序批式反应器中好氧颗粒污泥处理无机废水稳定性

摘 要：分别接种好氧颗粒污泥（Aerobic Granular Sludge，AGS）、AGS+立体空心填料、AGS+聚氨酯海绵填料和AGS+立体空心填料+聚氨酯海绵填料启动4个序批式生物膜反应器（SBR，R1、R2、R3及R4），探索其处理无机高氨氮（250～500 mg/L）废水的脱氮性能与稳定性。前30 d内四反应器中均出现大量颗粒的破碎及污泥量的明显减小。31 d补充AGS后，R1小颗粒比例逐渐增大，在55～85 d内成功实现小粒径AGS的稳定性维持，R3逐渐实现生物膜及AGS的共存，但R2及R4再次重复颗粒的持续解体过程。R1可实现48%左右总无机氮（Total Inorganic Nitrogen，TIN）去除和99%左右的氨氮去除。R2中立体空心填料在30 d内实现挂膜，但脱氮效果波动较大，最终实现了49%左右TIN去除与99%左右氨氮去除。R3中海绵填料在7 d内实现挂膜，表现出良好的抗冲击负荷能力，对TIN及氨氮的去除率分别在52%左右和99%左右。R4中立体空心填料40 d完成挂膜、海绵填料10 d成功挂膜，脱氮效果不稳定，最终实现了40%左右TIN去除与99%左右氨氮去除。

关键词：好氧颗粒污泥；无机废水；生物膜；脱氮；稳定性

中图分类号：X703. 1 文献标识码：A 文章编号：1001-9235（2024）09-0064-10

移动床生物膜反应器（Moving-Biofilm Reactor，MBBR）是在生物滤池、固定床反应器及流化床反应器的基础上开发出的一种新型生物膜反应器，通过投加密度接近于1的填料构建一个由附着生物膜及悬浮污泥组成的双污泥生态系统，具有抗冲击负荷强、泥龄长、脱氮效率高等优点［1-3］。Zhou等［4］在新型两段进水三级A/O-MBBR中处理碳氮比（C/N比）为4. 3±1. 2的实际废水，在无外部碳源投加下实现了72. 88%的总无机氮去除。Zhang等［5］利用连续式A2/O-MBBR 系统处理碳氮比为3. 85±0. 50 的生活废水，在HRT 为12 h 与硝酸盐回流比400%～500%下实现83. 95%～84. 77% 的总氮去除。Peng等［6］研究了不同鼠李糖脂浓度对模拟低C/N比（3∶1）合成废水的去除效果，最高实现68. 37±0. 63% NH4+-N去除。Chen等［7］通过以聚乙烯醇（PVA）凝胶载体并投加HN-AD 菌生物强化MBBR 去处理不同低C/N比的模拟废水，当C/N 比为1 时TN 去除率为51. 90%。面对低C/N比废水时，MBBR可维持不错生物脱氮性能。

好氧颗粒污泥（AGS）是微生物在特殊环境下自凝聚而成的生物聚合体，具有致密的结构、沉降速度快、耐毒性高等优点［8-9］。因其特殊的分层结构可实现单级脱氮［10-11］，并表现出较传统工艺更强的脱氮性能，被认为是一种极具发展前景的新型脱氮技术。AGS脱氮受诸多因素限制［12］，其中碳氮比对脱氮效果有重要影响。Zhang等［13］发现AGS在处理C/N比由15逐渐减低至5的模拟废水时，TN去除率由81. 5%迅速减小至65. 3%。Alves等［14］利用AGS处理C/N比约为7. 4的实际废水，TN去除率仅31%左右。张立楠等［15］ 利用自养硝化颗粒污泥（Autotrophic Nitrified Granular Sludge，ANGS）处理无机高氨氮废水，对TIN去除率不足5%。可见，随着C/N比的降低会明显影响到AGS反硝化性能，进而导致脱氮能力下降。

此外，绝大多数的AGS反应器处理对象为有机废水，有关无机废水中AGS稳定性维持研究报道并不多［16］。Zeng等［17］发现无机高氨氮废水中颗粒浓度会出现不同程度地减小。Zeng等［18］在处理NH4+-N为250 mg/L的无机废水时，同样发现内源性硝化反硝化会导致颗粒浓度减少。Zeng等［19］发现在不同氮负荷下的AGS污泥浓度、平均粒径与颗粒化率均有不同程度的降低。可见，无机高氨氮废水中AGS增殖缓慢，甚至会影响其稳定性，如何提高无机废水中AGS的稳定性仍具挑战。为解决这一问题，借鉴MBBR中填料的快速挂膜［20］可以强化生化系统的稳定性及脱氮性能这一思路或许是个不错的选择。然而，如何实现AGS与生物膜之间的共生仍需探索，毕竟几乎未见生物膜系统中发现AGS的研究报道。

相较于传统高氨氮废水，赣南离子型矿山在开采或服务期结束后会产生大量含氮浸出液，该尾水呈无机高氨氮废水特征［21-22］，已然成为区域重要污染源，目前尚缺乏有效处理技术。借鉴MBBR在中国市政污水提标改造中取得的成功经验，在氮负荷对AGS稳定性影响研究基础上［19］，本研究在SBR中接种AGS并投加填料以构建AGS-生物膜系统，研究AGS-生物膜系统的脱氮性能及稳定性，旨在为离子型稀土矿山尾水高效经济处理提供技术支持。

1 材料与方法

1. 1 试验装置

试验在4 根相同的SBR 中进行，分别命名为R1、R2、R3 及R4，SBR 有效容积为2 L（内径为8. 5cm，高度为50 cm，图1），换水率为50%。采用2台电磁式空气泵（ACO-006，一用一备）提供曝气，通过转子流量计（LZB-4WB）控制每根SBR的曝气量为5 L/min，液面上升2～3 cm。每日运行4个周期，周期时长为6 h，运行模式为：进水（5 min）、曝气（350 min）、沉淀（3 min）及排水（2 min）。排出的水通过0. 15 mm的筛网，并将收集到的筛上污泥返回各自SBR中。

R1 中仅接种AGS（MLSS 为3 500 mg/L）；R2 中接种AGS（MLSS为3 500 mg/L）与立体空心填料（体积填充比例30%）；R3 中接种AGS（MLSS 为3 500mg/L）与聚氨酯海绵填料（体积填充比例30%），R4中接种AGS（MLSS 为3 500 mg/L）、立体空心填料（体积填充比例15%）与聚氨酯海绵填料（体积填充比例15%）。整个试验周期内水温为（25±3）℃。

1. 2 接种污泥

接种AGS取自实验室中SBR（有效容积27. 7 L，命名为R0），换水率为60%。处理对象为模拟无机高氨氮废水（氨氮为400 mg/L），每天运行4个周期（周期为6 h），包括进水（5 min）、好氧（115 min）、缺氧（120 min）、好氧（110 min）、沉降（5 min）和排水（5 min）。缺氧段投加乙酸钠（浓度以COD计）促进反硝化。AGS呈现黄褐色，SV30/SV5为0. 91，污泥体积指数（SVI）为87. 95 mL/g，颗粒化率为98. 78%，平均粒径为1. 21 mm，混合液挥发性悬浮固体（MLVSS）浓度与混合液悬浮固体（MLSS）浓度之比（MLVSS/MLSS）为0. 75，胞外聚合物（EPS）含量为39. 21 mg/g MLVSS，蛋白质含量（PN）与多糖（PS）质量比为0. 98。分别于第1 d 和第31 d 分两批向R1、R2、R3 及R4 中投加约1 L 的R0 中AGS（MLSS约7 000 mg/L）。

1. 3 污水水质

进水为模拟无机高氨氮废水，氨氮由NH4CI提供，通过碳酸氢钠调节进水pH为7. 5～8. 5，同时根据龙焙等［23］推荐配方浓度投加钙、铁、镁、磷及其他微量元素，反应器各阶段进水水质见表1。

1. 4 填充填料种类及性质

试验使用市售立体空心填料规格为K3-Φ2 519，比重大于0. 96 g/cm3，比表面积大于500 m2/m3，孔隙率为95%。聚氨酯（高分子多孔凝胶）海绵填料尺寸约为1 cm×1 cm×1 cm，密度为0. 98～1. 05 g/m3，比表面积大于5 000 m2/m3，孔隙率为98%。

1. 5 分析项目及测试方法

SV、SVI、MLSS、MLVSS、氨氮（NH4+-N）、亚硝态氮（NO2--N）、硝态氮（NO3--N）等均采用标准方法测定［24］，总无机氮（TIN）为NH4+-N、NO2--N及NO3--N三者浓度之和。使用数码相机拍摄记录污泥形态。采用龙焙等［25］推荐的方法测定平均粒径和颗粒化率。EPS 检测悬浮颗粒污泥采用超声热提取方法［26］，EPS由外到内分为松散结合型EPS（LooselyboundEPS， LB-EPS）和紧密结合型 EPS（TightlyboundEPS， TB-EPS），样品中PN 测定采用考马斯亮蓝试剂法，PS测定采用硫酸-苯酚法。采用荧光光度计（F-380，中国港东）进行三维荧光扫描，采用扫描参数为：激发（Ex）波长为200～450 nm，发射（Em）波长为200～550 nm，步长为5 nm，扫描速度为2 400 nm/min，激发与发射狭缝为5 nm。采用扫描电子显微镜（SEM， ZEISS Gemini 300）进行AGS 的微观形貌观察，采用冷冻干燥法进行样品制作［27］。

硝化/反硝化速率通过测定反应前后的氮降解量，试验在500 mL锥形瓶中进行，在SBR完全混合时，取20 g污泥和填料，试验前用去离子水清洗污泥3次，按照试验设计加入NaHCO3 和CH3COOH后定容至300 mL。具体试验操作条件见表2，计算见式（1），NH4+-N 去除率、TIN 去除率、同步硝化反硝化率（SND）见式（2）—（4）。

式中：［N］i 为进水NH4+-N、NO2--N、NO3--N 浓度，mg/L；［N］e 为出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N 浓度，mg/L；t 为反应时间，取1 h；M 为锥形瓶中污泥填料的浓度，g/L；ρin，NH+4 - N 为反应器进水中NH4+-N的质量浓度，mg/L；ρin，TIN 为反应器进水中TIN的质量浓度，mg/L；ρNO-2 - N 为反应器出水中NO2--N 的质量浓度，mg/L；ρNO-3 - N 为反应器出水中NO3--N 的质量浓度，mg/L；ρNH+4 - N 为反应器出水中NH4+-N 的质量浓度，mg/L；ρTIN 为反应器出水中TIN的质量浓度，mg/L；T为水温，℃。

2 结果与讨论

2. 1 形态变化

接种时AGS 呈黄色，颗粒饱满，表面光滑（图2）。

R1在前30 d内观察到部分AGS破碎，细小颗粒比例明显增加，31 d补充AGS后R1中大颗粒明显增多，但随后大颗粒比例逐渐减小，小颗粒比例逐渐增大。

R2在前5 d观察到AGS大量解体，颗粒数量明显减少并出现大量絮状污泥，31 d补充污泥后AGS比例迅速增大，但很快重复前30 d解体趋势；立体空心填料在第7 d时逐渐开始挂膜，第30 d时填料内表面基本附着一层生物膜，此后生物膜厚度逐渐增厚，其颜色也逐渐呈现出橙黄色。

R3在前30 d内AGS亦出现明显解体现象，且粒径和数量明显减少，第31 d补充污泥后AGS解体趋势明显好转，实现了AGS与生物膜的共存；海绵填料在第2 d开始挂膜，第7 d时实现成功挂膜，观察到大量颗粒存在填料内部。

R4在前30 d内AGS明显减少，部分颗粒解体并出现许多絮状污泥，第31 d补充AGS后重复了前30d的污泥变化趋势；立体空心填料在第8 d时开始挂膜，第40 d左右成功挂膜，而海绵填料在第4 d时开始挂膜，第10 d时成功挂膜。

通过SEM 观察第85 d 时4 个反应器污泥（图3），R1、R2、R3、R4表面分布着大量短杆菌。此外，R2、R4中还发现一定数量的丝状菌的分布，可能造成其后期理化性质下降。

2. 2 理化性质

2. 2. 1 污泥浓度

由于颗粒解体及填料吸附，前30 d内R1、R2、R3、R4 液相中的MLSS 分别减小至2 815、553、1650、913 mg/L（图4a）。31 d补充AGS后，除R1污泥量最终增大至4 619 mg/L 外，R2、R3 及R4 中的MLSS 分别减小至470、1 637、570 mg/L。R1、R3 与R4的MLSS/MLVSS基本保持在0. 85左右，而R2的MLSS/MLVSS仅为0. 53。

2. 2. 2 沉降性能

R1、R2、R3 及R4 的SVI 值分别为43. 3、42. 5、55. 0、52. 6 mL/g，R1、R2、R3及R4的SV30/SV5分别为1、0. 67、0. 90、0. 75（图4b）。2项指标表明R1和R3中颗粒污泥的沉降性能要明显优于R2和R4。

2. 2. 3 颗粒化率、平均粒径及粒径分布

与R0中污泥的颗粒化率（90. 12%）相比，试验结束时R1、R2、R3及R4的颗粒化率出现不同程度地减小，分别为86. 58%、82. 17%、74. 40%、78. 07%（图4c）。与R0中污泥的平均粒径相比（1. 21 mm），四反应器中污泥的平均粒径分别减少至0. 94、0. 72、0. 38、0. 65 mm。2项指标变化与观察到的颗粒破碎及其粒径减小相吻合。

R1中污泥粒径主要集中在0. 30～1. 43 mm（图4d），其中1. 00～1. 43 mm区间占比最大（37. 78%）；R2 液相中粒径主要集中在0. 30～1. 43 mm，其中0. 30～0. 60 mm区间占比最大（31. 85%）；R3液相中粒径小于0. 30 mm占比为25. 60%，粒径主要集中在0. 30～1. 00 mm，其中0. 30～0. 60 mm 区间占比最大（63. 84%）；R4 液相中粒径主要集中在0. 30～1. 00mm，其中0. 30～0. 60 mm 区间占比最大（31. 05%）。可见，填料上的生物膜与游离AGS二者呈明显的生长竞争关系，生物膜的快速增殖容易导致AGS失稳。

2. 2. 4 EPS及PN/PS

85 d 时R1、R2、R3 及R4 中AGS 的EPS 含量分别为29. 1、37. 3、60. 0、59. 1 mg/gMLVSS（图5），表明投加填料有助于反应器中EPS的分泌。R2与R4中污泥的PN/PS 分别为7. 33、15. 51，远高于R1与R3中污泥的0. 62、1. 13，主要是R2 和R4 中TB-PS 分泌量减少与LB-PN分泌量增大所致。

利用3D-EEM 光谱检测第70 d 时四反应器中EPS提取物内具有荧光特性的有机物（图6），根据Chen等［28］提出的荧光区域积分法（FRI）进行特征峰识别。在LB-EPS中，四反应器的污泥样品在B区存在特征峰（Ex/Em=260～300/290～340、Ex/Em=275～290/310～340、Ex/Em=280～290/300～320 和Ex/Em=270～280/290～320），表明提取的LB-EPS 存在蛋白质衍生的氨基酸和色氨酸，而R1荧光强度明显高于其他组。此外，在TB-EPS 中，R1—R4 的样品在B区存在特征峰（Ex/Em=260～300/290～380、Ex/Em=275～290/310～340、Ex/Em=270～300/280～380和Ex/Em=270～280/340～360），可见TB-EPS 中依然存在蛋白质衍生的氨基酸和色氨酸类物质。此外，R1、R3、R4的样品在A 区还存在特征峰（Ex/Em=350～380/430～470、Ex/Em=330～370/420～460和Ex/Em=350～380/430～450），表明TB-EPS中存在腐殖酸类物质，且R1、R3的荧光强度明显高于R4。结合4个反应器污泥理化性质，推测TB-EPS中氨基酸和色氨酸类物质含量增加、腐殖酸类物质的出现是维持颗粒结构稳定性的重要原因［29］。

2. 3 污染物去除性能研究

2. 3. 1 脱氮效果

前60 d内R1与R3的出水TIN、NH4+-N、NO2--N及NO3--N变化趋势相似（图7），即出水NH4+-N基本接近零，出水NO2--N快速减小并趋于零，NO3--N明显积累并贡献了绝大多数的出水TIN；突然增大进水NH4+-N 后，R1 中出水NO2--N、NO3--N 及TIN 均明显增大（0～376、143～219、143～465 mg/L），而R3仅观察到出水TIN略增大。R2及R4的出水NH4+-N除了61～74 d突然增大外，其余时间基本接近零；两反应器的NO2--N 及NO3--N 均波动较大（0～200、0～165 mg/L；0～193、12～175 mg/L），导致TIN亦处于波动状态。R1、R3的NH4+-N去除率始终接近100%；61～74 d R2 的NH4+-N 去除率迅速减小至40%、R4的NH4+-N去除率除67～74 d内迅速减小至80%，其他时间基本接近100%。前60 d内R1的TIN去除率逐渐增大至60%左右，61～74 d TIN去除率迅速减小至6%，此后又回升至60% 左右；从第10 d 开始R3的TIN去除率基本保持在60%左右；运行过程中R2及R4 的TIN 去除率波动较大，分别在6%～76%、15%～68%。

在1 kg（/ m3·d）的氮负荷下R1—R4均表现出不错的NH4+-N去除性能，而在1. 5～2. 0 kg（/ m3·d）氮负荷的短期冲击下，R1系统明显表现出不适，出水NO2--N明显增加，而投加填料的R2—R4系统则表现出来的抗冲击负荷能力要优于单一AGS体系，其中投加海绵填料的R3抗高氨氮冲击的性能最佳。

2. 3. 2 典型周期内污染物降解规律

R1和R3反应器内脱氮规律相似（图8）：前2 h内NH4+-N迅速减小至零左右；前1 h内NO2--N略有积累（0～31、0～13 mg/L），此后迅速减小；前2 h NO3--N持续增大（0～146、0～127 mg/L），此后略有减小；前1 h内TIN持续减小（250～153、250～135 mg/L），此后缓慢减小（153～128、135～110 mg/L）。前30 min 内R2及R3内NH4+-N迅速减小（250～108、250～111 mg/L），此后呈直线式减小至零左右；R2内NO3--N积累明显高于NO2--N，而R4 中NO2--N 积累高于NO3--N；前1 h 内两反应器内TIN 迅速减小（250～178、250～180 mg/L），此后缓慢减小（178～113、180～118mg/L）。

2. 3. 3 SND率

R1 的SND 率前10 d 逐渐增加（24%～55%，图9），61～74 d内呈现出明显波动（42%～7%～57%），其余时间基本维持在50%左右。R2中SND率前30 d内明显波动（6%～56%～13%），65 d 后逐渐增加（52%～98%），而其余时间维持亦在50%左右波动；R3 中SND 率前8 d 内呈现出逐渐增加趋势（13%～51%），此后整个试验周期内基本稳定维持在52%左右；R4中SND率前30 d内处在17%～39%波动，31～85 d内则处于31%～69%波动。

2. 4 硝化/反硝化速率

R1 和R3 的氨氧化速率要远大于R2 和R4（图10），而R1和R4中亚硝酸盐氧化速率明显大于R2和R3。R1的内源亚硝酸盐还原速率（22. 5 mgN/（g·d））要远高于R2、R3及R4。R1、R2、R3及R4外源亚硝酸盐还原速率基本维持在5 mgN/（g·d）以下。R2的内源硝酸盐还原速率（5. 7 mgN/（g·d））略高于R1（3. 5 mgN/（g·d））、R3（4. 0 mgN/（g·d））和R4（2. 6mgN/（g·d））。R2、R3、R4的外源硝酸盐还原速率明显高于R1。

2. 5 AGS-生物膜系统稳定性研究

对比污泥形态及结合理化性质可知，R1中AGS稳定性最佳，R3中AGS稳定性次之。R3中海绵填料在第7 d时实现成功挂膜。相比较于R1及R3，投加空心填料的R2和R4出现了更加明显的颗粒破碎，且R2中MLSS的减小最为明显，但第30 d时才实现成功挂膜。R4中立体空心填料在第40 d左右成功挂膜，海绵填料在第10 d时成功挂膜。可见，这两类填料上的生物膜在反应器内亦存在竞争关系，同时存在时它们的挂膜时间明显延长。相比之下，聚氨酯海绵填料可以快速实现AGS-生物膜系统。

在脱氮性能方面，R1、R2、R3 及R4 最终实现50%左右以上的TIN去除率，但是投加立体空心填料的R2 与R4 的TIN 去除率会随着进水波动而减小，尤其是对R2中AGS和生物膜受到的冲击最明显，脱氮性能迅速恶化。R3表现出比R1更加稳定的出水水质，TIN去除率稳定在52%左右，可见，R3系统内部已经形成稳定的AGS-生物膜脱氮环境，并展现出稳定的内源硝化反硝化能力（SND率稳定维持在52%左右）。此外，根据硝化/反硝化速率可知，相较于R2和R4，投加海绵填料的R3拥有更高的氨氮氧化速率，并表现出优异的硝化性能，而反硝化方面，R3的内源反硝化速率要低于其他，而较高内源反硝化速率会以消耗生物体、破坏颗粒结构为代价，也从侧面解释了R3的系统稳定性要优于R1、R2和R4。

3 结论

a）投加海绵填料可在无机高氨氮废水中快速构建AGS-生物膜脱氮体系，而投加立体空心填料难以实现AGS与生物膜的稳定共生。

b）AGS-海绵填料生物膜脱氮系统中AGS的稳定性不及单独的AGS脱氮系统，但其脱氮性能及耐冲击负荷能力更强，对TIN及氨氮的去除率逐渐稳定在52%、99%左右。

c）海绵填料内形成的生物膜更易于与AGS形成共生，而立体空心填料形成的生物膜会与AGS产生明显的竞争关系，并且AGS在竞争中逐渐处于劣势。

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（责任编辑：程茜）

基金项目：国家自然科学基金资助项目（52060007）；江西理工大学清江青年英才支持计划（JXUSTQJYX2020008）；江西理工大学研究生创新专项资金项目（XY2022-S128）