如何提高污泥脱氮除磷效果效率

2017-03-15 05:25:21 15

  氮、 磷污染已成为破坏水体环境的主要因素之一(如水体富营养化),生物脱氮除磷越来越受到人们的重视[1, 2, 3]. 在常规污水生物处理系统中,由于脱氮与除磷之间存在矛盾,常采用化学法辅助除磷(通过投加铁盐和铝盐出水TP含量在0.02 mg ·L-1以下); 而脱氮由于受温度、 DO、 pH值等因素的影响难以达到稳定的脱氮效果[4, 5, 6, 7, 8].

  好氧颗粒污泥具有优异的沉降性能、 较高的微生物浓度和良好的抗冲击负荷能力[9, 10, 11]. 有研究发现,颗粒污泥一定的粒径和紧密结构导致DO在污泥内部传质时形成好氧区/缺氧区/厌氧区从而有利于系统同步脱氮除磷[12, 13, 14]. Kerrn-Jespersen等[15]发现PAOs具有反硝化聚磷能力,它以NO-x(NO-2+NO-3)代替氧作为电子受体同步去除N和P,可以有效节约碳源和能源,反应器形成NO-x是反硝化聚磷的重要步骤. 如果系统中存在反硝化聚磷菌,反应器吸磷过程中可以减缓硝酸盐存在对聚磷菌活性的影响; 如果反硝化聚磷菌不存在,在脱氮除磷颗粒污泥中好氧段硝酸盐将对好氧吸磷产生影响[16, 17].

  同步硝化反硝化(simultaneous nitrification and denitrification, SND)作用是使在污泥外部好氧区形成的NO-x,通过内层缺氧区反硝化作用降低从而减少主体溶液中NO-x(NO-2+NO-3)的积累(NO-x不积累可以降低其对聚磷菌活性的影响)[18]. 因此,污泥内部形成稳定性的好氧区/缺氧区是影响系统脱氮效果的关键. 在较低DO下硝化菌活性受到抑制,在较高DO下反硝化菌受到抑制,因此在好氧池中DO对脱氮影响很大. 文献[21, 20, 21]指出,当DO浓度为0.5 mg ·L-1时,系统可以获得良好的同步硝化反硝化脱氮效果.

  利用好氧颗粒污泥进行脱氮除磷研究近年来取得了较大进展[12],但少有人系统研究脱氮除磷颗粒污泥的硝化反硝化特性. 因此,笔者以好氧/厌氧交替运行的SBR反应器培养的脱氮除磷颗粒污泥为研究对象,采取一定的手段对颗粒污泥反应器的N、 P历时去除效果、 硝化及反硝化反应特性等进行研究,并通过N的平衡细致分析脱氮除磷反应过程中N的去除走向,丰富了颗粒污泥进行脱氮除磷研究.

  1 材料与方法

  1.1 试验装置

  试验用SBR反应器,材质为有机玻璃,有效容积4 L,内径16 cm,高径比为1.56(图1). 反应器每周期运行4.8 h,包括进水1 min、 厌氧80 min、 好氧196 min、 沉淀4 min、 出水4 min以及闲置4 min共6个阶段. 反应器每周期进水2 L,出水2 L. 反应器搅拌强度在80 r ·min-1左右,曝气强度在12 L ·(L ·h)-1左右,温度在22℃±2℃(由水浴控制)、 pH值在7.5左右. 每天从反应器中排出一定量混合液,维持系统污泥龄在23 d左右.

  图1 SBR反应器装置示意

  1.2 试验用水

  试验用水采用自来水人工配制,其成分如下:COD(NaAc ·3H2 O) 380~430 mg ·L-1,NH+4-N(NH4Cl)36~43 mg ·L-1,PO3-4-P(KH2PO4和K2HPO4)12~17 mg ·L-1,MgSO4 ·H2 O 50 mg ·L-1,Ca2+ (CaCl2 ·H2 O)60~70 mg ·L-1,蛋白胨26 mg ·L-1,EDTA 30 mg ·L-1,FeCl3 ·6H2 O 4.5 mg ·L-1,H3BO30.45 mg ·L-1,CuSO4 ·5H2 O 0.09 mg ·L-1,KI 0.54 mg ·L-1,MnCl2 ·2H2 O 0.36 mg ·L-1,Na2MoO4 ·2H2 O 0.18 mg ·L-1,ZnSO4 ·7H2 O 0.36 mg ·L-1,CoCl2 ·6H2 O 0.45 mg ·L-1.

  1.3 反应速率测定

  硝化反应速率测定:从反应器中取适量污泥,经3次离心清洗(4 000 r ·min-1,5 min)后,放入容积为1 L的静态反应装置(图2),控制反应器温度(22℃±1℃)和pH值(7.5),通入空气,投加适量NH4Cl后立即计时开始取样,测定不同时间NH+4-N、 NO-3-N和NO-2-N.

  反硝化反应速率测定:适量污泥经如前所述前处理后放入容积为1 L静态反应装置,控制反应器的温度(22℃±1℃)和pH值(7.5),通入N2,投加适量NO-3-N和过量COD,测定不同时间NO-3-N和NO-2-N.

  反硝化聚磷反应速率测定:适量污泥经前处理后放入容积为1 L静态反应装置,控制反应器的温度(22℃±1℃)和pH(7.5),投加适量KH2PO4和过量COD,通入N2进行厌氧释磷,结束后将污泥进行离心清洗,再重新置入反应装置,加入适量的NO-3-N和PO3-4-P,取样测NO-3-N、 NO-2-N和PO3-4-P.

  图2 静态试验装置示意

  1.4 分析项目与方法

  NH+4-N、 PO3-4-P、 NO-3-N、 NO-2-N、 COD、 SVI、 MLSS、 MLVSS等均按标准方法测定[22]; DO采用HACH溶解氧仪测定,污泥形态通过普通光学显微镜观察和电子扫描显微镜(SEM)观察,污泥粒径利用Mastersizer 2000粒度分析仪(测定粒径在1 mm 以下)及直接读数法测定.

  2 结果与讨论

  2.1 脱氮除磷颗粒污泥性能

  颗粒污泥反应器稳定运行190 d后,污泥颜色为淡黄色,呈近似球形或椭圆形,结构致密[图3(a)],平均粒径为1.2 mm; 颗粒边缘清晰并且附有一定的丝状物,其中还有一定的原生动物,如钟虫、 轮虫等[图3(b)]; 颗粒污泥是一个复杂的微生物系统,大量丝状菌缠绕颗粒污泥表面,球菌和短杆菌分布在丝状菌周围[图3(c)]; 污泥内部有孔隙,孔隙内部也分布着为数较多的球菌和短杆菌[图3(d)].

  图3 反应器中颗粒污泥的形态

  反应器的MLSS约为6 600 mg ·L-1,MLVSS约为4 092 mg ·L-1,SVI在20 mL ·g-1左右,单颗颗粒污泥沉速在29.0~40.9 m ·h-1之间,出水SS在30 mg ·L-1左右.

  2.2 反应器中N去除率

  图4为反应器运行190 d内N去除率的变化情况. 可以看出,反应器运行5 d时N去除率很低(在62%以下),之后N去除率逐渐提高到90%以上,但运行第24 d时N去除率突然降到65%以下,到50 d之后,其去除率基本维持在90%左右. 开始阶段N起伏变化可能是由于污泥吸附、 解析作用所致[23]; 随着污泥颗粒化完善,硝化细菌在污泥表面稳定富集, N去除率比较稳定. 污泥颗粒形成(30 d左右)后反应器15%时间内出现N去除率降低的现象,其主要由于曝气不稳定[低于9 L ·(L ·h)-1或高于14 L ·(L ·h)-1]所致.

  试验发现,当反应器运行至第24~26 d时,曝气量在9 L ·(L ·h)-1以下时(此时反应器主体溶液中好氧段DO浓度在1 mg ·L-1以下),出水中NH+4-N 的含量在11~16 mg ·L-1,但出水中NO-x含量在0.5 mg ·L-1以下,由此可以推断,由于DO太低,氨氧化细菌活性受到抑制; 当反应器运行至第30~45 d时,提高曝气量到14 L ·(L ·h)-1(好氧段开始DO在2.5 mg ·L-1以上,颗粒污泥刚刚形成,其平均粒径为0.32 mm),此时反应器出水中NO-x含量在11~16 mg ·L-1(主要以NO-3-N形式存在,NO-2-N含量在1 mg ·L-1以下),NH+4-N 的含量在0.5 mg ·L-1以下, DO太高污泥内部难以形成缺氧环境而使反硝化菌受到抑制(据报道DO的扩散深度为0.5 mm左右). 由此可见,曝气量的瞬间变化会迅速影响氨氧化微生物和反硝化微生物生物活性.

  图4 反应器内氮去除率历时变化

  2.3 颗粒污泥硝化和反硝化性能

  反应器运行183 d时取颗粒污泥进行静态试验,其试验结果见图5~6.

  由图5(a)可以看出,整个硝化反应过程持续30 min,随着NH+4-N下降,NO-3-N逐渐上升,当NH+4-N含量降低到1.22 mg ·L-1时,NO-3-N达到12.96 mg ·L-1,而NO-2-N在整个硝化过程中,其浓度维持在1.8 mg ·L-1以下,NO-2-N没有发生积累; 脱氮除磷颗粒污泥最大硝化速率[m(NH+4-N)/m(VSS) ·t]为14.13 mg ·(g ·h)-1,而姜体胜等[24]在同样条件下,获得的脱氮除磷絮状污泥最大硝化速率约为6.25 mg ·(g ·h)-1,本试验培养的颗粒污泥具有较好的硝化能力.

  图5 N的静态试验

  由图5(b)可以看出,反应20 min内NO-3-N由24.78 mg ·L-1快速下降为0.45 mg ·L-1,与此同时NO-2-N逐渐升高并达到最大18.52 mg ·L-1,之后NO-2-N缓慢下降,130 min时NO-2-N几乎为0; 颗粒污泥最大反硝化速率[m(NO-3-N)/m(VSS) ·t]为34.89 mg ·(g ·h)-1,是絮状污泥反硝化速率[絮状污泥的最大反硝化速率约为16.67 mg ·(g ·h)-1[24]的2.09倍,该试验培养的颗粒污泥具有较好的反硝化能力.

  2.4 颗粒污泥反硝化聚磷性能 图6为反硝化菌聚磷试验结果. 从中可以看出,PO3-4-P初始浓度为29.15 mg ·L-1,反应85 min之内升高到33.35 mg ·L-1,之后缓慢下降,在300 min时,吸磷速率[m(PO3-4P)/m(VSS) ·t]达到最大[仅为2.54 mg ·(g ·h)-1],比富集反硝化聚磷菌的吸磷能力弱[吸磷速率为7.52 mg ·(g ·h)-1][25]; NO-3-N初始浓度为35.47 mg ·L-1,反应开始后快速降低,105 min时降低为4.21 mg ·L-1,最大反硝化速率为13.11 mg ·(g ·h)-1; 在NO-3-N降低的同时,NO-2-N迅速上升,105 min达到最大24 mg ·L-1,之后缓慢下降,到315 min降低到0.5 mg ·L-1以下. 整个过程P仅仅下降了约7.16 mg ·L-1,而伴随着N降低了35.46 mg ·L-1,与文献[11, 12]报道的反硝化聚磷试验结果相比,本试验中通过反硝化聚磷作用进行脱氮和除磷能力很弱,N的去除主要依赖厌氧段合成的胞内贮存物质进行反硝化,同时也显示出P的存在一定程度上抑制了反硝化菌的活性.

  与图5(b)得到的最大反硝化速率相比可以看出,其反硝化速率仅为外碳源为电子供体时速率的0.43,内碳源反硝化速率远远小于外碳源反硝化速率.

  图6 反硝化聚磷静态试验

  2.5 反应器内颗粒污泥脱氮性能研究

  2.5.1 反应器某一周期内各参数的变化

  反应器运行190 d时对其某一周期进行监测,得到COD、 NH+4-N、 PO3-4-P、 NO-3-N、 NO-2-N各参数的变化(图7).

  图7 SBR反应器内一个周期内各参数变化曲线

  由图7可以看出,厌氧段2 min内COD迅速由213.59 mg ·L-1降低到84.2 mg ·L-1,12 min进一步降到55.87 mg ·L-1,到厌氧段结束,COD仅为27.18 mg ·L-1,COD的最大降解速率高达584.24 mg ·(g ·h)-1,远远高于Yilmaz等[26]培养的具有同步脱氮除磷颗粒污泥的COD的降解速率. 结合图3(c)分析,颗粒污泥表面存在一定的孔隙,将COD快速吸附在颗粒污泥表面或内部,使主体溶液中COD浓度快速下降; 另外,研究者也发现反硝化菌可过量吸附CH3COONa[27]. 反应器中PO3-4-P初始浓度为15.09 mg ·L-1,20 min后达到73.83 mg ·L-1,在随后的60 min内释磷缓慢进行,厌氧末端PO3-4-P达到75.76 mg ·L-1,最大释磷速率为34.67 mg ·(g ·h)-1. 好氧段PO3-4-P开始快速下降,曝气95 min后降低到1.0 mg ·L-1以下,曝气110 min后降低到0.5 mg ·L-1以下,好氧段最大吸磷速率为15.59 mg ·(g ·h)-1,释磷速率约为吸磷速率的2.2倍.

  在整个厌氧阶段NH+4-N仅由16.21 mg ·L-1降低到14.99 mg ·L-1,主要用于细菌自身生长. 曝气开始10 min NH+4-N快速下降,最大硝化速率为4.60 mg ·(g ·h)-1,曝气65 min时下降到1.02 mg ·L-1,80 min时检测不到NH+4-N; 曝气开始65 min内NO-3-N最高达到1.05 mg ·L-1,之后迅速上升,曝气80 min最大达到4.09 mg ·L-1,曝气95 min时降低到2.62 mg ·L-1,之后缓慢下降,出水时降低为1.41 mg ·L-1,最大反硝化速率为1.43mg ·(g ·h)-1; NO-2-N在整个过程中维持在1 mg ·L-1以下,没有发生NO-2-N的积累; 整个好氧阶段N的去除主要发生在曝气80 min内. 这说明硝化菌将NH+4-N转化为NO-3-N、 NO-2-N的同时,颗粒污泥内的反硝化菌同时将它们进一步反硝化,反应器内存在同步硝化反硝化脱氮的现象.

  在好氧阶段前10min内DO在1.3 mg ·L-1以下,此时系统内NO-x的含量在1 mg ·L-1以下; 80 min时DO维持达到2.7 mg ·L-1,NO-3-N含量达到最大,NH+4-N含量几乎为0; 110 min时DO达到5 mg ·L-1,在好氧末端达到6.0 mg ·L-1,对应NO-3-N含量在1.5 mg ·L-1左右. 由此看出,曝气80 min内DO主要用来进行硝化和好氧吸磷,导致DO较低; 曝气后期DO较高,但系统仍然具有较好的脱氮效果,其主要原因在于一定粒径的颗粒污泥(粒径在1 mm左右)内部存在的微缺氧环境起到了至关重要的作用.

  反应器某一周期内硝化速率和反硝化速率均比静态试验所测得速率低,其主要原因如下:测定硝化速率时,静态反应装置中DO充足,高达8.5 mg ·L-1,而反应器内大量的氧被PAOs好氧吸磷所利用使得其DO较低(2.0 mg ·L-1以下),从而抑制了硝化反应; 静态试验测反硝化速率时,使用的是充足的外碳源或胞内聚合物,而反应器中进行反硝化时污泥中胞内聚合物在好氧开始阶段大部分被PAOs和同步硝化反硝化过程反硝化所利用,胞内聚合物含量较低,一定程度上抑制了反硝化反应.

  2.5.2 N平衡计算 在稳态系统中,假定细胞合成所需要的N与剩余污泥带出的N相等[28],反应器出水仅含有NO-3-N,这样对反应器中N做如下计算.

  进水氮总量N0:

  40 mg ·L-1×10 L ·d-1=400 mg ·d-1

  细胞合成的氮NC:

  6 600 mg ·L-1×0.62×0.13 L ·d-1×12%=63.8 mg ·d-1

  出水SS中含的氮NSS:

  30 mg ·L-1×10 L ·d-1×12%=36mg ·d-1

  出水中NO-x的氮N1:

  1.41 mg ·L-1×10 L ·d-1=14.1mg ·d-1

  反硝化去除的氮Nd:

  (4.09 mg ·L-1-1.41 mg ·L-1)×20 L ·d-1=53.6 mg ·d-1

  式中,40 mg ·L-1为进水中NH+4-N含量,10 L为反应器 1 d的总进水量(反应器1 d运行5个周期,每周期进水2 L),4 L为反应器的有效容积,4.09 mg ·L-1为反应器内NO-3-N最高含量,6 600 mg ·L-1为反应器MLSS,MLVSS/MLSS比值为0.62,12%为微生物C5H7NO2中氮的质量分数,130 mL为每天从反应器排出的污泥混合液量,30 mg ·L-1为反应器出水SS(以MLVSS形式存在),1.41 mg ·L-1为出水中NO-3-N的含量(NO-2-N的含量为0 mg ·L-1).

  根据N的物料平衡,计算推出N通过同步硝化反硝化去除量Nnd约为232.5 mg ·d-1. 反应器中12.5%的N通过出水去除,13.4%的N通过反硝化去除,16%的N用于细胞合成后通过剩余污泥的形式排出,58.1%的N通过同步硝化反硝化去除的,可见同步硝化反硝化是去除N主要方式.

  本试验中培养的同步脱N除磷颗粒污泥对COD去除率在93%以上,对N去除率在90%左右,对P的去除率在95%左右,出水N和P浓度均达到《污水综合排放标准》一级A标准,具有很好的同步脱氮除磷效果.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。

  3 结论

  (1)颗粒污泥反应器在曝气量为12 L ·(L ·h)-1条件下,N去除率在90%左右,具有较好的同步脱氮除磷效果.

  (2)颗粒污泥静态反应最大硝化速率为14.13 mg ·(g ·h)-1,最大反硝化速率为34.89 mg ·(g ·h)-1,最大聚磷反硝化速率为13.11mg ·(g ·h)-1,具有较强的硝化、 反硝化能力.

  (3)反应器中污泥的最大硝化速率为4.60 mg ·(g ·h)-1,最大反硝化速率为1.43 mg ·(g ·h)-1; 同步硝化反硝化去除的N约为232.5 mg ·d-1,占N去除总量的54.3%,反应器中N主要通过同步硝化反硝化去除.

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