王碩^1,2,3，楊倩倩¹，于水利⁴，王燕¹，李激^1,2

(1.江南大學環(huán)境與土木工程學院，江蘇無錫214122；2.江蘇省厭氧生物技術(shù)重點實驗室，江蘇無錫214122；3.清華大學國家環(huán)境保護環(huán)境微生物利用與安全控制重點實驗室，北京100084;4.哈爾濱工業(yè)大學城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室，黑龍江哈爾濱150090)

摘要：分散型農(nóng)村生活污水難以收集，直接排放到水體中會對環(huán)境造成危害進而威脅人類健康，因此，開展了好氧顆粒污泥技術(shù)處理分散型農(nóng)村生活污水的研究。結(jié)果表明，在絮狀污泥顆�；�過程中，污泥沉降性能和生物量明顯提高；污泥胞外聚合物中蛋白質(zhì)類物質(zhì)含量提高了5.3倍，蛋白質(zhì)類物質(zhì)與多糖類物質(zhì)含量的比值升高到2.64，證明蛋白質(zhì)類物質(zhì)濃度增加是活性污泥顆�；�的重要因素。農(nóng)村生活污水經(jīng)好氧顆粒污泥處理后，出水水質(zhì)達到了一級A排放標準，出水COD、氨氮、總氮和磷酸鹽濃度分別為30.1、3.8、12.3和0.5 mg/L。好氧顆粒污泥的穩(wěn)定性及其對農(nóng)村生活污水的處理效能隨有機負荷與溫度變化較小，且具有節(jié)省用地、不受地域限制、便于運行管理和節(jié)約運行成本等特點，適用于處理分散型農(nóng)村生活污水。同時，由于好氧顆粒污泥及其胞外聚合物中多糖類和蛋白質(zhì)類物質(zhì)含量較高，適用于回收污泥能源/資源，對污泥的資源化利用意義重大。

水資源短缺使農(nóng)業(yè)發(fā)展過程中水瓶頸的問題日益凸顯。近年來，干旱現(xiàn)象時有發(fā)生，農(nóng)業(yè)生產(chǎn)對地下水的依賴越來越大，但是地下水資源十分寶貴，特別是深層地下水的積累需要數(shù)十年才能恢復；采用引水補給地下水可以緩解農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中缺水的現(xiàn)象，但是水源水量減少，引水能力有限且成本較高。基于上述因素，開發(fā)高效農(nóng)村生活污水處理與回用技術(shù)逐漸受到重視。

在距離市政管網(wǎng)較近且具備施工條件的農(nóng)村，其生活污水一般經(jīng)市政管網(wǎng)收集進入城鎮(zhèn)污水處理廠處理，而人口較多的中心村和自然村一般會建設污水集中處理設施。然而，對于布局分散、地形復雜、污水收集和施工難度較高的農(nóng)村，其污水處理往往不能達到預期效果。因此，開發(fā)具有布局靈活、運行穩(wěn)定、管理方便、成本節(jié)約和出水水質(zhì)達標的分散型農(nóng)村生活污水處理工藝，對提高水資源利用率和減輕環(huán)境污染具有重要意義。

近年來，好氧顆粒污泥技術(shù)因具備較好的泥水分離效果、較低的運行費用、較高的生物量和污水處理效能而被廣泛研究與應用。在好氧顆粒污泥形成過程中會產(chǎn)生大量胞外聚合物，這類結(jié)構(gòu)致密的微生物代謝產(chǎn)物可以有效抵御污水水質(zhì)及水量的變化，進而降低對微生物的侵害。

基于分散型農(nóng)村生活污水的特點和處理技術(shù)選擇原則，筆者考察了利用好氧顆粒污泥技術(shù)處理分散型農(nóng)村生活污水的前景。通過研究絮狀活性污泥的顆�；�過程，對揭示和完善好氧顆粒污泥形成機理具有重要意義；同時，通過分析有機負荷和溫度變化對好氧顆粒污泥穩(wěn)定性及處理效能的影響，闡明應用該技術(shù)處理分散型農(nóng)村生活污水的可行性。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

試驗采用序批氣提式反應器（SBAR），裝置外層設有循環(huán)水層以調(diào)節(jié)反應器溫度。反應器內(nèi)徑為14 cm，高為150 cm，內(nèi)循環(huán)裝置內(nèi)徑為8 cm，高為110 cm，有效容積為22 L。進水、排水等過程均由實時控制系統(tǒng)控制，其中原水通過蠕動泵由反應器底部進入；排水口在反應器中部，保證排水比為50%，由蠕動泵導出；曝氣裝置設置于反應器底部。反應周期為3 h，其中靜態(tài)進水期為60 min，曝氣反應期為112 min，污泥沉降期為3 min，快速排水期為5 min（活性污泥從馴化到顆粒成熟階段，沉降時間逐步由15 min降至3 min）。在曝氣反應期，利用1 mol/L的HCl和NaOH控制pH值為7.0；靜態(tài)進水期溶解氧飽和度為零，曝氣反應期溶解氧飽和度為50%；SRT控制在28~30 d。SBAR運行分為三個階段：階段Ⅰ（0~50 d），系統(tǒng)啟動階段；階段Ⅱ（51~70 d），有機負荷變化模擬階段（采用靜態(tài)試驗方式）；階段Ⅲ（71~120 d），溫度變化模擬階段。

1.2 試驗種泥和污水

試驗污泥取自某污水處理廠A²O工藝好氧段，初始接種濃度為4.5 g/L。分散型農(nóng)村生活污水采用人工配水，其主要成分如下：NaAc為180 mg/L，NH₄Cl為300 mg/L，KH₂PO₄為30 mg/L，K₂HPO₄為60 mg/L，MgSO₄為40 mg/L，CaCl₂為80 mg/L；另外添加1 mL/L微量元素液，其成分如下：FeCl_3·6H2O為1.5 g/L,H₃BO₃為0.15 g/L,CuSO₄·5H₂O為0.03 g/L,KI為0.03 g/L,MnCl₂·4H₂O為0.12 g/L,Na₂MoO₄·2H₂O為0.06 g/L,ZnSO₄·7H₂O為0.12 g/L,CoCl₂·6H₂O為0.15 g/L。進水COD為300 mg/L，氨氮為45 mg/L，PO₄^3--P為15 mg/L。

1.3 試驗方法

COD、NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N、PO₄^3--P、TN和MLSS均通過標準方法進行測定。污泥體積指數(shù)（SVI）按照Bao等的方法進行測定和計算。活性污泥物理強度采用Gao等的方法進行測定。污泥胞外聚合物采用Sunil等的方法進行提取，并測定多糖和蛋白質(zhì)類物質(zhì)含量。

2 結(jié)果與討論

2.1 好氧顆粒污泥的形成過程

經(jīng)馴化的好氧池活性污泥10 L（污泥濃度為4.5 g/L）被接種到SBAR中。由于系統(tǒng)初始沉降時間遠低于污水處理廠二沉池沉降時間，大量活性污泥被排出反應器，SBAR內(nèi)生物量顯著下降，因此在第6天起每天補充同樣來源的活性污泥1.5 L，至第10天結(jié)束。隨著反應器的運行，活性污泥逐漸適應短沉降時間環(huán)境，污泥活性逐漸恢復，并表現(xiàn)出較好的沉降性能，SVI值逐漸下降而生物量逐漸升高(見圖1)。當反應器運行至第30~35天，SBAR內(nèi)絮狀活性污泥實現(xiàn)完全顆�；�，培養(yǎng)成熟的好氧顆粒污泥呈金黃色，形狀規(guī)則且表面較光滑，絕大部分粒徑在1.5~2.5 mm之間。

在階段Ⅰ，好氧顆粒污泥SVI從124.6 mL/g下降到41.9 mL/g并趨于穩(wěn)定，表明其具有良好的沉降性能，SBAR泥水分離效果較好。同時，生物量也顯著提高，在階段Ⅰ末期MLSS提高到5.7 g/L。在好氧顆粒污泥的形成過程中，絮狀活性污泥的顆�；�過程與在城市生活污水、含鹽生活污水條件下培養(yǎng)好氧顆粒污泥的過程極為接近，表明好氧顆粒污泥可以被用來處理農(nóng)村生活污水。

2.2 好氧顆粒污泥的穩(wěn)定性

在階段Ⅰ污泥代謝產(chǎn)生的EPS中，多糖類物質(zhì)（PS）含量始終處于穩(wěn)定狀態(tài)，好氧顆粒污泥形成后，其EPS內(nèi)多糖類物質(zhì)含量一直保持在8~12 mg/gMLSS之間，而蛋白質(zhì)類物質(zhì)(PN)含量則明顯上升，由初始階段的4.6 mg/gMLSS升高到顆粒污泥成熟時的29.2 mg/gMLSS(見圖2)，蛋白質(zhì)類物質(zhì)含量提高了5.3倍，同時PN/PS值也由0.54升高到2.64，表明EPS內(nèi)蛋白質(zhì)類物質(zhì)含量增加是活性污泥顆�；�的重要因素。蛋白質(zhì)類物質(zhì)作為EPS的主要成分，有利于保持顆粒污泥的穩(wěn)定性，為顆粒污泥內(nèi)部的微生物提供適宜的生長環(huán)境。好氧顆粒污泥及其EPS內(nèi)較高的有機質(zhì)含量表明農(nóng)村生活污水中的碳和氮能被好氧顆粒污泥有效富集，這對污泥資源化利用意義重大。

2.3 好氧顆粒污泥對污染物的去除效能

在階段Ⅰ初期，由于活性污泥沉降性能較差，大量活性污泥被沖出反應器，導致污泥生物量急劇下降，對氨氮、總氮和磷酸鹽的去除率分別僅為41.3%、30.2%和34.7%（見圖3）。隨著連續(xù)5 d補充活性污泥以及活性污泥沉降性能的提高，其對氨氮、總氮和磷酸鹽的去除能力也逐漸增強。在好氧顆粒污泥形成后（第30~35天），微生物活性得到進一步強化，在階段Ⅰ末期，其對氨氮、總氮和磷酸鹽的去除效能繼續(xù)升高并趨于穩(wěn)定，出水COD、氨氮、總氮和磷酸鹽濃度分別達到30.1、3.8、12.3和0.5 mg/L，對氨氮、總氮和磷酸鹽的去除率分別高達90.4%、77.2%和88.4%。在24~32 d，對磷酸鹽的去除能力降低，與此同時，其對TN的去除能力趨于穩(wěn)定，表明在此時間段內(nèi)反硝化細菌對碳源的競爭利用可能優(yōu)于聚磷菌，在第32天后，好氧顆粒污泥對TN和磷酸鹽的去除能力均得到加強，表明微生物在顆粒內(nèi)部微環(huán)境中逐漸完成群落演替過程，其對污染物的轉(zhuǎn)化能力顯著提高。

經(jīng)過階段Ⅰ之后，SBAR運行趨于穩(wěn)定，未發(fā)生污泥膨脹現(xiàn)象，出水水質(zhì)達到了《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918—2002)的一級A標準。由于溶解氧傳遞的限制，好氧顆粒污泥內(nèi)部可以依次形成好氧、缺氧和厭氧區(qū)域，為進行反硝化和除磷創(chuàng)造了有利條件。

2.4 有機負荷對SBAR運行的影響

好氧顆粒污泥培養(yǎng)成熟后，其對各種污染物均具有較高的去除效能。隨著有機負荷(OLR)的升高，好氧顆粒污泥對有機物的代謝能力和硝化能力基本保持穩(wěn)定，對TN和TP的去除能力則逐漸增強。這主要是因為有機負荷的升高意味著污水中可利用的碳源增多，為好氧顆粒污泥內(nèi)部的反硝化細菌和聚磷菌提供了充足的營養(yǎng)物質(zhì)，使得NO₃^--N和TP濃度逐步降低。不同有機負荷條件下系統(tǒng)的出水水質(zhì)穩(wěn)定，均接近或達到GB 18918—2002的一級A排放標準，表明在水質(zhì)、水量波動的條件下，好氧顆粒污泥技術(shù)可以穩(wěn)定發(fā)揮去除污染物的作用(如表1所示)。表1不同OLR條件下系統(tǒng)出水污染物濃度

2.5 溫度對好氧顆粒污泥特性的影響

在不同溫度條件下，好氧顆粒污泥均具有較高的物理強度，顆粒穩(wěn)定性較好(見圖4)；PN/PS值隨溫度升高而增大，表明EPS內(nèi)蛋白質(zhì)類物質(zhì)含量逐漸升高，而蛋白質(zhì)類物質(zhì)的穩(wěn)定存在是好氧顆粒污泥形成的重要因素。

通過Correl公式計算分析，好氧顆粒污泥強度與PN/PS值的相關(guān)性高達0.881 0，證明EPS內(nèi)高含量的蛋白質(zhì)類物質(zhì)是維持好氧顆粒污泥結(jié)構(gòu)穩(wěn)定的重要因素。

在階段Ⅲ初期，SBAR運行溫度降低至8 ℃，微生物由于受到低溫的抑制作用，系統(tǒng)出水COD升高到78.3 mg/L，去除率降低至57.3%，由于好氧顆粒污泥始終處于結(jié)構(gòu)穩(wěn)定狀態(tài)，其內(nèi)部微生物較快適應了低溫環(huán)境，對COD的去除能力得到恢復。隨著溫度升高，微生物生長和代謝能力增強，其EPS中蛋白質(zhì)類物質(zhì)含量逐漸提高，穩(wěn)定的顆粒污泥結(jié)構(gòu)使微生物對有機物的去除能力增強，在階段Ⅲ末期，SBAR出水COD濃度持續(xù)降低，去除率最終穩(wěn)定在85%左右。溫度的波動對好氧顆粒污泥穩(wěn)定性及其除污能力的影響較小，證明好氧顆粒污泥技術(shù)適于處理分散型農(nóng)村生活污水。

3 結(jié)論

① 約30~35 d，SBAR內(nèi)絮狀活性污泥實現(xiàn)完全顆粒化，絕大部分顆粒粒徑在1.5~2.5 mm之間，成熟的好氧顆粒污泥具有較好的沉降性能（SVI為41.9 mL/g）和較高的生物量（MLSS為5.7 g/L）。

② 在絮狀污泥顆粒化過程中，污泥EPS內(nèi)蛋白質(zhì)類物質(zhì)含量提高了5.3倍，PN/PS值由0.54升高到2.64，表明EPS內(nèi)蛋白質(zhì)類物質(zhì)含量的增加是活性污泥顆�；�的重要因素，有利于保持顆粒污泥的穩(wěn)定性，為好氧顆粒污泥內(nèi)部的微生物提供了適宜的生長環(huán)境。

③ 在好氧顆粒污泥形成后，SBAR運行趨于穩(wěn)定，未發(fā)生污泥膨脹現(xiàn)象，出水COD、氨氮、總氮和磷酸鹽濃度分別達到30.1、3.8、12.3和0.5 mg/L，對氨氮、總氮和磷酸鹽的去除率分別為90.4%、77.2%和88.4%，出水水質(zhì)滿足一級A排放標準。

④ 有機負荷與溫度的變化對好氧顆粒污泥穩(wěn)定性及其對農(nóng)村生活污水的處理效能影響較小，好氧顆粒污泥具有較強的適應性和抗沖擊負荷能力，適于處理農(nóng)村生活污水。

（本文將發(fā)表于《中國給水排水》雜志2015年第20期“論述與研究”欄目）

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