厭氧折流板反應器(ABR) 以其良好的污泥截留性能、 獨特的水力流態和明顯的生物相分離等優點引起人們的廣泛關注[1]. 目前，盡管對好氧顆粒污泥的研究日趨成熟，但相關的研究和應用多是在具有較大高徑比、 運行模式特殊的柱形SBR中展開[2]，而對于連續性污染源，利用SBR處理需要加設緩沖池或者調節池，且時間上的推流運行不利于形成穩態的反應過程[3, 4]. Juang等[5]指出穩定的連續流式反應器具有比間歇式運行更適合污泥顆粒化條件. 然而，現有連續流反應器內培養顆粒污泥的研究報道中，不僅反應器的結構較為復雜，而且運行操作要求較高，如Tsuneda等[6]所采用的AUFB系統其高徑比達64 ∶1，且需設置泥水分離裝置及外接沉淀池等.
當前，在連續流的條件下以厭氧出水為進水基質，成功培養好氧顆粒污泥的研究鮮見報道[7]. 為此，本研究將ABR工藝進行改進，使其成為厭氧與好氧組合一體化工藝，實現耦合運行，對連續流條件下其好氧顆粒污泥形成機制進行了研究.
1 材料與方法
1.1 試驗裝置與進水水質
本研究采用自行設計的ABR耦合CSTR一體化工藝(如圖 1)，由豎向導流板分為6個格式，前4個格式均相同，為厭氧區，下、 上流室水平寬度之比為1 ∶6，折流板底角為45°，總有效容積為6.4 L. 第五、 六隔室分別為好氧(曝氣)區和沉淀區，有效容積分別為1.45 L和0.9 L. 研究過程中，控制曝氣量為60 L ·h-1(表面氣體上升流速為2.6 mm ·s-1，DO>1.0 mg ·L-1). 反應器置于水浴缸中，運行溫度控制在30℃±1℃. 進水為混合污水(生活污水 ∶人工配水為1 ∶1)，以乙酸鈉作為碳源，氯化銨為氮源，磷酸二氫鉀為磷源，各組分及微量元素含量見表 1.
圖 1 試驗裝置及工藝流程示意
表 1 混合污水的組成
試驗中厭氧區接種污泥取自蘇州新區某污水處理廠厭氧污泥，接種后污泥濃度(MLSS)為6 g ·L-1. 采用混合污水經過30 d的啟動運行，出水水質穩定.
好氧區接種污泥取自蘇州新區某污水處理廠氧化溝內活性污泥，接種污泥濃度為4 500 mg ·L-1.
研究中，各常規分析指標均按國家標準方法測定[8]. 其中，pH值采用雷磁PHSJ-4A型pH計測定; DO采用便攜式DO測定儀測定; 顆粒形態及微生物相采用OLYMPUS CX41型顯微鏡檢測; 顆粒污泥沉降速率采用清水靜沉測速法測定. 顆粒污泥粒徑分布采用篩分法測定.
1.2 研究過程
研究過程中，采用選擇法以逐步縮短HRT和提高有機負荷的方式進行篩選性研究[9]，為污泥顆粒化創造條件，并考察顆粒形成過程中各個階段內系統對污染物的去除效能，分析好氧顆粒污泥形成機制. 表 2所列為試驗運行控制參數.
表 2 ABR-CSTR一體化工藝運行參數
2 結果與討論
2.1 運行結果
通過縮短沉淀時間(即縮短沉淀區HRT)，致使沉降性能較差的分散污泥不斷被洗出. 以好氧區內污泥形態變化為依據，將整個培養過程分為階段Ⅰ(整體啟動)、 階段Ⅱ(顆粒初顯)、 階段Ⅲ(顆粒生長)以及階段Ⅳ(顆粒成熟). 對污泥進行鏡檢分析表明，系統運行17 d后，污泥的形態發生明顯變化，由原來的絮狀污泥逐步向結構較為松散、 肉眼可見表面較多絲狀體的微小聚集體轉變，此后至第110 d逐步相互黏合成長為結構較為密實，邊緣更加清晰的淡黃色好氧顆粒污泥，成功實現了污泥顆粒化.
2.2 運行效能及分析
2.2.1 COD的去除情況及分析
本工藝好氧區進水即為厭氧區出水. 厭氧區、 好氧區進出水水質及去除率如圖 2所示.
圖 2 COD的去除情況
第Ⅰ(整體啟動)階段沉淀池HRT為2.0 h，厭氧區COD容積負荷在2.1 kg ·(m3 ·d)-1左右，厭氧污泥經過17 d的馴化，出水COD穩定在200 mg ·L-1左右，去除率維持在80%以上，充分說明ABR中接種的厭氧顆粒污泥具有良好COD去除能力. 由于處于啟動初期，好氧區的COD去除率較低，僅為55%左右，出水COD濃度為85 mg ·L-1左右; 第Ⅱ階段沉淀池HRT為1.5 h，由圖 2可知，厭氧區對COD的去除率逐漸升高，出水COD在150 mg ·L-1左右. 厭氧區各個隔室內上向流速由0.087 m ·h-1提高至0.115 m ·h-1，增進了厭氧污泥與進水基質的充分接觸，因而強化了對底物的去除能力. 系統中的好氧活性污泥經過啟動期的適應，已有少量顆粒污泥出現，但此時系統中仍以絮狀污泥為主，絮狀污泥的傳質阻力較低因而有利于對營養物質的吸收降解，COD去除率略有升高，穩定在60%左右，沉淀池出水COD逐漸降低至60 mg ·L-1左右; 第Ⅲ階段進一步縮短沉淀池HRT至1.0 h，對應厭氧區HRT縮短至7.11 h，逐漸調整進水COD濃度至1 050 mg ·L-1，厭氧區COD去除率經歷短暫波動后又恢復至先前較高水平，出水COD濃度在135 mg ·L-1左右. 當沉淀時間縮短至1.0 h時[此時沉淀池的表面負荷達到1.4 m3 ·(m2 ·h)-1]，大量的絮狀污泥被淘洗出系統，好氧區內生物量在短期內大量減少，但同時，反應器內的顆粒污泥不斷生長，生物量增加，對底物的去除率提高并維持在60%以上; 第Ⅳ階段沉降時間為0.75 h、 好氧區COD容積負荷為2.0 kg ·(m3 ·d)-1，經過一個月的運行，好氧段的COD去除率穩定在70%以上，出水濃度穩定在40 mg ·L-1以下，而整個系統的COD 總去除率達90%以上. 可見，實現污泥顆粒化之后，系統COD的去除率越來越穩定，表明污泥顆粒化反應器具有較好的處理效能.
2.2.2 NH+4-N的去除情況及分析
本研究中，將好氧區進水C/N控制為2左右，考察低C/N比條件下好氧顆粒污泥形成過程及處理效能. 進出水氨氮濃度及去除效率如圖 3所示.
圖 3 NH+4-N的去除情況
整個運行期間，厭氧區對氨氮幾乎沒有去除作用，且氨氮濃度有所升高，而在好氧區NH+4-N被大量去除(圖 3). 第Ⅰ階段，氨氮去除率就達到60%以上并最終穩定在65%左右. 第Ⅱ、 Ⅲ階段由于絮狀污泥被洗脫，氨氮去除率有所波動，但總體呈上升趨勢. 進入第Ⅳ階段，因顆粒污泥的形成并通過增強曝氣，系統對NH+4-N的整體去除率穩定在80%以上，表明顆粒污泥的形成強化了NH+4-N去除效果.
2.2.3 TP的去除情況及分析
單一的ABR即使是在穩定運行階段對磷的去除效果也普遍不佳[10]. 本研究中除磷的任務是交由后續好氧區完成. 進出水TP濃度及去除效率見圖 4.
圖 4 TP的去除情況
Ⅰ、 Ⅱ階段系統對TP的去除率不高，大約在40%左右，主要是依靠吸附了磷酸鹽的絮狀污泥被洗脫出反應器而達到去除TP的效果. Ⅲ階段，隨著顆粒初顯并不斷生長，去除率不斷提高，這可能是由于顆粒污泥本身存在著獨特的厭氧-缺氧-好氧結構，使得好氧區的聚磷菌能夠在適宜的條件下釋磷吸磷[11]，該階段去除率穩定在50%左右，較前兩階段有所提高. Ⅳ階段初始，由于進水濃度的降低以及好氧區曝氣量的不足及不均，結合趨于成熟的顆粒污泥的結構特征而強化了除磷功能，TP的去除率穩步提升，一度高達70%. 隨后增加曝氣量，導致厭氧環境的減少，釋磷量減少，影響了除磷效果; 此外，逐漸增加的氮損能夠證實好氧區存在著一定程度的反硝化作用，導致反硝化菌與釋磷菌競爭碳源的局面[12, 13]，因而可能進一步導致TP去除率的波動.
2.2.4 氮損情況及分析
通過對進出水氮的物料衡算發現，系統中一直存在N損失，但并不具有明顯規律，系統運行4個階段氮損失率的平均值分別為31%、 36%、 42%和45%. 值得注意的是，隨著沉淀時間的縮短，污泥顆粒化程度越高，與此同時氮損失率也逐漸增加，說明本工藝能夠實現一定的脫氮作用. 這可能是由于：①系統中DO不足導致反硝化的發生. 部分污泥滯留在沉淀區，無法自主回流至好氧區故而產生缺氧環境以進行反硝化. 系統運行后期，由于好氧顆粒污泥的形成并增大，在其內部形成了厭氧-缺氧-好氧結構，為反硝化提供了有利環境; ②出水中伴隨少量游離氨的吹脫.
2.3 好氧顆粒污泥的形成過程
2.3.1 形態變化
本研究中沉淀池HRT逐步從2.0 h降為0.75 h，反應器中污泥形態發生了明顯變化，即由Ⅰ階段的灰褐色絮狀污泥[圖 5(a)]逐漸轉變為Ⅱ階段時肉眼可見的微小聚集體，此時的聚集體邊緣較為毛糙、 表面存在較多絲狀體[圖 5(b)]; Ⅲ階段好氧區內大量絮狀污泥被洗脫出反應器，淡黃色污泥聚集體數量大幅上升，具有了規則、 光滑的顆粒邊緣，粒徑主要分布在0.58~1.25 mm的范圍內[圖 5(c)]; 進入Ⅳ階段，顆粒尺寸進一步增大，結構更加密實，邊緣更加清晰，呈現較為規則的圓形或橢圓形[圖 5(d)]. 圖 6為第108 d時好氧區內顆粒污泥的粒徑分布，粒徑在小于0.58 mm、 0.58~0.8 mm、 0.8~1.25 mm、 1.25~1.6 mm、 1.6~2.5 mm及大于2.5 mm范圍的顆粒污泥所占總污泥質量的百分比分別為4.2%、 21.67%、 38.28%、 20.37%、 13.12%及2.36%，即反應器中粒徑大于0.58 mm的污泥成絕對優勢(占95%以上)，表明好氧區內已成功實現污泥的顆粒化.
圖 5 好氧區內污泥形態變化
圖 6 第108 d時好氧區內顆粒污泥的粒徑分布
2.3.2 好氧區SVI及MLSS變化
研究過程中，好氧區中污泥的SVI和MLSS的變化情況如圖 7所示. Ⅰ階段，接種的絮狀活性污泥沉降性能良好(SVI為45 mL ·g-1)，隨后SVI不斷上升，Ⅰ階段末達到250 mL ·g-1，而此時在鏡檢中也發現了大量的絲狀菌，說明在連續流式運行下，即使采用不易產生絲狀菌的乙酸鈉為碳源，但其基質濃度梯度幾乎為零的特征也很容易產生絲狀菌膨脹的情況[14]. 隨著選擇壓的不斷增強，SVI逐漸降低，最終穩定在45 mL ·g-1以下. 另一方面，MLSS則經歷了先下降再上升的過程，隨著沉淀時間的不斷縮短，沉降性能差的、 細小的絮體污泥被不斷地淘洗出反應器，沉降性能較好的污泥則被截留在反應器內，MLSS由Ⅰ階段時的4 500 mg ·L-1降至Ⅱ階段末的1 500 mg ·L-1，此時顆粒污泥已初步形成. 本研究中進水的COD容積負荷由1.5 kg ·(m3 ·d)-1逐漸提高至2.0 kg ·(m3 ·d)-1，隨著污泥的不斷洗脫，好氧區中的污泥負荷由0.33 kg ·d-1提高至1.33 kg ·d-1，促進了顆粒污泥的形成. 與絮狀活性污泥相比，顆粒污泥具有較高的傳質阻力，而較高的COD容積負荷則有助于顆粒污泥克服其傳質阻力，但也容易引發絲狀菌污泥膨脹，因而此時控制好氧區在較高的水力剪切力下運行，使絲狀菌易于被沖刷出系統. 顆粒污泥形成之后，污泥濃度不斷升高，構成的晶核不斷吸附菌群，使顆粒越來越大，并在水力剪切力的作用下，顆粒變得越來越密實，其污泥濃度由1 500 mg ·L-1上升至6 000 mg ·L-1. 此時(第110 d)顆粒污泥呈現出非常好的沉降性能，其平均沉降速率為20.8 m ·h-1.
圖 7 好氧區SVI及MLSS變化情況
2.3.3 好氧顆粒污泥形成機理分析
在本研究中，因沉淀時間縮短而不斷提高的選擇壓以及維持較高的有機負荷是顆粒污泥形成的主要驅動力. ①選擇壓：沉淀時間由初期的2.0 h降低到0.75 h，沉淀池的表面負荷也相應地由0.7 m3 ·(m2 ·h)-1提高至1.88 m3 ·(m2 ·h)-1，大量沉降性能差絮狀污泥被洗脫出系統; 另外，研究表明HRT的縮短，可以促進微生物胞外聚合物(EPS)的產生，EPS對于顆粒污泥的形成和穩定維持也有重要作用[15]，其中蛋白質的分泌對促進顆粒的初期形成影響比較大，而多糖可為微生物的聚集提供黏附劑，維持顆粒結構的穩定[16]. ②有機負荷：好氧區的有機負荷也從1.5 kg ·(m3 ·d)-1提高至2.0 kg ·(m3 ·d)-1，Liu等[17]認為，有機負荷對顆粒污泥的形成具有重要作用，當COD容積負荷低于1.0 kg ·(m3 ·d)-1時，鮮見好氧顆粒污泥的形成[18, 19].
此外，水力剪切力是好氧顆粒形成的一個重要影響因素[20]，由曝氣速度即表面氣流上升速度決定，并與其呈正相關關系，能改變顆粒的形狀和結構. 本研究中，在好氧顆粒污泥培養前期，由于反應器高度的限制，表面氣流上升速度為2.6 mm ·s-1，低于Liu等[17]認為的好氧顆粒污泥可以形成的最低表面氣體流速; 在后期，調整曝氣量，此時表面氣速增加到4.3 mm ·s-1，提高了水力剪切力. 而較高的水力剪切力更有利于形成顆粒污泥[21]，因而促進了顆粒污泥的進一步成熟.
本試驗連續穩定運行4個月，形成的顆粒污泥不但沒有解體，反而形狀更加規則，結構更加密實，分析原因可能是由于本研究中不斷提高的N負荷，使得顆粒污泥中硝化細菌比例不斷提高，促進了顆粒污泥結構的穩定維持[22, 23]. 這與de Kreuk等[24]和Liu等[25]認為通過在好氧顆粒內富集硝化菌等生長緩慢型微生物可以提高好氧顆粒污泥的穩定性相一致，亦為本研究的目的和意義所在.具體參見 污水處理技術資料或污水技術資料更多相關技術文檔。
3 結論
(1)ABR-CSTR一體化工藝沉淀池HRT逐漸由2.0 h縮短至0.75 h，保持好氧區C/N為2，COD容積負荷逐步由1.5 kg ·(m3 ·d)-1提高至2.0 kg ·(m3 ·d)-1，系統運行110 d后，在好氧區成功獲得成熟的淡黃色顆粒污泥，顆粒結構致密、 沉降性能良好(平均沉降速率為20.8 m ·h-1)，粒徑大于0.58 mm的污泥約占總數的95%.
(2)在好氧區沉淀時間為0.75 h、 COD 容積負荷為2.0 kg ·(m3 ·d)-1的條件下，ABR-CSTR一體化工藝具有較為明顯的脫氮除磷效果，COD、 NH+4-N、 TP 和TN的去除率分別為90%、 80%、 65%和45%.
(3)因沉淀時間縮短而不斷提高的選擇壓以及維持較高的有機負荷是好氧顆粒污泥形成的主要驅動力. 此外，水力剪切力是其形成的一個重要影響因素，不斷提高的N負荷是其維持穩定運行的原因.(來源及作者：蘇州科技學院環境科學與工程學院 巫愷澄、吳鵬、徐樂中、李月寒、沈耀良)
