2018, Vol. 39
, YUAN Meng-fei , WANG Xiao-xia
, CHEN Guang-hui , ZHEN Jian-yuan , DU Shi-ming , ZHANG Fan
在传统生物脱氮除磷工艺中, 存在着脱氮菌与除磷菌对碳源、溶解氧(DO)和污泥龄(SRT)等方面的矛盾与竞争, 使得污水最终的脱氮除磷效果受到影响, 尤其体现在低C/N城市污水的脱氮除磷过程中[1].本课题针对传统生物脱氮除磷技术存在的诸多弊端, 结合低C/N污水的水质特点, 提出了一种适合低C/N污水脱氮除磷的新工艺, 即同步短程硝化反硝化除磷(SPNDPR)工艺.
在该SPNDPR工艺中, 通过合理控制厌氧时间, 强化聚磷菌(PAOs)、聚糖菌(GAOs)的厌氧内碳源贮存作用, 可实现原污水中有限碳源的充分利用, 并同时可将出水COD浓度维持在较低水平; 而在好氧段, 通过合理控制好氧时间与溶解氧(DO)浓度, 可实现稳定的同步短程硝化反硝化(SPND)作用, 实现原污水中氨氮的去除; 同时, PAOs可通过好氧吸磷和反硝化除磷作用实现原污水中磷的去除.与传统好氧生物除磷工艺[2]相比, SPNDPR工艺中好氧吸磷过程与反硝化除磷过程[3]的同时存在, 可在保证系统稳定除磷的基础上, 实现部分氮的去除; 与传统同步硝化反硝化(SND)脱氮工艺[4]相比, SPNDPR工艺中短程硝化反硝化的存在, 可进一步降低脱氮过程所需的有机碳源需求, 有利于提高系统的脱氮性能.
目前, 有关同步短程硝化反硝化(SPND)脱氮的工艺鲜见报道[5], 相关研究主要集中在对单独的强化生物除磷(EBPR)系统除磷特性的分析[6~8], 或者对单独的SND系统形成机制的探讨[9, 10], 以及颗粒污泥[11, 12]或双污泥[13]或生物膜[14~18]体系内的同步硝化反硝化除磷方面的研究.有关同步短程硝化反硝化(SPND)耦合强化生物除磷(EBPR)的同步脱氮除磷工艺, 并将其进行低C/N(≤4)城市污水的脱氮除磷还未见报道.
有报道指出[19], ρ(DO)=0.5 mg·L-1时, 硝化速率与反硝化速率相同, 可实现SND.而短程硝化是本工艺实现低C/N污水高效脱氮的关键.短程硝化的实质是将硝化反应控制在亚硝态氮阶段, 从种群迁移的角度看, 就是在硝化反应过程中氨氧化细菌(AOB)相对于亚硝酸盐氧化菌(NOB)优势增殖, 使AOB成为硝化菌群中的优势种群[20, 21].迄今为止, 已建立了一些可行的实现短程硝化的控制手段和策略, 主要包括低溶解氧、高温、污泥龄(SRT)控制、游离氨抑制、运行方式及曝气时间控制等.由于能节省供氧能耗, 控制DO浓度和曝气时间是经济有效且灵活的控制策略.
因此, 本研究以低C/N(≤4)城市污水为处理对象, 采用厌氧/低氧运行的序批式活性污泥反应器(SBR), 通过合理控制厌氧/好氧运行时间和SRT, 并联合调控好氧段DO浓度, 分析了SPNDPR系统的启动与优化运行特性, 并探讨了该系统优化运行后的COD、氮、磷去除特性以及优化运行期间系统内MLSS、SV、SVI的变化情况, 以期为了解SPNDPR系统的氮磷去除特性及其在低C/N城市污水的实际工程应用中提供实验数据支撑.
1 材料与方法 1.1 实验装置与运行工序SBR反应器采用有机玻璃制成, 为敞口式反应器, 总体积为13 L, 有效容积为8 L, 采用机械搅拌的方式使泥水混匀, 以曝气砂头作为微孔曝气器, 并以转子流量计调节曝气量, 反应器见图 1.反应器采用厌氧/低氧交替的运行方式, 每天运行4个周期, 每个周期为6 h, 具体运行参数见表 1.
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1.搅拌器; 2.气泵; 3.气体流量计; 4~6.取样口; 7.出水口; 8.排泥口; 9.进水口; 10.放空口; 11.进水水箱; 12.蠕动泵; 13.曝气头; 14.搅拌桨; 15.储泥箱; 16.出水水箱; 17.DO测定仪; 18.pH计 图 1 反应器SBR实验装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the SBR test device for the reactor |
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表 1 SPNDPR系统优化运行期间运行参数 Table 1 Running parameters during optimal operation of SPNDPR system |
1.2 实验用水和接种污泥
实验用水为青岛市某污水处理厂粗格栅前入口处的生活污水, 具体水质为：COD浓度平均为274.74 mg·L-1, NH4+-N浓度平均为59.52mg·L-1, NO2--N浓度＜1 mg·L-1, NO3--N浓度＜1 mg·L-1, PO43--P浓度平均为4.85 mg·L-1, pH值为7.2~7.6.接种污泥取自青岛市某污水处理厂二沉池的剩余污泥, 具有良好的脱氮除磷能力, 接种到反应器内后MLSS约为3698 mg·L-1, SV约为36%, SVI约为97.35 mL·g-1.
1.3 检测方法 1.3.1 常规检测方法水样经中性滤纸(最大孔径15~20 μm)过滤后测定以下各参数：NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定, NO2--N采用N-(1-萘基)乙二胺分光光度法测定, NO3--N采用麝香草酚分光光度法测定, PO43--P采用钼酸铵分光光度法测定; COD采用联华5B-3A型COD快速测定仪测定, MLSS采用重量法测定, 温度与DO值采用雷磁便携式溶解氧测定仪测定, pH采用雷磁PHS-3C pH计测定.
1.3.2 CODins率计算方法CODins率是指在SPNDPR系统的厌氧段, 原水中的COD被PAOs和GAOs储存为内碳源的百分比.其计算方法如下：
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式中, ΔCOD、ΔNO2-和ΔNO3-分别为系统厌氧段COD、NO2--N和NO3--N浓度的变化量, mg·L-1; 1.71和2.86分别为单位质量浓度的NO2--N和NO3--N被异养反硝化菌利用时所消耗COD的质量浓度, mg·L-1.
1.3.3 SND率计算方法SND率用以表示在SPNDPR系统好氧段的氮损失情况, 其计算方法如下：
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式中, ΔNH4+、ΔNO2-和ΔNO3-分别为系统好氧段NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度的变化量, mg·L-1.
2 结果与讨论 2.1 SPNDPR系统的COD去除及厌氧段内碳源贮存特性图 2为SPNDPR系统优化运行期间进出水COD浓度变化情况.阶段1(1~20 d), SPNDPR系统进水、厌氧末期和出水COD的浓度较为稳定, 分别约为257.15、62.00和55.90 mg·L-1; COD去除率稍有波动, 约为78.09%;厌氧段COD消耗量平均为0.38 mg·(L·min)-1, 好氧段COD消耗量平均为0.04 mg·(L·min)-1.说明系统内COD的去除主要是在厌氧段实现的.此外, 这一阶段CODins率稍有波动, 但维持在较高水平(约为85.69%).有研究表明[22], 在一定的时间范围内(1.5~3 h)延长同步硝化反硝化除磷系统的厌氧时间, 有利于强化少量较难降解的有机物的吸收, 提高内碳源储存量, 且可促进好氧段同步硝化反硝化作用的进行.其解释了本实验条件下(厌氧时间为3 h), SPNDPR系统所具有的高CODins储存量.
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图 2 SPNDPR系统优化运行期间进出水COD浓度变化情况 Fig. 2 Change of COD concentration in and out of water during the optimal operation of SPNDPR system |
阶段2(21~35 d), SPNDPR系统COD去除及内碳源贮存性能维持稳定.系统进水COD浓度平均为280.94mg·L-1, 厌氧末和出水COD浓度分别平均为56.00 mg·L-1和51.88mg·L-1; 厌氧段COD消耗量平均为0.44 mg·(L·min)-1, 好氧段COD消耗量平均为0.03 mg·(L·min)-1; COD去除率与阶段1相比, 稍有升高, 其由第21 d的78.37%升高至第35 d的80.34%; CODins率稳定在较高水平, 平均为82.46%.
阶段3(36~55 d), 当SPNDPR系统好氧段曝气量提高至1.0L·min-1、好氧时间缩短至120 min之后, 系统COD去除及内碳源贮存性能仍然维持稳定.在该阶段, 系统进水、厌氧末期和出水COD浓度分别平均为285.11、56.73和50.28mg·L-1; 厌氧段COD消耗量和好氧段COD消耗量分别平均为0.47 mg·(L·min)-1和0.04 mg·(L·min)-1; COD去除率和CODins率分别平均为82.75%和88.59%.说明改变系统好氧段的曝气量与好氧时间几乎不影响系统的COD去除特性(阶段2~3, COD去除率均保持在80%以上), 也进一步证明了COD的去除主要发生在系统的厌氧段.
阶段4(56~80 d), SPNDPR系统的COD去除性能得以进一步稳定维持.系统进水、厌氧末期和出水COD浓度分别平均为283.59、50.61和46.71mg·L-1; 厌氧段COD消耗量和好氧段COD消耗量分别平均为0.48 mg·(L·min)-1和0.03 mg·(L·min)-1; COD去除率和CODins率分别平均为83.18%和85.04%.
以上实验结果表明, SPNDPR系统改变运行方式(好氧段曝气量由0.8L·min-1提高至1.0L·min-1, 好氧时间由180 min缩短至120 min)后, 其并未影响系统的COD去除性能(COD去除率仍然维持在80%以上).分析其原因可能在于COD的去除过程主要是发生在系统的厌氧阶段.此外, CODins率一直维持在85%以上.说明COD在厌氧段的去除作用, 主要是通过PAOs或GAOs的内碳源贮存作用实现的, 而异养反硝化菌的反硝化作用贡献很少.
2.2 SPNDPR系统的除磷特性图 3为SPNDPR系统优化运行期间进出水PO43--P浓度变化情况.阶段1(1~20 d), SPNDPR系统除磷性能较差.在此阶段, 系统进水PO43--P浓度平均为3.64mg·L-1, 出水PO43--P浓度偏高约为1.35mg·L-1左右, PO43--P去除率约为62.68%.值得注意的是, 系统释磷和吸磷性能有所提高, 表现为厌氧末PO43--P浓度由15.80mg·L-1逐步提高至25.71mg·L-1, 厌氧释磷量和好氧吸磷量分别由14.45 mg·L-1提高至22.34 mg·L-1和由13.67mg·L-1提高至23.93 mg·L-1.
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图 3 SPNDPR系统优化运行期间进出水PO43--P浓度变化情况 Fig. 3 Changes in PO43--P concentration in and out of water during the optimal operation of SPNDPR system |
阶段2(21~35 d), SPNDPR系统除磷性能有所提高, 出水PO43--P浓度由1.86mg·L-1逐渐降低至0.92mg·L-1, 去除率由42.77%逐渐提高至76.29%.此外, 厌氧末PO43--P浓度由22.08mg·L-1逐渐提高至25.68mg·L-1; 厌氧释磷量由19.75mg·L-1逐渐提高至24.06mg·L-1, 好氧吸磷量由20.22mg·L-1逐渐提高至24.76mg·L-1.与阶段1相比, 系统的释磷和吸磷性能均稳定在较高水平(20mg·L-1以上), 说明经过一段时间的驯化, 聚磷菌可以适应低氧的环境, 且能够维持较高的除磷特性.
在阶段3(36~55 d), 当SPNDPR系统好氧段的曝气量由0.8L·min-1提高至1.0L·min-1, 且好氧时间由150 min缩短至120 min时, 系统的除磷性能维持在较高水平, 表现在出水PO43--P浓度仅为0.24mg·L-1, 且PO43--P去除率高达93.79%.此外, 厌氧末PO43--P浓度平均为25.66mg·L-1; 厌氧释磷量和好氧吸磷量均维持在较高水平, 分别为23.62mg·L-1和25.19mg·L-1.说明改变该运行方式后, SPNDPR系统的厌氧释磷和好氧吸磷特性能够维持在较高水平.
阶段4(56~80 d), SPNDPR系统除磷性能进一步维持稳定.在该阶段, 系统进水PO43--P浓度、出水PO43--P浓度和去除率分别平均为5.54mg·L-1、0.11mg·L-1和97.30%.厌氧末PO43--P浓度平均为25.23mg·L-1, 系统厌氧释磷量和好氧吸磷量均维持在较高水平, 分别平均为24.61mg·L-1和26.64mg·L-1.
以上实验结果表明, 提高曝气量(由0.8L·min-1提高至1.0L·min-1)会降低出水PO43--P浓度.但缩短曝气时间(由150 min缩短至120 min), 几乎不影响SPNDPR系统的除磷性能.
2.3 SPNDPR系统的硝化特性 2.3.1 SPNDPR系统优化运行期间进出水NH4+-N浓度变化情况图 4为SPNDPR系统优化运行期间进出水NH4+-N浓度变化情况.阶段1(1~20 d), SPNDPR系统进水NH4+-N浓度和厌氧末NH4+-N浓度分别约为61.42mg·L-1和25.88 mg·L-1; 出水NH4+-N浓度逐渐降低, 由10.28mg·L-1降低至0mg·L-1; 去除率由84.59%逐渐提高至100%.说明SPNDPR系统的硝化性能逐渐提高.
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图 4 SPNDPR系统优化运行期间进出水NH4+-N浓度变化情况 Fig. 4 Change in NH4+-N concentration in and out of water during the optimal operation of SPNDPR system |
阶段2(21~35 d), SPNDPR系统的硝化性能得到稳定维持, 系统进水NH4+-N浓度、厌氧末NH4+-N浓度、出水NH4+-N浓度和NH4+-N去除率分别平均为64.14、24.72、1.12mg·L-1和98.30%.说明SPNDPR系统的硝化性能较好.
在阶段3(36~55 d), 为进一步提高SPNDPR系统好氧段的硝化速率, 将曝气量由0.8mg·L-1提高至1.0 mg·L-1(DO浓度维持在0.5mg·L-1以下).同时, 为防止过度曝气导致短程硝化过程的破坏, 将好氧时间由150 min缩短为120 min.由图 4可知, 在第36 d, 出水NH4+-N浓度呈现断崖式升高, 为15.84mg·L-1, NH4+-N去除率也迅速降至66.52%.分析其原因可能是改变运行方式后硝化不完全所导致的.此后, 在该阶段, 出水NH4+-N浓度由15.84mg·L-1逐渐降低至5mg·L-1以下, NH4+-N去除率由75.81%提高至90%以上.说明经过一段时间的驯化, 在维持较高的硝化性能下(去除率90%以上), SPNDPR系统的硝化速率得到明显提高[由第36 d的0.09mg·(L·min)-1提高至第55 d的0.16 mg·(L·min)-1].
阶段4(56~80 d), SPNDPR系统的硝化性能维持稳定, 系统进水NH4+-N浓度、厌氧末NH4+-N浓度、出水NH4+-N浓度、NH4+-N去除率分别平均为55.68mg·L-1、20.28 mg·L-1、0.54mg·L-1、99.04%.说明SPNDPR系统的硝化性能良好, 且能够维持较高的硝化速率.
2.3.2 SPNDPR系统优化运行期间出水NO2--N和NO3--N浓度变化情况图 5为SPNDPR系统优化运行期间出水NO2--N和NO3--N浓度变化情况.阶段1(1~20 d), SPNDPR系统出水NO2--N浓度逐渐升高, 由0 mg·L-1升至1.81mg·L-1左右, 出水NO3--N浓度由8.14 mg·L-1逐渐降低至2.27mg·L-1, NO2--N积累率由0%逐渐升高至36.94%.说明SPNDPR系统的短程硝化性能逐渐提高.此外, SND率维持在较高水平, 约为58.66%; TN去除率有所提高, 由第1 d的72.48%提高至第20 d的96.56%.推测可能是由于较低的曝气量, 反应器内形成了缺氧环境.有研究表明[23, 24], 缺氧环境是产生SND现象的主要原因.
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图 5 SPNDPR系统优化运行期间出水NO2--N和NO3--N浓度变化情况 Fig. 5 Changes in NO2--N and NO3--N concentration in and out of water during optimal operation of SPNDPR system |
阶段2(20~35 d), SPNDPR系统短程硝化性能逐渐提高, 出水NO2--N浓度逐渐升高, 由7.41mg·L-1升高至11.65mg·L-1, 出水NO3--N浓度由3.02mg·L-1逐渐降低至1.12mg·L-1, NO2--N积累率由71.05%逐渐升高至91.23%.结合图 4的进出水NH4+-N浓度变化情况(该阶段的出水NH4+-N浓度已基本稳定在1.12 mg·L-1), 说明AOB较NOB的亲氧性更好, 在低溶解氧的状态下, AOB更容易利用溶解氧来进行代谢, NOB所需的溶解氧不足, 导致NOB的活性受到抑制[25].此外, SND率、TN去除率均维持稳定, 分别约为50%和79.68%.说明SPNDPR系统拥有较高的同步短程硝化反硝化性能和总氮去除性能.
阶段3(36~55 d), SPNDPR系统改变运行方式后(曝气量由0.8L·min-1提高至1.0L·min-1, 好氧时间由150 min缩短至120 min), 出水NO2--N浓度迅速降至6.72 mg·L-1.推测其原因可能是, 改变运行方式后NH4+-N不能完全去除, 导致了NO2--N生成量突降.此后, 出水NO2--N浓度由6.72mg·L-1逐渐提高至9.57mg·L-1, 出水NO3--N浓度由2.21mg·L-1逐步降低至1.0mg·L-1以下, NO2--N积累率由72.03%逐步提高至90%以上.说明该曝气条件下, SPNDPR系统仍然维持较高的短程硝化性能, 即改变运行方式并未破坏短程硝化过程.此外, 在该阶段, SND率稳定在53.15%左右, TN去除率呈现先下降后上升的趋势, 先由第36 d的66.52%降低至第47 d的37.73%, 再恢复至第55 d的79.15%.
阶段4(56~80 d), SPNDPR系统短程硝化性能得以稳定维持, 系统出水NO2--N浓度、出水NO3--N浓度、NO2--N积累率分别平均为10.58mg·L-1、0.15 mg·L-1、98.65%; SND率和TN去除率分别平均为44.20%和79.78%.
2.4 SPNDPR系统优化运行期间MLSS、SV及SVI变化情况图 6为SPNDPR系统优化运行期间MLSS、SV及SVI变化情况.阶段1(1~20 d), MLSS由3698.00 mg·L-1降低至3052.00 mg·L-1.推测可能是较短的污泥龄(10 d)所导致的.此外, SV由36%降低至29%; SVI约为97.23mL·g-1.说明低溶解氧条件并未发生污泥膨胀, 且SPNDPR系统的污泥沉降性能逐渐提高.
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图 6 SPNDPR系统优化运行期间MLSS、SV及SVI变化情况 Fig. 6 Changes in MLSS, SV, and SVI during the optimal operation of SPNDPR system |
阶段2~3(21~55 d), MLSS、SV、SVI均维持稳定, 分别平均为2536.80 mg·L-1、25%、97.82 mL·g-1.说明不同运行方式下(曝气量由0.8L·min-1提高至1.0L·min-1, 好氧时间由150 min缩短至120 min), 污泥沉降性能并未发生改变.
阶段4(56~80 d), MLSS、SV、SVI得以稳定维持, 分别平均为2881.75mg·L-1、21%、74.09 mL·g-1.说明SPNDPR系统的污泥沉降性能良好, 并未出现污泥膨胀.此外, 值得注意的是SVI由上一阶段的96.41 mL·g-1降至74.09 mL·g-1, 系统的沉降性能得到进一步提高.
2.5 优化运行的SPNDPR系统实现生活污水同步短程硝化反硝化除磷的机制为进一步分析SPNDPR系统优化运行后的脱氮除磷机制, 对系统运行第87 d典型周期内基质浓度变化情况进行分析(图 7).初始COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N和PO43--P浓度分别为122.73、21.66、7.66、0.17和1.52mg·L-1.
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图 7 优化运行的SPNDPR系统在典型周期内的污染物去除情况 Fig. 7 Pollutant removal in a typical period of the optimized operation of SPNDPR system |
在厌氧段(0~180 min), COD浓度逐渐降低, 并伴随着磷的释放和NOx--N的去除.在0~20 min, NO2--N和NO3--N浓度迅速降至约0 mg·L-1.在0~60 min内, PO43--P浓度成线性增长趋势, 并伴随着COD浓度的迅速减少.说明0~60 min内主要发生NOx--N的外源反硝化作用及PAOs的释磷作用.此外, 考虑到该阶段NOx--N的浓度较低(7.83mg·L-1), 所以COD的去除主要是通过释磷作用实现的.在60~180 min内, PO43--P浓度稍有提高(1.92 mg·L-1), 但COD浓度持续降低了21.93 mg·L-1, 说明60~180 min内仍存在着聚糖菌将外源COD向内碳源转化的过程[25, 26].
在好氧段(180~300 min), COD浓度基本保持不变. PO43--P浓度由20.13mg·L-1逐渐降至0mg·L-1.证明了好氧吸磷或反硝化除磷的存在.此外, 在该阶段NH4+-N浓度由20.13mg·L-1逐渐降低至0 mg·L-1, 减少了20.13mg·L-1; NO2--N由0逐渐升高至12.86 mg·L-1, NO3--N仅为0.10 mg·L-1; 好氧段氮损失高达7.15mg·L-1.以上实验结果, 证明了SPNDPR系统内同步短程硝化反硝化的存在.因此, SPNDPR系统内好氧吸磷、反硝化除磷、同步短程硝化反硝化作用可实现低C/N污水的同步脱氮除磷.
3 结论(1) 通过延时厌氧和低氧曝气的方式, 联合调控低氧段曝气量和曝气时间, 可以实现SPNDPR系统的优化运行.优化后的SPNDPR系统出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N和PO43--P浓度分别为0、10.96、0.06和0.14mg·L-1; 出水TN浓度约为11.27mg·L-1, TN去除率高达79.78%.
(2) COD的去除过程主要是发生在系统的厌氧阶段, 且主要是通过PAOs或GAOs的内碳源贮存作用实现的, 而异养反硝化菌的反硝化作用贡献很少.改变运行方式(好氧段曝气量由0.8 L·min-1提高至1.0L·min-1, 好氧时间由180 min缩短至120 min), 并未影响系统的COD去除性能.优化后的SPNDPR系统COD去除率和CODins率分别高达83.18%、85.04%.
(3) 提高曝气量(由0.8L·min-1提高至1.0L·min-1), 会降低出水PO43--P浓度.但缩短曝气时间(由150 min缩短至120 min), 几乎不影响SPNDPR系统的除磷性能.
(4) 经过80d的优化运行, SPNDPR系统可以实现同步短程硝化反硝化. NO2--N积累率、SND率和TN去除率分别高达98.65%、44.20%和79.78%.
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