曝气深度对好氧颗粒污泥稳定性的影响

2018年第37卷第4期 CHEMICAL INDUSTRY AND ENGINEERING PROGRESS
·1623·
化 工 进
展
曝气深度对好氧颗粒污泥稳定性的影响
赵珏1，
2，程媛媛1，
2，宣鑫鹏1，
2，张立楠1，
2，郑洋洋1，
2，龙焙1，
2
（1江西省环境岩土与工程灾害控制重点试验室，江西 赣州 341000；2江西理工大学建筑与测绘工程学院，
江西 赣州 341000）
摘要：探索了浅层曝气原理与气提式序批反应器（SBAR ）及好氧颗粒污泥（AGS ）技术联用的可行性。

逐步提高曝气头在水面下的位置（130～30cm ），发现曝气深度对SBAR 内流场环境有重要影响，表现为曝气量的不断增大（400～500L/h ）、而溶解氧（DO ，8.00～5.88mg/L ）及循环速度（27.25～11.39cm/s ）均不断减小。

AGS 在曝气深度≥70cm 期间能较好地维持其稳定性。

期间AGS 的污泥体积指数（SVI ）在16.19～43.13mL/g 、胞外聚合物（EPS ）为181.65～262.46mg/gMLSS 、颗粒化率为80%～88%及污泥比耗氧速率（SOUR ）在42.42～49.54mgO 2/(gMLVSS·h) ，对化学需氧量（COD ）、总无机氮（TIN ）及总磷（TP ）的去除率分别在87%、94%及86%以上。

然而，当曝气深度≤50cm 后，由于水力剪切力被大大削弱及氧的传质阻力明显增加，造成了颗粒化率及EPS 迅速减小至46%及111.65mg/gMLSS ，对COD 、TIN 及TP 去除率最终下降至43%、70%及47%，并出现了明显的解体，最终导致了系统的异常。

与底部曝气的序批式反应器（SBR ）相比，基于浅层曝气原理的SBAR 内的流场更加均匀，并具有降低AGS 反应器曝气能耗的潜力。

关键词：好氧颗粒污泥；气提式序批反应器；曝气；流场；稳定性；传质
中图分类号：X703 文献标志码：A 文章编号：1000–6613（2018）04–1623–08 DOI ：10.16085/j.issn.1000-6613.2017-1517
Influence of aeration depth on the stability of aerobic granular sludge
ZHAO Jue 1，
2，CHENG Yuanyuan 1，
2，XUAN Xinpeng 1，
2，ZHANG Linan 1，
2，ZHENG Yangyang 1，
2，
LONG Bei 1，
2
（1Jiangxi Key Laboratory of Environmental Geotechnology and Engineering Disaster Control ，Ganzhou 341000，Jiangxi ，China ；2School of Architectural and Surveying & Mapping Engineering ，Jiangxi University of Science and
Technology ，Ganzhou 341000，Jiangxi ，China ）
Abstract ：Principle of shallow aeration was applied to aerobic granular sludge （AGS ） technology in a sequencing batch airlift reactor （SBAR ），and its feasibility was explored. Location of aerator under water surface was gradually decreased （130—30cm ）. It was found that aeration depth had an important influence on the flow field of the SBAR ，which characterized by increase of aeration rate （400—
500L/h ）and decrease of dissolved oxygen （DO ，8.00—5.88mg/L ）and circulation velocity （27.25—11.39cm/s ）. Stability of AGS could be maintained when the aeration depth was more than 70cm. During these periods ，sludge volume index （SVI ）was between 16.19mL/g and 43.13mL/g ，extracellular polymeric substance （EPS ）was between 181.65mg/gMLSS and 262.46mg/gMLSS ，granulation rate was between 80% and 88% and specific oxygen uptake rate （SOUR ）was between 42.42mgO 2/(gMLVSS ·h) and 49.54mgO 2/(gMLVSS ·h)，and removal rates of COD ，total inorganic
第一作者：赵珏（1994—），女，硕士研究生。

通讯作者：龙焙，讲师，
从事高效废水生物处理技术研发。

E-mail ：177****************。

收稿日期：2017-07-21；修改稿日期：2017-09-07。

基金项目：江西省教育厅科技项目（GJJ150627）及江西理工大学大学生创新创业训练计划项目（XZG-16-08-08）。

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nitrogen（TIN）and total phosphorus（TP）were over 87%，94% and 86% respectively. However，when the aeration depth was less than 50cm，the granulation rate and the EPS rapidly decreased to 46% and 111.65mg/gMLSS，and the removal rates of COD，TIN，and TP eventually reduced to 43%，70% and 47%. The reason included greatly decrease of hydraulic shear force and significantly increase of oxygen mass transfer resistance in the SBAR. Additionally，obvious disintegration of AGS was observed，which eventually led to instability of the system. Compared with bottom aeration of sequencing batch reactor（SBR），the flow field of SBAR based on the principle of inka aeration was more uniform，which had the potential to reduce aeration energy consumption of AGS reactor.
Key words：aerobic granular sludge；sequencing batch airlift reactor（SBAR）；aeration；flow field；
stability；mass transfer
好氧颗粒污泥（aerobic granules sludge，AGS）是多种作用力下微生物凝聚形成的聚合体[1]，具有结构密实、沉降性能良好、可实现单级同步脱氮除磷等优点，被认为是极具工程化潜力的新型废水生物处理技术[2]。

然而，AGS要实现大规模工程化应用还需克服许多不足[3]，其中，AGS苛刻的形成条件[4-5]及脆弱的稳定性[6-7]常被研究者们所诟病。

研究表明，AGS的形成需要较大水力剪切力以促使微生物之间的自凝聚[8]，且较大的剪切力有利形成结构密实的AGS[9-10]。

AGS反应器中的水力剪切力主要由压缩空气提供，由于其常采用较大的水力剪切力，导致和普通活性污泥法相比曝气量会显著增加。

而较大的曝气量意味着较高的曝气能耗，由于目前绝大多数的AGS反应器尚处于小试水平，反应器曝气能耗较高这一问题并未得到足够重视，相关控制措施的研究亦十分匮乏。

相较于底部曝气方式，浅层曝气工艺将曝气装置安装在液面下约80cm，这一改进使曝气量增大，但风压仅为原本的30%左右[11]，已被工程实践证明可在保证气量供应的前提下达到节能效果。

目前，鲜有将浅层曝气原理应用于AGS反应器的研究报道，但这一工程技术为降低AGS反应器的曝气能耗提供了一种新思路。

实际应用中，浅层曝气通过反应器池体中的纵墙及单侧曝气以实现液体循环。

气提式序批式反应器（sequencing batch airlift reactor, SBAR）是一种特殊形式的序批式反应器（sequencing batch reactor，SBR），二者的区别主要在于SBAR内设置了一根上升管，人为地将内部空间分隔成了上升区和下降区，这一独特的构型为浅层曝气原理与AGS技术的结合提供了良好的环境。

目前，已有许多研究者[12-15]在SBAR中成功培养出AGS，并考察了AGS的脱氮除磷[16-19]及对实际废水[12,20]的处理效果，甚至出现了中试规模的SBAR报道[21]。

遗憾的是，这些研究几乎都是将曝气装置安装于SBAR底部，鲜有将AGS、浅层曝气原理及SBAR三者相结合的研究报道。

因此，借鉴浅层曝气原理的思想，通过逐步减小SBAR中曝气头距液面的深度，研究不同曝气深度下AGS 的稳定性变化，为AGS反应器的节能降耗提供技术支持。

1 实验材料与方法
1.1 实验装置
SBAR有效容积为10.83L，有效水深130cm，由下降管（直径为10.3cm、高度为150cm）及上升管（直径7.7cm、有效高度127cm）组成（图1），上升管距底部高度0.8cm。

装置在春季室温（10～30℃）条件下运行，运行周期为6h（每天4个周期）。

使用电磁式气泵（型号ACO-006、功率105W）对反应器供气。

运行过程中逐渐减小曝气头距液面深度，主要运行参数见表1。

前9d为储存的AGS的活性恢复阶段，此阶段每隔3d调整一次厌氧段时长，以让储存过程中长期处于厌氧状态的AGS逐步适应新环境。

根据毕托管测速原理，循环速度与
图1 实验装置
第4期赵珏等：曝气深度对好氧颗粒污泥稳定性的影响·1625·
压差之间满足式(1)，通过测定水头差即可计算出循环速度。

u=(1) 式中，u为管中流速；h1为总水头；h2为测压管水头。

1.2 接种污泥及进水水质
循环速度及溶解氧（DO）的测定为清水实验，无接种污泥。

毕托管安装在反应器中部读取总水头（h1）和测压管水头（h2），DO仪探头分别放置在反应器的底部、中部及上部读数，三者均值为反应器内DO值。

随后，接种储存70d的AGS启动反应器，其混合液挥发性悬浮固体浓度/混合液悬浮固体浓度（MLVSS/MLSS）为0.73，SV30/SV5为1，胞外聚合物（EPS）及蛋白质/多糖（PN/PS）分别为105.81mg/gMLSS及0.21，反应器启动时将MLSS 控制在5g/L左右。

模拟污水由乙酸钠、氯化铵、磷酸二氢钾提供碳、氮、磷源（COD∶N∶P=100∶5∶1），COD浓度为600mg/L，容积负荷为2.4kg/(m3·d)，具体配方见实验室已发表成果[22]。

1.3 分析项目及测试方法
COD、氨氮、亚硝态氮、总磷（TP）、污泥沉降比（SV）、污泥体积指数（SVI）、MLSS、MLVSS、DO等均采用国家标准分析方法测定[23]，硝态氮采用麝香草酚分光光度法，总无机氮（TIN）为氨氮、硝态氮、亚硝态氮三者之和。

利用数码相机记录污泥形态变化。

AGS的粒径分布采用标准筛筛分测定，标准筛孔径分别为0.30mm、0.60mm、1.0mm、1.43mm、2.0mm及4.0mm，测量经筛分后各粒径范围内污泥的干重，计算其占总质量的百分比后得到粒径分布情况（大于0.3mm的污泥视为AGS，其所占总污泥干重的质量分数称为颗粒化率），平均粒径从筛上累积质量百分曲线上查出，对应的累积筛上、筛下污泥质量分数均为50%。

污泥的胞外聚合物（extracellular polymeric substances，EPS）采用热提取法，具体操作可见本文作者课题组已发表成果[22]。

EPS主要包括蛋白质（PN）与多糖（PS），分别采用考马斯亮蓝试剂法及硫酸-苯酚法测定。

比好氧速率（SOUR）的测定采用OCHOA等[24]推荐的方法，SOUR为自养菌活性（SOUR N）及异养菌活性（SOUR H）之和。

2 结果与讨论
2.1 DO及循环速度变化
不同曝气深度下反应器内的循环速度及DO变化如图2所示。

从图2可知，随着曝气头的提升，循环速度（27.25～11.39cm/s）及DO（8.00～5.88mg/L）均不断减小。

反应器内混合液的动能由压缩空气的静压能转化而来，由此带动混合液在上升管与下降管之间循环运动。

随着曝气头位置的提升，空气泵所需克服的水的静压力越小，出口处气泡上升速度越小，导致混合液循环速度降低。

混合液的DO由压缩空气与液体之间的传质效果决定，曝气头位置的提升导致压缩空气与液相的接触时间
图2 反应器内循环速度及DO变化
表1 主要运行参数
天数/d 曝气头距水面深度
/cm
周期组成/min 曝气量
/L·h–1
表观上升气速
/cm·s–1
进水厌氧反应好氧反应沉淀排水
1~3 130 2
60
295
1
2
400 1.28 4~6 130 2
30
325
1
2
400 1.28 7~9 130 2
355
1
2
400 1.28 10~14 110 2
355
1
2
415 1.33 15~19 90 2
355
1
2
430 1.38 20~24 70 2
355
1
2
445 1.43 25~29 50 2
355
1
2
470 1.51 29~34 30 2
355
1
2
500 1.61
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逐渐缩短，大部分气泡来不及向液相扩散即进入大气，因而导致DO逐渐减小。

2.2 污泥形态变化
污泥形态变化如图3所示。

观察可知，第1d 时反应器内以褐色球状AGS为主，并夹杂着少量透明晶状物。

第2d时大部分AGS已恢复至黄色，但反应器内出现大量AGS解体后生成的细小颗粒及絮状污泥。

随着微生物的增殖及逐渐适应新环境，至第9d时已恢复至外表光泽的球状AGS。

此后的15d内，反应器内虽始终夹杂着一些絮状污泥，但仍以AGS为主。

然而，第25d开始观察到反应器内AGS的比例明显减小，絮状污泥的比例明显增加，30d开始出现AGS的大范围破碎或解体，反应器内AGS的比例持续减小，最终导致絮状污泥占据主导优势。

图3 污泥形态变化
（标尺=5mm）
2.3 污泥理化特性变化
（1）污泥沉降性能 SV30/SV5及SVI变化如图4(a)所示。

从图中可知，SV30/SV5较稳定，实验过程中基本维持在0.9～1.0。

SVI在前8d内整体呈下降趋势（50.04～16.19mL/g），表明活性恢复过程中AGS的沉降性能逐渐变好。

随后的9～23d内SVI 变化较小，维持在16.20～29.75mL/g。

此后SVI突然升高，但基本保持在40～50mL/g。

结果表明：曝气头位置的提升虽导致SVI出现小幅波动，但对AGS沉降性能影响不大。

（2）MLSS及MLVSS/MLSS MLSS及MLVSS/MLSS变化情况如图4(b)所示。

从图中可知，MLSS在前9d内整体呈上升趋势，由启动时的5.07g/L增大至第9d时的6.74g/L，这主要是长期基质匮乏环境储存的AGS在重新获得基质后的快速增殖造成。

随着曝气头位置的提升导致流场环境的改变，MLSS明显减小，但10～29d内MLSS较稳定，基本维持在4～5g/L；第30d以后MLSS进一步减小，保持在 3.14～3.59g/L。

运行过程中MLVSS/MLSS变化不大，始终维持在0.71～0.90。

（3）EPS及PN/PS EPS及PN/PS变化见图4(c)所示。

从图中可知，前10d内EPS整体呈升高趋势（112.51～274.70mg/gMLSS），这与其他储存后的AGS恢复研究结果[25-27]相一致。

11～19d内EPS较稳定，维持在228.31～245.32mg/gMLSS。

此后，EPS 整体呈减小趋势（262.46～109.91mg/gMLSS），主要是大量AGS解体或破碎导致EPS结构被破坏所致。

结果再次印证了EPS对于AGS的稳定性维持有重要影响[28]。

相比之下，PN/PS的变化较小，一般保持在0.2～0.4。

（4）颗粒化率及平均粒径颗粒化率及平均粒径的变化如图4(d)所示。

从图中可知，反应器启动后颗粒化率迅速减小，其在第2d时下降至极小值65.45%，这主要是长期静态储存的AGS的强度会显著下降[29-30]、重新曝气后大范围解体或破碎造成。

随后的数天内颗粒化率迅速增大，但其在第5～24d 内变化平缓，并维持在81%～88%。

25d开始颗粒化率呈明显的减小趋势，30d后甚至不足46%。

反应器启动后平均粒径由接种时的1.61mm迅速减小至0.77mm，但3～24d内平均粒径稳定保持在0.80mm左右。

此后由于大量AGS解体，导致平均粒径不断减小，34d时减小至最小值0.37mm。

（5）SOUR变化情况 SOUR变化情况如图4(e)所示。

从图中可知，前10d内SOUR整体呈明显的增大趋势[11.32～42.78mgO2/(gMLVSS·h)]，表明储存后的AGS的活性迅速恢复。

此后，SOUR变化不大，保持在43～50mgO2/(gMLVSS·h)，表明曝气深度的减小对AGS的活性并无明显影响。

SOUR H/SOUR N在前19d内不断减小（6.67～4.03），表明AGS中自养菌的活性逐渐增强。

此后的5d内SOUR H/SOUR N变化较小，稳定在4.0左右。

第25d 开始SOUR H/SOUR N整体呈增大趋势，并在34d时重新上升至6.0以上。

结合污泥形态变化可知，25d 开始AGS的明显解体或破碎导致了其三维结构遭
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到破坏，硝化细菌的栖息环境[31]受到冲击并不断流失，造成了SOUR H/SOUR N的增加。

2.4 反应器对污染物的去除效果
（1）COD及TP去除出水COD浓度及其去除率如图5(a)所示。

从图中可知，前12d内出水COD 不断减小（199.08～4.20mg/L），对应的去除率则不断增大（66.82%～99.30%）。

随后的13～24d内出水COD始终保持在80mg/L以下，去除率保持在87%以上。

25d以后受AGS解体或破碎影响，出水COD整体呈明显增大趋势（157.48～344.21mg/L），去除率最终下降至43%。

出水TP及其去除率变化如图5(b)所示。

从图中可知，前10d内出水TP整体呈减小趋势（2.37～0.08mg/L），对应的去除率则呈增大趋势（60.49%～98.67%）。

11～24d内出水TP较稳定，去除率保持在86%以上。

此后出水TP呈增大趋势（1.88～3.59 mg/L），去除率最终减小至不足50%。

（2）TIN去除出水4种氮及TIN的去除率如图5(c)所示。

从图中可知，前8d内出水TIN整体呈减小趋势（8.64～0.79mg/L），对应的去除率则呈增大趋势（71.19%～97.36%）。

9～24d内出水TIN 变化平缓，对应的TIN去除率保持在94%以上。

然而，25d以后出水TIN整体呈增大趋势（3.54～9.14mg/L），TIN去除率最终下降至70%以下。

反应
图4 污泥理化指标变化（图中数字为曝气头距水面深度）
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图5 反应器对污染物去除效果
（图中数字为曝气头距水面深度）
器对进水氨氮具有良好的去除效果，出水氨氮始终保持在1mg/L 以下。

亚硝态氮在前3d 内有明显积累（1.95～7.84mg/L ），并贡献了大部分的出水TIN ；4～24d 内亚硝态氮保持在0.01～0.75mg/L ，但25d 以后重新积累（1.73～5.85mg/L ）。

硝态氮在前24d 内未见明显积累，但25d 后呈增大趋势（0.65～6.12mg/L ），同亚硝态氮一起成为出水TIN 的主要贡献者。

2.5 曝气深度对AGS 稳定性影响机制探讨
采用底部曝气方式，长期储存后的AGS 可在9d 内恢复正常[第9d 时AGS 的SVI 为24.25mL/g 、EPS 为274.70mg/gMLSS 、颗粒化率为83.43%、SOUR 为37.14mgO 2/(gMLVSS·h)]。

结合污泥形
态、理化特性及AGS 对污染物的去污效果变化，曝气头位于水面下深度≥70cm 时（10～24d ）AGS 仍能维持其结构完整性，期间AGS 的SVI 在16.19～43.13mL/g 、EPS 在181.65～262.46mg/g MLSS 、颗粒化率在80%～88%、SOUR 在42.42～49.54mgO 2/(gMLVSS·h)，对COD 、TIN 及TP 的去除率在87%、94%及86%以上。

然而，当曝气深度≤50cm 后（25～34d ），AGS 的部分理化特性及对污染物的去除效果急剧恶化（EPS 及颗粒化率最终减小至111.65mg/gMLSS 及46%；COD 、TIN 及TP 去除率最终减小至43%、70%及47%），并出现了AGS 的明显解体，最终导致了系统的 异常。

根据运行过程中观察到的结果，无论曝气头深度如何，SBAR 内所有污泥均可随液流实现周期性循环。

相比之下，实验室内相同曝气量的SBR 经常会观察到底部有少量AGS 沉积而无法曝起现象。

这表明SBAR 的独特结构为AGS 提供了更加均匀的流场环境，然而，曝气头位置的提升极大地改变了流场条件。

随着曝气头的提升，虽然曝气量在不断增大（400～500L/h ，对应的表观上升气速为1.28～1.61cm/s ），但反应器内的循环速度（27.25～11.39cm/s ）及DO （8.00～5.88mg/L ）均在减小。

混合液的周期性循环是水力剪切力的主要来源，循环速度的减小意味着AGS 受到的剪切力在变弱。

研究表明，水力剪切力是微生物自凝聚的重要驱动力，较高水力剪切力下AGS 趋于更加光滑和致密，而较弱的水力剪切力会使AGS 变得蓬松、不利于其稳定性维持[8-10]。

同时，混合液中DO 的减小不仅影响污染物的去除效果，亦导致AGS 内部氧传质阻力显著增加[32]，颗粒内部的微生物因得不到DO 大量死亡亦导致了AGS 的解体[33-34]。

2.6 浅层曝气下SBAR 的节能效果
通过减小曝气水深，气泵克服水压做功的能量消耗亦减小，因而可以实现节能的目的。

现有运行经验表明，好氧颗粒化所需的表观上升气速需控制在 1.2cm/s 以上[35]。

本实验研究结果表明储存的AGS 在9d 内可基本恢复正常，采用的是底部曝气（曝气深度130cm ），气泵功率105W 、曝气量控制在400L/h （对应的表观上升气速约为1.2cm/s ）。

但将小功率气泵（ACO-005、功率80W ）的曝气头放置在相同SBAR 的水面下约84cm 时，亦可提供相同的曝气量及表观上升气速。

这意味着通过减小曝气深度可以使用功率更小的气泵来供气，并维持
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AGS的稳定性，证实了浅层曝气降低AGS反应器曝气能耗的可行性。

3 结论
浅层曝气原理可与AGS及SBAR相整合，使得反应器内的流场更加均匀，并能降低曝气能耗，但曝气深度的改变会影响SBAR中的DO及循环速度的分布，从而对AGS的稳定性产生影响。

曝气头位于水面下深度≥70cm时AGS仍能维持其稳定性。

但当曝气深度≤50cm后，水力剪切力被大大削弱及DO的传质阻力明显增加，AGS出现了明显解体，最终导致了系统的异常。

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