2結果與討論

2.1運行各階段除污效果

在室溫下，接種成熟的好氧顆粒污泥于缺氧/好氧兩級交替連續(xù)流系統(tǒng)中，并設定進水流量為2.45 L·h-1，設置理論交替循環(huán)次數(shù)為兩次，調節(jié)閥門測定管中流速，設置回流比為2，缺氧區(qū)有效容積為12 L，好氧區(qū)有效容積為20 L，故反應器的HRT為13 h，調至好氧區(qū)內曝氣量為1mL·min-1，好氧區(qū)內溶解氧保持在5mg·L-1左右，缺氧區(qū)內溶解氧在整個階段均保持在0.15 mg·L-1以下。

運行過程中NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN、TP和COD變化情況如圖2所示，接種后，由于顆粒污泥在接種之前是在進水COD/N為8∶1的連續(xù)流反應器中進行培養(yǎng)，人工配水水質成分單一，培養(yǎng)的好氧顆粒污泥抗沖擊性能較差，而且實際生活污水中有機物成分復雜且濃度波動大，所以前3 d的COD去除率在80%左右，污染物去除性能較差，但是這種水質的改變并沒有對好氧顆粒污泥造成太大影響，隨著污泥適應了實際生活污水水質的運行環(huán)境，連續(xù)流系統(tǒng)脫氮除磷能力上升，說明好氧顆粒污泥系統(tǒng)有著較強的適應水質變化的能力。

圖2運行過程中NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN、TP和COD變化情況

在實驗的第Ⅱ階段，將好氧區(qū)內曝氣量調為0.6mL·min-1而保持HRT不變，好氧區(qū)內此時溶解氧保持在3mg·L-1左右，結果表明，隨著DO的降低，COD的平均利用率升高7%，污染物去除能力升高，分析可能由于在DO差距較大的兩級反應器交替過程中抑制了異養(yǎng)菌的生長，并且較高DO在回流過程中可能一部分帶入缺氧環(huán)境，打破了部分缺氧環(huán)境導致異養(yǎng)菌活性降低。所以較高的DO并沒有提高系統(tǒng)的氮磷去除能力，反而削弱了系統(tǒng)的反硝化及釋磷能力。

隨著實驗的進一步運行和水力停留時間的縮短，有機負荷率增加，兩級連續(xù)流系統(tǒng)內呈現(xiàn)出明顯的COD濃度差，不僅提高了傳質動力，亦有效抑制了絲狀菌的過度生長，在44——64 d時，TP平均去除率為80.43%，TN平均去除率為83.6%，COD平均去除率為90.39%，此時連續(xù)流系統(tǒng)的脫氮除磷性能最好，說明在空間上形成的缺氧/好氧間歇運行方式使得脫氮除磷過程不只依賴于顆粒本身，在NO3--N回流至缺氧段時，連續(xù)進水的基質補充條件下使連續(xù)流系統(tǒng)有著較高的脫氮除磷效率。繼續(xù)縮短水力停留時間至6 h后，微生物吸收利用緩慢，異養(yǎng)菌與有機負荷接觸時間較短，COD利用率降低，污染物去除能力下降。

綜上連續(xù)流好氧顆粒污泥在較小的曝氣量（0.6mL·min-1）和合適的水力停留時間下（9 h）脫氮除磷性能最好，進水COD、TN和TP平均濃度分別為247.7、42.3和3.13mg·L-1，平均去除率分別為90.39%、83.6%和80.43%.

2.2污泥特性的變化

2.2.1污泥濃度及沉降性能的變化

連續(xù)流系統(tǒng)中污泥濃度及沉降性能的變化如圖3和圖4所示。接種污泥后，反應器內MLSS為2950 mg·L-1，SVI為37 mL·g-1.本實驗過程中，每天從反應器中間位置取樣口取均質泥水混合樣品進行檢測分析。實驗開始后，進水水質由恒定不變的模擬生活污水到不穩(wěn)定的實際生活污水不可避免地降低了好氧顆粒污泥的穩(wěn)定性，在第6 d時MLSS下降到2500 mg·L-1左右，SVI上升至50 mL·g-1，在DO變低之后，可以看到部分顆粒解體，解體的顆粒在沉淀管的頂端排出系統(tǒng)，造成MLSS的繼續(xù)減小，但是由于兩級連續(xù)流中缺氧/好氧的交替環(huán)境促進顆粒密實，部分不太密實的顆粒解體之后又重新聚集成顆粒，所以看到DO的降低并沒有造成對連續(xù)流系統(tǒng)中污泥的破壞，縮短水力停留時間后，不可避免的造成了好氧顆粒污泥的流失，MLSS減少至1800 mg·L-1，但是系統(tǒng)的處理性能并沒有惡化，反而變好，在階段Ⅲ運行的第10 d左右，MLSS開始上升，最終穩(wěn)定在2000 mg·L-1左右，f為0.92，顆粒較為密實，系統(tǒng)也在這一階段處理性能達到最好，說明連續(xù)流好氧顆粒污泥系統(tǒng)相對于SBR活性污泥系統(tǒng)污泥濃度較低。

圖3運行過程中MLSS和MLVSS變化情況

圖4運行過程中SVI和顆粒粒徑變化情況

2.2.2 EPS分析

EPS對好氧顆粒的形成和穩(wěn)定起著至關重要的作用，EPS含量被認為是蛋白質和多糖的總和，不同階段下好氧顆粒污泥分泌的EPS含量（以SS計）如圖5，EPS在實驗前6 d由50.85 mg·g-1顯著升高至62.71 mg·g-1，這是由于微生物在接觸新環(huán)境時的自然反應是EPS升高的主要原因，特別是蛋白質含量，由45.17 mg·g-1升高至55.50 mg·g-1.降低曝氣量后，意味著水力剪切力變小，好氧顆粒污泥分泌部分EPS以維持顆粒的穩(wěn)定性，這與He等的研究結果一致。降低水力停留時間后，EPS含量對SVI有顯著影響，EPS含量的增加導致SVI的下降。隨著EPS從58.16 mg·g-1增加到80.41 mg·g-1，SVI從49 mL·g-1顯著下降到40 mL·g-1，好氧顆粒變得光滑致密，較高的EPS含量可以加速好氧顆粒的形成，改善好氧顆粒的沉降性能，所以在曝氣量為0.6 mL·min-1，水力停留時間為9 h時，PN/PS值達到最高，導致顆粒污泥的疏水性增加，顆粒變得更加密實。這可能是由于兩級反應器中產生了基質濃度差，由于細菌的作用，在缺氧階段產生的EPS后來被消耗在好氧階段，并且PS更容易在低基質環(huán)境中被消耗，顆?；|中留下了更多的PN，以維持其結構。

圖5運行過程中EPS變化情況

2.2.3三維熒光和平行因子分析

由于原始三維熒光圖譜中各組分熒光峰互相重疊，無法單獨研究單類物質熒光峰的變化特征，故利用平行因子分析方法進行分析。圖6是連續(xù)流好氧顆粒污泥在第1、31、49和79 d的EEM熒光光譜，表4為PARAFAC模型分析得到各階段具體的結果。根據(jù)文獻，將組分分別定義為色氨酸或類蛋白物質、可溶性微生物副產物、疏水性酸物質和腐殖酸這4類物質。

圖6運行過程中顆粒污泥三維熒光分析

表4 PARAFAC模型分析所得各階段組成成分

階段Ⅰ中分離出兩種腐殖酸物質，此時顆粒污泥剛接種于連續(xù)流反應器中，腐殖酸成分主要是脂肪族和芳香族的高聚物，含有羧基、酚基等帶負電官能團，有研究表明腐殖酸會影響污泥的絮凝力，不利于污泥顆?；?。表5為HIX和FI的值，階段Ⅰ的好氧顆粒污泥EPS的熒光值為1.221，是整個運行階段中FI的最低值，HIX的值較高對應較低的H/C比和更多的環(huán)結構，說明在進水基質為生活污水條件下好氧顆粒污泥的DOM來源于微生物的比例較高，并且腐化程度較高，經(jīng)連續(xù)流系統(tǒng)處理后HIX值有所下降，F(xiàn)I值有所上升，說明其腐殖化程度降低、水中由微生物產生的物質增多。隨后曝氣強度由1.0 mL·min-1降至0.6mL·min-1后，組成成分仍然是色氨酸或類蛋白物質和腐殖酸兩類物質，顆粒污泥的EPS物質結構和組成變化較小，但熒光強度發(fā)生了變化，從1.221升高至1.352.這表明連續(xù)流系統(tǒng)好氧顆粒污泥EPS的組成成分受曝氣強度的影響較小。隨著HRT從13 h縮短至9 h，F(xiàn)I值從1.352增加到2.014，HIX值從0.847升高至0.936，分析此階段好氧顆粒污泥EPS的組成成分由2種增加至4種，出現(xiàn)了可溶性微生物副產物及疏水酸相關物質，水解和細胞裂解是將顆粒污泥轉化為溶解形式的兩個主要機制，所以這表明縮短HRT將可生物降解的蛋白質水解為小分子或者是出現(xiàn)了細胞的裂解。由此出現(xiàn)了可溶性微生物副產物及疏水酸相關物質，HIX值升高也因為污泥水解和破壞產生的蛋白質很可能轉化為腐殖質。雖然有部分細菌死亡但是根據(jù)上述研究表明此階段生物量增多，出水水質變好，說明合適的水力停留時間對微生物的生長代謝有促進作用，并淘洗掉了世代周期較長的細菌或活性受到了抑制，以此加速了生物量的生長。綜上所述水力停留時間會改變EPS的組成，水力停留時間相對于曝氣強度對連續(xù)流系統(tǒng)的EPS組成影響更大。

表5運行過程中HIX和FI值的變化情況

HRT和DO、曝氣強度、水力停留對好氧顆粒污泥連續(xù)流系統(tǒng)的影響（一）

HRT和DO、曝氣強度、水力停留對好氧顆粒污泥連續(xù)流系統(tǒng)的影響（二）

HRT和DO、曝氣強度、水力停留對好氧顆粒污泥連續(xù)流系統(tǒng)的影響（三）

HRT和DO、曝氣強度、水力停留對好氧顆粒污泥連續(xù)流系統(tǒng)的影響（四）