好氧颗粒污泥的工艺优化

2017-03-15 04:17:52 19

  好氧颗粒污泥是在好氧条件下自发形成的细胞自身固定化颗粒,与絮状污泥相比,具有沉降性能好、 污泥浓度高,易于固液分离,便于提高污水处理效率,降低污水处理成本等优点[1, 2],具有较好的应用前景[3].

  国内外学者在好氧颗粒污泥工艺优化及其应用方面作了大量研究. 有研究利用序批式好氧颗粒污泥反应器处理高氨氮废水[4],考察了HRT和运行方式对脱氮菌群的活性和数量变化的影响. 结果表明,当HRT为13 h时,脱氮菌群的活性最高; 缩短HRT导致了更高的COD和氨氮负荷,有利于厌氧氨氧化菌的生长,同时也抑制了氨氧化细菌的生长. Luo等[5]在两个相同的反应器里分别投加好氧颗粒污泥和普通絮状污泥,考察了COD/N分别为4、 2、 1时,对颗粒污泥解体的影响. 结果表明,COD/N由4减小到2和1后,对好氧颗粒污泥的物理性质和硝化效率有很大的影响,当COD/N为1时,颗粒污泥全部解体. EPS中酪氨酸净产量的减少和包括丝状菌在内的主要微生物菌群的变化被认为是造成颗粒污泥解体的两个主要原因. 张雯等[6]在连续流反应器中接种厌氧颗粒污泥,成功培养出好氧颗粒污泥,考察了温度、 COD/N、 HRT、 溶解氧质量浓度、 pH、 间歇曝气周期等对好氧颗粒污泥脱氮的影响,并确定最佳工艺参数: 温度为25℃、 COD/N 为6~8、 HRT 为8 h 左右、 DO质量浓度为2 mg ·L-1、 pH 为7.5~8.0、 曝气3 h 及缺氧搅拌3 h 和曝气4 h 及缺氧搅拌3 h. 张睿[7]研究表明,进水COD/N≤5时,丝状菌大量生长,颗粒污泥开始解体,颗粒粒径变大,部分颗粒从球状变成长条杆状. 随着COD/N的降低,系统对有机物去除效果影响不大,去除率保持在80%以上; 但总磷和氮的去除效果变差,游离氨浓度的增加抑制了硝化菌和反硝化菌的活性,当COD/N为3时,系统对总磷、 氨氮、 总氮的去除率分别为47.98%、 38.56%和27.90%.

  上述关于好氧颗粒污泥的工艺参数研究大多是在序批式活性污泥反应器内进行的. 并且大部分研究主要采用较高有机物浓度的人工配水作为处理对象[8, 9]. 近年来,也有少量的研究探讨了连续流好氧颗粒污泥反应器的优化和设计,但其结构和运行方式复杂且稳定性差[10, 11, 12, 13],难以应用于实际工程. 据相关报道[14],流体剪切力、 HRT、 DO、 选择压和废水组分等都对好氧颗粒污泥的形成具有重要的影响. 其中,流体剪切力和HRT对颗粒的形成速度、 结构和稳定性影响显著,被认为是影响好氧颗粒污泥形成和稳定性的最关键因素[15]. 因此,本研究基于合建式反应器,采用较低COD/N实际生活污水为进水基质和连续进水方式,着重考察曝气量和HRT对好氧颗粒 污泥的形态变化和除污能力的影响,以期为连续流好氧颗粒污泥技术应用于实际工程提供可靠的实验依据.

  1 材料与方法

  1.1 实验装置

  本实验采用的合建式反应器是由有机玻璃制成的立方体,中间由一块隔板隔开,底部连通,分为反应区和沉淀区两部分,有效容积分别为1.5 L和0.3 L. 反应器通过曝气泵和曝气盘提供曝气,由转子流量计控制曝气量. 进水由反应区上方进入,由恒流泵控制进水流量,在上升气泡的作用下与颗粒污泥充分接触反应后由底部进入沉淀区,在重力的作用下,经过泥水分离最终从沉淀区上方流出(实验装置示意图见图 1).

  图 1 实验装置示意

  1.2 实验用水

  生活污水取自成都信息工程大学地下污水总排放口,其水质波动较大,如表 1所示.

 

  表 1 生活污水水质特征

  为了考察连续流好氧颗粒污泥系统对低COD/N生活污水的处理效果及其长期稳定运行的可行性,实验通过向实际生活污水中添加少量的化学试剂调节平均进水水质如下: ρ(COD)为160 mg ·L-1,ρ(TN)为40 mg ·L-1,ρ(TP)为4 mg ·L-1,pH为7.0~7.5(COD/N约为4 ∶1).

  1.3 接种污泥

  接种污泥为本课题组事先培养的好氧颗粒污泥[16],接种量为反应器有效体积的40%左右,接种后污泥浓度MLSS为4 200 mg ·L-1,污泥体积指数SVI=38.1 mL ·g-1.

  1.4 反应器的运行和实验过程

  实验分为对曝气量和HRT的优化两个部分,每个部分又分为3个阶段,各阶段采用不同的曝气量或HRT,连续运行15 d,总计连续运行90 d. 具体的运行条件及各阶段表观气速和DO质量浓度如表 2所示.

 

  表 2 实验运行阶段及条件

  1.5 实验方法

  COD、 氨氮(NH4+-N)、 硝态氮(NO3--N)、 亚硝态氮(NO-2-N)、 TN、 TP、 MLSS、 污泥沉降比(settling velocity,SV)、 SVI等,均采用国家标准方法测定[17],EPS的提取采用甲醛-氢氧化钠法[18].

  PS的测定采用蒽酮-硫酸法[19],PN的测定采用Folin-酚法[20]. 微生物相及颗粒污泥形态采用配备数码摄像系统的光学显微镜观察.

  2 结果与分析

  2.1 运行各阶段反应器除污效果

  2.1.1 对COD的去除效果

  反应器进出水COD 质量浓度及其去除率的变化情况如图 2所示. 反应器启动阶段(1~3 d)COD的去除率较低,只有50%左右,原因是好氧颗粒污泥在接种前是在进水COD/N为10 ∶1的SBR反应器中培养的,接种到合建式反应器后,进水方式和水质都有较大的变化. 但是好氧颗粒污泥很快地适应了连续的进水方式和COD/N只有4 ∶1的进水水质,在曝气量为200mL ·min-1、 HRT为6.2 h的条件下,COD去除率逐渐提高至70%左右,说明好氧颗粒污泥系统有较强的适应进水方式和水质突变的能力. 在保持HRT不变,曝气量提高到300mL ·min-1后,COD去除率进一步提高,最高达到了75%左右. 但随着曝气量进一步增大到400 mL ·min-1后,COD去除率又有所下降,逐渐降低到了初始接种阶段的50%左右. 说明曝气量对反应器的COD去除效果影响明显,适宜的曝气量既能提供充足的DO,同时也能提供适宜的水力剪切力,促进好氧颗粒污泥的形成和稳定,具有较高、 稳定的COD去除率. 实验进行到45 d时,通过前面3个阶段对曝气量的优化,基本可以确定300 mL ·min-1是最优的曝气量. 于是第二部分优化实验固定曝气量为300 mL ·min-1,逐渐增大HRT,考察HRT对反应器去除效果的影响. 从图 2可以看出,HRT对反应器的COD去除效果影响更为明显. 当HRT为7.5 h,反应器COD去除率达到整个优化阶段的最高,平均去除率达76.34%,平均出水COD质量浓度为37.98 mg ·L-1,优于一级A排放标准.

  图 2 COD及其去除率变化情况

  2.1.2 对NH4+-N的去除效果

  反应器进出水NH4+-N质量浓度及其去除率的变化情况如图 3所示. 从中可以看出,反应器在整个优化阶段,始终保持着极高的NH4+-N去除率,平均去除率在99%以上,出水NH4+-N质量浓度始终在1 mg ·L-1以下,优于一级A排放标准. 说明连续流好氧颗粒污泥系统对氨氮有着非常理想的去除效果. 这是因为好氧颗粒污泥的特殊结构,有利于硝化细菌的大量繁殖,NH4+-N在与颗粒污泥接触后,迅速被吸附到其表面,在充足的DO和大量硝化细菌的作用下,迅速被氧化为NO-2-N和NO3--N.

  图 3 NH4+-N及其去除率变化情况

  2.1.3 反应器中NO-2-N和NO3--N的变化情况

  反应器中NO-2-N和NO3--N的质量浓度变化情况如图 4所示. 从中可以看出,NO-2-N在整个优化阶段都保持着较低的质量浓度,平均质量浓度低于1 mg ·L-1. NO3--N随着曝气量的增大而增加,随着HRT的增大而减少,在图 4中表现为先上升后下降的曲线,在曝气量最大且HRT最小的第30~45 d浓度最大,而在曝气量为300 mL ·min-1、 HRT为7.5 h时浓度最低,平均质量浓度为16.52 mg ·L-1. 结合图 3可知,当进水中NH4+-N与好氧颗粒污泥充分接触后,迅速被颗粒表面的氨氧化细菌氧化为NO-2-N,由于颗粒污泥的特殊结构,颗粒污泥从内到外聚集了大量的适应各种环境的细菌,其中就包括亚硝酸盐氧化菌,在其作用下,大量的NO-2-N又被氧化为NO3--N.

  图 4 NO-2-N和NO3--N的变化情况

  2.1.4 对TN的去除效果

  反应器进出水TN质量浓度及其去除率的变化情况如图 5所示. 出水TN质量浓度随曝气量和HRT的变化与NO3--N的变化一致. TN平均去除率在曝气量为300 mL ·min-1、 HRT为7.5 h的条件下(60~75 d)达到最高的51.23%,出水质量浓度始终低于20 mg ·L-1. 说明即使在进水COD/N仅为4 ∶1的极端恶劣情况下,好氧颗粒污泥由于其特殊的结构优势,为各种不同类型的细菌提供了良好的生长代谢场所,在这些细菌的联合作用下,在连续流的合建式反应器内,仍然具有较高的同步硝化反硝化效率,体现为较高的稳定的TN去除率.

  图 5 TN及其去除率变化情况

  2.1.5 对TP的去除效果

  反应器进出水TP质量浓度及其去除率的变化情况如图 6所示. 从中可以看出,在反应器启动阶段(1~3 d),反应器内的TP质量浓度逐渐降低,去除率由50%迅速降低至10%左右,这是因为颗粒污泥在接种前处于磷匮乏状态,当以连续进水的方式接种运行后,颗粒污泥迅速将进水中TP吸附在其表面,表观上表现为较高的TP去除率. 随着实验的进行,污泥对TP的吸附达到饱和,过量的TP在颗粒污泥内部只能部分转化,大部分TP随出水悬浮物(suspended solids,SS)排出. 反应器对TP的去除率在曝气量为300 mL ·min-1、 HRT为7.5 h的条件下(60~75 d)达到最高,平均去除率为53.70%. 结合反应器对TN的去除效果,说明连续流好氧颗粒污泥系统有较高的同步脱氮除磷效率.

  图 6 TP及其去除率变化情况

  2.2 污泥特性的变化

  2.2.1 污泥外观形态的变化

  在反应器的运行过程中,接种好氧颗粒污泥逐渐适应合建式反应器的结构、 连续的进水方式、 低COD/N的实际生活污水进水水质等环境并连续稳定运行,期间伴随着污泥外观形态的不断变化. 实验过程中通过数码相机和光学显微镜观察颗粒污泥的形态变化,如图 7所示.

  图 7 反应器不同运行阶段的污泥形态

  实验采用的接种污泥为颗粒状,呈黄褐色,结构较为紧密[见图 7(a)]. 实验以连续流的进水方式运行15 d后,颗粒污泥有轻微解体的现象[见图 7(b)]. 当增大曝气量到300 mL ·min-1后,适宜的水力剪切力和DO质量浓度使得部分解体的颗粒污泥又重新聚集在一起,形成新的规则的颗粒污泥[见图 7(c)]. 但当曝气量继续增大至400 mL ·min-1后,过大的水力剪切力造成污泥的颗粒结构被冲刷破坏加速了颗粒污泥的解体[见图 7(d)]. 鉴于曝气量过大,运行到第46 d,将曝气量重新调整为300 mL ·min-1,并增大HRT至6.7 h,颗粒污泥迅速适应新的运行条件,形态也逐渐趋于规则完整[见图 7(e)]. 保持曝气量不变,继续增大HRT至7.5 h,颗粒污泥表面微生物增多,各种原生动物和后生动物附着在污泥表面,降低了污泥的疏水性,促进了颗粒污泥的黏结[见图 7(f)]. 反应器连续运行90 d,运行过程中虽然始终有少量颗粒污泥老化解体的现象发生,但是解体后的颗粒污泥为新的颗粒污泥的形成提供了聚集初期必要的“晶核”,加速了新颗粒污泥的形成. 整个反应器内始终进行着少量老化污泥和新污泥的更新换代,但占主导地位的还是成熟的好氧颗粒污泥.

  2.2.2 污泥浓度及沉降性能的变化

  生物处理系统中,污泥浓度及沉降性能反映了系统的处理能力及运行的稳定性. 反应器内污泥浓度及沉降性能的变化如图 8所示.

  图 8 反应器运行过程中SVI及MLSS的变化

  接种污泥后,反应器内MLSS为4 000 mg ·L-1,SVI为35 mL ·g-1. 实验过程中,每天从位于反应器中间高度处的取样口取100 mL均质泥水混合样品进行监测分析,不再进行额外排泥,污泥龄(sludge retention time,SRT)为20 d左右. 运行开始后,MLSS急剧下降至3 000 mg ·L-1以下,SVI上升至60 mL ·g-1以上. 随着实验的进一步进行,MLSS继续减小至1 800 mg ·L-1左右,SVI升高至80 mL ·g-1以上. 运行30 d后,MLSS才逐渐趋于稳定,保持在2 000 mg ·L-1以上,虽然随着HRT的不断增大,MLSS有所增加,但仍未超过2500 mg ·L-1,始终在2 000~2 500 mg ·L-1范围内波动. 说明连续流好氧颗粒污泥系统相对序批式活性污泥系统,污泥浓度较低(几乎为活性污泥法的一半),这也是该系统污泥龄较长、 剩余污泥产量较少的原因. 从图 8中还可以看出,在第60~75 d,SVI相对较低,保持在50 mg ·L-1以下,结合反应器对各污染物的去除情况,说明较好的沉降性能是好氧颗粒污泥去除污染物质的必要条件. 一旦发生颗粒污泥解体,处理效果也随之恶化.

  2.2.3 EPS中PN、 PS的变化

  EPS是污泥新陈代谢过程中分泌的高分子有机物,其主要成分包括PN和PS[21, 22],二者的含量及比例对颗粒污泥的形态构成和稳定运行起着至关重要的作用[23, 24]. 反应器运行各阶段污泥中PN与PS含量的变化如图 9所示.

  图 9 反应器运行过程中PN及PS的变化

  从图 9中可以看出,PS在反应器运行过程中含量变化不大,始终保持在10 mg ·g-1左右. 而PN随着反应器运行条件的变化不断变化. 从接种时的100 mg ·g-1左右,随着曝气量的不断增大,PN的含量在一段小幅度的波动后持续增大,在曝气量提高到400 mL ·min-1后达到最高的140 mg ·g-1. 当曝气量降到300 mL ·min-1、 HRT提高到6.67 h后,PN的含量急剧下降到50 mg ·g-1,随着HRT的继续提高,颗粒污泥也逐渐适应了新的运行条件,在反应器处理效果最好且污泥SVI最低时(60~75 d),PN的含量和PN/PS又重新达到一个较高的水平,分别达到130 mg ·g-1和16以上. 说明相对于PS,PN含量的变化对好氧颗粒污泥的稳定运行和处理效果影响更为显著. 较高的PN含量和PN/PS有利于该系统的长期稳定运行.

  3 讨论

  3.1 曝气量对系统脱氮除磷的影响

  实验过程中,曝气量的大小实际上反映的是反应器内水力剪切力和DO质量浓度的大小. Beun等[25]和Liu等[26]均发现较强的剪切力能够促进好氧颗粒污泥的形成和稳定,剪切力越强越有利于好氧颗粒污泥密度和颗粒强度的增加,但二者都是基于SBR反应器得到的结论. 本研究发现,过大或过小的剪切力都不利于好氧颗粒污泥的稳定运行和除污性能. 当曝气量为200 mL ·min-1,剪切力较小,不能有效地将颗粒污泥表面少量松散的絮状污泥冲洗下来,造成丝状菌大量繁殖,同时DO浓度较低,不能满足颗粒污泥表面好氧菌的生长繁殖,污泥逐渐老化解体. 当DO扩散在颗粒内部受到限制时,颗粒中心形成的厌氧层不利于颗粒污泥的长期稳定运行,造成污泥膨胀,系统的脱氮除碳效能也随之降低,TN的平均去除率只有21.19%. 而当曝气量为400 mL ·min-1时,部分结构较为松散的颗粒污泥在过大的剪切力作用下逐渐分解,同时DO质量浓度较高,迅速往颗粒污泥内部传递,造成好氧层不断增大,缺氧层和厌氧层逐渐减小甚至消失,破坏了颗粒污泥的微环境,从而导致其自身的分解,此时TN平均去除率也只有32.92%,说明高曝气量带来的高DO质量浓度不利于氨氮通过同步硝化反硝化去除[27]. 本实验中,当曝气量为300 mL ·min-1时,水力剪切力和DO质量浓度才最为适宜,TN平均去除率达到了40%以上. 整个曝气量优化阶段,TP的去除率变化不大,在31%~38%之间. 这是因为反应器内磷的去除主要是通过一类统称为聚磷菌的微生物完成的,聚磷菌必须在厌氧状态下同化发酵产物,然后在好氧或缺氧条件下,以分子氧或化合态氧做为电子受体,氧化代谢胞内贮存物聚羟基丁酸酯或聚羟基戊酸酯等,过量地从污水中摄取磷酸盐. 当污水中有机物浓度过低时,聚磷菌缺乏碳源,导致TP的去除率一直较低,这是低基质低COD/N生活污水TP去除率较低的根本原因.

  3.2 HRT对系统脱氮除磷的影响

  HRT是指待处理污水在反应器内的平均停留时间,也就是污水与生物反应器内微生物作用的平均反应时间,在处理能力上则表现为反应器的容积负荷. 在进水水质保持稳定时,HRT越大,容积负荷越小. 李媛等[28]研究发现,采用连续流完全混合反应器,以人工配水为原水,反应器对污染物的去除负荷随着容积负荷的升高而升高,即反应器的处理能力随着容积负荷的升高而加强. 但该实验采用的进水为人工配水,且进水COD质量浓度从177 mg ·L-1提高到708 mg ·L-1,而TN质量浓度只有60~80 mg ·L-1,COD/N为10 ∶1左右. 而本研究采用的是低基质的实际生活污水,其COD质量浓度只有160 mg ·L-1,TN质量浓度为40 mg ·L-1,COD/N仅为4 ∶1. 针对这种进水水质,不断地减小HRT,提高反应器容积负荷是不利于该系统长期稳定运行和脱氮除磷的. 研究发现,只有当反应器在适宜的HRT为7.5h时,反应器的脱氮除磷效果最好,TN和TP的去除率均达到51.23%和53.70%.

  3.3 EPS对好氧颗粒污泥稳定性的作用

  EPS普遍存在于生物絮凝体内部及表面,其在细胞间黏连聚集、 立体结构形成、 颗粒化过程以及颗粒长期稳定性上发挥重要作用. 目前关于EPS的组成对颗粒污泥稳定性的作用还存在着较大的争论,尤其是PN与PS的比例问题[13].

  本实验接种的成熟好氧颗粒污泥,PN和PS的含量分别为90 mg ·g-1和10 mg ·g-1. 经过一段时间的稳定运行后,PN和PS都有了一定幅度的提高,在最佳运行工况下(60~75 d),分别达到了133.6 mg ·g-1和12.9 mg ·g-1. 均远高于Qi等[29]在SBR反应器中测得的PN质量分数4.1~5.4 mg ·g-1和PS质量分数7.8~11.3 mg ·g-1. 可见,在低基质低COD/N的生活污水的促进作用下,合建式连续流反应器中的好氧颗粒污泥可以产生大量的PN和PS. PN的疏水特性和PS的卷扫作用都为颗粒污泥的稳定起到促进作用. 在反应器脱氮除磷效果较好,颗粒污泥形态较为规则完整的时期,PN的质量分数大量增加,PS则处于较稳定水平,因此PN/PS由8.0升高到17.9. 可见,PN作为疏水性物质,增强了微生物细胞的疏水性,有利于微生物间的黏结. 相对于PS,PN对颗粒污泥的稳定性有更大的促进作用.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。

  4 结论

  (1)连续流好氧颗粒污泥处理低基质低COD/N的实际生活污水的最优运行工况为曝气量为300 mL ·min-1、 HRT为7.5h. 整个系统在此条件下能够稳定运行,好氧颗粒污泥形态完整,沉降性能良好. 进水COD、 TN和TP平均浓度分别为160、 40和4 mg ·L-1时,出水平均浓度分别为37.98、 19.64和1.85 mg ·L-1,去除率分别为76.34%、 51.23%和53.70%.

  (2)对于连续流好氧颗粒污泥系统,相对于HRT,曝气量对系统稳定运行具有更大的影响.

  (3)低基质低COD/N的实际生活污水促进了反应器内好氧颗粒污泥EPS的增长,在反应器污水处理效果较好的阶段,EPS中PN质量分数的增加量明显高于PS,PN/PS高达17.9. 相对于PS,PN对颗粒污泥的稳定性有更大的促进作用.(来源及作者:成都信息工程大学资源环境学院 鲁磊 信欣 鲁航 朱辽东 谢思建 武勇)

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