净水技术|神奇的好氧颗粒污泥
针对好氧颗粒污泥主要存在快速启动和不稳定的问题，来自河海大学的付尧等人用快速启动SBAR反应器培养好氧颗粒污泥，研究了污泥颗粒化过程与解体过程中好氧颗粒污泥的特性、污染物的去除效果以及三种EPS关键组分含量变化对颗粒污泥的特性，研究所得的好氧颗粒污泥可以保持稳定，对实际工艺有参考价值。
试验采用一种由高强度有机玻璃制成的SBAR，分两段合成。反应器上升管内径为5 cm，高度为70 cm；下降管内径为9 cm，高度为100cm。上升管最下端与反应器间隙为1.5 cm，便于上下循环；反应器有效容积为5.4 L。自动排水口位于反应器中部，即排水比为50%。原水由蠕动泵从配水箱中抽入反应器。顶部设有溢流孔，压缩空气由空气压缩机通过反应器底部正中心的固定砂芯曝气头均匀供给，通过玻璃转子流量计控制压缩空气量，曝气量为100～250L/h。反应器内表面气速定义为：
试验装置如图1所示。
图1 反应器示意图
SBAR反应器单个运行周期由进水、曝气、沉淀、排水和厌氧闲置五个阶段组成，整个运行程序由微电脑时空开关自动控制。整个运行周期为240 min，其中进水时间为30~60 min，曝气时间为160~200 min，沉淀时间为4~9 min，排水时间为1 min。该试验共分为三个阶段，具体如表1所示。
表1 不同试验阶段的运行周期
接种污泥采用南京市城西污水处理厂二沉池的回流污泥，污泥呈深黄色松散絮状结构。接种污泥在常温下由试验用水曝气培养一周后接种入反应器，接种污泥量为2.7 L，即每个反应器有效体积的一半。
试验用水使用人工模拟废水，模拟废水的成分及浓度如表2所示，其COD∶N∶P=100∶5∶1，微量元素液为1 mL/L，后期根据颗粒污泥生长状况不断改变COD∶N∶P的比值，其他成分不变。详细成分及调试计划如表2、表3和表4所示。
表2 人工废水成分
表3 微量元素液组分
表4 调试计划
整个培养过程中污泥的形态变化如图2所示。启动期（1～32 d）活性污泥成松散絮状；污泥增殖期（33~92 d）内污泥大量增殖。18 d后将葡萄糖乙酸钠混合碳源更换成乙酸钠单一碳源并降低有机负荷，污泥逐渐颗粒化。在80 d时，颗粒污泥在反应器中占据绝对优势，颗粒污泥占比为70%，绝大多数颗粒污泥呈淡黄色，结构致密，形状规则。在92 d后SV5和SV30相等，完成了完全颗粒化，进入颗粒稳定期。随着反应器有机负荷的提高，污泥颗粒的粒径随之增大。当反应器进行有机负荷调控时，污泥会产生1~2 d的不适应期，出现少量絮状污泥，随后再次形成颗粒污泥。
1 d
18 d
32 d
80 d
92 d
100 d
反应器混合液的MLSS与污泥体积指数（SVI）如图3所示。由图可知，反应器启动期（1～32d）由于刚刚接种活性污泥，混合液污泥量较低，污泥无机成分较高，SVI值较大，达到137.36 mL/g。随着反应器的稳定运行，性能不好的污泥被洗出反应器，MLSS逐渐下降；污泥量增大，SVI整体呈先升高后下降趋势。18 d时降低反应器的COD进水负荷至600mg/L，并且更换了单一碳源，异养菌不能承受突然改变的负荷，污泥微生物大量死亡，污泥沉降性能发生剧烈变化，污泥变得松散，SVI值急剧升高至193.6 mL/g；由于沉降性能变差，大量污泥被洗出反应器，MLSS值降至整个运行期间的最低点0.592 g/L。33 d后反应器进入污泥增殖期，污泥大量增殖。76 d时将沉降时间逐渐由8 min缩短至4 min，MLSS小幅下降，由2.274 g/L降至1.46 g/L。116 d后MLSS值增加稳定在4.0 g/L以上；SVI平稳降低，稳定在50 mL/g以下。
图3 MLSS及SVI变化图
2.3.1 COD去除效果
污泥颗粒化过程中反应器对COD的去除情况如图4所示。出水COD浓度稳定在50 mg/L以下；反应器的运行调控并没有对COD的处理效果产生影响，COD的去除率基本维持在90%以上，在污泥颗粒化过程中其均在95%以上，说明颗粒污泥对COD具有良好的去除效果。
图4 进出水中COD的浓度变化及污泥对COD的去除率变化
2.3.2 TP去除效果
反应器运行过程中TP的变化情况如图5所示。启动初期，由于颗粒污泥还未形成，TP的处理效果波动较大，去除率为49.25%～90.99%。22 d时，降低进水负荷，同时改变C/N比及N/P比，C/N比值由原来的20提高至25，N/P比值由4变为2.36，TP的去除率逐步升高，到74 d时，达到最高99.22%。之后TP的去除率稳定在70.76%以上。
图5 进出水中TP的浓度变化及污泥对TP的去除率变化
2.3.3 氮的去除效果
NH4+-N、NO3--N和NO2--N的浓度变化如图6所示。反应器在调控期间，氮的浓度变化非常大，NH4+-N浓度始终低于2 mg/L，去除率维持在90%以上。反应器有机负荷变化后，污泥需要适应，此时脱氮效果不理想。连续进水为反应器提供了充足的碳源。此外，颗粒污泥的分层结构使得出水存在NO2--N、NO3--N同步硝化和反硝化的情况。
2.4.1 典型周期内COD的降解规律
典型周期内的COD的浓度变化情况如图7所示。最初的厌氧进水期间，由于反应器连续进水填料，COD浓度逐渐升高，进水结束时达到峰值275 mg/L。开始曝气后，COD被颗粒污泥降解，30~60 min内，COD浓度快速降至97.5 mg/L，此时COD的去除率为83.75%。120 min后COD浓度逐渐稳定在47.5 mg/L以下，COD去除率达到92.08%。反应器的贫/富营养机制可以有效提高好氧颗粒污泥对COD的去除效果，也会为生化反应提供足够的传质推动力，同时有助于颗粒污泥的稳定。
2.4.2 典型周期内TP的变化规律
TP的周期变化规律如图8所示。0~30 min内TP浓度随进水量增大而升高。30~80 min，在反应器开始曝气后，TP浓度并没有直接降低，而是继续升高，可能是因为进水在厌氧期后仍然存在释磷现象，导致TP浓度的升高。80 min后TP浓度开始逐渐降低，得益于30 min的厌氧期，除磷菌在竞争中获得充分优势，磷逐渐被除磷菌吸附。曝气结束时，TP浓度仅为1.65 mg/L，TP去除率达到86.25%，出现了传统除磷过程中的厌氧释磷好氧吸磷的现象。
2.4.3 典型周期内氮的转化规律
典型周期内氮的转化情况如图9所示。厌氧期内由于连续进水，NH4+-N浓度不断升高，在30 min时达到13.11 mg/L。30min时好氧曝气开始，NH4+-N开始逐渐被降解，NO2--N浓度开始升高，此时仍检测不到NO3--N。80 min时NO2--N浓度达到2.66 mg/L，此后开始下降。130 min后NO3--N浓度开始上升。反应器中出现的是传统的顺序硝化反硝化，而不是颗粒污泥应有的同步硝化反硝化。
S-EPS、LB-EPS和TB-EPS在颗粒污泥形成、稳定至解体过程中的动态变化如图10所示。
图10 不同类型EPS中PN与PS含量变化
长久以来，国内外学者通过对EPS的大量研究发现，EPS中的PN与PS的动态变化是影响颗粒污泥稳定性的重要因素。PN能与Ca2+形成EPS--Ca2+-EPS-的物理联结，起到物理架桥作用；而通过投加Mg2+促进酶的活性或者增加剪切力，可以使PS大量产生而与EPS粘接更加紧密。本研究记录了运行过程中三种不同类型的EPS中PN与PS的动态变化情况，如图10所示。三种EPS的含量用各自的PS和PN含量之和表示。S-EPS在颗粒污泥中含量很低，且在整个过程中的变化没有明显规律，表明其对颗粒污泥的稳定性并没有太大影响。LB-EPS的含量次于TB-EPS，但在运行过程中变化明显，在颗粒污泥的形成初期，LB-EPS含量逐渐升高。S-EPS和LB-EPS的含量在138 d时最高，也仅有2.697 mg/g MLSS。相比较，TB-EPS在整个运行期间，PN含量较高，达到78.12%以上，在颗粒污泥稳定期间，PN含量也最为稳定，维持在35～40mg/g MLSS。
在颗粒污泥形成初期（94~102 d），总EPS中PN明显快速升高，从0.01 mg/g MLSS升高到115.28 mg/g MLSS。在颗粒污泥稳定期，PN含量没有太大变化，在有机负荷为2.4 kg·m-3·d-1时，PN含量稳定在40～50 mg/g MLSS，表明PN对颗粒污泥系统的稳定性起到至关重要的作用。135 d时颗粒污泥开始失稳，PN含量开始急剧变化，颗粒污泥解体。颗粒污泥解体破碎时，TB-EPS含量快速下降，S-EPS的值升高，分析其原因，颗粒污泥解体后TB-EPS破碎转化为S-EPS，表明TB-EPS对于颗粒污泥的稳定也十分重要。PS自始至终含量较少，表明其作用不大。
（1）采用污水处理厂的活性污泥，通过厌氧/好氧交替，于80 d后在SBAR中成功培养出淡黄色、小粒径、形状不规则的好氧颗粒污泥。污泥颗粒化后SVI维持在50 mL/g以下，MLSS维持在4 g/L以上。
（2）在144 d的运行时间里，反应器对污染物的去除情况较好。正常状况下，COD去除维持在91.18%以上，出水COD浓度维持在50 mg/L以下；对TP的去除率维持在70.76%以上；反应器中并没有出现明显的同步硝化反硝化，对NH4--N的去除率达到80%以上，说明好氧颗粒污泥对污染物具有良好的去除性能。
（3）颗粒污泥中S-EPS、LB-EPS含量较少且无明显变化，TB-EPS在颗粒污泥形成过程中变化明显，且PN含量明显高于PS。当TB-EPS中PN的含量稳定维持在35～40mg/g MLSS时颗粒污泥可以维持稳定，说明PN是主要影响颗粒污泥稳定性的因素。
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