不同曝气/搅拌运行模式下好氧颗粒污泥的脱氮性能研究

任 帅，曾 玉，龙 焙，程媛媛，曾敏静，张斌超，林树涛，黄思浓，易名儒，陈月茹

（江西理工大学土木与测绘工程学院，江西 赣州 341000）

0 引言

好氧颗粒污泥（aerobic granular sludge,AGS）是微生物在特殊环境下自凝聚形成的生物聚集体，具有沉降快、耐毒性高、结构密实等优点[1]。目前，AGS技术正处在应用推广关键阶段，有资料[2]表明：与传统技术相比，采用AGS 技术不仅可降低建设投资，还大大节约了运行成本，因而被认为是一项极具发展前景的新一代污水处理技术。AGS 独特的三维结构可在单个颗粒内创造好氧-缺氧或厌氧微环境[3-4]，使得单级生物脱氮成为现实。对此，研究人员开展了大量AGS 处理含氮废水的研究[5-6]。然而，研究发现，AGS 的同步硝化反硝化能力是有限的，尤其随着进水中NH4+-N 浓度的增大或碳氮比的减小使得AGS的脱氮能力变得十分有限[7-9]。

通常认为AGS 的形成需要持续且较大的水力剪切力[10]，因而很多AGS 反应器采用全程曝气运行模式[5]。但是，越来越多研究[5]发现全程曝气模式不仅造成能量浪费，亦不利于总氮（TN）的高效去除。为此，李冬等[11]通过研究非恒定曝气对AGS 去除污染物效果的影响，发现阶梯曝气过程中AGS 通过同步硝化反硝化对TN 去除的贡献率可达77%。王文啸等[12]研究发现小曝气（溶解氧（DO）质量浓度在2 ～3 mg/L）加大曝气（DO 质量浓度在为7 ～7.5 mg/L）运行模式下AGS 对TN 的去除率最高可达70%。LAYER M 等[7]通过模拟发现交替曝气和2 阶段曝气可将TN 去除率由恒定曝气量时的13%提高至65%。然而，究竟何种曝气模式更有利于AGS 对污染物的去除仍需系统探索，且曝气方式的频繁切换对自动控制设备要求高，实际应用是否可行仍需检验。

本研究通过考查13 种“曝气-搅拌”运行模式对AGS 去除污染物效果的影响，重点对比不同运行模式下AGS 的脱氮效果及节能潜力，旨在为强化AGS对污染物去除效果及AGS 反应器的节能降耗提供技术支持。

1 材料与方法

1.1 AGS 来源

AGS 样品取自实验室内小试序批式反应器（SBR，高为100 cm，内径为19.8 cm，有效容积为24.6 L），颜色为黄色，AGS 的形状及外貌见图1。

图1 AGS 的形状及外貌

污泥样品放置在量筒中后，在30 及5 min 时的污泥体积比（SV30/SV5）为0.95，混合液中挥发性悬浮固体浓度与混合液悬浮固体浓度之比（MLVSS/MLSS）为0.72，颗粒化率为98.2%，平均粒径为1.24 mm，粒径分布见图2。

图2 AGS 粒径分布

1.2 反应条件

取反应器内500 mL 完全混合的AGS 泥水混合物，沉降后用去离子水清洗3 次，再将湿污泥移至500 mL 的锥形瓶中，加模拟污水至300 mL 用于批次试验（MLSS 为5 400 ±110 mg/L），探究不同运行模式下AGS 对污水中污染物的去除效果（反应时长为6 h）。模拟污水中化学需氧量（COD）的质量浓度为600 mg/L，总磷（TP）的质量浓度为3 mg/L，氨氮（NH4+-N）的质量浓度为100 mg/L，具体物质组成见龙焙等[13]推荐的配方。

将锥形瓶置于6 连数显磁力搅拌器上（MSC5r-6r，90W），好氧反应由电磁式空气泵（日生，ACO-008B，135 W）提供曝气，缺氧反应由磁力搅拌子提供搅拌，曝气量由玻璃转子流量计（LZB-3WB）控制，为2.8 L/min，曝气和搅拌时间由时控开关（品益，AL-06，250 V 50 Hz，标准款）精确控制，运行方式见表1。反应结束后取上清液测量各污染物浓度。每批试验设3 组平行样，取3 次测试数据的均值为试验结果。

表1 运行模式

1.3 分析测试方法

COD、NH4+-N、亚硝态氮（NO2--N）及TP 均采用国家标准分析方法测定[14]，硝态氮（NO3--N）采用麝香草酚分光光度法测定，TIN 为NH4+-N，NO3--N 及NO2--N 三者之和。污泥形态变化用数码相机拍照记录。同步硝化反硝化（SND）效率的计算公式[15]如下：

式中：ρ（NH4+-N）为去除NH4+-N 的质量浓度，mg/L；ρ（NO2--N）及ρ（NO3--N）为出水中NO2--N 和NO3--N的质量浓度，mg/L。

2 结果与讨论

2.1 不同模式下AGS 对COD 的去除效果

不同“曝气-搅拌”模式下AGS 对COD 去除效果见图3。由图3 可以看出，不同运行方式下AGS对COD 的去除率均在89%以上，出水中COD 的质量浓度均保持在66.04 mg/L 以下，表明AGS 对COD具有较强的吸附降解能力。其中，M9（全程搅拌）方式下出水中COD 的质量浓度最大，而M3，M7及M10方式下出水中COD 的质量浓度分别为13.08，11.35 及11.55 mg/L，明显低于其他运行模式。

图3 不同“曝气-搅拌”模式下AGS 对COD 去除效果

2.2 不同模式下AGS 的脱氮效果

不同“曝气-搅拌”模式下AGS 的脱氮效果见图4。由图4（a）可以看出，不同“曝气-搅拌”模式下出水中NH4+-N 的质量浓度范围在5.96～108.28 mg/L。由图4（b）可以看出，NH4+-N 去除率范围在0～97.04%，其中，M5方式下的硝化效果最佳，M9（全程搅拌）方式下几乎没有硝化能力。出水中NO2--N 的质量浓度范围在0.08～31.49 mg/L，其中，M8方式下NO2--N积累最明显，M2，M3，M5，M7，M9，M10及M11方式下几乎没有NO2--N 积累。除M9方式下无NO3--N 积累外，其他运行方式下出水中NO3--N 的质量浓度范围在8.88～50.89 mg/L，其中，M10（全程曝气）模式下NO3--N 积累最为明显。出水中TIN 的质量浓度范围在25.46～108.75 mg/L，对应的去除率范围在0 ～74.54%之间。其中，M9方式下几乎没有脱氮能力，而M11方式下脱氮能力最强。由图4（c）可以看出，不同“曝气-搅拌”模式下AGS 的SND 效率范围在0 ～ 82.55%，其中，M11方式下SND 效率最大，与该模式下取得的TIN 最大去除率相一致，M9方式下没有SND 效果，其他运行模式下的SND 效率介于二者之间。

图4 不同“曝气-搅拌”模式下AGS 的脱氮效果

2.3 不同模式下的污染物去除效果及节能潜力对比

对比不同运行方式下的去污效果及能耗，发现所有运行方式下AGS 对COD 的去除率均较高，且能耗相差不大，但AGS 的脱氮效果及SND 能力相差较大。不同“曝气-搅拌”模式下AGS 去除污染物效果及节能效果对比见表2。

表2 不同“曝气-搅拌”模式下AGS 去除污染物效果及节能效果对比

由表2 可以看出，NH4+-N 去除率从高到低顺序为：M5＞M2＞M3＞M1＞M11＞M12＞M7＞M13＞M10＞M6＞M4＞M8＞M9。由此可知曝气时长不是氨氧化效果的决定因素，长时间曝气并不一定会获得NH4+-N高去除率，因为曝气过程中碱度消耗、NOx 的积累都会影响氨氧化的可持续性[16-17]。曝气、搅拌顺序对于氨氧化有明显影响，先曝气再搅拌模式的NH4+-N去除率（M1，M3，M5，M8，M10及M11方式下NH4+-N 对应去除率分别为90.69%，90.7%，94.04%，77.48%，81.15%及90.3%）整体高于先搅拌后曝气模式（M2，M4，M6，M7，M9，M12及M13方式下NH4+-N 对应去除率分别为91.85%，77.69%，79%，83.3%，0，84.07%及81.27%）。

TIN 去除率从高到低顺序为:M11＞M1＞M3＞M5＞M6＞M4＞M2＞M12＞M13＞M7＞M10＞M8＞M9，SND效率与TIN 去除率趋势相似，由此可见交替“曝气-搅拌”的运行模式有利于TIN 的去除，且先曝气后搅拌模式（M11，M1，M3，M5及M8）对TIN 的去除率整体优于先搅拌后曝气模式（M6，M4，M2，M12，M13及M7）。推断原因是因为NH4+-N 的去除遵循NH4+→NO2-→NO3-→NO2-→N2降解途径，好氧-搅拌交替运行模式相当于数个串联的AN/O 工艺，好氧段内实现COD吸附降解及NH4+-N 氧化，而被吸附的有机物在缺氧段内多被用于反硝化。相比于全程曝气，交替运行模式可提高有机物被反硝化细菌利用的效率，因而可明显提高TIN 去除率。

能耗从高到低顺序为:M10＞M2=M3=M5＞M13＞M7=M8=M11=M12＞M1=M4=M6＞M9，即搅拌时间越长，反应器运行能耗越低。结合COD 和TIN 的去除率可知，M11方式下能以较小的能耗达到较高的COD 及TIN 去除率，再次印证交替“曝气-搅拌”运行模式在技术和经济上都是可行的。

3 结论

（1）AGS 对COD 具有较强的吸附降解能力，不同“曝气-搅拌”模式下AGS 对COD 的去除率均在89%以上。

（2）交替“曝气-搅拌”的运行模式不仅有利于TIN 的去除，还具有节能潜力，且先曝气后搅拌交替运行模式对TIN 的去除率整体优于先搅拌后曝气交替运行模式。

（3）M11运行模式（“（曝气60 min-搅拌60 min）×3”）能以较小的能耗实现最佳脱氮效果，此时AGS的SND 效率高达82.55%，对COD，NH4+-N 及TIN的去除率分别为94.67%，90.3%及74.54%。