SBR反应器内碳基好氧颗粒污泥的培养及其稳定运行特性

管 蕾, 信 欣, 朱辽东, 袁劲桢, 陈 凡

成都信息工程大学资源环境学院， 四川 成都 610225

SBR反应器内碳基好氧颗粒污泥的培养及其稳定运行特性

管 蕾, 信 欣*, 朱辽东, 袁劲桢, 陈 凡

成都信息工程大学资源环境学院， 四川 成都 610225

为探究粉末活性炭和钙离子的投加对污泥颗粒化进程的影响，在300 L SBR(序批式反应器)中接种普通絮状污泥，投加1.0 g/L粒径约75 μm的PAC(粉末活性炭)及35 mg/L的Ca2+以促进污泥颗粒化进程，并研究其稳定运行特性. 结果表明：常温下反应器在14 d内开始形成具有良好沉降性能的AGS(好氧颗粒污泥)，至第18天污泥颗粒化程度达到80.0%左右；在此后运行的100 d内，AGS基本能保持其结构完整性. 同时，反应器内ρ(MLSS)(污泥浓度)由接种时的 3 300 mg/L升至 4 050 mg/L，污泥SVI(体积指数)由接种时的120 mL/g变为35 mL/g.w(PS)(PS为胞外多糖)较少且变化量小；w(PN)(PN为胞外蛋白)在反应器启动及稳定运行阶段内都在提高，最终达到240 mg/g(以每g MLVSS中含PS的质量计)，PN/PS(质量比)最终稳定在15.00左右. 稳定运行期间，反应器对污水中CODCr、TN、TP的平均去除率分别达到82.0%、76.5%和96.0%. 研究显示，投加的PAC与普通絮状污泥间的吸附作用，促进了污泥的颗粒化进程；同时，PAC作为AGS的惰性成核物质，避免了AGS因内源呼吸从颗粒内部解体，提高了AGS的稳定性.

粉末活性炭； 污泥颗粒化； 稳定性； 好氧颗粒污泥

Abstract： A new method to accelerate the granulation process by inoculating 1.0 g/L powder activated carbon (PAC) with particle size 75 μm together with 35 mg/L of Ca2+in sequencing batch reactor (SBR) was studied, as well as the pilot scale cultivation and stable operation performance of carbon-based aerobic granular sludge (AGS). The results showed that aerobic granular sludge with a good settling performance was formed within 14 days in the reactor, and the degree of sludge granulation reached 80.0% in 18 days at normal temperature. During the stabilization phase of 100 d, AGS could mainly remain in complete forms.At the same time, the mixed liquor suspended solids (MLSS) ranged from 3300 mg/L to 4050 mg/L,and the slugged volume index (SVI) changed from 120 mL/g to 35 mL/g. In addition, polysaccharides (PS) content was low and changed little, but the proteins (PN) concentration kept improving in the cultivation period and stable operation phases, finally reaching 240 mg/g MLVSS,andthe PN/PS remained at approximately 15.00. Meanwhile, during the whole stable operation phase, the average removal rate of chemical oxygen demand, total nitrogen and total phosphorus reached 82.0%, 76.5% and 96.0%, respectively. The results showed that the adsorption and shear force between ordinary flocculent sludge and PAC accelerated the granulation process; meanwhile,the PAC acted as an inner core which kept the AGS stable and prevented it from being disintegrated.

Keywords： powder activated carbon; granulation; stabilization; aerobic granular sludge

AGS(好氧颗粒污泥)是由相互聚集的、多物种的微生物自凝聚构成的团体，具有自我平衡的能力. 相比于传统的普通活性污泥，AGS具有微生物量大、沉降性能好、抗有毒物质、耐冲击负荷等优点[1-2]，成为污水处理界学者们研究的热点. 因此，AGS技术被认为是目前最有前途的废水生物处理技术之一[3]. 近年来，许多研究者对AGS理化结构特性、形成机理、基础应用等方面开展了大量研究[4-6]，但目前研究发现AGS的培养形成要求的条件比较苛刻、形成较慢且稳定运行效果差[7-10]，大大限制了AGS技术在工程上的广泛应用.

近年来，许多研究者针对AGS的瓶颈难题进行了不断的探究. LI等[11-12]在活性污泥系统投加活性炭或纳米材料形成结构较密实、污泥湿密度高的颗粒污泥，能避免因传质阻力引起的颗粒内部分裂，从水力选择压的角度保证颗粒污泥系统的稳定. 但上述研究尚处实验室小试阶段，并未进行放大试验. 涂响等[13]在中试SBR(序批式活性污泥反应器)工艺条件下，接种厌氧硝化污泥，经过210 d连续运行形成了平均粒径为330 μm的AGS，但该试验中颗粒化周期太长，不适合在工程上进一步放大应用[14]，而且该试验只探讨了培养过程，并未研究AGS在中试SBR中的稳定运行工况. 此外，目前大多数研究都集中于恒温下进行，这无法更好地满足工程应用需要的常温环境. 因此，该文在常温条件下，构建300 L规模的SBR，接种絮状活性污泥，投加75 μm的粉末活性炭，以缩短好氧污泥的颗粒化进程及提高其稳定性为主要目的，分析污泥颗粒化过程和稳定运行期间SVI(污泥体积指数)、污泥粒径、污泥形貌特征、污泥EPS(胞外聚合物)及关键组分PN(胞外蛋白)和PS(胞外多糖)的变化规律；同时分析反应器运行期间进出水水质指标的变化特征，以期为AGS进一步应用提供可靠的试验依据.

1 材料与方法

1.1 试验装置

试验装置流程见图1，进水调节池有效容积为 1 000 L，主体反应器为SBR，以钢化玻璃和钢架结构加工制成，高1.2 m，底面边长0.5 m，有效容积为300 L，通过曝气泵和底部中心共4个曝气盘提供曝气，以空气转子流量计控制曝气量.

图1 装置流程示意Fig.1 Schematic diagram of experiment device

1.2 试验材料

接种污泥为双流县西航港污水处理厂曝气池污泥；试验用水以校园实际生活污水为主要进水水质，试验过程根据需求外加碳源(葡萄糖、淀粉)、碳酸氢钠等进行调节. 试验进水水质指标：ρ(CODCr)为120～240 mg/L，ρ(TN)为40～50 mg/L，ρ(TP)为2～4 mg/L，ρ(NH4+-N)为35～45 mg/L，pH维持在7.0～7.2，同时添加35 mg/L的Ca2+.

1.3 试验方法

反应器运行方式为序批式进水，每天运行两个周期，一个周期包括：进水40 min，曝气480 min，沉降15～3 min(随着污泥颗粒化程度的升高逐步缩短沉降时间)，排水30 min，静置(剩余时间). 污泥接种量约为反应器有效容积的40%，启动时污泥ρ(MLSS)(混合液悬浮固体浓度)为 3 300 mg/L，SVI为120 mL/g，在接种污泥的同时，投加1.0g/L粒径约为75 μm的粉末活性炭. 反应器控制ρ(DO)约为4.0 mg/L，污泥龄为15 d，自然温度环境(15～30 ℃)下运行. 整个反应器运行情况分成AGS启动培养阶段(阶段Ⅰ，1～30 d)和稳定运行阶段(阶段Ⅱ，31～120 d).

1.4 分析方法

水质指标ρ(CODCr)、ρ(TN)、ρ(TP)、ρ(NH4+-N)、ρ(NO3--N)、ρ(NO2--N)以及主要的污泥指标ρ(MLSS)、SV30、ρ(MLVSS)(混合液中可挥发性悬浮固体浓度)等的测定均采用国家标准方法[15]；EPS的提取采用甲醛-氢氧化钠法[16]；w(PS)(以每g MLVSS中含PS的质量计)采用蒽酮-硫酸法测定[17]；w(PN)(以每g MLVSS中含PN的质量计)采用Folin-酚法测定[18]. AGS粒径分析采用湿筛分法[19](从采样口提取100 mL的污泥样品，使其通过不同粒径的标准筛，将截流在不同孔径筛网的颗粒污泥进行收集，测其质量并计算出各粒径下的质量占总质量的比例分数). 用数码相机记录污泥外观，用光学显微镜观察并拍照保存污泥微观形态.

2 结果与讨论

2.1 反应器运行过程中污泥特性变化

2.1.1 污泥形态变化

阶段Ⅰ(1～30 d)反应器内污泥形态的变化如图2所示. 接种的絮状污泥较为松散(见图2(a)，并未发生聚集；反应器运行5 d时，污泥逐渐以活性炭为核心凝聚于其周围，开始由最初的松散变得相对密实，同时有大量轮虫出现〔见图2(b)〕；第9天颗粒污泥开始成型〔见图2(c)〕，但较为松散；第13天污泥颗粒化明显，颗粒开始变得密实〔见图2(d)〕，反应器内AGS数量开始增多. 反应器运行18 d时，已经形成较光滑的成熟AGS污泥〔见图2(e)〕，反应器内污泥颗粒化程度达到了80%. 第23天反应器内污泥颗粒达到更高的强度，结构致密，颜色较深，表面光滑〔见图2(f)〕. 在整个反应器启动阶段，污泥生长趋势良好，颗粒化进程明显.

图2 阶段Ⅰ中污泥形态照片Fig.2 Morphological observation of sludge in stage I

阶段Ⅱ(31～120 d)反应器内AGS形态变化如图3所示. 在稳定运行阶段，污泥外观没有明显的变化，9个不同运行时段的颗粒污泥均呈现出外形规则、边缘较平整，颗粒结构紧密等特征，并且污泥中微生物种类众多，生物活性大，没有出现丝状菌的膨胀，未出现明显的颗粒污泥解体现象. 图4为成熟阶段的AGS镜检照片，由图4可见，以活性炭成核的碳基AGS具有更紧密的污泥结构，微生物相丰富，适应能力强，具有较好的结构完整性. 从图4(a)可以直观地看到，反应器中形成了颗粒化程度较高的AGS，颗粒为浅黄色，形状规则，结构致密，表面较光滑. 图4(b) 为显微镜视野下AGS的照片，可以明显看到AGS内部的黑色活性炭成核物质. 因此，该研究中AGS的快速出现可能是基于“晶核假说”原理，即颗粒污泥的形成类似于结晶过程：在晶核的基础上，絮状污泥不断聚集，最终生成AGS. 晶核的来源一般为进水中的无机颗粒、惰性物质或者反应器运行中产生的无机沉淀等物质[20-22].

图3 阶段Ⅱ中AGS形态Fig.3 Morphological observation of sludge in stage II

图4 碳基成熟AGSFig.4 Carbon based mature aerobic granular sludge

2.1.2 污泥粒径分布

污泥的粒径是AGS形成过程的重要参数指标之一，通过粒径分布可以直观地了解污泥的颗粒化进程，图5为AGS培养阶段污泥的粒径分布. 在接种当天，污泥为絮状，粒径大都在0.1 mm以下，少量在0.2～0.4 mm之间；随着培养过程的推进，污泥颗粒化程度提高，粒径稳步增长，到第8天时可达0.6～0.8 mm左右，但大部分污泥粒径集中分布在0.2～0.4 mm；第14天时，占主导的污泥粒径在0.6～0.8 mm，说明此时已经有较为明显的颗粒污泥出现，颗粒化程度明显；在反应器运行的第18天，粒径在1.0～1.5 mm的颗粒污泥占82%以上，并且有粒径1.5～2.0 mm的污泥出现. 直到第29天，污泥已经成熟，粒径主要分布在1.0～1.5 mm，最大可达1.5～2.0 mm. 在培养阶段，污泥的粒径一直在增长，说明絮状污泥能够包裹粉末活性炭，以其为核心，逐步推进颗粒化进程，污泥生长趋势明显.

粒径范围/mm:1—<0.1;2—0.2～0.4;3—0.4～0.6;4—0.6～0.8;5—1.0～1.5;6—1.5～2.0.图5 污泥颗粒化过程中粒径分布情况Fig.5 Particle size distribution in sludge granulation process

2.1.3 污泥浓度及沉降性能变化

生物处理系统中，污泥浓度及沉降性能反映了系统的处理能力及运行的稳定. 由图6可见，刚接种污泥时ρ(MLSS)为 3 300 mg/L；反应器运行10 d后ρ(MLSS) 升至 3 450 mg/L；此后持续升高，到15 d时达到 3 700 mg/L左右；运行30 d时ρ(MLSS)最终稳定在 3 850 mg/L左右. 由此可见，培养前期ρ(MLSS)先降后升，是由于刚接种絮状污泥，微生物系统需要适应环境而进行调整，一部分菌群适应不了该环境，从而导致其从污泥上脱落，形成小的菌胶团，被淘洗出反应器；此外，接种污泥悬浮性大，沉降性能差，浮泥随排水被排出，从而ρ(MLSS)有所下降；之后在足够的营养物质条件下，ρ(MLSS)逐步升高. 污泥的沉降性能一般可以用SVI来表征.反应器启动第1天时，SVI为120 mL/g；在反应器稳定运行的第4天，SVI迅速降至96 mL/g；运行10 d时SVI达到67 mL/g，14 d之后变化趋于平缓，稳定在45 mL/g，沉降性能明显提高，泥水分离的自沉降时间在第16天也降至4 min.

图6 反应期间ρ(MLSS)、SVI变化趋势Fig.6 Changes in MLSS and SVI during reactor operating

稳定运行阶段初期ρ(MLSS)为 3 850 mg/L，SVI为45 mL/g，此后ρ(MLSS)稳定升至 4 000 mg/L，SVI稳定在35 mL/g，说明该阶段系统内微生物生长稳定，颗粒化程度高，污泥以投加的活性炭为核心聚集生长，沉降性能良好而趋于平稳. 运行后期，ρ(MLSS)达到 4 050 mg/L，SVI一直稳定在35 mL/g. 由此可见，以活性炭为内核形成的AGS具有良好的沉降性能，减少了污泥的流失，使污泥浓度维持在较高水平；同时系统内丰富的生物量也为后期良好的除污性能提供了保障.

2.1.4w(PN)、w(PS)的变化

由图7可见，培养初期，w(PN)迅速升高，在第13天就从最初的50 mg/g升至128 mg/g；随着污泥的颗粒化，w(PN)上升变缓，最终达到168 mg/g.w(PS)基本保持不变，增长趋势缓慢且稳定，由接种时的8 mg/g最终升至12 mg/g. 从图中7可以直观地发现，当颗粒化进程基本完成时，PN/PS(质量比)从6.25升至14.00左右. 阶段Ⅰ是反应器污泥EPS的w(PN)及PN/PS逐渐增加的阶段，恰好是污泥颗粒化阶段，因此可以认为二者之间存在必然联系.

图7 反应期间w(PS)、w(PN)的变化Fig.7 Changes in PS and PN during reactor operating

稳定运行阶段初期，由于进水C/N的变化，污泥适应进水波动，出现w(PN)略降的情况；在第35天后，w(PN)开始恢复上升，90d后基本保持稳定. 该阶段污泥中w(PN)平均达到210 mg/g. 与此同时，w(PS)小幅上升，反应器运行末期稳定在16 mg/g左右，PN/PS稳定在15.00左右. 试验结果表明，w(PN)与污泥的颗粒化进程和稳定性密切相关. PN中的氨基酸组成了疏水基团，PS中的羧基等组成了亲水基团，因此PN/PS的增加有利于提高AGS的疏水性，降低表面吉布斯自由能，增强了污泥亲和力，进而促进污泥脱离水相凝聚成团[23-24]；另外，PN中氨基等正电官能团和PS中羧基等负电官能团，降低污泥表面负电荷，使得污泥间的静电斥力随之降低，有利于微生物聚合体聚集形成稳定的AGS结构[25].

2.2 反应器中AGS的除污能力

2.2.1 对CODCr的去除效果

图8 CODCr进出水质量浓度及去除率的变化Fig.8 Changes in CODCr concentration and removal rate

反应器进出水ρ(CODCr)及CODCr去除率的变化情况如图8所示. 活性炭是一种良好的吸附剂，废水进入反应器后有机物被颗粒活性炭所吸附，出水ρ(CODCr)迅速下降，随着反应器的运行，被活性炭吸附的CODCr逐渐被反应器中的污泥所降解. 随着碳基AGS的逐渐形成，反应器对CODCr的去除能力开始提高，CODCr去除率保持上升趋势. 在第14天时AGS已经显著形成，CODCr去除率达到70.0%左右；18 d后CODCr去除率一直维持在70.0%～76.0%之间，与此同时，出水ρ(CODCr)也一直保持在48.00 mg/L以下. 该阶段的CODCr去除率平均达到了75.0%. 稳定运行阶段，CODCr去除率平均为82.0%，出水ρ(CODCr)平均约为32.00 mg/L. 随着进水ρ(CODCr)大幅波动，CODCr的去除效果却一直保持着比较高的水平，受C/N变化的影响不大，说明碳基AGS有着较强的耐负荷性，在C/N波动较大的情况下仍有稳定的去除效果，但去除率大小波动变小. 这是由于AGS本身对有机底物消耗量大，所以导致对污水CODCr去除效果好. AGS比表面积大，孔隙率大，在其表面和内部的孔隙中存在着大量的微生物，使得AGS具有较高的生物量，加快了有机物的降解，提高了CODCr去除率. 由于该试验的AGS是以活性炭为基质形成的，具有稳定的内核，不会因为內源呼吸导致其解体，降低了AGS失活的可能性，其结构紧密，好氧条件下可以稳定地降解有机物.

2.2.2 对NH4+-N的去除效果

图9 NH4+-N进出水质量浓度及去除率的变化Fig.9 Changes in NH4+-N concentration and removal rate

由图9可见，培养阶段，进水ρ(NH4+-N)平均为42.00 mg/L，处于较低的水平. 反应器启动初期，在选择压的作用下，沉降性能差的活性污泥被排出反应器，同时活性污泥处于适应水质环境阶段，所以NH4+-N的处理效果不佳，去除率降至14.0%左右；随着污泥颗粒化进程的推进，NH4+-N去除率上升，平均高达93.0%，出水ρ(NH4+-N)低于3.00 mg/L. 这是由于AGS的特殊结构，有利于硝化菌的大量繁殖，NH4+-N在与颗粒污泥接触后，迅速被吸附到其表面，在充足的DO和大量硝化菌存在的条件下迅速被氧化成NO3--N和NO2--N，表观上即表现出较高的去除率[26]. 稳定运行阶段，随着进水ρ(NH4+-N)的波动，NH4+-N去除率也呈波动上升趋势，平均高达96.0%，该阶段平均出水ρ(NH4+-N)为1.40 mg/L.说明该环境条件下形成的碳基的AGS对NH4+-N有很好的去除效果.

2.2.3 出水NO3--N、NO2--N的变化

由图可见，第1天时，出水ρ(NO3--N)为18.70 mg/L，ρ(NO2--N)为0.66 mg/L；随着反应的进行，二者均呈下降趋势，到第16天时，出水ρ(NO3--N)稳定在7.00 mg/L左右. 稳定运行阶段，在反应器运行到第47天时，出水ρ(NO3--N)由7.00 mg/L降至2.00 mg/L，并保持稳定，出水ρ(NO2--N)在0.20 mg/L 上下波动. SBR反应器为间歇进水方式，所以碳源在较短的时间内迅速进入反应器，使反应器内ρ(CODCr)升高，并容易传递到颗粒污泥内部，此时碳源、氮源充足，颗粒表面的异养菌较活跃，消耗大量的DO，使其向内部传质受阻，在AGS内部形成厌氧或缺氧的环境，反硝化作用在此发生[27]，表观上即表现为出水ρ(NO3--N)和ρ(NO2--N)的下降；此外，该系统培养的AGS添加了粉末活性炭作为其内核，增大了AGS的厌氧区域，使得反硝化作用得到加强，提高了NO3--N和NO2--N的去除.ρ(NO3--N)始终高于ρ(NO2--N).

图10 出水中ρ(NO3--N)和ρ(NO2--N)的变化Fig.10 Changeof NO3--N and NO2--N concentration in effluent

图11 TN进出水质量浓度及去除率变化Fig.11 Changes in TN concentration and removal rate

2.2.4 对TN的处理效果

对比图9和图11可见，ρ(TN)的变化趋势与ρ(NH4+-N)的变化趋势基本一致. 反应器启动初期，污泥适应新水质环境条件，对TN的去除率较低，对比图10，此时NO3--N和NO2--N的含量也较低，而未被氧化的NH4+-N的含量较高. 随着反应器的运行，污泥的适应性增强，TN去除率也呈上升趋势，到阶段Ⅰ运行末期可达74.0%，出水ρ(TN)平均为13.50 mg/L. 稳定运行阶段，进水ρ(TN)平均为48.70 mg/L，进水碳源的波动导致污泥系统适应性略有下降，水体中各微生物活性略有降低，去除效果下降，出水ρ(TN)约为14.00 mg/L，去除率为71.0%. 随着碳基AGS对变COD/N比进水的适应性增强，出水ρ(TN)约为11.50 mg/L，去除率可达77.0%. 整个稳定运行阶段反应器对TN的平均去除率能达到76.5%，出水ρ(TN)为11.50 mg/L. 王新华[28]利用逐步提高NH4+-N负荷的方法培养出的好氧硝化颗粒污泥对TN的去除率为45.0%～55.0%，说明活性炭强化AGS具有更优异的同步硝化反硝化能力. 在反应器内，由于活性炭对活性污泥絮体的吸附作用，加快了微生物的聚集，从而减少颗粒化时间，形成了结构紧凑、强度大、硝化性能好的AGS[29].

2.2.5 对TP的处理效果

由图12可见，由于活性炭的吸附作用，系统一开始的除磷效率就很高，TP去除率接近90.0%，出水ρ(TP)较低. 随着反应的进行，TP去除率总体呈上升趋势. 在整个稳定运行阶段，进水ρ(TP)平均在3.49 mg/L左右，出水ρ(TP)平均在0.12 mg/L左右，TP去除率平均为96.6%. 从阶段Ⅰ到阶段Ⅱ，随着AGS数量逐渐增多到污泥完全颗粒化期间，在较高的ρ(CODCr)下，充足的碳源导致大量好氧菌的繁殖；CODCr快速降解容易形成较大的ρ(DO)梯度，为除磷菌提供了释磷所需的厌氧环境. 随着CODCr的降解去除，ρ(DO)逐渐升高且接近饱和，此时ρ(DO)梯度减小，其扩散进入颗粒内部的区域变大，厌氧区变小，除磷菌进行好氧﹑缺氧吸磷. 颗粒污泥好氧层的聚磷菌以氧分子为电子受体优先吸磷，随着ρ(DO)的降低，硝化反硝化反应的进行，也有缺氧层的反硝化聚磷菌以硝态氮为电子受体完成吸磷[30]. 由于系统中形成的AGS具有特殊的结构，由外而内形成好氧层、缺氧层、厌氧层的微观环境，利于兼性异养聚磷菌的好氧吸磷和反硝化除磷，因此除磷效果好.

图12 TP进出水质量浓度及去除率的变化Fig.12 Changes in TP concentration and removal rate

2.3 AGS培养和稳定运行讨论

2.3.1 AGS快速形成机理初探

该研究在启动时投加了粉末活性炭，使其作为内核，促使污泥包裹活性炭逐渐形成颗粒. 培养阶段通过逐步降低沉降时间，把沉降性能差的絮状污泥排出反应器，提高反应器内碳基AGS的竞争能力，使其生物群落在反应器中占主导，加速了污泥颗粒化进程. 根据“晶核假说”，反应器内存在不参与生化反应的惰性物质时，在水力剪切力及沉淀时间等的选择作用下，污泥附着于惰性物质聚集生长，以其为核心，最终形成AGS. Ca2+的投加也加速了颗粒化的进程，显著提高了颗粒化效率，同时能够使污泥结构密实. 本试验还发现碳基颗粒污泥拥有更耐冲击负荷的能力，这是由于PN的正电位作用协同Ca2+加速了颗粒化进程. 细胞表面和胞外聚合物通常带负电荷，金属离子能挤压污泥(尤其是颗粒污泥)，使之呈扩散状的双层结构，降低细胞表面电荷并增强细胞间的范德华力，提高了污泥的疏水性，加快了污泥聚集，提高了碳基颗粒污泥的活性. 这无疑证明了AGS快速形成过程中可以通过投加活性炭提高沉降性能，形成的含有Ca2+的碳基AGS具有更稳定的性能和更大的粒径，同时还对胞外聚合物的分泌起到了一定的促进作用. 同时，对于AGS的胞外聚合物含量的研究，普遍认为PS合成于污泥细胞之外，而PN作为构成污泥的重要成分通常是从胞内分泌出来的[31]. 该研究通过对EPS含量的测定和分析发现，EPS中w(PS)较低且变化较小，PN一直占据主导，随着w(PN)的增多，PN/PS 逐渐升高，反应器中污泥系统颗粒化程度也明显提高，说明胞外聚合物中PN对颗粒化进程的促进作用更大. 此外还发现，污泥的形成过程中，其w(PN)越高颗粒完整度就越高，w(PS)会保持在某一个较低的值且变化量小，从而PN/PS可以稳定在一定的水平，此时最有利于污泥的颗粒化进程.

2.3.2 稳定运行阶段讨论

经过稳定运行阶段试验可以看出，该研究中的碳基AGS有较高的ρ(MLSS)，较高的生物量和丰富的微生物相，表现了颗粒污泥良好的凝聚沉降性能，在非恒温情况下也能够稳定生长，并且能够保持致密的结构，污泥粒径多保持在1.0～1.5 mm，完整性良好. 该阶段污泥w(PN)维持在较高的水平，说明颗粒污泥的稳定性和w(PN)密切相关. 碳基AGS存在一个稳定的成核中心，有利于富集生长速率较慢的微生物种群，在此基础上形成的污泥不易因进水底物营养物质的不足导致內源呼吸瓦解，能够保持稳定结构，在进水C/N波动的情况下也能稳定运行. 对比杨麟[32]只接种絮状污泥培养AGS的试验结果，进一步证明了碳基AGS的耐冲击负荷和耐有机负荷变化的能力更强. 同时，通过对成熟碳基AGS的观察发现，稳定运行的碳基AGS内部黑色的区域由粉末活性炭形成，由内而外分层形成厌氧层、缺氧层、好氧层等不同区域，外部聚集大量好氧微生物，这是碳基AGS除污效果良好的关键. 脱氮效果好主要是由于SBR反应器运行过程中曝气8 h，有足够的好氧条件将进水的氨氮氧化为硝酸盐，同时由于AGS得到Ca2+的加强，在污泥微生物细胞内部封闭区域形成较小的厌氧环境[33]，促进了反硝化细菌将硝酸盐还原为氮气，从而同步的硝化和反硝化作用将氮源有效利用，达到高效脱氮的目的. 正是由于污泥系统的硝化反硝化效率高，反应器中亚硝酸盐的含量少，对聚磷菌的抑制作用小，同时AGS外部好氧的条件更加促进了聚磷菌吸收磷，转移到内部的厌氧环境后释磷菌的活性被抑制，厌氧释磷减少，从而达到高效除磷的效果.

3 结论

a) 在常温规模条件下接种普通絮状活性污泥，通过投加活性炭和Ca2+加速颗粒化进程，能够在14 d内初步形成AGS，18 d内可使污泥颗粒化程度达到80.0%，污泥自然沉降能在4 min完成，成熟的碳基AGS粒径主要在1.0～1.5 mm之间.

b) 整个试验期间，污泥ρ(MLSS)前期适应环境略有降低，而后逐步升至4 050 mg/L，SVI呈降低趋势，最终保持在35 mL/g左右的水平. 通过对EPS的测试分析发现，w(PS)较小且变化小，w(PN)在培养阶段增长迅速，而稳定运行阶段增长放缓，最终稳定达到240 mg/g，PN/PS从6.25升至14.00左右. 结果表明PN和PN/PS在AGS颗粒化过程和稳定运行过程都有非常重要的促进作用.

c) 稳定运行的碳基AGS脱氮除磷效果很好，能够同时进行硝化和反硝化作用，对CODCr、TN和TP的平均去除率分别达到了82.0%、76.5%和96.0%，平均出水浓度均达到了GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A类标准.

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Cultivation and Stable Operation Performance of Carbon-Based Aerobic Granular Sludge in SBR

GUAN Lei, XIN Xin*, ZHU Liaodong, YUAN Jinzhen, CHEN Fan

College of Resources and Environment, Chengdu University of Information Technology, Chengdu 610225, China

2016-10-26

2017-03-02

成都市科技惠民技术研发项目(2015-HM01-00477-SF)；成都信息工程大学中青年学术带头人科研基金项目(J201614)

管蕾(1992-)，女，山东潍坊人，1149483871@qq.com.

*责任作者，信欣(1976-)，女，河北衡水人，教授，博士，主要从事水污染控制及资源化研究，xx@cuit.edu.cn

X703.1

1001- 6929(2017)07- 1129- 09

A

10.13198/j.issn.1001- 6929.2017.02.29

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