李冬，呂育鋒，張金庫(kù)，范丹，姜沙沙，曾輝平，張杰,2

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SBR中曝氣強(qiáng)度對(duì)除磷顆粒的影響

李冬1，呂育鋒1，張金庫(kù)1，范丹1，姜沙沙1，曾輝平1，張杰1,2

（1北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100124；2哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，黑龍江 哈爾濱 150090）

在3個(gè)SBR反應(yīng)器（R1、R2和R3）中，好氧段分別控制氣體流量為0.5、1.0和1.5 L·min-1，研究了不同曝氣強(qiáng)度對(duì)除磷顆粒的特性、處理性能和生物量等的影響。3個(gè)反應(yīng)器在不同的曝氣強(qiáng)度下30 d均實(shí)現(xiàn)了除磷污泥顆粒化，而后穩(wěn)定運(yùn)行30 d。試驗(yàn)結(jié)果表明，曝氣強(qiáng)度對(duì)除磷顆粒的粒徑、形態(tài)、含水率、沉淀性、處理效果、生物量等有著重要的影響。顆粒成熟后，R1、R2和R3中顆粒的平均粒徑分別為900、1000和1150 μm，含水率分別為95.6%、94.2%和93.4%，沉淀速度分別為24～144、29～162和33～178 m·h-1。在40 d后的運(yùn)行中，R1、R2和R3中COD的平均去除率分別為95%、96%和98%，TP的平均去除率分別為97%、98%和99%?？梢?jiàn)，曝氣強(qiáng)度較大的反應(yīng)器中形成的顆粒具有較好的沉淀性、較大的粒徑、較低的含水率、較好的處理效果，且形狀規(guī)則、外表光滑，而較大的生物量及較密實(shí)的結(jié)構(gòu)是這些顆粒具有較優(yōu)性能的主要原因。同時(shí)，測(cè)定并計(jì)算了3個(gè)反應(yīng)器中第51天除磷顆粒的MLVSS/MLSS和生物活性層的厚度，高曝氣強(qiáng)度反應(yīng)器中聚磷顆粒的生物活性層厚度比較大，生物量比較高；并通過(guò)計(jì)算厭氧階段P釋放量與COD消耗量的比值，證實(shí)了本試驗(yàn)除磷顆粒系統(tǒng)中富集了大量的聚磷菌。

除磷顆粒；顆粒化過(guò)程；厭氧；好氧；曝氣強(qiáng)度；生物量；聚磷菌

引 言

水體的富營(yíng)養(yǎng)化越來(lái)越受到世界各地水環(huán)境研究者們的關(guān)注。磷作為引起富營(yíng)養(yǎng)化的重要因素之一，高效除磷是污水處理的主要任務(wù)之一。目前，強(qiáng)化生物除磷工藝以其節(jié)能環(huán)保的特點(diǎn)得到廣泛應(yīng)用[1]。聚磷菌在厭氧/好氧的條件下交替運(yùn)行可以過(guò)量吸收水中的磷，然后通過(guò)排出剩余污泥的方式達(dá)到除磷的目的[2-3]。但是，傳統(tǒng)的生物除磷工藝中，絮狀污泥的生物量較低、易膨脹、存在二次磷釋放等缺點(diǎn)。除磷顆粒以其生物量高、沉淀性能好及抗干擾力強(qiáng)等優(yōu)點(diǎn)越來(lái)越受到研究者們的重視，且基于顆粒污泥的強(qiáng)化生物除磷系統(tǒng)被認(rèn)為是將來(lái)最有發(fā)展前景的除磷技術(shù)[4]。

曝氣強(qiáng)度通過(guò)影響溶解氧濃度和水力剪切力等影響顆粒污泥的形成及穩(wěn)定運(yùn)行，有關(guān)這方面的研究國(guó)內(nèi)外研究者已經(jīng)取得了一定成果。Tay等[5]認(rèn)為在好氧顆粒污泥的培養(yǎng)過(guò)程中，表觀氣速大于1.2 cm·s-1時(shí)可形成好氧顆粒污泥，表觀氣速小于0.3 cm·s-1時(shí)難以形成顆粒。Chen等[6]在4個(gè)SBR反應(yīng)器中分別以0.8、1.6、2.4、3.2 cm·s-1的表觀氣速培養(yǎng)好氧顆粒，結(jié)果表明，表觀氣速在2.4和3.2 cm·s-1時(shí)形成的顆粒表面比較光滑，穩(wěn)定性較好；表觀氣速為0.8和1.8 cm·s-1時(shí)，形成的顆粒形狀不規(guī)則，性能較差，容易解體。Gao等[7]在2個(gè)SBR反應(yīng)器中分別控制曝氣流量為0.8和0.2 m3·h-1，研究了曝氣強(qiáng)度對(duì)培養(yǎng)成熟的好氧顆粒污泥的影響，結(jié)果表明，曝氣強(qiáng)度較大的反應(yīng)器中好氧顆粒污泥沉降性能和物理性能較好，但是消耗單位COD產(chǎn)生的生物量要小于曝氣強(qiáng)度較小的反應(yīng)器。綜上所述可以看出，這些研究均是以好氧顆粒為研究對(duì)象，曝氣強(qiáng)度對(duì)除磷顆粒的影響研究卻鮮見(jiàn)報(bào)道，而除磷顆粒和好氧顆粒又有著本質(zhì)的區(qū)別。好氧顆粒的培養(yǎng)及運(yùn)行是在單一的好氧環(huán)境中進(jìn)行，而除磷顆粒須在厭氧和好氧的環(huán)境中交替運(yùn)行，一個(gè)周期內(nèi)的環(huán)境變化比較大，且微生物種類及占主體的細(xì)菌也有差異，所以，曝氣強(qiáng)度對(duì)其的影響是否和對(duì)好氧顆粒的影響存在差異是很有必要研究的。

本研究在3個(gè)SBR反應(yīng)器中以不同曝氣強(qiáng)度培養(yǎng)除磷顆粒并穩(wěn)定運(yùn)行一個(gè)月，通過(guò)對(duì)比3個(gè)反應(yīng)器顆粒形成過(guò)程及穩(wěn)定運(yùn)行過(guò)程中沉淀性和除磷性能的差異，以及顆粒成熟后形態(tài)、物理特性和生物量等的不同，探究了曝氣強(qiáng)度對(duì)除磷顆粒的影響，以期為除磷顆粒的培養(yǎng)及應(yīng)用提供理論基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置與運(yùn)行方式

試驗(yàn)采用3個(gè)完全相同的SBR反應(yīng)器R1、R2和R3。反應(yīng)器材料為有機(jī)玻璃，高50 cm，內(nèi)徑14 cm，有效容積6 L。反應(yīng)器垂直方向每隔10 cm設(shè)置一個(gè)取樣口，用來(lái)調(diào)節(jié)換水比。每個(gè)反應(yīng)器內(nèi)底部裝有完全相同的曝氣環(huán)，由氣泵供氣并通過(guò)氣體流量計(jì)控制曝氣強(qiáng)度。

反應(yīng)器每天運(yùn)行4個(gè)周期，一個(gè)周期6 h：3 min進(jìn)水，2 h厭氧，3 h好氧，30～3 min沉淀（沉淀時(shí)間在顆粒培養(yǎng)階段由30 min遞減至3 min，穩(wěn)定運(yùn)行階段保持3 min），5 min排水，換水比為2/3，剩余時(shí)間閑置。整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程溫度和pH均不作控制，運(yùn)行溫度為15～20℃，pH為7.0～8.0之間。R1、R2和R3曝氣強(qiáng)度分別控制為0.5、1.0和1.5·min-1。顆粒形成之前（30 d之前）不控制污泥齡，顆粒形成后（30 d之后）控制污泥齡為35 d。

1.2 接種污泥與試驗(yàn)用水

接種污泥為北京某水廠回流污泥，MLSS為4988 mg·L-1，每個(gè)反應(yīng)器接種3 L。試驗(yàn)采用模擬生活污水，COD 由乙酸鈉和丙酸鈉按1:1配制濃度為300 mg·L-1，TP由磷酸二氫鉀配制濃度為10 mg·L-1，營(yíng)養(yǎng)液為 1.0 ml·L-1。營(yíng)養(yǎng)液組成：(NH4)2SO4＜10 mg·L-1， FeCl·6H2O 1500 mg·L-1，H3BO3150 mg·L-1，CuSO4·5H2O 30 mg·L-1，KI 180 mg·L-1，MnCl2·4H2O 120 mg·L-1，NaMoO4·2H2O 60 mg·L-1，ZnSO4·7H2O 120 mg·L-1，CoCl2·6H2O 150 mg·L-1，EDTA 10000 mg·L-1。

1.3 分析方法

COD和TP的測(cè)定采用5B-3B COD多參數(shù)快速測(cè)定儀，MLSS、MLVSS、SV30、SVI等指標(biāo)均采用國(guó)家規(guī)定的標(biāo)準(zhǔn)方法[8]。試驗(yàn)中pH、DO和溫度的測(cè)定均采用WTW-pH/Oxi 340i多參數(shù)測(cè)定儀在線監(jiān)測(cè)。

顆粒粒徑采用Mastersize 2000 激光粒度儀測(cè)定，顆粒形態(tài)觀察使用Hitachi S4300電子顯微鏡。顆粒的沉淀速度測(cè)定：在完全混合的顆粒污泥中隨機(jī)取出50～100粒顆粒污泥，測(cè)定粒徑后逐一放入盛滿清水的1000 ml的量筒中，測(cè)定不同粒徑的顆粒沉到筒底的時(shí)間，從而計(jì)算顆粒的沉淀速度[9]。濕密度的測(cè)定：取100 ml顆粒污泥放入帶刻度的離心管中，在500 r·min-1下離心10 min，倒掉上清液，測(cè)定污泥質(zhì)量和體積，計(jì)算濕密度[10]。顆粒的物理強(qiáng)度通過(guò)完整系數(shù)來(lái)表示，即將顆粒污泥置于瓶中并放在平板搖床上，以300 r·min-1的速度振搖5 min，瓶中剩余的結(jié)構(gòu)完整的顆粒污泥量占起始污泥量的百分?jǐn)?shù)被定義為完整系數(shù)[11]。

2 結(jié)果與討論

2.1 曝氣強(qiáng)度對(duì)除磷顆粒沉降性及形態(tài)結(jié)構(gòu)的影響

2.1.1 曝氣強(qiáng)度對(duì)除磷顆粒沉降性與粒徑的影響

在SBR除磷反應(yīng)器中好氧段以不同的曝氣強(qiáng)度 （R1＜R2＜R3）運(yùn)行，隨著反應(yīng)器的運(yùn)行，R1、R2和R3分別在12、10和8 d時(shí)出現(xiàn)肉眼可見(jiàn)的微小顆粒。隨后污泥顆粒化現(xiàn)象逐漸明顯化，污泥濃度也大幅增加，運(yùn)行30 d時(shí)R1、R2和R3中的MLSS均達(dá)到6000 mg·L-1以上，SVI降至30 ml·g-1以下，其中R3的SVI降至20 ml·g-1，3個(gè)反應(yīng)器均實(shí)現(xiàn)了除磷污泥的顆?；ｎw粒形成后開(kāi)始控制污泥齡為35 d，50 d時(shí)3個(gè)反應(yīng)器中MLSS均逐漸趨于穩(wěn)定，達(dá)到10000 mg·L-1以上，SVI下降并穩(wěn)定在20 ml·g-1以下，見(jiàn)圖1(a)。

圖1 R1、R2和R3運(yùn)行期間MLSS、SVI和粒徑的變化

運(yùn)行30 d，R1、R2和R3中肉眼觀察無(wú)絮狀污泥，實(shí)現(xiàn)除磷絮狀污泥完全顆?；?。由圖1(b)可以看出，在前40 d的運(yùn)行中，隨著曝氣強(qiáng)度的增大，粒徑的增長(zhǎng)速度也呈現(xiàn)遞增的趨勢(shì)，運(yùn)行50 d后，顆粒粒徑逐漸穩(wěn)定，R1、R2和R3中顆粒的平均粒徑分別達(dá)到900、1000和1150 μm。在好氧顆粒污泥系統(tǒng)中，與高曝氣強(qiáng)度相比低曝氣強(qiáng)度條件下培養(yǎng)的顆粒粒徑更大[6]，而本試驗(yàn)中，曝氣強(qiáng)度R1＜R2＜R3，顆粒粒徑也是R1＜R2＜R3，與好氧顆粒污泥系統(tǒng)的結(jié)果剛好相反。分析原因：好氧顆粒系統(tǒng)中有氨氧化細(xì)菌、硝化細(xì)菌、聚磷菌、聚糖菌、反硝化細(xì)菌等，這些細(xì)菌分布在好氧區(qū)、缺氧區(qū)、厭氧區(qū)，當(dāng)曝氣強(qiáng)度較大時(shí)，需要通過(guò)緊密的結(jié)構(gòu)來(lái)限制溶解氧向內(nèi)部的傳遞，從而為缺氧和厭氧微生物提供生存空間[12]。而本試驗(yàn)一開(kāi)始就以厭氧/好氧交替的方式運(yùn)行，顆粒中以聚磷菌為主，在曝氣強(qiáng)度較大的情況下，聚磷顆粒的內(nèi)部會(huì)因?yàn)檩^大的剪切力而結(jié)構(gòu)緊湊；同時(shí)好氧階段內(nèi)層和外層的聚磷菌均需要不斷地吸收溶解氧，當(dāng)內(nèi)層的聚磷菌由于氧傳遞阻力的作用，得不到氧氣時(shí)會(huì)出現(xiàn)細(xì)胞的破碎和消亡，從而導(dǎo)致顆粒穩(wěn)定性的降低[13]，所以長(zhǎng)時(shí)間的運(yùn)行過(guò)程會(huì)使溶解氧傳輸能力差的顆粒解體淘汰，最終留下顆粒內(nèi)部溶解氧傳遞能力較好的顆粒；曝氣強(qiáng)度較小的顆粒則結(jié)構(gòu)比較松散，內(nèi)部強(qiáng)度不夠大，當(dāng)聚集較多聚磷菌時(shí)容易脫落解體。由于聚磷菌的繁殖速度較快，同時(shí)受氧氣傳遞阻力的影響，所以本試驗(yàn)中聚磷顆粒的最大粒徑不到1200 μm，與好氧顆粒污泥粒徑可達(dá)到5000 μm相比要小很多[2, 14-21]。

2.1.2 曝氣強(qiáng)度對(duì)除磷顆粒形態(tài)及物理特性的影響

反應(yīng)器運(yùn)行51 d，顆粒性能及形態(tài)穩(wěn)定，分別從R1、R2和R3取除磷顆粒泥樣，進(jìn)行拍照和顯微鏡觀察，并測(cè)定其顆粒強(qiáng)度、含水率、濕密度和沉淀速度。

由圖2中左邊的圖片可以看出，3個(gè)反應(yīng)器中顆粒大小形狀有所不同。R1中的顆粒粒徑較小，呈碎屑狀；R2中的顆粒粒徑較R1稍大，呈不規(guī)則的顆粒狀；R3中的顆粒粒徑最大，且形狀比較規(guī)則。從圖2右邊顯微鏡觀察可以發(fā)現(xiàn)，R1中的顆粒結(jié)構(gòu)比較松散，形狀不規(guī)則，外表比較粗糙；R2中的顆粒結(jié)構(gòu)比較密實(shí)，外表光滑，呈不規(guī)則形狀；R3中的顆?？雌饋?lái)比較圓潤(rùn)，外表光滑，結(jié)構(gòu)密實(shí)，呈橢圓狀。由此可以看出，曝氣強(qiáng)度對(duì)聚磷顆粒外觀、結(jié)構(gòu)、密實(shí)度等有著重要的影響，較大的曝氣強(qiáng)度可以促進(jìn)除磷顆粒中微生物的聚集，使其結(jié)構(gòu)密實(shí)。

圖2 R1、R2 和R3 中51 d除磷顆粒的照片和顯微鏡圖片

本試驗(yàn)中顆粒強(qiáng)度用完整系數(shù)來(lái)表示，該值可以表征顆粒污泥在一定的動(dòng)態(tài)攪拌強(qiáng)度下的總體耐受剪切的情況[22]。從表1可以看出，穩(wěn)定運(yùn)行階段R1、R2和R3中除磷顆粒的強(qiáng)度并沒(méi)有太大差異，基本維持在98.0%左右，而好氧顆粒較大的粒徑顆粒強(qiáng)度一般都較小[7]，與本試驗(yàn)的除磷顆粒相比，有一定的差異。3個(gè)反應(yīng)器中除磷顆粒強(qiáng)度的差別較小，而顆粒粒徑R1＜R2＜R3，可以看出，本試驗(yàn)中聚磷顆粒粒徑的增加是在顆粒內(nèi)部足夠穩(wěn)定的基礎(chǔ)上實(shí)現(xiàn)的。

表1 不同曝氣強(qiáng)度下除磷顆粒的物理特性

含水率可以表示同體積污泥中微生物量的大小，含水率越低生物量越大，同樣體積的污泥量需要的反應(yīng)器體積就越小，產(chǎn)生的剩余污泥的體積就越小[10]。從表1可以看出，曝氣強(qiáng)度越大，顆粒污泥的含水率越低，說(shuō)明較高的曝氣強(qiáng)度對(duì)顆粒污泥中微生物的聚集有促進(jìn)作用，有利于生物量較大的顆粒的形成，這與顯微鏡觀察得到的結(jié)論相一致。

顆粒污泥的密度一般用濕密度來(lái)表示，是表征污泥形狀的重要指標(biāo)，較大的濕密度表示污泥中生物密度較大，即反應(yīng)器內(nèi)可保持較高的微生物量，在一定程度上也反映出污泥的沉降性較好[10]。從表1可以看出，高曝氣強(qiáng)度的條件下形成的顆粒濕密度較大，沉淀速度也較快，說(shuō)明本試驗(yàn)中粒徑較大的除磷顆粒內(nèi)部的物理強(qiáng)度較大，結(jié)構(gòu)密實(shí)，利于聚磷菌的富集，這與顯微鏡觀察得到的結(jié)論相一致。

2.2 曝氣強(qiáng)度對(duì)除磷顆粒處理性能及生物量的影響

2.2.1 曝氣強(qiáng)度對(duì)除磷顆粒處理效果的影響

反應(yīng)器進(jìn)水COD和TP濃度分別穩(wěn)定在300和10·L-1左右。顆粒對(duì)COD和TP的去除效果見(jiàn)圖3。

圖3 R1、R2和R3中除磷顆粒COD和TP去除效果

反應(yīng)器運(yùn)行的前7 d為污泥的適應(yīng)階段，主要是聚磷菌的富集和活性的提高，以TP去除率達(dá)到95%以上為聚磷菌富集成功的標(biāo)志。該階段COD和TP的去除率分別為85%和90%左右，出水中COD和TP濃度分別為40和1 mg·L-1左右，其中TP濃度超過(guò)我國(guó)污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)（0.5 mg·L-1）。

反應(yīng)器運(yùn)行10 d，R1、R2和R3中COD的去除率均達(dá)到92%以上，出水COD濃度在25 mg·L-1以下，隨著曝氣強(qiáng)度的升高，COD的去除率也略有升高，見(jiàn)圖3(a)。聚磷菌主要是通過(guò)在厭氧段將有機(jī)物轉(zhuǎn)化為聚-羥基鏈烷酸鹽（PHAs）貯存在細(xì)胞體內(nèi)達(dá)到去除COD的目的[23]，本試驗(yàn)3個(gè)反應(yīng)器中好氧段的溶解氧濃度為2～7 mg·L-1，對(duì)好氧吸磷的影響不是很大，所以好氧段不同的曝氣強(qiáng)度對(duì)單位體積的聚磷菌去除COD的影響較小，而顆粒形態(tài)和含水率的差異已經(jīng)可以推測(cè)出本試驗(yàn)的除磷顆粒中生物量R1＜R2＜R3，故COD去除率的差異有可能是3個(gè)反應(yīng)器單位質(zhì)量污泥中生物量的不同引起的，也有可能是好氧段異養(yǎng)菌代謝活動(dòng)的不同引起的。

由圖3(b)可以看出，適應(yīng)階段結(jié)束后，3個(gè)反應(yīng)器TP去除率均達(dá)到95%以上，出水TP濃度均低于0.5 mg·L-1，曝氣強(qiáng)度對(duì)R1、R2和R3中前40 d的除磷率基本沒(méi)有差別，40 d后曝氣強(qiáng)度較大反應(yīng)器的除磷率逐漸高于曝氣強(qiáng)度較小反應(yīng)器。通過(guò)形態(tài)觀察和顆粒物理特性的測(cè)定可以看出，曝氣強(qiáng)度大的反應(yīng)器中顆粒結(jié)構(gòu)比較密實(shí)、生物量較大，這可能是TP去除率R1＜R2＜R3的主要原因。

為了進(jìn)一步確定曝氣強(qiáng)度影響COD和TP去除率的原因，在反應(yīng)器運(yùn)行51 d的第二周期進(jìn)行周期試驗(yàn)，每隔30 min取一個(gè)樣，測(cè)定COD和TP在周期內(nèi)的變化，其中前120 min為厭氧段，后180 min為好氧段。由圖4(a)可以看出，前60 min的COD去除速率較快，由300 mg·L-1快速降至50 mg·L-1左右。與曝氣強(qiáng)度的大小一致，COD降解速率也是R1＜R2＜R3，75 min后3個(gè)反應(yīng)器中的COD濃度逐漸趨于平衡，均保持在25 mg·L-1以下。與厭氧段COD的濃度相比，好氧段結(jié)束時(shí)COD濃度沒(méi)有較大的變化，可以推測(cè)異養(yǎng)菌降解COD所占比例很小，從而說(shuō)明運(yùn)行階段3個(gè)反應(yīng)器中COD去除率的差異主要是由反應(yīng)器中生物量的不同引起的。TP在厭氧段的釋放速率和好氧段的吸磷速率均是 R1＜R2＜R3，厭氧段末3個(gè)反應(yīng)器中的TP濃度達(dá)到100～110 mg·L-1，周期末出水中TP濃度均在0.5 mg·L-1以下。由本周期反應(yīng)器內(nèi)COD和TP的變化速度和變化量可以證實(shí)，較大的曝氣強(qiáng)度并沒(méi)有提高異養(yǎng)菌的代謝活動(dòng)，而是促進(jìn)了聚磷菌的聚集，提高了顆粒的生物量。

圖4 R1、R2和R3一個(gè)周期內(nèi)COD和TP的變化及MLVSS/MLSS的差異

2.2.2 曝氣強(qiáng)度對(duì)除磷顆粒生物量的影響

從顆粒形態(tài)、物理強(qiáng)度、含水率、濕密度、沉淀速度和周期試驗(yàn)等可以看出，較高的曝氣強(qiáng)度有利于聚磷顆粒生物量的聚集。為進(jìn)一步驗(yàn)證，比較R1、R2和R3中生物量，51 d周期試驗(yàn)的同時(shí)分別取樣測(cè)定了3個(gè)反應(yīng)器中的MLSS和MLVSS，并計(jì)算了MLVSS/MLSS，見(jiàn)圖4(b)。從圖中可以看出，MLVSS/MLSS的值R1＜R2＜R3，說(shuō)明較高的曝氣強(qiáng)度對(duì)除磷顆粒形成過(guò)程中生物量的增長(zhǎng)有促進(jìn)作用。

然后，根據(jù)式（1），本試驗(yàn)分別計(jì)算了3個(gè)反應(yīng)器中除磷顆粒生物活性層的厚度[24]，見(jiàn)表2。

式中，1為顆粒污泥疏松多孔層或者生物活性層的厚度，mm；g為顆粒污泥的直徑，mm。

通過(guò)顆粒污泥生物活性層厚度可以粗略地估計(jì)顆粒污泥的生物量，從表2的數(shù)據(jù)可以看出較大的曝氣強(qiáng)度條件下形成的顆粒污泥的生物活性層厚度較大。

綜上所述，可以得出在除磷顆粒系統(tǒng)中，較高的曝氣強(qiáng)度可以促進(jìn)聚磷菌的聚集，容易形成結(jié)構(gòu)密實(shí)、形狀規(guī)則、生物量高的顆粒污泥。

為了說(shuō)明本試驗(yàn)聚磷顆粒中聚磷菌的相對(duì)含量，計(jì)算了厭氧階段P釋放量與COD消耗量的比值，該比值越大說(shuō)明聚磷菌含量越高，聚磷菌含量很高時(shí)該值可以達(dá)到0.5。Winkler等的研究中聚磷菌大量富集時(shí)的厭氧階段P釋放量與COD消耗量的比值為0.34[26]，本試驗(yàn)R1、R2和R3中的該值分別為0.35，0.35和0.36，說(shuō)明3個(gè)反應(yīng)器中的聚磷菌的含量均比較高，也進(jìn)一步證實(shí)本研究中顆粒污泥是以聚磷菌為主體的。

表2 不同曝氣強(qiáng)度下除磷顆粒動(dòng)力學(xué)參數(shù)

3 結(jié) 論

（1）與較低曝氣強(qiáng)度條件下形成的除磷顆粒相比，較高曝氣強(qiáng)度下形成的顆粒形狀規(guī)則、外表光滑，顆粒粒徑大、含水率低、沉淀速度快，可見(jiàn)較高的曝氣強(qiáng)度可以促進(jìn)除磷顆粒結(jié)構(gòu)更密實(shí)，有利于聚集更多的聚磷菌等功能微生物。

（2）反應(yīng)器整個(gè)運(yùn)行過(guò)程中的COD去除率和最后20 d TP去除率，均是R1＜R2＜R3，說(shuō)明曝氣強(qiáng)度的不同對(duì)除磷顆粒去除污染物的效率是有影響的，曝氣強(qiáng)度大的反應(yīng)器中顆粒去除COD和TP的效果更好。

（3）運(yùn)行第51天通過(guò)測(cè)定并計(jì)算3個(gè)反應(yīng)器中除磷顆粒的MLVSS/MLSS和生物活性層厚度，證實(shí)了較大的曝氣強(qiáng)度對(duì)生物量的增加有促進(jìn)作用，同時(shí)通過(guò)厭氧階段P釋放量與COD消耗量的比值，說(shuō)明了本試驗(yàn)聚磷顆粒中富集了大量的聚磷菌，本試驗(yàn)的生物量以聚磷菌為主。

（4）較高的曝氣強(qiáng)度對(duì)除磷顆粒的特性、粒徑和生物量等有著積極的影響。通過(guò)調(diào)整曝氣強(qiáng)度促使除磷顆粒系統(tǒng)適應(yīng)水量或者污水中磷含量的變化，操作簡(jiǎn)單、易控制，有著重要的實(shí)際意義。

符 號(hào) 說(shuō) 明

COD——化學(xué)需氧量，mg·L-1 Dg——顆粒污泥的直徑，mm H1——顆粒污泥疏松多孔層或者生物活性層的厚度，mm MLSS——混合液污泥濃度（mixed liquid suspended solids），表示的是在曝氣池單位容積混合液內(nèi)所含有的活性污泥固體物的總質(zhì)量，mg·L-1 MLVSS——混合液中可揮發(fā)性的懸浮固體濃度（mixed liquor volatile suspended solids），代表活性微生物的量，mg·L-1 SBR——序批式活性污泥法 SVI——污泥體積指數(shù)，是衡量活性污泥沉降性能的指標(biāo)，ml·g-1 TP——總磷，水樣經(jīng)消解后將各種形態(tài)的磷轉(zhuǎn)變成正磷酸鹽后測(cè)定的結(jié)果，mg·L-1

References

[1] Mielczarek A T, Hien T T N, Nielsen J L, Nielsen P H. Population dynamics of bacteria involved in enhanced biological phosphorus removal in Danish wastewater treatment plants [J]., 2013, 47 (4): 1529-1544.

[2] Oehmen A, Lemos P C, Carvalho G, Yuan Zh G, Keller J, Blackall L L, Reis M A M. Advances in enhanced biological phosphorus removal: from micro to macro scale [J]., 2007, 41 (11): 2271-2300.

[3] Zheng X, Sun P, Han J, Song Y, Hu Z, Fan H, Lü S. Inhibitory factors affecting the process of enhanced biological phosphorus removal (EBPR)—a mini-review [J]., 2014, 49 (12): 2207-2213.

[4] Fang J, Su B, Sun P, Lou J, Han J. Long-term effect of low concentration Cr(Ⅵ) on P removal in granule-based enhanced biological phosphorus removal (EBPR) system [J]., 2015, 121: 76-83.

[5] Tay J H, Liu Q S, Liu Y. The effects of shear force on the formation, structure and metabolism of aerobic granules [J]., 2001, 57 (1-2): 227-233.

[6] Chen Y, Jiang W, Liang D T, Tay J H. Structure and stability of aerobic granules cultivated under different shear force in sequencing batch reactors [J]., 2007, 76 (5): 1199-1208.

[7] Gao D, Liu L, Liang H. Influence of aeration intensity on mature aerobic granules in sequencing batch reactor [J]., 2013, 97 (9): 4213-4219.

[8] The Environmental Protection Agency of State (國(guó)家環(huán)境保護(hù)局). The Monitoring and Analysis Methods of Water and Wastewater (水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法) [M]. Beijing：China Environmental Science Press, 2002: 100-104.

[9] Zhang L, Feng X, Zhu N, Chen J. Role of extracellular protein in the formation and stability of aerobic granules [J]., 2007, 41 (5): 551-557.

[10] Zhou Man (周曼), Yang Changzhu (楊昌柱), Pu Wenhong (濮文虹), Luo Yingdong (羅應(yīng)東), Gong Jianyu (龔建宇). Research of aerobic granule characteristics with different granule age [J].(環(huán)境科學(xué)), 2012, 33 (3): 896-902.

[11] Tay J H, Liu Q S, Liu Y. Characteristics of aerobic granules grown on glucose and acetate in sequential aerobic sludge blanket reactors [J]., 2002, 23 (8): 931-936.

[12] Winkler M K H, Kleerebezem R, Kuenen J G, Yang J, van Loosdrecht M C M. Segregation of biomass in cyclic anaerobic/aerobic granular sludge allows the enrichment of anaerobic ammonium oxidizing bacteria at low temperatures [J]., 2011, 45 (17): 7330-7337.

[13] Wu Changyong (吳昌永), Wang Randeng (王然登), Peng Yongzhen (彭永臻). Principle and Application of Granular Sludge Technology in Wastewater Treatment (污水處理顆粒污泥技術(shù)原理與應(yīng)用)[M]. Beijing: China Architecture & Building Press, 2011: 197.

[14] Mishima K, Nakamura M. Self immobilization of aerobic activated sludge a pilot study of the aerobic upflow sludge blanket process in municipal sewage treatment [J]., 1991, 23 (4/5/6): 981-990.

[15] Shin H S, Lim K H, Park H S. Effect of shear stress on granulation in oxygen aerobic upflow sludge bed reactors [J]., 1992, 26 (3/4): 601-605.

[16] Tay J H, Liu Q S, Liu Y. Microscopic observation of aerobic granulation in sequential aerobic sludge blanket reactor [J]., 2001, 91 (1): 168-175.

[17] Tay J H, Liu Q S, Liu Y. The role of cellular polysaccharides in the formation and stability of aerobic granules [J]., 2001, 33 (3): 222-226.

[18] Tay J H, Liu Q S, Liu Y. The effects of shear force on the formation, structure and metabolism of aerobic granules [J]., 2001, 57 (1/2): 227-233.

[19] Beun J J, van Loosdrecht M, Heijnen J J. Aerobic granulation in a sequencing batch airlift reactor [J]., 2002, 36 (3): 702-712.

[20] Arrojo B, Mosquera-Corral A, Garrido J M, Mendez R. Aerobic granulation with industrial wastewater in sequencing batch reactors [J]., 2004, 38 (14/15): 3389-3399.

[21] Rocktaeschel T, Klarmann C, Ochoa J, Boisson P, Sorensen K, Horn H. Influence of the granulation grade on the concentration of suspended solids in the effluent of a pilot scale sequencing batch reactor operated with aerobic granular sludge [J]., 2015, 142: 234-241.

[22] Su Chengyuan (宿程遠(yuǎn)), Liu Xingzhe (劉興哲), Wang Kaiyao (王愷堯), Li Weiguang (李偉光). Characteristics of anaerobic granular sludge in EGSB reactor treating traditional Chinese medicine wastewater [J].(化工學(xué)報(bào)), 2014, 65 (9): 3647-3653.

[23] Ma Bin (馬斌), Peng Yongzhen (彭永臻), Wang Shuying (王淑瑩), Ge Shijian (葛士建), Yang Yingying (楊瑩瑩), Zhu Guibing (祝貴兵). Characterization of polyphosphate-accumulating bacteria community structure in enhanced biological phosphorus removal reactor [J].(化工學(xué)報(bào)), 2010, 61 (5): 1282-1285.

[24] Wu C, Peng Y, Wang S, Ma Y. Enhanced biological phosphorus removal by granular sludge: from macro- to micro-scale [J]., 2010, 44 (3): 807-814.

[25] Brdjanovic D, Vanloosdrecht M, Hooijmans C M, Alaerts G J, Heijnen J J. Temperature effects on physiology of biological phosphorus removal [J]., 1997, 123 (2): 144-153.

[26] Winkler M K H, Bassin J P, Kleerebezem R,de Bruin L M M, van den Brand T P H, van Loosdrecht M C M. Selective sludge removal in a segregated aerobic granular biomass system as a strategy to control PAO-GAO competition at high temperatures [J]., 2011, 45 (11): 3291-3299.

Influence of aeration intensity on phosphorus removal granules in SBR

LI Dong1, Lü Yufeng1, ZHANG Jinku1, FAN Dan1, JIANG Shasha1, ZENG Huiping1, ZHANG Jie1,2

(1Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China;2State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment,Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, Heilongjiang, China)

Three column sequencing batch reactors (SBR) (R1, R2 and R3) were operated under various aeration intensity of 0.5, 1.0 and 1.5 L·min-1, respectively. The influence of aeration intensity on characteristics, treatment performance and biomass of the phosphorus removal granules (PRGs) were investigated. PRGs were formed in all reactors in 30 days and operated steadily for another 30 days. The results showed that the aeration intensity had an important impact on the settling ability, particle size, morphology, moisture content, treatment performance and biomass. With the increase of aeration intensity, the diameter and settling velocity of matured granules were increased, which were 900 μm and 24—144 m·h-1, 1000 μm and 29—162 m·h-1, and 1150 μm and 33—178 m·h-1in R1, R2 and R3, respectively, while the moisture contents were decreased and were 95.6%, 94.2% and 93.4%, respectively. Therefore, compared with the low aeration intensity, the PRGs under the higher aeration intensity had better physical characteristics, settling ability and treatment performance due to the more biomass and denser structure. PRGs under higher aeration intensity were spherical or elliptic and had regular contours, but the structure and shape of PRGs under lower aeration intensity was loosened and irregular. Meanwhile, the MLVSS/MLSS, biomass layer thickness of PRGs and P release/COD uptake ratios in all reactors at the 51th day were calculated. MLVSS/MLSS and biomass layer thickness of granules in R1, R2 and R3 were 78% and 0.34 mm, 82% and 0.35 mm, and 86% and 0.38 mm, respectively. It demonstrated that granules in the reactor with higher aeration intensity had a relatively thicker biomass layer and more biomass. Thein R1, R2 and R3 were 0.35, 0.35 and 0.36, respectively, indicating that the content of phosphorus accumulating organisms (PAOs) was high in all reactors of this research.

phosphorus removal granules; particulate processes; anaerobic; aerobic; aeration intensity; biomass; phosphorus accumulating organisms

2015-06-16.

Prof. LI Dong, lidong2006@bjut.edu.cn

10.11949/j.issn.0438-1157.20150941

supported by the National Natural Science Foundation of China (51222807).

X 703.1

A

0438—1157（2015）12—4994—08

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（51222807）。

2015-06-16收到初稿，2015-07-20收到修改稿。

聯(lián)系人及第一作者：李冬（1976—），女，博士研究生，教授。