污泥负荷对好氧颗粒污泥运行稳定性的影响

宋志伟， 程晓霞， 宁婷婷， 张 悦

(黑龙江科技学院 资源与环境工程学院，哈尔滨 150027)

污泥负荷对好氧颗粒污泥运行稳定性的影响

宋志伟， 程晓霞， 宁婷婷， 张 悦

(黑龙江科技学院 资源与环境工程学院，哈尔滨 150027)

为实现好氧颗粒污泥的工业化应用，以絮状活性污泥为接种污泥，在气升式间歇反应器(SBAR)中培养好氧颗粒污泥，探讨在颗粒污泥成熟后，不同的污泥负荷对好氧颗粒污泥运行稳定性的影响。结果表明:污泥负荷过高或过低都会对好氧颗粒污泥的稳定性有所影响。在SBAR中，污泥负荷为1 kg/(kg·d)时，好氧颗粒污泥的沉降性能和降解效果均好于污泥负荷为0.6和1.4 kg/(kg·d)时，其SVI平均为28.04 mL/g，COD、氨氮的去除率分别为91.37%和86.04%。当反应器运行77 d时粒径大于0.6 mm的颗粒仍占6.13%。

SBAR;好氧颗粒污泥;污泥负荷;稳定性

0 引言

好氧颗粒污泥实际上是一种特殊形式的生物膜。与生物膜不同的是，好氧颗粒污泥在形成过程中无须添加载体，完全是一种自凝聚现象，它相对于普通活性污泥，具有良好的沉降性能、较高的处理负荷、高生物浓度、结构致密等独特优点，越来越受到研究者的青睐［1］。

近几年来，研究者从好氧颗粒污泥的培养条件、形成机理、结构特性及降解功能等方面进行研究，对其稳定性探讨的文献较少。好氧颗粒污泥废水生物处理技术是未来研究开发的一项重点，有研究表明，好氧颗粒污泥在未来很大程度上会取代传统絮状活性污泥，成为污水生物处理的主流［2－3］。为此，明确好氧颗粒污泥稳定性的影响因素，将会对好氧颗粒污泥在污水处理中的应用有很大的帮助。笔者考察了不同的污泥负荷对好氧颗粒污泥稳定性的影响，以期为好氧颗粒污泥的工业化提供理论参考。

1 实验装置及方法

1.1 实验装置

实验装置如图1所示。采用自制的气升式内循环序批反应器(sequencing batch airlift reactor，SBAR)培养好氧颗粒污泥。

图1 SBAR实验装置Fig.1 SBAR installation

1.2 进水水质

进水采用人工配水，组成成分为:葡萄糖1 500 mg/L、牛肉膏75 mg/L、蛋白胨112.5 mg/L、氯化铵300 mg/L、硫酸亚铁30 mg/L、无水氯化铵150 mg/L、磷酸氢二钾52.5 mg/L、硫酸镁22.5 mg/L、微量元素1 mL/L，实验所用药品均为分析纯。

1.3 接种污泥

接种污泥采用哈尔滨利林污水处理厂二沉池的污泥，接种污泥呈絮状黑褐色，污泥特性见表1。

表1 接种污泥性能Table 1 Characteristics of seeding inoculum

1.4 运行方式

实验前期采用最佳的实验条件进行颗粒污泥的培养。最佳操作条件［4－5］为:表面气流速度3.2 cm/s、曝气量0.32 m3/h、循环周期6 h、有机负荷3.0 kg/(m3·d)、温度30℃、pH 7.8。该阶段约进行30 d，好氧颗粒污泥已成熟，然后改变运行条件，见表2，再持续运行50 d。运行周期为6 h，其中进水5 min，曝气330～345 min，沉降5～15 min，排水5～10 min。

表2 运行条件Table 2 Operation conditions

1.5 分析方法

COD、NH3－N、TP，SV、SVI、MLSS采用标准方法［6］;沉降速度测定方法参照文献［7］，粒径分布采用标准筛分法［8］，Zeta电位用微电泳仪(China，JS94J3)进行测定;颗粒污泥的形态采用电子显微镜(Leica DM1000)观察。

2 结果与讨论

2.1 好氧颗粒污泥的物理性能

2.1.1 形态变化

用电子显微镜对污泥的形态进行定期观察，图2a～c分别是R1、R2、R3反应器运行49 d时颗粒污泥的形态(40倍)，图2d～f分别是R1～R3运行77 d的形态(40倍)。

图2可见，反应器运行49 d时R1中颗粒的表面出现绒状的丝状菌，SVI为30.69 mL/g，沉降速度为32.64 m/h。分析认为，由于污泥负荷较低，颗粒污泥不能充分得到营养物质，而丝状菌却可以从颗粒表面伸出到水中吸收营养成分来供自己生长繁殖。王芳等［9］也有研究表明，在污泥负荷率下降至0.4 kg/(kg·d)以下时，显微镜观察发现，颗粒污泥表面丝状真菌生长迅猛，污泥状态恶化。R2、R3中的颗粒表面都比较光滑，R2中 SVI已降到了20.34 mL/g，沉降速度也达到38.45 m/h。当运行到77 d时，R1中的污泥大部分已成絮状，SVI迅速上升到70.69 mL/g，沉降速度下降到15.62 m/h，R3中情况与R1相似，SVI为72.95 mL/g，沉降速度下降到15.24 m/h。而R2中SVI为61.16 mL/g，沉降速度较高为23.11 m/h。由此可见，R2污泥状态较好，运行较R1、R3稳定。

图2 好氧颗粒污泥的形态变化Fig.2 Variation of morphology of aerobic granular sludges

2.1.2 沉降性能

SVI的变化反应了好氧颗粒污泥的沉降性能，反应器运行过程中其变化如图3所示。

图3 反应器运行阶段好氧颗粒污泥SVI的变化Fig.3 Variation of SVI in SBAR during operation period

从图3可以看出在28 d时，SVI均在40 mL/g以下，此时污泥已基本颗粒化，颗粒污泥有很好的沉降性能，而普通活性污泥的SVI一般在100～150 mL/g。改变运行条件以后，SVI值有稍微的上升，这是因为好氧颗粒污泥要有一定的适应时间。随后开始下降，且三个反应器在40～68 d都稳定在40 mL/g以下，沉降性能良好，从72 d时都开始上升，到80 d时R2的SVI值最小，为61.62 mL/g，相对于R1、R3沉降性较好。但三个反应器变化的总体趋势很相似，这说明污泥负荷对颗粒污泥的沉降性影响较小。

2.1.3 粒径分布

好氧颗粒污泥的粒径较大，但在不同条件下形成的颗粒污泥区别很大。在厌氧－好氧交替工艺中，粒径在0.5 mm以上的颗粒占全部污泥微粒的20%［10］，而在循环间歇反应器(sequencing batch reactor，SBR)中，颗粒直径多在1.9～4.6 mm，稳定状态下形成的颗粒光滑、致密，颗粒直径为4.6 mm［11］。宋志伟等在气升式间歇反应器中进行好氧颗粒污泥的培养，在第7周时颗粒污泥的粒径主要分布在0.2～1.0 mm;运行9周，最大的污泥颗粒已经达到了25 mm［12］。

实验过程中，每7 d测一次粒径组成，图4a、b分别显示了反应器在运行49 d和77 d时的粒径组成情况。图4a中可以看出R2、R3中的d＞0.6 mm的颗粒均比R1中所占的比例大。R2中d＞0.6 mm的颗粒占41.56%，R3中d＞0.6 mm的颗粒占41.29%，而R1的仅占13.70%。这表明在较高污泥负荷下颗粒粒径增长较快，且大粒径颗粒所占比例大。当运行到77 d时，如图4b，三个反应器中的颗粒都大部分集中在d≤0.2 mm的范围内，R3中d＞0.2 mm的颗粒占的比例最大为32.18%。而d＞0.6 mm的颗粒R2中所占比例最大为6.13%。由此可知，低污泥负荷下好氧颗粒污泥稳定性很差。经分析，是由于污泥负荷过低，颗粒得不到充分的营养物质而导致其解体，使系统不能稳定地运行。

图4 好氧颗粒污泥的粒径分布Fig.4 Size distribution of aerobic granular sludge in reactors

2.2 好氧颗粒污泥的生物活性

2.2.1 微生物代谢活性

耗氧速率(oxygen uptake rate，OUR)是评价污泥微生物代谢活性的一个重要指标，反映了微生物新陈代谢过程的快慢，即微生物活性的大小、微生物对有机物的降解能力。单位重量的污泥在单位时间内吸收氧气的量定义为比耗氧速率OURw，普通活性污泥絮体的OURw值约0.8 mg/(g·min)［13］。图5表示了反应器在整个实验过程中OURw的变化。

图5 好氧颗粒污泥OURw的变化Fig.5 Variation of OURw of aerobic granular sludge in reactors

由图5可知，随着实验的进行，三个反应器中的OURw都达到了4 mg/(g·min)以上，R2在49 d的时候达到了最大，为5.022 mg/(g·min)，远远高于普通的活性污泥。这也正体现了图7a所显示的好氧颗粒污泥对COD的去除率要远高于絮状污泥。R1从56 d开始迅速下降，最小为1.011 mg/(g·min)。R2、R3也有所下降，但均高于R1，这说明污泥负荷过低不能使微生物长时间维持足够的活性。

2.2.2 疏水性能

Zeta电位反应了颗粒污泥的疏水性，电位越高疏水性越强，越利于絮状污泥的团聚，从而形成颗粒污泥。实验过程中，Zeta电位ξ每7 d测定一次，其变化趋势如图6所示。

从图6中可以看出，开始时污泥的Zeta电位在－20 mV左右，随着实验的进行，Zeta电位逐渐升高，在28 d时，R2、R3均上升到了－6 mV左右，R1在－10.221 mV。此时R2、R3中已基本颗粒化，R1中颗粒化程度稍低，可以看出好氧颗粒污泥的Zeta电位远比絮状污泥的高。有研究显示，颗粒形成过程中微生物细胞表面的疏水性发生了很大的变化，这表明颗粒污泥的形成与细胞表面疏水性的增加有密切联系［14］。在35～56 d，R2均维持在－5 mV左右，随后开始有所下降，到80 d时下降到－11.804 mV。而R1、R3整个过程中波动都较大，R1最后下降到了－17.603 mV。Zeta电位的大小直接体现了污泥的疏水性强弱，而疏水性的变化与细胞分泌的胞外多聚物(ECP)有很大关系。蔡春光等研究表明，ECP中各种化学官能团直接影响污泥的表面电荷和疏水性，其中蛋白质与总糖的比值与污泥的表面负电荷成负相关，与污泥的疏水性成正相关。蛋白质与总糖的比例高有利于颗粒污泥的形成和稳定［14］。由图6显示的结果可知，改变运行条件后，R2中Zeta电位均高于R1、R3，这说明R2中细菌的凝聚性好，可以使好氧颗粒污泥保持较好的稳定性。

图6 Zeta电位的变化Fig.6 Variation of Zeta potential

2.3 好氧颗粒污泥的降解性能

好氧颗粒污泥废水中COD的降解能力测定结果如图7所示。实验约30 d时污泥已达颗粒化，此时改变运行条件(如表2)，整个过程中的COD去除率η如图7a。从图中可以看出，在16～68 d，R2对COD的去除率比较稳定，R1和R3均有一定程度的波动，但68 d以后三个反应器都开始下降，这说明好氧颗粒污泥在16～68 d有较好的稳定性，且R2对COD的去除效果最好也最为稳定。

图7b反应了实验整个过程中氨氮的去除效果。实验开始氨氮的去除率都在55%以下，当28 d时去除率都达到了90%左右，可见好氧颗粒污泥对氨氮的去除效果远远好于普通的活性污泥。这是由于好氧颗粒污泥存在氧梯度变化，氧的传输与分布对好氧颗粒污泥脱氮能力的影响可以用微环境理论加以解释。DO浓度和扩散阻力共同决定着氧在颗粒中的渗透深度，从而在颗粒中产生DO梯度，颗粒外表面DO较高，硝化菌集中分布于此，颗粒内部由于氧传递受阻和在透过外层时的大量消耗，产生缺氧环境，反硝化菌占优势［15］。好氧颗粒污泥能实现同步硝化反硝化，因此对氨氮的去除率较高。从图7b中可以看出，R2运行到68 d，去除率都维持在80%以上，高于R1和R3，可以看出R2的稳定性最好。经分析，是由于R2中大于0.6 mm的颗粒比R1、R3中所占比例大，这部分颗粒的粒径可能会提供一个较为理想的好氧－缺氧环境，更好地实现氨氮的同步硝化反硝化。

图7 SBAR中COD、氨氮的去除效果Fig.7 Removal efficiency of COD in SBAR

3 结论

(1)在有机负荷与曝气量相同情况下，对R1、R2、R3反应器污泥负荷分别为0.6、1.0、1.4 kg/(kg·d)进行对比实验，实验结果R2反应器好氧颗粒污泥稳定性较好。

(2)R2反应器运行到72 d时SVI为61.96 mL/g，COD、氨氮去除率仍能达到87.38%和66.96%，优于R1和R3反应器，说明污泥负荷过大或过小都不利于好氧颗粒污泥的稳定运行。

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Effect of sludge loading on operation stability of aerobic granular sludge

SONG Zhiwei， CHENG Xiaoxia， NING Tingting， ZHANG Yue
(College of Resources＆Environmental Engineering，Heilongjiang Institute of Science＆Technology，Harbin 150027，China)

Aimed at the realization of the industrial application of aerobic granular sludge，this paper describes the cultivation of aerobic granular sludge in sequencing batch airlift reactor(SBAR)，using conventional flocculent activated sludge as seeding sludge in synthetic domestic wastewater and presents a study of effect of sludge loading on the stability of aerobic granular sludge after the maturity of aerobic granular sludge.Aerobic granular sludge exhibits better settling properties and degradation effects in the presence of sludge loading of 1.0 kg/(kg·d)in SBAR than in the presence of sludge loading of 0.6 and 1.4 kg/(kg·d)，with the consequent SVI of 28.04 mL/g，and removal efficiency of COD，NH3－N of 91.37%、86.04%respectively.With the reactor operation of 77 d，the particles greater than 0.6 mm still accounts for 6.13%.

SBAR;aerobic granular sludge;sludge loading;stability

X703.1

A

1671－0118(2012)02－0111－05

2012－01－13

黑龙江省教育厅骨干教师支持计划项目(1155G4P)

宋志伟(1968－)，女，黑龙江省讷河人，教授，博士，研究方向:污水治理技术及工艺，E-mail:szwcyp@tom.com。

(编辑徐 岩)