低温好氧颗粒污泥的培养及处理生活污水研究 郭安1，彭永臻1,2，王然登1，程战利1,3 （来源：《中国给水排水》杂志社官方微信，微信号:cnww1985)

郭安¹，彭永臻^1,2，王然登¹，程战利^1,3

(1.哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室，黑龙江哈尔滨150090；2.北京工业大学水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室北京市脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心，北京100124；3.天津市市政工程设计研究院，天津300051)

摘要：采用厌氧、好氧交替运行的小试SBR反应器实现了在秋、冬季无保温措施下好氧颗粒污泥的培养及对生活污水中污染物的去除。研究发现在秋、冬季温度由18 ℃逐渐降至10 ℃并长期维持在较低温度的条件下，SBR反应器中形成了具有良好物化特性的颗粒污泥，稳定期污泥的平均粒径为300 μm，反应器中有较高的生物量（MLSS为6 000 mg/L），污泥沉降性能较好，SVI为50~60 mL/g。对COD、PO₄^3--P、NH₄⁺-N均具有较好的去除效果，平均去除率分别达到85.8%、98.3%、99.2%。通过在反应周期结束增设2 h缺氧搅拌，实现了对TN的进一步去除，去除率达95.2%。

 

与普通的絮状活性污泥相比，好氧颗粒污泥具有密度大、微生物含量高、种群丰富、沉降性能好等优点，这提高了颗粒污泥的抗冲击负荷能力，并使得污水处理构筑物结构紧凑，具有较小的体积及较少的用地。目前，好氧颗粒污泥主要采用人工配水在常温(20~25 ℃)下培养，本研究利用城市生活污水在东北地区秋冬季低温下（18~10 ℃），通过厌氧、好氧交替运行方式在SBR反应器中培养好氧颗粒污泥，并研究其对生活污水中COD、氮、磷的去除效能。

1 材料与方法

1.1 试验装置

SBR反应器由有机玻璃制成，内部直径为12 cm，高为42 cm，有效水深为37 cm，有效容积为4 L。反应器顶部进水，出水口位于反应器中部，容积交换率为1/2；曝气泵曝气，曝气口位于反应器底部，通过粘砂块曝气头分散布气。

SBR反应器每天运行4个周期，每周期为6 h，其中进水为5 min，厌氧搅拌为90 min，好氧曝气搅拌为210 min，沉淀时间随运行逐渐缩短(1~29 d：30 min;30~47 d:20 min;48~80 d:15 min;81~136 d:10 min)，剩余时间为静置。反应器安装在半地下实验室，运行期间反应器内温度变化见图1。曝气量控制在120~160 L/h。

1.2 试验用水与接种污泥

试验用水为哈尔滨某居民区生活污水，试验前对污水进行了过滤以去除大块物质。测得COD、PO₄^3--P、NH₄⁺-N、TN浓度范围分别为(122.8~383.5)、（1.7~5.5）、（42.7~62.8）、(47.3~68.2) mg/L。外加碳源为丙酸钠，不同时期的丙酸钠投加量(以COD计)如表1所示。接种污泥为哈尔滨某污水处理厂二沉池剩余活性污泥，接种污泥的MLSS为4 462 mg/L，MLVSS/MLSS值为0.58，其无机质含量较高。

1.3 检测项目与方法

NH₄⁺-N、NO₃^--N、NO₂^--N、PO₄^3--P、MLSS、MLVSS、SV采用国家标准方法进行测定；COD采用快速测定法测定；污泥颗粒的平均粒径采用激光粒度仪测定；TN采用TOC-VCPN总有机碳/总氮分析仪测定；污泥形态采用显微镜观察。

2 结果与讨论

2.1 颗粒污泥的培养

2.1.1 污泥颗粒化进程

反应器中不同时期污泥形态见图2，不同时期污泥粒径分布见图3。

在运行初期，反应器中污泥为松散的絮状污泥，平均粒径在50 μm左右，几乎不存在粒径>200 μm的颗粒；经过20 d的培养，光学显微镜下可观察到较少数量的颗粒，但粒径较小，肉眼较难观察辨认；在20~65 d颗粒污泥粒径不断变大，并且新的小颗粒不断生成，此时的颗粒污泥能用肉眼观察到，但轮廓较为粗糙，周围附着很多的菌胶团，平均粒径达100 μm左右，在污泥粒径分布图上可以看到有部分污泥粒径超过200 μm，但所占比例较小；80 d以后随着沉淀时间的缩短，不断排出与颗粒污泥竞争有机底物、沉降性能相对较差的絮状污泥，颗粒污泥得到充足的有机底物，平均粒径不断增大，此时粒径>200 μm的污泥所占比例超过50%，污泥的平均粒径在300 μm左右。随着运行颗粒粒径分布波峰位置不断右移，在120 d时出现两个波峰，波峰位置分别在90 μm和600 μm左右，说明系统中污泥粒径出现分化，培养成熟的颗粒污泥体系并非单纯的颗粒污泥，其中一部分是粒径较小的小颗粒或絮体污泥，另一部分是粒径较大的大颗粒污泥。在光学显微镜下还可以看到污泥中存在很多后生动物，这些后生动物的存在说明污泥活性较好且较稳定。由此可见，在低温下培养颗粒污泥是可行的。

2.1.2 污泥浓度与沉降性能

污泥浓度及沉降性能随运行时间的变化见图4。

在反应器运行期间，污泥浓度呈现先增加后随沉淀时间调整而波动的趋势。在1~29 d，污泥浓度急剧增加，MLSS由接种时的4 462 mg/L迅速增加到7 745 mg/L，这是由沉淀时间长，外碳源充足，微生物大量增殖造成的。在第30天沉淀时间降为20 min，沉淀性能较差的污泥被排出反应器，污泥浓度迅速降低至5 785 mg/L，随后污泥浓度缓慢增长。在第48天沉淀时间降为15 min，污泥浓度变化不大。在第81天沉淀时间降为10 min，同时外碳源投加量由400 mg/L降至300 mg/L，86 d外碳源投加量继续降至250 mg/L，由于沉淀时间短，同时外碳源投加量减少，污泥有所流失，污泥浓度迅速降低至4 923 mg/L，在随后的运行过程中，系统中微生物量逐渐增加，在稳定期污泥浓度维持在6 000 mg/L左右。

MLVSS与MLSS呈相同的变化趋势。污泥活性逐渐变高，1~20 d中MLVSS/MLSS值由最初的0.58迅速上升至0.80，并随着反应器运行逐渐缓慢增加并稳定在0.89左右，这说明在该较低温度下培养的好氧颗粒污泥具有较高的生物活性。在反应器的整个运行过程中，SVI值在1~10 d迅速增加，随后一直保持缓慢降低趋势，并最终稳定在50~60 mL/g。说明随着污泥颗粒化的进程，污泥的沉降性能越来越稳定。

2.2 对污染物的去除

2.2.1 对COD的去除效果

在第1天，直接采用生活污水而不投加外碳源，进水COD为352.30 mg/L，出水COD为70.20 mg/L，去除率为80.1%；2~80 d外加丙酸钠为400 mg/L，进水COD介于475.2~712.5 mg/L之间，出水COD为50~70 mg/L，个别会达到70 mg/L以上，平均去除率为89.2%；81~85 d外加丙酸钠为300 mg/L，进水COD介于519.9~633.5 mg/L之间，出水COD为40~50 mg/L，平均去除率为91.7%；86~136 d外加碳源为250 mg/L，进水COD介于413.3~633.5 mg/L之间，出水COD为50~60 mg/L，个别会达到60 mg/L以上，平均去除率为85.8%。

2.2.2 对PO₄^3--P的去除效果

运行期间反应器进出水PO₄^3--P浓度及其去除率的变化见图5。

在初期出水PO₄^3--P含量较高，波动较明显，经过50 d的培养后，出水PO₄^3--P浓度逐渐稳定，介于0~0.4 mg/L之间，平均值为0.07 mg/L，平均去除率为98.3%。整个运行过程中，反应器对PO₄^3--P有较好的去除效果，能够达到一级A标准。

2.2.3 对NH₄⁺-N的去除效果

尽管反应器进水NH₄⁺-N浓度波动较大,出水NH₄⁺-N介于0~2.45 mg/L之间，平均值为0.50 mg/L，平均去除率为99.2%。在整个运行过程中，反应器对NH₄⁺-N的去除率均较高，出水NH₄⁺-N浓度能达到一级A标准。

De Kreuk等通过研究发现，将20 ℃下培养的好氧颗粒污泥直接在8 ℃下运行后污泥会发生解体，而温度由20 ℃逐步降到8 ℃条件下，颗粒污泥能保持稳定，但脱氮效果会降低；王硕等在10 ℃下运行SBAR反应器，在好氧颗粒污泥成熟后，反应器出水COD、NH₄⁺-N和PO₄^3--P分别达86.8、5.2和2.0 mg/L，去除率分别为84.5%、91.1%和94.1%；Bao等同样在10 ℃下运行SBAR反应器，污泥稳定后对COD、NH₄⁺-N和PO₄^3--P的去除率分别达(90.6%~95.4%)、(72.8%~82.1%)和(95.8%~97.9%)；本试验对COD、NH₄⁺-N和PO₄^3--P的去除率分别达85.8%、99.2%和98.3%。说明在低温下好氧颗粒污泥反应器对污染物有较好的去除效果。

2.3 典型周期内污染物转化规律

在10 ℃下反应器典型周期内污染物转化规律如图6所示。在该周期内，MLSS为6 110 mg/L，控制曝气量为120 L/h。经过处理后，ＣＯＤ、PO₄^3--P、NH₄⁺-N、TN由612.80、5.49、62.75、63.47 mg/L分别降至59.52、０、0、20.22 mg/L。

在厌氧段的前30 min，COD浓度快速降低，从初始的230.10 mg/L降至66.62 mg/L。主要原因是：上一阶段滞留在反应器中的硝态氮发生了反硝化反应，消耗了部分COD；此外，聚磷菌在厌氧条件下会快速吸收COD来合成PHA，用于好氧段的吸磷反应。厌氧阶段结束后反应器中COD为68.79 mg/L，在接下来的好氧阶段COD浓度有所波动，整体上也有所降低，出水COD为59.52 mg/L。

在厌氧阶段聚磷菌吸收水中VFAs合成自身PHA，与此同时释放出大量磷酸盐，厌氧阶段结束反应器中PO₄^3--P为32.48 mg/L；在好氧阶段聚磷菌利用体内储存的PHA水解产生的能量进行超量吸磷，在好氧阶段的前30 min水中磷酸盐已基本完全被吸收，出水PO₄^3--P浓度在0.05 mg/L以下。

在厌氧阶段的前30 min ，由于NH₄⁺-N被吸附到污泥相中，溶液中NH₄⁺-N浓度有所下降；在接下来的30~60 min，NH₄⁺-N浓度又有所上升，这来自于两方面的原因：第一，污泥相中的NH₄⁺-N重新释放到溶液中；第二，氨化作用使进水中的有机氮水解为NH₄⁺-N，导致溶液中NH₄⁺-N浓度升高。在好氧阶段，溶液中的NH₄⁺-N被硝化细菌氧化为硝态氮，出水中几乎检测不到NH₄⁺-N。在厌氧阶段的前30 min反硝化反应基本完成，在好氧阶段，随着硝化作用的进行硝态氮的浓度不断升高。值得一提的是，反应器在低温下运行，硝化细菌的活性较低，硝化反应速率较慢，系统中出现了NO₂^--N的积累，出水NO₂^--N为16.19 mg/L，NO₃^--N为3.94 mg/L，这为进行短程反硝化提供了有利条件。系统中TN浓度由反应初的33.52 mg/L降为出水时的20.22 mg/L，TN的去除主要是发生于厌氧段前30 min的反硝化作用、好氧阶段的同步硝化反硝化作用以及微生物的同化作用。

2.4 增强脱氮效果

在厌氧、好氧交替运行方式下，反应器对氨氮有较好的去除效果，在此过程中NH₄⁺-N主要转化为硝态氮,虽然TN得到部分去除，但去除效果并不理想，为进一步增强脱氮效果，在反应结束后使反应器缺氧搅拌运行2 h，即以厌氧、好氧、缺氧（A/O/A）方式运行，以增强反硝化效果。

由图6可以看出，在后续增加2 h缺氧搅拌过程中，NO₂^--N与TN浓度迅速降低，NO₃^--N几乎检测不到，脱氮效果明显增强，出水TN为3.05 mg/L，TN去除率达95.2%。同时COD浓度也有所降低。在此过程中NO₂^--N、NO₃^--N、TN浓度降低是因为在后续缺氧过程中发生了反硝化作用，但反硝化过程需要充足的COD，而此过程中COD降低并不明显，这可能与好氧颗粒污泥对COD的吸附与释放及微生物利用自身内碳源进行反硝化有关。程战利在常温（20~25 ℃）下以厌氧/好氧/缺氧/好氧方式运行来增强脱氮效果，但脱氮效果仍不理想，与其相比本试验的脱氮效果明显较好，其主要原因有两点：第一，常温下NH₄⁺-N在好氧阶段完全氧化为NO₃^--N，而本试验在低温下进行，硝化细菌的活性较低，NH₄⁺-N只经过亚硝化作用，氧化产物主要为NO₂^--N，NO₂^--N反硝化时所需的碳源量较NO₃^--N的少，使得系统在碳源不足的条件下降低了碳源需求量。第二，低温下微生物代谢速率较慢，在好氧反应结束时系统中的COD浓度仍较高；同时颗粒污泥也可能吸附部分COD，这些COD为后续缺氧段进行反硝化提供了碳源，提高了脱氮效果。

3 结论

利用城市生活污水在东北地区秋冬季无保温措施低温下，通过厌氧、好氧交替运行方式在SBR反应器中能够成功培养出好氧颗粒污泥。在沉淀时间降为10 min后，MLSS仍能保持在6 000 mg/L以上，SVI在50~60 mL/g之间，该体系为颗粒污泥与絮体污泥的混合体，混合污泥平均粒径在300 μm左右，颗粒平均粒径在600 μm左右，污泥活性高，沉降性能好，污泥比较稳定。

在低温下培养成熟的好氧颗粒污泥对COD、PO₄^3--P、NH₄⁺-N都具有较好的去除效果，其去除率分别能够达到85.8%、98.3%、99.2%；在低温下微生物代谢速率慢，NO₂^--N有所积累，可实现短程硝化反硝化。

在好氧反应结束后增加2 h缺氧搅拌，TN的去除得到了提高，出水TN为3.05 mg/L，去除率达95.2%。

（本文发表于《中国给水排水》杂志2015年第19期“论述与研究”栏目）

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