劉巖，魏連雨，張鑒達(dá)

（1.河北工業(yè)大學(xué) 土木工程學(xué)院，天津 300400；2.河北師范大學(xué) 資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，河北 石家莊 050024）

在廢水處理過程中污泥顆?；俏勰辔⑸锛?xì)菌種群自身互相凝聚成粒狀污泥的過程，有學(xué)者認(rèn)為這是微生物為了適應(yīng)外部變化的生存環(huán)境所采取的一種自我保護(hù)措施.目前厭氧污泥顆?；夹g(shù)研究和應(yīng)用比較成熟，近年來發(fā)現(xiàn)污泥在好氧狀態(tài)下同樣具有相互抱團(tuán)聚集生長(zhǎng)的現(xiàn)象.為了進(jìn)一步揭示好氧污泥顆?；@一現(xiàn)象的形成機(jī)理，國(guó)內(nèi)外學(xué)者圍繞好氧污泥顆?；F(xiàn)象已經(jīng)展開相關(guān)研究［1－2］.成熟的好氧顆粒污泥外觀為球形或者橢球形，具有光滑的表面，呈現(xiàn)黃色或者黃褐色.目前關(guān)于好氧污泥顆?；难芯恐饕杏陂g歇式運(yùn)行生物反應(yīng)器中，如序批式反應(yīng)器［3］、間歇式氣升內(nèi)循環(huán)反應(yīng)器［4］和厭氧－好氧交替工藝等［5］.相關(guān)研究表明好氧污泥顆?；俏⑸锛?xì)胞通過物理、化學(xué)和生物作用相互結(jié)合的過程，該過程持續(xù)時(shí)間較長(zhǎng)且需要比較特殊的條件和環(huán)境.微生物反應(yīng)器中的顆?；勰嗍且环N特殊形式的生物膜，它是微生物與反應(yīng)器內(nèi)部載體或細(xì)菌微生物之間相互作用而形成的粒狀聚合體，是微生物自身固定化性能的一種外在表現(xiàn).微生物在好氧狀態(tài)下聚集成顆粒的過程受很多因素的影響，如COD 負(fù)荷［6］、進(jìn)水水質(zhì)［7－10］、沉降時(shí)間［11］、水力停留時(shí)間［12］、接種污泥［13］和流體剪切力等.好氧顆粒污泥的粒狀結(jié)構(gòu)使其具有一定的脫氮除磷能力，盧然超等［14］采用模擬配制的生活污水，研究了SBR 工藝在不同運(yùn)行條件下好氧污泥顆?；蜕锍椎挠绊懸蛩兀l(fā)現(xiàn)進(jìn)水中較高的COD／TN 比（24.66）、COD／TP比（58.25）和較低的污泥齡（10d）對(duì)生物除磷和顆粒污泥的形成有利.楊麒等［15］采用人工配制的模擬生活污水，在SBR 反應(yīng)器中培養(yǎng)出了高活性的好氧顆粒污泥，實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明：由于好氧顆粒污泥的存在，SBR 反應(yīng)器內(nèi)發(fā)生了同步硝化反硝化（SND）反應(yīng).為了進(jìn)一步探討好氧污泥顆?；纬蛇^程中對(duì)碳、氮、磷等污染物的同步降解能力變化，本文研究了SBR 反應(yīng)器出水懸浮固體（suspended solid，SS），COD，TN，TP在污泥顆粒化過程中的變化特征.

1 實(shí)驗(yàn)裝置和方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

圖1 SBR 反應(yīng)器裝置示意Fig.1 Schematic diagram of SBR reactor

實(shí)驗(yàn)所用的SBR 反應(yīng)器裝置如圖1，反應(yīng)器主要由反應(yīng)主體、曝氣裝置、配水裝置、進(jìn)出水裝置、電磁閥、微電腦控制裝置等幾部分構(gòu)成.反應(yīng)器主體由1根直徑100mm、高度為1 300mm 的有機(jī)玻璃柱加工而成，有效體積6.4L，運(yùn)行自動(dòng)化控制采用PLC可編程控制器（信捷、FC－24R－E型），通過電磁閥可以分別控制進(jìn)水時(shí)間、出水時(shí)間、曝氣時(shí)間、靜置時(shí)間等，從而實(shí)現(xiàn)序批式反應(yīng)器所特有的進(jìn)水、缺氧、曝氣、沉淀、排水和恢復(fù)等過程.曝氣采用污水處理常用的黏砂塊微孔曝氣頭，在空氣壓縮機(jī)（ACO－006型）的作用下經(jīng)流量計(jì)計(jì)量后進(jìn)入反應(yīng)器.在反應(yīng)器的不同位置設(shè)置出水口，對(duì)應(yīng)排水體積分別為反應(yīng)器有效體積的20%，30%和50%，在反應(yīng)柱180mm 和340mm處分別設(shè)置污泥采樣口用于污泥的日常監(jiān)測(cè)，人工配制的模擬廢水通過蠕動(dòng)泵（BT00－100m）由反應(yīng)器底部進(jìn)入反應(yīng)器.

1.2 方法

本實(shí)驗(yàn)過程中SS的測(cè)定采用重量法，反應(yīng)前后的總氮測(cè)定采用過硫酸鉀氧化－紫外分光光度法，化學(xué)需氧量測(cè)定采用國(guó)標(biāo)重鉻酸鉀法測(cè)定，反應(yīng)前后溶液中總磷測(cè)定采用鉬銻抗分光光度法［14－15］.

1.3 實(shí)驗(yàn)用水

本實(shí)驗(yàn)所采用的廢水為模擬廢水，人工配制實(shí)驗(yàn)用水所采用的碳、氮、磷源以及微量元素成分見表1.

表1 模擬廢水中碳、氮、磷源以及微量元素成分Tab.1 Simulated wastewater of carbon，nitrogen，phosphorus and trace elements

1.4 接種污泥

SBR 反應(yīng)器中接種污泥為城市污水處理廠的黃褐色絮狀活性污泥.

2 結(jié)果

2.1 SBR 反應(yīng)器中好氧污泥顆粒化過程中出水SS分析

SBR 反應(yīng)器好氧污泥顆?；^程中出水SS變化如圖2所示，好氧污泥顆?；^程可以劃分為3個(gè)階段，第1階段為第1～7d，第2階段為第8～36d，第3階段為第37～45d.

第1階段（1～7d）在保持污泥量穩(wěn)定的前提下，調(diào)整PLC 參數(shù)將SBR 反應(yīng)器的沉降時(shí)間從最初的10min減少為1min，由于沉淀時(shí)間不斷減少，沉降性能差的污泥來不及沉淀就被排出，而結(jié)構(gòu)密實(shí)沉降性能較好的污泥比例不斷提高，經(jīng)過不斷洗出沉淀性能差的污泥整體提高了污泥的沉降性能.在第1階段初期，由于沉降性能較差的好氧活性污泥不斷被洗出，因此該階段出水SS高達(dá)248mg／L.反應(yīng)器經(jīng)過2d運(yùn)行后，隨著污泥沉降性能的提高反應(yīng)器出水中的SS值不斷減小，出水由渾濁逐漸變得清澈.運(yùn)行到第7d時(shí)反應(yīng)器出水SS值下降到30mg／L左右，SS值的下降說明沉淀性能較差的污泥比重逐漸減小，接種活性污泥開始逐漸適應(yīng)新的生長(zhǎng)環(huán)境.反應(yīng)器運(yùn)行第8d，提高反應(yīng)COD 負(fù)荷，好氧污泥顆?；囵B(yǎng)過程進(jìn)入第2運(yùn)行階段.

第2階段（第8～36d）反應(yīng)器運(yùn)行參數(shù)為：周期為3h，水力停留時(shí)間18h，COD 負(fù)荷增加到1.33～1.40kg／（m3·d），表面上升氣體流速由0.013 2 m／s逐步提高到0.017 2 m／s.本階段SBR 反應(yīng)器運(yùn)行29d，根據(jù)反應(yīng)過程中的SS值的變化規(guī)律，這個(gè)階段又可細(xì)化為a（第8～14d），b（第15～23d），c（第24～36d）3個(gè)階段.a階段處于COD 負(fù)荷剛剛提高階段，COD 負(fù)荷提高以后微生物可利用的底物增加，因此提高了微生物增殖速度，增殖速度直接導(dǎo)致活性污泥生長(zhǎng)速度加快，可觀察到反應(yīng)器內(nèi)有大量絮狀生長(zhǎng)的活性污泥，所以反應(yīng)器在a階段開始出水SS較高，在較大水力剪切力的配合作用下，活性污泥的自凝聚能力增強(qiáng)，污泥的粒徑逐漸增大，沉降性能不斷提高.到a階段末反應(yīng)器出水SS值降低到70mg／L左右.b（第15～23d）階段污泥起初沉降時(shí)間為5min，由于沉降時(shí)間縮短，b階段起初SS值較高，保持在150mg／L左右，經(jīng)過30個(gè)周期的連續(xù)運(yùn)行后，呈絮狀且沉淀性能比較差的污泥逐漸被排出，到b階段末反應(yīng)器出水SS值維持在60mg／L左右.c階段（第24～36d）反應(yīng)器沉淀時(shí)間從5min縮短為1min，因此c階段初期反應(yīng)器出水SS值很大，保持在177～224mg／L，c階段末由于沉降性能差的絮狀污泥不斷被選擇排出，新的微生物種群為了適應(yīng)新環(huán)境，開始聚集生長(zhǎng)，此時(shí)反應(yīng)器中出現(xiàn)了呈米黃色的污泥小顆粒，直徑0.5～1.0mm，如圖3所示.SBR 反應(yīng)器中污泥的構(gòu)成結(jié)構(gòu)發(fā)生了變化，原先的絮狀污泥逐步轉(zhuǎn)變?yōu)橹睆叫　⒈戎卮?、結(jié)構(gòu)密實(shí)呈現(xiàn)米黃色的污泥顆粒.

圖2 污泥顆粒化過程中出水SS變化曲線Fig.2 Change curve of effluent SS in sludge granulation process

第3階段（37～45d），反應(yīng)器換水率由17.2%增加到50%，而COD 負(fù)荷由1.33～1.40kg／（m3·d）增加到3.95～4.06kg／（m3·d）.表面上升氣體流速由0.017 2m／s到0.021 8m／s，水力剪切力的增強(qiáng)促使顆粒污泥進(jìn)一步生長(zhǎng).條件改變初期出水SS上升為143mg／L.顆粒污泥經(jīng)過幾天的適應(yīng)出水SS值降低，顆粒污泥濃度迅速升高，顆粒污泥大量增加.培養(yǎng)進(jìn)行到41d以后，沉降時(shí)間由5min縮短為1min，少量絮狀污泥被進(jìn)一步洗出，好氧顆粒污泥直徑從原先的0.5～1.0mm 增加到2～5mm.

圖3 好氧顆粒污泥照片F(xiàn)ig.3 Picture of aerobic granular sludge

2.2 污泥顆?；^程中對(duì)COD的降解能力變化特征

圖4 污泥顆?；^程中出水COD降解變化曲線Fig.4 Change curve of effluent COD degradation in sludge granular process

污泥顆粒化過程中污泥COD 的降解性能變化如圖4所示，SBR 反應(yīng)器在污泥顆?；^程第1階段，培養(yǎng)初期活性污泥對(duì)人工配水COD 的去除率維持在較低水平，去除率最高為51%，最低僅為35%，這主要是因?yàn)閯倓偨臃N的污泥取自城市污水處理廠污泥，而現(xiàn)在的培養(yǎng)基質(zhì)是人工配制的模擬廢水，另外反應(yīng)條件也發(fā)生了較大改變，這1階段微生物主要是適應(yīng)新環(huán)境新培養(yǎng)基質(zhì)過程，所以COD利用率較低.3d以后模擬廢水COD 去除率就由35%～51%上升到70%左右，原因主要是模擬廢水基質(zhì)碳源是易被微生物吸收利用的葡萄糖.第2階段的a階段和b階段污泥對(duì)COD 去除率保持在75%左右，到c階段，隨著污泥的顆?；约俺两党潭鹊奶岣撸珻OD 去除率逐步達(dá)到90%以上，說明活性污泥的活性比原來有所提高.第3階段，SBR 反應(yīng)器出水COD 質(zhì)量濃度為81mg／L，去除率達(dá)到92%，經(jīng)過本階段的培養(yǎng)好氧顆粒污泥逐漸成熟，COD 去除率基本穩(wěn)定在90%以上.

2.3 污泥顆粒化過程中對(duì)TN 的降解能力變化特征

好氧污泥顆?；^程中污泥對(duì)TN 降解能力的變化特征如圖5所示，污泥培養(yǎng)過程中模擬廢水所使用氮源為NH4Cl，在配制模擬廢水時(shí)加入適量NH4Cl使得TN 質(zhì)量濃度維持在50mg／L左右.由圖5可以看出在SBR 反應(yīng)器運(yùn)行的0～15d，污泥對(duì)總氮降解能力較差，總氮去除率維持在一個(gè)較低水平，僅為20%，造成這一現(xiàn)象的原因與微生物需要適應(yīng)NH4Cl這一氮源有關(guān)，氮的去除主要是利用微生物增殖過程所吸收的N，而開始階段微生物整體活性較差，因此對(duì)氮的利用率也不高.0～15d的運(yùn)行時(shí)間包括了反應(yīng)器第1運(yùn)行階段和第2運(yùn)行階段里面的a階段和b階段的起初2d；反應(yīng)器內(nèi)污泥對(duì)氮的去除率較低的其他原因是運(yùn)行階段初期反應(yīng)器內(nèi)的好氧污泥顆?；F(xiàn)象剛剛出現(xiàn)，所形成的污泥顆粒粒徑很小，同步硝化反硝化所需的微環(huán)境尚未形成［16－17］.由圖5可以看出15d以后，污泥對(duì)TN 的降解能力逐步上升，出水TN 值逐漸下降.運(yùn)行36d以后TN 的去除率可以達(dá)到80%左右.TN 降解能力的提高說明微生物逐漸適應(yīng)新的氮源，另一方面污泥顆粒的粒徑增大創(chuàng)造了缺氧厭氧環(huán)境［18］，污泥粒徑增大后氧氣的傳輸阻力變大，在顆粒污泥的中心位置可以形成缺氧和厭氧環(huán)境區(qū)，為反硝化細(xì)菌的生長(zhǎng)提供了有利條件.此外，反應(yīng)器中污泥濃度的增加也可增加對(duì)TN 的去除率.

圖5 污泥顆?；^程中TN 降解變化Fig.5 Change curve of effluent TN degradation in sludge granular process

2.4 污泥顆?；^程中對(duì)TP的降解能力變化特征

圖6 污泥顆粒化過程中TP降解變化Fig.6 Change curve of effluent TP degradation in sludge granular process

SBR反應(yīng)器內(nèi)好氧污泥顆?；^程中TP的變化曲線如圖6所示，整個(gè)過程SBR反應(yīng)器進(jìn)水總磷質(zhì)量濃度在10mg／L左右，第1階段出水總磷質(zhì)量濃度為4.1～5.0mg／L，降解率為50%左右.反應(yīng)進(jìn)入運(yùn)行第2運(yùn)行階段以后，總磷的去除率平均比第1階段下降了10%.從第2運(yùn)行階段b階段開始，SBR反應(yīng)器對(duì)總磷降解率才逐漸提高，反應(yīng)36d以后反應(yīng)器對(duì)TP的降解率達(dá)到73%，出水總磷質(zhì)量濃度為2.6mg／L.隨著SBR反應(yīng)器內(nèi)污泥顆?；潭鹊奶岣咭约拔勰噘|(zhì)量濃度的升高，總磷降解率保持在80%左右.反應(yīng)45d以后反應(yīng)器出水總磷質(zhì)量濃度為1.8mg／L，去除率為82%.

3 結(jié)論

在自制的SBR 反應(yīng)器中接種絮狀活性污泥，以葡萄糖為主要碳源，通過提高污泥COD 負(fù)荷率、增加曝氣量和提高水力剪切力，經(jīng)過45d的連續(xù)培養(yǎng)后成功培養(yǎng)出好氧顆粒污泥.實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)當(dāng)COD 負(fù)荷值為3.97kg／（m3·d），液體表面上升氣體流速為0.021 8 m／s時(shí)，SBR 反應(yīng)器中形成的顆粒污泥直徑2～5mm，MLSS值為4 200mg／L，SVI值為50mL／g.本文分析了好氧顆粒物形成過程中對(duì)COD，TN，TP的降解特性，發(fā)現(xiàn)污泥對(duì)三者的降解與沉降時(shí)間、污泥濃度、污泥齡以及好氧顆粒污泥本身有關(guān)，經(jīng)過45d 培養(yǎng)在SBR 反應(yīng)器中成功培養(yǎng)出好氧顆粒污泥，成熟好氧顆粒污泥對(duì)COD，TN，TP去除率分別可達(dá)到93%，82%和82%.

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