2019, Vol. 40
2. 北京工业大学城市污水深度处理与资源化利用技术国家工程实验室, 北京市水质科学与水环境科学重点实验室, 北京 100124
, ZHEN Jian-yuan1 , ZHAO Ji2 , YU De-shuang1 , DU Ye-qi1 , DU Shi-ming1 , YUAN Meng-fei1 , ZHANG Fan1
2. National Engineering Laboratory of Urban Sewage Advanced Treatment and Resource Utilization Technology, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China
同步硝化内源反硝化脱氮除磷(SNEDPR)系统[1, 2]是指在厌氧/好氧交替运行的反应器中, 厌氧条件下聚磷菌(PAOs)和聚糖菌(GAOs)吸收污水中的挥发性脂肪酸等有机物并将其转化为内碳源(PHAs)储存在体内, 同时伴随着PAOs进行PO43--P的释放; 而在好氧条件下[溶解氧(DO)浓度: 0.5~1.0mg·L-1]反应器中发生常规硝化反应、好氧吸磷反应的同时, 存在反硝化聚磷菌(denitrifying phosphorus accumulating organisms, DPAOs)和反硝化聚糖菌(denitrifying glycogen accumulating organisms, DGAOs)利用储存的PHAs以NO3--N、NO2--N为电子受体进行缺氧反硝化(除磷)反应, 从而实现硝化反应和(内源)反硝化脱氮除磷的同时进行.该系统具有高效的脱氮除磷性能, 且能降低出水NOx--N浓度对下一反应周期PAOs厌氧段释磷过程的影响.此外, 与传统硝化反硝化脱氮过程相比, SNEDPR过程可节省50%以上的曝气量, 并能实现“一碳多用”, 解决了反硝化脱氮过程与除磷过程之间对碳源的竞争, 具有气量消耗低、无需外加有机碳源、节能降耗等优势[3, 4].
在低碳城市污水处理过程中, 水质多变不稳定, 且SNEDPR系统中功能菌群结构同样复杂.不同的进水碳源种类[5]、C/N/P[6]、DO浓度[7, 8]、pH、温度和HRT等[9]都会对系统的处理效果产生影响.同样, 由于该系统也是通过排放富磷污泥的方式以实现系统的稳定除磷性能, 不同污泥停留时间(sludge retention time, SRT)运行条件也会对系统的脱氮除磷效果产生影响.SRT不仅反映系统中微生物的生长状态、生长条件、世代期、优势菌群选择等一系列基本特性, 而且对系统的运行状况如出水水质、产泥量、需氧量都有重大影响[10].近年来, 对SRT的研究已逐渐成为关注的焦点.李亚静等[11]在研究SRT对反硝化聚磷的影响时发现, 序批式活性污泥反应器(SBR)在SRT为15 d时污泥性能最好, 具有较好的除磷功能, 且可通过厌氧/缺氧交替运行的方式达到同步脱氮除磷的目的.而王春丽等[12]研究反硝化除磷系统时发现, SRT为18 d时系统可达到最佳除磷效果, SRT过高或过低对系统的稳定运行都是不利的. Chua等[13]通过试验证实, 活性污泥在SRT为3 d时, 比其为10 d时, 具有更好的聚羟基脂肪酸生产能力.韩玮等[14]的研究发现, SRT长达48 d仍能保证稳定的除磷效果, 且随着SRT的延长PHA量增加, 聚羟基戊酸酯(poly hydroxyl valerate, PHV)质量比也会增加, PHB所占PHA的比例却会下降.左宁等[15]的研究表明, SRT的延长有助于强化PAOs的厌氧释磷能力, 但对磷的去除效率不会产生明显影响.目前, 关于SRT对处理城市污水的SNEDPR-SBR系统脱氮除磷性能的影响研究尚未见报道.
本研究以实际城市污水为处理对象, 采用4组延时厌氧(180 min)/低氧(DO:0.5~1.0 mg·L-1)运行的SBR反应器, 分别接种已具有高效脱氮除磷性能的SNEDPR系统剩余污泥, 分别考察了不同SRT(5、10、15和25 d)对SNEDPR系统脱氮除磷性能、氮磷去除途径以及污泥性状变化的影响, 以期为SNEDPR-SBR系统在城市污水处理过程中的实际应用提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 试验装置与运行工序本试验装置采用4个SBR反应器, 该反应器由有机玻璃制成, 总体积为4 L, 有效容积为3.2 L, 反应器侧面设有出水口, 以方便进水和取样, 采用磁力搅拌器进行搅拌.延时厌氧/低氧的运行方式, 每天运行4周期, 每周期为6 h, 运行的工序为:延时厌氧搅拌180 min(包括进水5 min), 低氧曝气搅拌150 min(包括排泥5 min), 沉淀20 min, 排水5 min, 静置5 min.好氧段DO浓度通过转子流量计控制在0.5~1.0mg·L-1范围内.
1.2 试验用泥和试验水质本试验用接种污泥取自某大学水污染控制与修复工程实验室中处理低C/N城市污水的厌氧/低氧同步硝化内源反硝化SBR反应器, 该污泥具有高效稳定的脱氮除磷和(短程)硝化(内源)反硝化性能, SNED率和TN去除率平均达89.1%和96.2%, 出水PO43--P浓度均低于0.02mg·L-1.接种后SBR内污泥浓度(MLSS)为3.2g·L-1, 污泥沉降比(SV)为36%.
本试验用水取自青岛市某污水处理厂粗格栅预处理后城市污水, 4个不同SRT的反应器中每周期的试验用水水质均相同.其中, 试验过程中4个SBR反应器进水水质情况见表 1.
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表 1 反应器进水水质 Table 1 Concentration of the substrates in the four SBR reactors |
1.3 检测项目及分析方法
水样经φ11 cm定性滤纸过滤后测定以下参数:COD采用连华5B-3ACOD多元快速测定仪测定; NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定[16]; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定[17]; NO3--N采用酚二磺酸分光光度法测定[17]; PO43--P采用钼锑抗分光光度法测定[17]; pH采用雷磁PHB-3CpH计测定; DO采用雷磁JPB-607溶解氧测定仪测定; MLSS、SVI采用重量法测定.此外, 采用OLYMPUSCX-31显微镜在4个反应器运行每7 d时分别对污泥絮体形态进行观察.
1.4 SNED率[17]SNED率用以表示在SNEDPR系统好氧段的氮损失情况, 其计算方法见公式(1):
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(1) |
式中, ΔNH4+、ΔNO2-和ΔNO3-分别为系统低氧段NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度的变化量.
1.5 CODins率和P[18]SNEDPR系统厌氧段有机碳源的消耗量(CODAC)主要包括两部分:一部分是通过异养菌的外源反硝化作用去除的COD量(CODdn)见公式(2), 另一部分是通过PAOs和GAOs的作用储存为内碳源的COD量(CODins). CODins率指CODins占CODAC的百分比, 见公式(3).PAOs在内碳源储存过程中的贡献比例(PPAO, An)的计算方法见公式(4).
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(2) |
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(3) |
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(4) |
式中, ΔNO2--N和ΔNO3--N分别为系统厌氧段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被异养菌反硝化时所消耗的COD浓度(质量比); PRA为厌氧段释磷量, mg·L-1; 0.5为PAOs厌氧条件下每吸收单位质量的有机碳源所释放的磷量(摩尔比).
2 结果与讨论 2.1 不同SRT对SNEDPR系统除磷性能的影响从图 1可以看出, 当SRT=25 d时, 系统出水PO43--P浓度达3.1mg·L-1, PO43--P去除率为61.2%;厌氧释磷量(PRA)和好氧吸磷量(PUA)分别平均为20.8 mg·L-1和22.3 mg·L-1, 系统释磷性能较好, 但吸磷性能较差.分析其原因可能在于该SRT条件下, 系统不能较好地通过排放富磷污泥的形式实现磷的去除, 而系统中PO43--P的逐渐积累也影响了PAOs的除磷性能.廖艳等[19]的研究发现较长的SRT(30d)会使DPAOs没有足够的能量摄取多余的释磷, 此时污泥发生“自溶”释磷现象, 从而造成SRT越长出水磷含量越高.
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图 1 不同SRT运行条件下SNEDPR系统PO43--P浓度和去除率、PRA及PUA变化情况 Fig. 1 Variations of the PO43--P concentration and removal efficiency, PRA and PUA, in the SNEDPR system operated at different SRT |
当SRT=15 d时, 系统出水PO43--P浓度为0, PO43--P去除率高达100%; PRA和PUA分别平均为23.5 mg·L-1和25.8 mg·L-1.当SRT=10 d时, 系统出水PO43--P浓度依然为0, PO43--P去除率为100%, 但PRA和PUA分别进一步增加到31.9mg·L-1和34.3mg·L-1.说明适当地缩短SRT(由25 d缩短至10 d, 本试验)可以提高SNEDPR系统的除磷性能.此外, 对比以上3组不同的SRT条件下的SNEDPR系统的除磷性能可知, SRT越长系统的PRA越低.分析其原因可能为系统SRT较长时对应的每周期的排泥量减少, 其有利于系统中世代周期较长的硝化菌的增长繁殖, 使得系统出水NO3--N浓度升高(见2.3节).因而容易造成系统厌氧段反硝化菌与PAOs竞争进水中的有限碳源, 从而导致PRA的降低.
当SRT=5d时, 系统出水PO43--P浓度由0逐渐提高至7.9 mg·L-1, PO43--P去除率由87.8%逐渐降低至0.5%; PRA和PUA分别由24.6 mg·L-1和25.4 mg·L-1逐渐降低至0.5 mg·L-1和1.2 mg·L-1.该SRT下系统的除磷性能较差, 这可能是由于: ①过短的SRT条件下, 系统每天排出大量剩余污泥, 使得系统中的PAOs和DPAOs的含量逐渐降低, 因此单位体积污泥混合液中的含磷量也随之减少, 也就造成了厌氧段释磷量的逐渐降低, 进而破坏了释磷过程和吸磷过程的稳定进行; ②有研究发现DPAOs对基质(聚-β-羟丁酸, PHB)的利用速率较好氧PAOs缓慢[20, 21], 因此短SRT条件下DPAOs易流失, 进而也会影响系统的除磷性能.
2.2 不同SRT对SNEDPR系统硝化性能的影响由图 2可知, SRT=25 d时, 系统出水NH4+-N浓度由0逐渐提高至5.7mg·L-1, NH4+-N去除率逐渐降低至90.1%.SRT=15 d和SRT=10 d时, 系统出水NH4+-N浓度均为0, NH4+-N去除率均高达100%.因此, SRT=25 d时, SNEDPR系统硝化性能低于SRT为10 d和15 d时, 但其仍维持在较高水平.即SRT为10~25 d均可保证系统硝化性能.分析系统在SRT为25 d时系统好氧段硝化不完全原因可能在于吸磷过程进行不完全(见2.1节)使得PAOs与硝化菌之间产生对DO的竞争, 从而导致硝化过程受限.
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图 2 不同SRT运行条件下SNEDPR系统NH4+-N浓度和去除率变化情况 Fig. 2 Variations of theNH4+-N concentration and removal efficiency at different SRT operations |
SRT=5 d时, 系统出水NH4+-N浓度高达7.5mg·L-1, 且NH4+-N去除率由第1 d时的100%逐渐降低至第36 d时的78.0%.说明该SRT下系统排泥量较多, 也会造成硝化菌群的大量流失, 进而难以保证系统硝化过程的进行.由于亚硝酸盐氧化菌和硝酸盐氧化菌的世代周期分别为8~36 d和12~59 d[22].因此, 本试验SRT为5 d时, 系统内硝化菌容易被逐渐淘洗出去, 从而导致系统NH4+-N氧化性能变差.
综上可知, 长污泥龄(10~25 d, 本试验)有助于SNEDPR系统硝化过程的进行和硝化性能的增强.而由于硝化菌的世代周期长, 因此, 较短污泥龄(5 d, 本试验)会导致系统硝化功能减弱.这与王建龙等[23]的研究相一致.
2.3 不同SRT对SNEDPR系统好氧段脱氮性能的影响由图 3可知, SRT=25 d时, 系统出水NO2--N和NO3--N浓度分别平均为0.8 mg·L-1和6.3mg·L-1, TN去除率和SNED率分别平均为82.4%和68.1%.当SRT=15 d时, 出水NO2--N和NO3--N浓度分别平均为5.4 mg·L-1和1.2 mg·L-1, TN去除率和SNED率分别平均为89.6%和71.8%.说明SRT为15~25 d时, 系统均具有较好的同步硝化(内源)反硝化脱氮性能.此外, 分析系统在SRT为25 d较15 d时TN去除率低(82.4% < 89.6%)的原因在于硝化过程进行不完全(见2.2节).
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图 3 不同SRT运行条件下SNEDPR系统出水NOx--N浓度, TN去除率及SNED率变化情况 Fig. 3 Variations of the NOx--N concentration, TN removal efficiency, and SNED efficiency at different SRT operations |
当SRT=10 d时, 系统出水NO2--N浓度由6.8 mg·L-1上升至19.5 mg·L-1, 同时出水NO3--N浓度由1.6 mg·L-1下降至0.4 mg·L-1, 系统短程硝化性能逐渐增强.但该SRT条件下系统TN去除率和SNED率分别由85.3%和60.3%降低至68.9%和22.8%, 系统脱氮性能变差.分析其原因可能在于系统的污泥浓度较低, 且菌胶团结构松散(见2.6节), 不利于同步硝化(内源)反硝化脱氮过程的进行.
当SRT=5 d时, 系统出水NO2--N浓度为17.06 mg·L-1, 无NO3--N; 系统TN去除率和SND率分别由73.2%和46.3%进一步降低至58.4%和5.7%, 系统脱氮性能逐渐变差.分析该SRT下TN去除率和SNED率同时降低的原因可能在短SRT下, 硝化菌世代周期长使得系统硝化性能变差(见2.2节)导致.
2.4 不同SRT对SNEDPR系统COD去除性能的影响由图 4可知, SRT=25 d时, 系统厌氧末期和出水COD浓度分别平均为68.6mg·L-1和56.3mg·L-1, 厌氧耗COD(CODAC)和好氧耗COD(CODOC)浓度分别平均为68.1 mg·L-1和12.2 mg·L-1, COD去除率平均为78.6%.当SRT=15 d时, 系统厌氧末期和出水的COD浓度分别平均为66.4mg·L-1和56.5mg·L-1, CODAC和CODOC浓度分别平均为70.2mg·L-1和9.9mg·L-1, COD去除率平均为78.7%.当SRT=10 d时, 系统厌氧末期和出水的COD浓度分别平均为69.1mg·L-1和56.4mg·L-1, CODAC和CODOC浓度分别平均为67.6mg·L-1和12.6mg·L-1, COD去除率平均为78.8%.
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图 4 不同SRT运行条件下SNEDPR系统COD浓度、COD去除率、CODAC及CODOC变化情况 Fig. 4 Variations of the COD concentration, COD removal efficiency, CODAC, and CODOC at different SRT operations |
通过对比以上3组不同SRT条件下的SNEDPR系统COD去除情况可知, SRT为10~25 d时, SRT的变化对系统内COD的去除特性几乎不产生影响.这与范明艳[24]关于污泥停留时间对SBR系统COD去除的影响结果相一致.但需要注意的是, 短SRT条件下(10 d, 本试验)COD的去除率波动较大, 即长SRT(15~25 d)有利于提高SNEDPR系统抗进水COD冲击负荷的能力.
SRT=5 d时, 系统厌氧末期和出水的COD浓度分别由61.8 mg·L-1和47.7 mg·L-1逐渐升高至162 mg·L-1和132 mg·L-1, COD去除率由81.6%降低至40.1%; CODAC由82.5 mg·L-1逐渐降低至31.1 mg·L-1, 而CODOC由10.2 mg·L-1逐渐提高至38.9 mg·L-1.有研究发现传统反硝化菌的世代周期小于DPAOs的世代周期[25].因而, 该SRT条件下, 系统厌氧段COD的去除主要是通过反硝化菌的缺氧反硝化过程实现的, 这与2.1节中该SRT下系统除磷性能变差结果相一致.
2.5 不同SRT对SNEDPR系统厌氧段CODins储存性能的影响由图 5可知, SRT=25 d时, CODins和CODdn分别平均为61.5mg·L-1和6.6mg·L-1, CODins率平均为90.3%;此时, PPAOs, An由50.9%降低至23.8%, 说明SRT为25 d时, 系统厌氧段PAOs在内碳源储存中的贡献逐渐降低, 即CODins主要由GAOs来完成.
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图 5 不同SRT运行条件下SNEDPR系统厌氧段CODdn, CODins, CODins率及PPAOs, An变化情况 Fig. 5 Variations of the CODdn, CODins concentration, CODins efficiency and PPAOs, An at different SRT operations |
当SRT=15 d时, CODins和CODdn分别平均为62 mg·L-1和8.2 mg·L-1, CODins率和PPAOs, An分别平均为88.3%和46.3%.该SRT条件下, 系统厌氧段内碳源的储存由PAOs和GAOs共同来完成.CODdn较SRT为25 d时稍有升高的原因在于出水NOx--N的提高(见2.3节).
当SRT=10 d时, CODdn平均为17.8 mg·L-1, CODins由51.7 mg·L-1提高至73.4 mg·L-1, CODins率和PPAOs, An分别平均为72.7%和68.4%.在该SRT条件下, 系统厌氧段CODins的储存主要由PAOs实现, 且也解释了2.1节中该污泥龄下系统除磷性能最高的原因.因此, SRT为10 d有利于提高PAOs在SNEDPR系统内的竞争优势.
当SRT=5 d时, CODdn分别由1.8mg·L-1提高至22.2mg·L-1, CODins由64.4mg·L-1下降至12.7mg·L-1; CODins率和PPAOs, An分别由64.4%和69%逐渐降低至18.9%和0.3%.其解释了该SRT条件下, 系统除磷性能(见2.1节)和脱氮性能(见2.3节)最差的原因.
2.6 不同SRT对SNEDPR系统污泥性状的影响对4组SRT条件下反应器运行第36 d污泥浓度、污泥沉降性能[图 6(a)]以及污泥性状[图 6(b)]进行分析.由图 6(a)可知, SRT=25 d时, 系统MLSS为6524 mg·L-1, SV和SVI分别为70%和107 mL·g-1, 污泥的沉降性能较好; 由图 6(b1)可以看到反应器中污泥呈大块菌胶团的形式存在, 这与2.3节中该SRT条件下系统具有较高SNED率的结果相吻合.
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图 6 不同SRT下SNEDPR系统MLSS, SV, SVI变化情况及污泥镜检图片 Fig. 6 Variations of the MLSS, SV, and SVI at different SRT operations and results of the microscopic examination |
当SRT=15 d时, 系统MLSS降低至3100 mg·L-1, SV和SVI亦分别降低至20%和64 mL·g-1, 污泥沉降性能进一步增强; 由图 6(b2)中可以看出, 该SRT条件下污泥中同样存在大量菌胶团, 污泥结构密实, 且可观察到纤毛虫的存在.
当SRT=10 d时, MLSS为进一步降低至2400 mg·L-1, SV和SVI分别为17%和71 mL·g-1.由图 6(b3)可知, 该SRT条件下污泥絮体较为松散.此外, 当SRT=5 d时, MLSS仅为1225 mg·L-1, SV和SVI分别为10%和81 mL·g-1.从图 6(b4)中可以看到, 此时反应器中活性污泥呈离散状, 几乎没有明显的大块菌胶团存在.
综上可知, 随着SRT的缩短, SNEDPR系统中菌胶团开始呈现离散的状态, 难以形成同步硝化反硝化所需的好氧/缺氧微环境, 这也就解释了2.3节中SRT越短SNED率越低的原因.此外, SRT越长, 系统活性污泥浓度越高; 反之, SRT越短, 系统活性污泥浓度越低.即较长的污泥龄(10 d~25 d, 本试验)有利于维持系统的微生物量以及保证SNEDPR系统的脱氮除磷性能.但SRT为10 d~15 d时, 系统脱氮除磷性能最佳.
3 结论(1) 在SRT≥10 d时, 短SRT有利于提高SNEDPR系统内PAOs的竞争优势.在SRT=15 d和10 d时, 系统除磷性能均较高; 在SRT=10 d时, PPAOs, An平均为68.4%, PRA和PUA分别高达31.9mg·L-1和34.3mg·L-1; 而在SRT小于10 d时, 短SRT使得传统反硝化菌较DPAOs更具有竞争优势.
(2) 在SRT=25 d时, 系统好氧段硝化反应不完全; 而在SRT=15 d和10 d时, 系统的硝化性能不受SRT变化的影响.此外, 当SRT=15 d时, 系统脱氮性能最高, TN去除率和SNED率分别平均为89.6%和71.8%;在SRT=5 d时, 由于硝化细菌世代周期长系统内生物量的流失, TN去除率和SND率均较低.
(3) 在SRT≥10 d时, 系统的COD去除性能不受SRT的变化影响, 去除率达78%以上.但短SRT下COD的去除率波动较大, 长SRT下能够提高系统抵御进水COD负荷变化的能力.
(4) SNEDPR系统污泥浓度随着SRT的延长而提高.长SRT下系统抗冲击负荷能力较高, 但污泥沉降性能变差.SRT=15 d时, SNEDPR系统污泥沉降性能最好, SV和SVI分别为20%和64 mL·g-1.
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