SBR 反應器中好氧顆粒污泥形成過程中對氮磷的降解特性

劉巖，魏連雨，張鑒達

（1.河北工業大學 土木工程學院，天津 300400；2.河北師范大學 資源與環境科學學院，河北 石家莊 050024）

在廢水處理過程中污泥顆粒化是污泥微生物細菌種群自身互相凝聚成粒狀污泥的過程，有學者認為這是微生物為了適應外部變化的生存環境所采取的一種自我保護措施.目前厭氧污泥顆粒化技術研究和應用比較成熟，近年來發現污泥在好氧狀態下同樣具有相互抱團聚集生長的現象.為了進一步揭示好氧污泥顆粒化這一現象的形成機理，國內外學者圍繞好氧污泥顆粒化現象已經展開相關研究［1－2］.成熟的好氧顆粒污泥外觀為球形或者橢球形，具有光滑的表面，呈現黃色或者黃褐色.目前關于好氧污泥顆粒化的研究主要集中于間歇式運行生物反應器中，如序批式反應器［3］、間歇式氣升內循環反應器［4］和厭氧－好氧交替工藝等［5］.相關研究表明好氧污泥顆粒化是微生物細胞通過物理、化學和生物作用相互結合的過程，該過程持續時間較長且需要比較特殊的條件和環境.微生物反應器中的顆粒化污泥是一種特殊形式的生物膜，它是微生物與反應器內部載體或細菌微生物之間相互作用而形成的粒狀聚合體，是微生物自身固定化性能的一種外在表現.微生物在好氧狀態下聚集成顆粒的過程受很多因素的影響，如COD 負荷［6］、進水水質［7－10］、沉降時間［11］、水力停留時間［12］、接種污泥［13］和流體剪切力等.好氧顆粒污泥的粒狀結構使其具有一定的脫氮除磷能力，盧然超等［14］采用模擬配制的生活污水，研究了SBR 工藝在不同運行條件下好氧污泥顆粒化和生物除磷的影響因素，發現進水中較高的COD／TN 比（24.66）、COD／TP比（58.25）和較低的污泥齡（10d）對生物除磷和顆粒污泥的形成有利.楊麒等［15］采用人工配制的模擬生活污水，在SBR 反應器中培養出了高活性的好氧顆粒污泥，實驗結果表明：由于好氧顆粒污泥的存在，SBR 反應器內發生了同步硝化反硝化（SND）反應.為了進一步探討好氧污泥顆粒化形成過程中對碳、氮、磷等污染物的同步降解能力變化，本文研究了SBR 反應器出水懸浮固體（suspended solid，SS），COD，TN，TP在污泥顆粒化過程中的變化特征.

1 實驗裝置和方法

1.1 實驗裝置

圖1 SBR 反應器裝置示意Fig.1 Schematic diagram of SBR reactor

實驗所用的SBR 反應器裝置如圖1，反應器主要由反應主體、曝氣裝置、配水裝置、進出水裝置、電磁閥、微電腦控制裝置等幾部分構成.反應器主體由1根直徑100mm、高度為1 300mm 的有機玻璃柱加工而成，有效體積6.4L，運行自動化控制采用PLC可編程控制器（信捷、FC－24R－E型），通過電磁閥可以分別控制進水時間、出水時間、曝氣時間、靜置時間等，從而實現序批式反應器所特有的進水、缺氧、曝氣、沉淀、排水和恢復等過程.曝氣采用污水處理常用的黏砂塊微孔曝氣頭，在空氣壓縮機（ACO－006型）的作用下經流量計計量后進入反應器.在反應器的不同位置設置出水口，對應排水體積分別為反應器有效體積的20%，30%和50%，在反應柱180mm 和340mm處分別設置污泥采樣口用于污泥的日常監測，人工配制的模擬廢水通過蠕動泵（BT00－100m）由反應器底部進入反應器.

1.2 方法

本實驗過程中SS的測定采用重量法，反應前后的總氮測定采用過硫酸鉀氧化－紫外分光光度法，化學需氧量測定采用國標重鉻酸鉀法測定，反應前后溶液中總磷測定采用鉬銻抗分光光度法［14－15］.

1.3 實驗用水

本實驗所采用的廢水為模擬廢水，人工配制實驗用水所采用的碳、氮、磷源以及微量元素成分見表1.

表1 模擬廢水中碳、氮、磷源以及微量元素成分Tab.1 Simulated wastewater of carbon，nitrogen，phosphorus and trace elements

1.4 接種污泥

SBR 反應器中接種污泥為城市污水處理廠的黃褐色絮狀活性污泥.

2 結果

2.1 SBR 反應器中好氧污泥顆粒化過程中出水SS分析

SBR 反應器好氧污泥顆粒化過程中出水SS變化如圖2所示，好氧污泥顆粒化過程可以劃分為3個階段，第1階段為第1～7d，第2階段為第8～36d，第3階段為第37～45d.

第1階段（1～7d）在保持污泥量穩定的前提下，調整PLC 參數將SBR 反應器的沉降時間從最初的10min減少為1min，由于沉淀時間不斷減少，沉降性能差的污泥來不及沉淀就被排出，而結構密實沉降性能較好的污泥比例不斷提高，經過不斷洗出沉淀性能差的污泥整體提高了污泥的沉降性能.在第1階段初期，由于沉降性能較差的好氧活性污泥不斷被洗出，因此該階段出水SS高達248mg／L.反應器經過2d運行后，隨著污泥沉降性能的提高反應器出水中的SS值不斷減小，出水由渾濁逐漸變得清澈.運行到第7d時反應器出水SS值下降到30mg／L左右，SS值的下降說明沉淀性能較差的污泥比重逐漸減小，接種活性污泥開始逐漸適應新的生長環境.反應器運行第8d，提高反應COD 負荷，好氧污泥顆粒化培養過程進入第2運行階段.

第2階段（第8～36d）反應器運行參數為：周期為3h，水力停留時間18h，COD 負荷增加到1.33～1.40kg／（m3·d），表面上升氣體流速由0.013 2 m／s逐步提高到0.017 2 m／s.本階段SBR 反應器運行29d，根據反應過程中的SS值的變化規律，這個階段又可細化為a（第8～14d），b（第15～23d），c（第24～36d）3個階段.a階段處于COD 負荷剛剛提高階段，COD 負荷提高以后微生物可利用的底物增加，因此提高了微生物增殖速度，增殖速度直接導致活性污泥生長速度加快，可觀察到反應器內有大量絮狀生長的活性污泥，所以反應器在a階段開始出水SS較高，在較大水力剪切力的配合作用下，活性污泥的自凝聚能力增強，污泥的粒徑逐漸增大，沉降性能不斷提高.到a階段末反應器出水SS值降低到70mg／L左右.b（第15～23d）階段污泥起初沉降時間為5min，由于沉降時間縮短，b階段起初SS值較高，保持在150mg／L左右，經過30個周期的連續運行后，呈絮狀且沉淀性能比較差的污泥逐漸被排出，到b階段末反應器出水SS值維持在60mg／L左右.c階段（第24～36d）反應器沉淀時間從5min縮短為1min，因此c階段初期反應器出水SS值很大，保持在177～224mg／L，c階段末由于沉降性能差的絮狀污泥不斷被選擇排出，新的微生物種群為了適應新環境，開始聚集生長，此時反應器中出現了呈米黃色的污泥小顆粒，直徑0.5～1.0mm，如圖3所示.SBR 反應器中污泥的構成結構發生了變化，原先的絮狀污泥逐步轉變為直徑小、比重大、結構密實呈現米黃色的污泥顆粒.

圖2 污泥顆粒化過程中出水SS變化曲線Fig.2 Change curve of effluent SS in sludge granulation process

第3階段（37～45d），反應器換水率由17.2%增加到50%，而COD 負荷由1.33～1.40kg／（m3·d）增加到3.95～4.06kg／（m3·d）.表面上升氣體流速由0.017 2m／s到0.021 8m／s，水力剪切力的增強促使顆粒污泥進一步生長.條件改變初期出水SS上升為143mg／L.顆粒污泥經過幾天的適應出水SS值降低，顆粒污泥濃度迅速升高，顆粒污泥大量增加.培養進行到41d以后，沉降時間由5min縮短為1min，少量絮狀污泥被進一步洗出，好氧顆粒污泥直徑從原先的0.5～1.0mm 增加到2～5mm.

圖3 好氧顆粒污泥照片Fig.3 Picture of aerobic granular sludge

2.2 污泥顆粒化過程中對COD的降解能力變化特征

圖4 污泥顆粒化過程中出水COD降解變化曲線Fig.4 Change curve of effluent COD degradation in sludge granular process

污泥顆粒化過程中污泥COD 的降解性能變化如圖4所示，SBR 反應器在污泥顆粒化過程第1階段，培養初期活性污泥對人工配水COD 的去除率維持在較低水平，去除率最高為51%，最低僅為35%，這主要是因為剛剛接種的污泥取自城市污水處理廠污泥，而現在的培養基質是人工配制的模擬廢水，另外反應條件也發生了較大改變，這1階段微生物主要是適應新環境新培養基質過程，所以COD利用率較低.3d以后模擬廢水COD 去除率就由35%～51%上升到70%左右，原因主要是模擬廢水基質碳源是易被微生物吸收利用的葡萄糖.第2階段的a階段和b階段污泥對COD 去除率保持在75%左右，到c階段，隨著污泥的顆粒化以及沉降程度的提高，COD 去除率逐步達到90%以上，說明活性污泥的活性比原來有所提高.第3階段，SBR 反應器出水COD 質量濃度為81mg／L，去除率達到92%，經過本階段的培養好氧顆粒污泥逐漸成熟，COD 去除率基本穩定在90%以上.

2.3 污泥顆粒化過程中對TN 的降解能力變化特征

好氧污泥顆粒化過程中污泥對TN 降解能力的變化特征如圖5所示，污泥培養過程中模擬廢水所使用氮源為NH4Cl，在配制模擬廢水時加入適量NH4Cl使得TN 質量濃度維持在50mg／L左右.由圖5可以看出在SBR 反應器運行的0～15d，污泥對總氮降解能力較差，總氮去除率維持在一個較低水平，僅為20%，造成這一現象的原因與微生物需要適應NH4Cl這一氮源有關，氮的去除主要是利用微生物增殖過程所吸收的N，而開始階段微生物整體活性較差，因此對氮的利用率也不高.0～15d的運行時間包括了反應器第1運行階段和第2運行階段里面的a階段和b階段的起初2d；反應器內污泥對氮的去除率較低的其他原因是運行階段初期反應器內的好氧污泥顆粒化現象剛剛出現，所形成的污泥顆粒粒徑很小，同步硝化反硝化所需的微環境尚未形成［16－17］.由圖5可以看出15d以后，污泥對TN 的降解能力逐步上升，出水TN 值逐漸下降.運行36d以后TN 的去除率可以達到80%左右.TN 降解能力的提高說明微生物逐漸適應新的氮源，另一方面污泥顆粒的粒徑增大創造了缺氧厭氧環境［18］，污泥粒徑增大后氧氣的傳輸阻力變大，在顆粒污泥的中心位置可以形成缺氧和厭氧環境區，為反硝化細菌的生長提供了有利條件.此外，反應器中污泥濃度的增加也可增加對TN 的去除率.

圖5 污泥顆粒化過程中TN 降解變化Fig.5 Change curve of effluent TN degradation in sludge granular process

2.4 污泥顆粒化過程中對TP的降解能力變化特征

圖6 污泥顆粒化過程中TP降解變化Fig.6 Change curve of effluent TP degradation in sludge granular process

SBR反應器內好氧污泥顆粒化過程中TP的變化曲線如圖6所示，整個過程SBR反應器進水總磷質量濃度在10mg／L左右，第1階段出水總磷質量濃度為4.1～5.0mg／L，降解率為50%左右.反應進入運行第2運行階段以后，總磷的去除率平均比第1階段下降了10%.從第2運行階段b階段開始，SBR反應器對總磷降解率才逐漸提高，反應36d以后反應器對TP的降解率達到73%，出水總磷質量濃度為2.6mg／L.隨著SBR反應器內污泥顆粒化程度的提高以及污泥質量濃度的升高，總磷降解率保持在80%左右.反應45d以后反應器出水總磷質量濃度為1.8mg／L，去除率為82%.

3 結論

在自制的SBR 反應器中接種絮狀活性污泥，以葡萄糖為主要碳源，通過提高污泥COD 負荷率、增加曝氣量和提高水力剪切力，經過45d的連續培養后成功培養出好氧顆粒污泥.實驗發現當COD 負荷值為3.97kg／（m3·d），液體表面上升氣體流速為0.021 8 m／s時，SBR 反應器中形成的顆粒污泥直徑2～5mm，MLSS值為4 200mg／L，SVI值為50mL／g.本文分析了好氧顆粒物形成過程中對COD，TN，TP的降解特性，發現污泥對三者的降解與沉降時間、污泥濃度、污泥齡以及好氧顆粒污泥本身有關，經過45d 培養在SBR 反應器中成功培養出好氧顆粒污泥，成熟好氧顆粒污泥對COD，TN，TP去除率分別可達到93%，82%和82%.

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