国内关于好氧颗粒污泥的研究大多是在较高有机负荷的人工配水下进行. 然而，用高 cod浓度的人工配水培养成熟的好氧颗粒污泥在应用到我国实际生活污水时，由于进水有机负荷的降低，会抑制 eps 分泌，导致颗粒污泥稳定性降低.而后，有研究者用较低 cod 浓度的人工配水模拟我国实际生活污水培养好氧颗粒污泥，由于人工配水系统与实际生活污水系统存在着很大的差异，故其处理实际生活污水时会出现丝状菌膨胀、颗粒污泥解体的情况. 近年来，有研究者采用实际生活污水启动好氧颗粒污泥工艺，但研究只针对好氧颗粒污泥的启动，并没有对其运行稳定性进行探究.
基于此，本实验采用两组 sbr 反应器( r1、 r2) ，通过控制相同的曝气量、运行时间等因素，在 r1、r2 反应器中接种污水处理厂回流污泥，分别以人工配水和实际生活为进水，以进一步明晰水质条件对好氧颗粒污泥启动的影响; 启动成功后稳定运行时，研究温度变化对颗粒稳定性及同步去除碳、氮、磷性能的影响，以期为好氧颗粒污泥工艺运用于实际生活污水提供理论基础.
1 材料与方法
1. 1 实验装置与运行方式
本实验采用两组 sbr 反应器( r1、r2 ) ，反应器高径比均为 3∶ 1，有效容积为 18 l. 反应器材料为有机玻璃，顶部进水，通过时控开关控制进水、搅拌、曝气、出水. 用鼓风机进行底部曝气，用转子流量计控制曝气流量.
1. 进水箱; 2. 蠕动泵; 3. 出水; 4. 气体流量计; 5. 鼓风机 6. 进水、出水、搅拌、曝气时序控制器; 7. 搅拌机
图 1 sbr 反应器装置示意
反应器每天运行 4 个周期，每个周期 6 h，分为: 进水 10 min，厌氧 80 min，好氧 210 min，沉淀 ( 30 ～ 3) min( 沉淀时间在颗粒培养阶段逐渐由 30min 递减至 3 min，颗粒成熟之后保持 3 min) ，排水 10 min，剩余时间闲置，反应器换水比为 75% . 运行过程中对 ph 不做控制，控制曝气流量为 1. 50l·min - 1 ，运行温度变化如表 1 所示.
表 1 反应器运行温度
1. 2 水质与接种污泥
接种污泥为北京市某污水处理厂二沉池回流污泥，mlss 为3 518 mg·l - 1 . r1 进水为人工配水，碳源为丙酸钠，cod 浓度为( 250 ± 30) mg·l - 1 ; 氮源为硫酸铵，nh -n浓度为( 45 ± 5) mg·l - 1 、磷源为磷酸二氢钾，tp 浓度为( 6. 50 ± 0. 50) mg·l - 1 ; r2进水为生活污水，取自北京工业大学家属区化粪池的实际生活污水. 人工配水及生活污水主要水质组分见表 2.
表 2 人工配水和生活污水水质组分/ mg·l － 1
1. 3 分析项目及方法
nh -n、 no - -n、 no - -n、 mlss、 mlvss、sv30 等指标均采用国家规定的标准方法测定 ;cod 和 tp 采用 5b-3b cod 多参数快速测定仪;ph、do 及温度的测定采用 wtw ph / oxi340i 便携式多参数测定仪; 污泥中 eps 的提取采用热提取法，多糖测定采用苯酚硫酸法，蛋白质测定采用考马斯亮蓝法; 颗粒粒径测定采用 mastersize 2000型激光粒度分析仪，颗粒形态观察使用 hitachis4300 电子显微镜; 颗粒化启动成功分析方法:污泥颗粒平均粒径大于 340 μm.
1 结果与讨论
2. 1 不同水质条件对好氧颗粒污泥形成及形态结构的影响
r1、r2 分别以人工配水和实际生活污水为进水，接种污水处理厂普通絮状活性污泥，采取逐渐缩短沉淀时间的方式培养好氧颗粒污泥. r1、r2分别在第 20 d、35 d 时，出现细小颗粒，如图 2 所示，分别历时 25 d、42 d 后，颗粒污泥的平均粒径达到 340 μm，好氧颗粒污泥工艺启动成功. 颗粒污泥稳定后，其平均粒径分别达到1 200 μm、750μm. 有研究表明进水有机负荷是好氧颗粒污泥形成的重要影响因素，有机负荷较低，微生物生长速率减慢，不利于颗粒化. 人工配水中的有机物易被微生物吸收利用，而实际生活污水水质成分复杂，由易生物降解物质、慢速生物降解物质和溶解性惰性物质组成，其中，溶解性惰性物质包含不可生物降解的 cod 组分，生活污水中能被微生物利用的有机负荷较人工配水少，故 r2 相对r1 污
图 2 ｒ1 和 ｒ2 运行期间粒径变化
泥颗粒化时间较长.
分别在 5 ～ 16℃ 条件下( 第 70 d) 和 r1、r2 中颗粒性能和形态稳定( 第130 d) 时，对 r1、r2 中的好氧颗粒污泥进行显微镜观察. 如图 3 所示，在第 70 d，r1 内颗粒污泥表面存在大量丝状菌，而 r2内颗粒污泥表面丝状菌较少，分析原因为: 温度较低( 5 ～ 16℃ ) ，r1 反应器内微生物可利用的有机负荷较高，丝状菌膨胀，导致颗粒污泥解体，而实际生活污水成分复杂，其中的溶解性惰性物质包含不可生物降解的 cod 组分，微生物可利用的有机物较少，抑制了丝状菌的生长，故 r2 反应器内的颗粒污泥系统能够保持稳定; 实际生活污水水质成分复杂，含有多种微量元素，当外界环境变化时，实际生活污水培养成熟的好氧颗粒污泥表现出良好的抗冲击能力，能够抵御温度降低带来的不利影响. 颗粒形态稳定时( 第 130 d) ，r1 中好氧颗粒污泥粒径较 r2 中大，分析原因为实际生活污水中微生物可利用的有机负荷较少，颗粒内部的浓度梯度较小，基质渗透力较小，有机物难以深入颗粒内部，限制了颗粒粒径的增大.
胞外聚合物( eps) 主要由蛋白质( pn) 和多糖 ( ps) 组成，在污泥颗粒化过程中具有重要作 用. 如图4 所示，pn、ps 在颗粒污泥启动阶段 ( 0 ～ 25 d 和 0 ～ 42 d) 整体呈上升趋势，r1、r2 内的 pn 含量( 以 mlss 计) 分别由初始的 64. 12mg·g - 1 、65. 98 mg·g - 1 增 加 到 最 大 值 123. 65mg·g - 1 、122. 19 mg·g - 1 ，ps 含量分别由初始的26. 08 mg·g - 1 、26. 59 mg·g - 1 增加到最大值 64. 89mg·g - 1 、62. 13 mg·g - 1 . ps 越高，污泥表面亲水性越强，pn 增加，污泥疏水性增强，细菌之间的黏附性能也随之增加，有利于颗粒污泥的形成. r1 中微生物可利用的有机负荷较高，刺激微生物产生更多的eps，故颗粒形成时间较短. 在实验进行的第 57 ～ 78 d，由于室内温度较低( 5 ～ 16℃ ) ，r1 中pn 含量减少至 51. 15 mg·g - 1 ，细胞表面的疏水性减弱，不利于微生物相互黏附，颗粒解体，而生活污水中含有一定的蛋白质，与颗粒污泥接触时可被絮凝吸附，故 r2 中pn 含量受温度影响较小.
进一步分析图 4 可得，外界环境温度降低，r1内的 pn/ ps 由 2. 25 降到 1. 14，有研究指出 pn/ ps
( a1) ｒ1 和( a2) ｒ2 为 70 d 的显微镜照片，( b1) ｒ1 和( b2) ｒ2 为 130 d 的显微镜照片图 3 ｒ1 和 ｒ2 反应器中颗粒污泥的显微镜照片
对颗粒污泥稳定性有一定的影响，pn / ps 越大，颗粒污泥稳定性越好. 故温度降低时，r1 反应器内颗粒污泥表面出现丝状菌，颗粒的稳定性变差. 系统稳定之后，r1 和 r2 中颗粒污泥的 pn/ ps 分别平均为 1. 50 和 2. 00，生活污水培养成熟的颗粒污泥较稳定，利于长期稳定运行. 同时有研究指出pn/ ps 值正比于颗粒污泥的沉降性能. 生活污水培养的颗粒污泥 pn/ ps 值高于由配水培养的颗粒污泥，故生活污水培养的颗粒污泥的沉降性能优于由人工配水培养的颗粒污泥.
图 4 ｒ1 和 ｒ2 反应器中 pn、ps 和 pn / ps 值的变化
2. 2 好氧颗粒污泥系统去除污染物性能
2. 2. 1 r1、r2 系统的 cod 及 tp 的去除性能
如图 5 所示，r1 反应器在整个运行阶段进水负荷较稳定，有机物能够有效被微生物降解和吸收，cod 能够得到有效去除，出水 cod 浓度均在 50 mg·l - 1 以下，cod 去除率达到 90% 以上. r2 反
图 5 ｒ1 和 ｒ2 反应器去除 cod、tp、tn 和 no － -n 的性能
应器在启动期的前 20 d，污泥处于培养驯化阶段，出水 cod 浓度在 50 mg·l - 1 以上，这是因为 r2 反应器的进水为实际生活污水，进水 cod 浓度波动较大且部分有机物不易被微生物降解，污泥适应反应器内环境需要的时间较长. 随着反应运行，微生物逐渐适应进水水质条件，出水 cod 浓度降低到 50 mg·l - 1 以下.
运行到第 57 d 后，温度开始降低，r1 反应器内的颗粒污泥出现丝状菌膨胀，颗粒污泥解体的情况，虽然颗粒污泥受温度影响出现解体的现象，但是 cod 仍然能够得到有效去除，去除率保持在90% 以上，这是由于丝状菌对有机物有良好的降解能力. 相比于 r1 反应器，r2 反应器中并没有出现丝状菌膨胀和颗粒污泥解体的情况，处理效果一直保持稳定，这说明生活污水启动的颗粒污泥对于温度的改变具有更强地适应能力，更好地稳定性.
r1、r2 系统在启动初期的除磷能力较差，出水 tp 浓度在 1 mg·l - 1 以上，在系统运行 10 d 后，出水tp 浓度降低到0. 50 mg·l - 1 以下，去除率稳定在 90% 左右，此后，r1、r2 系统除磷能力均能稳定在较高水平，获得了良好的除磷效果.
2. 2. 2 r1、r2 系统的脱氮性能
如图 5 所示，r1 反应器从颗粒污泥启动到颗粒成熟稳定时，脱氮性能良好，tn 平均去除率均保持较高水平，出水 tn 平均浓度均在 10 mg·l - 1以下. 但是当室内温度较低时( 5 ～ 16℃ ) ，反硝化菌不适应低温条件，活性受到抑制，导致系统脱氮性能 降 低， 出 水 tn 平均浓度升高至 29. 03mg·l - 1 ，平均去除率从 87. 85% 降低到 48. 81% .由于 r1 反应器中微生物可利用的有机负荷充足，且反硝化菌受温度抑制，因此导致丝状菌有所增殖，颗粒污泥膨胀. 温度升高后，丝状菌生长得到有效抑制，反硝化作用增强，出水 tn 平均浓度逐渐降低为 6. 13 mg·l - 1 ，去除率达到 90% 以上，脱氮性能得到恢复. 在启动初期，r2 中污泥处于培养驯化阶段，出水 tn 平均浓度为 19. 72 mg·l - 1 ，平均去除率为 60. 08% . 颗粒稳定后，r2 中好氧颗粒污泥系统出水 tn 平均浓度降低至 14. 55 mg·l - 1 ，去除率达到 79. 25% . 温度降低时，出水 tn 浓度基本没有变化，tn 去除率能够达到 86. 28% . 温度变化对 r2 反应器内的颗粒污泥并没有明显影响.
综上所述，由于人工配水水质成分单一，培养
图 6 ｒ1 和 ｒ2 反应器中典型周期( 128 d) 内各污染物浓度变化
成熟的好氧颗粒污泥抗冲击性能较差，温度降低至 5 ～ 16℃ 时，丝状菌膨胀导致颗粒污泥解体，系统脱氮性能变差; 由于实际生活污水中有机物成分复杂且浓度波动大，微生物吸收利用缓慢，形成颗粒污泥需要的时间较长. liu 等的研究表明，生长速率较慢的好氧颗粒污泥具有结构密实、稳定性好的优点，生活污水培养成熟的好氧颗粒污泥形成速度慢于人工配水培养的好氧颗粒污泥，因此具有更强的抗冲击负荷能力，稳定性更强，在温度降低时，能够抵御环境变化带来的影响，保持颗粒结构稳定，获得良好的出水水质.
2. 2. 3 典型周期内污染物浓度变化
图 6 为 r1、r2 在第 128 d 的一个典型周期内nh -n、no - -n、no - -n、tn、cod、tp、溶解氧4 2 3( do) 的浓度变化. 厌氧阶段，r1、r2 反应器内的do 浓度在 0. 02 mg·l - 1 以下，好氧阶段，r1、r2中 do 缓慢增加，最终稳定在 8 mg·l - 1 左右，反应器内具有良好的 a/ o 运行环境. r1 中 cod 浓度在厌氧阶段下降较快，在前 30 min 已经基本消耗，cod 由 250 mg·l - 1 降至 25. 12 mg·l - 1 . r2 反应器进水为生活污水，在厌氧阶段，由于有机物成分复杂，微生物可快速利用的有机碳源较少，所以降解速度较慢， cod 由 275. 19 mg·l - 1 降至 90. 44mg·l - 1 ; 在好氧阶段，反硝化作用消耗有机碳源，cod 浓度逐渐降低至 24. 58 mg·l - 1 ，cod 得到去除. 在厌氧末期，r1 释磷较多，反应器内的 tp 浓度为 35. 09 mg·l - 1 ，而 r2 反应器内的 tp 浓度为32. 18 mg·l - 1 . 导致释磷量不同的主要原因为生活污水中含有慢速生物降解物质和溶解性惰性物质等不利于聚磷菌利用的有机物，在厌氧阶段不能够完全降解，降低了释磷量. 在周期实验出水中，r1、r2 出水均未检测到nh -n、no - -n，出水no - -n浓度分别为 5. 65 mg·l - 1 、9. 67 mg·l - 1 ，产生这种现象的原因为，稳定运行时，r1 中颗粒污泥粒径较r2 大，由于好氧颗粒污泥内部存在一个“缺氧区”，粒径越大，颗粒污泥内部的缺氧区越大，这为反硝化菌提供了良好的生存环境，提高了反硝化能力，因此 r1 反应器内no - -n的出水效果更好.
3 结论
( 1) 以人工配水和实际生活污水为进水的两组反应器分别历时 25 d、42 d 启动成功，颗粒污泥稳定后，平均粒径分别可达 1200 μm 和 750 μm，r1、88. 59% 、79. 25% . 出水水质均满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级 a 标准.
( 2) 温度较低时( 5 ～ 16℃ ) ，r1 内颗粒污泥解体，cod 和tp 的去除能力基本不变，但出水 tn 平均浓度为 29. 03 mg·l - 1 ，平均去除率为 48. 81% ，系统脱氮性能被抑制; r2 运行稳定，出水 cod、tp、tn 平均浓度仍能达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级 a 标准. 生活污水培养成熟的好氧颗粒污泥结构密实，稳定性好，抗冲击能力强.(来源：北京工业大学水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室)