不同曝氣/攪拌運行模式下好氧顆粒污泥的脫氮性能研究

任 帥，曾 玉，龍 焙，程媛媛，曾敏靜，張斌超，林樹濤，黃思濃，易名儒，陳月茹

（江西理工大學土木與測繪工程學院，江西 贛州 341000）

0 引言

好氧顆粒污泥（aerobic granular sludge,AGS）是微生物在特殊環境下自凝聚形成的生物聚集體，具有沉降快、耐毒性高、結構密實等優點[1]。目前，AGS技術正處在應用推廣關鍵階段，有資料[2]表明：與傳統技術相比，采用AGS 技術不僅可降低建設投資，還大大節約了運行成本，因而被認為是一項極具發展前景的新一代污水處理技術。AGS 獨特的三維結構可在單個顆粒內創造好氧-缺氧或厭氧微環境[3-4]，使得單級生物脫氮成為現實。對此，研究人員開展了大量AGS 處理含氮廢水的研究[5-6]。然而，研究發現，AGS 的同步硝化反硝化能力是有限的，尤其隨著進水中NH4+-N 濃度的增大或碳氮比的減小使得AGS的脫氮能力變得十分有限[7-9]。

通常認為AGS 的形成需要持續且較大的水力剪切力[10]，因而很多AGS 反應器采用全程曝氣運行模式[5]。但是，越來越多研究[5]發現全程曝氣模式不僅造成能量浪費，亦不利于總氮（TN）的高效去除。為此，李冬等[11]通過研究非恒定曝氣對AGS 去除污染物效果的影響，發現階梯曝氣過程中AGS 通過同步硝化反硝化對TN 去除的貢獻率可達77%。王文嘯等[12]研究發現小曝氣（溶解氧（DO）質量濃度在2 ～3 mg/L）加大曝氣（DO 質量濃度在為7 ～7.5 mg/L）運行模式下AGS 對TN 的去除率最高可達70%。LAYER M 等[7]通過模擬發現交替曝氣和2 階段曝氣可將TN 去除率由恒定曝氣量時的13%提高至65%。然而，究竟何種曝氣模式更有利于AGS 對污染物的去除仍需系統探索，且曝氣方式的頻繁切換對自動控制設備要求高，實際應用是否可行仍需檢驗。

本研究通過考查13 種“曝氣-攪拌”運行模式對AGS 去除污染物效果的影響，重點對比不同運行模式下AGS 的脫氮效果及節能潛力，旨在為強化AGS對污染物去除效果及AGS 反應器的節能降耗提供技術支持。

1 材料與方法

1.1 AGS 來源

AGS 樣品取自實驗室內小試序批式反應器（SBR，高為100 cm，內徑為19.8 cm，有效容積為24.6 L），顏色為黃色，AGS 的形狀及外貌見圖1。

圖1 AGS 的形狀及外貌

污泥樣品放置在量筒中后，在30 及5 min 時的污泥體積比（SV30/SV5）為0.95，混合液中揮發性懸浮固體濃度與混合液懸浮固體濃度之比（MLVSS/MLSS）為0.72，顆粒化率為98.2%，平均粒徑為1.24 mm，粒徑分布見圖2。

圖2 AGS 粒徑分布

1.2 反應條件

取反應器內500 mL 完全混合的AGS 泥水混合物，沉降后用去離子水清洗3 次，再將濕污泥移至500 mL 的錐形瓶中，加模擬污水至300 mL 用于批次試驗（MLSS 為5 400 ±110 mg/L），探究不同運行模式下AGS 對污水中污染物的去除效果（反應時長為6 h）。模擬污水中化學需氧量（COD）的質量濃度為600 mg/L，總磷（TP）的質量濃度為3 mg/L，氨氮（NH4+-N）的質量濃度為100 mg/L，具體物質組成見龍焙等[13]推薦的配方。

將錐形瓶置于6 連數顯磁力攪拌器上（MSC5r-6r，90W），好氧反應由電磁式空氣泵（日生，ACO-008B，135 W）提供曝氣，缺氧反應由磁力攪拌子提供攪拌，曝氣量由玻璃轉子流量計（LZB-3WB）控制，為2.8 L/min，曝氣和攪拌時間由時控開關（品益，AL-06，250 V 50 Hz，標準款）精確控制，運行方式見表1。反應結束后取上清液測量各污染物濃度。每批試驗設3 組平行樣，取3 次測試數據的均值為試驗結果。

表1 運行模式

1.3 分析測試方法

COD、NH4+-N、亞硝態氮（NO2--N）及TP 均采用國家標準分析方法測定[14]，硝態氮（NO3--N）采用麝香草酚分光光度法測定，TIN 為NH4+-N，NO3--N 及NO2--N 三者之和。污泥形態變化用數碼相機拍照記錄。同步硝化反硝化（SND）效率的計算公式[15]如下：

式中：ρ（NH4+-N）為去除NH4+-N 的質量濃度，mg/L；ρ（NO2--N）及ρ（NO3--N）為出水中NO2--N 和NO3--N的質量濃度，mg/L。

2 結果與討論

2.1 不同模式下AGS 對COD 的去除效果

不同“曝氣-攪拌”模式下AGS 對COD 去除效果見圖3。由圖3 可以看出，不同運行方式下AGS對COD 的去除率均在89%以上，出水中COD 的質量濃度均保持在66.04 mg/L 以下，表明AGS 對COD具有較強的吸附降解能力。其中，M9（全程攪拌）方式下出水中COD 的質量濃度最大，而M3，M7及M10方式下出水中COD 的質量濃度分別為13.08，11.35 及11.55 mg/L，明顯低于其他運行模式。

圖3 不同“曝氣-攪拌”模式下AGS 對COD 去除效果

2.2 不同模式下AGS 的脫氮效果

不同“曝氣-攪拌”模式下AGS 的脫氮效果見圖4。由圖4（a）可以看出，不同“曝氣-攪拌”模式下出水中NH4+-N 的質量濃度范圍在5.96～108.28 mg/L。由圖4（b）可以看出，NH4+-N 去除率范圍在0～97.04%，其中，M5方式下的硝化效果最佳，M9（全程攪拌）方式下幾乎沒有硝化能力。出水中NO2--N 的質量濃度范圍在0.08～31.49 mg/L，其中，M8方式下NO2--N積累最明顯，M2，M3，M5，M7，M9，M10及M11方式下幾乎沒有NO2--N 積累。除M9方式下無NO3--N 積累外，其他運行方式下出水中NO3--N 的質量濃度范圍在8.88～50.89 mg/L，其中，M10（全程曝氣）模式下NO3--N 積累最為明顯。出水中TIN 的質量濃度范圍在25.46～108.75 mg/L，對應的去除率范圍在0 ～74.54%之間。其中，M9方式下幾乎沒有脫氮能力，而M11方式下脫氮能力最強。由圖4（c）可以看出，不同“曝氣-攪拌”模式下AGS 的SND 效率范圍在0 ～ 82.55%，其中，M11方式下SND 效率最大，與該模式下取得的TIN 最大去除率相一致，M9方式下沒有SND 效果，其他運行模式下的SND 效率介于二者之間。

圖4 不同“曝氣-攪拌”模式下AGS 的脫氮效果

2.3 不同模式下的污染物去除效果及節能潛力對比

對比不同運行方式下的去污效果及能耗，發現所有運行方式下AGS 對COD 的去除率均較高，且能耗相差不大，但AGS 的脫氮效果及SND 能力相差較大。不同“曝氣-攪拌”模式下AGS 去除污染物效果及節能效果對比見表2。

表2 不同“曝氣-攪拌”模式下AGS 去除污染物效果及節能效果對比

由表2 可以看出，NH4+-N 去除率從高到低順序為：M5＞M2＞M3＞M1＞M11＞M12＞M7＞M13＞M10＞M6＞M4＞M8＞M9。由此可知曝氣時長不是氨氧化效果的決定因素，長時間曝氣并不一定會獲得NH4+-N高去除率，因為曝氣過程中堿度消耗、NOx 的積累都會影響氨氧化的可持續性[16-17]。曝氣、攪拌順序對于氨氧化有明顯影響，先曝氣再攪拌模式的NH4+-N去除率（M1，M3，M5，M8，M10及M11方式下NH4+-N 對應去除率分別為90.69%，90.7%，94.04%，77.48%，81.15%及90.3%）整體高于先攪拌后曝氣模式（M2，M4，M6，M7，M9，M12及M13方式下NH4+-N 對應去除率分別為91.85%，77.69%，79%，83.3%，0，84.07%及81.27%）。

TIN 去除率從高到低順序為:M11＞M1＞M3＞M5＞M6＞M4＞M2＞M12＞M13＞M7＞M10＞M8＞M9，SND效率與TIN 去除率趨勢相似，由此可見交替“曝氣-攪拌”的運行模式有利于TIN 的去除，且先曝氣后攪拌模式（M11，M1，M3，M5及M8）對TIN 的去除率整體優于先攪拌后曝氣模式（M6，M4，M2，M12，M13及M7）。推斷原因是因為NH4+-N 的去除遵循NH4+→NO2-→NO3-→NO2-→N2降解途徑，好氧-攪拌交替運行模式相當于數個串聯的AN/O 工藝，好氧段內實現COD吸附降解及NH4+-N 氧化，而被吸附的有機物在缺氧段內多被用于反硝化。相比于全程曝氣，交替運行模式可提高有機物被反硝化細菌利用的效率，因而可明顯提高TIN 去除率。

能耗從高到低順序為:M10＞M2=M3=M5＞M13＞M7=M8=M11=M12＞M1=M4=M6＞M9，即攪拌時間越長，反應器運行能耗越低。結合COD 和TIN 的去除率可知，M11方式下能以較小的能耗達到較高的COD 及TIN 去除率，再次印證交替“曝氣-攪拌”運行模式在技術和經濟上都是可行的。

3 結論

（1）AGS 對COD 具有較強的吸附降解能力，不同“曝氣-攪拌”模式下AGS 對COD 的去除率均在89%以上。

（2）交替“曝氣-攪拌”的運行模式不僅有利于TIN 的去除，還具有節能潛力，且先曝氣后攪拌交替運行模式對TIN 的去除率整體優于先攪拌后曝氣交替運行模式。

（3）M11運行模式（“（曝氣60 min-攪拌60 min）×3”）能以較小的能耗實現最佳脫氮效果，此時AGS的SND 效率高達82.55%，對COD，NH4+-N 及TIN的去除率分別為94.67%，90.3%及74.54%。