好氧颗粒污泥内部具有适合厌氧微生物生存的缺/厌氧区, 能够实现硝化反硝化, 同时具有良好的沉降性能、密实的结构、较高浓度的生物量、较强的耐冲击负荷和抵抗有毒有害物质的能力^[1], 近年来成为污水处理领域的研究热点之一.

国内关于好氧颗粒污泥的研究大多是在较高有机负荷的人工配水下进行^{[2, 3]}.然而, 用高COD浓度的人工配水培养成熟的好氧颗粒污泥在应用到我国实际生活污水时, 由于进水有机负荷的降低, 会抑制EPS分泌, 导致颗粒污泥稳定性降低.而后, 有研究者用较低COD浓度的人工配水模拟我国实际生活污水培养好氧颗粒污泥^[4], 由于人工配水系统与实际生活污水系统存在着很大的差异, 故其处理实际生活污水时会出现丝状菌膨胀、颗粒污泥解体的情况.近年来, 有研究者采用实际生活污水启动好氧颗粒污泥工艺^{[5, 6]}, 但研究只针对好氧颗粒污泥的启动, 并没有对其运行稳定性进行探究.

基于此, 本实验采用两组SBR反应器(R1、R2), 通过控制相同的曝气量、运行时间等因素, 在R1、R2反应器中接种污水处理厂回流污泥, 分别以人工配水和实际生活污水为进水, 以进一步明晰水质条件对好氧颗粒污泥启动的影响; 启动成功后稳定运行时, 研究温度变化对颗粒稳定性及同步去除碳、氮、磷性能的影响, 以期为好氧颗粒污泥工艺运用于实际生活污水提供理论基础.

本实验采用两组SBR反应器(R1、R2), 反应器高径比均为3:1, 有效容积为18 L.反应器材料为有机玻璃, 顶部进水, 通过时控开关控制进水、搅拌、曝气、出水.用鼓风机进行底部曝气, 用转子流量计控制曝气流量.

图 1

Fig. 1

1.进水箱; 2.蠕动泵; 3.出水; 4.气体流量计; 5.鼓风机6.进水、出水、搅拌、曝气时序控制器; 7.搅拌机 图 1 SBR反应器装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the SBR reactor

反应器每天运行4个周期, 每个周期6 h, 分为：进水10 min, 厌氧80 min, 好氧210 min, 沉淀(30~3)min(沉淀时间在颗粒培养阶段逐渐由30 min递减至3 min, 颗粒成熟之后保持3 min), 排水10 min, 剩余时间闲置, 反应器换水比为75%.运行过程中对pH不做控制, 控制曝气流量为1.50 L·min^-1, 运行温度变化如表 1所示.

表 1 (Table 1)

表 1 反应器运行温度 Table 1 Operating temperature of the reactor 时间/d 运行温度/℃ 0~56 20~30 57~78 5~16 79~138 18~23

表 1 反应器运行温度 Table 1 Operating temperature of the reactor

接种污泥为北京市某污水处理厂二沉池回流污泥, MLSS为3 518 mg·L^-1. R1进水为人工配水, 碳源为丙酸钠, COD浓度为(250±30) mg·L^-1; 氮源为硫酸铵, NH₄⁺-N浓度为(45±5) mg·L^-1、磷源为磷酸二氢钾, TP浓度为(6.50±0.50) mg·L^-1; R2进水为生活污水, 取自北京工业大学家属区化粪池的实际生活污水.人工配水及生活污水主要水质组分见表 2.

表 2 (Table 2)

表 2 人工配水和生活污水水质组分/mg·L-1 Table 2 Composition of the simulated wastewater and actual domestic sewage/mg·L-1 指标 人工配水水质参数 生活污水水质参数 NH4+-N 45±5 45±10 COD 250±30 250±65 TP 6.5±0.5 6.5±1

表 2 人工配水和生活污水水质组分/mg·L-1 Table 2 Composition of the simulated wastewater and actual domestic sewage/mg·L-1

NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N、MLSS、MLVSS、SV₃₀等指标均采用国家规定的标准方法测定^[7]; COD和TP采用5B-3B COD多参数快速测定仪; pH、DO及温度的测定采用WTW pH/Oxi340i便携式多参数测定仪; 污泥中EPS的提取采用热提取法, 多糖测定采用苯酚硫酸法, 蛋白质测定采用考马斯亮蓝法^{[8, 9]}; 颗粒粒径测定采用Mastersize 2000型激光粒度分析仪, 颗粒形态观察使用Hitachi S4300电子显微镜; 颗粒化启动成功分析方法^[10]：污泥颗粒平均粒径大于340 μm.

R1、R2分别以人工配水和实际生活污水为进水, 接种污水处理厂普通絮状活性污泥, 采取逐渐缩短沉淀时间的方式培养好氧颗粒污泥. R1、R2分别在第20 d、35 d时, 出现细小颗粒, 如图 2所示, 分别历时25 d、42 d后, 颗粒污泥的平均粒径达到340 μm, 好氧颗粒污泥工艺启动成功.颗粒污泥稳定后, 其平均粒径分别达到1 200 μm、750 μm.有研究表明进水有机负荷是好氧颗粒污泥形成的重要影响因素^[11~13], 有机负荷较低, 微生物生长速率减慢, 不利于颗粒化.人工配水中的有机物易被微生物吸收利用, 而实际生活污水水质成分复杂, 由易生物降解物质、慢速生物降解物质和溶解性惰性物质组成, 其中, 溶解性惰性物质包含不可生物降解的COD组分^[14], 生活污水中能被微生物利用的有机负荷较人工配水少, 故R2相对R1污泥颗粒化时间较长.

图 2

Fig. 2

图 2 R1和R2运行期间粒径变化 Fig. 2 Variation in the particle size during the operation of R1 and R2

分别在5~16℃条件下(第70 d)和R1、R2中颗粒性能和形态稳定(第130 d)时, 对R1、R2中的好氧颗粒污泥进行显微镜观察.如图 3所示, 在第70 d, R1内颗粒污泥表面存在大量丝状菌, 而R2内颗粒污泥表面丝状菌较少, 分析原因为：温度较低(5~16℃), R1反应器内微生物可利用的有机负荷较高, 丝状菌膨胀, 导致颗粒污泥解体, 而实际生活污水成分复杂, 其中的溶解性惰性物质包含不可生物降解的COD组分^[14], 微生物可利用的有机物较少, 抑制了丝状菌的生长^[15], 故R2反应器内的颗粒污泥系统能够保持稳定; 实际生活污水水质成分复杂, 含有多种微量元素, 当外界环境变化时, 实际生活污水培养成熟的好氧颗粒污泥表现出良好的抗冲击能力, 能够抵御温度降低带来的不利影响.颗粒形态稳定时(第130 d), R1中好氧颗粒污泥粒径较R2中大, 分析原因为实际生活污水中微生物可利用的有机负荷较少, 颗粒内部的浓度梯度较小, 基质渗透力较小^[16], 有机物难以深入颗粒内部, 限制了颗粒粒径的增大.

图 3

Fig. 3

(a1)R1和(a2)R2为70d的显微镜照片, (b1)R1和(b2)R2为130d的显微镜照片 图 3 R1和R2反应器中颗粒污泥的显微镜照片 Fig. 3 Optical microscopy images of granules in R1 and R2

胞外聚合物(EPS)主要由蛋白质(PN)和多糖(PS)组成, 在污泥颗粒化过程中具有重要作用^{[17, 18]}.如图 4所示, PN、PS在颗粒污泥启动阶段(0~25 d和0~42 d)整体呈上升趋势, R1、R2内的PN含量(以MLSS计)分别由初始的64.12 mg·g^-1、65.98 mg·g^-1增加到最大值123.65 mg·g^-1、122.19 mg·g^-1, PS含量分别由初始的26.08 mg·g^-1、26.59 mg·g^-1增加到最大值64.89 mg·g^-1、62.13 mg·g^-1. PS越高, 污泥表面亲水性越强^[19], PN增加, 污泥疏水性增强, 细菌之间的黏附性能也随之增加^[20], 有利于颗粒污泥的形成. R1中微生物可利用的有机负荷较高, 刺激微生物产生更多的EPS^[21], 故颗粒形成时间较短.在实验进行的第57~78 d, 由于室内温度较低(5~16℃), R1中PN含量减少至51.15 mg·g^-1, 细胞表面的疏水性减弱, 不利于微生物相互黏附, 颗粒解体, 而生活污水中含有一定的蛋白质, 与颗粒污泥接触时可被絮凝吸附^[22], 故R2中PN含量受温度影响较小.

进一步分析图 4可得, 外界环境温度降低, R1内的PN/PS由2.25降到1.14, 有研究指出PN/PS对颗粒污泥稳定性有一定的影响^[23], PN/PS越大, 颗粒污泥稳定性越好.故温度降低时, R1反应器内颗粒污泥表面出现丝状菌, 颗粒的稳定性变差.系统稳定之后, R1和R2中颗粒污泥的PN/PS分别平均为1.50和2.00, 生活污水培养成熟的颗粒污泥较稳定, 利于长期稳定运行.同时有研究指出PN/PS值正比于颗粒污泥的沉降性能^[24].生活污水培养的颗粒污泥PN/PS值高于由配水培养的颗粒污泥, 故生活污水培养的颗粒污泥的沉降性能优于由人工配水培养的颗粒污泥.

图 4

Fig. 4

图 4 R1和R2反应器中PN、PS和PN/PS值的变化 Fig. 4 Variation of the PN, PS content, and PN/PS ratio in R1 and R2

如图 5所示, R1反应器在整个运行阶段进水负荷较稳定, 有机物能够有效被微生物降解和吸收, COD能够得到有效去除, 出水COD浓度均在50 mg·L^-1以下, COD去除率达到90%以上. R2反应器在启动期的前20 d, 污泥处于培养驯化阶段, 出水COD浓度在50 mg·L^-1以上, 这是因为R2反应器的进水为实际生活污水, 进水COD浓度波动较大且部分有机物不易被微生物降解, 污泥适应反应器内环境需要的时间较长.随着反应运行, 微生物逐渐适应进水水质条件, 出水COD浓度降低到50 mg·L^-1以下.

图 5

Fig. 5

图 5 R1和R2反应器去除COD、TP、TN和NOx--N的性能 Fig. 5 Variation of the COD, TP, TN, and NOx--N concentration and removal efficiency in R1 and R2

运行到第57 d后, 温度开始降低, R1反应器内的颗粒污泥出现丝状菌膨胀, 颗粒污泥解体的情况, 虽然颗粒污泥受温度影响出现解体的现象, 但是COD仍然能够得到有效去除, 去除率保持在90%以上, 这是由于丝状菌对有机物有良好的降解能力.相比于R1反应器, R2反应器中并没有出现丝状菌膨胀和颗粒污泥解体的情况, 处理效果一直保持稳定, 这说明生活污水启动的颗粒污泥对于温度的改变具有更强地适应能力, 更好地稳定性.

R1、R2系统在启动初期的除磷能力较差, 出水TP浓度在1 mg·L^-1以上, 在系统运行10 d后, 出水TP浓度降低到0.50 mg·L^-1以下, 去除率稳定在90%左右, 此后, R1、R2系统除磷能力均能稳定在较高水平, 获得了良好的除磷效果.

如图 5所示, R1反应器从颗粒污泥启动到颗粒成熟稳定时, 脱氮性能良好, TN平均去除率均保持较高水平, 出水TN平均浓度均在10 mg·L^-1以下.但是当室内温度较低时(5~16℃), 反硝化菌不适应低温条件, 活性受到抑制, 导致系统脱氮性能降低, 出水TN平均浓度升高至29.03 mg·L^-1, 平均去除率从87.85%降低到48.81%.由于R1反应器中微生物可利用的有机负荷充足, 且反硝化菌受温度抑制, 因此导致丝状菌有所增殖, 颗粒污泥膨胀.温度升高后, 丝状菌生长得到有效抑制, 反硝化作用增强, 出水TN平均浓度逐渐降低为6.13 mg·L^-1, 去除率达到90%以上, 脱氮性能得到恢复.在启动初期, R2中污泥处于培养驯化阶段, 出水TN平均浓度为19.72 mg·L^-1, 平均去除率为60.08%.颗粒稳定后, R2中好氧颗粒污泥系统出水TN平均浓度降低至14.55 mg·L^-1, 去除率达到79.25%.温度降低时, 出水TN浓度基本没有变化, TN去除率能够达到86.28%.温度变化对R2反应器内的颗粒污泥并没有明显影响.

综上所述, 由于人工配水水质成分单一, 培养成熟的好氧颗粒污泥抗冲击性能较差, 温度降低至5~16℃时, 丝状菌膨胀导致颗粒污泥解体, 系统脱氮性能变差; 由于实际生活污水中有机物成分复杂且浓度波动大, 微生物吸收利用缓慢, 形成颗粒污泥需要的时间较长. Liu等^[25]的研究表明, 生长速率较慢的好氧颗粒污泥具有结构密实、稳定性好的优点, 生活污水培养成熟的好氧颗粒污泥形成速度慢于人工配水培养的好氧颗粒污泥, 因此具有更强的抗冲击负荷能力, 稳定性更强, 在温度降低时, 能够抵御环境变化带来的影响, 保持颗粒结构稳定, 获得良好的出水水质.

图 6为R1、R2在第128 d的一个典型周期内NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N、TN、COD、TP、溶解氧(DO)的浓度变化.厌氧阶段, R1、R2反应器内的DO浓度在0.02 mg·L^-1以下, 好氧阶段, R1、R2中DO缓慢增加, 最终稳定在8 mg·L^-1左右, 反应器内具有良好的A/O运行环境. R1中COD浓度在厌氧阶段下降较快, 在前30 min已经基本消耗, COD由250 mg·L^-1降至25.12 mg·L^-1. R2反应器进水为生活污水, 在厌氧阶段, 由于有机物成分复杂, 微生物可快速利用的有机碳源较少, 所以降解速度较慢, COD由275.19 mg·L^-1降至90.44 mg·L^-1; 在好氧阶段, 反硝化作用消耗有机碳源, COD浓度逐渐降低至24.58 mg·L^-1, COD得到去除.在厌氧末期, R1释磷较多, 反应器内的TP浓度为35.09 mg·L^-1, 而R2反应器内的TP浓度为32.18 mg·L^-1.导致释磷量不同的主要原因为生活污水中含有慢速生物降解物质和溶解性惰性物质等不利于聚磷菌利用的有机物, 在厌氧阶段不能够完全降解, 降低了释磷量.在周期实验出水中, R1、R2出水均未检测到NH₄⁺-N、NO₂^--N, 出水NO₃^--N浓度分别为5.65 mg·L^-1、9.67 mg·L^-1, 产生这种现象的原因为, 稳定运行时, R1中颗粒污泥粒径较R2大, 由于好氧颗粒污泥内部存在一个“缺氧区”, 粒径越大, 颗粒污泥内部的缺氧区越大^{[26, 27]}, 这为反硝化菌提供了良好的生存环境, 提高了反硝化能力, 因此R1反应器内NO₃^--N的出水效果更好.

图 6

Fig. 6

图 6 R1和R2反应器中典型周期(128 d)内各污染物浓度变化 Fig. 6 Variation of the concentrations of pollutants during one cycle (128 d) in R1 and R2

(1) 以人工配水和实际生活污水为进水的两组反应器分别历时25 d、42 d启动成功, 颗粒污泥稳定后, 平均粒径分别可达1200 μm和750 μm, R1、R2内出水COD、TP、TN的平均浓度分别为22.53、0.48、7.70 mg·L^-1和49.73、0.48、14.55 mg·L^-1, 去除率为90.60%、90.34%、87.85%和79.74%、88.59%、79.25%.出水水质均满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准.

(2) 温度较低时(5~16℃), R1内颗粒污泥解体, COD和TP的去除能力基本不变, 但出水TN平均浓度为29.03 mg·L^-1, 平均去除率为48.81%, 系统脱氮性能被抑制; R2运行稳定, 出水COD、TP、TN平均浓度仍能达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准.生活污水培养成熟的好氧颗粒污泥结构密实, 稳定性好, 抗冲击能力强.