2018, Vol. 39
2. 江苏省水处理技术与材料协同创新中心, 苏州 215009;
3. 江苏省环境科学与工程重点实验室, 苏州 215009
2. Jiangsu Collaborative Innovation Center of Water Treatment Technology and Material, Suzhou 215009, China;
3. Key Laboratory of Environmental Science and Engineering of Jiangsu Province, Suzhou 215009, China
由氮和磷引起的水体富营养化已成为全世界急需解决的问题之一[1].在传统生物脱氮除磷工艺中, 氮和磷的去除均需要有机底物, 导致反硝化菌和聚磷菌相互竞争碳源, 而生活污水在无外加碳源的情况下其浓度远远不够, 从而限制了传统脱氮除磷工艺的去除效率[2, 3].反硝化除磷菌(DPBs)的发现为这一矛盾提供了一条解决之道[4].与聚磷菌(PAOs)的不同之处在于DPBs在缺氧环境下能利用NO3-/NO2-而非O2作为电子受体进行吸磷[5~7].因此, 可在碳源有限的条件下实现“一碳两用”[8~10].短程反硝化除磷则是在短程硝化的基础上实现反硝化除磷, 即以NO2-为主要电子受体进行缺氧吸磷, 这将进一步减少碳源需求和曝气能耗.
厌氧折流板反应器(ABR)多应用于高浓度污水的处理, 但有研究表明, ABR反应器与其它好氧反应器联合处理低浓度生活污水也能取得较好的处理效果[11].ABR反应器在厌氧条件下运行可实现微生物相分离, 利用ABR反应器不同隔室内不同优势微生物种群在厌氧低耗的条件下实现对底物的不同阶段和不同程度的转化[12], 为短程反硝化除磷提供优质碳源.短程反硝化除磷需要一个好氧阶段来实现短程硝化以提供NO2-作为缺氧吸磷的电子受体.近年来, 膜生物反应器(MBR)凭借其高效的生物截留作用及泥龄(SRT)与水力停留时间(HRT)完全分离的优势, 并随着制膜成本和运转费用的下降而被日趋广泛地得到应用[13].
目前国内外报道的基于短程硝化的反硝化除磷处理低C/N生活污水的研究甚少, 短程反硝化除磷工艺能否真正运用于工程实际仍有待探索.本文以生活污水为研究对象, 采用前期研究构建并取得良好脱氮除磷效果[3, 14, 15]的ABR-MBR协同组合工艺, 在MBR实现短程硝化的基础上采用与前期研究不同的回流方式在前端ABR中实现短程反硝化除磷, 以期为低碳源城市污水的连续流处理系统提供一种运行方式, 并取得稳定的脱氮除磷效果.
1 材料与方法 1.1 试验装置ABR-MBR工艺试验装置如图 1.本研究采用的ABR-MBR一体化反应器由4隔室ABR反应器和好氧MBR反应器组成, 均采用有机玻璃制成, 总有效容积为10.8 L, ABR反应器和好氧MBR反应器的有效容积分别为7.2 L和3.6 L.ABR第1、2隔室为厌氧区, 第3、4隔室为缺氧区, MBR为好氧区.MBR反应器采用间歇抽吸出水, 抽吸周期为10 min(8 min出水/2 min反冲洗), 底部采用微孔曝气供氧.膜组件采用PVDF柱状式中空纤维膜, 膜孔径为0.2μm, 采用真空压力表测定跨膜压差(TMP)以反映膜的污染情况, 一旦TMP≥30 kPa, 则对膜组件进行化学清洗.
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图 1 ABR-MBR工艺试验装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the ABR-MBR process |
试验用污水全部进入厌氧区.为实现短程反硝化除磷, 设置两个回流.一是污泥回流R1:将ABR第4隔室污泥回流至ABR第2隔室, 旨在利用优质碳源释磷; 二是硝化液回流R2:将MBR硝化液回流至ABR第3隔室, 使其处于缺氧环境而实现反硝化除磷.采用蠕动泵控制进、出水和R1、R2, 并采用可编程逻辑控制器(PLC)控制水位的恒定并实现出水、冲洗等运行过程的自动控制.
1.2 试验用水和污泥试验用水为:生活污水:人工配水=1 :1的模拟生活污水, 模拟废水各项进水水质指标见表 1, 采用葡萄糖、淀粉和蛋白胨(浓度比为9 :1 :1)及氯化铵、磷酸二氢钾适当补充、调节碳源和氮、磷.生活污水取自苏州市某高校实际生活污水, 接种污泥取自苏州市某污水处理厂的二沉池及A2/O好氧池污泥, 二沉池污泥中几乎不含亚硝酸盐及硝酸盐, 且有较好的脱氮除磷性能, 好氧池污泥属全程硝化污泥, 硝化性能良好.ABR反应器各隔室接种污泥MLSS约为28 000 mg ·L-1, MBR反应器内接种污泥MLSS约为4 000 mg ·L-1.
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表 1 原水水质 Table 1 Characteristics of the raw wastewater |
1.3 分析测定方法
水样经0.45μm中性滤纸过滤后按照标准方法[16]测定COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43--P.试验中检测项目及其分析方法详见表 2.为方便数据分析, 定义亚硝酸盐积累率(nitrite accumulation rate, NAR)如下:
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式中, c(NO2--N)和c(NO3--N)是MBR反应器出水的NO2--N和NO3--N质量浓度, 单位mg ·L-1.
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表 2 检测项目分析方法 Table 2 Testing equipment and analytical methods for water quality |
1.4 试验方案
试验共分为6个阶段, 第1阶段为启动阶段, 中间4个阶段为改变硝化液回流比, 第6阶段为在最优回流比条件下改变MBR水力停留时间来实现短程硝化, 每个阶段均在系统稳定运行后进行采样分析.整个试验过程对反应器进行水浴加热, 但冬季反应器内水温由于室温较低维持在(25±2)℃, 夏季反应器内水温则维持较高温度(30±2)℃.好氧区采用低氧曝气方式运行, 试验期间DO稳定控制在0.3~1.0 mg ·L-1.
2 结果与讨论 2.1 不同硝化液回流比对COD去除效能的影响不同硝化液回流比条件下COD的去除效能见图 2.从中可知, 当硝化液回流比从100%增至400%时, 尽管进水COD浓度上下波动幅度颇大, 但ABR-MBR系统对COD的去除效果一直很稳定, 即COD的去除受R2的影响不大.4个硝化液回流比下, 平均进水COD浓度为382.96、376.31、387.57和362.23mg ·L-1, ABR平均出水COD浓度分别为48.34、54.6、53.57和56.26 mg ·L-1, 系统平均出水COD浓度分别为30.71、35.03、37.27和40.88 mg ·L-1, 去除率分别为92%、90.7%、90.4%和88.7%.COD在ABR厌氧段降幅最大, 主要是因为ABR第1隔室充分进行厌氧水解产生反硝化除磷菌(DPB)可利用的优质碳源(VFA), DPB随即在ABR第2隔室利用其合成胞内碳源聚-β-羟基丁酸盐(PHB)颗粒, 并以能量的形式贮存与DPB体内.ABR第2隔室出水COD浓度维持在90mg ·L-1上下, 较低的浓度既为后续缺氧段吸磷提供了保障, 也为MBR中自养型亚硝化菌的富集创造了有利条件[17]; 缺氧段COD降幅次之, 反硝化菌优先以剩余COD为电子供体, NO2--N/NO3--N为电子受体进行反硝化作用, 当可生物降解COD耗尽后, DPB利用PHB进行同步反硝化脱氮除磷; 好氧段COD降幅最小, 主要用于维持好氧异养菌的新陈代谢, 另外, 膜对COD具有一定的过滤截留作用[18].
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图 2 不同硝化液回流比下COD的去除效能 Fig. 2 Removal efficiency of COD with different NOx--N recycling ratios |
不同硝化液回流比下TN的去除效能如图 3所示.从中可以看出, 当硝化液回流比分别为100%、200%、300%和400%时, 进水TN平均质量浓度维持在55mg ·L-1上下, 出水TN平均质量浓度分别为29.67、19.25、14.78和11.89mg ·L-1, TN平均去除率分别为46%、65%、72%和78%.在此过程中, TN去除率呈逐渐增大的趋势, 但增幅却呈递减规律.这与陈永志等[19]关于A2/O-BAF系统对TN去除率随内回流比增大而增加的结果相一致.氮在ABR-MBR系统缺氧段内的去除主要由两部分作用引起:①DPB以胞内碳源PHB为电子供体, 以NOx--N为电子受体发生反硝化除磷而去除; ②反硝化菌以外碳源COD为电子供体, 以NOx--N为电子受体发生反硝化脱氮而去除.前者引起的脱氮将在后续章节进行分析.当硝化液回流比较高时(400%), 势必使得缺氧区HRT变短, 导致只有一小部分反硝化菌能利用COD进行反硝化作用; 其次, 由于进水C/N比较低, 缺氧段可利用的有机碳源有限, 因此, 碳源不足也影响了反硝化的进行; 再者, 随着回流比的增大, 硝化液中会携带大量DO, 从而破坏缺氧环境, 致使反硝化能力受到削弱.上述便是TN去除率增幅呈递减趋势的原因.
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图 3 不同硝化液回流比下TN的去除效能 Fig. 3 Removal efficiency of TN with different NOx--N recycling ratios |
图 4为不同硝化液回流比下氨氮, 亚硝氮和硝氮的沿程转化规律.从中可见, 系统ABR段对氨氮的去除占比很小, 这一部分表现为被微生物利用进行细胞合成, 而NH4+-N浓度出现降低主要是由于回流液的稀释作用.NH4+-N的硝化主要发生在MBR中, MBR出水中的NOx--N经过回流进入ABR缺氧段为反硝化除磷提供电子受体.
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图 4 不同硝化液回流比下氨氮, 亚硝氮和硝氮的沿程转化规律 Fig. 4 Regularity of nitrogen transformation with different NOx--N recycling ratios |
不同硝化液回流比下P的去除效能及其沿程变化规律见图 5.从中可见, 当硝化液回流比分别为100%、200%、300%和400%时, 进水PO43--P平均质量浓度分别为7.98、8.41、8.18和7.92 mg ·L-1, ABR出水PO43--P平均质量浓度分别为2.56、1.55、0.57和3.06 mg ·L-1, 系统出水PO43--P平均质量浓度分别为1.80、1.09、0.45和2.14 mg ·L-1, 缺氧反硝化除磷率分别为67.9%、81.6%、93%和61.4%, 系统除磷率分别为77.4%、87%、94.5%和72.9%, 反硝化除磷量占系统除磷量的比例分别为87.7%、93.8%、98.4%和84.2%, 呈先增大后减小的趋势, 当硝化液回流比为300%时, 系统除磷效果达到最佳, 且反硝化除磷占比达到最大.
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图 5 不同硝化液回流比下P的去除效能 Fig. 5 Removal efficiency of P with different NOx--N recycling ratios |
图 6中PO43--P系统沿程变化更加直观地表达了不同硝化液回流比对除磷性能地影响.首先, 随着硝化液回流比增加(100%~300%), 系统厌氧段(ABR第2隔室)释磷量从3.1 mg ·L-1上升为7.7 mg ·L-1, 缺氧吸磷量从8.96 mg ·L-1上升到14.75 mg ·L-1, 表明在硝化液回流比较低的情况下, NOx--N是反硝化除磷的限制条件之一, NOx--N浓度的增加强化了DPB的代谢活性.其次, 当硝化液回流比继续增大到400%时, 厌氧释磷量亦继续增大, 达到了8.8 mg ·L-1.这与王聪等[20]A2O-BCO系统在硝化液回流比为400%时, 厌氧段释磷量减少, 但反硝化除磷量提高的结果相反, 主要是因为回流方式不同, 本研究的ABR-MBR系统中厌氧段受回流污泥中NOx--N的影响不大, 且由于厌氧段碳源充足, 因此释磷量不减反增.但是由于缺氧段NOx--N负荷过高, 大部分NOx--N未经缺氧区反硝化除磷环节直接随水流走, 造成NOx--N的“未脱先离”现象[21], 导致吸磷量减少; 另外, 回流比的增大导致缺氧段的实际水力停留时间缩短, 大部分污泥无法经历完整的厌氧释磷和缺氧吸磷过程, 因此, 大部分DPB无法形成较高的吸磷动力, 使DPB的缺氧吸磷能力受到一定的影响[22]; 除此之外, 回流比过大会将大量DO带入缺氧段, 从而破坏缺氧环境, 同样会抑制DPB的缺氧吸磷能力.上述原因最终导致了反硝化除磷效果在这个阶段并未像硝化液回流比较低时的几个阶段一样逐步上升, 而是有所下降.
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图 6 不同硝化液回流比下P的沿程变化规律 Fig. 6 Evolution of P in the ABR-MBR system with different NOx--N recycling ratios |
综上分析, 在硝化液回流比为300%的情况下, 反硝化除磷效果最佳.因此对这个条件进行深入分析, 通过改变MBR的HRT将其分为3个阶段.当硝化液回流比为300%时, 厌氧段平均释磷量为7.7mg ·L-1, 用于供给DPB释磷过程的COD平均值为137.24 mg ·L-1, 占进水COD的比例最大, 说明有机物充足, 在厌氧段DPB可利用外碳源充分释磷, 系统释磷性能良好.由图 7(a)可知, 当HRTMBR=3 h时, MBR中实现了短程硝化, 亚硝酸盐积累率达到60%, 缺氧段出水NO2--N浓度平均值低于0.1mg ·L-1, 而缺氧段出水NO3--N在0.1~1.0mg ·L-1之间, 缺氧段出水PO43--P浓度平均值为0.46mg ·L-1, 系统出水PO43--P浓度平均值为0.37mg ·L-1.由此可见, 这个阶段的除磷主要是通过以NO2--N为电子受体的反硝化除磷完成.Zeng等认为[23], 原水中COD含量较低及厌氧区亚硝酸盐的存在是导致A2O工艺除磷效果恶化的主要原因之一, 本研究中短程硝化阶段厌氧释磷段COD含量较高且厌氧区几乎不存在亚硝酸盐, 因此获得了较高的短程反硝化除磷效果.由图 7(b)和7(c)可知, 当HRTMBR逐渐增大到4 h、5 h后, MBR中短程硝化被破坏, 出水以NO3--N为主, 这是因为随着HRTMBR的增大, 硝化菌有足够的时间来完成对氨氮的硝化过程.厌氧段由于COD浓度变化不大, DPB依旧能充分释磷, 但是缺氧段吸磷效果却逐渐下降, 导致出水PO43--P浓度有所上升.造成此种现象的原因除了缺氧的环境条件下吸磷效率原本就低, 主要还是DPB在第一阶段已被驯化成主要以NO2--N为电子受体来实现反硝化除磷的菌种, 因此, NO2--N向NO3--N的转化影响了DPB的缺氧吸磷能力; 除此之外, 碳源过剩也是原因之一, 过剩的有机物(尤其是VFA)在缺氧段很容易被反硝化菌优先利用进行反硝化脱氮, 而消耗了本应用于DPB缺氧吸磷的电子受体, 从而降低缺氧吸磷量[24].
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图 7 在不同HRTMBR下PO43--P、NOx--N和COD同步去除效能分析 Fig. 7 Removal efficiency of PO43--P, NOx--N, and COD with different HRTs in the MBR process |
(1) 本研究构建的ABR-MBR组合工艺实现了对生活污水稳定的COD、NH4+-N去除效果.试验期间, 系统在不同硝化液回流比下出水COD浓度均低于50mg ·L-1, 出水NH4+-N浓度均在5mg ·L-1以下, 去除率均达到了90%以上.随着硝化液回流比从100%增加到400%, 出水TN平均质量浓度分别为29.67、19.25、14.78和11.89mg ·L-1, TN平均去除率分别为46%、65%、72%和78%.
(2) 系统实现了低C/N比条件下的反硝化除磷, 反硝化除磷量占系统除磷量的比例分别为87.7%、93.8%、98.4%和84.2%, 反硝化除磷效果随硝化液回流比从100%增加到400%先升高后下降, 在300%时取得最优效果.
(3) 系统在硝化液回流比为300%, HRTMBR=3h时, MBR中实现了短程硝化, 亚硝酸盐积累率达到60%, 缺氧段出水PO43--P浓度平均值为0.46mg ·L-1, 系统出水PO43--P浓度平均值为0.37mg ·L-1.这个阶段的除磷主要是通过以NO2--N为电子受体的反硝化除磷完成.因此, 在处理低C/N比生活污水, 以NO2--N为电子受体的反硝化除磷对有限碳源的利用率更高, 短程硝化更有利于磷的去除.
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