任 帥，曾 玉，龍 焙，程媛媛，曾敏靜，張斌超，林樹(shù)濤，黃思濃，易名儒，陳月茹

（江西理工大學(xué)土木與測(cè)繪工程學(xué)院，江西 贛州 341000）

0 引言

好氧顆粒污泥（aerobic granular sludge,AGS）是微生物在特殊環(huán)境下自凝聚形成的生物聚集體，具有沉降快、耐毒性高、結(jié)構(gòu)密實(shí)等優(yōu)點(diǎn)[1]。目前，AGS技術(shù)正處在應(yīng)用推廣關(guān)鍵階段，有資料[2]表明：與傳統(tǒng)技術(shù)相比，采用AGS 技術(shù)不僅可降低建設(shè)投資，還大大節(jié)約了運(yùn)行成本，因而被認(rèn)為是一項(xiàng)極具發(fā)展前景的新一代污水處理技術(shù)。AGS 獨(dú)特的三維結(jié)構(gòu)可在單個(gè)顆粒內(nèi)創(chuàng)造好氧-缺氧或厭氧微環(huán)境[3-4]，使得單級(jí)生物脫氮成為現(xiàn)實(shí)。對(duì)此，研究人員開(kāi)展了大量AGS 處理含氮廢水的研究[5-6]。然而，研究發(fā)現(xiàn)，AGS 的同步硝化反硝化能力是有限的，尤其隨著進(jìn)水中NH4+-N 濃度的增大或碳氮比的減小使得AGS的脫氮能力變得十分有限[7-9]。

通常認(rèn)為AGS 的形成需要持續(xù)且較大的水力剪切力[10]，因而很多AGS 反應(yīng)器采用全程曝氣運(yùn)行模式[5]。但是，越來(lái)越多研究[5]發(fā)現(xiàn)全程曝氣模式不僅造成能量浪費(fèi)，亦不利于總氮（TN）的高效去除。為此，李冬等[11]通過(guò)研究非恒定曝氣對(duì)AGS 去除污染物效果的影響，發(fā)現(xiàn)階梯曝氣過(guò)程中AGS 通過(guò)同步硝化反硝化對(duì)TN 去除的貢獻(xiàn)率可達(dá)77%。王文嘯等[12]研究發(fā)現(xiàn)小曝氣（溶解氧（DO）質(zhì)量濃度在2 ～3 mg/L）加大曝氣（DO 質(zhì)量濃度在為7 ～7.5 mg/L）運(yùn)行模式下AGS 對(duì)TN 的去除率最高可達(dá)70%。LAYER M 等[7]通過(guò)模擬發(fā)現(xiàn)交替曝氣和2 階段曝氣可將TN 去除率由恒定曝氣量時(shí)的13%提高至65%。然而，究竟何種曝氣模式更有利于AGS 對(duì)污染物的去除仍需系統(tǒng)探索，且曝氣方式的頻繁切換對(duì)自動(dòng)控制設(shè)備要求高，實(shí)際應(yīng)用是否可行仍需檢驗(yàn)。

本研究通過(guò)考查13 種“曝氣-攪拌”運(yùn)行模式對(duì)AGS 去除污染物效果的影響，重點(diǎn)對(duì)比不同運(yùn)行模式下AGS 的脫氮效果及節(jié)能潛力，旨在為強(qiáng)化AGS對(duì)污染物去除效果及AGS 反應(yīng)器的節(jié)能降耗提供技術(shù)支持。

1 材料與方法

1.1 AGS 來(lái)源

AGS 樣品取自實(shí)驗(yàn)室內(nèi)小試序批式反應(yīng)器（SBR，高為100 cm，內(nèi)徑為19.8 cm，有效容積為24.6 L），顏色為黃色，AGS 的形狀及外貌見(jiàn)圖1。

圖1 AGS 的形狀及外貌

污泥樣品放置在量筒中后，在30 及5 min 時(shí)的污泥體積比（SV30/SV5）為0.95，混合液中揮發(fā)性懸浮固體濃度與混合液懸浮固體濃度之比（MLVSS/MLSS）為0.72，顆?；蕿?8.2%，平均粒徑為1.24 mm，粒徑分布見(jiàn)圖2。

圖2 AGS 粒徑分布

1.2 反應(yīng)條件

取反應(yīng)器內(nèi)500 mL 完全混合的AGS 泥水混合物，沉降后用去離子水清洗3 次，再將濕污泥移至500 mL 的錐形瓶中，加模擬污水至300 mL 用于批次試驗(yàn)（MLSS 為5 400 ±110 mg/L），探究不同運(yùn)行模式下AGS 對(duì)污水中污染物的去除效果（反應(yīng)時(shí)長(zhǎng)為6 h）。模擬污水中化學(xué)需氧量（COD）的質(zhì)量濃度為600 mg/L，總磷（TP）的質(zhì)量濃度為3 mg/L，氨氮（NH4+-N）的質(zhì)量濃度為100 mg/L，具體物質(zhì)組成見(jiàn)龍焙等[13]推薦的配方。

將錐形瓶置于6 連數(shù)顯磁力攪拌器上（MSC5r-6r，90W），好氧反應(yīng)由電磁式空氣泵（日生，ACO-008B，135 W）提供曝氣，缺氧反應(yīng)由磁力攪拌子提供攪拌，曝氣量由玻璃轉(zhuǎn)子流量計(jì)（LZB-3WB）控制，為2.8 L/min，曝氣和攪拌時(shí)間由時(shí)控開(kāi)關(guān)（品益，AL-06，250 V 50 Hz，標(biāo)準(zhǔn)款）精確控制，運(yùn)行方式見(jiàn)表1。反應(yīng)結(jié)束后取上清液測(cè)量各污染物濃度。每批試驗(yàn)設(shè)3 組平行樣，取3 次測(cè)試數(shù)據(jù)的均值為試驗(yàn)結(jié)果。

表1 運(yùn)行模式

1.3 分析測(cè)試方法

COD、NH4+-N、亞硝態(tài)氮（NO2--N）及TP 均采用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)分析方法測(cè)定[14]，硝態(tài)氮（NO3--N）采用麝香草酚分光光度法測(cè)定，TIN 為NH4+-N，NO3--N 及NO2--N 三者之和。污泥形態(tài)變化用數(shù)碼相機(jī)拍照記錄。同步硝化反硝化（SND）效率的計(jì)算公式[15]如下：

式中：ρ（NH4+-N）為去除NH4+-N 的質(zhì)量濃度，mg/L；ρ（NO2--N）及ρ（NO3--N）為出水中NO2--N 和NO3--N的質(zhì)量濃度，mg/L。

2 結(jié)果與討論

2.1 不同模式下AGS 對(duì)COD 的去除效果

不同“曝氣-攪拌”模式下AGS 對(duì)COD 去除效果見(jiàn)圖3。由圖3 可以看出，不同運(yùn)行方式下AGS對(duì)COD 的去除率均在89%以上，出水中COD 的質(zhì)量濃度均保持在66.04 mg/L 以下，表明AGS 對(duì)COD具有較強(qiáng)的吸附降解能力。其中，M9（全程攪拌）方式下出水中COD 的質(zhì)量濃度最大，而M3，M7及M10方式下出水中COD 的質(zhì)量濃度分別為13.08，11.35 及11.55 mg/L，明顯低于其他運(yùn)行模式。

圖3 不同“曝氣-攪拌”模式下AGS 對(duì)COD 去除效果

2.2 不同模式下AGS 的脫氮效果

不同“曝氣-攪拌”模式下AGS 的脫氮效果見(jiàn)圖4。由圖4（a）可以看出，不同“曝氣-攪拌”模式下出水中NH4+-N 的質(zhì)量濃度范圍在5.96～108.28 mg/L。由圖4（b）可以看出，NH4+-N 去除率范圍在0～97.04%，其中，M5方式下的硝化效果最佳，M9（全程攪拌）方式下幾乎沒(méi)有硝化能力。出水中NO2--N 的質(zhì)量濃度范圍在0.08～31.49 mg/L，其中，M8方式下NO2--N積累最明顯，M2，M3，M5，M7，M9，M10及M11方式下幾乎沒(méi)有NO2--N 積累。除M9方式下無(wú)NO3--N 積累外，其他運(yùn)行方式下出水中NO3--N 的質(zhì)量濃度范圍在8.88～50.89 mg/L，其中，M10（全程曝氣）模式下NO3--N 積累最為明顯。出水中TIN 的質(zhì)量濃度范圍在25.46～108.75 mg/L，對(duì)應(yīng)的去除率范圍在0 ～74.54%之間。其中，M9方式下幾乎沒(méi)有脫氮能力，而M11方式下脫氮能力最強(qiáng)。由圖4（c）可以看出，不同“曝氣-攪拌”模式下AGS 的SND 效率范圍在0 ～ 82.55%，其中，M11方式下SND 效率最大，與該模式下取得的TIN 最大去除率相一致，M9方式下沒(méi)有SND 效果，其他運(yùn)行模式下的SND 效率介于二者之間。

圖4 不同“曝氣-攪拌”模式下AGS 的脫氮效果

2.3 不同模式下的污染物去除效果及節(jié)能潛力對(duì)比

對(duì)比不同運(yùn)行方式下的去污效果及能耗，發(fā)現(xiàn)所有運(yùn)行方式下AGS 對(duì)COD 的去除率均較高，且能耗相差不大，但AGS 的脫氮效果及SND 能力相差較大。不同“曝氣-攪拌”模式下AGS 去除污染物效果及節(jié)能效果對(duì)比見(jiàn)表2。

表2 不同“曝氣-攪拌”模式下AGS 去除污染物效果及節(jié)能效果對(duì)比

由表2 可以看出，NH4+-N 去除率從高到低順序?yàn)椋篗5＞M2＞M3＞M1＞M11＞M12＞M7＞M13＞M10＞M6＞M4＞M8＞M9。由此可知曝氣時(shí)長(zhǎng)不是氨氧化效果的決定因素，長(zhǎng)時(shí)間曝氣并不一定會(huì)獲得NH4+-N高去除率，因?yàn)槠貧膺^(guò)程中堿度消耗、NOx 的積累都會(huì)影響氨氧化的可持續(xù)性[16-17]。曝氣、攪拌順序?qū)τ诎毖趸忻黠@影響，先曝氣再攪拌模式的NH4+-N去除率（M1，M3，M5，M8，M10及M11方式下NH4+-N 對(duì)應(yīng)去除率分別為90.69%，90.7%，94.04%，77.48%，81.15%及90.3%）整體高于先攪拌后曝氣模式（M2，M4，M6，M7，M9，M12及M13方式下NH4+-N 對(duì)應(yīng)去除率分別為91.85%，77.69%，79%，83.3%，0，84.07%及81.27%）。

TIN 去除率從高到低順序?yàn)?M11＞M1＞M3＞M5＞M6＞M4＞M2＞M12＞M13＞M7＞M10＞M8＞M9，SND效率與TIN 去除率趨勢(shì)相似，由此可見(jiàn)交替“曝氣-攪拌”的運(yùn)行模式有利于TIN 的去除，且先曝氣后攪拌模式（M11，M1，M3，M5及M8）對(duì)TIN 的去除率整體優(yōu)于先攪拌后曝氣模式（M6，M4，M2，M12，M13及M7）。推斷原因是因?yàn)镹H4+-N 的去除遵循NH4+→NO2-→NO3-→NO2-→N2降解途徑，好氧-攪拌交替運(yùn)行模式相當(dāng)于數(shù)個(gè)串聯(lián)的AN/O 工藝，好氧段內(nèi)實(shí)現(xiàn)COD吸附降解及NH4+-N 氧化，而被吸附的有機(jī)物在缺氧段內(nèi)多被用于反硝化。相比于全程曝氣，交替運(yùn)行模式可提高有機(jī)物被反硝化細(xì)菌利用的效率，因而可明顯提高TIN 去除率。

能耗從高到低順序?yàn)?M10＞M2=M3=M5＞M13＞M7=M8=M11=M12＞M1=M4=M6＞M9，即攪拌時(shí)間越長(zhǎng)，反應(yīng)器運(yùn)行能耗越低。結(jié)合COD 和TIN 的去除率可知，M11方式下能以較小的能耗達(dá)到較高的COD 及TIN 去除率，再次印證交替“曝氣-攪拌”運(yùn)行模式在技術(shù)和經(jīng)濟(jì)上都是可行的。

3 結(jié)論

（1）AGS 對(duì)COD 具有較強(qiáng)的吸附降解能力，不同“曝氣-攪拌”模式下AGS 對(duì)COD 的去除率均在89%以上。

（2）交替“曝氣-攪拌”的運(yùn)行模式不僅有利于TIN 的去除，還具有節(jié)能潛力，且先曝氣后攪拌交替運(yùn)行模式對(duì)TIN 的去除率整體優(yōu)于先攪拌后曝氣交替運(yùn)行模式。

（3）M11運(yùn)行模式（“（曝氣60 min-攪拌60 min）×3”）能以較小的能耗實(shí)現(xiàn)最佳脫氮效果，此時(shí)AGS的SND 效率高達(dá)82.55%，對(duì)COD，NH4+-N 及TIN的去除率分別為94.67%，90.3%及74.54%。