颗粒污泥与絮体污泥占比对番茄酱废水降解效能的影响

王维红，董星辽，肖 飞，包文婷

1) 新疆农业大学水利与土木工程学院，乌鲁木齐 830052 2) 洛阳有色金属加工设计研究院，洛阳 471039

好氧颗粒污泥（Aerobic granular sludge, AGS）作为普通活性污泥中微生物自凝聚的一种特殊形式，具有沉降性能好，抗冲击负荷能力和去污能力强等优点[1]. 目前，对AGS的研究主要集中在2个方面：一是颗粒污泥的物理、化学和生物特性，二是影响制粒时间及稳定特性的工艺参数和环境条件[2]. 近些年，有很多学者开始研究颗粒污泥微生物的演替作用，并取得了一定的进展[3-4]，但在实际的好氧颗粒污泥处理系统中絮体污泥的存在不容忽视，颗粒污泥系统实际上是一个“双泥”混合系统[5]，在运行过程的延续中，颗粒化过程的实质是系统产生的絮体污泥不断向颗粒污泥转化，从而使颗粒污泥的粒径不断变大的过程[6]. 两种污泥的质量分数处于动态变化中，且影响着系统的除污效能[7]. 研究絮体污泥与颗粒污泥的最佳质量分数，可以为系统的运行控制提供参考.

在颗粒污泥形成过程中，宏观上絮体污泥始终存在并影响颗粒化过程的进行，由于颗粒污泥和絮体污泥传质、扩散和微生物数量的不同，两者存在利用营养物质的竞争关系[8]. 大多数研究者在培养颗粒污泥时，都没有将颗粒污泥培养到彻底解体，但颗粒污泥解体依然是技术应用存在的致命问题. 随着颗粒污泥泥龄和粒径增加到一定程度，大颗粒污泥由于受到营养物质传质受限而率先解体，导致系统的水质恶化[9]. 因此，运行中有必要将大颗粒的颗粒污泥在解体前排出系统，保持一定量的絮体污泥作为形成颗粒污泥的“后援”，若絮体污泥和颗粒污泥能够达到一个动态平衡，老化的颗粒污泥排出反应池，新生的污泥重新颗粒化，如此循环更替，那么有望实现颗粒污泥的长期稳定运行且不存在颗粒污泥解体问题[10]. 本研究以番茄酱加工废水为培养基质，以SBR（Sequencing batch reactor）反应器的运行模式探讨颗粒化过程中的颗粒污泥粒径变化和对化学需氧量（COD）、N、P的去除能力的影响；并分析颗粒污泥和絮体污泥以不同比例共存时对番茄酱加工废水的降解能力和混合污泥系统的污泥最佳比例.

1 试验材料及方法

1.1 试验装置、接种污泥及试验方法

以人工模拟番茄酱加工废水为培养基质，在SBR反应器中运行周期包括进水、曝气、沉降和出水4个阶段，共240 min[11]. 前期试验接种污泥来自番茄酱厂二沉池絮体污泥，平均粒径小于20 μm，在SBR反应器中培养好氧颗粒污泥的试验持续进行了180 d，直至系统解体[12]. 沉降时间由初始的30 min逐渐调整至5 min，相应地逐渐增加曝气时间.

后续试验的接种污泥为絮体污泥和颗粒污泥，均来自SBR反应器[13]. 试验分为A、B、C三组进行，每组又分三批作为对照试验，每批的三组试验结果的平均值作为本试验结果. 试验采用1000 mL的锥形瓶作为反应器模型（实验组数较多，便于操作），执行SBR工艺的序批运行模式，进水10 min、曝气213 min、沉降15 min和出水2 min，此为一个周期，共240 min. 溶解氧（DO）由曝气泵输入的空气提供，维持在约8 mg·L-1. pH值在7.3～7.8之间，温度在15～22 ℃之间. 颗粒污泥的来源：先用清水冲洗SBR反应器培养的沉淀污泥，排出上清液保留沉淀污泥，再用0.45 mm至3 mm孔径的标准筛筛分出足够的颗粒污泥. 取0.45 mm孔径的标准筛筛分出絮体污泥，按照试验设计的比例进行混合. 试验按照絮体污泥和颗粒污泥的不同体积占比进行. 颗粒污泥粒径为0.45～3 mm之间，粒径小于0.45 mm的为絮体污泥. 污泥总体积占反应器有效体积的30%不变，絮体污泥与颗粒污泥湿体积占比如表1所示.

1.2 试验进水

污水处理对象为番茄酱加工废水，进水水质为人工模拟番茄酱加工废水. 以番茄鲜果为原材料榨汁提供碳源，COD浓度为1000～1300 mg·L-1，N、P元素由NH4Cl和Na2HPO4提供，质量浓度分别为50 mg·L-1和10 mg·L-1. pH值采用无水碳酸钠（Na2CO3）调节，PH值在 7.3～7.8之间. 常量元素和微量元素成分和浓度参照表2[14].

表1 试验污泥分组Table 1 Test sludge grouping%

表 2 人工合成番茄酱加工废水的组分Table 2 Components of wastewater from tomato sauce processingmg·L-1

1.3 主要检测仪器设备

本试验中用到的主要设备仪器为：超纯水机（FJY2002-UVF），超声波清洗器（KQ5200DE），电子天平（Quintix224-1），紫外分光光度计（DR6000），磁力搅拌器（JB-2A），溶解氧仪（JPB-607A）等.

1.4 分析项目及测定方法

1.4.1 基础检测项目

1.4.2 检测方法

为监测AGS系统的出水水质及处理效率，采用国家环保总局规定的标准检测方法[15]检测指标. 其中的检测方法分别为重铬酸盐法，氨氮纳氏试剂分光光度法和磷酸盐离子色谱法.

2 结果及讨论

2.1 颗粒污泥优势粒径分布

前人对不同废水的颗粒化过程的研究已经表明，处理不同基质的废水所产生的颗粒污泥的粒径大小不同，且粒径范围也有较大差异[16].

本研究颗粒化过程运行期内的粒径分布如图1所示. 研究表明：运行40 d后，粒径为0.5～1 mm左右的颗粒污泥质量分数超过55%. 第60至150天运行期间，颗粒大小主要集中在0.5～3 mm粒径范围内，颗粒污泥质量分数近85%，其余为絮体污泥，0.5～3 mm粒径最终成为优势粒径范围.

图1 颗粒粒径分布Fig.1 Particle size distribution of granule

2.2 颗粒污泥系统对有机物的降解

2.2.1 AGS系统对COD的降解

如图2 所示，试验采用逐渐提高有机负荷的培养方式，有利于增强系统的抗冲击性，缩短颗粒污泥形成时间. 试验的第Ⅰ阶段，进水COD为400 mg· L-1时，出水COD不稳定，最大值为138 mg· L-1. 在Ⅱ阶段，反应器进水COD质量浓度800 mg· L-1，平均去除率达到95.53%. 尤其在Ⅲ-Ⅳ阶段COD由1300 mg· L-1增加到1700 mg· L-1，COD的去除率提高到97.7%，表明经过一段时间的适应，污泥对COD的降解能力和抗冲击能力显著提高. 150 d后，继续将COD增加到2000 mg· L-1，去除效率开始下降. 此后，即使COD降低到1400 mg·L-1，去除效率也没有提高，平均去除率保持在90.18%左右.分析原因有：这一阶段随着粒径大于3 mm的污泥颗粒数量的增加，颗粒面临老化，活性及理化性能有所降低，与进水COD浓度增高不相匹配，导致对COD的去除没有明显提高反而下降，所以将大于3 mm的颗粒污泥排出系统.间，用双向排泥方式将颗粒污泥控制在优势粒径范围内，AGS系统能够有效地降解

图2 AGS系统对COD的去除效果Fig.2 Removal effect of AGS system on COD

图3 AGS系统对—N的去除效果Fig.3 Removal effect of AGS system on—N

图4 AGS系统对—P的去除效果Fig.4 Removal effect of aerobic granular sludge system on—P

2.3 不同颗粒污泥质量分数下的混合污泥性能和有机物去除能力

2.3.1 不同颗粒污泥质量分数下的混合污泥性能

各组污泥的评价指标SVI5、SVI30、MLSS、MLVSS等如图5所示. A、B、C三组不同污泥配比试验的SVI5和SVI30值分别为：A组64.05 mL·g-1、50.87 mL·g-1；B组40.11 mL·g-1、36.39 mL·g-1；C组35.88 mL·g-1、33.19 mL·g-1.

由图5可知，随着颗粒污泥量的增加，其SVI5、SVI30变化呈下降趋势，SVI30值在50.87～33.19 mL·g-1之间. 但结合图中MLVSS/MLSS可以看出，SVI30值在35 mL·g-1左右，系统微生物仍然处于快速增殖期[19]. 由此可见，颗粒污泥在低SVI值情况下依然保持着高的污泥活性. 传统的活性污泥SVI30值一般保持在70～100 mL·g-1，在同一污泥浓度下，当污泥混合物中含有较多无机物时，活性较差，SVI值小于50 mL·g-1[20]. 图中A、B、C三组不同污泥配比试验的SVI5/SVI30分别为：1.26、1.10、1.08，各组污泥的沉淀性都要优于普通的活性污泥，颗粒污泥占比越大，沉淀性能越好，但B组和C组沉降性已经十分接近.

图中A、B、C三组不同污泥配比试验的MLSS和MLVSS值，分别为A组：5.31 g·L-1、4.69 g·L-1；B组：6.73 g·L-1、6.05 g·L-1；C组：11.15 g·L-1、10.01 g·L-1.随着颗粒污泥量的增加，MLSS和MLVSS值的变化呈增长趋势，且B组相对于A组的MLSS和MLVSS涨幅分别为27%和29%；而C组相对于B组的MLSS和MLVSS涨幅均高达66%，说明随着系统污泥浓度的增长，污泥活性同步、快速增加，微生物生长旺盛. A、B、C三组不同污泥配比的MLVSS/MLSS值分别为0.883、0.90、0.90. B组和C组的MLVSS/MLSS值趋于一致（0.90），均高于A组. 当系统所处理水质相同时，MLVSS/MLSS的值越高，则说明污泥活性越高.

2.3.2 不同颗粒污泥质量分数下的混合污泥对有机物去除

出水水质是衡量一个系统运行是否可行的重要指标. 本研究各试验组之间的水质处理情况如图6.

（1）对COD的去除.

图5 各组污泥指标. （a） SVI；（b）MLSS、MLVSSFig.5 Sludge index of each group: (a) SVI；(b) MLSS、MLVSS

图6 混合污泥对COD的去除Fig.6 COD removal by mixed sludge

图6给出了颗粒污泥在25%、50%、75%不同质量分数情况下对COD的去除能力. 在反应30 min时对COD的去除率均可达到90%以上，240 min周期结束后，A、B、C三组出水COD分别为16.06，8.44和14.45 mg·L-1，去除率为98.63%，99.31%和98.79%. 由此可见，各配比污泥对COD的去除率均能达到98%以上，但质量分数为50%的颗粒污泥对COD的去除能力更高一些. 本次试验整体对COD的去除率都较高，可能是跟选取的粒径尺寸有关，An等[21]报道好氧颗粒污泥粒径在1.6 mm左右去除能力最强，本课题组前期也做了不同颗粒粒径的去除能力研究，表明粒径在1～1.6 mm时对COD的去除效果最好[22]. 另外，可以看出不同絮体配比的颗粒污泥对COD去除能力影响不大，可能是絮状污泥和颗粒污泥中的好氧菌对COD的去除率都很高.

图7 混合污泥对—N、—P的去除. （a）—N的去除；（b）—P的去除Fig.7 Removal of—N、—P by mixed sludge：(a) removal of—N；(b) removal of—P

图7给出了颗粒污泥在25%、50%、75%不同质量分数下对的去除能力. 由图7可知，三组进水—N质量浓度都保持在50 mg·L-1，反应结束时，三组系统中剩余的质量浓度分别为12.86，10.61，4.23 mg·L-1，对的去除率分别为76.26%，78.72%和91.33%.三组试验对比，颗粒污泥占比少，对—N的去除能力低，无法有效去除—N. 李志华等[23]研究发现硝化过程中等各物质的转化与颗粒粒径和数量有很大的关系，粒径越小，数量越多，转化的量越多. 好氧颗粒污泥由其独特的结构使物质传递受到限制，让好氧颗粒污泥内外存在厌氧、缺氧、好氧分层，这种分层刚好为不同喜性的菌群（好氧菌、厌氧菌、兼性厌氧菌等）提供良好的生存环境[24]. 颗粒污泥的结构能为硝化和反硝化反应的脱氮反应提供有利条件[25].

3 结论

（1）混合污泥SVI30值低于50 mL·g-1时，MLVSS/MLSS仍能达到0.90，说明系统的污泥活性依然很高，微生物处于生长旺盛期，AGS系统的微生物数量、污泥密度，出水水质及污泥沉降性能均优于普通的活性污泥.

（2）番茄酱加工废水培养的AGS系统的优势粒径范围在0.45～3 mm之间. 通过调整沉淀时间，控制污泥的排出量，维持优势粒径颗粒与絮体污泥稳定共存，絮体污泥不断颗粒化，可以弥补AGS老化的不足，对COD，—N，—P的平均去除率分别达到95.53%，91.87%和86.98%.

（3）颗粒污泥的质量分数为50%时，对COD的去除率最高；其质量分数为75%时，水质处理的综合效果最优，COD的去除能力达到98%以上，对—N的去除率为78.72%，出水—P在1.0 mg·L-1左右，去除率可达到70.68%，其脱氮除磷效果较好. 但质量分数为75%的颗粒污泥，对COD的去除能力达到98%以上，对出水—N和—P的去除率均达到90%以上，说明系统微生物数量更高. 质量分数为50%～75%的颗粒污泥，MLSS有所增加，而两者的SVI5/SVI30值接近，MLVSS/MLSS值相等（0.9），说明污泥活性和沉降性均很好.

（4）试验进行至最终沉淀时间在15 min左右，控制絮体污泥质量分数为10%～25%时，AGS与絮体污泥形成两相共存状态，粒径范围控制在0.45～3 mm，采用双向排泥方式，将大于3 mm的颗粒和多余的絮体污泥一起排除反应池，其有机物去除性能优异.

考虑综合性能，控制颗粒污泥质量分数≥75%，絮体污泥质量分数为10%～25%为宜，可实现颗粒污泥系统的稳定良好运行，延长系统运行周期，解决污泥解体问题，此结论可用于指导系统运行中控制因子的参数确定.