好氧颗粒污泥的培养及处理低碳氮比废水效果

曾玉， 曾敏静， 程媛媛， 龙焙， 李新冬， 张斌超，黄思浓， 易名儒， 林树涛， 陈月茹

（江西理工大学土木与测绘工程学院，江西 赣州341000）

好氧颗粒污泥（aerobic granular sludge，AGS）是一种极具发展前景的废水生化处理技术。作为一种颗粒状生物聚集体，AGS 具有很多优点， 如沉降速度快、抗冲击负荷强、独特的分层结构、高耐毒性及同步脱氮除磷等[1-2]。 然而，AGS 形成条件苛刻，且影响好氧颗粒化的因素众多。 其中， 进水碳氮比值 （进水COD 与 NH4+-N 的质量浓度比，c（C/N））作为一种重要的生物选择压对AGS 形成进程有重要影响[3-4]。

通常， 以菌胶团细菌为代表的异养菌在高底物浓度下具有更大的比增长速率， 而以慢速生长的硝化细菌为代表的自养菌偏爱高氮负荷。 研究表明低c（C/N）废水更有利于自养菌的富集但会降低微生物增殖速率，因而会减缓AGS 的形成[5]。 因此，研究者多采用较高的c（C/N）废水培养AGS 以缩短培养进程[6-8]。 然而，我国市政污水c（C/N）普遍较低[9-10]，研究者也开展了一些在低c（C/N）废水培养或运行AGS 的研究。宋昀达等以c（C/N）小于8 的市政污水为基质培养AGS，历时50 d 颗粒平均粒径达0.3 mm 以上， 第120 天体系才达到稳定状态[11]。 吴远远等发现在c（C/N）为4.8~7.6 的实际污水中运行160 d 的AGS 的颗粒化率不超过 42%[12]。 Zou 等在 c（C/N）为 5~7 的污水中添加剩余污泥制成的微粉加速AGS 的形成，耗时104 d 才成功实现好氧颗粒化[13]。 沈娜等采用负荷交替法（c（C/N）在100∶10、100∶20 及 100∶30 之间交替变化） 于 70 d 左右培养出AGS[14]。 Zhang 等以异养AGS 为载体并投加外源硝化细菌在小试SBR 及中试SBR 中分别耗时36 d及38 d 成功培养出自养硝化颗粒污泥[15-16]。 由此可见，在低c（C/N）废水中AGS 的培养往往耗时较长，且现有快速培养策略能否实际应用仍需检验。

在低c（C/N）废水处理过程中，由于缺少碳源，反硝化作用往往受到抑制，使得出水中常有NO2--N 和NO3--N 积累，导致总氮去除率较低[17]。 近年来研究者们发现间歇曝气运行模式不仅可创造明显的好氧/缺氧环境，还能够促进硝化反硝化反应，强化AGS 脱氮效果[18-19]。 Adva 和 Wan 等采用缺/厌氧-好氧交替模式（AO）培养AGS，厌氧段使反硝化作用大大加强，总氮的去除率明显增加[20-21]。 Zhang 等在厌氧-好氧-缺氧模式 （Anaerobic-oxic-anoxia，AOA）SBR 反应器中，在低曝气量下实现了污泥好氧颗粒化及高效处理低浓度合成废水（c（C/N）为 5）[22]。 Zhao 等用 AGS 在开发的新型 AOA 连续反应器处理 c（C/N）为4.4 的生活污水[23]，对 COD，TN，TP 去除率达 72.9%，92.15%，92.67%。 以上研究表明， 间歇曝气运行模式对AGS处理低c（C/N）废水有明显的促进作用。

本文在“搅拌+曝气+搅拌”（AOA）运行模式下探索c（C/N）比为1~6 的模拟生活污水对AGS 的形成及污染物去除效果的影响，为低c（C/N）废水的高效处理提供技术支持。

1 材料与方法

1.1 实验装置

SBR 的有效容积为24.6 L （有效高度80 cm，内径19.8 cm，如图1 所示），体积交换比为50%，室温运行（水温21.5~27.8 ℃），曝气由电磁式空气泵（日生ACO-012 A，320 W）提供，表观上升气速在1.20 cm/s左右，由定时电动搅拌器（常州荣华JJ-1 型，100 W）提供搅拌作用，搅拌速率为40~60 r/min。反应器的运行周期为 6 h（每天4 个周期），包括：进水 5 min、搅拌 35~45 min、曝气 210 min、搅拌 90 min、沉淀 15~5 min、排水 5 min。

图1 试验装置Fig. 1 The equipment device

1.2 接种污泥及进水水质

接种污泥为赣州市某污水处理厂曝气池的活性污泥（占总质量的85%）和部分粒径在0.3~0.6 mm 的自养硝化颗粒污泥[16]（占总质量的15%）。活性污泥结构呈絮状，SVI 及 SV30/SV5分别为 49.8 mL/g 及 0.66，EPS 为7.27 mg/g MLSS，蛋白质与多糖的质量浓度比为0.26。自养硝化颗粒污泥为黄色致密颗粒，MLVSS/MLSS 为 0.71，SVI 及 SV30/SV5分别是 30 mL/g 及 0.95，EPS 为 63.1 mg/gMLSS，c（蛋白质）∶c（多糖）为 2.66。

反应器进水为人工配置的模拟污水， 主要成分包括乙酸钠、氯化铵、磷酸二氢钾等，进水质量浓度如表1所列，具体污水组成详见Long 等所采用的配方[23]。

表1 进水水质Table 1 Water quality of the influent

1.3 分析测试方法

污泥沉降比（SV）、污泥容积指数（SVI）、混合液悬浮固体浓度 （MLSS）、 化学需氧量 （COD）、 氨氮（NH4+-N）、亚硝态氮（NO2--N）、总磷（TP）、pH 等均采用国家标准分析方法测定[24]，其中硝态氮（NO3--N）采用麝香草酚分光光度法，总无机氮（TIN）为NH4+-N、NO2--N 及NO3--N 三者之和。 污泥形态变化用数码相机拍照记录，胞外聚合物（EPS）测量采用超声热提取方法[25]，其中蛋白质测定采用考马斯亮蓝试剂法，多糖测定采用硫酸-苯酚法；平均粒径和粒径分布的测量方法参考龙焙等使用的方法[26]。

1.4 皮尔逊相关性分析

对50 d 的反应器运行数据采用SPSS 软件进行皮尔逊相关性分析，剖析影响污泥AGS 形成的因素。皮尔逊相关系数r 值的计算方法如下：

其中：X 为颗粒化率；Y 为污泥其他理化性质， 例如SV30/SV5、SVI、EPS、 蛋白质与多糖的质量浓度之比、进水NH4+-N 或COD 浓度。

2 结果与讨论

2.1 AGS 形状变化

反应器启动后AGS 被大量絮状污泥包裹， 污泥结构松散（图2）。 第10 天时，絮状污泥明显减少，且可以肉眼观察到一些AGS。 第20 天沉淀时依然可以观察到部分絮状污泥以颗粒污泥为中心聚集。第30 天时污泥颜色由浅黄色变为黄色，可观察到大量AGS。此后絮状污泥比例持续减少， 第50 天时颗粒污泥形状清晰， 为不规则的球形或者椭球形， 主要为粒径0.3~1.0 mm 的小颗粒， 其中粒径小于0.3 mm 的质量占比为 8.50%，0.3~0.45 mm，0.45~0.6 mm，0.6~1.0 mm 的分别占 21.10%，33.85%，36.55%， 即粒径越大的颗粒质量占比越大，此结果与刘文如等在污水c（C/N）为2 的条件下培养的亚硝化颗粒污泥的粒径分布规律相似[27]。

图2 AGS 形态变化过程（标尺长度为1 cm）Fig. 2 Variations in AGS morphology (bar= 1cm)

2.2 污泥理化特性变化

2.2.1 污泥沉降性能

前 20 天污泥沉降时间为 10~15 min，SVI 在41.13~49.80 mL/g 之间波动（图 3（a））；之后将污泥沉降时间从10 min 降低至3~5 min，SVI 开始增大并于第32 天达到峰值 65.40 mL/g， 随后稳定在 57.30 mL/g。SV30/SV5在前 5 天持续增大（0.66~0.76），第 6~19 天稳定在0.74~0.79 之间， 第20~30 天内从0.79 快速上升至0.98，之后稳定在0.93 左右。

2.2.2 MLSS 及颗粒化率

前25 天内 MLSS 在 3 840~5 080 mg/L 之间波动（图 3（b）），之后开始增大，第 34 天时达到最大值5 810 mg/L， 通过选择性排泥，MLSS 最终稳定在 4 900 mg/L 左右。 前15 天内颗粒化率在23.0%~31.27%之间波动， 第 16~34 天快速增大 （29.0%~90.74%），从第34 天后稳定在90%以上。污泥培养过程中逐步减少沉降时间（15~3 min），用0.3 mm 的标准筛过滤出水， 截留粒径大于0.3 mm 的颗粒污泥后返回反应器。 值得一提的是， 第21 天将进水COD 增加至600 mg/L 时反应器内连续一周出现了大量的生物泡沫，污泥之间粘性增大，污泥量快速增加，故此时排泥量较大，但随着絮状污泥的大量排出，颗粒化率也快速增加。

2.2.3 EPS 和蛋白质/多糖

EPS 作为黏性物质对AGS 的形成具有重要作用[28-29]。 前 30 天内 EPS 波动较大（图 3（c）），说明进水c（C/N）对AGS 的形成有明显影响。 随着污泥逐渐适应进水水质，EPS 最终稳定在45.34~50.11 mg/gMLSS之间。 前 20 天内 c（蛋白质）/c（多糖）在 0.21~0.51 之间波动，第21~32 天从0.31 快速增加至最大值2.46，最后稳定在1.70 左右， 且在EPS 增加的阶段主要是蛋白质在增加， 时间与颗粒化率快速提升阶段吻合，证明在污泥颗粒化过程中蛋白质发挥了关键作用。Wu 等研究发现进水c（C/N）增加会导致EPS 大量增加，且蛋白质/多糖增大有利于AGS 形成，因为蛋白质是疏水成分， 而多糖是亲水的， 过多的多糖会破坏EPS 中疏水物质和亲水物质之间的平衡[30]。 其他研究者则认为蛋白质是通过降低污泥表面的静电斥力，既可以增加细胞的表面疏水性，又可以增强细菌之间的黏附[31-32]，是污泥颗粒化过程中不可缺少的物质。

图3 污泥理化特性变化Fig. 3 Variations in properties of the sludge

2.3 对污染物去除效果变化

2.3.1 TP 和 COD 去除效果

前 21 天出水 TP 在 2.24~5.25 mg/L 之间（图 4（a）），主要是因为前期聚磷菌不能获得足够的碳源作为营养物质，导致除磷效率不高[33]；第22~50 天内，随着进水碳源的增加及进水TP 的减小，出水TP 明显减小，最后维持在0.90 mg/L 左右。

前5 天内出水 COD 在 38.28~86.12 mg/L 之间，第6~14 天内较高（142.0~271.13 mg/L），第 15~50 天基本低于50 mg/L，同时COD 去除率维持在90%以上（图 4（b））。结果表明在 c（C/N）为 1 和 1.5 时，COD去除量较少，当进水COD 增大后去除率随之增大，说明 c（C/N）对异养菌活性有显著影响，低 c（C/N）会抑制异养菌活性从而降低COD 的去除率。

2.3.2 脱氮效果

前 21 天内出水 NH4+-N 波动较大（图 4（c）），去除率在0~65.27%之间， 随着污泥逐渐适应进水水质，出水NH4+-N 逐渐趋于稳定，去除率增大至90%以上。出水 NO2--N 在 25~33 d 内处于 22.17~62.98 mg/L 之间，其他阶段基本在5.0 mg/L 以下。出水NO3--N 在前 27 天内波动较大 （0~60.56 mg/L）， 之后稳定在40 mg/L 左右，成为出水TIN 的主要部分。 出水TIN在 1~33 天呈波动状态（26.36~268.60 mg/L），之后随着污泥趋于稳定， 出水TIN 基本保持在50 mg/L 左右，对应的去除率维持在50%左右。 推测是因为之前过高的NH4+-N 对微生物的抑制作用影响了污泥的污染物去除性能[34]，而在第21 天前后将进水COD 从450 mg/L 增加至 600 mg/L、 进水 NH4+-N 从 200 mg/L降低至100 mg/L 后，不仅为异养菌（包括反硝化菌）生长提供了更多的碳源[35]，还解除了游离氨对AOB 和NOB 的抑制作用[36]，从而提高了 NH4+-N 和TIN 的去除率。

图4 反应器对污染物去除效果Fig. 4 Pollutants removal performance of the reactor

2.3.3 周期内污染物去除规律

典型周期内COD 呈明显减小趋势（图5），但c（C/N）会影响 COD 的降解进程：前 40 min 内，c（C/N）为1.5 及 6 时均监测到明显的外源反硝化现象从而导致COD 的明显减小，而 c（C/N）为 1 及2.25 时反硝化作用不明显导致COD 变化不大；此后，各碳氮比情况下的COD 均迅速减小并趋于平缓，使得最后的90 min 内（搅拌段）几乎无可利用的碳源。 前 40 min 内 NH4+-N 变化不大， 此后的210 min 内（曝气段）NH4+-N 明显减小，最后的 90 min内（搅拌段）变化趋于平缓。 前40 min 内反应器内积累的NOx迅速被降解，曝气后开始出现NOx积累，且随着c（C/N）的增大该积累呈加剧趋势，最后的90 min内（搅拌段）NOx明显减小，表明发生了明显的内源反硝化作用。 结果表明 c（C/N）为 1 及 2.25 时对硝化细菌抑制作用明显， 导致出水中NH4+-N 及TIN 较高；c（C/N）为1.5 时硝化细菌活性提高，但反硝化细菌活性一般，导致出水中 NH4+-N 及 NO3--N 均较高；c（C/N）为6 时硝化细菌及反硝化细菌能实现较好的耦合，因而TIN 去除率最大。 结合COD 及各态氮变化可知：TIN 的去除包括外源反硝化及内源反硝化2种途径，其中前搅拌段为外源反硝化脱氮，后置搅拌段为内源反硝化段， 二者贡献率分别为2.82%~18.45%及18.30%~48.28%。

图5 周期内污染物去除规律Fig. 5 Pollutants degradation in typical cycles

2.4 AGS 形成机理探讨和皮尔逊相关性分析

在低c（C/N）废水下，接种污泥表现出明显的不适应，表现在MLSS 波动及减少，污泥沉降性能较差，颗粒化率持续较低，污染物去除率较低且波动较大。然而，随着进水c（C/N）增大，污泥逐渐适应进水水质并最终形成AGS，表现在：MLSS 快速增加于35 天后稳定在4900 mg/L 左右；颗粒化率在16~34 d 快速增大，随后保持在90%以上；SVI 波动上升于第32 天后稳定在57.30 mL/g 左右。 SV30/SV5在前19 天变化不大 （0.66~0.79）， 第 20~30 天内从 0.79 快速上升至0.98，之后稳定在0.93 左右；EPS 在经历了快速增加后于第32 天后稳定在45.34~50.11 mg/g MLSS 之间； 出水NH4+-N 整体呈减少趋势并于第26 天后保持在10 mg/L 以下；TIN 去除率于第34 天后稳定在50%左右；出水COD 于第17 天以后基本低于50 mg/L，出水TP 于第29 天后在稳定在0.7 mg/L 左右。因此，在水力选择压（水力剪切力、沉降时间等）[37-38]及生物选择压（COD 负荷、c（C/N）等）[39]的作用下，反应器内沉降速度快的污泥逐渐富集并最终凝聚成AGS。由污泥理化指标及其对污染物的去除效果变化可知反应器在35 天内成功实现好氧颗粒化。

SPSS 分析数据表明颗粒化率与SV30/SV5和SVI具有显著正相关（表2），表明了颗粒化率高的污泥具有良好的沉降性能， 证明皮尔逊相关性分析可以对颗粒污泥理化性质等变量关系进行有效分析。 颗粒化率与总EPS 和c（蛋白质）/c（多糖）的相关系数为0.465 和0.906， 说明EPS 的增加有利于颗粒化率增加，c（蛋白质）/c（多糖）的增加对 AGS 形成起着至关重要的作用。 颗粒化率与进水NH4+-N 呈显著负相关，与进水COD 呈显著正相关，证明了将c（C/N）从2.25 改为6 的决策是颗粒化率显著提高的主要原因，大幅提高c（C/N）有利于污泥好氧颗粒化。

表2 各指标与颗粒化率的相关性分析Table 2 Correlation analysis of granulation rate and other data

3 结 论

1）进水 c（C/N）对 AGS 的形成有重要影响，提高c（C/N）有利于异养菌的生长并促进胞外聚合物分泌从而加速AGS 的形成。

2）培养成功的AGS 为致密的黄色颗粒，平均粒径为0.54 mm，颗粒化率约90%左右，NH4+-N 去除率90%以上，TIN 去除率50%左右，COD 去除率90%以上，TP 去除率70%左右。

3）“搅拌-曝气-搅拌”运行模式中TIN 的去除包括外源反硝化及内源反硝化2 种脱氮途径， 且内源反硝化贡献了大部分TIN 的去除。