郭安¹，彭永臻^1,2，王然登¹，程戰(zhàn)利^1,3

(1.哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，黑龍江哈爾濱150090；2.北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室北京市脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心，北京100124；3.天津市市政工程設(shè)計(jì)研究院，天津300051)

摘要：采用厭氧、好氧交替運(yùn)行的小試SBR反應(yīng)器實(shí)現(xiàn)了在秋、冬季無保溫措施下好氧顆粒污泥的培養(yǎng)及對(duì)生活污水中污染物的去除。研究發(fā)現(xiàn)在秋、冬季溫度由18 ℃逐漸降至10 ℃并長(zhǎng)期維持在較低溫度的條件下，SBR反應(yīng)器中形成了具有良好物化特性的顆粒污泥，穩(wěn)定期污泥的平均粒徑為300 μm，反應(yīng)器中有較高的生物量（MLSS為6 000 mg/L），污泥沉降性能較好，SVI為50~60 mL/g。對(duì)COD、PO₄^3--P、NH₄⁺-N均具有較好的去除效果，平均去除率分別達(dá)到85.8%、98.3%、99.2%。通過在反應(yīng)周期結(jié)束增設(shè)2 h缺氧攪拌，實(shí)現(xiàn)了對(duì)TN的進(jìn)一步去除，去除率達(dá)95.2%。

與普通的絮狀活性污泥相比，好氧顆粒污泥具有密度大、微生物含量高、種群豐富、沉降性能好等優(yōu)點(diǎn)，這提高了顆粒污泥的抗沖擊負(fù)荷能力，并使得污水處理構(gòu)筑物結(jié)構(gòu)緊湊，具有較小的體積及較少的用地。目前，好氧顆粒污泥主要采用人工配水在常溫(20~25 ℃)下培養(yǎng)，本研究利用城市生活污水在東北地區(qū)秋冬季低溫下（18~10 ℃），通過厭氧、好氧交替運(yùn)行方式在SBR反應(yīng)器中培養(yǎng)好氧顆粒污泥，并研究其對(duì)生活污水中COD、氮、磷的去除效能。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置

SBR反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成，內(nèi)部直徑為12 cm，高為42 cm，有效水深為37 cm，有效容積為4 L。反應(yīng)器頂部進(jìn)水，出水口位于反應(yīng)器中部，容積交換率為1/2；曝氣泵曝氣，曝氣口位于反應(yīng)器底部，通過粘砂塊曝氣頭分散布?xì)狻?/span>

SBR反應(yīng)器每天運(yùn)行4個(gè)周期，每周期為6 h，其中進(jìn)水為5 min，厭氧攪拌為90 min，好氧曝氣攪拌為210 min，沉淀時(shí)間隨運(yùn)行逐漸縮短(1~29 d：30 min;30~47 d:20 min;48~80 d:15 min;81~136 d:10 min)，剩余時(shí)間為靜置。反應(yīng)器安裝在半地下實(shí)驗(yàn)室，運(yùn)行期間反應(yīng)器內(nèi)溫度變化見圖1。曝氣量控制在120~160 L/h。

1.2 試驗(yàn)用水與接種污泥

試驗(yàn)用水為哈爾濱某居民區(qū)生活污水，試驗(yàn)前對(duì)污水進(jìn)行了過濾以去除大塊物質(zhì)。測(cè)得COD、PO₄^3--P、NH₄⁺-N、TN濃度范圍分別為(122.8~383.5)、（1.7~5.5）、（42.7~62.8）、(47.3~68.2) mg/L。外加碳源為丙酸鈉，不同時(shí)期的丙酸鈉投加量(以COD計(jì))如表1所示。接種污泥為哈爾濱某污水處理廠二沉池剩余活性污泥，接種污泥的MLSS為4 462 mg/L，MLVSS/MLSS值為0.58，其無機(jī)質(zhì)含量較高。

1.3 檢測(cè)項(xiàng)目與方法

NH₄⁺-N、NO₃^--N、NO₂^--N、PO₄^3--P、MLSS、MLVSS、SV采用國家標(biāo)準(zhǔn)方法進(jìn)行測(cè)定；COD采用快速測(cè)定法測(cè)定；污泥顆粒的平均粒徑采用激光粒度儀測(cè)定；TN采用TOC-VCPN總有機(jī)碳/總氮分析儀測(cè)定；污泥形態(tài)采用顯微鏡觀察。

2 結(jié)果與討論

2.1 顆粒污泥的培養(yǎng)

2.1.1 污泥顆�；�進(jìn)程

反應(yīng)器中不同時(shí)期污泥形態(tài)見圖2，不同時(shí)期污泥粒徑分布見圖3。

在運(yùn)行初期，反應(yīng)器中污泥為松散的絮狀污泥，平均粒徑在50 μm左右，幾乎不存在粒徑>200 μm的顆粒；經(jīng)過20 d的培養(yǎng)，光學(xué)顯微鏡下可觀察到較少數(shù)量的顆粒，但粒徑較小，肉眼較難觀察辨認(rèn)；在20~65 d顆粒污泥粒徑不斷變大，并且新的小顆粒不斷生成，此時(shí)的顆粒污泥能用肉眼觀察到，但輪廓較為粗糙，周圍附著很多的菌膠團(tuán)，平均粒徑達(dá)100 μm左右，在污泥粒徑分布圖上可以看到有部分污泥粒徑超過200 μm，但所占比例較�。�80 d以后隨著沉淀時(shí)間的縮短，不斷排出與顆粒污泥競(jìng)爭(zhēng)有機(jī)底物、沉降性能相對(duì)較差的絮狀污泥，顆粒污泥得到充足的有機(jī)底物，平均粒徑不斷增大，此時(shí)粒徑>200 μm的污泥所占比例超過50%，污泥的平均粒徑在300 μm左右。隨著運(yùn)行顆粒粒徑分布波峰位置不斷右移，在120 d時(shí)出現(xiàn)兩個(gè)波峰，波峰位置分別在90 μm和600 μm左右，說明系統(tǒng)中污泥粒徑出現(xiàn)分化，培養(yǎng)成熟的顆粒污泥體系并非單純的顆粒污泥，其中一部分是粒徑較小的小顆粒或絮體污泥，另一部分是粒徑較大的大顆粒污泥。在光學(xué)顯微鏡下還可以看到污泥中存在很多后生動(dòng)物，這些后生動(dòng)物的存在說明污泥活性較好且較穩(wěn)定。由此可見，在低溫下培養(yǎng)顆粒污泥是可行的。

2.1.2 污泥濃度與沉降性能

污泥濃度及沉降性能隨運(yùn)行時(shí)間的變化見圖4。

在反應(yīng)器運(yùn)行期間，污泥濃度呈現(xiàn)先增加后隨沉淀時(shí)間調(diào)整而波動(dòng)的趨勢(shì)。在1~29 d，污泥濃度急劇增加，MLSS由接種時(shí)的4 462 mg/L迅速增加到7 745 mg/L，這是由沉淀時(shí)間長(zhǎng)，外碳源充足，微生物大量增殖造成的。在第30天沉淀時(shí)間降為20 min，沉淀性能較差的污泥被排出反應(yīng)器，污泥濃度迅速降低至5 785 mg/L，隨后污泥濃度緩慢增長(zhǎng)。在第48天沉淀時(shí)間降為15 min，污泥濃度變化不大。在第81天沉淀時(shí)間降為10 min，同時(shí)外碳源投加量由400 mg/L降至300 mg/L，86 d外碳源投加量繼續(xù)降至250 mg/L，由于沉淀時(shí)間短，同時(shí)外碳源投加量減少，污泥有所流失，污泥濃度迅速降低至4 923 mg/L，在隨后的運(yùn)行過程中，系統(tǒng)中微生物量逐漸增加，在穩(wěn)定期污泥濃度維持在6 000 mg/L左右。

MLVSS與MLSS呈相同的變化趨勢(shì)。污泥活性逐漸變高，1~20 d中MLVSS/MLSS值由最初的0.58迅速上升至0.80，并隨著反應(yīng)器運(yùn)行逐漸緩慢增加并穩(wěn)定在0.89左右，這說明在該較低溫度下培養(yǎng)的好氧顆粒污泥具有較高的生物活性。在反應(yīng)器的整個(gè)運(yùn)行過程中，SVI值在1~10 d迅速增加，隨后一直保持緩慢降低趨勢(shì)，并最終穩(wěn)定在50~60 mL/g。說明隨著污泥顆�；�的進(jìn)程，污泥的沉降性能越來越穩(wěn)定。

2.2 對(duì)污染物的去除

2.2.1 對(duì)COD的去除效果

在第1天，直接采用生活污水而不投加外碳源，進(jìn)水COD為352.30 mg/L，出水COD為70.20 mg/L，去除率為80.1%；2~80 d外加丙酸鈉為400 mg/L，進(jìn)水COD介于475.2~712.5 mg/L之間，出水COD為50~70 mg/L，個(gè)別會(huì)達(dá)到70 mg/L以上，平均去除率為89.2%；81~85 d外加丙酸鈉為300 mg/L，進(jìn)水COD介于519.9~633.5 mg/L之間，出水COD為40~50 mg/L，平均去除率為91.7%；86~136 d外加碳源為250 mg/L，進(jìn)水COD介于413.3~633.5 mg/L之間，出水COD為50~60 mg/L，個(gè)別會(huì)達(dá)到60 mg/L以上，平均去除率為85.8%。

2.2.2 對(duì)PO₄^3--P的去除效果

運(yùn)行期間反應(yīng)器進(jìn)出水PO₄^3--P濃度及其去除率的變化見圖5。

在初期出水PO₄^3--P含量較高，波動(dòng)較明顯，經(jīng)過50 d的培養(yǎng)后，出水PO₄^3--P濃度逐漸穩(wěn)定，介于0~0.4 mg/L之間，平均值為0.07 mg/L，平均去除率為98.3%。整個(gè)運(yùn)行過程中，反應(yīng)器對(duì)PO₄^3--P有較好的去除效果，能夠達(dá)到一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)。

2.2.3 對(duì)NH₄⁺-N的去除效果

盡管反應(yīng)器進(jìn)水NH₄⁺-N濃度波動(dòng)較大,出水NH₄⁺-N介于0~2.45 mg/L之間，平均值為0.50 mg/L，平均去除率為99.2%。在整個(gè)運(yùn)行過程中，反應(yīng)器對(duì)NH₄⁺-N的去除率均較高，出水NH₄⁺-N濃度能達(dá)到一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)。

De Kreuk等通過研究發(fā)現(xiàn)，將20 ℃下培養(yǎng)的好氧顆粒污泥直接在8 ℃下運(yùn)行后污泥會(huì)發(fā)生解體，而溫度由20 ℃逐步降到8 ℃條件下，顆粒污泥能保持穩(wěn)定，但脫氮效果會(huì)降低；王碩等在10 ℃下運(yùn)行SBAR反應(yīng)器，在好氧顆粒污泥成熟后，反應(yīng)器出水COD、NH₄⁺-N和PO₄^3--P分別達(dá)86.8、5.2和2.0 mg/L，去除率分別為84.5%、91.1%和94.1%；Bao等同樣在10 ℃下運(yùn)行SBAR反應(yīng)器，污泥穩(wěn)定后對(duì)COD、NH₄⁺-N和PO₄^3--P的去除率分別達(dá)(90.6%~95.4%)、(72.8%~82.1%)和(95.8%~97.9%)；本試驗(yàn)對(duì)COD、NH₄⁺-N和PO₄^3--P的去除率分別達(dá)85.8%、99.2%和98.3%。說明在低溫下好氧顆粒污泥反應(yīng)器對(duì)污染物有較好的去除效果。

2.3 典型周期內(nèi)污染物轉(zhuǎn)化規(guī)律

在10 ℃下反應(yīng)器典型周期內(nèi)污染物轉(zhuǎn)化規(guī)律如圖6所示。在該周期內(nèi)，MLSS為6 110 mg/L，控制曝氣量為120 L/h。經(jīng)過處理后，ＣＯＤ、PO₄^3--P、NH₄⁺-N、TN由612.80、5.49、62.75、63.47 mg/L分別降至59.52、０、0、20.22 mg/L。

在厭氧段的前30 min，COD濃度快速降低，從初始的230.10 mg/L降至66.62 mg/L。主要原因是：上一階段滯留在反應(yīng)器中的硝態(tài)氮發(fā)生了反硝化反應(yīng)，消耗了部分COD；此外，聚磷菌在厭氧條件下會(huì)快速吸收COD來合成PHA，用于好氧段的吸磷反應(yīng)。厭氧階段結(jié)束后反應(yīng)器中COD為68.79 mg/L，在接下來的好氧階段COD濃度有所波動(dòng)，整體上也有所降低，出水COD為59.52 mg/L。

在厭氧階段聚磷菌吸收水中VFAs合成自身PHA，與此同時(shí)釋放出大量磷酸鹽，厭氧階段結(jié)束反應(yīng)器中PO₄^3--P為32.48 mg/L；在好氧階段聚磷菌利用體內(nèi)儲(chǔ)存的PHA水解產(chǎn)生的能量進(jìn)行超量吸磷，在好氧階段的前30 min水中磷酸鹽已基本完全被吸收，出水PO₄^3--P濃度在0.05 mg/L以下。

在厭氧階段的前30 min ，由于NH₄⁺-N被吸附到污泥相中，溶液中NH₄⁺-N濃度有所下降；在接下來的30~60 min，NH₄⁺-N濃度又有所上升，這來自于兩方面的原因：第一，污泥相中的NH₄⁺-N重新釋放到溶液中；第二，氨化作用使進(jìn)水中的有機(jī)氮水解為NH₄⁺-N，導(dǎo)致溶液中NH₄⁺-N濃度升高。在好氧階段，溶液中的NH₄⁺-N被硝化細(xì)菌氧化為硝態(tài)氮，出水中幾乎檢測(cè)不到NH₄⁺-N。在厭氧階段的前30 min反硝化反應(yīng)基本完成，在好氧階段，隨著硝化作用的進(jìn)行硝態(tài)氮的濃度不斷升高。值得一提的是，反應(yīng)器在低溫下運(yùn)行，硝化細(xì)菌的活性較低，硝化反應(yīng)速率較慢，系統(tǒng)中出現(xiàn)了NO₂^--N的積累，出水NO₂^--N為16.19 mg/L，NO₃^--N為3.94 mg/L，這為進(jìn)行短程反硝化提供了有利條件。系統(tǒng)中TN濃度由反應(yīng)初的33.52 mg/L降為出水時(shí)的20.22 mg/L，TN的去除主要是發(fā)生于厭氧段前30 min的反硝化作用、好氧階段的同步硝化反硝化作用以及微生物的同化作用。

2.4 增強(qiáng)脫氮效果

在厭氧、好氧交替運(yùn)行方式下，反應(yīng)器對(duì)氨氮有較好的去除效果，在此過程中NH₄⁺-N主要轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮,雖然TN得到部分去除，但去除效果并不理想，為進(jìn)一步增強(qiáng)脫氮效果，在反應(yīng)結(jié)束后使反應(yīng)器缺氧攪拌運(yùn)行2 h，即以厭氧、好氧、缺氧（A/O/A）方式運(yùn)行，以增強(qiáng)反硝化效果。

由圖6可以看出，在后續(xù)增加2 h缺氧攪拌過程中，NO₂^--N與TN濃度迅速降低，NO₃^--N幾乎檢測(cè)不到，脫氮效果明顯增強(qiáng)，出水TN為3.05 mg/L，TN去除率達(dá)95.2%。同時(shí)COD濃度也有所降低。在此過程中NO₂^--N、NO₃^--N、TN濃度降低是因?yàn)樵诤罄m(xù)缺氧過程中發(fā)生了反硝化作用，但反硝化過程需要充足的COD，而此過程中COD降低并不明顯，這可能與好氧顆粒污泥對(duì)COD的吸附與釋放及微生物利用自身內(nèi)碳源進(jìn)行反硝化有關(guān)。程戰(zhàn)利在常溫（20~25 ℃）下以厭氧/好氧/缺氧/好氧方式運(yùn)行來增強(qiáng)脫氮效果，但脫氮效果仍不理想，與其相比本試驗(yàn)的脫氮效果明顯較好，其主要原因有兩點(diǎn)：第一，常溫下NH₄⁺-N在好氧階段完全氧化為NO₃^--N，而本試驗(yàn)在低溫下進(jìn)行，硝化細(xì)菌的活性較低，NH₄⁺-N只經(jīng)過亞硝化作用，氧化產(chǎn)物主要為NO₂^--N，NO₂^--N反硝化時(shí)所需的碳源量較NO₃^--N的少，使得系統(tǒng)在碳源不足的條件下降低了碳源需求量。第二，低溫下微生物代謝速率較慢，在好氧反應(yīng)結(jié)束時(shí)系統(tǒng)中的COD濃度仍較高；同時(shí)顆粒污泥也可能吸附部分COD，這些COD為后續(xù)缺氧段進(jìn)行反硝化提供了碳源，提高了脫氮效果。

3 結(jié)論

利用城市生活污水在東北地區(qū)秋冬季無保溫措施低溫下，通過厭氧、好氧交替運(yùn)行方式在SBR反應(yīng)器中能夠成功培養(yǎng)出好氧顆粒污泥。在沉淀時(shí)間降為10 min后，MLSS仍能保持在6 000 mg/L以上，SVI在50~60 mL/g之間，該體系為顆粒污泥與絮體污泥的混合體，混合污泥平均粒徑在300 μm左右，顆粒平均粒徑在600 μm左右，污泥活性高，沉降性能好，污泥比較穩(wěn)定。

在低溫下培養(yǎng)成熟的好氧顆粒污泥對(duì)COD、PO₄^3--P、NH₄⁺-N都具有較好的去除效果，其去除率分別能夠達(dá)到85.8%、98.3%、99.2%；在低溫下微生物代謝速率慢，NO₂^--N有所積累，可實(shí)現(xiàn)短程硝化反硝化。

在好氧反應(yīng)結(jié)束后增加2 h缺氧攪拌，TN的去除得到了提高，出水TN為3.05 mg/L，去除率達(dá)95.2%。

（本文發(fā)表于《中國給水排水》雜志2015年第19期“論述與研究”欄目）

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