蘇 雷

(沈陽城市建設(shè)學(xué)院 市政與環(huán)境工程學(xué)院， 遼寧 沈陽 110168)

好氧顆粒污泥技術(shù)是近些年污水處理領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)之一[1]。與絮狀污泥相比，顆?；暮醚跷勰嗑哂幸韵聝?yōu)點(diǎn)[2-3]：提高污泥濃度和曝氣池的容積負(fù)荷，減少占地面積；生物相更加豐富，污泥齡增加，同時(shí)顆粒內(nèi)外存在厭氧-缺氧-好氧環(huán)境，對N、P等污染物的去除能力提高；顆粒結(jié)構(gòu)密實(shí)，沉降性好；耐沖擊負(fù)荷和毒性物質(zhì)能力強(qiáng)。因此，好氧污泥顆粒化是活性污泥法的重大改進(jìn)[4]。

目前，關(guān)于好氧顆粒污泥的培養(yǎng)條件、形成機(jī)理和微生物相等已有相關(guān)報(bào)道[5-7]，并取得了一定的進(jìn)展，但好氧顆粒污泥技術(shù)對城市污水的處理研究還較少[8]，尚處于起步階段。Di等[4]研究好氧顆粒污泥在高有機(jī)負(fù)荷下對城市污水的處理，出水COD濃度小于50 mg/L。遲寒等[9]采用在實(shí)驗(yàn)室條件下培養(yǎng)的好氧顆粒污泥，對實(shí)際生活污水的有機(jī)物和氨氮的處理效果做了初步研究。盧姍等[10]以厭氧/好氧交替運(yùn)行方式，對好氧顆粒污泥穩(wěn)定性以及去除有機(jī)物、氮和磷的效果進(jìn)行了研究。任祎博等[11]分別在SBR和SBAR兩種反應(yīng)器中培養(yǎng)好氧顆粒污泥，對比研究了顆粒污泥處理城市污水的能力。然而，好氧顆粒污泥技術(shù)的研究還不夠成熟，制約了其推廣應(yīng)用。為此，筆者在SBR反應(yīng)器中接種成熟顆粒污泥并以厭氧/好氧運(yùn)行模式進(jìn)行培養(yǎng)，研究好氧顆粒污泥形成過程中的性質(zhì)變化及好氧顆粒污泥SBR系統(tǒng)處理城市污水的效果，以期為促進(jìn)好氧顆粒污泥技術(shù)的工程化推廣提供參考和借鑒依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置與運(yùn)行

試驗(yàn)所用的柱狀間歇式反應(yīng)器由有機(jī)玻璃圓筒制成，反應(yīng)器有效高度為110 cm，有效容積為7 L，內(nèi)徑為9 cm，反應(yīng)器底部設(shè)有排泥口和放空口，側(cè)面設(shè)有等間距為11 cm的5個出水口。反應(yīng)器內(nèi)配有曝氣砂頭，供微生物呼吸作用，同時(shí)起到提供剪切力和攪拌作用，試驗(yàn)裝置見圖1。

圖1 試驗(yàn)裝置Fig.1 Schematic diagram of testing device

曝氣方式采用空氣壓縮機(jī)供氣，通過微電腦時(shí)控開關(guān)控制SBR反應(yīng)器進(jìn)水、厭氧、曝氣、沉淀、出水的時(shí)間，實(shí)現(xiàn)自動控制，外部設(shè)有循環(huán)熱水浴作保溫。反應(yīng)器每天運(yùn)行2個周期，其余時(shí)間閑置，具體運(yùn)行參數(shù)根據(jù)試驗(yàn)要求再做調(diào)整。

1.2 試驗(yàn)用水與接種污泥

為了便于試驗(yàn)操作的控制,培養(yǎng)階段的試驗(yàn)用水為人工模擬廢水，按照營養(yǎng)比例C ∶N ∶P=100 ∶5 ∶1配制，并在每升配水中添加1.0 mL微量元素，用碳酸氫鈉調(diào)節(jié)pH值為7.0～8.0。微量元素成分為：FeCl3·6H2O 1.30 g/L，MnCl2·2H2O 0.12 g/L，ZnSO4·7H2O 0.12 g/L，CoCl2·6H2O 0. 15 g/L，CuSO4·5H2O 0.30 g/L，KI 0.18 g/L。

接種污泥為成熟好氧顆粒污泥和絮狀活性污泥的混合物，所占比例分別為20%和80%。成熟好氧顆粒污泥取自實(shí)驗(yàn)室自行培育顆粒污泥，呈淡黃色球形或橢球形的顆粒，粒徑約為1.0 mm，MLSS為2 000 mg/L，SVI值為38.01mL/g；絮狀活性污泥取自撫順市三寶屯污水處理廠二沉池的回流污泥，MLSS為3 000 mg/L，SVI值為80 mL/g。

1.3 分析項(xiàng)目和方法

2 結(jié)果與討論

2.1 好氧顆粒污泥性質(zhì)變化

2.1.1顆粒污泥的外部形態(tài)變化與顯微觀測

SBR反應(yīng)器以實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)成熟的好氧顆粒污泥為接種污泥，為保證SBR反應(yīng)器混合液濃度與穩(wěn)定運(yùn)行，反應(yīng)器內(nèi)添加部分絮狀污泥使混合液濃度為5 000 mg/L。在常溫條件下，SBR反應(yīng)器采用厭氧/好氧的運(yùn)行模式，每天運(yùn)行2個周期，其余時(shí)間閑置，按照進(jìn)水5 min、厭氧90 min、曝氣240 min、沉降3～10 min(根據(jù)試驗(yàn)要求調(diào)控)和排水5 min，交換比為60%，對好氧顆粒污泥進(jìn)行培養(yǎng)。隨著顆粒污泥不斷的形成與生長，好氧顆粒污泥的外部形態(tài)發(fā)生變化，見圖2。

圖2 好氧顆粒污泥的外部形態(tài)變化Fig.2 The external formation and evolution of aerobic granular sludge

由圖2可以看出，反應(yīng)器運(yùn)行15 d時(shí)，棕褐色的絮狀污泥全部變成淡黃色細(xì)砂狀的小顆粒污泥，粒徑約為0.3 mm。運(yùn)行25 d左右時(shí)，小顆粒污泥進(jìn)一步增長成輪廓清晰且肉眼可見的顆粒污泥，粒徑可高達(dá)1.25 mm，呈球形或橢球形。30 d時(shí)，好氧顆粒污泥生長緩慢，已趨于穩(wěn)定，粒徑為0.5～1.25 mm。好氧顆粒污泥在較短的時(shí)間內(nèi)形成，主要原因一方面在于接種的成熟好氧顆粒污泥，提高了反應(yīng)器內(nèi)污泥的沉降性能，減少了生物量的流失，進(jìn)而加快了污泥顆?；男纬?；另一方面，微生物自身所具有的絮凝吸附特質(zhì)，在成熟顆粒污泥的催促下加快了自凝聚過程。這與熊光城等[13]的研究結(jié)果一致。

反應(yīng)器運(yùn)行30 d時(shí)取樣，在顯微鏡下觀察發(fā)現(xiàn)顆粒污泥周圍出現(xiàn)累枝蟲和鐘蟲等原生動物、紅斑瓢體蟲等后生動物。通過SEM觀察，顆粒污泥表面微生物主要為球菌和桿菌，見圖3。

圖3 成熟好氧顆粒污泥表面微生物Fig.3 Microbes on the surface of mature aerobic granular sludge

2.1.2顆粒的污泥濃度與沉降性變化

好氧顆粒污泥SBR系統(tǒng)啟動時(shí)設(shè)定沉降時(shí)間為10 min，隨后根據(jù)試驗(yàn)要求有所調(diào)整，其他條件均不變，MLSS和SVI含量變化見圖4。

圖4 MLSS和SVI含量變化Fig.4 Changing curves of MLSS and SVI of content

由圖4可以看出，反應(yīng)器啟動時(shí)混合液濃度為5 000 mg/L，絮狀活性污泥在充足的營養(yǎng)物質(zhì)下迅速繁殖，混合液濃度增加至5 685 mg/L。為了加快顆粒污泥的形成，沉降時(shí)間從10 min減少為3 min，沉降性差的絮狀污泥隨水流流出，致使反應(yīng)器內(nèi)混合液濃度迅速下降為3 890 mg/L，截留沉降性好的顆粒污泥有助于顆粒污泥的形成。隨著顆粒污泥的形成與生長，反應(yīng)器內(nèi)混合液濃度逐漸升高最后穩(wěn)定在4 812～5 280 mg/L。啟動時(shí)，反應(yīng)器內(nèi)絮狀污泥所占的比例較大，其繁殖速度快于顆粒污泥的形成生長速度，造成反應(yīng)器內(nèi)污泥沉降性變差，SVI值升高，第7 d時(shí)沉降時(shí)間縮短，截留下沉降性能好的顆粒污泥和部分絮狀污泥，使得污泥的沉降性有所改善，SVI值從60.53 mL/g下降為23.21 mL/g，最后穩(wěn)定在16.81～20.95 mL/g。好氧顆粒污泥SBR反應(yīng)器啟動成功。

2.1.3培養(yǎng)階段顆粒污泥的處理效果

圖5 培養(yǎng)階段和TN出水濃度的變化Fig.5 Changes of COD, and TN in effluent in culture process

2.2 對有機(jī)物的去除效果

好氧顆粒污泥SBR反應(yīng)器啟動成功后，為了保證系統(tǒng)的穩(wěn)定運(yùn)行，并未直接處理實(shí)際污水，而是繼續(xù)以人工模擬污水運(yùn)行15 d后，向SBR反應(yīng)器內(nèi)先注入50%實(shí)際污水，隨后逐漸提高實(shí)際污水量所占比例。進(jìn)水COD為185.19～460.31 mg/L，氨氮為20.07～43.33 mg/L，總氮為32.07～55.87 mg/L時(shí)，在厭氧/好氧運(yùn)行模式下，控制反應(yīng)器溫度為22～25℃，曝氣量為2 L/min，沉降時(shí)間為3 min，排水比為60%。經(jīng)過60 d運(yùn)行，好氧顆粒污泥SBR反應(yīng)器對COD的去除效果見圖6。

圖6 SBR反應(yīng)器對COD的去除效果Fig.6 Removal rate of COD by SBR

由圖6看出，有機(jī)物的去除效果較好且出水穩(wěn)定，出水COD一般為30.24～49.21 mg/L，平均去除率為86.11%。15 d時(shí)，實(shí)際污水量的添加使得反應(yīng)器進(jìn)水水質(zhì)開始發(fā)生變化，隨著反應(yīng)器內(nèi)實(shí)際污水量不斷提高，去除率明顯不如模擬污水。這是因?yàn)槿斯ず铣晌鬯且捉到獾暮唵斡袡C(jī)物而且成分單一，容易被微生物吸收分解，而實(shí)際污水中的有機(jī)物成分復(fù)雜，存在不能被微生物降解的難溶物。但從整體運(yùn)行看，對去除效果的影響不是很大，出水COD均小于50 mg/L，達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)。顆粒污泥是由細(xì)菌、真菌以及原/后生動物多類微生物富集的聚集體，通過微生物吸食降解有機(jī)物將其轉(zhuǎn)化為自身組成成分及代謝產(chǎn)物，同時(shí)不同種群間相互依存，繼續(xù)降解利用微生物產(chǎn)生的代謝產(chǎn)物，穩(wěn)定提高了系統(tǒng)出水水質(zhì)。此外，底物基質(zhì)通過顆粒污泥的孔道進(jìn)入顆粒污泥內(nèi)層繼續(xù)發(fā)生微生物新陳代謝作用。因此，顆粒污泥富有的微生物種群結(jié)構(gòu)加強(qiáng)了系統(tǒng)的穩(wěn)定性，增加了抗沖擊負(fù)荷和降解有機(jī)物能力。

2.3 對氨氮的去除效果

由圖7可看出，出水氨氮濃度為0.235～7.54 mg/L，平均去除率為90.38%，滿足排放要求。15 d時(shí)，實(shí)際污水的添加引起水質(zhì)氨氮濃度變化明顯，當(dāng)進(jìn)水濃度變高時(shí)，出水也略有升高，這可能由于顆粒污泥富集的硝化菌[14]是好氧型微生物，曝氣量為2 L/min不能滿足細(xì)菌對突然增高的氨氮的降解要求。因此，在氨氮濃度過高時(shí)可適當(dāng)增加曝氣量，提高對氨氮的處理效果。

圖7 SBR反應(yīng)器對氨氮的去除效果Fig.7 Removal rate of ammonium nitrogen by SBR

2.4 對總氮的去除效果

由圖8可看出，出水總氮濃度穩(wěn)定在3.27～11.97 mg/L，平均去除率為82.09%。好氧顆粒污泥同步硝化反硝化發(fā)生在好氧段，顆粒污泥的致密結(jié)構(gòu)以及較大粒徑是氧的傳質(zhì)限制因素，顆粒污泥由外向內(nèi)分有好氧層、缺氧層和厭氧層。每層的優(yōu)勢菌分別為硝化菌、反硝化菌和聚磷菌[15-16]，TN首先被微生物降解為氨態(tài)氮，再由外層氨氧化菌(AOB)和內(nèi)層亞硝酸氧化菌(NOB)代謝作用轉(zhuǎn)化為亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮，然后通過缺氧層的反硝化菌發(fā)生脫氮反應(yīng)，產(chǎn)生的氮?dú)馔ㄟ^顆粒污泥內(nèi)的孔道排除體外，從而實(shí)現(xiàn)同一顆粒中的硝化和反硝化作用，使系統(tǒng)對總氮具有較好的處理效果。

圖8 SBR反應(yīng)器對總氮的去除效果Fig.8 Removal rate of total nitrogen by SBR

3 結(jié)論

① 以厭氧/好氧交替運(yùn)行的SBR反應(yīng)器，采用接種成熟的好氧顆粒污泥，并添加部分絮狀污泥使得混合液濃度為5 000 mg/L，對顆粒污泥進(jìn)行培養(yǎng)。運(yùn)行15 d時(shí)，棕褐色的絮狀污泥全部變成呈淡黃色的細(xì)砂狀小顆粒污泥，粒徑約為0.3 mm。30 d后，小顆粒逐漸生長為成熟大顆粒，粒徑一般為0.5～1.25 mm，顆粒污泥表面出現(xiàn)累枝蟲、鐘蟲等原生動物和紅斑瓢體蟲等后生動物。

③ 在厭氧/好氧交替運(yùn)行模式下，歷經(jīng)90 d運(yùn)行的好氧顆粒污泥SBR系統(tǒng)，當(dāng)進(jìn)水COD、氨氮和總氮分別為185.19～460.31、20.07～43.33和32.07～55.87 mg/L時(shí)，出水分別為30.24～49.21、0.235～7.54和3.27～11.97 mg/L，平均去除率分別為86.11%、90.38%和82.09%，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)》(GB 18918—2002)一級A標(biāo)準(zhǔn)。因此，好氧顆粒污泥對污染物具有很好的去除效果。