SBR 反应器中好氧颗粒污泥形成过程中对氮磷的降解特性

刘岩，魏连雨，张鉴达

（1.河北工业大学 土木工程学院，天津 300400；2.河北师范大学 资源与环境科学学院，河北 石家庄 050024）

在废水处理过程中污泥颗粒化是污泥微生物细菌种群自身互相凝聚成粒状污泥的过程，有学者认为这是微生物为了适应外部变化的生存环境所采取的一种自我保护措施.目前厌氧污泥颗粒化技术研究和应用比较成熟，近年来发现污泥在好氧状态下同样具有相互抱团聚集生长的现象.为了进一步揭示好氧污泥颗粒化这一现象的形成机理，国内外学者围绕好氧污泥颗粒化现象已经展开相关研究［1－2］.成熟的好氧颗粒污泥外观为球形或者椭球形，具有光滑的表面，呈现黄色或者黄褐色.目前关于好氧污泥颗粒化的研究主要集中于间歇式运行生物反应器中，如序批式反应器［3］、间歇式气升内循环反应器［4］和厌氧－好氧交替工艺等［5］.相关研究表明好氧污泥颗粒化是微生物细胞通过物理、化学和生物作用相互结合的过程，该过程持续时间较长且需要比较特殊的条件和环境.微生物反应器中的颗粒化污泥是一种特殊形式的生物膜，它是微生物与反应器内部载体或细菌微生物之间相互作用而形成的粒状聚合体，是微生物自身固定化性能的一种外在表现.微生物在好氧状态下聚集成颗粒的过程受很多因素的影响，如COD 负荷［6］、进水水质［7－10］、沉降时间［11］、水力停留时间［12］、接种污泥［13］和流体剪切力等.好氧颗粒污泥的粒状结构使其具有一定的脱氮除磷能力，卢然超等［14］采用模拟配制的生活污水，研究了SBR 工艺在不同运行条件下好氧污泥颗粒化和生物除磷的影响因素，发现进水中较高的COD／TN 比（24.66）、COD／TP比（58.25）和较低的污泥龄（10d）对生物除磷和颗粒污泥的形成有利.杨麒等［15］采用人工配制的模拟生活污水，在SBR 反应器中培养出了高活性的好氧颗粒污泥，实验结果表明：由于好氧颗粒污泥的存在，SBR 反应器内发生了同步硝化反硝化（SND）反应.为了进一步探讨好氧污泥颗粒化形成过程中对碳、氮、磷等污染物的同步降解能力变化，本文研究了SBR 反应器出水悬浮固体（suspended solid，SS），COD，TN，TP在污泥颗粒化过程中的变化特征.

1 实验装置和方法

1.1 实验装置

图1 SBR 反应器装置示意Fig.1 Schematic diagram of SBR reactor

实验所用的SBR 反应器装置如图1，反应器主要由反应主体、曝气装置、配水装置、进出水装置、电磁阀、微电脑控制装置等几部分构成.反应器主体由1根直径100mm、高度为1 300mm 的有机玻璃柱加工而成，有效体积6.4L，运行自动化控制采用PLC可编程控制器（信捷、FC－24R－E型），通过电磁阀可以分别控制进水时间、出水时间、曝气时间、静置时间等，从而实现序批式反应器所特有的进水、缺氧、曝气、沉淀、排水和恢复等过程.曝气采用污水处理常用的黏砂块微孔曝气头，在空气压缩机（ACO－006型）的作用下经流量计计量后进入反应器.在反应器的不同位置设置出水口，对应排水体积分别为反应器有效体积的20%，30%和50%，在反应柱180mm 和340mm处分别设置污泥采样口用于污泥的日常监测，人工配制的模拟废水通过蠕动泵（BT00－100m）由反应器底部进入反应器.

1.2 方法

本实验过程中SS的测定采用重量法，反应前后的总氮测定采用过硫酸钾氧化－紫外分光光度法，化学需氧量测定采用国标重铬酸钾法测定，反应前后溶液中总磷测定采用钼锑抗分光光度法［14－15］.

1.3 实验用水

本实验所采用的废水为模拟废水，人工配制实验用水所采用的碳、氮、磷源以及微量元素成分见表1.

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

1.4 接种污泥

SBR 反应器中接种污泥为城市污水处理厂的黄褐色絮状活性污泥.

2 结果

2.1 SBR 反应器中好氧污泥颗粒化过程中出水SS分析

SBR 反应器好氧污泥颗粒化过程中出水SS变化如图2所示，好氧污泥颗粒化过程可以划分为3个阶段，第1阶段为第1～7d，第2阶段为第8～36d，第3阶段为第37～45d.

第1阶段（1～7d）在保持污泥量稳定的前提下，调整PLC 参数将SBR 反应器的沉降时间从最初的10min减少为1min，由于沉淀时间不断减少，沉降性能差的污泥来不及沉淀就被排出，而结构密实沉降性能较好的污泥比例不断提高，经过不断洗出沉淀性能差的污泥整体提高了污泥的沉降性能.在第1阶段初期，由于沉降性能较差的好氧活性污泥不断被洗出，因此该阶段出水SS高达248mg／L.反应器经过2d运行后，随着污泥沉降性能的提高反应器出水中的SS值不断减小，出水由浑浊逐渐变得清澈.运行到第7d时反应器出水SS值下降到30mg／L左右，SS值的下降说明沉淀性能较差的污泥比重逐渐减小，接种活性污泥开始逐渐适应新的生长环境.反应器运行第8d，提高反应COD 负荷，好氧污泥颗粒化培养过程进入第2运行阶段.

第2阶段（第8～36d）反应器运行参数为：周期为3h，水力停留时间18h，COD 负荷增加到1.33～1.40kg／（m3·d），表面上升气体流速由0.013 2 m／s逐步提高到0.017 2 m／s.本阶段SBR 反应器运行29d，根据反应过程中的SS值的变化规律，这个阶段又可细化为a（第8～14d），b（第15～23d），c（第24～36d）3个阶段.a阶段处于COD 负荷刚刚提高阶段，COD 负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，增殖速度直接导致活性污泥生长速度加快，可观察到反应器内有大量絮状生长的活性污泥，所以反应器在a阶段开始出水SS较高，在较大水力剪切力的配合作用下，活性污泥的自凝聚能力增强，污泥的粒径逐渐增大，沉降性能不断提高.到a阶段末反应器出水SS值降低到70mg／L左右.b（第15～23d）阶段污泥起初沉降时间为5min，由于沉降时间缩短，b阶段起初SS值较高，保持在150mg／L左右，经过30个周期的连续运行后，呈絮状且沉淀性能比较差的污泥逐渐被排出，到b阶段末反应器出水SS值维持在60mg／L左右.c阶段（第24～36d）反应器沉淀时间从5min缩短为1min，因此c阶段初期反应器出水SS值很大，保持在177～224mg／L，c阶段末由于沉降性能差的絮状污泥不断被选择排出，新的微生物种群为了适应新环境，开始聚集生长，此时反应器中出现了呈米黄色的污泥小颗粒，直径0.5～1.0mm，如图3所示.SBR 反应器中污泥的构成结构发生了变化，原先的絮状污泥逐步转变为直径小、比重大、结构密实呈现米黄色的污泥颗粒.

图2 污泥颗粒化过程中出水SS变化曲线Fig.2 Change curve of effluent SS in sludge granulation process

第3阶段（37～45d），反应器换水率由17.2%增加到50%，而COD 负荷由1.33～1.40kg／（m3·d）增加到3.95～4.06kg／（m3·d）.表面上升气体流速由0.017 2m／s到0.021 8m／s，水力剪切力的增强促使颗粒污泥进一步生长.条件改变初期出水SS上升为143mg／L.颗粒污泥经过几天的适应出水SS值降低，颗粒污泥浓度迅速升高，颗粒污泥大量增加.培养进行到41d以后，沉降时间由5min缩短为1min，少量絮状污泥被进一步洗出，好氧颗粒污泥直径从原先的0.5～1.0mm 增加到2～5mm.

图3 好氧颗粒污泥照片Fig.3 Picture of aerobic granular sludge

2.2 污泥颗粒化过程中对COD的降解能力变化特征

图4 污泥颗粒化过程中出水COD降解变化曲线Fig.4 Change curve of effluent COD degradation in sludge granular process

污泥颗粒化过程中污泥COD 的降解性能变化如图4所示，SBR 反应器在污泥颗粒化过程第1阶段，培养初期活性污泥对人工配水COD 的去除率维持在较低水平，去除率最高为51%，最低仅为35%，这主要是因为刚刚接种的污泥取自城市污水处理厂污泥，而现在的培养基质是人工配制的模拟废水，另外反应条件也发生了较大改变，这1阶段微生物主要是适应新环境新培养基质过程，所以COD利用率较低.3d以后模拟废水COD 去除率就由35%～51%上升到70%左右，原因主要是模拟废水基质碳源是易被微生物吸收利用的葡萄糖.第2阶段的a阶段和b阶段污泥对COD 去除率保持在75%左右，到c阶段，随着污泥的颗粒化以及沉降程度的提高，COD 去除率逐步达到90%以上，说明活性污泥的活性比原来有所提高.第3阶段，SBR 反应器出水COD 质量浓度为81mg／L，去除率达到92%，经过本阶段的培养好氧颗粒污泥逐渐成熟，COD 去除率基本稳定在90%以上.

2.3 污泥颗粒化过程中对TN 的降解能力变化特征

好氧污泥颗粒化过程中污泥对TN 降解能力的变化特征如图5所示，污泥培养过程中模拟废水所使用氮源为NH4Cl，在配制模拟废水时加入适量NH4Cl使得TN 质量浓度维持在50mg／L左右.由图5可以看出在SBR 反应器运行的0～15d，污泥对总氮降解能力较差，总氮去除率维持在一个较低水平，仅为20%，造成这一现象的原因与微生物需要适应NH4Cl这一氮源有关，氮的去除主要是利用微生物增殖过程所吸收的N，而开始阶段微生物整体活性较差，因此对氮的利用率也不高.0～15d的运行时间包括了反应器第1运行阶段和第2运行阶段里面的a阶段和b阶段的起初2d；反应器内污泥对氮的去除率较低的其他原因是运行阶段初期反应器内的好氧污泥颗粒化现象刚刚出现，所形成的污泥颗粒粒径很小，同步硝化反硝化所需的微环境尚未形成［16－17］.由图5可以看出15d以后，污泥对TN 的降解能力逐步上升，出水TN 值逐渐下降.运行36d以后TN 的去除率可以达到80%左右.TN 降解能力的提高说明微生物逐渐适应新的氮源，另一方面污泥颗粒的粒径增大创造了缺氧厌氧环境［18］，污泥粒径增大后氧气的传输阻力变大，在颗粒污泥的中心位置可以形成缺氧和厌氧环境区，为反硝化细菌的生长提供了有利条件.此外，反应器中污泥浓度的增加也可增加对TN 的去除率.

图5 污泥颗粒化过程中TN 降解变化Fig.5 Change curve of effluent TN degradation in sludge granular process

2.4 污泥颗粒化过程中对TP的降解能力变化特征

图6 污泥颗粒化过程中TP降解变化Fig.6 Change curve of effluent TP degradation in sludge granular process

SBR反应器内好氧污泥颗粒化过程中TP的变化曲线如图6所示，整个过程SBR反应器进水总磷质量浓度在10mg／L左右，第1阶段出水总磷质量浓度为4.1～5.0mg／L，降解率为50%左右.反应进入运行第2运行阶段以后，总磷的去除率平均比第1阶段下降了10%.从第2运行阶段b阶段开始，SBR反应器对总磷降解率才逐渐提高，反应36d以后反应器对TP的降解率达到73%，出水总磷质量浓度为2.6mg／L.随着SBR反应器内污泥颗粒化程度的提高以及污泥质量浓度的升高，总磷降解率保持在80%左右.反应45d以后反应器出水总磷质量浓度为1.8mg／L，去除率为82%.

3 结论

在自制的SBR 反应器中接种絮状活性污泥，以葡萄糖为主要碳源，通过提高污泥COD 负荷率、增加曝气量和提高水力剪切力，经过45d的连续培养后成功培养出好氧颗粒污泥.实验发现当COD 负荷值为3.97kg／（m3·d），液体表面上升气体流速为0.021 8 m／s时，SBR 反应器中形成的颗粒污泥直径2～5mm，MLSS值为4 200mg／L，SVI值为50mL／g.本文分析了好氧颗粒物形成过程中对COD，TN，TP的降解特性，发现污泥对三者的降解与沉降时间、污泥浓度、污泥龄以及好氧颗粒污泥本身有关，经过45d 培养在SBR 反应器中成功培养出好氧颗粒污泥，成熟好氧颗粒污泥对COD，TN，TP去除率分别可达到93%，82%和82%.

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