曾玉， 曾敏靜， 程媛媛， 龍焙， 李新冬， 張斌超，黃思濃， 易名儒， 林樹濤， 陳月茹

（江西理工大學(xué)土木與測繪工程學(xué)院，江西 贛州341000）

好氧顆粒污泥（aerobic granular sludge，AGS）是一種極具發(fā)展前景的廢水生化處理技術(shù)。作為一種顆粒狀生物聚集體，AGS 具有很多優(yōu)點(diǎn)， 如沉降速度快、抗沖擊負(fù)荷強(qiáng)、獨(dú)特的分層結(jié)構(gòu)、高耐毒性及同步脫氮除磷等[1-2]。 然而，AGS 形成條件苛刻，且影響好氧顆?；囊蛩乇姸唷?其中， 進(jìn)水碳氮比值 （進(jìn)水COD 與 NH4+-N 的質(zhì)量濃度比，c（C/N））作為一種重要的生物選擇壓對AGS 形成進(jìn)程有重要影響[3-4]。

通常， 以菌膠團(tuán)細(xì)菌為代表的異養(yǎng)菌在高底物濃度下具有更大的比增長速率， 而以慢速生長的硝化細(xì)菌為代表的自養(yǎng)菌偏愛高氮負(fù)荷。 研究表明低c（C/N）廢水更有利于自養(yǎng)菌的富集但會降低微生物增殖速率，因而會減緩AGS 的形成[5]。 因此，研究者多采用較高的c（C/N）廢水培養(yǎng)AGS 以縮短培養(yǎng)進(jìn)程[6-8]。 然而，我國市政污水c（C/N）普遍較低[9-10]，研究者也開展了一些在低c（C/N）廢水培養(yǎng)或運(yùn)行AGS 的研究。宋昀達(dá)等以c（C/N）小于8 的市政污水為基質(zhì)培養(yǎng)AGS，歷時(shí)50 d 顆粒平均粒徑達(dá)0.3 mm 以上， 第120 天體系才達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài)[11]。 吳遠(yuǎn)遠(yuǎn)等發(fā)現(xiàn)在c（C/N）為4.8~7.6 的實(shí)際污水中運(yùn)行160 d 的AGS 的顆?；什怀^ 42%[12]。 Zou 等在 c（C/N）為 5~7 的污水中添加剩余污泥制成的微粉加速AGS 的形成，耗時(shí)104 d 才成功實(shí)現(xiàn)好氧顆粒化[13]。 沈娜等采用負(fù)荷交替法（c（C/N）在100∶10、100∶20 及 100∶30 之間交替變化） 于 70 d 左右培養(yǎng)出AGS[14]。 Zhang 等以異養(yǎng)AGS 為載體并投加外源硝化細(xì)菌在小試SBR 及中試SBR 中分別耗時(shí)36 d及38 d 成功培養(yǎng)出自養(yǎng)硝化顆粒污泥[15-16]。 由此可見，在低c（C/N）廢水中AGS 的培養(yǎng)往往耗時(shí)較長，且現(xiàn)有快速培養(yǎng)策略能否實(shí)際應(yīng)用仍需檢驗(yàn)。

在低c（C/N）廢水處理過程中，由于缺少碳源，反硝化作用往往受到抑制，使得出水中常有NO2--N 和NO3--N 積累，導(dǎo)致總氮去除率較低[17]。 近年來研究者們發(fā)現(xiàn)間歇曝氣運(yùn)行模式不僅可創(chuàng)造明顯的好氧/缺氧環(huán)境，還能夠促進(jìn)硝化反硝化反應(yīng)，強(qiáng)化AGS 脫氮效果[18-19]。 Adva 和 Wan 等采用缺/厭氧-好氧交替模式（AO）培養(yǎng)AGS，厭氧段使反硝化作用大大加強(qiáng)，總氮的去除率明顯增加[20-21]。 Zhang 等在厭氧-好氧-缺氧模式 （Anaerobic-oxic-anoxia，AOA）SBR 反應(yīng)器中，在低曝氣量下實(shí)現(xiàn)了污泥好氧顆?；案咝幚淼蜐舛群铣蓮U水（c（C/N）為 5）[22]。 Zhao 等用 AGS 在開發(fā)的新型 AOA 連續(xù)反應(yīng)器處理 c（C/N）為4.4 的生活污水[23]，對 COD，TN，TP 去除率達(dá) 72.9%，92.15%，92.67%。 以上研究表明， 間歇曝氣運(yùn)行模式對AGS處理低c（C/N）廢水有明顯的促進(jìn)作用。

本文在“攪拌+曝氣+攪拌”（AOA）運(yùn)行模式下探索c（C/N）比為1~6 的模擬生活污水對AGS 的形成及污染物去除效果的影響，為低c（C/N）廢水的高效處理提供技術(shù)支持。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

SBR 的有效容積為24.6 L （有效高度80 cm，內(nèi)徑19.8 cm，如圖1 所示），體積交換比為50%，室溫運(yùn)行（水溫21.5~27.8 ℃），曝氣由電磁式空氣泵（日生ACO-012 A，320 W）提供，表觀上升氣速在1.20 cm/s左右，由定時(shí)電動攪拌器（常州榮華JJ-1 型，100 W）提供攪拌作用，攪拌速率為40~60 r/min。反應(yīng)器的運(yùn)行周期為 6 h（每天4 個(gè)周期），包括：進(jìn)水 5 min、攪拌 35~45 min、曝氣 210 min、攪拌 90 min、沉淀 15~5 min、排水 5 min。

圖1 試驗(yàn)裝置Fig. 1 The equipment device

1.2 接種污泥及進(jìn)水水質(zhì)

接種污泥為贛州市某污水處理廠曝氣池的活性污泥（占總質(zhì)量的85%）和部分粒徑在0.3~0.6 mm 的自養(yǎng)硝化顆粒污泥[16]（占總質(zhì)量的15%）?；钚晕勰嘟Y(jié)構(gòu)呈絮狀，SVI 及 SV30/SV5分別為 49.8 mL/g 及 0.66，EPS 為7.27 mg/g MLSS，蛋白質(zhì)與多糖的質(zhì)量濃度比為0.26。自養(yǎng)硝化顆粒污泥為黃色致密顆粒，MLVSS/MLSS 為 0.71，SVI 及 SV30/SV5分別是 30 mL/g 及 0.95，EPS 為 63.1 mg/gMLSS，c（蛋白質(zhì)）∶c（多糖）為 2.66。

反應(yīng)器進(jìn)水為人工配置的模擬污水， 主要成分包括乙酸鈉、氯化銨、磷酸二氫鉀等，進(jìn)水質(zhì)量濃度如表1所列，具體污水組成詳見Long 等所采用的配方[23]。

表1 進(jìn)水水質(zhì)Table 1 Water quality of the influent

1.3 分析測試方法

污泥沉降比（SV）、污泥容積指數(shù)（SVI）、混合液懸浮固體濃度 （MLSS）、 化學(xué)需氧量 （COD）、 氨氮（NH4+-N）、亞硝態(tài)氮（NO2--N）、總磷（TP）、pH 等均采用國家標(biāo)準(zhǔn)分析方法測定[24]，其中硝態(tài)氮（NO3--N）采用麝香草酚分光光度法，總無機(jī)氮（TIN）為NH4+-N、NO2--N 及NO3--N 三者之和。 污泥形態(tài)變化用數(shù)碼相機(jī)拍照記錄，胞外聚合物（EPS）測量采用超聲熱提取方法[25]，其中蛋白質(zhì)測定采用考馬斯亮藍(lán)試劑法，多糖測定采用硫酸-苯酚法；平均粒徑和粒徑分布的測量方法參考龍焙等使用的方法[26]。

1.4 皮爾遜相關(guān)性分析

對50 d 的反應(yīng)器運(yùn)行數(shù)據(jù)采用SPSS 軟件進(jìn)行皮爾遜相關(guān)性分析，剖析影響污泥AGS 形成的因素。皮爾遜相關(guān)系數(shù)r 值的計(jì)算方法如下：

其中：X 為顆?；?；Y 為污泥其他理化性質(zhì)， 例如SV30/SV5、SVI、EPS、 蛋白質(zhì)與多糖的質(zhì)量濃度之比、進(jìn)水NH4+-N 或COD 濃度。

2 結(jié)果與討論

2.1 AGS 形狀變化

反應(yīng)器啟動后AGS 被大量絮狀污泥包裹， 污泥結(jié)構(gòu)松散（圖2）。 第10 天時(shí)，絮狀污泥明顯減少，且可以肉眼觀察到一些AGS。 第20 天沉淀時(shí)依然可以觀察到部分絮狀污泥以顆粒污泥為中心聚集。第30 天時(shí)污泥顏色由淺黃色變?yōu)辄S色，可觀察到大量AGS。此后絮狀污泥比例持續(xù)減少， 第50 天時(shí)顆粒污泥形狀清晰， 為不規(guī)則的球形或者橢球形， 主要為粒徑0.3~1.0 mm 的小顆粒， 其中粒徑小于0.3 mm 的質(zhì)量占比為 8.50%，0.3~0.45 mm，0.45~0.6 mm，0.6~1.0 mm 的分別占 21.10%，33.85%，36.55%， 即粒徑越大的顆粒質(zhì)量占比越大，此結(jié)果與劉文如等在污水c（C/N）為2 的條件下培養(yǎng)的亞硝化顆粒污泥的粒徑分布規(guī)律相似[27]。

圖2 AGS 形態(tài)變化過程（標(biāo)尺長度為1 cm）Fig. 2 Variations in AGS morphology (bar= 1cm)

2.2 污泥理化特性變化

2.2.1 污泥沉降性能

前 20 天污泥沉降時(shí)間為 10~15 min，SVI 在41.13~49.80 mL/g 之間波動（圖 3（a））；之后將污泥沉降時(shí)間從10 min 降低至3~5 min，SVI 開始增大并于第32 天達(dá)到峰值 65.40 mL/g， 隨后穩(wěn)定在 57.30 mL/g。SV30/SV5在前 5 天持續(xù)增大（0.66~0.76），第 6~19 天穩(wěn)定在0.74~0.79 之間， 第20~30 天內(nèi)從0.79 快速上升至0.98，之后穩(wěn)定在0.93 左右。

2.2.2 MLSS 及顆?；?/p>

前25 天內(nèi) MLSS 在 3 840~5 080 mg/L 之間波動（圖 3（b）），之后開始增大，第 34 天時(shí)達(dá)到最大值5 810 mg/L， 通過選擇性排泥，MLSS 最終穩(wěn)定在 4 900 mg/L 左右。 前15 天內(nèi)顆?；试?3.0%~31.27%之間波動， 第 16~34 天快速增大 （29.0%~90.74%），從第34 天后穩(wěn)定在90%以上。污泥培養(yǎng)過程中逐步減少沉降時(shí)間（15~3 min），用0.3 mm 的標(biāo)準(zhǔn)篩過濾出水， 截留粒徑大于0.3 mm 的顆粒污泥后返回反應(yīng)器。 值得一提的是， 第21 天將進(jìn)水COD 增加至600 mg/L 時(shí)反應(yīng)器內(nèi)連續(xù)一周出現(xiàn)了大量的生物泡沫，污泥之間粘性增大，污泥量快速增加，故此時(shí)排泥量較大，但隨著絮狀污泥的大量排出，顆?；室部焖僭黾?。

2.2.3 EPS 和蛋白質(zhì)/多糖

EPS 作為黏性物質(zhì)對AGS 的形成具有重要作用[28-29]。 前 30 天內(nèi) EPS 波動較大（圖 3（c）），說明進(jìn)水c（C/N）對AGS 的形成有明顯影響。 隨著污泥逐漸適應(yīng)進(jìn)水水質(zhì)，EPS 最終穩(wěn)定在45.34~50.11 mg/gMLSS之間。 前 20 天內(nèi) c（蛋白質(zhì)）/c（多糖）在 0.21~0.51 之間波動，第21~32 天從0.31 快速增加至最大值2.46，最后穩(wěn)定在1.70 左右， 且在EPS 增加的階段主要是蛋白質(zhì)在增加， 時(shí)間與顆粒化率快速提升階段吻合，證明在污泥顆?；^程中蛋白質(zhì)發(fā)揮了關(guān)鍵作用。Wu 等研究發(fā)現(xiàn)進(jìn)水c（C/N）增加會導(dǎo)致EPS 大量增加，且蛋白質(zhì)/多糖增大有利于AGS 形成，因?yàn)榈鞍踪|(zhì)是疏水成分， 而多糖是親水的， 過多的多糖會破壞EPS 中疏水物質(zhì)和親水物質(zhì)之間的平衡[30]。 其他研究者則認(rèn)為蛋白質(zhì)是通過降低污泥表面的靜電斥力，既可以增加細(xì)胞的表面疏水性，又可以增強(qiáng)細(xì)菌之間的黏附[31-32]，是污泥顆粒化過程中不可缺少的物質(zhì)。

圖3 污泥理化特性變化Fig. 3 Variations in properties of the sludge

2.3 對污染物去除效果變化

2.3.1 TP 和 COD 去除效果

前 21 天出水 TP 在 2.24~5.25 mg/L 之間（圖 4（a）），主要是因?yàn)榍捌诰哿拙荒塬@得足夠的碳源作為營養(yǎng)物質(zhì)，導(dǎo)致除磷效率不高[33]；第22~50 天內(nèi)，隨著進(jìn)水碳源的增加及進(jìn)水TP 的減小，出水TP 明顯減小，最后維持在0.90 mg/L 左右。

前5 天內(nèi)出水 COD 在 38.28~86.12 mg/L 之間，第6~14 天內(nèi)較高（142.0~271.13 mg/L），第 15~50 天基本低于50 mg/L，同時(shí)COD 去除率維持在90%以上（圖 4（b））。結(jié)果表明在 c（C/N）為 1 和 1.5 時(shí)，COD去除量較少，當(dāng)進(jìn)水COD 增大后去除率隨之增大，說明 c（C/N）對異養(yǎng)菌活性有顯著影響，低 c（C/N）會抑制異養(yǎng)菌活性從而降低COD 的去除率。

2.3.2 脫氮效果

前 21 天內(nèi)出水 NH4+-N 波動較大（圖 4（c）），去除率在0~65.27%之間， 隨著污泥逐漸適應(yīng)進(jìn)水水質(zhì)，出水NH4+-N 逐漸趨于穩(wěn)定，去除率增大至90%以上。出水 NO2--N 在 25~33 d 內(nèi)處于 22.17~62.98 mg/L 之間，其他階段基本在5.0 mg/L 以下。出水NO3--N 在前 27 天內(nèi)波動較大 （0~60.56 mg/L）， 之后穩(wěn)定在40 mg/L 左右，成為出水TIN 的主要部分。 出水TIN在 1~33 天呈波動狀態(tài)（26.36~268.60 mg/L），之后隨著污泥趨于穩(wěn)定， 出水TIN 基本保持在50 mg/L 左右，對應(yīng)的去除率維持在50%左右。 推測是因?yàn)橹斑^高的NH4+-N 對微生物的抑制作用影響了污泥的污染物去除性能[34]，而在第21 天前后將進(jìn)水COD 從450 mg/L 增加至 600 mg/L、 進(jìn)水 NH4+-N 從 200 mg/L降低至100 mg/L 后，不僅為異養(yǎng)菌（包括反硝化菌）生長提供了更多的碳源[35]，還解除了游離氨對AOB 和NOB 的抑制作用[36]，從而提高了 NH4+-N 和TIN 的去除率。

圖4 反應(yīng)器對污染物去除效果Fig. 4 Pollutants removal performance of the reactor

2.3.3 周期內(nèi)污染物去除規(guī)律

典型周期內(nèi)COD 呈明顯減小趨勢（圖5），但c（C/N）會影響 COD 的降解進(jìn)程：前 40 min 內(nèi)，c（C/N）為1.5 及 6 時(shí)均監(jiān)測到明顯的外源反硝化現(xiàn)象從而導(dǎo)致COD 的明顯減小，而 c（C/N）為 1 及2.25 時(shí)反硝化作用不明顯導(dǎo)致COD 變化不大；此后，各碳氮比情況下的COD 均迅速減小并趨于平緩，使得最后的90 min 內(nèi)（攪拌段）幾乎無可利用的碳源。 前 40 min 內(nèi) NH4+-N 變化不大， 此后的210 min 內(nèi)（曝氣段）NH4+-N 明顯減小，最后的 90 min內(nèi)（攪拌段）變化趨于平緩。 前40 min 內(nèi)反應(yīng)器內(nèi)積累的NOx迅速被降解，曝氣后開始出現(xiàn)NOx積累，且隨著c（C/N）的增大該積累呈加劇趨勢，最后的90 min內(nèi)（攪拌段）NOx明顯減小，表明發(fā)生了明顯的內(nèi)源反硝化作用。 結(jié)果表明 c（C/N）為 1 及 2.25 時(shí)對硝化細(xì)菌抑制作用明顯， 導(dǎo)致出水中NH4+-N 及TIN 較高；c（C/N）為1.5 時(shí)硝化細(xì)菌活性提高，但反硝化細(xì)菌活性一般，導(dǎo)致出水中 NH4+-N 及 NO3--N 均較高；c（C/N）為6 時(shí)硝化細(xì)菌及反硝化細(xì)菌能實(shí)現(xiàn)較好的耦合，因而TIN 去除率最大。 結(jié)合COD 及各態(tài)氮變化可知：TIN 的去除包括外源反硝化及內(nèi)源反硝化2種途徑，其中前攪拌段為外源反硝化脫氮，后置攪拌段為內(nèi)源反硝化段， 二者貢獻(xiàn)率分別為2.82%~18.45%及18.30%~48.28%。

圖5 周期內(nèi)污染物去除規(guī)律Fig. 5 Pollutants degradation in typical cycles

2.4 AGS 形成機(jī)理探討和皮爾遜相關(guān)性分析

在低c（C/N）廢水下，接種污泥表現(xiàn)出明顯的不適應(yīng)，表現(xiàn)在MLSS 波動及減少，污泥沉降性能較差，顆?；食掷m(xù)較低，污染物去除率較低且波動較大。然而，隨著進(jìn)水c（C/N）增大，污泥逐漸適應(yīng)進(jìn)水水質(zhì)并最終形成AGS，表現(xiàn)在：MLSS 快速增加于35 天后穩(wěn)定在4900 mg/L 左右；顆?；试?6~34 d 快速增大，隨后保持在90%以上；SVI 波動上升于第32 天后穩(wěn)定在57.30 mL/g 左右。 SV30/SV5在前19 天變化不大 （0.66~0.79）， 第 20~30 天內(nèi)從 0.79 快速上升至0.98，之后穩(wěn)定在0.93 左右；EPS 在經(jīng)歷了快速增加后于第32 天后穩(wěn)定在45.34~50.11 mg/g MLSS 之間； 出水NH4+-N 整體呈減少趨勢并于第26 天后保持在10 mg/L 以下；TIN 去除率于第34 天后穩(wěn)定在50%左右；出水COD 于第17 天以后基本低于50 mg/L，出水TP 于第29 天后在穩(wěn)定在0.7 mg/L 左右。因此，在水力選擇壓（水力剪切力、沉降時(shí)間等）[37-38]及生物選擇壓（COD 負(fù)荷、c（C/N）等）[39]的作用下，反應(yīng)器內(nèi)沉降速度快的污泥逐漸富集并最終凝聚成AGS。由污泥理化指標(biāo)及其對污染物的去除效果變化可知反應(yīng)器在35 天內(nèi)成功實(shí)現(xiàn)好氧顆粒化。

SPSS 分析數(shù)據(jù)表明顆?；逝cSV30/SV5和SVI具有顯著正相關(guān)（表2），表明了顆?；矢叩奈勰嗑哂辛己玫某两敌阅?， 證明皮爾遜相關(guān)性分析可以對顆粒污泥理化性質(zhì)等變量關(guān)系進(jìn)行有效分析。 顆?；逝c總EPS 和c（蛋白質(zhì)）/c（多糖）的相關(guān)系數(shù)為0.465 和0.906， 說明EPS 的增加有利于顆粒化率增加，c（蛋白質(zhì)）/c（多糖）的增加對 AGS 形成起著至關(guān)重要的作用。 顆?；逝c進(jìn)水NH4+-N 呈顯著負(fù)相關(guān)，與進(jìn)水COD 呈顯著正相關(guān)，證明了將c（C/N）從2.25 改為6 的決策是顆粒化率顯著提高的主要原因，大幅提高c（C/N）有利于污泥好氧顆?；?。

表2 各指標(biāo)與顆粒化率的相關(guān)性分析Table 2 Correlation analysis of granulation rate and other data

3 結(jié) 論

1）進(jìn)水 c（C/N）對 AGS 的形成有重要影響，提高c（C/N）有利于異養(yǎng)菌的生長并促進(jìn)胞外聚合物分泌從而加速AGS 的形成。

2）培養(yǎng)成功的AGS 為致密的黃色顆粒，平均粒徑為0.54 mm，顆粒化率約90%左右，NH4+-N 去除率90%以上，TIN 去除率50%左右，COD 去除率90%以上，TP 去除率70%左右。

3）“攪拌-曝氣-攪拌”運(yùn)行模式中TIN 的去除包括外源反硝化及內(nèi)源反硝化2 種脫氮途徑， 且內(nèi)源反硝化貢獻(xiàn)了大部分TIN 的去除。