好氧顆粒污泥的工藝優(yōu)化

　　好氧顆粒污泥是在好氧條件下自發(fā)形成的細(xì)胞自身固定化顆粒，與絮狀污泥相比，具有沉降性能好、 污泥濃度高，易于固液分離，便于提高污水處理效率，降低污水處理成本等優(yōu)點(diǎn)[1, 2]，具有較好的應(yīng)用前景[3].

　　國(guó)內(nèi)外學(xué)者在好氧顆粒污泥工藝優(yōu)化及其應(yīng)用方面作了大量研究. 有研究利用序批式好氧顆粒污泥反應(yīng)器處理高氨氮廢水[4]，考察了HRT和運(yùn)行方式對(duì)脫氮菌群的活性和數(shù)量變化的影響. 結(jié)果表明，當(dāng)HRT為13 h時(shí)，脫氮菌群的活性最高; 縮短HRT導(dǎo)致了更高的COD和氨氮負(fù)荷，有利于厭氧氨氧化菌的生長(zhǎng)，同時(shí)也抑制了氨氧化細(xì)菌的生長(zhǎng). Luo等[5]在兩個(gè)相同的反應(yīng)器里分別投加好氧顆粒污泥和普通絮狀污泥，考察了COD/N分別為4、 2、 1時(shí)，對(duì)顆粒污泥解體的影響. 結(jié)果表明，COD/N由4減小到2和1后，對(duì)好氧顆粒污泥的物理性質(zhì)和硝化效率有很大的影響，當(dāng)COD/N為1時(shí)，顆粒污泥全部解體. EPS中酪氨酸凈產(chǎn)量的減少和包括絲狀菌在內(nèi)的主要微生物菌群的變化被認(rèn)為是造成顆粒污泥解體的兩個(gè)主要原因. 張?chǎng)┑萚6]在連續(xù)流反應(yīng)器中接種厭氧顆粒污泥，成功培養(yǎng)出好氧顆粒污泥，考察了溫度、 COD/N、 HRT、 溶解氧質(zhì)量濃度、 pH、 間歇曝氣周期等對(duì)好氧顆粒污泥脫氮的影響，并確定最佳工藝參數(shù)： 溫度為25℃、 COD/N 為6~8、 HRT 為8 h 左右、 DO質(zhì)量濃度為2 mg ·L-1、 pH 為7.5~8.0、 曝氣3 h 及缺氧攪拌3 h 和曝氣4 h 及缺氧攪拌3 h. 張睿[7]研究表明，進(jìn)水COD/N≤5時(shí)，絲狀菌大量生長(zhǎng)，顆粒污泥開始解體，顆粒粒徑變大，部分顆粒從球狀變成長(zhǎng)條桿狀. 隨著COD/N的降低，系統(tǒng)對(duì)有機(jī)物去除效果影響不大，去除率保持在80%以上; 但總磷和氮的去除效果變差，游離氨濃度的增加抑制了硝化菌和反硝化菌的活性，當(dāng)COD/N為3時(shí)，系統(tǒng)對(duì)總磷、 氨氮、 總氮的去除率分別為47.98%、 38.56%和27.90%.

　　上述關(guān)于好氧顆粒污泥的工藝參數(shù)研究大多是在序批式活性污泥反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行的. 并且大部分研究主要采用較高有機(jī)物濃度的人工配水作為處理對(duì)象[8, 9]. 近年來(lái)，也有少量的研究探討了連續(xù)流好氧顆粒污泥反應(yīng)器的優(yōu)化和設(shè)計(jì)，但其結(jié)構(gòu)和運(yùn)行方式復(fù)雜且穩(wěn)定性差[10, 11, 12, 13]，難以應(yīng)用于實(shí)際工程. 據(jù)相關(guān)報(bào)道[14]，流體剪切力、 HRT、 DO、 選擇壓和廢水組分等都對(duì)好氧顆粒污泥的形成具有重要的影響. 其中，流體剪切力和HRT對(duì)顆粒的形成速度、 結(jié)構(gòu)和穩(wěn)定性影響顯著，被認(rèn)為是影響好氧顆粒污泥形成和穩(wěn)定性的最關(guān)鍵因素[15]. 因此，本研究基于合建式反應(yīng)器，采用較低COD/N實(shí)際生活污水為進(jìn)水基質(zhì)和連續(xù)進(jìn)水方式，著重考察曝氣量和HRT對(duì)好氧顆粒 污泥的形態(tài)變化和除污能力的影響，以期為連續(xù)流好氧顆粒污泥技術(shù)應(yīng)用于實(shí)際工程提供可靠的實(shí)驗(yàn)依據(jù).

　　1 材料與方法

　　1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

　　本實(shí)驗(yàn)采用的合建式反應(yīng)器是由有機(jī)玻璃制成的立方體，中間由一塊隔板隔開，底部連通，分為反應(yīng)區(qū)和沉淀區(qū)兩部分，有效容積分別為1.5 L和0.3 L. 反應(yīng)器通過(guò)曝氣泵和曝氣盤提供曝氣，由轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制曝氣量. 進(jìn)水由反應(yīng)區(qū)上方進(jìn)入，由恒流泵控制進(jìn)水流量，在上升氣泡的作用下與顆粒污泥充分接觸反應(yīng)后由底部進(jìn)入沉淀區(qū)，在重力的作用下，經(jīng)過(guò)泥水分離最終從沉淀區(qū)上方流出(實(shí)驗(yàn)裝置示意圖見圖 1).

　　圖 1 實(shí)驗(yàn)裝置示意

　　1.2 實(shí)驗(yàn)用水

　　生活污水取自成都信息工程大學(xué)地下污水總排放口，其水質(zhì)波動(dòng)較大，如表 1所示.

 

　　表 1 生活污水水質(zhì)特征

　　為了考察連續(xù)流好氧顆粒污泥系統(tǒng)對(duì)低COD/N生活污水的處理效果及其長(zhǎng)期穩(wěn)定運(yùn)行的可行性，實(shí)驗(yàn)通過(guò)向?qū)嶋H生活污水中添加少量的化學(xué)試劑調(diào)節(jié)平均進(jìn)水水質(zhì)如下： ρ(COD)為160 mg ·L-1，ρ(TN)為40 mg ·L-1，ρ(TP)為4 mg ·L-1，pH為7.0~7.5(COD/N約為4 ∶1).

　　1.3 接種污泥

　　接種污泥為本課題組事先培養(yǎng)的好氧顆粒污泥[16]，接種量為反應(yīng)器有效體積的40%左右，接種后污泥濃度MLSS為4 200 mg ·L-1，污泥體積指數(shù)SVI=38.1 mL ·g-1.

　　1.4 反應(yīng)器的運(yùn)行和實(shí)驗(yàn)過(guò)程

　　實(shí)驗(yàn)分為對(duì)曝氣量和HRT的優(yōu)化兩個(gè)部分，每個(gè)部分又分為3個(gè)階段，各階段采用不同的曝氣量或HRT，連續(xù)運(yùn)行15 d，總計(jì)連續(xù)運(yùn)行90 d. 具體的運(yùn)行條件及各階段表觀氣速和DO質(zhì)量濃度如表 2所示.

 

　　表 2 實(shí)驗(yàn)運(yùn)行階段及條件

　　1.5 實(shí)驗(yàn)方法

　　COD、 氨氮(NH4+-N)、 硝態(tài)氮(NO3--N)、 亞硝態(tài)氮(NO-2-N)、 TN、 TP、 MLSS、 污泥沉降比(settling velocity,SV)、 SVI等，均采用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定[17]，EPS的提取采用甲醛-氫氧化鈉法[18].

　　PS的測(cè)定采用蒽酮-硫酸法[19]，PN的測(cè)定采用Folin-酚法[20]. 微生物相及顆粒污泥形態(tài)采用配備數(shù)碼攝像系統(tǒng)的光學(xué)顯微鏡觀察.

　　2 結(jié)果與分析

　　2.1 運(yùn)行各階段反應(yīng)器除污效果

　　2.1.1 對(duì)COD的去除效果

　　反應(yīng)器進(jìn)出水COD 質(zhì)量濃度及其去除率的變化情況如圖 2所示. 反應(yīng)器啟動(dòng)階段(1~3 d)COD的去除率較低，只有50%左右，原因是好氧顆粒污泥在接種前是在進(jìn)水COD/N為10 ∶1的SBR反應(yīng)器中培養(yǎng)的，接種到合建式反應(yīng)器后，進(jìn)水方式和水質(zhì)都有較大的變化. 但是好氧顆粒污泥很快地適應(yīng)了連續(xù)的進(jìn)水方式和COD/N只有4 ∶1的進(jìn)水水質(zhì)，在曝氣量為200mL ·min-1、 HRT為6.2 h的條件下，COD去除率逐漸提高至70%左右，說(shuō)明好氧顆粒污泥系統(tǒng)有較強(qiáng)的適應(yīng)進(jìn)水方式和水質(zhì)突變的能力. 在保持HRT不變，曝氣量提高到300mL ·min-1后，COD去除率進(jìn)一步提高，最高達(dá)到了75%左右. 但隨著曝氣量進(jìn)一步增大到400 mL ·min-1后，COD去除率又有所下降，逐漸降低到了初始接種階段的50%左右. 說(shuō)明曝氣量對(duì)反應(yīng)器的COD去除效果影響明顯，適宜的曝氣量既能提供充足的DO，同時(shí)也能提供適宜的水力剪切力，促進(jìn)好氧顆粒污泥的形成和穩(wěn)定，具有較高、 穩(wěn)定的COD去除率. 實(shí)驗(yàn)進(jìn)行到45 d時(shí)，通過(guò)前面3個(gè)階段對(duì)曝氣量的優(yōu)化，基本可以確定300 mL ·min-1是最優(yōu)的曝氣量. 于是第二部分優(yōu)化實(shí)驗(yàn)固定曝氣量為300 mL ·min-1，逐漸增大HRT，考察HRT對(duì)反應(yīng)器去除效果的影響. 從圖 2可以看出，HRT對(duì)反應(yīng)器的COD去除效果影響更為明顯. 當(dāng)HRT為7.5 h，反應(yīng)器COD去除率達(dá)到整個(gè)優(yōu)化階段的最高，平均去除率達(dá)76.34%，平均出水COD質(zhì)量濃度為37.98 mg ·L-1，優(yōu)于一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn).

　　圖 2 COD及其去除率變化情況

　　2.1.2 對(duì)NH4+-N的去除效果

　　反應(yīng)器進(jìn)出水NH4+-N質(zhì)量濃度及其去除率的變化情況如圖 3所示. 從中可以看出，反應(yīng)器在整個(gè)優(yōu)化階段，始終保持著極高的NH4+-N去除率，平均去除率在99%以上，出水NH4+-N質(zhì)量濃度始終在1 mg ·L-1以下，優(yōu)于一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn). 說(shuō)明連續(xù)流好氧顆粒污泥系統(tǒng)對(duì)氨氮有著非常理想的去除效果. 這是因?yàn)楹醚躅w粒污泥的特殊結(jié)構(gòu)，有利于硝化細(xì)菌的大量繁殖，NH4+-N在與顆粒污泥接觸后，迅速被吸附到其表面，在充足的DO和大量硝化細(xì)菌的作用下，迅速被氧化為NO-2-N和NO3--N.

　　圖 3 NH4+-N及其去除率變化情況

　　2.1.3 反應(yīng)器中NO-2-N和NO3--N的變化情況

　　反應(yīng)器中NO-2-N和NO3--N的質(zhì)量濃度變化情況如圖 4所示. 從中可以看出，NO-2-N在整個(gè)優(yōu)化階段都保持著較低的質(zhì)量濃度，平均質(zhì)量濃度低于1 mg ·L-1. NO3--N隨著曝氣量的增大而增加，隨著HRT的增大而減少，在圖 4中表現(xiàn)為先上升后下降的曲線，在曝氣量最大且HRT最小的第30~45 d濃度最大，而在曝氣量為300 mL ·min-1、 HRT為7.5 h時(shí)濃度最低，平均質(zhì)量濃度為16.52 mg ·L-1. 結(jié)合圖 3可知，當(dāng)進(jìn)水中NH4+-N與好氧顆粒污泥充分接觸后，迅速被顆粒表面的氨氧化細(xì)菌氧化為NO-2-N，由于顆粒污泥的特殊結(jié)構(gòu)，顆粒污泥從內(nèi)到外聚集了大量的適應(yīng)各種環(huán)境的細(xì)菌，其中就包括亞硝酸鹽氧化菌，在其作用下，大量的NO-2-N又被氧化為NO3--N.

　　圖 4 NO-2-N和NO3--N的變化情況

　　2.1.4 對(duì)TN的去除效果

　　反應(yīng)器進(jìn)出水TN質(zhì)量濃度及其去除率的變化情況如圖 5所示. 出水TN質(zhì)量濃度隨曝氣量和HRT的變化與NO3--N的變化一致. TN平均去除率在曝氣量為300 mL ·min-1、 HRT為7.5 h的條件下(60~75 d)達(dá)到最高的51.23%，出水質(zhì)量濃度始終低于20 mg ·L-1. 說(shuō)明即使在進(jìn)水COD/N僅為4 ∶1的極端惡劣情況下，好氧顆粒污泥由于其特殊的結(jié)構(gòu)優(yōu)勢(shì)，為各種不同類型的細(xì)菌提供了良好的生長(zhǎng)代謝場(chǎng)所，在這些細(xì)菌的聯(lián)合作用下，在連續(xù)流的合建式反應(yīng)器內(nèi)，仍然具有較高的同步硝化反硝化效率，體現(xiàn)為較高的穩(wěn)定的TN去除率.

　　圖 5 TN及其去除率變化情況

　　2.1.5 對(duì)TP的去除效果

　　反應(yīng)器進(jìn)出水TP質(zhì)量濃度及其去除率的變化情況如圖 6所示. 從中可以看出，在反應(yīng)器啟動(dòng)階段(1~3 d)，反應(yīng)器內(nèi)的TP質(zhì)量濃度逐漸降低，去除率由50%迅速降低至10%左右，這是因?yàn)轭w粒污泥在接種前處于磷匱乏狀態(tài)，當(dāng)以連續(xù)進(jìn)水的方式接種運(yùn)行后，顆粒污泥迅速將進(jìn)水中TP吸附在其表面，表觀上表現(xiàn)為較高的TP去除率. 隨著實(shí)驗(yàn)的進(jìn)行，污泥對(duì)TP的吸附達(dá)到飽和，過(guò)量的TP在顆粒污泥內(nèi)部只能部分轉(zhuǎn)化，大部分TP隨出水懸浮物(suspended solids,SS)排出. 反應(yīng)器對(duì)TP的去除率在曝氣量為300 mL ·min-1、 HRT為7.5 h的條件下(60~75 d)達(dá)到最高，平均去除率為53.70%. 結(jié)合反應(yīng)器對(duì)TN的去除效果，說(shuō)明連續(xù)流好氧顆粒污泥系統(tǒng)有較高的同步脫氮除磷效率.

　　圖 6 TP及其去除率變化情況

　　2.2 污泥特性的變化

　　2.2.1 污泥外觀形態(tài)的變化

　　在反應(yīng)器的運(yùn)行過(guò)程中，接種好氧顆粒污泥逐漸適應(yīng)合建式反應(yīng)器的結(jié)構(gòu)、 連續(xù)的進(jìn)水方式、 低COD/N的實(shí)際生活污水進(jìn)水水質(zhì)等環(huán)境并連續(xù)穩(wěn)定運(yùn)行，期間伴隨著污泥外觀形態(tài)的不斷變化. 實(shí)驗(yàn)過(guò)程中通過(guò)數(shù)碼相機(jī)和光學(xué)顯微鏡觀察顆粒污泥的形態(tài)變化，如圖 7所示.

　　圖 7 反應(yīng)器不同運(yùn)行階段的污泥形態(tài)

　　實(shí)驗(yàn)采用的接種污泥為顆粒狀，呈黃褐色，結(jié)構(gòu)較為緊密[見圖 7(a)]. 實(shí)驗(yàn)以連續(xù)流的進(jìn)水方式運(yùn)行15 d后，顆粒污泥有輕微解體的現(xiàn)象[見圖 7(b)]. 當(dāng)增大曝氣量到300 mL ·min-1后，適宜的水力剪切力和DO質(zhì)量濃度使得部分解體的顆粒污泥又重新聚集在一起，形成新的規(guī)則的顆粒污泥[見圖 7(c)]. 但當(dāng)曝氣量繼續(xù)增大至400 mL ·min-1后，過(guò)大的水力剪切力造成污泥的顆粒結(jié)構(gòu)被沖刷破壞加速了顆粒污泥的解體[見圖 7(d)]. 鑒于曝氣量過(guò)大，運(yùn)行到第46 d，將曝氣量重新調(diào)整為300 mL ·min-1，并增大HRT至6.7 h，顆粒污泥迅速適應(yīng)新的運(yùn)行條件，形態(tài)也逐漸趨于規(guī)則完整[見圖 7(e)]. 保持曝氣量不變，繼續(xù)增大HRT至7.5 h，顆粒污泥表面微生物增多，各種原生動(dòng)物和后生動(dòng)物附著在污泥表面，降低了污泥的疏水性，促進(jìn)了顆粒污泥的黏結(jié)[見圖 7(f)]. 反應(yīng)器連續(xù)運(yùn)行90 d，運(yùn)行過(guò)程中雖然始終有少量顆粒污泥老化解體的現(xiàn)象發(fā)生，但是解體后的顆粒污泥為新的顆粒污泥的形成提供了聚集初期必要的“晶核”，加速了新顆粒污泥的形成. 整個(gè)反應(yīng)器內(nèi)始終進(jìn)行著少量老化污泥和新污泥的更新?lián)Q代，但占主導(dǎo)地位的還是成熟的好氧顆粒污泥.

　　2.2.2 污泥濃度及沉降性能的變化

　　生物處理系統(tǒng)中，污泥濃度及沉降性能反映了系統(tǒng)的處理能力及運(yùn)行的穩(wěn)定性. 反應(yīng)器內(nèi)污泥濃度及沉降性能的變化如圖 8所示.

　　圖 8 反應(yīng)器運(yùn)行過(guò)程中SVI及MLSS的變化

　　接種污泥后，反應(yīng)器內(nèi)MLSS為4 000 mg ·L-1，SVI為35 mL ·g-1. 實(shí)驗(yàn)過(guò)程中，每天從位于反應(yīng)器中間高度處的取樣口取100 mL均質(zhì)泥水混合樣品進(jìn)行監(jiān)測(cè)分析，不再進(jìn)行額外排泥，污泥齡(sludge retention time,SRT)為20 d左右. 運(yùn)行開始后，MLSS急劇下降至3 000 mg ·L-1以下，SVI上升至60 mL ·g-1以上. 隨著實(shí)驗(yàn)的進(jìn)一步進(jìn)行，MLSS繼續(xù)減小至1 800 mg ·L-1左右，SVI升高至80 mL ·g-1以上. 運(yùn)行30 d后，MLSS才逐漸趨于穩(wěn)定，保持在2 000 mg ·L-1以上，雖然隨著HRT的不斷增大，MLSS有所增加，但仍未超過(guò)2500 mg ·L-1，始終在2 000~2 500 mg ·L-1范圍內(nèi)波動(dòng). 說(shuō)明連續(xù)流好氧顆粒污泥系統(tǒng)相對(duì)序批式活性污泥系統(tǒng)，污泥濃度較低(幾乎為活性污泥法的一半)，這也是該系統(tǒng)污泥齡較長(zhǎng)、 剩余污泥產(chǎn)量較少的原因. 從圖 8中還可以看出，在第60~75 d，SVI相對(duì)較低，保持在50 mg ·L-1以下，結(jié)合反應(yīng)器對(duì)各污染物的去除情況，說(shuō)明較好的沉降性能是好氧顆粒污泥去除污染物質(zhì)的必要條件. 一旦發(fā)生顆粒污泥解體，處理效果也隨之惡化.

　　2.2.3 EPS中PN、 PS的變化

　　EPS是污泥新陳代謝過(guò)程中分泌的高分子有機(jī)物，其主要成分包括PN和PS[21, 22]，二者的含量及比例對(duì)顆粒污泥的形態(tài)構(gòu)成和穩(wěn)定運(yùn)行起著至關(guān)重要的作用[23, 24]. 反應(yīng)器運(yùn)行各階段污泥中PN與PS含量的變化如圖 9所示.

　　圖 9 反應(yīng)器運(yùn)行過(guò)程中PN及PS的變化

　　從圖 9中可以看出，PS在反應(yīng)器運(yùn)行過(guò)程中含量變化不大，始終保持在10 mg ·g-1左右. 而PN隨著反應(yīng)器運(yùn)行條件的變化不斷變化. 從接種時(shí)的100 mg ·g-1左右，隨著曝氣量的不斷增大，PN的含量在一段小幅度的波動(dòng)后持續(xù)增大，在曝氣量提高到400 mL ·min-1后達(dá)到最高的140 mg ·g-1. 當(dāng)曝氣量降到300 mL ·min-1、 HRT提高到6.67 h后，PN的含量急劇下降到50 mg ·g-1，隨著HRT的繼續(xù)提高，顆粒污泥也逐漸適應(yīng)了新的運(yùn)行條件，在反應(yīng)器處理效果最好且污泥SVI最低時(shí)(60~75 d)，PN的含量和PN/PS又重新達(dá)到一個(gè)較高的水平，分別達(dá)到130 mg ·g-1和16以上. 說(shuō)明相對(duì)于PS，PN含量的變化對(duì)好氧顆粒污泥的穩(wěn)定運(yùn)行和處理效果影響更為顯著. 較高的PN含量和PN/PS有利于該系統(tǒng)的長(zhǎng)期穩(wěn)定運(yùn)行.

　　3 討論

　　3.1 曝氣量對(duì)系統(tǒng)脫氮除磷的影響

　　實(shí)驗(yàn)過(guò)程中，曝氣量的大小實(shí)際上反映的是反應(yīng)器內(nèi)水力剪切力和DO質(zhì)量濃度的大小. Beun等[25]和Liu等[26]均發(fā)現(xiàn)較強(qiáng)的剪切力能夠促進(jìn)好氧顆粒污泥的形成和穩(wěn)定，剪切力越強(qiáng)越有利于好氧顆粒污泥密度和顆粒強(qiáng)度的增加，但二者都是基于SBR反應(yīng)器得到的結(jié)論. 本研究發(fā)現(xiàn)，過(guò)大或過(guò)小的剪切力都不利于好氧顆粒污泥的穩(wěn)定運(yùn)行和除污性能. 當(dāng)曝氣量為200 mL ·min-1，剪切力較小，不能有效地將顆粒污泥表面少量松散的絮狀污泥沖洗下來(lái)，造成絲狀菌大量繁殖，同時(shí)DO濃度較低，不能滿足顆粒污泥表面好氧菌的生長(zhǎng)繁殖，污泥逐漸老化解體. 當(dāng)DO擴(kuò)散在顆粒內(nèi)部受到限制時(shí)，顆粒中心形成的厭氧層不利于顆粒污泥的長(zhǎng)期穩(wěn)定運(yùn)行，造成污泥膨脹，系統(tǒng)的脫氮除碳效能也隨之降低，TN的平均去除率只有21.19%. 而當(dāng)曝氣量為400 mL ·min-1時(shí)，部分結(jié)構(gòu)較為松散的顆粒污泥在過(guò)大的剪切力作用下逐漸分解，同時(shí)DO質(zhì)量濃度較高，迅速往顆粒污泥內(nèi)部傳遞，造成好氧層不斷增大，缺氧層和厭氧層逐漸減小甚至消失，破壞了顆粒污泥的微環(huán)境，從而導(dǎo)致其自身的分解，此時(shí)TN平均去除率也只有32.92%，說(shuō)明高曝氣量帶來(lái)的高DO質(zhì)量濃度不利于氨氮通過(guò)同步硝化反硝化去除[27]. 本實(shí)驗(yàn)中，當(dāng)曝氣量為300 mL ·min-1時(shí)，水力剪切力和DO質(zhì)量濃度才最為適宜，TN平均去除率達(dá)到了40%以上. 整個(gè)曝氣量?jī)?yōu)化階段，TP的去除率變化不大，在31%~38%之間. 這是因?yàn)榉磻?yīng)器內(nèi)磷的去除主要是通過(guò)一類統(tǒng)稱為聚磷菌的微生物完成的，聚磷菌必須在厭氧狀態(tài)下同化發(fā)酵產(chǎn)物，然后在好氧或缺氧條件下，以分子氧或化合態(tài)氧做為電子受體，氧化代謝胞內(nèi)貯存物聚羥基丁酸酯或聚羥基戊酸酯等，過(guò)量地從污水中攝取磷酸鹽. 當(dāng)污水中有機(jī)物濃度過(guò)低時(shí)，聚磷菌缺乏碳源，導(dǎo)致TP的去除率一直較低，這是低基質(zhì)低COD/N生活污水TP去除率較低的根本原因.

　　3.2 HRT對(duì)系統(tǒng)脫氮除磷的影響

　　HRT是指待處理污水在反應(yīng)器內(nèi)的平均停留時(shí)間，也就是污水與生物反應(yīng)器內(nèi)微生物作用的平均反應(yīng)時(shí)間，在處理能力上則表現(xiàn)為反應(yīng)器的容積負(fù)荷. 在進(jìn)水水質(zhì)保持穩(wěn)定時(shí)，HRT越大，容積負(fù)荷越小. 李媛等[28]研究發(fā)現(xiàn)，采用連續(xù)流完全混合反應(yīng)器，以人工配水為原水，反應(yīng)器對(duì)污染物的去除負(fù)荷隨著容積負(fù)荷的升高而升高，即反應(yīng)器的處理能力隨著容積負(fù)荷的升高而加強(qiáng). 但該實(shí)驗(yàn)采用的進(jìn)水為人工配水，且進(jìn)水COD質(zhì)量濃度從177 mg ·L-1提高到708 mg ·L-1，而TN質(zhì)量濃度只有60~80 mg ·L-1，COD/N為10 ∶1左右. 而本研究采用的是低基質(zhì)的實(shí)際生活污水，其COD質(zhì)量濃度只有160 mg ·L-1，TN質(zhì)量濃度為40 mg ·L-1，COD/N僅為4 ∶1. 針對(duì)這種進(jìn)水水質(zhì)，不斷地減小HRT，提高反應(yīng)器容積負(fù)荷是不利于該系統(tǒng)長(zhǎng)期穩(wěn)定運(yùn)行和脫氮除磷的. 研究發(fā)現(xiàn)，只有當(dāng)反應(yīng)器在適宜的HRT為7.5h時(shí)，反應(yīng)器的脫氮除磷效果最好，TN和TP的去除率均達(dá)到51.23%和53.70%.

　　3.3 EPS對(duì)好氧顆粒污泥穩(wěn)定性的作用

　　EPS普遍存在于生物絮凝體內(nèi)部及表面，其在細(xì)胞間黏連聚集、 立體結(jié)構(gòu)形成、 顆粒化過(guò)程以及顆粒長(zhǎng)期穩(wěn)定性上發(fā)揮重要作用. 目前關(guān)于EPS的組成對(duì)顆粒污泥穩(wěn)定性的作用還存在著較大的爭(zhēng)論，尤其是PN與PS的比例問(wèn)題[13].

　　本實(shí)驗(yàn)接種的成熟好氧顆粒污泥，PN和PS的含量分別為90 mg ·g-1和10 mg ·g-1. 經(jīng)過(guò)一段時(shí)間的穩(wěn)定運(yùn)行后，PN和PS都有了一定幅度的提高，在最佳運(yùn)行工況下(60~75 d)，分別達(dá)到了133.6 mg ·g-1和12.9 mg ·g-1. 均遠(yuǎn)高于Qi等[29]在SBR反應(yīng)器中測(cè)得的PN質(zhì)量分?jǐn)?shù)4.1~5.4 mg ·g-1和PS質(zhì)量分?jǐn)?shù)7.8~11.3 mg ·g-1. 可見，在低基質(zhì)低COD/N的生活污水的促進(jìn)作用下，合建式連續(xù)流反應(yīng)器中的好氧顆粒污泥可以產(chǎn)生大量的PN和PS. PN的疏水特性和PS的卷掃作用都為顆粒污泥的穩(wěn)定起到促進(jìn)作用. 在反應(yīng)器脫氮除磷效果較好，顆粒污泥形態(tài)較為規(guī)則完整的時(shí)期，PN的質(zhì)量分?jǐn)?shù)大量增加，PS則處于較穩(wěn)定水平，因此PN/PS由8.0升高到17.9. 可見，PN作為疏水性物質(zhì)，增強(qiáng)了微生物細(xì)胞的疏水性，有利于微生物間的黏結(jié). 相對(duì)于PS，PN對(duì)顆粒污泥的穩(wěn)定性有更大的促進(jìn)作用.具體參見污水寶商城資料或http://www.yiban123.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　4 結(jié)論

　　(1)連續(xù)流好氧顆粒污泥處理低基質(zhì)低COD/N的實(shí)際生活污水的最優(yōu)運(yùn)行工況為曝氣量為300 mL ·min-1、 HRT為7.5h. 整個(gè)系統(tǒng)在此條件下能夠穩(wěn)定運(yùn)行，好氧顆粒污泥形態(tài)完整，沉降性能良好. 進(jìn)水COD、 TN和TP平均濃度分別為160、 40和4 mg ·L-1時(shí)，出水平均濃度分別為37.98、 19.64和1.85 mg ·L-1，去除率分別為76.34%、 51.23%和53.70%.

　　(2)對(duì)于連續(xù)流好氧顆粒污泥系統(tǒng)，相對(duì)于HRT，曝氣量對(duì)系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行具有更大的影響.

　　(3)低基質(zhì)低COD/N的實(shí)際生活污水促進(jìn)了反應(yīng)器內(nèi)好氧顆粒污泥EPS的增長(zhǎng)，在反應(yīng)器污水處理效果較好的階段，EPS中PN質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加量明顯高于PS，PN/PS高達(dá)17.9. 相對(duì)于PS，PN對(duì)顆粒污泥的穩(wěn)定性有更大的促進(jìn)作用.（來(lái)源及作者：成都信息工程大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院 魯磊 信欣 魯航 朱遼東 謝思建 武勇）