不同粒径好氧颗粒污泥的结构稳定性及污染物去除效果

易名儒，曾 玉，刘 永，程媛媛，龙 焙，曾敏静，任 帅

（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）是微生物自凝聚形成的生物聚集体，具有沉降快、耐毒性高、结构密实、单级同步脱氮除磷等优点[1]，被认为是极具发展前景的新一代污水生化处理技术。目前，AGS 技术正处在应用推广关键阶段[2]，有关其处理各类污水的研究报道层出不穷，但是AGS 的稳定性仍是限制其大规模应用的主要瓶颈[3]。影响AGS 稳定性的因素研究主要集中在运行条件、污水成分、污泥龄、温度等方面，而对AGS 具有较大的粒径区间这一特征关注较少。

通常粒径在0.2 mm 以上的污泥被定义为AGS[4]，但不同运行条件下所形成的AGS 的粒径分布不同[5]。刘文如等[6]在低C/N 比条件下培养的颗粒污泥粒径主要分布在0.64 mm 以上，黄健盛等[7]在连续曝气和交替曝气模式培养的AGS 平均粒径分别为0.85 和0.97 mm，且对污染物的去除效果也不同；梁东博等[8]在低温培养AGS 的过程中，发现AGS 粒径不断变化，污泥稳定性也随之波动。原因主要是颗粒粒径影响了溶解氧及目标去除物的传质效果[5]，小粒径AGS往往具有更好的传质效率和更大的比表面积，颗粒内微生物活性更高[9]；大粒径AGS 具有较大的内部空间可以耦合多种菌群，外层盘踞着好氧菌AOB 和NOB，内部为厌氧氨氧化细菌等，中间为缺氧菌例如反硝化聚磷菌等[10]，这种独特的空间分层结构使得单级AGS 具有机物降解及同步脱氮除磷能力[11]。但也有研究表明，颗粒污泥粒径过大会使AGS 系统不稳定[12]，TOH S 等[13]发现当粒径> 4 mm，AGS 将承受不了外部剪切力导致解体；且随着粒径增长，AGS中细菌的丰富度和多样性反而下降[14-15]。总而言之，不同粒径的AGS 传质阻力不同，且拥有不同的微生物环境[8,16]，但粒径大小与AGS 的污染物去除效果之间有何联系尚缺乏系统研究。一些报道[17-18]显示，在连续曝气时仅靠AGS 的微环境难以实现TN，TP 等指标的高效去除。为了创造更加明显的厌氧或缺氧/好氧环境并节约曝气能耗，研究者们探索了非恒定曝气模式对AGS 脱氮除磷效果的影响，结果表明该模式可提高AGS 的去污效果[19-21]，但这种模式对不同粒径AGS 的去污效果有何影响尚无定论。

研究考察了不同粒径AGS 的结构稳定性，并探索了全程曝气及交替曝气模式下不同粒径AGS 对污水中COD，NH4+-N，TIN （TIN = NH4+-N + NO2-+NO3--N）及TP 的去除效果，为强化AGS 的稳定性及对污染物去除效果提供参考。

1 材料与方法

1.1 AGS 制备及其粒径分布

AGS 来自实验室内小试SBR （高度为100 cm，内径为19.8 cm，有效容积为24.6 L），颜色为黄色，SV30/SV5为0.95，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1。取3 L反应器中完全混合泥水混合物，依次通过孔径为3，2，1.43，1 及0.6 mm 的标准筛，分别收集等量湿重的筛上不同粒径的颗粒污泥用于试验。

图1 AGS 粒径分布

1.2 AGS 结构稳定性测定

将等质量不同粒径的AGS 定容至100 mL 烧杯进行超声破碎，超声仪器探针伸入液面以下1.5 cm，超声功率为10 W，超声时间为20 min（超声1 s，停滞1 s），MLSS 为2 540 ～ 2 820 mg/L，温度为26 ℃左右。利用标准筛过滤破碎后的泥水混合物，分别收集筛上、筛下污泥，烘干后称重计算破碎率。每批试验设3 组平行样，3 次测试数据的均值为试验结果。以计算粒径范围为1.43 ～ 2.0 mm 的AGS 的破碎率为例，用孔径为1.43 mm 的标准筛过滤破碎后的泥水混合物，筛上污泥为未破碎的污泥，筛下污泥为破碎污泥，破碎率为：

1.3 实验过程

将30 g 不同粒径的AGS 定容至300 mL 锥形瓶中（MLSS 为4 500 ± 300 mg/L），探究其对污水中污染物的去除效果。污水ρ （COD）为600 mg/L，ρ（TP）为3 mg/L，ρ（NH4+-N）为50 mg/L，具体组成见龙焙等[22]推荐的配方。将AGS 与模拟污水混合物连续曝气6 h 或交替曝气6 h（1 h 曝气+ 1 h 厌氧，循环3 次），曝气强度为2.8 L/min，完全沉降后取上清液测定各污染物浓度。每批试验设3 组平行样，3 次测试数据的均值为试验结果。

1.4 分析测试方法

COD，NH4+-N，NO2--N 及TP 均采用国家标准分析方法测定[23]，NO3--N 采用麝香草酚分光光度法，污泥沉降比（SV）、污泥容积指数（SVI）、混合液悬浮固体浓度（MLSS）、混合液挥发性悬浮液固体浓度（MLVSS）采用标准方法；污泥形态变化用数码相机拍照记录。平均粒径测量参考龙焙等[22]使用的方法。同步硝化反硝化（SND）效率的计算公式[23]如下：

式中：δρ（NH4+-N）为NH4+-N 的去除质量浓度，mg/L；ρ（NO2-N）及ρ（NO3-N）为NO2-N，NO3-N 出水质量浓度，mg/L。

2 结果与讨论

2.1 不同粒径AGS 的结构稳定性

不同粒径AGS 破碎率见图2。由图2 可知，除粒径范围为0.6 ～ 1.0 mm 的AGS 经破碎后破碎率高达65.88%外，其他粒径的AGS 的破碎率均在8.40% ～ 21.38%之间。粒径范围为2.0 ～ 3.0 mm 的AGS 破碎率最低 （8.40%），表明粒径范围为2.0 ～3.0 mm 的AGS 结构稳定性最佳，这与LONG B 等[5]的研究结果一致；0.6 ～ 1.0 mm 粒径的AGS 经超声后大部分被打碎成絮体，结构稳定性最差；1.0 ～1.43，1.43 ～ 2.0 mm 粒径及混合粒径（0 ～ 3 mm）的AGS 结构稳定性相当；0.3 ～ 0.6 mm 粒径的AGS 所占比例过低无法获取足够样品（不足5.5%），说明其在反应器中极不稳定。

图2 不同粒径AGS 的破碎率

2.2 全程曝气下AGS 对污染物的去除效果

2.2.1 不同粒径AGS 对COD，TP 的去除效果

不同粒径AGS 对COD，TP 去除效果见图3。由图3（a）可知，AGS 处理后出水ρ（COD）在37.87 ～72.3 mg/L 之间，去除率均在87.95%以上。其中，1.43 ～ 2.0 mm 粒径的AGS 对COD 去除效果最佳，与AN P 等[25]的研究结论相似；0.6 ～ 1.0 mm 粒径的AGS 去除效果最差，与王维红等[26]的研究结论相似。由图3（b）可知，AGS 处理后出水ρ（TP）在1.56 ～2.13 mg/L 之间，去除率仅达到28.97% ～ 48.10%。其中，0.6 ～ 1.0 mm 粒径的AGS 对TP 的去除率最高，1.0 ～ 1.43 mm 粒径的AGS 去除率最低，其他粒径的AGS 介于两者之间。

图3 全程曝气模式下不同粒径AGS 对COD，TP 的去除效果

2.2.2 不同粒径AGS 的脱氮效果。

不同粒径AGS 的脱氮效果见图4。由图4（a）可知，随着粒径由0.6 mm 增大至3.0 mm，经AGS 处理后的出水ρ（NH4+-N）不断增大（为3.89～18.33 mg/L），对应的去除率则迅速降低 （为92.22% ～ 63.34%）。李志华等[27]认为，硝化过程中各态氮的变化与颗粒粒径及数量显著相关，颗粒粒径越小、数量越多，越有利于硝化反应的进行。由此推测小粒径的AGS 中硝化细菌的活性更高，因而NH4+-N 去除率高。随着粒径不断增大，出水NO2--N 及NO3--N 质量浓度均呈降低趋势，出水ρ（TIN）为24.71 ～ 31.06 mg/L，去除率在37.88% ～ 50.58%之间。相比之下，混合粒径AGS 的硝化能力最强，NH4+-N 去除率为95.48%，TIN 去除率为51.65%，但NO2--N 和NO3--N 积累较明显。由图4（b）可知，随着粒径由0.6 mm 增大至3.0 mm，SND 效率不断升高（42.75% ～ 79.86%），这与LI Y 等[28]的研究结论类似，当粒径大于1 mm 时，AGS 内溶解氧的扩散阻力明显增大，AGS 内同时出现了好氧区与厌氧区，从而使SND 作用得到加强，表现为SND 效率随粒径增大而升高。混合粒径AGS的SND 效率与1.43～2.0 mm 粒径的AGS 相当。

图4 全程曝气模式下不同粒径AGS 的脱氮效果

2.3 交替曝气下AGS 对污染物的去除效果

2.3.1 不同粒径AGS 对COD 和TP 的去除效果

不同粒径AGS 对COD，TP 去除效果见图5。由图5（a）可知，交替曝气模式下，随着粒径增大，经AGS 处理后的出水ρ（COD）不断减小（在234.04 ～57.14 mg/L 之间），对应的去除率不断提高（60.99%～ 90.48%）。相比之下，混合粒径AGS 对COD 去除效果最佳，其去除率高达95.33%。由图5（b）可知，随着粒径增大，经AGS 处理后的出水TP 质量浓度呈先增大后减小趋势，对应的去除率在16.50% ～31.33%之间。混合粒径AGS 具有最高的TP 去除率（37.33%）。不同粒径的AGS 具有不同的微环境，而交替曝气创造了更明显的好氧/厌氧环境，这为不同粒径AGS 中的好氧菌、兼氧菌及厌氧菌协同共生创造了条件，因而混合粒径的AGS 具有更高的COD及TP 去除率。

图5 交替曝气模式下AGS 对COD，TP 的去除效果

2.3.2 不同粒径AGS 的脱氮效果

不同粒径AGS 的脱氮效果见图6。

图6 交替曝气模式下不同粒径AGS 的脱氮效果

由图6（a）可知，交替曝气模式下，随着粒径的增大，经AGS 处理后的出水NH4+-N 质量浓度整体呈先增大后趋于稳定趋势，出水NO2--N 及NO3--N质量浓度呈先减小后增大趋势。其中，0.6～1.0 mm粒径的AGS 硝化性能最好（NH4+-N 去除率为56.06%），但NO2--N 及NO3--N 积累最明显。研究表明溶解氧的减小会使AGS 的硝化速率显著降低[29]，同时，交替曝气减少了好氧硝化反应时间，因而NH4+-N 去除率随着粒径增大逐渐降低。各粒径的AGS 对TIN去除效果相差不大，出水ρ（TIN）在32.39 ～ 37.76 mg/L 之间，对应的去除率在24.48% ～ 35.23%之间。由图6（b）可知，从同步硝化反硝化（SND）效率来看，随着粒径的增大，各粒径AGS 的SND 效率呈先增大后减小趋势，其中1.43 ～ 2.0 mm 粒径AGS 的SND 效率最高达83.14%，其他粒径AGS 的SND 效率在62.84% ～ 79.45%之间，与李冬等[19]的研究结论相似，说明交替曝气模式有利于SND 的发生。

2.4 AGS 的稳定性及污染物去除效果对比

不同粒径的AGS 的结构稳定性、去污效果及节能效果见表1。由表1 可知不同粒径的AGS 结构稳定性相差较大，且对污染物的去除效果不同，AGS的结构稳定性与去污效果之间没有必然联系。全程曝气模式下，不同粒径AGS 对COD 去除率相差不大，TP 去除率与粒径变化之间关系不明显，但硝化能力随粒径增大呈负相关，脱氮能力随粒径呈正相关。交替曝气模式下，COD 去除率与粒径呈明显正相关，脱氮除磷能力随粒径变化不明显。由于AGS的单级生物脱氮过程遵循严格的链式反应机理，即NH4+→NO2-→NO3-→NO2-→N2↑，推测在交替曝气模式下反应器内出现贫富氧环境不利于硝化反应的稳定发生，故交替曝气模式下粒径对于NH4+-N 去除率的影响被削弱。

全程曝气模式下AGS 对污染物的去除率整体优于交替曝气，但交替曝气可以节约50%曝气能耗。全程曝气为不同粒径AGS 提供了更长的好氧反应时间，因而全程曝气下COD 及NH4+-N 去除率更高。交替曝气虽然创造了明显的好氧-缺氧或厌氧环境，该环境下不同粒径的AGS 的SND 率亦普遍更大，但缺氧或厌氧段内聚磷菌和反硝化细菌会竞争有限的碳源[30]，导致对TIN 及TP 的去除率反而不如全程曝气。因此，不同粒径的AGS 均具有一定的同步脱氮除磷能力，交替曝气并不一定会强化AGS 的脱氮除磷效果。

表1 不同粒径AGS 的稳定性及污染物去除效果对比 %

3 结论

（1）不同粒径的AGS 具有不同的结构稳定性，2.0 ～ 3.0 mm 粒径的AGS 结构稳定性最佳，0.6 ～1.0 mm 粒径的AGS 结构稳定性最差，1.0 ～ 1.43，1.43 ～ 2.0 mm 粒径及混合粒径的AGS 结构稳定性相当并介于两者之间。

（2）不同粒径AGS 对污染物降解能力相差较强，尤其是脱氮除磷能力，全程曝气模式下，AGS 对COD，NH4+-N，TIN 及TP 的去除率分别为88% ～93.67%，63.34%～95.48%，39.42%～51.56%及28.97%～48.10%；交替曝气模式下，AGS 对COD，NH4+-N，TIN及TP 的去除率分别为61% ～ 95.33%，29.44% ～56.06%，24.48%～35.23%及16.5% ～ 37.33%。

（3）全程曝气模式下不同粒径的AGS 对污染物的去除率整体优于交替曝气，尤其是脱氮除磷效果，但交替曝气可以节约50%曝气能耗且有利于SND的发生。