好氧顆粒污泥[1, 2, 3](aerobic granular sludge，AGS)是微生物在特定的環(huán)境下自發(fā)凝聚、 增殖而形成的顆粒狀生物聚合體，它具有許多普通活性污泥難以比擬的優(yōu)點(diǎn)，如致密的結構、 良好的沉降性能、 多重生物功效(有機物降解、 脫氮、 除磷等)、 高耐毒性、 相對較低的剩余污泥產(chǎn)量等. 得益于這些優(yōu)點(diǎn)，AGS已成為廢水處理領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)[4]. 迄今為止，AGS的絕大部分研究成果都來(lái)自于間歇式運行反應器[5, 6, 7, 8, 9, 10, 11, 12, 13, 14]，如SBR、 SBAR等. 然而，研究結果[15]表明，長(cháng)期運行的AGS反應器會(huì )出現不穩定甚至解體現象，這說(shuō)明間歇式反應器并非是好氧顆�；淖罴堰x擇.
序半連續式反應器(sequencing fed batch reactor，SFBR)是近年來(lái)發(fā)展起來(lái)的一種新型反應器，主要特征是連續進(jìn)水，反應完后一次性排水. 目前，在SFBR中利用活性污泥對廢水進(jìn)行處理的研究已見(jiàn)報道[16, 17, 18, 19, 20, 21]，也有針對連續進(jìn)水[22]或分段進(jìn)水[23, 24, 25]對SBR中的AGS穩定性影響的報道，而有關(guān)SFBR中成功實(shí)現好氧顆�；难芯旷r有報道. 相比于SBR，SFBR運行靈活、 控制簡(jiǎn)便，較容易建造、 實(shí)施，若能實(shí)現好氧顆�；胺�定運行無(wú)疑會(huì )增加AGS反應器的形式. 因此，本研究嘗試在SFBR中進(jìn)行AGS的培養，并對AGS的特性進(jìn)行研究，以期為AGS技術(shù)的發(fā)展提供理論支持.
1 材料與方法
1.1 試驗裝置及運行方式
1.1.1 試驗裝置
反應器總高度2.3 m，內徑8.4 cm，有效容積11.64 L(有效高度2.1 m)，排水口距底座高度54 cm(換水率74.3%). 模擬污水由蠕動(dòng)泵從反應器底部引入(進(jìn)水口距底部高4 cm)，壓縮空氣由空壓機提供，經(jīng)硅膠管后由曝氣砂頭從反應器底部壓入. 試驗裝置見(jiàn)圖 1所示.
圖 1 試驗裝置示意
1.1.2 周期組成
反應器在09:00～21:00運行周期為6 h，其余為12 h一周期，厭氧/好氧(A/O)交替運行，厭氧期不攪拌，除沉淀、 排水外，反應器均為連續進(jìn)水，當水位達到有效高度(2.1 m)時(shí)停止進(jìn)水及曝氣，沉淀3~15 min后排出上清液，反應器進(jìn)入下一循環(huán)周期. 培養過(guò)程中根據污泥的沉降性能逐漸減少沉淀時(shí)間. 具體見(jiàn)表 1所示.
表 1 反應器周期組成
1.1.3 其它運行參數
運行過(guò)程中根據反應器對污染物的去除效果而改變COD、 NH+4-N、 TP的濃度，具體見(jiàn)表 2.
表 2 反應器運行參數
1.2 接種污泥
接種5 L化糞池污水和500 mL序批式好氧顆粒污泥反應器(AGSBR)出水，連續曝氣1 d后采用SBR運行模式(6 h ·周期-1，4個(gè)周期 ·d-1)，COD從500mg ·L-1逐漸增至800mg ·L-1，第2 d時(shí)反應器內即出現了細小的生物絮體，并夾雜著(zhù)少量好氧顆粒污泥(SBR中排出的解體顆粒). 運行8 d后培養出沉降性能良好的活性污泥，顏色主要為黃色. 反應器污泥濃度達到2 558 mg ·L-1，SVI 30.11mL ·g-1，MLVSS/MLSS為0.45. 活性污泥的形成過(guò)程見(jiàn)圖 2.
圖 2 活性污泥培養過(guò)程數碼照片
1.3 模擬污水
模擬污水成分及濃度見(jiàn)表 3，對應的COD、 TIN、 TP濃度為1 000、 50、 10mg ·L-1，微量元素添加量為1 mL ·L-1模擬污水，根據反應器內污泥生長(cháng)狀況不斷調整C、 N、 P的濃度配比，其它成分不變.
表 3 模擬污水組成
1.4 分析方法
COD、 NH+4-N、 NO-2-N、 TP、 電導率均采用國家標準分析方法測定[26]，NO-3-N采用麝香草酚分光光度法，[TIN]=[NH+4-N]+[NO-3-N]+[NO-2-N]; SV、 SVI、 MLSS、 MLVSS采用標準方法; 顆粒污泥粒徑分布采用標準篩篩分測定，標準篩孔徑分別為：0.30、 0.60、 1.0、 1.43、 2.0、 4.0 mm，測量經(jīng)篩分后各粒徑范圍內污泥的MLSS，計算其占總MLSS的質(zhì)量分數后得到粒徑分布情況(>0.3 mm的視為顆粒，其所占質(zhì)量分數稱(chēng)為顆�；�)，平均粒徑從篩上累積質(zhì)量分數曲線(xiàn)上查出，對應的累積篩上、 篩下污泥質(zhì)量分數均為50%; 使用Canon數碼照相機記錄顆粒形態(tài).
胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)的提取方法為：將搖勻后的污泥樣品25 mL放置于離心管中，在4℃，2 000 r ·min-1下離心10 min，沉淀物溶解于磷酸鹽緩沖液，放置于80℃ 恒溫水浴中加熱60 min，提取EPS，然后在10 000 r ·min-1下離心30 min，上清液過(guò)濾后用于EPS成分分析[27]. 蛋白質(zhì)測定采用考馬斯亮藍試劑法，多糖測定采用硫酸-苯酚法.
2 結果與討論 2.1 污泥形態(tài)變化
培養過(guò)程中污泥的形態(tài)變化見(jiàn)圖 3. 觀(guān)察發(fā)現：隨著(zhù)沉降時(shí)間的減小，松散的絮體污泥逐漸轉變?yōu)檩^大的菌膠團，11 d時(shí)幾乎全部以大片菌膠團和細小顆粒形式存在，28 d時(shí)AGS占絕對優(yōu)勢(顆�；蕿�86.12%)，所形成的好氧顆粒污泥呈黃色、 形狀不規則，且粒徑較小(平均粒徑0.56 mm). 此后，反應器內始終以AGS為主，但當改變運行條件時(shí)，污泥會(huì )出現短暫的不適應期，部分AGS會(huì )變得很疏松，出現絮狀物. 43~53 d內由于進(jìn)水濃度高致使反應器內液體含鹽量過(guò)大(測得混合液電導率為3.05 S ·m-1)，液體比重的增加使得部分AGS懸浮在反應器上部難以下沉，造成污泥的大量流失，使得污泥負荷迅速增加，加之滲透壓的增加使得微生物細胞出現不適情況，以致部分AGS出現解體，降低負荷后(54~63 d)AGS形狀變得更加不規則，且污泥顆粒顏色變淺.
圖 3 好氧顆粒污泥形態(tài)變化數碼照片
2.2 污泥的理化特性
2.2.1 SVI
SVI變化情況見(jiàn)圖 4(a). 從中可知：正常情況下的污泥SVI保持在70mL ·g-1以下，但當運行條件改變時(shí)污泥的SVI會(huì )出現波動(dòng). 運行初期(1~4 d)由于污泥量較少、 污泥無(wú)機成分較高，造成SVI較小; 隨著(zhù)污泥量的增加，SVI值趨于平緩. 第16 d時(shí)提高了氮負荷，污泥變得松散，沉降性能變差，反應器中混合液變得黏稠和渾濁，可能是異養菌難以承受氨氮突然增加造成的沖擊，出現細胞破裂及死亡，導致大量污泥隨出水排出反應器，SVI急劇下降，隨著(zhù)污泥逐漸適應進(jìn)水水質(zhì)，SVI值趨于穩定. 第32 d實(shí)驗室停電、 反應器處于靜置狀態(tài)，33 d的SVI有所上升，隨著(zhù)微生物逐漸適應周?chē)h(huán)境后SVI又逐漸降至80 mL ·g-1以下. 43 d后由于進(jìn)水鹽度較高，AGS出現解體、 沉降性能變差，54 d降低進(jìn)水負荷后SVI值出現一定下降.
圖 4 運行過(guò)程中SVI、 MLSS、 EPS含量及PN/PS變化情況
2.2.2 污泥濃度(MLSS)
MLSS的變化情況見(jiàn)圖 4(b). 從中可知，MLSS整體呈下降趨勢. 1~4 d時(shí)MLSS有短暫的上升，隨著(zhù)沉降時(shí)間的縮短，沉降性能差的絮體污泥被排出反應器，MLSS逐漸減小，14 d時(shí)由于提高了NH+4-N濃度、 污泥出現短暫不適應而造成MLSS顯著(zhù)降低，待污泥適應新環(huán)境后MLSS基本穩定在2 000~3 000 mg ·L-1之間(18~31 d)，42 d以后由于反應器內高含鹽量導致污泥難以下沉而大量流失，MLSS持續下降最終低于1 000 mg ·L-1. 反應器運行過(guò)程中未能保持較高的污泥量，一方面是當運行條件改變使微生物不適應造成污泥流失所致; 另一方面是夜間連續進(jìn)料使曝氣階段反應器內底物濃度較低、 易造成絲狀菌生長(cháng)[37, 38, 39]，為維持AGS的穩定需采取較短的沉降時(shí)間及時(shí)排出絮體污泥，也造成了一定的污泥流失.
2.2.3 胞外聚合物(EPS)
EPS含量及PS/PN分別見(jiàn)圖 4(c)、 圖 4(d). 由圖 4(c)可知：EPS含量(以MLVSS計)處于波動(dòng)狀態(tài)，1~59 d內呈上升趨勢，59 d時(shí)達到最大值373.24 mg ·g-1 ，較培養初期增加了約2.5倍，這與大量研究得出的EPS有利于細胞之間的自凝聚及AGS的穩定性維持[28, 29, 30]是一致的，運行后期由于A(yíng)GS出現解體，導致EPS急劇下降. 由圖 4(d)可發(fā)現PN/PS在1~16 d逐漸增大，17~52 d基本保持在1左右，53 d以后迅速下降至0.3以下，表明蛋白質(zhì)在EPS中的比例先增加、 后趨于穩定，最后又急劇下降. 研究表明：EPS中蛋白質(zhì)與多糖的組成對AGS的穩定性有顯著(zhù)影響[29, 30, 31]，但二者誰(shuí)起決定作用還存在爭議. 本研究表明當AGS出現解體時(shí)蛋白質(zhì)含量顯著(zhù)下降，說(shuō)明EPS中蛋白質(zhì)對SFBR中AGS的穩定性有重要影響.
2.2.4 粒徑分布
反應器內污泥的粒徑分布見(jiàn)圖 5所示. 從中可知，隨著(zhù)逐漸縮短沉降時(shí)間，反應器內污泥的粒徑逐漸增大，4、 14、 21、 28 d時(shí)對應的平均粒徑分別為：0.19、 0.43、 0.54及0.56 mm. 同時(shí)，粒徑小于0.3 mm的污泥的比例逐漸減少，反應器的顆�；手饾u增大，可以看到污泥的顆�；视沙跗诘�18.17%上升到86.12%，但0.3~0.6 mm內AGS始終占主導，這可能與SFBR中較低的底物傳質(zhì)梯度有關(guān)，粒徑大的AGS內部難以得到基質(zhì)而極易解體. 隨后由于污泥量減少及沉降性能變差，未進(jìn)行粒徑分析.
圖 5 第4 d、 14 d、 21 d、 28 d粒徑分布
2.3 反應器對污染物的去除效果
2.3.1 COD去除效果
反應器對COD的去除效果見(jiàn)圖 6. 從中可以看到，除異常波動(dòng)外，反應器對COD的去除率基本維持在90%左右，正常情況下出水COD小于100mg ·L-1，表明連續進(jìn)料下AGS對COD亦具有較好的去除效果，這主要得益于A(yíng)GS致密的結構和較高的生物活性.
圖 6 出水COD濃度及去除率
2.3.2 脫氮效果
各態(tài)氮的濃度變化及TIN去除率見(jiàn)圖 7. 可以看出，反應器對NH+4-N、 TIN的去除效果波動(dòng)較大，去除率分別為44.45%~94.72%及43.87%~93.13%. 分析原因：一是改變氮負荷時(shí)會(huì )有短暫的不適應，此時(shí)的脫氮效率較差; 二是連續進(jìn)料使得部分NH+4-N未被氧化即排出反應器. 從圖 7中還可以看出，出水中NO-3-N濃度絕大部分時(shí)間均高于NO-2-N濃度，但也并未出現明顯的NO-3-N、 NO-2-N積累，分析可能是AGS的內部分層結構發(fā)生了同步硝化反硝化作用，而連續進(jìn)料為反硝化提供了所需的碳源.
圖 7 出水NH+4-N、 NO-3-N、 NO-2-N、 TIN濃度
2.3.3 TP去除效果
反應器對TP的去除效果見(jiàn)圖 8. 從中可知，反應器對TP去除效果波動(dòng)較大，去除率在44.50%~97.40%之間. 分析原因：一是改變運行條件會(huì )有短暫的不適應，此時(shí)的除磷效果較差; 二是連續進(jìn)料使得部分TP未完全反應. 除14 d突然提高氮負荷造成系統短暫不適應外，TP去除率可維持在60%以上.
圖 8 出水TP濃度及去除率
2.4 典型周期污染物降解規律
2.4.1 COD周期降解規律
典型周期內COD的降解規律見(jiàn)圖 9(a). 可以發(fā)現，由于厭氧期內未曝氣、 也未攪拌，使反應器中COD逐步升高，90 min時(shí)達到321.95mg ·L-1，開(kāi)始曝氣后積累的COD被AGS迅速吸附并降解，200 min以后反應器內COD濃度趨于平穩并維持在100mg ·L-1以下. SFBR中厭氧/好氧交替及連續進(jìn)料的運行模式使其流態(tài)在時(shí)間上具有一定的推流特征，可為生化反應提供較大的傳質(zhì)推動(dòng)力，這被認為可有效抑制絲狀菌過(guò)度生長(cháng)[37, 38, 39].
2.4.2 氮周期降解規律
典型周期內氮的降解情況見(jiàn)圖 9(b). 厭氧期內(0~80 min)由于連續進(jìn)料且未攪拌，NH+4-N、 TIN的濃度逐漸升高，好氧期內二者均出現一定的波動(dòng)，但波動(dòng)幅度不大. 另外，硝氮、 亞硝氮呈交替升高、 降低情況. 分析原因包括：一是進(jìn)水中的NH+4-N氧化不完全及混合不均勻使NH+4-N、 TIN上下波動(dòng); 二是發(fā)生氨氧化及硝化反應的同時(shí)，進(jìn)水提供的碳源即可與NO-3-N發(fā)生反硝化，亦可與NO-2-N發(fā)生反硝化，由于兩種過(guò)程隨機進(jìn)行，使得NO-3-N、 NO-2-N濃度上下波動(dòng).
2.4.3 TP周期降解規律
典型周期內TP的降解情況見(jiàn)圖 9(c). TP的濃度總體呈下降趨勢，但變化幅度較小，基本維持在3.0mg ·L-1左右. 雖然設置了80 min的厭氧期，但并未出現傳統除磷機制中明顯的厭氧釋磷及好氧吸磷狀況，厭氧段的長(cháng)短對TP的去除效果及除磷機制尚需后續深入研究.
圖 9 典型周期COD、 NH+4-N及TP降解規律
3 SFBR中好氧顆�；臋C制探討及穩定性分析
對于好氧顆�；^(guò)程來(lái)說(shuō)，選擇壓假說(shuō)[32,33]越來(lái)越受到學(xué)者們的認可. 選擇壓[34]分為水力選擇壓和生物選擇壓，前者是通過(guò)控制反應器結構特性和水力條件等將性能差的污泥淘汰出反應體系，后者通過(guò)改變混合液中營(yíng)養成分的負荷來(lái)使適應此負荷的微生物生存下來(lái)而不能適應的微生物逐步消退. 本試驗主要是通過(guò)控制沉淀時(shí)間、 水力剪切力、 A/O交替運行等水力選擇壓來(lái)促進(jìn)AGS的形成. 主要表現在：①通過(guò)逐漸縮短反應器的沉淀時(shí)間，逐漸將沉降性能差的絮體污泥排出，而沉降性能好的菌膠團逐漸得到富集; ②反應器采用較大的高徑比(H/D為25)及較大的曝氣量(0.24~0.40 m3 ·h-1)，可為反應器內提供連續、 均勻的水力剪切力(1.2~2 cm ·s-1)，研究表明它們能刺激細胞EPS的分泌及疏水性的增加，促進(jìn)細胞之間的自凝聚[35,36]; ③A/O交替運行方式使SFBR在前80 min內呈理想的推流流態(tài)，而好氧期內呈完全混合狀態(tài)，相比于完全混合式反應器，這種模式可為生化反應提供較大的傳質(zhì)推動(dòng)力，使得菌膠團在同絲狀菌的生長(cháng)競爭中處于優(yōu)勢地位[37, 38, 39]，有利于A(yíng)GS的形成.
通過(guò)逐步提高選擇壓，28 d后在SFBR中成功培養出了AGS，但32 d后反應器內污泥量持續下降，42 d時(shí)反應器內出現AGS解體現象. 除操作條件不當，如檢修期靜置、 進(jìn)水含鹽量過(guò)高造成污泥流失及解體外，后期反應器內絲狀菌過(guò)度繁殖，并在生長(cháng)競爭中逐漸占優(yōu)勢是AGS解體的主要原因. 主要表現在：通過(guò)提高進(jìn)水濃度及A/O運行模式可在SFBR中創(chuàng )造較高的傳質(zhì)推動(dòng)力，這在白天12 h內可一定程度上維持AGS的穩定性，但限于自動(dòng)控制水平，夜間存在635 min的好氧反應期，長(cháng)時(shí)間的好氧饑餓期不僅不利于A(yíng)GS的穩定性維持[40,41]、 亦容易造成絲狀菌生長(cháng)[37, 38, 39]，使得AGS在生長(cháng)競爭中逐漸處于劣勢，為及時(shí)將沉降性能差的絮體污泥排出仍需維持較短的沉降時(shí)間(3 min)，致使每天早上排水時(shí)較多污泥被排出，污泥的生長(cháng)量難以補充污泥的流失量，最終導致了AGS的解體. 為維持SFBR中AGS的穩定性，后續研究需提高反應器的自動(dòng)控制水平，并將有機負荷、 污泥負荷[42]控制在合理范圍內.具體參見(jiàn)污水寶商城資料或http://www.sharpedgetext.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
4 結論
(1)利用自行培養的活性污泥作為接種污泥，采用厭氧/好氧交替、 逐漸縮短沉淀時(shí)間等策略(選擇壓法)，28 d后在SFBR中成功培養出AGS. 所形成的AGS呈黃色、 形狀不規則，且粒徑較小. 正常情況下的污泥SVI保持在70mL ·g-1以下，運行中后期出現污泥流失及解體，AGS形狀變得更加不規則，且顏色變淺.
(2)在63 d的運行時(shí)間里，除異常波動(dòng)外，反應器對COD的去除率基本維持在90%左右，正常情況下出水COD小于100mg ·L-1，反應器對NH+4-N、 TIN的去除效果波動(dòng)較大，去除率分別為44.45%~94.72%及43.87%~93.13%，對TP的去除率在44.50%~97.40%之間，正常情況下TP去除率可維持在60%以上，表明AGS對污染物具有較好地去除效果.
(3)反應器中未能維持較高的污泥濃度，后期出現污泥解體，主要是夜間長(cháng)時(shí)間的好氧饑餓期容易造成絲狀菌過(guò)度生長(cháng)，使得AGS在生長(cháng)競爭中處于劣勢，較短的沉降時(shí)間使大量沉降性能差的絮體污泥被排出，最終導致了AGS的解體.(來(lái)源及作者：華中科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院 龍焙、楊昌柱、濮文虹、楊家寬、白俊、王晶、周玄月、蔣國盛、李春陽(yáng)、劉福標)
