活性污泥顆?；^程中絮體與顆粒污泥競爭作用研究

王 暢， 蘇饋足， 鄧繡坤， 方 暉， 徐得潛

（合肥工業(yè)大學 土木與水利工程學院，安徽 合肥 230009）

0 引 言

厭氧顆粒污泥技術自20世紀80年代以來在工業(yè)廢水的處理中發(fā)揮著重要的作用［1］，已成為目前中高質量濃度污水的主要處理方法。近年來好氧顆粒污泥由于具有結構緊密、沉降能力好、生物質濃度高、有機負荷率高等優(yōu)點，得到越來越多研究者的關注［2－6］。顆粒污泥的形成是一個包含物理、化學和生物作用的復雜過程，而絮體污泥在顆粒污泥形成過程中始終存在并影響這一過程的進行，其中，絮體污泥和顆粒污泥的競爭作用是顆粒污泥形成的關鍵步驟。顆粒污泥培養(yǎng)初期，絮體污泥通過微生物生長和水力剪切等作用可轉化為顆粒污泥，在顆粒污泥培養(yǎng)過程中，由于顆粒和絮體污泥傳質、擴散及微生物數(shù)量的不同，兩者存在對底物競爭利用［7－8］。

然而，迄今為止，盡管有模型對給定條件下SBR反應器中生物種群、出水水質等參數(shù)進行模擬和預測［7－9］，但是，這些模型都假設污泥粒徑和數(shù)量均不改變，并將反應器內所有污泥都視為顆粒污泥，這與實驗中污泥的實際變化規(guī)律不完全相符。因此，本文將對活性污泥顆?；^程中好氧顆粒污泥與絮體活性污泥之間的競爭作用進行研究，以期為解釋顆粒污泥的形成機制提供一條新的思路，使顆粒污泥形成過程的定量描述及人為調控顆粒的特性和形成過程成為可能。

1 材料與方法

實驗采用序批式反應器（Sequencing Batch Reactor，簡稱SBR），反應器內徑11.5cm，有效高度80cm，總體積6.0L，排水口位于反應器中部，排水比為0.5。運行周期為6h。接種污泥取自合肥市某污水處理廠回流污泥。反應器在常溫下運行，溫度在15～25℃之間。反應器進水采用人工合成廢水，主要成分為蔗糖、磷酸二氫鈉、氯化銨、常量元素和微量元素，具體配制方法見文獻［10］?；旌弦簯腋」腆w（Mixed Liquid Suspended Solids，簡稱MLSS）質量濃度等均按標準方法測定［11］。污泥粒徑分布、個數(shù)測定方法與文獻［2］類似，即絮體污泥粒徑采用激光粒度儀（JL－1177）測定，顆粒污泥粒徑分布采用顯微成像系統(tǒng)或體視顯微鏡結合數(shù)碼相機sonyDSC－HX1拍照，樣品照片采用Motic Advanced圖像分析軟件進行分析。顆粒與絮體的篩分采用濕式篩分分析法，即在磷酸鹽緩沖溶液中，讓污泥混合液通過0.2mm的不銹鋼標準篩，然后收集截留在篩網(wǎng)上的顆粒以及通過的絮體，詳見文獻［12］。

2 結果與討論

2.1 反應器運行情況

反應器運行分為4個階段，各階段進水均為4min，曝氣260min，靜置90min，具體參數(shù)見表1所列。1～3階段沉淀時間依次縮短為5、2、1min，第4階段保持沉淀時間不變，增大排水流量，將排水時間縮短為1min。

表1 反應器運行參數(shù)

污泥平均粒徑變化如圖1所示，從中可以看出，污泥平均粒徑在反應器運行前30d內無明顯變化，但從鏡檢可以看出，污泥較接種時更加密實，且形狀較為規(guī)則。反應器運行30d后，隨著沉淀時間從5min縮短為3min，細小絮體被排出反應器，且污泥密度已增加到最大值，污泥平均粒徑快速增長，從最初的71μm增加至850μm，直至反應器運行75d時，顆粒污泥趨于穩(wěn)定，污泥平均粒徑保持基本不變，反應器呈穩(wěn)定運行狀態(tài)，污泥由接種時的松散絮狀污泥變?yōu)樾螤钜?guī)則、密實的顆粒污泥，如圖2所示。

圖1 污泥平均粒徑變化

圖2 絮體和顆粒污泥形態(tài)對比

2.2 污泥粒徑分布變化

平均粒徑是表征污泥特性的一個重要參數(shù)，而粒徑分布則可更準確地表示出各粒徑范圍內污泥粒子所占的份數(shù)，顆粒污泥形成過程中粒徑分布的變化情況如圖3所示。

圖3a為污泥顆?；跏茧A段采用激光粒度儀測得的粒徑分布圖，圖3b為污泥顆?；A段采用圖像分析法測得的粒徑分布圖。接種的絮體污泥，其粒徑分布在20～180μm，平均粒徑為71.25μm，29d時平均粒徑增至93.27μm，平均粒徑和粒徑范圍未發(fā)生明顯變化。由圖3b可知，反應器運行47d時，污泥的平均粒徑較顆?；跗诿黠@增大，粒徑分布在92.4～835.5μm之間，粒徑分布曲線呈接近正態(tài)分布，d50達到250μm，且d50及其附近顆粒百分比顯著提高至40%以上。隨著平均粒徑的增大，由于大顆粒的破碎絮體又重新增多，粒徑分布范圍達到最廣，在70.6～1 120.2μm之間，粒徑分布變得平緩，d50及其附近百分比略有下降至30%。在將沉淀時間減為1min后，226.6～1 385.1μm的粒徑范圍內粒徑分布較集中，可認為已達到顆粒成熟穩(wěn)定期。

圖3 污泥粒徑分布變化

2.3 顆粒污泥與絮體污泥的競爭

在SBR反應器中培養(yǎng)顆粒污泥，需要控制諸多操作條件，如較高的H／D值、水流剪切力、較短的沉淀時間等，其目的是保證顆粒污泥在與絮體污泥競爭的過程中具有優(yōu)勢。在反應器運行初期，接種污泥中絕大部分均為絮體，在較強的水力剪切力作用下，絮體污泥在胞外聚合物等復雜作用下凝聚為細小的顆粒，但由于此時顆粒粒徑與絮體接近，故難以與絮體區(qū)分。當繼續(xù)增大選擇壓，如30d時降低沉淀時間，細小的絮體被排出，而小顆粒則不斷增大，在總污泥質量濃度中所占比例增加，到第45d時，顆粒污泥與絮體污泥的競爭達到動態(tài)平衡，此時絮體與顆粒質量之比接近于1，此時將沉淀時間進一步縮短為1min，使顆粒污泥占有競爭優(yōu)勢，從而絮體污泥質量濃度進一步減少，直至顆粒成熟，反應器穩(wěn)定運行后絮體與顆粒污泥質量濃度比值降至0.195。

顆粒與絮體污泥濃度變化，如圖4所示。

圖4 顆粒與絮體污泥質量濃度變化

除污泥質量濃度外，顆粒污泥形成過程中單位體積混合液中顆粒和絮體的個數(shù)也有顯著變化，如圖5所示。

圖5 每mL混合液污泥顆粒與絮體個數(shù)變化

在顆?；^程初期，單位體積混合液中絮體個數(shù)緩慢減少，而顆粒個數(shù)稍有增加。在將沉淀時間由5min縮短為2min后，該變化速率加大，顆粒在與絮體污泥的競爭中占有優(yōu)勢，故其個數(shù)不斷增加。將沉淀時間進一步縮短為1min后，部分小的顆粒也被排出反應器，而保留的顆粒粒徑逐漸增加，顆粒個數(shù)減少。

比較圖4和圖5可知，顆粒污泥質量濃度在運行初期增加緩慢，而在中后期明顯增長，在反應器運行30～45d之間，顆粒個數(shù)增加較快，平均粒徑增加相對不明顯，而反應器運行45～65d之間，顆粒個數(shù)明顯減少，但顆粒污泥質量濃度依然增加較快，其原因是單個顆粒的粒徑和質量增加所致。因此，顆粒污泥質量濃度增加的主要原因在顆粒形成中期為顆粒個數(shù)增加，而在后期則主要為顆粒粒徑的增加。

根據(jù)活性污泥顆粒化過程中絮體與顆粒污泥之間的競爭過程，可將該過程劃分為3個階段，即絮體優(yōu)勢期、競爭共存期、顆粒優(yōu)勢期。絮體優(yōu)勢期污泥平均粒徑較接種污泥無明顯變化，但污泥變得更加密實，污泥沉降性能變好，此時縮短沉淀時間，部分絮體被排出，已形成的小顆粒與其余絮體共存于反應器，且競爭底物，兩者同時生長，稱為競爭共存期，但在選擇壓下顆粒污泥具有明顯的競爭優(yōu)勢，絕大部分可以保留在反應器中，因此顆粒污泥質量濃度逐漸增加，對底物的競爭優(yōu)勢也越加明顯，而絮體污泥則因沉淀速率低被逐漸排出，從而污泥質量濃度也逐漸降低，其凈增長速率也隨之減少。此時進入顆粒優(yōu)勢期，反應器內以顆粒污泥為主，存在少量因剪切或污泥解體形成的絮體，且在每個運行周期末被排出，顆粒污泥反應器穩(wěn)定運行。

3 結 論

（1）采用序批式反應器，以蔗糖合成廢水為底物，沉淀時間從接種時的5min逐漸縮短至1min，污泥平均粒徑從71μm增加至850μm，顆粒污泥反應器穩(wěn)定運行。成熟顆粒污泥結構密實、形狀規(guī)則、沉降速度快，粒徑分布接近正態(tài)分布。

（2）在反應器運行初期，絮體和顆粒污泥質量濃度和個數(shù)變化不太明顯，反應器內以絮體為主。而在反應器運行中期，隨著沉淀時間的縮短，顆粒在與絮體的競爭中占有優(yōu)勢，從而大量保留在反應器中并快速增長，而絮體污泥則被排出反應器，該階段絮體污泥質量濃度和個數(shù)均迅速降低，而顆粒污泥數(shù)量增加，使其質量濃度增長。繼續(xù)縮短沉淀時間，絮體和小顆粒大量排出，顆粒在反應器中占有絕對優(yōu)勢，粒徑和質量濃度均明顯增加，但由于部分小顆粒的排出顆粒數(shù)量有所減少。

（3）根據(jù)活性污泥顆?；^程中絮體與顆粒污泥之間的競爭過程，可將該過程劃分為3個階段，即絮體優(yōu)勢期、競爭共存期、顆粒優(yōu)勢期。

（4）顆粒污泥形成過程中絮體與顆粒污泥的競爭過程取決于反應器運行條件，如本研究中的沉淀時間，這些條件決定何種污泥在競爭中占優(yōu)勢，從而保留在反應器并逐漸增長。

下一步研究將針對如何將反應器運行條件與絮體顆粒競爭過程建立定量的數(shù)學描述，從而為顆粒污泥培養(yǎng)的優(yōu)化條件提供理論指導。

［1］Lettinga G，van Velsen A，Hobma S，et al.Use of the UASBR concept for biological WWT，especially for anaerobic treatment［J］.Biotechnology and Bioengineering，1980，22：699－734.

［2］張子健，吳偉偉，王建龍.全自養(yǎng)硝化污泥的顆?；^程研究［J］.環(huán)境科學，2010，31（1）：140－146.

［3］Liu Y Q，Moy B，Kong Y H，et al.Formation，physical characteristics and microbial community structure of aerobic granules in a pilot－scale sequencing batch reactor for real wastewater treatment［J］.Enzyme and Microbial Technology，2010，46：520－525.

［4］Ni B J，Xie W M，Liu S G，et al.Granulation of activated sludge in a pilot－scale sequencing batch reactor for the treatment of low－strength municipal wastewater［J］.Water Research，2009，43：751－761.

［5］Wu C Y，Peng Y Z，Wang S Y，et al.Enhanced biological phosphorus removal by granular sludge：from macro－to micro－scale［J］.Water Research，2010，44：807－814.

［6］李慧琴，涂 響，孔云華，等.交變負荷調控法培養(yǎng)好氧顆粒污泥的試驗研究［J］.環(huán)境科學，2010，31（3）：743－749.

［7］de Kreuk M K，Picioreanu C，Hosseini M，et al.Kinetic model of a granular sludge SBR：influences on nutrient removal［J］.Biotechnology and Bioengineering，2007，97：801－815.

［8］Su K Z，Yu H Q.A generalized model for aerobic granulebased sequencing batch reactor：1，model development［J］.Environmental Science and Technology， 2006，40：4703－4708.

［9］Xavier J B，de Kreuk M K，Picioreanu C，et al.Multi－scale individual－based model of microbial and bioconversion dynamics in aerobic granular sludge［J］.Environmental Science and Technology，2008，41：6410－6417.

［10］Zheng Y M，Yu H Q，Sheng G P.Physical and chemical characteristics of granular activated sludge from a sequencing batch airlift reactor［J］.Process Biochemistry，2005，40：645－650.

［11］國家環(huán)境保護總局.水和廢水監(jiān)測分析方法［M］.第4版.北京：中國環(huán)境科學出版社，2002：12－215.

［12］虞嘉東，張振家，王欣澤.厭氧顆粒污泥粒徑分布的分析測試方法簡介［J］.工業(yè)用水與廢水，2004，35（1）：57－59.