SBR反應(yīng)器內(nèi)碳基好氧顆粒污泥的培養(yǎng)及其穩(wěn)定運行特性

管 蕾, 信 欣, 朱遼東, 袁勁楨, 陳 凡

成都信息工程大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院， 四川 成都 610225

SBR反應(yīng)器內(nèi)碳基好氧顆粒污泥的培養(yǎng)及其穩(wěn)定運行特性

管 蕾, 信 欣*, 朱遼東, 袁勁楨, 陳 凡

成都信息工程大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院， 四川 成都 610225

為探究粉末活性炭和鈣離子的投加對污泥顆?；M(jìn)程的影響，在300 L SBR(序批式反應(yīng)器)中接種普通絮狀污泥，投加1.0 g/L粒徑約75 μm的PAC(粉末活性炭)及35 mg/L的Ca2+以促進(jìn)污泥顆粒化進(jìn)程，并研究其穩(wěn)定運行特性. 結(jié)果表明：常溫下反應(yīng)器在14 d內(nèi)開始形成具有良好沉降性能的AGS(好氧顆粒污泥)，至第18天污泥顆?；潭冗_(dá)到80.0%左右；在此后運行的100 d內(nèi)，AGS基本能保持其結(jié)構(gòu)完整性. 同時，反應(yīng)器內(nèi)ρ(MLSS)(污泥濃度)由接種時的 3 300 mg/L升至 4 050 mg/L，污泥SVI(體積指數(shù))由接種時的120 mL/g變?yōu)?5 mL/g.w(PS)(PS為胞外多糖)較少且變化量?。粀(PN)(PN為胞外蛋白)在反應(yīng)器啟動及穩(wěn)定運行階段內(nèi)都在提高，最終達(dá)到240 mg/g(以每g MLVSS中含PS的質(zhì)量計)，PN/PS(質(zhì)量比)最終穩(wěn)定在15.00左右. 穩(wěn)定運行期間，反應(yīng)器對污水中CODCr、TN、TP的平均去除率分別達(dá)到82.0%、76.5%和96.0%. 研究顯示，投加的PAC與普通絮狀污泥間的吸附作用，促進(jìn)了污泥的顆?；M(jìn)程；同時，PAC作為AGS的惰性成核物質(zhì)，避免了AGS因內(nèi)源呼吸從顆粒內(nèi)部解體，提高了AGS的穩(wěn)定性.

粉末活性炭； 污泥顆?；?； 穩(wěn)定性； 好氧顆粒污泥

Abstract： A new method to accelerate the granulation process by inoculating 1.0 g/L powder activated carbon (PAC) with particle size 75 μm together with 35 mg/L of Ca2+in sequencing batch reactor (SBR) was studied, as well as the pilot scale cultivation and stable operation performance of carbon-based aerobic granular sludge (AGS). The results showed that aerobic granular sludge with a good settling performance was formed within 14 days in the reactor, and the degree of sludge granulation reached 80.0% in 18 days at normal temperature. During the stabilization phase of 100 d, AGS could mainly remain in complete forms.At the same time, the mixed liquor suspended solids (MLSS) ranged from 3300 mg/L to 4050 mg/L,and the slugged volume index (SVI) changed from 120 mL/g to 35 mL/g. In addition, polysaccharides (PS) content was low and changed little, but the proteins (PN) concentration kept improving in the cultivation period and stable operation phases, finally reaching 240 mg/g MLVSS,andthe PN/PS remained at approximately 15.00. Meanwhile, during the whole stable operation phase, the average removal rate of chemical oxygen demand, total nitrogen and total phosphorus reached 82.0%, 76.5% and 96.0%, respectively. The results showed that the adsorption and shear force between ordinary flocculent sludge and PAC accelerated the granulation process; meanwhile,the PAC acted as an inner core which kept the AGS stable and prevented it from being disintegrated.

Keywords： powder activated carbon; granulation; stabilization; aerobic granular sludge

AGS(好氧顆粒污泥)是由相互聚集的、多物種的微生物自凝聚構(gòu)成的團(tuán)體，具有自我平衡的能力. 相比于傳統(tǒng)的普通活性污泥，AGS具有微生物量大、沉降性能好、抗有毒物質(zhì)、耐沖擊負(fù)荷等優(yōu)點[1-2]，成為污水處理界學(xué)者們研究的熱點. 因此，AGS技術(shù)被認(rèn)為是目前最有前途的廢水生物處理技術(shù)之一[3]. 近年來，許多研究者對AGS理化結(jié)構(gòu)特性、形成機(jī)理、基礎(chǔ)應(yīng)用等方面開展了大量研究[4-6]，但目前研究發(fā)現(xiàn)AGS的培養(yǎng)形成要求的條件比較苛刻、形成較慢且穩(wěn)定運行效果差[7-10]，大大限制了AGS技術(shù)在工程上的廣泛應(yīng)用.

近年來，許多研究者針對AGS的瓶頸難題進(jìn)行了不斷的探究. LI等[11-12]在活性污泥系統(tǒng)投加活性炭或納米材料形成結(jié)構(gòu)較密實、污泥濕密度高的顆粒污泥，能避免因傳質(zhì)阻力引起的顆粒內(nèi)部分裂，從水力選擇壓的角度保證顆粒污泥系統(tǒng)的穩(wěn)定. 但上述研究尚處實驗室小試階段，并未進(jìn)行放大試驗. 涂響等[13]在中試SBR(序批式活性污泥反應(yīng)器)工藝條件下，接種厭氧硝化污泥，經(jīng)過210 d連續(xù)運行形成了平均粒徑為330 μm的AGS，但該試驗中顆?；芷谔L，不適合在工程上進(jìn)一步放大應(yīng)用[14]，而且該試驗只探討了培養(yǎng)過程，并未研究AGS在中試SBR中的穩(wěn)定運行工況. 此外，目前大多數(shù)研究都集中于恒溫下進(jìn)行，這無法更好地滿足工程應(yīng)用需要的常溫環(huán)境. 因此，該文在常溫條件下，構(gòu)建300 L規(guī)模的SBR，接種絮狀活性污泥，投加75 μm的粉末活性炭，以縮短好氧污泥的顆粒化進(jìn)程及提高其穩(wěn)定性為主要目的，分析污泥顆粒化過程和穩(wěn)定運行期間SVI(污泥體積指數(shù))、污泥粒徑、污泥形貌特征、污泥EPS(胞外聚合物)及關(guān)鍵組分PN(胞外蛋白)和PS(胞外多糖)的變化規(guī)律；同時分析反應(yīng)器運行期間進(jìn)出水水質(zhì)指標(biāo)的變化特征，以期為AGS進(jìn)一步應(yīng)用提供可靠的試驗依據(jù).

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

試驗裝置流程見圖1，進(jìn)水調(diào)節(jié)池有效容積為 1 000 L，主體反應(yīng)器為SBR，以鋼化玻璃和鋼架結(jié)構(gòu)加工制成，高1.2 m，底面邊長0.5 m，有效容積為300 L，通過曝氣泵和底部中心共4個曝氣盤提供曝氣，以空氣轉(zhuǎn)子流量計控制曝氣量.

圖1 裝置流程示意Fig.1 Schematic diagram of experiment device

1.2 試驗材料

接種污泥為雙流縣西航港污水處理廠曝氣池污泥；試驗用水以校園實際生活污水為主要進(jìn)水水質(zhì)，試驗過程根據(jù)需求外加碳源(葡萄糖、淀粉)、碳酸氫鈉等進(jìn)行調(diào)節(jié). 試驗進(jìn)水水質(zhì)指標(biāo)：ρ(CODCr)為120～240 mg/L，ρ(TN)為40～50 mg/L，ρ(TP)為2～4 mg/L，ρ(NH4+-N)為35～45 mg/L，pH維持在7.0～7.2，同時添加35 mg/L的Ca2+.

1.3 試驗方法

反應(yīng)器運行方式為序批式進(jìn)水，每天運行兩個周期，一個周期包括：進(jìn)水40 min，曝氣480 min，沉降15～3 min(隨著污泥顆?；潭鹊纳咧鸩娇s短沉降時間)，排水30 min，靜置(剩余時間). 污泥接種量約為反應(yīng)器有效容積的40%，啟動時污泥ρ(MLSS)(混合液懸浮固體濃度)為 3 300 mg/L，SVI為120 mL/g，在接種污泥的同時，投加1.0g/L粒徑約為75 μm的粉末活性炭. 反應(yīng)器控制ρ(DO)約為4.0 mg/L，污泥齡為15 d，自然溫度環(huán)境(15～30 ℃)下運行. 整個反應(yīng)器運行情況分成AGS啟動培養(yǎng)階段(階段Ⅰ，1～30 d)和穩(wěn)定運行階段(階段Ⅱ，31～120 d).

1.4 分析方法

水質(zhì)指標(biāo)ρ(CODCr)、ρ(TN)、ρ(TP)、ρ(NH4+-N)、ρ(NO3--N)、ρ(NO2--N)以及主要的污泥指標(biāo)ρ(MLSS)、SV30、ρ(MLVSS)(混合液中可揮發(fā)性懸浮固體濃度)等的測定均采用國家標(biāo)準(zhǔn)方法[15]；EPS的提取采用甲醛-氫氧化鈉法[16]；w(PS)(以每g MLVSS中含PS的質(zhì)量計)采用蒽酮-硫酸法測定[17]；w(PN)(以每g MLVSS中含PN的質(zhì)量計)采用Folin-酚法測定[18]. AGS粒徑分析采用濕篩分法[19](從采樣口提取100 mL的污泥樣品，使其通過不同粒徑的標(biāo)準(zhǔn)篩，將截流在不同孔徑篩網(wǎng)的顆粒污泥進(jìn)行收集，測其質(zhì)量并計算出各粒徑下的質(zhì)量占總質(zhì)量的比例分?jǐn)?shù)). 用數(shù)碼相機(jī)記錄污泥外觀，用光學(xué)顯微鏡觀察并拍照保存污泥微觀形態(tài).

2 結(jié)果與討論

2.1 反應(yīng)器運行過程中污泥特性變化

2.1.1 污泥形態(tài)變化

階段Ⅰ(1～30 d)反應(yīng)器內(nèi)污泥形態(tài)的變化如圖2所示. 接種的絮狀污泥較為松散(見圖2(a)，并未發(fā)生聚集；反應(yīng)器運行5 d時，污泥逐漸以活性炭為核心凝聚于其周圍，開始由最初的松散變得相對密實，同時有大量輪蟲出現(xiàn)〔見圖2(b)〕；第9天顆粒污泥開始成型〔見圖2(c)〕，但較為松散；第13天污泥顆?；黠@，顆粒開始變得密實〔見圖2(d)〕，反應(yīng)器內(nèi)AGS數(shù)量開始增多. 反應(yīng)器運行18 d時，已經(jīng)形成較光滑的成熟AGS污泥〔見圖2(e)〕，反應(yīng)器內(nèi)污泥顆粒化程度達(dá)到了80%. 第23天反應(yīng)器內(nèi)污泥顆粒達(dá)到更高的強(qiáng)度，結(jié)構(gòu)致密，顏色較深，表面光滑〔見圖2(f)〕. 在整個反應(yīng)器啟動階段，污泥生長趨勢良好，顆?；M(jìn)程明顯.

圖2 階段Ⅰ中污泥形態(tài)照片F(xiàn)ig.2 Morphological observation of sludge in stage I

階段Ⅱ(31～120 d)反應(yīng)器內(nèi)AGS形態(tài)變化如圖3所示. 在穩(wěn)定運行階段，污泥外觀沒有明顯的變化，9個不同運行時段的顆粒污泥均呈現(xiàn)出外形規(guī)則、邊緣較平整，顆粒結(jié)構(gòu)緊密等特征，并且污泥中微生物種類眾多，生物活性大，沒有出現(xiàn)絲狀菌的膨脹，未出現(xiàn)明顯的顆粒污泥解體現(xiàn)象. 圖4為成熟階段的AGS鏡檢照片，由圖4可見，以活性炭成核的碳基AGS具有更緊密的污泥結(jié)構(gòu)，微生物相豐富，適應(yīng)能力強(qiáng)，具有較好的結(jié)構(gòu)完整性. 從圖4(a)可以直觀地看到，反應(yīng)器中形成了顆?；潭容^高的AGS，顆粒為淺黃色，形狀規(guī)則，結(jié)構(gòu)致密，表面較光滑. 圖4(b) 為顯微鏡視野下AGS的照片，可以明顯看到AGS內(nèi)部的黑色活性炭成核物質(zhì). 因此，該研究中AGS的快速出現(xiàn)可能是基于“晶核假說”原理，即顆粒污泥的形成類似于結(jié)晶過程：在晶核的基礎(chǔ)上，絮狀污泥不斷聚集，最終生成AGS. 晶核的來源一般為進(jìn)水中的無機(jī)顆粒、惰性物質(zhì)或者反應(yīng)器運行中產(chǎn)生的無機(jī)沉淀等物質(zhì)[20-22].

圖3 階段Ⅱ中AGS形態(tài)Fig.3 Morphological observation of sludge in stage II

圖4 碳基成熟AGSFig.4 Carbon based mature aerobic granular sludge

2.1.2 污泥粒徑分布

污泥的粒徑是AGS形成過程的重要參數(shù)指標(biāo)之一，通過粒徑分布可以直觀地了解污泥的顆?；M(jìn)程，圖5為AGS培養(yǎng)階段污泥的粒徑分布. 在接種當(dāng)天，污泥為絮狀，粒徑大都在0.1 mm以下，少量在0.2～0.4 mm之間；隨著培養(yǎng)過程的推進(jìn)，污泥顆?；潭忍岣撸椒€(wěn)步增長，到第8天時可達(dá)0.6～0.8 mm左右，但大部分污泥粒徑集中分布在0.2～0.4 mm；第14天時，占主導(dǎo)的污泥粒徑在0.6～0.8 mm，說明此時已經(jīng)有較為明顯的顆粒污泥出現(xiàn)，顆?；潭让黠@；在反應(yīng)器運行的第18天，粒徑在1.0～1.5 mm的顆粒污泥占82%以上，并且有粒徑1.5～2.0 mm的污泥出現(xiàn). 直到第29天，污泥已經(jīng)成熟，粒徑主要分布在1.0～1.5 mm，最大可達(dá)1.5～2.0 mm. 在培養(yǎng)階段，污泥的粒徑一直在增長，說明絮狀污泥能夠包裹粉末活性炭，以其為核心，逐步推進(jìn)顆?；M(jìn)程，污泥生長趨勢明顯.

粒徑范圍/mm:1—<0.1;2—0.2～0.4;3—0.4～0.6;4—0.6～0.8;5—1.0～1.5;6—1.5～2.0.圖5 污泥顆?；^程中粒徑分布情況Fig.5 Particle size distribution in sludge granulation process

2.1.3 污泥濃度及沉降性能變化

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. 由圖6可見，剛接種污泥時ρ(MLSS)為 3 300 mg/L；反應(yīng)器運行10 d后ρ(MLSS) 升至 3 450 mg/L；此后持續(xù)升高，到15 d時達(dá)到 3 700 mg/L左右；運行30 d時ρ(MLSS)最終穩(wěn)定在 3 850 mg/L左右. 由此可見，培養(yǎng)前期ρ(MLSS)先降后升，是由于剛接種絮狀污泥，微生物系統(tǒng)需要適應(yīng)環(huán)境而進(jìn)行調(diào)整，一部分菌群適應(yīng)不了該環(huán)境，從而導(dǎo)致其從污泥上脫落，形成小的菌膠團(tuán)，被淘洗出反應(yīng)器；此外，接種污泥懸浮性大，沉降性能差，浮泥隨排水被排出，從而ρ(MLSS)有所下降；之后在足夠的營養(yǎng)物質(zhì)條件下，ρ(MLSS)逐步升高. 污泥的沉降性能一般可以用SVI來表征.反應(yīng)器啟動第1天時，SVI為120 mL/g；在反應(yīng)器穩(wěn)定運行的第4天，SVI迅速降至96 mL/g；運行10 d時SVI達(dá)到67 mL/g，14 d之后變化趨于平緩，穩(wěn)定在45 mL/g，沉降性能明顯提高，泥水分離的自沉降時間在第16天也降至4 min.

圖6 反應(yīng)期間ρ(MLSS)、SVI變化趨勢Fig.6 Changes in MLSS and SVI during reactor operating

穩(wěn)定運行階段初期ρ(MLSS)為 3 850 mg/L，SVI為45 mL/g，此后ρ(MLSS)穩(wěn)定升至 4 000 mg/L，SVI穩(wěn)定在35 mL/g，說明該階段系統(tǒng)內(nèi)微生物生長穩(wěn)定，顆?；潭雀?，污泥以投加的活性炭為核心聚集生長，沉降性能良好而趨于平穩(wěn). 運行后期，ρ(MLSS)達(dá)到 4 050 mg/L，SVI一直穩(wěn)定在35 mL/g. 由此可見，以活性炭為內(nèi)核形成的AGS具有良好的沉降性能，減少了污泥的流失，使污泥濃度維持在較高水平；同時系統(tǒng)內(nèi)豐富的生物量也為后期良好的除污性能提供了保障.

2.1.4w(PN)、w(PS)的變化

由圖7可見，培養(yǎng)初期，w(PN)迅速升高，在第13天就從最初的50 mg/g升至128 mg/g；隨著污泥的顆?；?，w(PN)上升變緩，最終達(dá)到168 mg/g.w(PS)基本保持不變，增長趨勢緩慢且穩(wěn)定，由接種時的8 mg/g最終升至12 mg/g. 從圖中7可以直觀地發(fā)現(xiàn)，當(dāng)顆?；M(jìn)程基本完成時，PN/PS(質(zhì)量比)從6.25升至14.00左右. 階段Ⅰ是反應(yīng)器污泥EPS的w(PN)及PN/PS逐漸增加的階段，恰好是污泥顆?；A段，因此可以認(rèn)為二者之間存在必然聯(lián)系.

圖7 反應(yīng)期間w(PS)、w(PN)的變化Fig.7 Changes in PS and PN during reactor operating

穩(wěn)定運行階段初期，由于進(jìn)水C/N的變化，污泥適應(yīng)進(jìn)水波動，出現(xiàn)w(PN)略降的情況；在第35天后，w(PN)開始恢復(fù)上升，90d后基本保持穩(wěn)定. 該階段污泥中w(PN)平均達(dá)到210 mg/g. 與此同時，w(PS)小幅上升，反應(yīng)器運行末期穩(wěn)定在16 mg/g左右，PN/PS穩(wěn)定在15.00左右. 試驗結(jié)果表明，w(PN)與污泥的顆?；M(jìn)程和穩(wěn)定性密切相關(guān). PN中的氨基酸組成了疏水基團(tuán)，PS中的羧基等組成了親水基團(tuán)，因此PN/PS的增加有利于提高AGS的疏水性，降低表面吉布斯自由能，增強(qiáng)了污泥親和力，進(jìn)而促進(jìn)污泥脫離水相凝聚成團(tuán)[23-24]；另外，PN中氨基等正電官能團(tuán)和PS中羧基等負(fù)電官能團(tuán)，降低污泥表面負(fù)電荷，使得污泥間的靜電斥力隨之降低，有利于微生物聚合體聚集形成穩(wěn)定的AGS結(jié)構(gòu)[25].

2.2 反應(yīng)器中AGS的除污能力

2.2.1 對CODCr的去除效果

圖8 CODCr進(jìn)出水質(zhì)量濃度及去除率的變化Fig.8 Changes in CODCr concentration and removal rate

反應(yīng)器進(jìn)出水ρ(CODCr)及CODCr去除率的變化情況如圖8所示. 活性炭是一種良好的吸附劑，廢水進(jìn)入反應(yīng)器后有機(jī)物被顆粒活性炭所吸附，出水ρ(CODCr)迅速下降，隨著反應(yīng)器的運行，被活性炭吸附的CODCr逐漸被反應(yīng)器中的污泥所降解. 隨著碳基AGS的逐漸形成，反應(yīng)器對CODCr的去除能力開始提高，CODCr去除率保持上升趨勢. 在第14天時AGS已經(jīng)顯著形成，CODCr去除率達(dá)到70.0%左右；18 d后CODCr去除率一直維持在70.0%～76.0%之間，與此同時，出水ρ(CODCr)也一直保持在48.00 mg/L以下. 該階段的CODCr去除率平均達(dá)到了75.0%. 穩(wěn)定運行階段，CODCr去除率平均為82.0%，出水ρ(CODCr)平均約為32.00 mg/L. 隨著進(jìn)水ρ(CODCr)大幅波動，CODCr的去除效果卻一直保持著比較高的水平，受C/N變化的影響不大，說明碳基AGS有著較強(qiáng)的耐負(fù)荷性，在C/N波動較大的情況下仍有穩(wěn)定的去除效果，但去除率大小波動變小. 這是由于AGS本身對有機(jī)底物消耗量大，所以導(dǎo)致對污水CODCr去除效果好. AGS比表面積大，孔隙率大，在其表面和內(nèi)部的孔隙中存在著大量的微生物，使得AGS具有較高的生物量，加快了有機(jī)物的降解，提高了CODCr去除率. 由于該試驗的AGS是以活性炭為基質(zhì)形成的，具有穩(wěn)定的內(nèi)核，不會因為內(nèi)源呼吸導(dǎo)致其解體，降低了AGS失活的可能性，其結(jié)構(gòu)緊密，好氧條件下可以穩(wěn)定地降解有機(jī)物.

2.2.2 對NH4+-N的去除效果

圖9 NH4+-N進(jìn)出水質(zhì)量濃度及去除率的變化Fig.9 Changes in NH4+-N concentration and removal rate

由圖9可見，培養(yǎng)階段，進(jìn)水ρ(NH4+-N)平均為42.00 mg/L，處于較低的水平. 反應(yīng)器啟動初期，在選擇壓的作用下，沉降性能差的活性污泥被排出反應(yīng)器，同時活性污泥處于適應(yīng)水質(zhì)環(huán)境階段，所以NH4+-N的處理效果不佳，去除率降至14.0%左右；隨著污泥顆粒化進(jìn)程的推進(jìn)，NH4+-N去除率上升，平均高達(dá)93.0%，出水ρ(NH4+-N)低于3.00 mg/L. 這是由于AGS的特殊結(jié)構(gòu)，有利于硝化菌的大量繁殖，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和大量硝化菌存在的條件下迅速被氧化成NO3--N和NO2--N，表觀上即表現(xiàn)出較高的去除率[26]. 穩(wěn)定運行階段，隨著進(jìn)水ρ(NH4+-N)的波動，NH4+-N去除率也呈波動上升趨勢，平均高達(dá)96.0%，該階段平均出水ρ(NH4+-N)為1.40 mg/L.說明該環(huán)境條件下形成的碳基的AGS對NH4+-N有很好的去除效果.

2.2.3 出水NO3--N、NO2--N的變化

由圖可見，第1天時，出水ρ(NO3--N)為18.70 mg/L，ρ(NO2--N)為0.66 mg/L；隨著反應(yīng)的進(jìn)行，二者均呈下降趨勢，到第16天時，出水ρ(NO3--N)穩(wěn)定在7.00 mg/L左右. 穩(wěn)定運行階段，在反應(yīng)器運行到第47天時，出水ρ(NO3--N)由7.00 mg/L降至2.00 mg/L，并保持穩(wěn)定，出水ρ(NO2--N)在0.20 mg/L 上下波動. SBR反應(yīng)器為間歇進(jìn)水方式，所以碳源在較短的時間內(nèi)迅速進(jìn)入反應(yīng)器，使反應(yīng)器內(nèi)ρ(CODCr)升高，并容易傳遞到顆粒污泥內(nèi)部，此時碳源、氮源充足，顆粒表面的異養(yǎng)菌較活躍，消耗大量的DO，使其向內(nèi)部傳質(zhì)受阻，在AGS內(nèi)部形成厭氧或缺氧的環(huán)境，反硝化作用在此發(fā)生[27]，表觀上即表現(xiàn)為出水ρ(NO3--N)和ρ(NO2--N)的下降；此外，該系統(tǒng)培養(yǎng)的AGS添加了粉末活性炭作為其內(nèi)核，增大了AGS的厭氧區(qū)域，使得反硝化作用得到加強(qiáng)，提高了NO3--N和NO2--N的去除.ρ(NO3--N)始終高于ρ(NO2--N).

圖10 出水中ρ(NO3--N)和ρ(NO2--N)的變化Fig.10 Changeof NO3--N and NO2--N concentration in effluent

圖11 TN進(jìn)出水質(zhì)量濃度及去除率變化Fig.11 Changes in TN concentration and removal rate

2.2.4 對TN的處理效果

對比圖9和圖11可見，ρ(TN)的變化趨勢與ρ(NH4+-N)的變化趨勢基本一致. 反應(yīng)器啟動初期，污泥適應(yīng)新水質(zhì)環(huán)境條件，對TN的去除率較低，對比圖10，此時NO3--N和NO2--N的含量也較低，而未被氧化的NH4+-N的含量較高. 隨著反應(yīng)器的運行，污泥的適應(yīng)性增強(qiáng)，TN去除率也呈上升趨勢，到階段Ⅰ運行末期可達(dá)74.0%，出水ρ(TN)平均為13.50 mg/L. 穩(wěn)定運行階段，進(jìn)水ρ(TN)平均為48.70 mg/L，進(jìn)水碳源的波動導(dǎo)致污泥系統(tǒng)適應(yīng)性略有下降，水體中各微生物活性略有降低，去除效果下降，出水ρ(TN)約為14.00 mg/L，去除率為71.0%. 隨著碳基AGS對變COD/N比進(jìn)水的適應(yīng)性增強(qiáng)，出水ρ(TN)約為11.50 mg/L，去除率可達(dá)77.0%. 整個穩(wěn)定運行階段反應(yīng)器對TN的平均去除率能達(dá)到76.5%，出水ρ(TN)為11.50 mg/L. 王新華[28]利用逐步提高NH4+-N負(fù)荷的方法培養(yǎng)出的好氧硝化顆粒污泥對TN的去除率為45.0%～55.0%，說明活性炭強(qiáng)化AGS具有更優(yōu)異的同步硝化反硝化能力. 在反應(yīng)器內(nèi)，由于活性炭對活性污泥絮體的吸附作用，加快了微生物的聚集，從而減少顆粒化時間，形成了結(jié)構(gòu)緊湊、強(qiáng)度大、硝化性能好的AGS[29].

2.2.5 對TP的處理效果

由圖12可見，由于活性炭的吸附作用，系統(tǒng)一開始的除磷效率就很高，TP去除率接近90.0%，出水ρ(TP)較低. 隨著反應(yīng)的進(jìn)行，TP去除率總體呈上升趨勢. 在整個穩(wěn)定運行階段，進(jìn)水ρ(TP)平均在3.49 mg/L左右，出水ρ(TP)平均在0.12 mg/L左右，TP去除率平均為96.6%. 從階段Ⅰ到階段Ⅱ，隨著AGS數(shù)量逐漸增多到污泥完全顆?；陂g，在較高的ρ(CODCr)下，充足的碳源導(dǎo)致大量好氧菌的繁殖；CODCr快速降解容易形成較大的ρ(DO)梯度，為除磷菌提供了釋磷所需的厭氧環(huán)境. 隨著CODCr的降解去除，ρ(DO)逐漸升高且接近飽和，此時ρ(DO)梯度減小，其擴(kuò)散進(jìn)入顆粒內(nèi)部的區(qū)域變大，厭氧區(qū)變小，除磷菌進(jìn)行好氧﹑缺氧吸磷. 顆粒污泥好氧層的聚磷菌以氧分子為電子受體優(yōu)先吸磷，隨著ρ(DO)的降低，硝化反硝化反應(yīng)的進(jìn)行，也有缺氧層的反硝化聚磷菌以硝態(tài)氮為電子受體完成吸磷[30]. 由于系統(tǒng)中形成的AGS具有特殊的結(jié)構(gòu)，由外而內(nèi)形成好氧層、缺氧層、厭氧層的微觀環(huán)境，利于兼性異養(yǎng)聚磷菌的好氧吸磷和反硝化除磷，因此除磷效果好.

圖12 TP進(jìn)出水質(zhì)量濃度及去除率的變化Fig.12 Changes in TP concentration and removal rate

2.3 AGS培養(yǎng)和穩(wěn)定運行討論

2.3.1 AGS快速形成機(jī)理初探

該研究在啟動時投加了粉末活性炭，使其作為內(nèi)核，促使污泥包裹活性炭逐漸形成顆粒. 培養(yǎng)階段通過逐步降低沉降時間，把沉降性能差的絮狀污泥排出反應(yīng)器，提高反應(yīng)器內(nèi)碳基AGS的競爭能力，使其生物群落在反應(yīng)器中占主導(dǎo)，加速了污泥顆?；M(jìn)程. 根據(jù)“晶核假說”，反應(yīng)器內(nèi)存在不參與生化反應(yīng)的惰性物質(zhì)時，在水力剪切力及沉淀時間等的選擇作用下，污泥附著于惰性物質(zhì)聚集生長，以其為核心，最終形成AGS. Ca2+的投加也加速了顆?；倪M(jìn)程，顯著提高了顆?；剩瑫r能夠使污泥結(jié)構(gòu)密實. 本試驗還發(fā)現(xiàn)碳基顆粒污泥擁有更耐沖擊負(fù)荷的能力，這是由于PN的正電位作用協(xié)同Ca2+加速了顆?；M(jìn)程. 細(xì)胞表面和胞外聚合物通常帶負(fù)電荷，金屬離子能擠壓污泥(尤其是顆粒污泥)，使之呈擴(kuò)散狀的雙層結(jié)構(gòu)，降低細(xì)胞表面電荷并增強(qiáng)細(xì)胞間的范德華力，提高了污泥的疏水性，加快了污泥聚集，提高了碳基顆粒污泥的活性. 這無疑證明了AGS快速形成過程中可以通過投加活性炭提高沉降性能，形成的含有Ca2+的碳基AGS具有更穩(wěn)定的性能和更大的粒徑，同時還對胞外聚合物的分泌起到了一定的促進(jìn)作用. 同時，對于AGS的胞外聚合物含量的研究，普遍認(rèn)為PS合成于污泥細(xì)胞之外，而PN作為構(gòu)成污泥的重要成分通常是從胞內(nèi)分泌出來的[31]. 該研究通過對EPS含量的測定和分析發(fā)現(xiàn)，EPS中w(PS)較低且變化較小，PN一直占據(jù)主導(dǎo)，隨著w(PN)的增多，PN/PS 逐漸升高，反應(yīng)器中污泥系統(tǒng)顆?；潭纫裁黠@提高，說明胞外聚合物中PN對顆?；M(jìn)程的促進(jìn)作用更大. 此外還發(fā)現(xiàn)，污泥的形成過程中，其w(PN)越高顆粒完整度就越高，w(PS)會保持在某一個較低的值且變化量小，從而PN/PS可以穩(wěn)定在一定的水平，此時最有利于污泥的顆?；M(jìn)程.

2.3.2 穩(wěn)定運行階段討論

經(jīng)過穩(wěn)定運行階段試驗可以看出，該研究中的碳基AGS有較高的ρ(MLSS)，較高的生物量和豐富的微生物相，表現(xiàn)了顆粒污泥良好的凝聚沉降性能，在非恒溫情況下也能夠穩(wěn)定生長，并且能夠保持致密的結(jié)構(gòu)，污泥粒徑多保持在1.0～1.5 mm，完整性良好. 該階段污泥w(PN)維持在較高的水平，說明顆粒污泥的穩(wěn)定性和w(PN)密切相關(guān). 碳基AGS存在一個穩(wěn)定的成核中心，有利于富集生長速率較慢的微生物種群，在此基礎(chǔ)上形成的污泥不易因進(jìn)水底物營養(yǎng)物質(zhì)的不足導(dǎo)致內(nèi)源呼吸瓦解，能夠保持穩(wěn)定結(jié)構(gòu)，在進(jìn)水C/N波動的情況下也能穩(wěn)定運行. 對比楊麟[32]只接種絮狀污泥培養(yǎng)AGS的試驗結(jié)果，進(jìn)一步證明了碳基AGS的耐沖擊負(fù)荷和耐有機(jī)負(fù)荷變化的能力更強(qiáng). 同時，通過對成熟碳基AGS的觀察發(fā)現(xiàn)，穩(wěn)定運行的碳基AGS內(nèi)部黑色的區(qū)域由粉末活性炭形成，由內(nèi)而外分層形成厭氧層、缺氧層、好氧層等不同區(qū)域，外部聚集大量好氧微生物，這是碳基AGS除污效果良好的關(guān)鍵. 脫氮效果好主要是由于SBR反應(yīng)器運行過程中曝氣8 h，有足夠的好氧條件將進(jìn)水的氨氮氧化為硝酸鹽，同時由于AGS得到Ca2+的加強(qiáng)，在污泥微生物細(xì)胞內(nèi)部封閉區(qū)域形成較小的厭氧環(huán)境[33]，促進(jìn)了反硝化細(xì)菌將硝酸鹽還原為氮氣，從而同步的硝化和反硝化作用將氮源有效利用，達(dá)到高效脫氮的目的. 正是由于污泥系統(tǒng)的硝化反硝化效率高，反應(yīng)器中亞硝酸鹽的含量少，對聚磷菌的抑制作用小，同時AGS外部好氧的條件更加促進(jìn)了聚磷菌吸收磷，轉(zhuǎn)移到內(nèi)部的厭氧環(huán)境后釋磷菌的活性被抑制，厭氧釋磷減少，從而達(dá)到高效除磷的效果.

3 結(jié)論

a) 在常溫規(guī)模條件下接種普通絮狀活性污泥，通過投加活性炭和Ca2+加速顆?；M(jìn)程，能夠在14 d內(nèi)初步形成AGS，18 d內(nèi)可使污泥顆粒化程度達(dá)到80.0%，污泥自然沉降能在4 min完成，成熟的碳基AGS粒徑主要在1.0～1.5 mm之間.

b) 整個試驗期間，污泥ρ(MLSS)前期適應(yīng)環(huán)境略有降低，而后逐步升至4 050 mg/L，SVI呈降低趨勢，最終保持在35 mL/g左右的水平. 通過對EPS的測試分析發(fā)現(xiàn)，w(PS)較小且變化小，w(PN)在培養(yǎng)階段增長迅速，而穩(wěn)定運行階段增長放緩，最終穩(wěn)定達(dá)到240 mg/g，PN/PS從6.25升至14.00左右. 結(jié)果表明PN和PN/PS在AGS顆?；^程和穩(wěn)定運行過程都有非常重要的促進(jìn)作用.

c) 穩(wěn)定運行的碳基AGS脫氮除磷效果很好，能夠同時進(jìn)行硝化和反硝化作用，對CODCr、TN和TP的平均去除率分別達(dá)到了82.0%、76.5%和96.0%，平均出水濃度均達(dá)到了GB 18918—2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》一級A類標(biāo)準(zhǔn).

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Cultivation and Stable Operation Performance of Carbon-Based Aerobic Granular Sludge in SBR

GUAN Lei, XIN Xin*, ZHU Liaodong, YUAN Jinzhen, CHEN Fan

College of Resources and Environment, Chengdu University of Information Technology, Chengdu 610225, China

2016-10-26

2017-03-02

成都市科技惠民技術(shù)研發(fā)項目(2015-HM01-00477-SF)；成都信息工程大學(xué)中青年學(xué)術(shù)帶頭人科研基金項目(J201614)

管蕾(1992-)，女，山東濰坊人，1149483871@qq.com.

*責(zé)任作者，信欣(1976-)，女，河北衡水人，教授，博士，主要從事水污染控制及資源化研究，xx@cuit.edu.cn

X703.1

1001- 6929(2017)07- 1129- 09

A

10.13198/j.issn.1001- 6929.2017.02.29

管蕾,信欣,朱遼東,等.SBR反應(yīng)器內(nèi)碳基好氧顆粒污泥的培養(yǎng)及其穩(wěn)定運行特性[J].環(huán)境科學(xué)研究,2017,30(7):1129- 1137.

GUAN Lei,XIN Xin,ZHU Liaodong,etal.Cultivation and stable operation performance of carbon-based aerobic granular sludge in SBR[J].Research of Environmental Sciences,2017,30(7):1129- 1137.