濃度波動大，微生物吸收利用緩慢，形成顆粒污泥需要的時間較長. Liu 等的研究表明，生長速率較慢的好氧顆粒污泥具有結(jié)構(gòu)密實、穩(wěn)定性好的優(yōu)點，生活污水培養(yǎng)成熟的好氧顆粒污泥形成速度慢于人工配水培養(yǎng)的好氧顆粒污泥，因此具有更強(qiáng)的抗沖擊負(fù)荷能力，穩(wěn)定性更強(qiáng)，在溫度降低時，能夠抵御環(huán)境變化帶來的影響，保持顆粒結(jié)構(gòu)穩(wěn)定，獲得良好的出水水質(zhì).
2. 2. 3 典型周期內(nèi)污染物濃度變化
圖 6 為 R1、R2 在第 128 d 的一個典型周期內(nèi)NH + -N、NO - -N、NO - -N、TN、COD、TP、溶解氧4 2 3( DO) 的濃度變化. 厭氧階段，R1、R2 反應(yīng)器內(nèi)的DO 濃度在 0. 02 mg·L - 1 以下，好氧階段，R1、R2中 DO 緩慢增加，最終穩(wěn)定在 8 mg·L - 1 左右，反應(yīng)器內(nèi)具有良好的 A/ O 運(yùn)行環(huán)境. R1 中 COD 濃度在厭氧階段下降較快，在前 30 min 已經(jīng)基本消耗，COD 由 250 mg·L - 1 降至 25. 12 mg·L - 1 . R2 反應(yīng)器進(jìn)水為生活污水，在厭氧階段，由于有機(jī)物成分復(fù)雜，微生物可快速利用的有機(jī)碳源較少，所以降解速度較慢， COD 由 275. 19 mg·L - 1 降至 90. 44mg·L - 1 ; 在好氧階段，反硝化作用消耗有機(jī)碳源，COD 濃度逐漸降低至 24. 58 mg·L - 1 ，COD 得到去除. 在厭氧末期，R1 釋磷較多，反應(yīng)器內(nèi)的 TP 濃度為 35. 09 mg·L - 1 ，而 R2 反應(yīng)器內(nèi)的 TP 濃度為32. 18 mg·L - 1 . 導(dǎo)致釋磷量不同的主要原因為生活污水中含有慢速生物降解物質(zhì)和溶解性惰性物質(zhì)等不利于聚磷菌利用的有機(jī)物，在厭氧階段不能夠完全降解，降低了釋磷量. 在周期實驗出水中，R1、R2 出水均未檢測到NH + -N、NO - -N，出水NO - -N濃度分別為 5. 65 mg·L - 1 、9. 67 mg·L - 1 ，產(chǎn)生這種現(xiàn)象的原因為，穩(wěn)定運(yùn)行時，R1 中顆粒污泥粒徑較R2 大，由于好氧顆粒污泥內(nèi)部存在一個“缺氧區(qū)”，粒徑越大，顆粒污泥內(nèi)部的缺氧區(qū)越大，這為反硝化菌提供了良好的生存環(huán)境，提高了反硝化能力，因此 R1 反應(yīng)器內(nèi)NO - -N的出水效果更好.
3 結(jié)論
( 1) 以人工配水和實際生活污水為進(jìn)水的兩組反應(yīng)器分別歷時 25 d、42 d 啟動成功，顆粒污泥穩(wěn)定后，平均粒徑分別可達(dá) 1200 μm 和 750 μm，R1、88. 59% 、79. 25% . 出水水質(zhì)均滿足《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》一級 A 標(biāo)準(zhǔn).
( 2) 溫度較低時( 5 ～ 16℃ ) ，R1 內(nèi)顆粒污泥解體，COD 和TP 的去除能力基本不變，但出水 TN 平均濃度為 29. 03 mg·L - 1 ，平均去除率為 48. 81% ，系統(tǒng)脫氮性能被抑制; R2 運(yùn)行穩(wěn)定，出水 COD、TP、TN 平均濃度仍能達(dá)到《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》一級 A 標(biāo)準(zhǔn). 生活污水培養(yǎng)成熟的好氧顆粒污泥結(jié)構(gòu)密實，穩(wěn)定性好，抗沖擊能力強(qiáng).(來源：北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點實驗室)
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