魏燕杰 ，季 民，李國(guó)一，秦菲菲

(1. 天津大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，天津 300072；2. 交通運(yùn)輸部天津水運(yùn)工程科學(xué)研究所，水路交通環(huán)境保護(hù)技術(shù)交通行業(yè)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，天津 300456；3. 天津塘沽中法供水有限公司，天津 300450)

好氧顆粒污泥技術(shù)自從20世紀(jì)90年代出現(xiàn)開(kāi)始，以反應(yīng)器中污泥濃度高、沉降速度快、耐沖擊負(fù)荷能力強(qiáng)、能夠同時(shí)實(shí)現(xiàn)脫氮除磷等特點(diǎn)成為目前廢水處理領(lǐng)域研究的熱點(diǎn)之一．但是許多的研究報(bào)道中發(fā)現(xiàn)顆粒污泥系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行一段時(shí)間后，都會(huì)出現(xiàn)顆粒污泥解體現(xiàn)象，其較差的穩(wěn)定性成為制約該技術(shù)廣泛應(yīng)用的瓶頸[1-2]．本課題組前期研究[3-4]發(fā)現(xiàn)，對(duì)顆粒污泥穩(wěn)定性起關(guān)鍵作用的是COD污泥負(fù)荷．在反應(yīng)器運(yùn)行初期，為了馴化培養(yǎng)顆粒污泥，大量細(xì)小分散、沉降性能差的絮狀污泥被淘洗出反應(yīng)器，污泥濃度較低，較高的污泥負(fù)荷為微生物的生長(zhǎng)提供了物質(zhì)基礎(chǔ)．隨著顆粒污泥的出現(xiàn)，污泥沉降性能趨于穩(wěn)定，污泥濃度逐漸增加，污泥負(fù)荷率不斷下降．由于顆粒污泥特殊的空間結(jié)構(gòu)，當(dāng)污泥顆粒粒徑越來(lái)越大時(shí)，低污泥負(fù)荷難以克服傳質(zhì)阻力；顆粒內(nèi)部微生物在沒(méi)有充足營(yíng)養(yǎng)基質(zhì)的情況下易自溶分解，從而在內(nèi)部形成更大空隙，在曝氣等水力沖擊下顆粒污泥極易解體．

較低的COD污泥負(fù)荷和逐漸增加的傳質(zhì)阻力是導(dǎo)致污泥穩(wěn)定性下降、污泥解體的主要原因．當(dāng)反應(yīng)器有機(jī)容積負(fù)荷基本固定時(shí)，污泥濃度的不斷攀升、顆粒污泥的尺寸不斷增大則是 COD污泥負(fù)荷降低、傳質(zhì)阻力增強(qiáng)的內(nèi)在誘因．而污泥濃度及顆粒的尺寸又受反應(yīng)器運(yùn)行條件的直接影響．為了便于說(shuō)明問(wèn)題，在此引入“選擇壓”的概念．

微生物通常以分散的狀態(tài)存在，而非聚集體[5]．因此要想形成顆粒污泥需要施加一些外界力，即所謂的選擇壓來(lái)使得這些微生物聚集成團(tuán)．選擇壓對(duì)污泥顆?；^(guò)程及形成的顆粒污泥的特性具有至關(guān)重要的作用[6-8]．同生物膜一樣，顆粒污泥正是這些選擇壓作用下顆粒內(nèi)外微生物的生長(zhǎng)及脫落動(dòng)態(tài)發(fā)展的結(jié)果．其中與微生物生長(zhǎng)對(duì)應(yīng)的選擇壓是基質(zhì)選擇壓，它是通過(guò)選擇并富集不同微生物種屬、控制微生物生長(zhǎng)速度及基質(zhì)代謝方式來(lái)影響污泥顆?；^(guò)程和形成的顆粒污泥的性狀，包括基質(zhì)種類(lèi)和基質(zhì)負(fù)荷；當(dāng)待處理廢水固定時(shí)，基質(zhì)選擇壓即指基質(zhì)負(fù)荷．而與微生物脫落(包括淘洗出反應(yīng)器)對(duì)應(yīng)的是水力選擇壓，包括水力剪切力和污泥齡2個(gè)重要參數(shù).

因此可以說(shuō)顆粒污泥是水力選擇壓和基質(zhì)選擇壓共同作用下的產(chǎn)物．基質(zhì)選擇壓與水力選擇壓的對(duì)應(yīng)統(tǒng)一、相互平衡可以保證形成結(jié)構(gòu)密實(shí)、高強(qiáng)度、沉淀性能好的顆粒污泥；兩者之間的平衡失調(diào)或者會(huì)引起微生物難以成團(tuán)或被大量淘洗出反應(yīng)器；或者會(huì)導(dǎo)致顆粒污泥的粒徑過(guò)度增加，由于基質(zhì)傳質(zhì)的限制，導(dǎo)致顆粒內(nèi)部胞內(nèi)分解及空隙和空洞的增多，最終導(dǎo)致顆粒的解體及失穩(wěn)．

分析表明，可以從基質(zhì)選擇壓與水力選擇壓兩方面著手調(diào)節(jié)反應(yīng)器內(nèi)污泥濃度及顆粒大小，保證顆粒污泥及反應(yīng)器的穩(wěn)定．如采用較低的溶解氧濃度培養(yǎng)生長(zhǎng)速率較慢的微生物[9]，調(diào)節(jié) N/COD 形成以生長(zhǎng)速率較慢的硝化細(xì)菌為主體的顆粒污泥[10]；或者通過(guò)提高水力剪切力[6]、降低污泥齡[8]、投加無(wú)機(jī)載體并增加額外水力剪切力[11-12]等措施平衡由高基質(zhì)負(fù)荷引起的微生物快速滋生、粒徑加速增長(zhǎng)所帶來(lái)的壓力．

但某些措施在實(shí)際操作中難以控制或存在矛盾，當(dāng)處理廢水固定時(shí)，N/COD基本固定；在顆粒污泥系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行前，為了保證污泥濃度及顆粒污泥的比例不斷增加，一般不進(jìn)行排泥；為了培養(yǎng)生長(zhǎng)速率較慢的微生物，需要控制較低的溶解氧濃度，即控制較低的曝氣量，這樣又不利于水力剪切力的提高．綜合以上分析及實(shí)際條件，同時(shí)參考粉末活性炭(powdered activated carbon，PAC)在厭氧顆粒污泥系統(tǒng)快速啟動(dòng)及穩(wěn)定性方面所起的積極作用[11-13]，筆者選擇了“投加 PAC”作為強(qiáng)化好氧顆粒污泥穩(wěn)定性的調(diào)控措施，并從物理性狀、化學(xué)性狀和微生物生長(zhǎng)動(dòng)力學(xué)3個(gè)方面分析了投加PAC對(duì)好氧顆粒污泥穩(wěn)定性的影響．

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行方式

構(gòu)建兩套完全相同的 SBR裝置平行運(yùn)行，分別命名為SBR1和SBR2；單套裝置及流程如圖1所示．反應(yīng)器由雙層有機(jī)玻璃圓柱制成，有效體積3.0,L，內(nèi)層直徑為 5.0,cm，有效高度為 152.8,cm．反應(yīng)器內(nèi)外夾層之間采用循環(huán)水保溫控制反應(yīng)器在接近恒溫條件下(20～25,℃)運(yùn)行．

SBR系統(tǒng)由可編程控制器控制進(jìn)水、曝氣、沉降、排水及閑置等全過(guò)程，具體運(yùn)行參數(shù)為進(jìn)水60,min，好氧曝氣 640,min，沉降 5,min，排水 5,min，靜置 10,min，周期總長(zhǎng)為 720,min(見(jiàn)圖 1)．采用潛水泵從反應(yīng)器底部進(jìn)水；重力排水；采用空氣壓縮機(jī)通過(guò)微孔曝氣器曝氣，供氣量由轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制在0.10,m3/h左右(氣體表觀速度為 1.41,cm/s)．反應(yīng)器運(yùn)行期間始終沒(méi)有主動(dòng)排泥．

1.2 分析項(xiàng)目及方法

COD、N H+4—N、含鹽量、MLSS、MLVSS、SVI均采用標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定[14]．污泥結(jié)構(gòu)及生物相的觀察采用光學(xué)顯微鏡(HIROX KH-7700)．污泥粒徑分布采用激光粒度儀測(cè)定．污泥濕密度的測(cè)定、好氧顆粒污泥胞外聚合物(EPS)的提取與測(cè)定參照文獻(xiàn)[3]，多糖采用蒽酮法測(cè)定，蛋白質(zhì)采用修正的 Lowry法測(cè)定．污泥相對(duì)疏水性(SRH)的測(cè)定參考文獻(xiàn)[15]．

圖1 SBR系統(tǒng)及運(yùn)行程序示意Fig.1 Sketch of SBR system and its operating mode

1.3 進(jìn)水水質(zhì)與接種污泥

實(shí)驗(yàn)用水取自天津市某垃圾填埋場(chǎng)的滲濾液集水池．根據(jù)系統(tǒng)進(jìn)水水質(zhì)及運(yùn)行條件的不同，可將整個(gè)實(shí)驗(yàn)過(guò)程分成3個(gè)階段(見(jiàn)表1)．階段Ⅰ：微生物馴化及好氧顆粒污泥培養(yǎng)階段，根據(jù)原垃圾滲濾液的水質(zhì)特征及實(shí)驗(yàn)所需，將垃圾滲濾液用自來(lái)水適當(dāng)?shù)剡M(jìn)行稀釋?zhuān)M(jìn)水中污染物質(zhì)量濃度較低(平均質(zhì)量濃度：2,100,mgCOD/L，400,mg,NH4+—N/L，4,100,mgTDS/L)；反應(yīng)器體積交換率保持在較低水平(30%～40%)．階段Ⅱ：過(guò)渡階段，逐漸減少進(jìn)水中自來(lái)水的比例，直至進(jìn)水完全為垃圾滲濾液．階段Ⅲ：穩(wěn)定運(yùn)行階段，反應(yīng)器進(jìn)水完全為垃圾滲濾液，污染物質(zhì)量濃度維持在：4,590,mgCOD/L，1,154,mgNH4+—N/L，14,330,mgTDS/L.

表1 平行運(yùn)行的SBR系統(tǒng)不同運(yùn)行階段Tab.1 Operational stages of parallel SBR system throughout experiment

實(shí)驗(yàn)接種污泥取自天津市某垃圾填埋場(chǎng)氧化溝處理系統(tǒng)．污泥呈棕褐色、絮狀．加入反應(yīng)器后污泥沉降指數(shù) SVI為 99,mL/g，污泥初始質(zhì)量濃度為3.5,g/L．SBR1中額外投加了 3,g,PAC，使其在反應(yīng)器中的初始質(zhì)量濃度為1,g/L；SBR2中未投加PAC．

2 實(shí)驗(yàn)結(jié)果與討論

2.1 PAC投加對(duì)顆粒污泥物理性狀的影響

2.1.1 PAC投加對(duì)顆粒污泥形成及其外觀形態(tài)的影響

兩反應(yīng)器中接種污泥為傳統(tǒng)的絮狀污泥，結(jié)構(gòu)松散，平均粒徑為0.044,mm．第23天，SBR1中出現(xiàn)了以 PAC微?；蚱渌麩o(wú)機(jī)雜質(zhì)為內(nèi)核、外層為疏松污泥相互堆積纏繞的小絮團(tuán)；SBR2中污泥則出現(xiàn)了初期的顆粒聚集體．SBR1運(yùn)行到第 40天才出現(xiàn)了邊界清晰的擬球形顆粒污泥．隨著反應(yīng)的進(jìn)行，SBR1中顆粒污泥的比例顆粒尺寸繼續(xù)加大，邊界清晰、結(jié)構(gòu)致密的顆粒污泥逐漸成為反應(yīng)器中的主體，少量絮狀與細(xì)小的顆粒污泥并存．第 50天污泥平均粒徑達(dá)到 0.364,mm(見(jiàn)圖 2(,a))，之后穩(wěn)定在 0.36～0.60,mm．SBR2在接種后第32天率先出現(xiàn)了不規(guī)則的絨毛狀初期小顆粒，隨著反應(yīng)器的繼續(xù)運(yùn)行，顆粒污泥在污泥中的比例逐步增加，并且污泥的粒徑顯著增大，第 50天污泥平均粒徑達(dá)到 0.716,mm(見(jiàn)圖2,(b))；但在第 67天 SBR2中顆粒污泥出現(xiàn)了解體現(xiàn)象(見(jiàn)圖2,(d))．

圖2 不同階段反應(yīng)器污泥形態(tài)Fig.2 Morphological observations of sludge at different stages

由圖 2可以發(fā)現(xiàn)：未投加 PAC的 SBR2中顆粒污泥出現(xiàn)較早并且顆粒尺寸較大，但結(jié)構(gòu)疏松，這也意味著 SBR2中的污泥對(duì)外界有毒污染物和負(fù)荷沖擊更為敏感，顆粒更易失穩(wěn)甚至解體．相比而言，投加了 PAC的 SBR1中顆粒污泥出現(xiàn)較晚，但形成的污泥顆粒結(jié)構(gòu)密實(shí)．投加的 PAC作為自凝聚的初始內(nèi)核，細(xì)菌可以在其表面粘附、附著、生長(zhǎng)，并以此為基礎(chǔ)形成初始小顆粒；該小顆粒外層菌膠團(tuán)在氣流、水流、顆粒間的相互碰撞等沖擊下脫落后再次成為新顆粒的前體物，周而復(fù)始．另外，PAC的加入導(dǎo)致污泥菌膠團(tuán)與活性炭微?；蚓z團(tuán)本身在一個(gè)狹小空間內(nèi)發(fā)生了更加頻繁的碰撞與摩擦，延緩了污泥之間相互聚集及顆粒污泥的形成；但頻繁的碰撞與摩擦又增強(qiáng)了顆粒污泥形成所需的水力選擇壓，從而促進(jìn)了顆粒污泥結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定．

2.1.2 PAC投加對(duì)污泥結(jié)構(gòu)濕密度的影響

從宏觀角度分析，污泥濕密度可以作為污泥結(jié)構(gòu)密實(shí)度的重要表征參數(shù)．常規(guī)活性污泥絮體的濕密度介于 1.002～1.006,g/cm3之間[16]．兩反應(yīng)器內(nèi)污泥濕密度的變化如圖3所示，接種污泥的濕密度分別為1.008,g/m3和 1.006,g/cm3．運(yùn)行第 35天，SBR2中出現(xiàn)顆粒污泥后，污泥濕密度增至 1.028,g/cm3，并在第35～67天之間波動(dòng)于 1.023～1.028,g/cm3之間；但由于顆粒污泥的解體，SBR2中污泥濕密度不斷下降，在運(yùn)行后期僅維持在 1.003～1.013,g/cm3之間．相比而言，投加了 PAC的 SBR1中污泥濕密度隨著運(yùn)行時(shí)間穩(wěn)定上升，第 43天顆粒污泥出現(xiàn)后，濕密度值為 1.035,g/cm3；在階段Ⅲ，該值穩(wěn)定在 1.043～1.069,g/cm3的范圍內(nèi)，標(biāo)志著顆粒污泥更為穩(wěn)定．

圖3 污泥濕密度隨運(yùn)行時(shí)間的變化Fig.3 Development of wet density with operation time

2.1.3 PAC投加對(duì)污泥粒徑分布的影響

從微觀角度分析，好氧顆粒污泥的形成與生長(zhǎng)是微生物生長(zhǎng)和脫落共同作用的結(jié)果．當(dāng)微生物生長(zhǎng)與脫落相互平衡時(shí)，好氧顆粒污泥達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài)，將此時(shí)顆粒的尺寸定義為 Deq，在顆粒污泥反應(yīng)器的運(yùn)行和污泥的生長(zhǎng)過(guò)程中，顆粒尺寸D是向著Deq的方向發(fā)展，Deq與D之間的差距可被視為另外一種顆粒生長(zhǎng)的驅(qū)動(dòng)力[17]，Deq與 D 之間的差距越小，系統(tǒng)越穩(wěn)定．因此除了污泥平均粒徑外，相對(duì)集中的正態(tài)分布也是考察污泥顆?；^(guò)程的重要指標(biāo)．參考文獻(xiàn)[18]，用高斯正態(tài)分布擬合 SBR1中不同階段污泥的尺寸分布．高斯正態(tài)分布的方程為

式中：x為污泥粒徑，μm；y為粒徑 x的污泥所占比例；xc為總體均數(shù)，μm，相當(dāng)于 Deq；w 為標(biāo)準(zhǔn)偏差，反應(yīng)了分布曲線的寬度(見(jiàn)圖 4)，w越小，分布越集中，反之亦然．

圖4 SBR1中污泥粒徑分布及高斯擬合Fig.4 Profiles and Gauss fits of particle size distribution in SBR1

如圖4所示，接種污泥由于粒徑尺寸分布的范圍較小，高斯擬合較好，對(duì)應(yīng)的 xc為51.5,μm，w為48.3,μm(見(jiàn)表2)．隨著污泥的生長(zhǎng)，顆粒尺寸的增加，第 50 天 xc變?yōu)?448.4,μm，w 增至 434.4,μm，表明污泥尺寸分布越來(lái)越分散．第 90天，xc變?yōu)?75.5,μm，w 繼續(xù)增至 814.2,μm．尺寸分布越分散的污泥系統(tǒng)，表明 Deq與D之間的差距越大，系統(tǒng)的穩(wěn)定性越差．為了維持系統(tǒng)內(nèi)顆粒的穩(wěn)定性，第 106天，向 SBR1補(bǔ)加了一次 PAC(0.25,g/L)．由于投加PAC加強(qiáng)了系統(tǒng)內(nèi)部顆粒間的相互碰撞與摩擦，第113天，xc變?yōu)?613.5,μm，w 下降至 618.0,μm．通過(guò)投加 PAC調(diào)節(jié)了污泥粒徑大小、降低了粒徑分布分散化的趨勢(shì)，避免因傳質(zhì)阻力引起的顆粒內(nèi)部分裂，從“水力選擇壓”的角度保證顆粒污泥系統(tǒng)的穩(wěn)定．

表2 SBR1中不同運(yùn)行階段污泥粒徑分布的高斯擬合參數(shù)Tab.2 Gauss fitting parameters for size distributions at different stages in SBR1

2.2 PAC投加對(duì)顆粒污泥化學(xué)性狀的影響

2.2.1 PAC投加對(duì)污泥分泌EPS的影響

近年來(lái)關(guān)于生物膜及顆粒污泥的研究發(fā)現(xiàn)，污泥中 EPS含量的增加對(duì)于微生物的聚集、顆粒污泥和生物膜的形成與穩(wěn)定起到了積極的促進(jìn)作用[19]．實(shí)驗(yàn)兩反應(yīng)器中污泥 EPS各組分的變化如圖 5所示．SBR1運(yùn)行初始階段蛋白質(zhì)(PN)和多糖(PS)的含量分別為 32.6,mg/(gVSS)和 7.4,mg/(gVSS)．階段Ⅰ，隨著反應(yīng)器的運(yùn)行PN濃度呈現(xiàn)出逐漸增加的變化趨勢(shì)，第46天上升至最高的106.1,mg/(gVSS)；之后略有下降，但一直穩(wěn)定在 76.3～97.1,mg/(gVSS)范圍內(nèi)．PS含量在反應(yīng)器運(yùn)行前 43,d無(wú)明顯變化，其值在7.4～8.5,mg/(gVSS)范圍內(nèi)；46,d后其含量略有上升并在隨后的運(yùn)行時(shí)間內(nèi)維持在10.2～17.4,mg/(gVSS)的水平．PN/PS的變化與 PN含量變化過(guò)程相似，其比值在階段Ⅰ由最初的 4.3逐漸增至第 43天的最高值10.0；此后波動(dòng)于6～8的范圍內(nèi)．

SBR2中污泥EPS各組分變化整體上與SBR1類(lèi)似．PN含量在階段Ⅰ上升得較為迅速，第35天即達(dá)到81.5,mg/(gVSS)，第55天上升至最高的 101.3,mg/(gVSS)；但之后即呈下降趨勢(shì)，至SBR2停止時(shí)，PN含量降為57.8,mg/(gVSS)．除了第43天較大值外，PS含量在反應(yīng)器整個(gè)運(yùn)行期間幾乎無(wú)明顯變化趨勢(shì)，基本穩(wěn)定在6.7～8.8,mg/(gVSS)內(nèi)．PN/PS的變化同樣與 PN含量變化趨勢(shì)重疊：由最初的4.4逐漸增至第46天的最高值12.1，此后逐漸下降至最后的7.5．

實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明：①蛋白質(zhì)始終是 SBR1和 SBR2中污泥 EPS的主要成分；②階段Ⅰ是兩反應(yīng)器中污泥 EPS的蛋白質(zhì)含量及 PN/PS逐漸增加的階段，恰好是SBR1和SBR2中污泥顆?；A段，因此可以認(rèn)為兩者之間必然存在著相互關(guān)系，該現(xiàn)象及結(jié)論與王景峰[3]和 Adava等[19]的研究相同；③SBR1和 SBR2中污泥 EPS及其組分在階段Ⅰ的變化趨勢(shì)基本相同，即SBR2中顆粒污泥未解體之前，加入了PAC的SBR1與未加入 PAC的 SBR2在污泥胞外聚合物分泌部分的特征相似．

2.2.2 PAC投加對(duì)污泥表面疏水性的影響

顆粒污泥形成過(guò)程中微生物細(xì)胞表面疏水性發(fā)生很大變化．從熱力學(xué)角度分析，疏水性的增強(qiáng)導(dǎo)致了微生物表面Gibbs自由能的降低，加強(qiáng)了細(xì)胞間親和力，促進(jìn)了細(xì)胞的凝聚．因此微生物細(xì)胞的疏水性是顆粒污泥形成和維持穩(wěn)定的顆粒結(jié)構(gòu)的最初驅(qū)動(dòng)力[5]．如圖 6所示，兩反應(yīng)器接種污泥表面相對(duì)疏水性(SRH)分別為 54.5%和 56%．隨著反應(yīng)器的運(yùn)行，污泥 SRH逐漸增加．SBR1和 SBR2中好氧顆粒污泥形成后，SRH分別達(dá)到最大值的 93.5%和 96.1%，相比接種污泥的疏水性幾乎增加了近 2倍．此后SBR1中污泥的 SRH較為穩(wěn)定，波動(dòng)于 72.8%～95.3%之間．SBR2中污泥的 SRH呈現(xiàn)出下降趨勢(shì)，第99天SBR2停止運(yùn)行時(shí)，SRH降至68.3%．

結(jié)果表明：兩反應(yīng)器中污泥表面相對(duì)疏水性的上升均伴隨著顆粒污泥的形成與生長(zhǎng)．同樣可以認(rèn)為PAC的投加與否對(duì)污泥表面相對(duì)疏水性的影響甚微．

圖5 污泥胞外聚合物及其組分變化Fig.5 Development of EPS and its components with opera-tion time

圖6 污泥表面相對(duì)疏水性隨運(yùn)行時(shí)間的變化Fig.6 Development of surface relative hydrophobicity with operation time

2.3 PAC投加在微生物生長(zhǎng)動(dòng)力學(xué)方面的作用

分析表明：當(dāng)反應(yīng)器水力選擇壓與基質(zhì)選擇壓不平衡時(shí)，會(huì)導(dǎo)致顆粒污泥濃度的過(guò)度升高、污泥粒徑的過(guò)度增大，極易引起污泥和反應(yīng)器的失穩(wěn)．因此污泥的生長(zhǎng)速率及顆粒粒徑的增長(zhǎng)速率是顆粒污泥系統(tǒng)運(yùn)行條件檢測(cè)和優(yōu)化中的重要參數(shù). 文獻(xiàn)[10，20]分別選用表觀比微生物生長(zhǎng)速率μobs和以顆粒尺寸為計(jì)量的表觀比微生物生長(zhǎng)速率μd來(lái)表征污泥濃度和污泥粒徑的變化．

當(dāng)系統(tǒng)穩(wěn)定時(shí)，μobs與污泥齡互為倒數(shù)，即式中：μobs為表觀比微出物生長(zhǎng)速率，d-1；θ為污泥齡，d．

μd可由Yan等[21]建議的公式計(jì)算，即

式中：ρx為微生物質(zhì)量濃度，mg/L；ρ為污泥內(nèi)微生物密度，g/cm3；D為污泥平均粒徑，cm．

表觀污泥產(chǎn)率 Yobs、表觀比基質(zhì)利用率 qobs也是微生物生長(zhǎng)動(dòng)力學(xué)的重要參數(shù)，Yobs的計(jì)算公式[20]為

式中：Yobs為表現(xiàn)污泥產(chǎn)率，mgVSS/mgCOD；ρVSS1、ρVSS2分別為周期始末反應(yīng)器內(nèi)污泥質(zhì)量濃度，mgVSS/L；ρci、ρce分別為反應(yīng)器進(jìn)出水COD質(zhì)量濃度，mg/L；Vr為反應(yīng)器體積，L；ρxe為出水污泥質(zhì)量濃度，mgVSS/L；Ve為排水體積，L；tc為周期時(shí)長(zhǎng)，d．

當(dāng)反應(yīng)器進(jìn)入穩(wěn)定狀態(tài)，ρVSS1＝ρVSS2，式(4)簡(jiǎn)化為

qobs的計(jì)算公式[20]為

式中：qobs為表觀比基質(zhì)利用率，mgCOD/(mgVSS·d).

將各階段進(jìn)出水污染物質(zhì)量濃度、污泥濃度等代入式(6)，即可得到反應(yīng)器運(yùn)行的各項(xiàng)動(dòng)力學(xué)參數(shù)，結(jié)果見(jiàn)表3．可以看出：除了第91天時(shí)SBR2大部分顆粒污泥解體外，SBR1中各階段表觀污泥產(chǎn)率Yobs、表觀比微生物生長(zhǎng)速率μobs和μd均低于SBR2中的數(shù)值，這是SBR1中顆粒污泥出現(xiàn)較晚的主要原因．PAC的投加強(qiáng)化了系統(tǒng)內(nèi)水力剪切力，使污泥生長(zhǎng)速率和產(chǎn)率保持在較低水平，為調(diào)節(jié)污泥濃度和顆粒粒徑的穩(wěn)定奠定了有利條件，保證了顆粒污泥系統(tǒng)相對(duì)穩(wěn)定．另外，SBR1成熟的顆粒污泥 Yobs僅為0.103,mgVSS/mgCOD，接近于 Tay等[22]研究中相同負(fù)荷下的數(shù)值，但小于常規(guī)活性污泥的 0.41,mgVSS/mgCOD[23]．好氧顆粒污泥較低的污泥產(chǎn)率對(duì)實(shí)現(xiàn)剩余污泥“減量化”目標(biāo)具有重要意義．

表3 反應(yīng)器微生物生長(zhǎng)動(dòng)力學(xué)參數(shù)Tab.3 Kinetic parameters calculated for sludge in both reactors

3 結(jié) 論

(1) 投加了PAC的反應(yīng)器第40天才開(kāi)始出現(xiàn)顆粒污泥；但形成的顆粒污泥結(jié)構(gòu)密實(shí)；平均粒徑0.36～0.60,mm；污泥濕密度最高值達(dá) 1.070,g/cm3.相比而言，未投加PAC的反應(yīng)器中第32天開(kāi)始出現(xiàn)初期小顆粒；成熟的顆粒污泥尺寸較大(平均粒徑0.716,mm)；但結(jié)構(gòu)疏松；污泥濕密度僅為1.025,g/cm3左右，甚至更低．

(2) PAC的投加對(duì)污泥化學(xué)性狀影響甚微．且不管投加 PAC與否，在顆粒污泥形成過(guò)程中均伴隨著胞外蛋白(PN)濃度的增加及污泥表面相對(duì)疏水性(SRH)的上升．

(3) PAC的投加降低了污泥生長(zhǎng)速率和產(chǎn)率．

總體而言，通過(guò)投加 PAC可以強(qiáng)化系統(tǒng)內(nèi)水力剪切力，提高污泥的濕密度和強(qiáng)度，調(diào)節(jié)污泥質(zhì)量濃度和粒徑大小、降低粒徑分布分散化的趨勢(shì)，避免因傳質(zhì)阻力引起的顆粒內(nèi)部分裂，從“水力選擇壓”的角度保證顆粒污泥系統(tǒng)的穩(wěn)定．

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