降低SBR 稳定运行能耗研究

吴 涛，孙 菁

（安徽建筑大学 环境与能源工程学院，安徽 合肥 230022）

1 引言

好氧颗粒污泥是特定环境中由微生物自发聚集和增殖而构成的生物颗粒。相比较一般活性污泥来说，其具备承受冲击能力强，不易发生污泥膨胀，可承受高有机负荷，集好氧、兼氧和厌氧微生物于一体等特点。好氧颗粒污泥一般具有十分清晰的形态，大部分近似圆形或椭圆形[1]，具有结构紧凑、密度高、沉降速度快等特点[2]，大大提高了反应器内污泥浓度，减少了反应器内剩余污泥的排放[3-6]。在好氧颗粒污泥系统中，大量的曝气是好氧颗粒污泥的培育条件之一，曝气量的高低主要影响污水中DO（溶氧量）浓度和曝气导致的水力剪切力两个方面。大部分研究结果表明高溶氧情况下形成的颗粒粒径较大，且结构稳定[7]，好氧颗粒污泥技术应用运行能耗较高，影响了工业化放大技术的应用[8]。所以，研究如何降低好氧颗粒污泥稳定运行的能耗，对好氧颗粒污泥技术的应用和发展具有一定意义。

本文研究降低曝气量对好氧颗粒污泥形状、脱氮除磷效果、有机质降解效果的影响规律，为低曝气条件下好氧颗粒系统稳定运转提供根据。

2 材料和方法

2.1 试验装置

本实验采用总高120 cm，内径为7 cm，有效容积4 L 的有机玻璃柱状SBR 反应器（见图1）。曝气阶段控制和调节使用玻璃转子流量计，供气使用微孔曝气器和空气压缩机，整个SBR 系统的运行过程中，进水、曝气、沉淀、出水各阶段时间均由微电脑控制。

图1 小型序批式反应器工艺流程

2.2 分析方法

在整个试验期间，需要对反应器出水污染物的去除效果进行定时取样检测，常规分析项目的测定方法均采用国家标准方法，如表1 所示。

表1 常规分析项目与测定方法

2.3 试验方案

成熟的好氧污泥颗粒接种后完成污泥颗粒化仅需15 d[9]。本试验在两个相同的SBR 反应器（N1、N2）内接种前期自己培养成熟的好氧污泥颗粒，从第16 d 降低N2 的曝气量，保持好氧颗粒污泥在反应器底部均匀分布的上限，底部无颗粒污泥沉积。N1 的曝气量不做调整，其曝气量大小如表2 所示。反应器的运转形式为：每周期为4.8 h，其中进水2 min，曝气280 min，沉淀2 min，排水2 min，闲置2 min。

表2 反应器内曝气量大小

2.4 接种颗粒污泥及污水

接种的成熟好氧颗粒为实验室自行培养，混合液悬浮固体（MLSS）的质量浓度约为5 590 mg·L-1，污泥体积指数（SVI）的值为39 mL·g-1，合肥市内某大学生活污水作为实验用水，水质见表3。

表3 合肥市某大学生活污水水质

3 结果与讨论

3.1 曝气量对颗粒污泥特性的影响

3.1.1 形态与粒径分布

图2 第20 d 时不同曝气量下两反应器内好氧颗粒污泥粒径分布

N1 和N2 反应器在前15 d 颗粒化过程相同，从第16 d 开始出现差别，第20 d 发现两组之间在形状上有显著差别，N2 反应器的颗粒尺寸在低曝气条件下大于N1 反应器，N1 中的好氧颗粒污泥构造更加规则，如图2 所示。由此可知，反应器中颗粒污泥的平均粒径随着曝气量的减小而增大。

3.1.2 好氧颗粒污泥的污泥浓度和沉降性能

如图3 所示，N2 中的污泥浓度MLSS、MLVSS相对于 N1 均变小了，运行 15 d 后，F 比值（MLVSS/MLSS）均保持较高程度，N2 中的F 比值略高于N1。高曝气量时，好氧颗粒污泥的整体活性因为其内部微生物营养基质的缺乏而降低，然而，低曝气速率导致MLSS 缓慢增加，最终稳定下来，低曝气量对稳态颗粒污泥系统的活性更有利。

图3 不同曝气量条件下两反应器内 MLSS、MLVSS 及 f值变化情况

SVI 值作为衡量污泥沉降性能的指标之一也具有一定的差异，结果见图4。

图4 不同曝气量条件下两反应器内 SVI 值变化情况

由图4 可见，N1 中的SVI 值保持在32 mL·g-1，然而N2 中的SVI 值随着曝气量的减小而增大，略高于N1 颗粒污泥，SVI 值接近于35 mL·g-1。尽管从SVI 值来看，减小N2 反应器的曝气量导致其颗粒污泥的沉降性能变差，然而其差距并不足以抵消好氧颗粒污泥工艺的优势，与传统的活性污泥工艺相比，N2 低曝气系统还可以减小二沉池的体积[10]。

图5 不同曝气量下两反应器内 EPS 及其组分 PN、PS变化情况

研究表明，EPS（好氧颗粒污泥的胞外聚合物）对好氧颗粒污泥的构成具有显著的作用[11]，图5为不同曝气量下两反应器内EPS 及其组分PN、PS变化情况。

由图5 可见，减小曝气量使得颗粒污泥中PN和PS 含量降低，更大的曝气量会分泌更多的EPS促进细胞间的吸附和聚集，形成稳定的固体微生物群落，提高颗粒结构的稳定性。然而好氧颗粒污泥具有粘性的特点，可能增大堵塞颗粒结构的孔隙通道的概率，阻碍溶解氧和营养盐的生成，导致颗粒内部厌氧无机化[12,13]。因而，按照EPS分析，减小曝气量并不会影响颗粒污泥系统的稳定性。

3.2 曝气量对反应器除污效能的影响

3.2.1 对降解COD 效能影响

图6 为不同曝气量条件下两反应器内COD 去除情况。反应器N1、N2 颗粒化15 d 后，使N2的曝气量发生变化，由图6 可以看出，COD 去除率在前15 d 基本保持不变，二者颗粒化程度愈发完整，其去除率的变化几乎一致，N2 稍高于N1，COD 出水浓度始终保持较低水平。可以看出，其他操作条件一致，增加曝气量对去除COD 的效果影响不显著。

图6 不同曝气量条件下两反应器内COD 去除情况

3.2.2 对脱氮除磷效能影响

图7 为不同曝气量下两反应器内NH4+-N 去除情况。

图7 不同曝气量下两反应器内 NH4+-N 去除情况

从图7 可以看出，N1、N2 运行15 d 后氨氮去除率分别达到92%和89%。曝气量与氨氮的去除率成正比。影响好氧颗粒污泥硝化的主要因素之一是DO，高曝气加快了水中氧的扩散速率，颗粒内被微生物的利用的氧气有所减少，导致DO 浓度高，有利于硝化细菌的富集、硝化作用的增强，提高了底物中NH4+-N 转化率，更有利于氨氮的去除。但N1、N2 出水氨氮浓度均在3 mg·L-1之下，去除率也没有大的差别。因此，氨氮的长期稳定降解并不受减少曝气量的影响。

反硝化除磷脱氮菌（DPB）的生理过程也受到DO 的影响。曝气量会影响DO 浓度从而影响DPB生存，进而对脱氮除磷效能产生影响，但这种影响并不是决定性的。只有硝酸盐时，系统反硝化吸收磷；只有溶解氧存在时，系统需氧吸收磷；既没有氧也没有硝酸盐时，系统中磷的浓度基本保持不变。

图8 是两个反应器对TN 和TP 的去除率。

由图8 可得，N1 和N2 的TN 去除率并不理想。在除磷过程中，高曝气量使得DPB 的反硝化除磷进程受到抑制，降低曝气量对除磷效果略有改善。对成熟好氧颗粒系统运行时，减少曝气量不会显著降低去污效率。

图8 不同曝气量条件下两反应器内 TN、TP 去除情况

4 结论

好氧颗粒污泥在高曝气条件下具备较好的物理性能、较好的沉降性能、较高的污泥浓度以及较多的EPS 的分泌，保持稳定的颗粒结构，颗粒尺寸相对低曝气条件下来说更小。在去污性能方面高曝气量的N1 对TP 的去除不利。COD 和氨氮去除与曝气量大小无关，且浓度已经达到GB18918-2002“城市污水处理厂排放标准”二级标准。好氧颗粒污泥系统处于稳态时，曝气量适当的减小不会危害到系统的生物降解能力和稳定性，但减少了不必要的能耗，降低了运行成本。