好氧流化床生物膜反應器中氧傳質過程與污水處理效能研究

佘國生，何夢夏，段景川，田 蕾，王 敏,*

(1.中電建南方建設投資有限公司，廣東深圳 518000；2.西安理工大學水利水電學院，陜西西安 710048)

好氧流化床生物膜反應器是從移動床生物膜反應器中衍生的一種好氧生物膜處理工藝，具有處理效率高、成本低、適用廣泛等優點，在污水處理方面具有很好的應用前景。該工藝的工作原理是通過曝氣作用使長滿生物的填料和污水處于流化狀態，在填料上形成好氧-厭氧的生物膜結構，實現生物接觸氧化污水中有機物的過程[1]。由于促使反應器內各相流化的動力全部來源于曝氣，由此產生的能耗問題值得關注，如何通過較低的能耗獲取較高的處理效能，是該工藝研究的熱點問題[2]。

溶解氧是好氧生物反應器的關鍵限制因子，其在污水處理中涉及多個傳質，研究表明，氧傳質是一個復雜的過程，主要包括氣相、液相、固相之間的三相氧傳質。此外，氧傳質過程受到曝氣量大小、曝氣器種類及布置方式、污水水質、表面活性劑、電解質濃度、水溫等因素的影響[3]。研究表明，在生物反應器中氧傳質過程與微生物呼吸作用之間存在一定關系[4]，而對于微生物耗氧速率(OUR)與反應器內氧傳質速率之間的機理尚不明確，仍不能全面解釋反應器內的氧傳質規律。

為探究好氧流化床生物膜反應器中氧傳質機制，優化好氧流化床生物反應器運行條件，本文主要探究了不同曝氣量下，OUR與氧傳質機制間的響應關系。結合曝氣量對反應器水處理效果的影響，剖析好氧流化床生物膜反應器中的氧傳質機制，綜合分析氧傳質、微生物呼吸作用、污水處理效果之間的潛在關系。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

好氧流化床生物膜反應器系統如圖1所示，主要包括圓柱形反應器主體、曝氣系統、四通道溶解氧測量儀、計算機及程序、壓力表等。反應器系統包括圓柱形有機玻璃反應器(直徑為0.25 m，高為0.78 m)、矩形有機玻璃保溫罩(0.23 m×0.23 m×0.78 m)、穩壓腔、頂部帶孔眼有機玻璃蓋。曝氣系統由針頭曝氣盤、氣體擴散器、空氣壓縮機、氣體流量計和輸氣管道組成。為保證曝氣時氣體僅通過針頭排出，在曝氣盤下放置橡膠墊，涂抹凡士林密封后，用螺絲固定于法蘭上。

圖1 好氧流化床生物膜反應器系統示意圖Fig.1 Schematic Diagram of AFBBR System

好氧流化床生物膜反應器接種污泥取自某市某污水廠濃縮池，為使反應器內填料掛膜更容易，掛膜階段的模擬水質按C∶N∶P=100∶5∶1進行配置。啟動和運行階段的模擬水質參考城鎮污水處理廠進水，其水質特征如表1所示。其中，碳源、氮源和磷源分別采用葡萄糖、氯化銨和磷酸二氫鉀配置，營養鹽及微量元素包括CaCl2、MgSO4·7H2O、NaHCO3、FeCl3、FeSO4、KI、CuSO4·5H2O、MnCl2·4H2O、ZnSO4·7H2O和EDTA。模擬污水的pH值基本呈中性(6.8～7.4)，鹽度可達(80±1) mg/L。

表1 反應器不同階段的模擬水質參數Tab.1 Quality Parameters of Simulated Wastewater under Different Stages in Reactor

試驗所用懸浮填料選用多孔聚氨酯泡沫PU，填充率為30%。該填料具有比表面積大、傳質性能較好、生物黏附性好等優點。反應器曝氣孔間距為8 mm，曝氣量選取100、150 L/h和200 L/h，對應的氣水比分別為3.8、5.8和7.7，運行周期為進水30 min、曝氣10 h、靜置1 h、排水30 min。反應器采用上進下出的運行方式，即進水由水泵泵入模擬生活污水，從反應器底部圓柱體側面排出處理后污水。

1.2 OUR測定

為確定曝氣效率并量化操作變量對溶解氧供應的影響，確定生物反應器中的標準氧總傳質系數(KLas)至關重要。雙膜理論認為，傳質阻力主要在于液相，通常忽略氣膜中的阻力，即氧總傳質系數KLa等于液相傳質系數KL。KLa可通過式(1)計算，對該測試條件下的KLa進行標準化處理，如式(2)，可得標準溫度和壓力下的KLas。

(1)

KLas=KLa×θ20-T

(2)

其中：KLa——單位時間內氣相向液相中傳遞的氧氣量，h-1;

Cs——飽和DO的質量濃度，mg/L；

Ct——t時刻系統中DO的質量濃度，mg/L；

θ——溫度修正系數，取1.024；

T——液體式測溫度，℃。

同時，混合均勻液相中溶解氧的質量平衡方程如式(3)。

(3)

其中：qO2——微生物比耗氧速率，mg/h；

X——生物量質量濃度，mg/L；

OTR——氧轉移速率，mg/(L·h)。

動態分析法是用于測量生物反應器中活躍生長的微生物的呼吸活性方法，已被證實是一種可靠的測定方法。當系統的曝氣關閉時，式(3)中OTR=0，則式(3)可簡化為式(4)。

(4)

溶解氧濃度隨時間變化的斜率即為-OUR，通過關閉曝氣，可測出微生物的OUR。因此，采用動態分析方法可實現OUR的測定，其中DO的濃度和溫度通過四通道光纖測量儀(OXY-4)獲取。

1.3 水質指標測定方法

取反應器出水500 mL，將水樣靜置沉淀20 min，直接取上清液測定CODCr、TP含量，再經0.45 μm的水溶性濾膜過濾后，測定氨氮。CODCr按照《水質化學需氧量的測定 重鉻酸鹽法》(GB 11914—1989)測定；氨氮按照《水質 氨氮的測定 納氏試劑分光光度法》(HJ 535—2009)測定；TN按照《水質 總氮的測定 堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法》(HJ 636—2012)測定；TP按照《水質 總磷的測定 鉬酸銨分光光度法》(GB 11893—1989)測定；pH采用便攜式多參數水質測量儀測定。

2 結果與討論

2.1 對微生物呼吸的影響

圖2為不同溫度(9、12、15、20 ℃和25 ℃)和曝氣量(100、150 L/h和200 L/h)下反應器內OUR的變化情況。在不同曝氣量條件下，隨著溫度從9 ℃升高至25 ℃，反應器中的OUR均呈現先增大后減小的趨勢，在溫度為20 ℃時達到最大。

圖2 溫度和曝氣量對OUR的影響Fig.2 Effect of Temperature and Aeration Rates on OUR

曝氣量為100 L/h時，在9～20 ℃，OUR由1.71 mg/(L·h)增大至8.08 mg/(L·h)，在25 ℃時降低至7.20 mg/(L·h)；曝氣量為150 L/h時，在9～20 ℃，OUR由2.46 mg/(L·h)逐漸增大至9.11 mg/(L·h)，在25 ℃時降低至8.92 mg/(L·h)；曝氣量為200 L/h時，在9～20 ℃，OUR由1.87 mg/(L·h)逐漸增大至8.29 mg/(L·h)，在25 ℃時降低至7.51 mg/(L·h)。溫度過低會抑制微生物生長代謝過程，降低微生物活性，使微生物呼吸作用減弱，導致微生物OUR較低。隨著溫度增加，微生物活性逐漸增強，微生物生長代謝過程加快，故微生物OUR增大[5-6]。微生物活性還受氧擴散速率的影響，當溫度從20 ℃升高至25 ℃時，隨著溫度升高，氧氣在水中的溶解度降低，氧傳質速率降低，微生物生長代謝過程受到抑制，微生物OUR隨之降低[7]。

當溫度為9～25 ℃時，曝氣量為150 L/h的OUR高于曝氣量為200 L/h的OUR。同一溫度下，曝氣量從100 L/h增大至200 L/h，OUR呈現先增大后減小的趨勢，且在20 ℃達到最大，分別為8.08、9.11 mg/(L·h)和8.29 mg/(L·h)。這是因為曝氣量較低時，反應器中溶解氧濃度較低，微生物生長代謝所需氧量較少，微生物呼吸作用受到抑制，因此，微生物OUR降低。隨著曝氣量增大至150 L/h，反應器內溶解氧濃度增大，微生物生長代謝所需氧量充足，微生物呼吸作用增強，促使微生物OUR增大。當曝氣量過大時，反應器中混合液流速增大，微生物受水中氣泡和混合液的沖刷影響較大，部分生物膜脫落，微生物呼吸作用受到抑制，使微生物OUR降低[8]。

2.2 對氧傳質關鍵參數的影響

圖3為不同溫度(9、12、15、20 ℃和25 ℃)和曝氣量(100、150 L/h和200 L/h)下反應器內KLas的變化情況。曝氣量為150 L/h和200 L/h時，溫度從9 ℃升高至25 ℃，反應器中的KLas呈現出先增大后減小的趨勢，當溫度為20 ℃時達到最大。

圖3 溫度和曝氣量對KL as的影響Fig.3 Effect of Temperature and Aeration Rates on KL as

曝氣量為100 L/h時，隨溫度逐漸增大，KLas從9 ℃時的9.56 h-1逐漸增大至20 ℃時的23.81 h-1，在25 ℃時略有增加，為23.86 h-1；曝氣量為150 L/h時，KLas從9 ℃時的10.69 h-1逐漸增大至20 ℃時的34.89 h-1，在25 ℃時略有降低，為30.41 h-1；曝氣量為200 L/h時，隨溫度逐漸增大，KLas從9 ℃時的10.32 h-1逐漸增大至20 ℃時的23.82 h-1，在25 ℃時降低至20.90 h-1。主要由于溫度過低時，微生物生長代謝過程受到抑制，微生物耗氧速率較低，環境中的溶解氧梯度較小，氧傳質過程受到抑制，KLas較低。隨著溫度升高，反應器中混合液黏度降低，氣泡與混合液間的液膜厚度減小，有利于溶解氧的傳遞，氧傳質過程受到促進，KLas升高[9]。當溫度從20 ℃升高至25 ℃時，由于溫度升高，氧氣在水中的溶解度降低，環境中的溶解氧梯度較小，KLas降低[10]。

當溫度為9～25 ℃時，曝氣量從100 L/h增大至200 L/h，KLas呈現先增大后減小的趨勢，且在溫度為20 ℃時達到最大，分別為23.81、34.89 h-1和23.90 h-1。因為曝氣量較低(100 L/h)時，反應器中溶解氧濃度低導致絲狀菌過度生長，進而產生過量的胞外聚合物(EPS)，致使反應器中混合液黏度增大，氧傳質過程中的液膜厚度增大，空氣與混合液界面的氧擴散受到抑制。且黏度增大導致氣泡聚集，會產生更大的氣泡，降低氣泡與混合液間的接觸面積和接觸時間，抑制氧傳質過程，使KLas較低[11-12]。隨著曝氣量增大，反應器中溶解氧濃度增大且混合液流速增大，氣泡與混合液間的液膜厚度減小，溶解氧梯度增大，有利于溶解氧的傳遞，KLas升高。當曝氣量過大(200 L/h)時，混合液流速過快，氣泡在反應器中的停留時間較短，不利于氧傳質過程，KLas降低[13]。

2.3 微生物呼吸與氧傳質過程參數間響應關系

圖4為不同溫度下反應器內OUR與KLas之間的響應關系。當曝氣量為100、150 L/h和200 L/h時，OUR與KLas之間均呈線性關系，3個線性擬合方程的斜率分別為2.31、3.43和1.94，且線性擬合方程的R2分別為0.97、0.98和0.98，擬合效果較佳，說明OUR與KLas之間存在顯著的線性響應關系。此外，當曝氣量為150 L/h時，OUR與KLas的線性擬合方程斜率最大，表明隨溫度的改變，OUR與KLas的變化程度較大。綜上，曝氣量為150 L/h、溫度為20 ℃時，反應器內OUR與KLas均達到最高，且OUR與KLas之間存在線性響應關系。

圖4 OUR與KL as間的線性擬合結果Fig.4 Linear Fitting Results of OUR and KL as

2.4 對CODCr去除效果的影響

由圖5可知，好氧流化床生物膜反應器進水CODCr質量濃度約為400 mg/L，控制反應器曝氣量為100 L/h(1#)、150 L/h(2#)和200 L/h(3#)，穩定運行33 d后，出水CODCr質量濃度分別為19.46、13.89 mg/L和21.35 mg/L，CODCr去除率分別為95.06%、96.55%和94.65%。曝氣量從100 L/h增加到200 L/h時，反應器對CODCr去除率變化不大均達到95%左右，且出水CODCr質量濃度均滿足《城鎮污水處理廠污染物排放標準》一級A標準(小于50 mg/L)，表明曝氣量為100 L/h 即可滿足反應器對CODCr的去除，增加的曝氣量對CODCr去除效果影響不顯著，且較高曝氣量將導致運行能耗增加。

圖5 曝氣量對CODCr去除效果的影響Fig.5 Effect of Aeration Rates on CODCr Removal Efficiency

2.5 對氮去除效果的影響

由圖6可知，反應器進水氨氮和TN質量濃度分別約為45 mg/L和50 mg/L，TN和氨氮的去除效果隨著曝氣的增加呈現先增加后降低的趨勢，在150 L/h時達到最佳去除效果。出水氨氮質量濃度在3個曝氣條件下分別為9.07、4.68 mg/L和5.89 mg/L，氨氮去除率分別為79.84%、89.53%和86.79%；TN的出水質量濃度別為9.91、6.99 mg/L和12.65 mg/L，去除率分別為80.44%、86.20%和75.03%。當曝氣量為100 L/h時，氨氮和TN出水濃度較高，難以滿足《城鎮污水處理廠污染物排放標準》一級A標準(小于5 mg/L)。這是由于氨氧化細菌(AOB)主要存在于生物膜表面的好氧區，且氨氧化細菌活性受環境因素高度敏感，因此，曝氣量較小時，反應器內溶解氧濃度較低，AOB與亞硝酸鹽氧化細菌(NOB)活性降低，抑制了硝化過程[14]，同時絲狀菌的大量繁殖會導致污泥沉降性降低[15]，出水氨氮濃度較高。當曝氣量為200 L/h時，氨氮和TN出水濃度略高于一級A標準且TN含量顯著高于氨氮。這是由于曝氣量過大時，反應器混合液流速增大，微生物膜受混合液剪切力作用會部分流失，且反應器內溶解氧濃度較高，溶解氧傳遞阻力降低，生物膜表面的好氧層過厚，對反硝化細菌活性的抑制作用較大，減慢了脫氮速率[16]，降低了反應器對氨氮和TN的含量去除效果。因此，為了提高氨氮去除效果，最佳曝氣量是150 L/h。

圖6 曝氣量對氮去除效果的影響Fig.6 Effect of Aeration Rates on Nitrogen Removal Efficiency

2.6 對TP去除效果影響

圖7為曝氣量對TP去除效果的影響。好氧流化床生物膜反應器進水TP質量濃度約為5.07 mg/L，控制反應器曝氣量為100、150 L/h和200 L/h，穩定運行33 d后，出水TP質量濃度分別為2.51、0.82 mg/L和1.27 mg/L，TP去除率分別為50.46%、83.96%和74.93%。曝氣量從100 L/h增加到200 L/h時，反應器對TP去除率呈現先增大后減小的趨勢。當曝氣量為100 L/h時，出水TP未達到標準限值，這是因為反應器內溶解氧濃度較低，抑制了生物膜中的聚磷菌(PAOs)在好氧環境里的吸磷過程，而PAOs吸收污水中的有機物——揮發性脂肪酸(VFAs)后，在厭/缺氧環境里釋放磷酸鹽[17]，且溶解氧濃度低會導致大量絲狀菌產生，這些絲狀菌產生大量EPS，EPS中含有大量磷酸鹽[18]，故出水TP濃度較高。此外，溶解氧濃度低導致厭氧層增厚，聚糖菌(GAOs)會在厭氧環境中與PAOs競爭VFAs[19]，導致PAOs的活性降低，這也是導致出水TP濃度較高的原因之一。當曝氣量為150 L/h時，脫氮過程中存在反硝化細菌，它們會與PAOs在厭氧環境中競爭碳源[20]，而本試驗并未另加碳源，在一定程度上降低了PAOs的活性，導致出水濃度僅能滿足《城鎮污水處理廠污染物排放標準》一級B標準(小于1 mg/L)。當曝氣量為200 L/h時，由于溶解氧濃度增大，生物膜好氧層較厚，抑制了生物膜中的PAOs在厭/缺氧環境里的釋磷過程，PAOs吸收VFAs而儲存在細胞內的能量較少，會抑制PAOs在好氧環境里的吸磷過程，出水TP濃度較高。其次，曝氣量過大，生物膜受混合液剪切力增大，部分微生物流失，導致反應器對TP的去除效果變差。

圖7 曝氣量對TP去除效果的影響Fig.7 Effect of Aeration Rates on TP Removal Efficiency

綜上，好氧流化床生物膜反應器對CODCr去除效果較好，且曝氣量增大對反應器CODCr的去除效果影響不大，而反應器對氨氮、TN和TP去除效果在曝氣量為150 L/h時達到最優。

3 結論

本文探討了不同運行條件下，好氧流化床生物膜反應器中氧傳質過程和污水處理效果，旨在優化反應器的曝氣工況，提高氧傳質效率和污染物處理效耗。通過試驗研究和對比分析，得到以下幾點結論。

(1)當曝氣量為150 L/h、溫度為20 ℃時，反應器內OUR和KLas達到最高，氧傳質效果最好，反應器運行效果最佳，且OUR與KLas之間存在較好的線性關系。

(2)當曝氣量為150 L/h、溫度為20 ℃時，好氧流化床生物膜反應器對CODCr、氨氮和TP的去除效果最好，此時CODCr、氨氮、TN和TP去除率分別為96.55%、89.53%、86.20%和83.96%。