2019, Vol. 40
2. 兰州铁道设计院有限公司, 兰州 730000
2. Lanzhou Railway Design Institute Co., Ltd., Lanzhou 730000, China
我国城市生活污水C/N通常约为3.8~8.5, 具有典型低C/N特性[1, 2].传统生物脱氮处理城市生活污水由于碳源不足往往需投加外加碳源, 从而大大增加了处理成本, 而短程硝化具有节省曝气能耗、减少反硝化碳源和减少污泥产量等优点受到广泛关注[3, 4].但目前短程硝化研究主要停留在高基质污水, 而针对低基质城市生活污水的研究较少.如何实现与维持稳定的短程硝化也成为目前污水生物脱氮领域的研究热点.短程硝化实现和维持的手段主要有高温、高pH、高游离氨(FA)、高游离亚硝酸(FNA)、适宜的水力停留时间(HRT)和低DO等[5~7], 其关键是抑制亚硝酸盐氧化细菌(NOB), 而氨氧化菌(AOB)生长速率缓慢、自固定能力弱和对外界环境敏感, 同时生活污水中低氨氮浓度直接影响AOB的生长, 增大了实现短程硝化的难度[8~10].
本试验采用序批式生物反应器(SBR)处理低C/N生活污水, 通过调控间歇曝气模式成功启动短程硝化, 并探究好氧/缺氧时间比与温度对短程硝化稳定运行的影响, 以期为短程硝化处理低C/N生活污水的实际工程应用提供理论参考.
1 材料与方法 1.1 试验装置SBR反应器采用圆柱形有机玻璃制成(图 1), 直径15 cm, 高40 cm, 有效容积为5 L.在其侧壁垂直方向设有取样口, 利用搅拌器混匀污泥, 采用温度控制器调节温度, 通过时间继电器控制间歇曝气.
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1.曝气泵；2.气体流量计；3.搅拌器；4.曝气头；5.排泥口；6.取样口 图 1 SBR试验装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of a SBR |
接种污泥取自兰州市七里河安宁区污水处理厂, MLSS约为3000 mg·L-1, 污泥MLVSS/MLSS(f值)为0.37, SV30为18, 污泥具有良好沉降性能.
1.3 试验用水水质及检测方法试验用水取自兰州交通大学家属楼区实际生活污水, 其水质指标见表 1.
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表 1 试验用水水质 Table 1 Quality of the raw wastewater |
所有水样均采用定性滤纸过滤后测定, NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; NO3--N采用麝香草酚分光光度法; COD采用快速密闭催化消解法; MLSS、MLVSS采用重量法测定[11]. SV30采用30 min沉降法(100 mL量筒)测定.
1.4 运行策略SBR采用间歇运行模式, 控制曝气量为80 L·h-1, 排水比为75%.本试验采用3种运行工况, 工况Ⅰ在温度为(25±0.5)℃下, 曝停时间均为30 min, 不同交替模式(交替缺氧/好氧4次、交替好氧/缺氧5次和交替好氧/缺氧4次)下, 缺氧/好氧4次与好氧/缺氧4次采用不具全程硝化性能污泥, 而好氧/缺氧5次采用全程硝化污泥.工况Ⅱ温度在(25±0.5)℃时, 采用不同好氧/缺氧时间比30 min:30 min、40 min:20 min和30 min:60 min, 分别交替5次、3次和5次, 最后一次交替只进行好氧反应.工况Ⅲ在不同温度(18、25和30℃)下, 采用曝停比30 min:30 min, 分别交替7次、5次和4次.
1.5 计算方法NH4+-N去除率(ARE)、NO2--N积累率(NiAR)、比亚硝酸盐氮产生速率(SNiPR)、比硝酸盐氮产生速率(SNaPR)和比氨氮氧化速率(SAOR, 即活性污泥的氨氧化速率与污泥浓度的比值)的计算参考文献[12]的公式进行.
AOB和NOB的活性计算参考郭英等[13]的公式.
AOB活性计算：
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(1) |
式中, ηAOB活性为AOB活性, %; SAORn为第n周期曝气结束时SAOR, 以N/VSS计, g·(g·d)-1; SAORM为整个试验阶段SAOR的平均值, g·(g·d)-1.
NOB活性计算：
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(2) |
式中, ηNOB活性为NOB活性, %; SNaPRn为第n周期曝气结束时的SNaPR, 以N/VSS计, g·(g·d)-1; SNaPRM为整个试验阶段SNaPR的平均值, g·(g·d)-1.
1.6 物料衡算分析为研究不同好氧/缺氧时间比下SBR短程硝化氮损失ΔTN, 采用物料衡算方式进行TN及COD平衡分析, 根据TN和COD变化量可得出SBR同步硝化反硝化碳氮比例(ΔCOD/ΔTN)：
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(3) |
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(4) |
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(5) |
式中, cn(TN)in和cn(TN)eff分别为第n周期时进水TN和出水TN浓度, cn-1(TN)为第n-1周期时出水TN浓度, 均为mg·L-1; cn(COD)in和cn(COD)eff分别为第n周期时进水COD和出水COD浓度, cn-1(COD)为第n-1周期时出水COD浓度, 均为mg·L-1; ω为SBR排水比; ΔTN和ΔCOD为TN和COD的变化量, mg·L-1.
2 结果与讨论 2.1 不同交替模式对短程硝化脱氮性能的影响 2.1.1 不同交替模式下短程硝化的氮素去除图 2和图 3分别表示不同交替运行模式下短程硝化中NH4+-N和NO2--N的变化特征. 3个工况下出水NH4+-N基本为零, ARE分别为98.67%、98.32%和96.25%, 说明3种交替模式均能实现NH4+-N的高效去除.整个运行过程进水NO2--N均维持在1.00 mg·L-1以下, 出水NO2--N呈逐渐增长的趋势, 出水NO2--N浓度分别在69、63和58周期时达到20.20、18.05和21.83 mg·L-1, NiAR分别达到96.79%、98.80%和98.78%.张立成等[14]认为NiAR达到50%以上即可成功实现短程硝化, 可见3种交替模式下均实现稳定的短程硝化.高春娣等[15]采用交替缺氧/好氧模式处理实际生活污水, 110周期后NiAR达到90%, 而本试验实现稳定短程硝化所需时间为69周期.刘宏等[16]采用交替好氧/缺氧处理生活污水, 控制温度为30℃, 61周期成功实现稳定亚硝积累, NiAR高达95.92%, 而本试验在25℃下实现稳定短程硝化, 更有利于短程硝化在实际工程的应用.
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图 2 不同交替模式下NH4+-N的变化特征 Fig. 2 Variations in NH4+-N in different alternating modes |
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图 3 不同交替模式下NO2--N的变化特征 Fig. 3 Variations in NO2--N in different alternating modes |
图 4为交替缺氧/好氧时间比为30 min:30 min条件下短程硝化稳定后典型周期内各污染物浓度及DO、pH变化.初始NH4+-N、NO2--N、NO3--N和COD分别为52.73、0.39、0.20和212.21 mg·L-1.在0~210 min, NH4+-N、COD浓度逐渐减低, NO3--N浓度基本保持不变, NO2--N浓度呈增加趋势; 在210~240 min, NH4+-N浓度突降且NO2--N浓度仍在增加, 而0~210 min和210~240 min的COD降解速率分别为0.79 mg·(L·min)-1和0.08 mg·(L·min)-1, 说明易降解有机污染物在0~210 min作为反硝化碳源基本耗尽, AOB活性在210 min后达到最大, NOB被完全抑制.
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图 4 典型周期各污染物浓度及DO和pH变化 Fig. 4 Concentrations of various pollutants and changes in DO and pH during the typical cycles |
DO浓度在好氧段逐渐升高, 这是由于有机物不断被微生物氧化降解, 使得微生物降解所消耗的氧气不断减少, 从而好氧段DO逐渐升高; 而在缺氧段DO维持在0.1 mg·L-1.反应初期第一个缺氧段由于微生物利用基质产生H+, pH呈下降趋势; 另外3个缺氧段发生反硝化作用产生的碱度使得pH逐渐上升; 而好氧段由于发生硝化作用pH呈现下降趋势.在典型周期中可以发现, 缺氧、好氧多次交替可以实现缺氧段发生反硝化产生的碱度迅速弥补NH4+_N硝化过程中消耗的碱度, 降低了碱的消耗, 避免了额外添加碱度, 从而降低成本.
2.2 不同好氧/缺氧时间比对短程硝化脱氮性能的影响 2.2.1 不同好氧/缺氧时间比下短程硝化的氮素去除图 5和图 6分别表示不同好氧/缺氧曝停比下短程硝化中NH4+-N和NO2--N的变化特征, 从中可知, 3个工况下进水NH4+-N浓度均维持在50.00~80.00 mg·L-1, 而NO2--N浓度近乎为0.反应结束后, 各工况出水NH4+-N浓度分别降至0.98、1.57和0.74 mg·L-1, ARE分别为98.32%、97.33%和99.04%.出水NO2--N浓度呈增加的趋势, NO3--N浓度在63、74和82周期后接近0, NiAR分别高达98.80%、94.64%和99.75%, 3种好氧/缺氧时间比均能实现亚硝的稳定积累. 40 min:20 min、30 min:60 min分别因曝停时间比过大和过小导致生成的NO2--N发生氧化和反硝化, 延长了NO2--N的积累时间, 而30 min:30 min更容易实现稳定的短程硝化.由此可见, 在一定有机物浓度下, 曝停时间比越小, 反硝化作用越明显, 而反硝化会使得NO2--N转化为N2, 不利于NO2--N的稳定积累, 这与苏东霞等[17]的研究结果一致.刘宏等[16]采用SBR处理实际生活污水, 控制曝停时间比、温度分别为1:1和30℃, 61周期实现稳定亚硝积累, NiAR高达95.92%, 而本试验控制温度为25℃, 为污水厂处理实际生活污水提供参考.高春娣等[18]采用SBR处理实际生活污水, 控制曝停比为30 min:60 min, 94周期NiAR达到90%, 而本试验控制曝停比为30 min:30 min时, 在较短的时间内实现了稳定的亚硝积累, 这是由于通过缩短厌氧时间, 抑制反硝化作用, 加速亚硝的稳定积累.
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图 5 不同交替好氧/缺氧时间比下NH4+-N的变化特征 Fig. 5 Variation in NH4+-N under different alternating aerobic/anoxic time ratios |
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图 6 不同交替好氧/缺氧时间比下NO2--N的积累特征 Fig. 6 Accumulation characteristics of NO2--N under different alternating aerobic/anoxic time ratios |
由式(1)和(2)可算出AOB和NOB活性.图 7表示不同好氧/缺氧时间比下短程硝化速率及硝化菌活性变化特征.反应开始时3种工况AOB活性分别为88.04%、89.00%和88.91%, 且均呈增加趋势, 分别于63、74和81周期后稳定至97.30%、97.26%和103.40%.此时SNiPR远超SNaPR, AOB占主导优势, 在交替运行模式中反复出现缺氧条件会抑制NOB生长, 并且这种抑制作用与缺氧时间成正比, 但是对AOB的活性基本没有影响, 只是增长速率受到了短暂的限制[18, 19], 停曝使系统中出现短暂的厌氧环境, 低DO有利于AOB对基质的竞争. 3种好氧/缺氧时间比均实现亚硝的稳定积累, 但40 min:20 min由于好氧时间较长, NOB恢复最大增长速率导致实现稳定短程硝化时间延长. 30 min:60 min因为缺氧时间较长, AOB增长速率下降导致实现稳定亚硝积累时间较长.
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图 7 不同交替好氧/缺氧时间比短程硝化速率及硝化菌活性变化特征 Fig. 7 Variations in partial nitrification rates and nitrifying bacterial activity under different intermittent aeration ratios |
由式(3)、(4)和(5)可得出不同好氧/缺氧时间比的氮损失(ΔTN)和COD消耗量(ΔCOD), 从而计算出ΔCOD/ΔTN, 因本试验已忽略细胞同化与内源反硝化作用, 故ΔTN即为同步硝化反硝化作用消耗总氮.图 8表示好氧/缺氧时间比下ΔTN及ΔCOD.由于3种工况均采用交替好氧/缺氧曝气模式, 间歇曝气模式下微生物絮体内部易产生缺氧区, 为同步硝化反硝化提供了有利条件, 所以SBR易发生同步硝化反硝化现象[20, 21]; 3种交替好氧/缺氧曝气模式初始ΔTN分别为29.23、28.25和30.80 mg·L-1, ΔTN均呈增加趋势, 且分别在28、71及75周期达到稳定, 稳定ΔTN分别为29.89、28.77和29.78 mg·L-1, 3种交替好氧/缺氧时间比下均发生同步硝化反硝化且效果良好; 第一种好氧/缺氧时间比ΔCOD波动在120 mg·L-1左右, 后两种时间比的ΔCOD在25和14周期呈增加趋势后分别达到稳定值129.81 mg·L-1和132.05 mg·L-1, 且ΔCOD/ΔTN在反应末期分别稳定至4.03、6.03及4.23, 可见第一种好氧/缺氧时间比发生同步硝化反硝化所需碳源最少, 但第二种时间比所消耗碳源最多, 这可能是由于较长的好氧段使得好氧段ΔCOD较多, 从而在缺氧段用于反硝化的ΔCOD较少, 故好氧段越长发生同步硝化反硝化消耗碳源越多.
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图 8 不同好氧/缺氧时间比下ΔTN和ΔCOD Fig. 8 Characteristics of ΔTN and ΔCOD changes under different aerobic/anoxic time ratios |
图 9和图 10分别表示不同温度下短程硝化中NH4+-N和NO2--N的变化特性, 3个工况下进水NH4+-N均维持在50.00~70.00 mg·L-1.反应结束后, 各工况出水NH4+-N浓度逐渐降至1.28、0.98和0.69 mg·L-1, ARE分别为97.86%、98.32%和98.94%. 3个工况下出水NO2--N浓度呈增加的趋势. 18℃下由于微生物需要适应新环境致使菌种活性下降, 出水NO3--N浓度先增加后逐渐减少, NiAR先下降后逐渐上升, 90周期时出水NO2--N浓度稳定于20.18 mg·L-1, NiAR高达99.58%. 25℃下出水NO3--N浓度呈减少趋势, NiAR逐渐上升, 64周期时出水NO2--N浓度稳定在19.04 mg·L-1, NiAR达到99.21%. 30℃下出水NO3--N浓度先增加后逐渐减少, NiAR先下降后逐渐上升趋于稳定, 61周期时出水NO2--N浓度稳定在20.57 mg·L-1, NiAR达到95.93%. 3种温度下均能实现稳定的短程硝化, 其中25℃时短程硝化效果最好. Hellinga等[22]利用高NH4+-N废水实现短程硝化, 发现最佳温度在30~33℃.李冬等[23]采用SBR处理生活污水, 控制温度为30℃, NiAR维持在90%以上.而本试验实现稳定短程硝化最适温度为25℃, 与以上研究不同, 分析原因可能是20℃以上时NOB的活性受到抑制, AOB活性增强, NO2--N产率提高, 而30℃时由于硝化产生的NO2--N部分氧化成NO3--N, 导致NO2--N含量减少[24].杨庆等[25]采用SBR处理实际生活污水, 控制温度为25℃, 在高DO(2.5 mg·L-1)下启动短程硝化, NiAR达到90%以上, 然而高DO在实际处理生活污水中耗资巨大, 本试验采用常温低DO成功实现稳定亚硝积累, 对短程硝化处理低C/N生活污水带来实际意义.
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图 9 不同温度下NH4+-N的变化特征 Fig. 9 Variations in NH4+-N at different temperatures |
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图 10 不同温度下NO2--N的积累特性 Fig. 10 Accumulation characteristics of NO2--N at different temperatures |
污泥活性与沉降性能对稳定实现短程硝化至关重要, 其中f值与SVI是影响稳定NO2--N积累的重要参数.图 11为不同温度下污泥性能参数的变化, 从中可知f值均先增加后趋于稳定, 最后稳定在0.80左右, 说明污泥活性良好, 3种温度下反应开始时f值分别为0.43、0.67和0.46, 由于污泥前期运行温度为25℃, 故该温度下f值达到稳定所需时间仅为40周期, 而18℃和30℃下f值达到稳定所需时间分别为64和48周期.但30℃下f值增长速率最快, 表明30℃时污泥活性增长较18℃时快[16]. 18℃下SVI先增加后降低, 在56周期时达到最高值120.00 mL·g-1, 这是因为温度较低时AOB活性较低, NO2--N积累太慢, 丝状菌增长导致污泥膨胀[26], NO2--N的积累抑制了丝状菌增长, SVI逐渐稳定在100.00 mL·g-1左右.而25℃和30℃下SVI呈增加的趋势, 稳定在100.00 mL·g-1左右.本试验表明温度为25℃和30℃时污泥活性较好, 不易发生污泥膨胀, 但从能耗角度考虑, 实现稳定的短程硝化最佳温度为25℃.
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图 11 不同温度下污泥f值和SVI的变化 Fig. 11 Changes in sludge f values and the SVI at different temperatures |
(1) 采用交替好氧/缺氧和交替缺氧/好氧运行模式处理低C/N生活污水均可实现短程硝化, NiAR均达到95%以上.交替好氧/缺氧运行模式实现短程硝化所需时间相对更短, NiAR高达98.78%, 间歇曝气模式可在实现缺氧段发生反硝化产生的碱度迅速弥补NH4+_N硝化过程中消耗的碱度, 从而节省外加碱度及成本.
(2) 3种好氧/缺氧时间比下均能实现稳定的短程硝化, 其中好氧/缺氧时间比为30 min:30 min通过缩短缺氧时间, 抑制反硝化作用, 实现稳定短程硝化所需时间最短, NiAR高达99.21%.此外SBR内发生同步硝化反硝化现象, 经物料衡算得出好氧段越长好氧段ΔCOD越大而缺氧段用于反硝化的ΔCOD越小, 故同步硝化反硝化ΔTN越少
(3) 18、25和30℃达到最大f所需时间分别为64、40及48周期, 最大NiAR分别为99.58%、99.21%和95.93%, 温度越高污泥活性更易提高; 从能耗角度考虑, 25℃更适用于实际工程应用.
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