污泥反硝化除磷能力

2017-03-15 10:00:35 3

  1 引言

  在传统生物脱氮除磷工艺中,氮的去除主要是通过好氧硝化和缺氧反硝化两个独立的过程来实现,磷则是通过厌氧释磷和好氧吸磷两步完成.因此,同步脱氮除磷需要硝化菌、反硝化菌和聚磷菌(PAOs)同时参与.由于反硝化过程和释磷过程都需要有机物提供碳源,反硝化细菌和PAOs之间存在竞争,所以当污水中碳源不足时,系统对氮、磷的去除效果将受到影响.

  反硝化除磷菌(DNPAOs)可以利用同一碳源处理硝酸盐/亚硝酸盐和磷,从而避免了对有机碳源的竞争.DNPAOs能在厌氧条件下将有机物转化为PHA存储在细胞内,而且能利用硝酸盐或亚硝酸盐作为电子受体进行好氧吸磷.DNPAOs产能效率较低,污泥产量可以降低20%~30%.因此,DNPAOs在同步生物脱氮除磷中具有较大优势.颗粒污泥具有结构致密、沉降性能好、生物密度大、微生物种类多、污泥活性高、抗冲击能力强等优点.研究表明,颗粒污泥内部由于氧气渗透深度有限可以同时存在好氧/缺氧/厌氧环境,有利于同步脱氮除磷.在SBR反应器中,通过搅拌、曝气等选择压能够得到反硝化除磷颗粒污泥,这种颗粒污泥兼具反硝化除磷技术和颗粒污泥的优势.

  反硝化除磷颗粒污泥技术作为一种新型的污水处理技术,目前尚处于实验室小试阶段,尚未得到广泛应用,关于颗粒化过程的报道及颗粒污泥特性等的文章也不多见.为此我们进行本试验的探究,拟为反硝化除磷颗粒污泥的颗粒化过程及其特性提供一定的实践参考和理论依据.试验采用三套完全相同的SBR反应器R1、R2和R3,以A/O/A运行模式,接种普通絮状污泥,分别以普通人工配水、加Ca2+人工配水和实际生活污水为进水水源,进行反硝化除磷颗粒污泥的培养,并研究反硝化除磷颗粒污泥的相关特性及其除污性能.

  2 材料与方法

  2.1 试验装置

  本试验采用的3套SBR反应器R1、R2、R3形态结构完全相同,试验装置如图 1所示.反应器由有机玻璃加工制成,内径120 mm,外径220 mm,高800 mm,高径比H/D为6.7,有效容积7 L.SBR反应器的运行采用时间程序控制器进行自动控制,反应器全程不控温,均在室温(23~28 ℃)条件下运行.人工配水和实际生活污水由计量泵从反应器上部引入,厌氧和缺氧过程由搅拌仪实现,转速为300 r · min-1,好氧过程利用气泵从底部曝气实现.试验所用污泥取自武汉市沙湖污水处理厂二沉池,经初步处理后投加到反应器中,初始污泥浓度约为5000 mg · L-1.

 图1 SBR反应器示意图

  2.2 系统运行模式

  3套反应器均采用A/O/A模式,反应周期为8 h,每日运行3个周期,每周期排水比为50%.好氧段DO值控制在5.0 mg · L-1左右,缺氧段低于0.50 mg · L-1,厌氧段低于0.25 mg · L-1.具体运行模式如表 1所示.

 表1 A/O/A模式不同阶段运行时间

  2.3 试验用水与水质

  本实验进行人工配水和实际生活污水的对比分析,其中,R1采用人工配水,R2采用加10 mg · L-1 Ca2+人工配水(Ca2+由CaCl2提供),R3采用取自武汉大学茶港小区的实际生活污水.污水水质如表 2所示.同时人工配水中加入微生物生命活动所需的各种微量元素,微量元素组成如表 3所示.

 表2 人工配水和实际生活污水水质

 表3 微量元素液成分

  2.4 分析方法

  采用国家标准方法测定COD、NH4+-N、NO3--N、NO2--N、TN和TP,采用pHS-25型酸度计测量pH值,采用YSI5000型溶解氧测定仪测定DO.颗粒污泥外观形态及生物相采用电子显微镜进行观察,含水率和比重的测定采用重量法,比耗氧速率的测定采用污泥呼吸测量法.

  3 结果与分析

  3.1 颗粒污泥培养及特征

  接种污泥为浅黄褐色絮状,无明显丝状菌,活性较低.在SBR中不同进水培养过程中,絮状污泥由细小的不规则颗粒变成个体较大较饱满的颗粒,最终长成形状呈球形或椭球形,颜色为黄褐色或黑褐色,结构致密,边缘较清晰的颗粒污泥.研究发现,反硝化除磷颗粒污泥颜色较深,原因是缺氧段颗粒污泥内部pH较低,使部分金属盐沉积.

  R1~R3中颗粒污泥特性如表 4所示.从表 4可知,R1~R3间相比,R1、R2较R3中颗粒污泥平均粒径和比重偏高,含水率和比耗氧速率偏低.说明R1和R2中颗粒污泥孔隙率较小,生物密度较大,但微生物活性较R3低.造成这些区别的主要原因有二:一是R1和R2中污水负荷较R3中偏高,二是R3中生活污水成分较R1和R2中配水更为复杂.与活性污泥相比,R1~R3中颗粒污泥粒径和比重明显增加,含水率明显降低,比耗氧速率也有很大提高;与已有的关于反硝化除磷颗粒污泥报道相比,粒径、含水率和比重处于中等水平区间,但比耗氧速率偏小,分析主要是COD负荷过低所致.

 表4 颗粒污泥特性对比

  3.2 启动期除污性能

  3.2.1 COD去除

  启动期R1~R3中COD去除情况如图 2所示.由图 2可以看出,R1、R2中COD去除率均较高,但R2平均出水COD较R1低,原因可能是Ca2+有助于颗粒污泥的形成,R2中反硝化除磷颗粒污泥成长速度较快.R3初期对COD有一定的去除能力,但当进水浓度变化时,这种能力不稳定,说明抗冲击负荷能力不强;后期,R3系统的处理能力逐渐增强并稳定,不随进水浓度的变化出现大的波动,此时系统内颗粒污泥已经逐渐成熟起来,具有较强的去污能力和抗冲击负荷能力.R3平均去除率低于R1、R2,主要是因为R3初期进水COD变化太大,抗冲击负荷能力弱,同时水中含有较多的惰性有机质难被微生物利用;后期去除率稳定在90%左右,说明R3具备了稳定高效的处理能力,同时具有较强的抗冲击负荷能力.

 图2 R1~R3中COD去除情况

  由此可见,反硝化除磷颗粒污泥启动阶段对COD的去除是很高效的,这主要是因为生物除磷过程是一个需能反应过程,必须供给足够的能量才能合成PHAs供微生物使用.本文结果与以往试验结果一致.

  3.2.2 氮的去除

  图 3为R1、R2和R3对NH4+-N的去除情况.从图 3中可以看出,R1和R2对NH4+-N的去除情况呈现与COD类似的规律,即R2的处理能力和处理效果较R1强且稳定.后期系统对NH4+-N的去除率都稳定在95%以上.R3前期对NH4+-N的处理能力比较强,这是因为系统中本来就存在一定数量的硝化细菌.当进水NH4+-N浓度从18.44 mg · L-1骤升到111.98 mg · L-1时,系统出水NH4+-N浓度也随之升高,去除率下降,这主要是由于系统硝化菌数量有限,未完全进行硝化反应;但系统抗冲击负荷能力很强,迅速恢复了高效去除NH4+-N能力,去除率上升并稳定在90%以上.

 图3 R1~R3中NH4+去除情况

  根据Kishida等的研究发现,反硝化除磷颗粒污泥启动过程中硝氮的去除率一般较高,基本可达95%以上,而普通SBR工艺去除率一般为90%左右.这说明反硝化除磷颗粒污泥工艺具有良好的同步脱氮除磷效果,主要原因是在颗粒污泥内部存在一个“缺氧区”,在此区域内能进行好氧条件下的反硝化作用,增加了氨氮的去除效果.

  图 4为R1、R2、R3对TN的去除情况.从图 4可以看出,R1和R2中前期TN去除效果波动较大,后期趋于平稳,主要是因为随着系统内絮状污泥逐渐转化为颗粒污泥,DNPAOs得到有效富集,提高了反硝化能力,使硝酸氮和亚硝酸氮彻底反硝化去除.与R1和R2相比,R3对TN的去除效果波动较大,并呈现出与NH4+-N去除效果类似的趋势.从图 4中还可以看出,在运行第30 d时,进水TN浓度骤升至114.16 mg · L-1,TN去除效果下降,但经过4 d的短时运行后,系统对TN的去处效果又恢复了稳定,说明R3系统已经具备了很强的抗冲击负荷能力.

 图4 系统对TN的去除情况

  综合来看,R3系统对氨氮的去除效果与对总氮的去除效果并不同步,在对氨氮去除效果良好的基础上,系统只有具有良好的反硝化能力,才可以实现高效生物脱氮.

  3.2.3 磷的去除

  R1、R2和R3系统对TP的去除情况如图 5所示.从图 5中可见,R1、R2系统前期的除磷能力较差,出水浓度较高;中后期R1和R2系统除磷能力逐渐提高并保持稳定,最终TP去除率均可保持在90%左右;并且运行前期R1对TP去除能力较R2稍强,后期却稍弱于R2.分析原因可能是运行前期两系统中投泥量稍有差异,R1污泥浓度稍高于R2;运行后期R2中反硝化除磷颗粒污泥生长速度快于R1,致使R2中DNPAOs逐渐呈现优势.R3前期除磷效果较差,主要是因为系统中DNPAOs浓度较低,进水COD负荷不足;后期系统除磷效果逐步提高并趋于稳定,最终TP出水浓度稳定在1 mg · L-1以下,去除率高于90%.与R1、R2相比,R3出水平均TP浓度更低,因为R3进水平均TP浓度远低于R1、R2;R3平均去除率低于R1、R2系统,这是由于R3采用的生活污水中有机物浓度较低,可供DNPAOs吸收利用的短链脂肪酸较少,不利于DNPAOs的增长繁殖,系统除磷效率的提高较人工配水系统缓慢.

 图5 系统对TP的去除情况

  总体来看,与普通SBR工艺及颗粒污泥工艺相比,反硝化除磷颗粒污泥工艺对TP的去除是很高效的.这主要是由于氧气渗透深度的限制在颗粒污泥内部形成了好氧状态下的“好氧-缺氧-厌氧”分区,促进了同步反硝化除磷效能.

  在系统运行的第22 d,供电系统断电故障,导致R1~R3中去除情况波动.当系统供电恢复后,R1~R3也得以恢复正常.综合看来,R1、R2和R3系统出水COD、NH4+-N、TN均达到一级A排放标准,出水TP达到一级B标准,出水TP多维持在0.02~0.70 mg · L-1范围内.

  3.3 典型周期除污性能

  反硝化除磷颗粒污泥系统稳定后对COD、NH4+-N、TN和TP的去除效果较培养阶段有所提高,图 6为一典型周期内R1、R2和R3中污染物浓度变化情况.从图 6中可见,三系统对COD、NH4+-N、TN和TP的去除率都在90%左右,系统对污染物的去除稳定且高效.从图 6可以看出,一个周期内R1~R3中NH4+-N分别减少了143.66、160.91、41.87 g,对应的NO3--N增加量则仅为75.85、84.04、15.01 g.因此,根据的化学计量方程计算出通过好氧反硝化去除的NO3--N量分别为64.85、73.56、26.00 g.

 图6 典型周期营养物变化情况

  根据和)的报道,DNPAOs的反硝化吸磷率分别为2.10、1.97 g · g-1(以每克NO3--N吸收的P量(g)计),本实验中均值为2.0 g · g-1.反硝化除磷分析及对比如表 5所示.由表 5可知,R1、R2中经DNPAOs去除的磷含量比例分别为42.01%、60.95%,与报道的50%较接近;与活性污泥和已有的反硝化除磷颗粒污泥报道数据相比,本实验中R1~R3的最大比释磷速率(SPRR)偏小,而最大比吸磷速率(SPUR)则偏大,主要是由于颗粒污泥内部存在扩散阻力,同时在好氧段中颗粒污泥内部PAOs由于氧气不足无法正常发挥作用吸磷,而DNPAOs厌氧比吸磷速率较好氧时.

  需要特别提出的是,已有报道中提出的DNPAOs去除的磷含量比例(1.97、2.10 g · g-1)均不适用于R3系统,已有数值偏大,具体系数有待进一步研究.分析原因是因为上述系数都是在人工配水条件下得到的,而生活污水系统组分复杂,影响因素更多.

 表5 反硝化除磷分析及对比

  4 颗粒化机制探析

  在好氧颗粒污泥的形成过程中,选择压假说是最受认可的,选择压可以分为水力选择压和生物选择压.通过控制反应器的结构特性(主要是H/D)和水力条件等将性能差的污泥淘汰,同时通过改变混合液中有机负荷选择适宜的微生物种类和数量.本试验通过逐步降低沉降时间、曝气提供水力剪切力、A/O/A交替运行等水力选择压来促进反硝化除磷颗粒污泥的形成;通过逐步缩短好氧段运行时间,延长缺氧段运行时间来强化反硝化除磷能力.具体表现为:①逐步缩短反应器沉降时间(由起始的20 min逐步降低至2 min),在此过程中排出沉降性能差的污泥,富集沉降性能优良的菌胶团.②通过曝气为反应器提供连续、均匀水力剪切力,同时提供充分混合的好氧条件(好氧段DO值约5 mg · L-1),以促进细胞之间的自凝聚.③A/O/A交替运行模式为具有反硝化除磷功能的细菌提供理想的生长环境,使其在同丝状细菌的竞争中处于优势地位,提供较大的传质动力.

  同时,一些学者提出了好氧颗粒污泥形成的晶核假说,无机晶核在反应前期提供细胞凝聚的晶核,促进颗粒污泥的快速形成.本试验R2系统中加入10 mg · L-1 Ca2+使反应器颗粒污泥形成速度较快,也可以佐证这种观点.具体参见 污水处理技术资料或污水技术资料更多相关技术文档。

  5 结论

  1)以污水厂二沉池污泥作为接种污泥,采用A/O/A运行模式,分别以普通人工配水、加Ca2+人工配水和实际生活污水为进水水源,于30 d内培养得到平均粒径大于600 μm的反硝化除磷颗粒污泥.颗粒污泥粒径较大、含水率较低、比重较大、比耗氧速率较高.试验结果表明,一定浓度的Ca2+对颗粒化过程有促进作用.

  2)R1、R2和R3系统培养期间除污性能逐步提高,抗冲击负荷能力逐渐加强.三系统对COD、NH4+-N、TN和TP的平均去除率可达90%,R1~R3中最大 比释磷速率分别达14.34、8.32和2.32 mg · g-1 · h-1,R1和R2中最大比吸磷速率分别达14.13和2.34 mg · g-1 · h-1.

  3)反硝化除磷颗粒污泥稳定运行后,典型周期的试验结果显示,R1、R2和R3系统对COD、NH4+-N、TN和TP的去除率均为90%左右,表明反硝化除磷颗粒污泥系统具有良好的污染物去除效果. 

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