好氧流化床生物膜反应器中氧传质过程与污水处理效能研究

2022-01-12佘国生何梦夏段景川

净水技术 2022年1期

佘国生，何梦夏，段景川，田蕾，王敏,*

(1.中电建南方建设投资有限公司，广东深圳 518000；2.西安理工大学水利水电学院，陕西西安 710048)

好氧流化床生物膜反应器是从移动床生物膜反应器中衍生的一种好氧生物膜处理工艺，具有处理效率高、成本低、适用广泛等优点，在污水处理方面具有很好的应用前景。该工艺的工作原理是通过曝气作用使长满生物的填料和污水处于流化状态，在填料上形成好氧-厌氧的生物膜结构，实现生物接触氧化污水中有机物的过程[1]。由于促使反应器内各相流化的动力全部来源于曝气，由此产生的能耗问题值得关注，如何通过较低的能耗获取较高的处理效能，是该工艺研究的热点问题[2]。

溶解氧是好氧生物反应器的关键限制因子，其在污水处理中涉及多个传质，研究表明，氧传质是一个复杂的过程，主要包括气相、液相、固相之间的三相氧传质。此外，氧传质过程受到曝气量大小、曝气器种类及布置方式、污水水质、表面活性剂、电解质浓度、水温等因素的影响[3]。研究表明，在生物反应器中氧传质过程与微生物呼吸作用之间存在一定关系[4]，而对于微生物耗氧速率(OUR)与反应器内氧传质速率之间的机理尚不明确，仍不能全面解释反应器内的氧传质规律。

为探究好氧流化床生物膜反应器中氧传质机制，优化好氧流化床生物反应器运行条件，本文主要探究了不同曝气量下，OUR与氧传质机制间的响应关系。结合曝气量对反应器水处理效果的影响，剖析好氧流化床生物膜反应器中的氧传质机制，综合分析氧传质、微生物呼吸作用、污水处理效果之间的潜在关系。

1 材料与方法

1.1 试验装置

好氧流化床生物膜反应器系统如图1所示，主要包括圆柱形反应器主体、曝气系统、四通道溶解氧测量仪、计算机及程序、压力表等。反应器系统包括圆柱形有机玻璃反应器(直径为0.25 m，高为0.78 m)、矩形有机玻璃保温罩(0.23 m×0.23 m×0.78 m)、稳压腔、顶部带孔眼有机玻璃盖。曝气系统由针头曝气盘、气体扩散器、空气压缩机、气体流量计和输气管道组成。为保证曝气时气体仅通过针头排出，在曝气盘下放置橡胶垫，涂抹凡士林密封后，用螺丝固定于法兰上。

图1 好氧流化床生物膜反应器系统示意图Fig.1 Schematic Diagram of AFBBR System

好氧流化床生物膜反应器接种污泥取自某市某污水厂浓缩池，为使反应器内填料挂膜更容易，挂膜阶段的模拟水质按C∶N∶P=100∶5∶1进行配置。启动和运行阶段的模拟水质参考城镇污水处理厂进水，其水质特征如表1所示。其中，碳源、氮源和磷源分别采用葡萄糖、氯化铵和磷酸二氢钾配置，营养盐及微量元素包括CaCl2、MgSO4·7H2O、NaHCO3、FeCl3、FeSO4、KI、CuSO4·5H2O、MnCl2·4H2O、ZnSO4·7H2O和EDTA。模拟污水的pH值基本呈中性(6.8～7.4)，盐度可达(80±1) mg/L。

表1 反应器不同阶段的模拟水质参数Tab.1 Quality Parameters of Simulated Wastewater under Different Stages in Reactor

试验所用悬浮填料选用多孔聚氨酯泡沫PU，填充率为30%。该填料具有比表面积大、传质性能较好、生物黏附性好等优点。反应器曝气孔间距为8 mm，曝气量选取100、150 L/h和200 L/h，对应的气水比分别为3.8、5.8和7.7，运行周期为进水30 min、曝气10 h、静置1 h、排水30 min。反应器采用上进下出的运行方式，即进水由水泵泵入模拟生活污水，从反应器底部圆柱体侧面排出处理后污水。

1.2 OUR测定

为确定曝气效率并量化操作变量对溶解氧供应的影响，确定生物反应器中的标准氧总传质系数(KLas)至关重要。双膜理论认为，传质阻力主要在于液相，通常忽略气膜中的阻力，即氧总传质系数KLa等于液相传质系数KL。KLa可通过式(1)计算，对该测试条件下的KLa进行标准化处理，如式(2)，可得标准温度和压力下的KLas。

(1)

KLas=KLa×θ20-T

(2)

其中：KLa——单位时间内气相向液相中传递的氧气量，h-1;

Cs——饱和DO的质量浓度，mg/L；

Ct——t时刻系统中DO的质量浓度，mg/L；

θ——温度修正系数，取1.024；

T——液体式测温度，℃。

同时，混合均匀液相中溶解氧的质量平衡方程如式(3)。

(3)

其中：qO2——微生物比耗氧速率，mg/h；

X——生物量质量浓度，mg/L；

OTR——氧转移速率，mg/(L·h)。

动态分析法是用于测量生物反应器中活跃生长的微生物的呼吸活性方法，已被证实是一种可靠的测定方法。当系统的曝气关闭时，式(3)中OTR=0，则式(3)可简化为式(4)。

(4)

溶解氧浓度随时间变化的斜率即为-OUR，通过关闭曝气，可测出微生物的OUR。因此，采用动态分析方法可实现OUR的测定，其中DO的浓度和温度通过四通道光纤测量仪(OXY-4)获取。

1.3 水质指标测定方法

取反应器出水500 mL，将水样静置沉淀20 min，直接取上清液测定CODCr、TP含量，再经0.45 μm的水溶性滤膜过滤后，测定氨氮。CODCr按照《水质化学需氧量的测定重铬酸盐法》(GB 11914—1989)测定；氨氮按照《水质氨氮的测定纳氏试剂分光光度法》(HJ 535—2009)测定；TN按照《水质总氮的测定碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》(HJ 636—2012)测定；TP按照《水质总磷的测定钼酸铵分光光度法》(GB 11893—1989)测定；pH采用便携式多参数水质测量仪测定。

2 结果与讨论

2.1 对微生物呼吸的影响

图2为不同温度(9、12、15、20 ℃和25 ℃)和曝气量(100、150 L/h和200 L/h)下反应器内OUR的变化情况。在不同曝气量条件下，随着温度从9 ℃升高至25 ℃，反应器中的OUR均呈现先增大后减小的趋势，在温度为20 ℃时达到最大。

图2 温度和曝气量对OUR的影响Fig.2 Effect of Temperature and Aeration Rates on OUR

曝气量为100 L/h时，在9～20 ℃，OUR由1.71 mg/(L·h)增大至8.08 mg/(L·h)，在25 ℃时降低至7.20 mg/(L·h)；曝气量为150 L/h时，在9～20 ℃，OUR由2.46 mg/(L·h)逐渐增大至9.11 mg/(L·h)，在25 ℃时降低至8.92 mg/(L·h)；曝气量为200 L/h时，在9～20 ℃，OUR由1.87 mg/(L·h)逐渐增大至8.29 mg/(L·h)，在25 ℃时降低至7.51 mg/(L·h)。温度过低会抑制微生物生长代谢过程，降低微生物活性，使微生物呼吸作用减弱，导致微生物OUR较低。随着温度增加，微生物活性逐渐增强，微生物生长代谢过程加快，故微生物OUR增大[5-6]。微生物活性还受氧扩散速率的影响，当温度从20 ℃升高至25 ℃时，随着温度升高，氧气在水中的溶解度降低，氧传质速率降低，微生物生长代谢过程受到抑制，微生物OUR随之降低[7]。

当温度为9～25 ℃时，曝气量为150 L/h的OUR高于曝气量为200 L/h的OUR。同一温度下，曝气量从100 L/h增大至200 L/h，OUR呈现先增大后减小的趋势，且在20 ℃达到最大，分别为8.08、9.11 mg/(L·h)和8.29 mg/(L·h)。这是因为曝气量较低时，反应器中溶解氧浓度较低，微生物生长代谢所需氧量较少，微生物呼吸作用受到抑制，因此，微生物OUR降低。随着曝气量增大至150 L/h，反应器内溶解氧浓度增大，微生物生长代谢所需氧量充足，微生物呼吸作用增强，促使微生物OUR增大。当曝气量过大时，反应器中混合液流速增大，微生物受水中气泡和混合液的冲刷影响较大，部分生物膜脱落，微生物呼吸作用受到抑制，使微生物OUR降低[8]。

2.2 对氧传质关键参数的影响

图3为不同温度(9、12、15、20 ℃和25 ℃)和曝气量(100、150 L/h和200 L/h)下反应器内KLas的变化情况。曝气量为150 L/h和200 L/h时，温度从9 ℃升高至25 ℃，反应器中的KLas呈现出先增大后减小的趋势，当温度为20 ℃时达到最大。

图3 温度和曝气量对KL as的影响Fig.3 Effect of Temperature and Aeration Rates on KL as

曝气量为100 L/h时，随温度逐渐增大，KLas从9 ℃时的9.56 h-1逐渐增大至20 ℃时的23.81 h-1，在25 ℃时略有增加，为23.86 h-1；曝气量为150 L/h时，KLas从9 ℃时的10.69 h-1逐渐增大至20 ℃时的34.89 h-1，在25 ℃时略有降低，为30.41 h-1；曝气量为200 L/h时，随温度逐渐增大，KLas从9 ℃时的10.32 h-1逐渐增大至20 ℃时的23.82 h-1，在25 ℃时降低至20.90 h-1。主要由于温度过低时，微生物生长代谢过程受到抑制，微生物耗氧速率较低，环境中的溶解氧梯度较小，氧传质过程受到抑制，KLas较低。随着温度升高，反应器中混合液黏度降低，气泡与混合液间的液膜厚度减小，有利于溶解氧的传递，氧传质过程受到促进，KLas升高[9]。当温度从20 ℃升高至25 ℃时，由于温度升高，氧气在水中的溶解度降低，环境中的溶解氧梯度较小，KLas降低[10]。

当温度为9～25 ℃时，曝气量从100 L/h增大至200 L/h，KLas呈现先增大后减小的趋势，且在温度为20 ℃时达到最大，分别为23.81、34.89 h-1和23.90 h-1。因为曝气量较低(100 L/h)时，反应器中溶解氧浓度低导致丝状菌过度生长，进而产生过量的胞外聚合物(EPS)，致使反应器中混合液黏度增大，氧传质过程中的液膜厚度增大，空气与混合液界面的氧扩散受到抑制。且黏度增大导致气泡聚集，会产生更大的气泡，降低气泡与混合液间的接触面积和接触时间，抑制氧传质过程，使KLas较低[11-12]。随着曝气量增大，反应器中溶解氧浓度增大且混合液流速增大，气泡与混合液间的液膜厚度减小，溶解氧梯度增大，有利于溶解氧的传递，KLas升高。当曝气量过大(200 L/h)时，混合液流速过快，气泡在反应器中的停留时间较短，不利于氧传质过程，KLas降低[13]。

2.3 微生物呼吸与氧传质过程参数间响应关系

图4为不同温度下反应器内OUR与KLas之间的响应关系。当曝气量为100、150 L/h和200 L/h时，OUR与KLas之间均呈线性关系，3个线性拟合方程的斜率分别为2.31、3.43和1.94，且线性拟合方程的R2分别为0.97、0.98和0.98，拟合效果较佳，说明OUR与KLas之间存在显著的线性响应关系。此外，当曝气量为150 L/h时，OUR与KLas的线性拟合方程斜率最大，表明随温度的改变，OUR与KLas的变化程度较大。综上，曝气量为150 L/h、温度为20 ℃时，反应器内OUR与KLas均达到最高，且OUR与KLas之间存在线性响应关系。

图4 OUR与KL as间的线性拟合结果Fig.4 Linear Fitting Results of OUR and KL as

2.4 对CODCr去除效果的影响

由图5可知，好氧流化床生物膜反应器进水CODCr质量浓度约为400 mg/L，控制反应器曝气量为100 L/h(1#)、150 L/h(2#)和200 L/h(3#)，稳定运行33 d后，出水CODCr质量浓度分别为19.46、13.89 mg/L和21.35 mg/L，CODCr去除率分别为95.06%、96.55%和94.65%。曝气量从100 L/h增加到200 L/h时，反应器对CODCr去除率变化不大均达到95%左右，且出水CODCr质量浓度均满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准(小于50 mg/L)，表明曝气量为100 L/h 即可满足反应器对CODCr的去除，增加的曝气量对CODCr去除效果影响不显著，且较高曝气量将导致运行能耗增加。

图5 曝气量对CODCr去除效果的影响Fig.5 Effect of Aeration Rates on CODCr Removal Efficiency

2.5 对氮去除效果的影响

由图6可知，反应器进水氨氮和TN质量浓度分别约为45 mg/L和50 mg/L，TN和氨氮的去除效果随着曝气的增加呈现先增加后降低的趋势，在150 L/h时达到最佳去除效果。出水氨氮质量浓度在3个曝气条件下分别为9.07、4.68 mg/L和5.89 mg/L，氨氮去除率分别为79.84%、89.53%和86.79%；TN的出水质量浓度别为9.91、6.99 mg/L和12.65 mg/L，去除率分别为80.44%、86.20%和75.03%。当曝气量为100 L/h时，氨氮和TN出水浓度较高，难以满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准(小于5 mg/L)。这是由于氨氧化细菌(AOB)主要存在于生物膜表面的好氧区，且氨氧化细菌活性受环境因素高度敏感，因此，曝气量较小时，反应器内溶解氧浓度较低，AOB与亚硝酸盐氧化细菌(NOB)活性降低，抑制了硝化过程[14]，同时丝状菌的大量繁殖会导致污泥沉降性降低[15]，出水氨氮浓度较高。当曝气量为200 L/h时，氨氮和TN出水浓度略高于一级A标准且TN含量显著高于氨氮。这是由于曝气量过大时，反应器混合液流速增大，微生物膜受混合液剪切力作用会部分流失，且反应器内溶解氧浓度较高，溶解氧传递阻力降低，生物膜表面的好氧层过厚，对反硝化细菌活性的抑制作用较大，减慢了脱氮速率[16]，降低了反应器对氨氮和TN的含量去除效果。因此，为了提高氨氮去除效果，最佳曝气量是150 L/h。

图6 曝气量对氮去除效果的影响Fig.6 Effect of Aeration Rates on Nitrogen Removal Efficiency

2.6 对TP去除效果影响

图7为曝气量对TP去除效果的影响。好氧流化床生物膜反应器进水TP质量浓度约为5.07 mg/L，控制反应器曝气量为100、150 L/h和200 L/h，稳定运行33 d后，出水TP质量浓度分别为2.51、0.82 mg/L和1.27 mg/L，TP去除率分别为50.46%、83.96%和74.93%。曝气量从100 L/h增加到200 L/h时，反应器对TP去除率呈现先增大后减小的趋势。当曝气量为100 L/h时，出水TP未达到标准限值，这是因为反应器内溶解氧浓度较低，抑制了生物膜中的聚磷菌(PAOs)在好氧环境里的吸磷过程，而PAOs吸收污水中的有机物——挥发性脂肪酸(VFAs)后，在厌/缺氧环境里释放磷酸盐[17]，且溶解氧浓度低会导致大量丝状菌产生，这些丝状菌产生大量EPS，EPS中含有大量磷酸盐[18]，故出水TP浓度较高。此外，溶解氧浓度低导致厌氧层增厚，聚糖菌(GAOs)会在厌氧环境中与PAOs竞争VFAs[19]，导致PAOs的活性降低，这也是导致出水TP浓度较高的原因之一。当曝气量为150 L/h时，脱氮过程中存在反硝化细菌，它们会与PAOs在厌氧环境中竞争碳源[20]，而本试验并未另加碳源，在一定程度上降低了PAOs的活性，导致出水浓度仅能满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级B标准(小于1 mg/L)。当曝气量为200 L/h时，由于溶解氧浓度增大，生物膜好氧层较厚，抑制了生物膜中的PAOs在厌/缺氧环境里的释磷过程，PAOs吸收VFAs而储存在细胞内的能量较少，会抑制PAOs在好氧环境里的吸磷过程，出水TP浓度较高。其次，曝气量过大，生物膜受混合液剪切力增大，部分微生物流失，导致反应器对TP的去除效果变差。