楊雪瑞 郭海燕, 聶澤兵 谷靖穎 邊德軍#

(1.大連交通大學(xué)環(huán)境與化學(xué)工程學(xué)院,遼寧 大連 116028;2.吉林省城市污水處理重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(長(zhǎng)春工程學(xué)院),吉林 長(zhǎng)春 130012;3.吉林省城市污水處理與水質(zhì)保障科技創(chuàng)新中心,東北師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院,吉林 長(zhǎng)春 130117)

碳源是影響生物脫氮除磷體系的重要因素。一方面,缺乏碳源會(huì)導(dǎo)致反硝化過(guò)程受阻、影響聚磷菌在厭氧段合成聚β-羥基丁酸;另一方面,碳源濃度過(guò)高會(huì)降低硝化反應(yīng)的速率,影響磷在好氧段的過(guò)量吸收[1]。進(jìn)水中的碳氮比(C/N)是影響脫氮除磷生物系統(tǒng)的重要因素,是判別能否有效生物脫氮的重要指標(biāo)。理論上C/N≥2.82(質(zhì)量比)就能進(jìn)行生物脫氮,而實(shí)際工程C/N≥3.5為宜,一般城市污水中C/N則需要達(dá)到8左右,C/N≤8或BOD5/TN≤5的污水歸類為低C/N污水[2-5]。近年來(lái),我國(guó)城市污水處理廠水質(zhì)沖擊事件頻發(fā),高濃度進(jìn)水氨氮沖擊呈增多趨勢(shì),出現(xiàn)了氨氮濃度增高而導(dǎo)致的C/N下降的現(xiàn)象[6-7]。污水處理廠采用傳統(tǒng)工藝進(jìn)行處理時(shí),因硝化與反硝化供氧矛盾及反硝化碳源不足使得脫氮效率變低,出現(xiàn)氨氮、TN超標(biāo)的現(xiàn)象[8-9]。

微壓內(nèi)循環(huán)生物反應(yīng)器(MPR)是一種新型的污水處理工藝,與傳統(tǒng)污水處理工藝相比,具有耗能小、占地面積小、氧利用率高等優(yōu)點(diǎn)[10-12]。該反應(yīng)器采用單側(cè)曝氣形式,利用曝氣推動(dòng)實(shí)現(xiàn)液體循環(huán),可在曝氣池內(nèi)形成不同的DO環(huán)境和污泥濃度。反應(yīng)器中心區(qū)域會(huì)進(jìn)行一定程度的水解酸化、釋磷、反硝化等反應(yīng)過(guò)程,而在外圍區(qū)域則主要進(jìn)行有機(jī)物的好氧氧化、硝化、吸磷等反應(yīng)過(guò)程,實(shí)現(xiàn)同一空間的同步硝化反硝化(SND)[13-14]。MPR在處理低C/N城市污水方面具有潛在優(yōu)勢(shì),本研究主要考察A/O運(yùn)行方式下MPR對(duì)不同C/N模擬城市污水的處理效果,分析進(jìn)水C/N對(duì)脫氮過(guò)程和污泥性能的影響,并在低進(jìn)水C/N條件下進(jìn)行MPR運(yùn)行優(yōu)化,以期為MPR處理不同C/N城市污水的運(yùn)行調(diào)控提供理論支持。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置

MPR裝置如圖1所示,由有機(jī)玻璃板制成,主體為扁平圓柱體,其正面為圓型,底部設(shè)置支撐,上部設(shè)液位提升管和大氣相通。反應(yīng)區(qū)直徑300 mm、寬度200 mm,有效容積為12 L,上部連接管長(zhǎng)×寬×高為300 mm×50 mm×100 mm。反應(yīng)器采用穿孔管單側(cè)曝氣,鼓風(fēng)機(jī)供氣,通過(guò)玻璃轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制曝氣量。批式運(yùn)行時(shí)由頂部提升管進(jìn)水,沉淀后出水由中部排水管排出,底部設(shè)置排空管用于排泥。反應(yīng)器內(nèi)部設(shè)置pH和DO探頭,可實(shí)現(xiàn)這兩個(gè)指標(biāo)的實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)。

1—貯水箱；2—玻璃轉(zhuǎn)子流量計(jì)；3—空氣壓縮機(jī)；4—導(dǎo)氣板；5—穿孔曝氣管；6—取樣孔；7—排泥孔；8—排水孔；9—DO儀；10—儲(chǔ)泥箱；11—pH計(jì)；12—出水箱

1.2 進(jìn)水水質(zhì)

試驗(yàn)進(jìn)水為人工模擬城市污水,主要由自來(lái)水(靜置24 h)、淀粉、CH3COONa、NH4Cl、KH2PO4等配制而成。其中,投加牛肉膏、蛋白胨提供微量元素,投加NaOH和NaHCO3調(diào)節(jié)污水pH為6.8～7.2。在保持進(jìn)水碳源不變的條件下,通過(guò)投加不同量的NH4Cl來(lái)調(diào)控進(jìn)水C/N為3.9、5.6、8.7。

1.3 運(yùn)行工況

根據(jù)進(jìn)水水質(zhì)和運(yùn)行模式的不同,試驗(yàn)運(yùn)行共分4個(gè)工況。其中,工況1～3采用A/O運(yùn)行模式,每周期運(yùn)行時(shí)間為8 h,單個(gè)周期厭氧30 min、好氧360 min、沉淀80 min、排水5 min、閑置5 min,反應(yīng)器排水比為0.4(體積比),好氧階段曝氣強(qiáng)度為0.125 m3/h;工況4采用了兩級(jí)A/O運(yùn)行模式,每周期運(yùn)行時(shí)間為8 h,分兩次進(jìn)水,每次充水比為0.2(體積比),一級(jí)A/O模式運(yùn)行周期組成為厭氧30 min、好氧150 min、沉淀30 min、排水5 min,二級(jí)A/O模式運(yùn)行周期組成為厭氧段30 min、好氧段150 min、沉淀80 min、排水5 min。整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程中,工況1～3均在好氧段、工況4在第2級(jí)好氧段結(jié)束前5 min排出200 mL混合液,控制污泥齡(SRT)為60 d。整個(gè)試驗(yàn)期間MPR進(jìn)水水質(zhì)及運(yùn)行模式如表1所示。

1.4 檢測(cè)方法

COD、TN、TP、氨氮分別采用重鉻酸鉀法、堿性過(guò)硫酸鉀消解分光光度法、鉬酸銨分光光度法、納氏試劑分光光度法測(cè)定;混合液懸浮固體濃度(MLSS)和混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)采用重量法測(cè)定;硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮采用瑞士萬(wàn)通885離子色譜儀檢測(cè);胞外聚合物(EPS)采用熱提取法提取,其中多糖(PS)、蛋白質(zhì)(PN)分別采用蒽酮比色法、Folin酚試劑法測(cè)定。

1.5 典型周期試驗(yàn)

每個(gè)工況運(yùn)行穩(wěn)定后,分別在厭氧后30 min、好氧段每隔60 min至曝氣結(jié)束,取泥水混合液50 mL,用定性濾紙過(guò)濾,分析過(guò)濾后水樣中各項(xiàng)水質(zhì)指標(biāo)。

表1 MPR進(jìn)水水質(zhì)及運(yùn)行模式Table 1 Influent quality and operation mode of MPR

1.6 SND率計(jì)算方法

SND指好氧階段發(fā)生的氮的損失現(xiàn)象,用SND率(ESND,%)表示,計(jì)算方法見式(1)[15]。

(1)

式中：A、B、C、D分別為好氧初始時(shí)氨氮、好氧結(jié)束時(shí)氨氮、好氧結(jié)束時(shí)亞硝酸鹽氮、好氧結(jié)束時(shí)硝酸鹽氮質(zhì)量濃度,mg/L。

1.7 比好氧速率(SOUR)計(jì)算方法

SOUR是指單位質(zhì)量活性微生物在單位時(shí)間利用氧氣的量。測(cè)定方法：取250 mL活性污泥混合液于錐形瓶,充分曝氣充氧5 min后迅速取出充氧砂頭,放入攪拌轉(zhuǎn)子,同時(shí)將DO儀探頭插入錐形瓶口中;打開DO儀和磁力攪拌器,轉(zhuǎn)速為500 r/min,間隔30 s自動(dòng)記錄DO。根據(jù)所得DO(縱坐標(biāo))與時(shí)間(橫坐標(biāo)),采用最小二乘法計(jì)算耗氧速率(OUR),OUR與MLVSS的比值即為SOUR。

2 結(jié)果與討論

2.1 MPR對(duì)不同C/N城市污水的處理效果

2.1.1 COD和TP去除情況

MPR對(duì)COD和TP的去除效果如圖2所示。在保持進(jìn)水COD基本不變的條件下,系統(tǒng)出水COD較穩(wěn)定。工況1～4下平均進(jìn)水COD分別為306.44、310.05、315.61、286.65 mg/L,平均出水COD分別為24.89、31.26、34.29、32.98 mg/L?？傮w上,MPR對(duì)有機(jī)物去除效果穩(wěn)定,進(jìn)水氨氮濃度的提高和啟用分次進(jìn)水、分次曝氣運(yùn)行方式對(duì)COD去除影響不大。

圖2 MPR對(duì)COD和TP的去除效果Fig.2 Removal effect of MPR on COD and TP

工況1～4下平均進(jìn)水TP分別為3.62、3.54、4.23、3.54 mg/L,平均出水TP分別為0.14、0.07、0.09、0.28 mg/L。進(jìn)水氨氮濃度的提高對(duì)TP去除影響不大,而工況4采用分次進(jìn)水、分次曝氣運(yùn)行方式,出水TP略有提高,其原因可能是分段進(jìn)水使更多的碳源被用于反硝化,厭氧釋磷受到一定影響。

2.1.2 氨氮和TN去除情況

MPR對(duì)氨氮和TN的去除效果如圖3所示。工況1～3下,隨著平均進(jìn)水氨氮由31.64 mg/L提高至73.36 mg/L,出水氨氮基本保持在1 mg/L以下,硝化效果良好,MPR對(duì)氨氮的平均去除率分別為99.76%、99.48%、98.68%。隨著進(jìn)水C/N由8.7降至5.6,平均出水硝酸鹽氮由2.15 mg/L增加至9.29 mg/L;當(dāng)進(jìn)水C/N降至3.9時(shí),好氧異養(yǎng)菌和反硝化菌對(duì)碳源競(jìng)爭(zhēng)的矛盾突出,平均出水硝酸鹽氮大幅度提高至21.10 mg/L。工況4分次進(jìn)水、分次曝氣后,平均出水硝酸鹽氮下降至11.56 mg/L,反硝化效果改善。

圖3 MPR對(duì)氨氮和TN的去除效果Fig.3 Removal effect of MPR on ammonia nitrogen and TN

由于進(jìn)水中TN主要成分為氨氮,出水中氮的形態(tài)主要為硝酸鹽氮,進(jìn)、出水TN濃度變化趨勢(shì)分別和進(jìn)水氨氮、出水硝酸鹽氮變化趨勢(shì)基本一致。工況1～3下,隨著進(jìn)水TN的提高,出水TN提高,TN的平均去除率分別為92.42%、81.01%、70.06%。工況4采用分次進(jìn)水、分次曝氣運(yùn)行方式,在曝氣量、運(yùn)行時(shí)間不變的情況下,出水TN逐漸恢復(fù)至工況2水平,平均出水TN為13.79 mg/L,能達(dá)到《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 18918-2002)一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)(≤15 mg/L),TN平均去除率提升至81.86%。

2.2 不同進(jìn)水C/N下污染物去除過(guò)程分析

2.2.1 典型周期內(nèi)COD和TP去除過(guò)程

選擇污染物變化規(guī)律較明顯的某一周期為典型周期。典型周期內(nèi)COD和TP變化情況見圖4。工況1～3下,進(jìn)水后5 min由于稀釋和活性污泥吸附作用,COD迅速下降至較低水平;在之后的厭氧段,由于反硝化菌對(duì)碳源的利用及聚磷菌對(duì)碳源的存儲(chǔ)作用,COD迅速下降至50 mg/L以下;之后進(jìn)一步緩慢下降,至330 min COD已基本降解至最低水平并維持至曝氣結(jié)束。工況4分次進(jìn)水、分次曝氣,第1次進(jìn)水后COD較工況1～3更低,第2次進(jìn)水后COD提高,之后降解至和工況3較接近的水平。

圖4 典型周期內(nèi)COD和TP變化情況Fig.4 Variation of COD and TP in typical cycle

工況1～3下,隨著C/N降低,MPR的厭氧釋磷和好氧吸磷能力均逐漸下降。在厭氧30 min時(shí)段內(nèi),聚磷菌利用碳源進(jìn)行厭氧釋磷,厭氧段釋磷后TP最大值分別為34.62、29.88、19.88 mg/L;進(jìn)入好氧段后,TP持續(xù)下降,曝氣300 min時(shí)TP分別為0.32、0.44、0.40 mg/L,之后2 h曝氣過(guò)程中TP濃度基本不變?？梢苑治?在進(jìn)水碳源濃度基本不變的條件下,隨著進(jìn)水氨氮濃度的升高,系統(tǒng)產(chǎn)生的硝酸鹽氮也增多,硝酸鹽氮會(huì)加劇碳源的消耗,影響系統(tǒng)厭氧釋磷。而硝化作用對(duì)氧氣的競(jìng)爭(zhēng)也使系統(tǒng)好氧吸磷受到影響。工況4調(diào)整運(yùn)行方式后,兩次厭氧段釋磷后TP最大值分別為6.37、5.31 mg/L,兩次釋磷后TP最大值之和小于單次進(jìn)水,這表明分次進(jìn)水對(duì)MPR厭氧釋磷產(chǎn)生抑制作用,最終使系統(tǒng)TP的去除效率下降。

2.2.2 典型周期內(nèi)脫氮過(guò)程分析

典型周期內(nèi)各形態(tài)氮的質(zhì)量濃度變化情況如圖5所示。在進(jìn)水C/N為8.7、平均進(jìn)水氨氮為32.21 mg/L時(shí),進(jìn)水后由于稀釋和吸附作用混合液內(nèi)氨氮降為13.85 mg/L。在前30 min厭氧段,由于微生物的內(nèi)源代謝作用釋放出溶解性的氨氮,混合液內(nèi)氨氮濃度略有升高;當(dāng)系統(tǒng)開始曝氣后,氨氮持續(xù)下降,至270 min降至6.78 mg/L,而在厭氧段,硝酸鹽氮略有增加,亞硝酸鹽氮基本為0 mg/L,TN降至15.56 mg/L,發(fā)生了明顯的SND現(xiàn)象。在好氧階段270 min至390 min,氨氮持續(xù)下降至1.20 mg/L,硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮分別上升至1.67、4.45 mg/L,TN濃度略有下降?？梢杂?jì)算出,在進(jìn)水C/N為8.7時(shí),ESND達(dá)到84.21%。

在進(jìn)水C/N為5.6、平均進(jìn)水氨氮為50.78 mg/L時(shí),好氧階段氨氮持續(xù)下降至0.74 mg/L,硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮分別上升至4.47、5.23 mg/L,TN降至10.44 mg/L,ESND為56.76%?？梢苑治?在碳源充足條件下,歸功于MPR獨(dú)特的結(jié)構(gòu),一方面通過(guò)液位提升,主反應(yīng)區(qū)產(chǎn)生微壓及反應(yīng)器的半密封結(jié)構(gòu)延長(zhǎng)氣泡與污水之間的接觸時(shí)間,也提高了氧的轉(zhuǎn)移和利用效率,反應(yīng)器硝化效果優(yōu)異;另一方面,在適當(dāng)?shù)钠貧鈼l件下,C/N為5.6～8.7時(shí),MPR內(nèi)形成不同的DO環(huán)境使不同種類的脫氮微生物共同作用,好氧段具有良好的SND效果。

圖5 典型周期內(nèi)各形態(tài)氮的質(zhì)量濃度變化情況Fig.5 Mass concentration of various forms of nitrogen in typical cycle

當(dāng)C/N為3.9、平均進(jìn)水氨氮為72.31 mg/L時(shí),曝氣階段氨氮降至1.23 mg/L,而硝酸鹽氮濃度隨著氨氮濃度的降低先降后持續(xù)上升。TN去除主要發(fā)生在厭氧段,ESND只有12.70%。

分次進(jìn)水方式下,MPR在厭氧段TN濃度下降明顯。其中在第1次厭氧段TN濃度下降是去除上一周期排水后剩余的硝酸鹽氮,第2次則是去除第1次進(jìn)水產(chǎn)生的硝酸鹽氮。分段進(jìn)水可使碳源在缺氧段被用于反硝化脫氮,系統(tǒng)的脫氮方式由單次進(jìn)水的SND方式轉(zhuǎn)變?yōu)橹饕ㄟ^(guò)缺氧反硝化脫氮,使有限的碳源優(yōu)先被反硝化菌利用,系統(tǒng)脫氮效率得到提升,ESND提高至24.78%。

2.3 進(jìn)水C/N和進(jìn)水方式對(duì)MPR污泥特性的影響

2.3.1 對(duì)污泥量和污泥活性的影響

污泥濃度是影響污水處理效果的重要影響因素之一,與反應(yīng)器內(nèi)有機(jī)物去除效率和脫氮效率密切相關(guān)[16-17]。SOUR作為監(jiān)測(cè)污泥生物活性的參數(shù),被廣泛應(yīng)用于城市污水分析、評(píng)價(jià)和預(yù)測(cè)系統(tǒng)運(yùn)行狀況及處理能力等方面[18-19]。

當(dāng)C/N為8.7、5.6時(shí),MLSS分別為9 508、9 432 mg/L,MLVSS/MLSS基本保持在0.5～0.6,污泥活性良好。當(dāng)C/N為3.9時(shí),MLSS降至8 103 mg/L。對(duì)曝氣初始污泥的OUR監(jiān)測(cè)顯示,C/N由8.7降至3.9時(shí),SOUR由17.98 mg/(g·h)降至14.73 mg/(g·h),說(shuō)明進(jìn)水氨氮濃度較高時(shí)由于反硝化進(jìn)程不完全,產(chǎn)生大量的硝酸鹽氮對(duì)系統(tǒng)內(nèi)微生物增長(zhǎng)產(chǎn)生一定的抑制作用。工況4采用分次進(jìn)水運(yùn)行方式,系統(tǒng)活性逐漸恢復(fù),MLSS提高至8 875 mg/L,SOUR提高至15.36 mg/g。

2.3.2 對(duì)活性污泥中EPS的影響

EPS是一類來(lái)自于微生物的代謝、裂解和廢水本身的高分子聚合物,是活性污泥絮體主要成分之一。EPS對(duì)活性污泥絮體的物理化學(xué)特性及功能和結(jié)構(gòu)的完整性有著重要的影響,決定著活性污泥的絮凝性、沉降性、脫水性和疏水性等。運(yùn)行控制和環(huán)境因素的變化,如基質(zhì)類型、C/N、SRT、有毒物質(zhì)等影響EPS的產(chǎn)生和組成[20-22]。WANG等[23]認(rèn)為緊密層EPS中PN和PS隨著C/N的增大而增加,而松散層EPS并不受影響。隨著C/N的下降,工況1～3下MPR內(nèi)活性污泥的EPS含量逐漸降低(見表2),而PN/PS則逐漸升高。這是因?yàn)殡S著進(jìn)水C/N的下降,系統(tǒng)內(nèi)的碳源逐漸由充足狀態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)椴蛔?大量的碳源被用于脫氮,使污泥用于合成EPS的原料減少,最終使EPS含量減少。另外,結(jié)合MLSS變化可知,高濃度進(jìn)水氨氮及其經(jīng)過(guò)好氧產(chǎn)生的硝酸鹽氮積累對(duì)系統(tǒng)的污泥活性存在一定的損傷,從而使由生物代謝合成的EPS含量減少。工況4下活性污泥生成的EPS含量比工況3增多,這是因?yàn)橥ㄟ^(guò)運(yùn)行調(diào)整后,進(jìn)入系統(tǒng)的高濃度氨氮被稀釋且內(nèi)積累的硝酸鹽氮也被大量去除,從而使污泥活性得到恢復(fù),最終表現(xiàn)為系統(tǒng)EPS含量增加。

表2 進(jìn)水C/N和進(jìn)水方式對(duì)污泥中EPS的影響Table 2 Effects of influent C/N and operating mode on EPS

3 結(jié) 論

(1) 工況1～3下,MPR對(duì)氨氮的平均去除率分別為99.76%、99.48%、98.68%,對(duì)TN的平均去除率分別為92.42%、81.01%、70.06%。工況4分次進(jìn)水、分次曝氣后,更多碳源被用于反硝化,TN平均去除率提升至81.86%,出水TN低于15 mg/L。

(2) 隨著進(jìn)水C/N的下降,MPR內(nèi)MLSS、EPS及好氧段內(nèi)SOUR均下降,通過(guò)分次進(jìn)水、分次曝氣的運(yùn)行調(diào)整后,系統(tǒng)的污泥活性得到了恢復(fù)。