后置缺氧UCT分段進水工藝處理低C/N城市污水

王 慰,王淑瑩,張 瓊,邢立群,鮑方博,彭永臻

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后置缺氧UCT分段進水工藝處理低C/N城市污水

王 慰,王淑瑩*,張 瓊,邢立群,鮑方博,彭永臻

(北京工業大學北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術研究中心,北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室,北京 100124)

為處理低碳源生活污水,以內碳源反硝化途徑為出發點,開發了后置缺氧UCT分段進水工藝.該工藝僅在UCT分段進水最后一好氧段末端增加了后置缺氧環節,以強化微生物內碳源儲存能力.在低C/N水平(平均進水C/N=3.1±1.5)的生活污水條件下,后置缺氧UCT分段進水工藝實現了平均75.3%的TN去除率,運行61d后同步硝化反硝化去除的氮量高達31.5%;運行40d后污泥內碳源儲存水平比原工藝污泥提高12.2%,9小時比內源反硝化速率由零提高至5.56mgN/(gVSS×d),系統可通過好氧段同步硝化內源反硝化(SNED)提高TN去除率.污泥沉降性能有明顯改善:SVI值由350mL/g降至97mL/g,而原UCT分段進水工藝污泥仍然膨脹.該工藝僅在原工藝基礎上增加了一后置缺氧段,無需外加碳源和額外硝化液回流設施,有利于水廠升級改造.

UCT分段進水；后置缺氧；低C/N比；內碳源反硝化

目前城市污水污水處理廠的進水碳氮比極低(約3~4),遠不能滿足傳統活性污泥法微生物所需的碳源,一般水廠采取大量投入外加碳源的方法以保證出水水質達標,增大了運營成本[1-2].而針對低碳氮比城市污水的處理工藝已成為了研究熱點,并陸續提出了多種前置反硝化工藝[3-4].這些工藝先利用原水中的可溶解性有機物作為碳源進行脫氮除磷,再通過好氧硝化去除氨氮,故出水TN水平均很高,需依靠提高硝化液回流或污泥回流比來保證出水TN達標,增大了污泥回流泵的電力能耗.

UCT分段進水工藝結合了UCT與A/O分段進水兩種工藝,同時具有了反硝化除磷的功能和高效利用城市污水中有機碳源脫氮的優勢.由于污泥先回流至缺氧區,去除了硝酸鹽后再回流至首段厭氧區,故聚磷菌可充分利用原水中的有機物進行釋磷,為后續吸磷提供動力,強化了系統的除磷能力,提高了除磷效率.生活污水分為3部分進入反應器,缺氧區內微生物充分利用原水中的有機物進行反硝化脫氮,降低出水總氮含量,節省了硝化液回流設備和外碳源費用[5].但是處理C/N=3左右的生活污水時,UCT分段進水工藝仍需通過投加外碳源,維持碳氮比在6左右,來滿足生物脫氮除磷對有機碳源的需求,增加了污水處理費用.原UCT分段進水工藝在原水C/N=6條件下運行一年,出水指標穩定維持一級A達標[6].但此工藝存在嚴重的污泥膨脹問題(SVI長期300mL/g左右);且在進水C/N=3~4的條件下,雖然NH4+-N去除仍可達標,但出水NO--N遠高于標準,高濃度的NO--N含量使得二沉池內污泥利用內碳源進行反硝化反應,產生的氮氣停留在污泥絮體中,污泥比重減輕,出現了嚴重的污泥上浮現象,二沉池底部回流污泥濃度低,影響反應器的正常運行.

為減少污泥系統對外碳源的需求,不少學者將視野轉向了利用污泥內源的脫氮途徑研究.胞內聚合物是微生物內碳源的一種形式,包括聚羥基鏈烷酸酯(PHA)、糖原、聚磷酸鹽及硫粒等[7].在強化生物除磷系統研究中,對于聚磷菌和聚糖菌(PAOs、GAOs)的胞內聚合物與可降解有機物間轉化過程及機理的研究已經日趨成熟[8-10],但在連續流脫氮工藝中該方面的研究相對較少.在連續流工藝中強化GAOs的內碳源反硝化脫氮既無需外碳源,也無需回流設施,可節省能源與設備投資,具有一定的實際工程意義.

Chen等[11]的SBR厭氧-好氧-延長閑置反應器,以及Xu等[12]的新型后置反硝化工藝,均達到了較高的脫氮效率,但這些工藝的試驗用水條件C/N均為10左右,而我國部分水廠生活污水C/N只有3左右,故如何在極低碳源條件下維持較高的總氮去除率仍是難點.Matt等[13]驗證了PHA為PAOs的優先碳源,而可維持后置缺氧反應階段反硝化的內碳源是GAOs的糖原.故通過一定方法馴化污泥儲存糖原的能力,強化內碳源反硝化過程,作為處理低C/N生活污水提高TN去除率這一瓶頸的突破口具有一定可行性.本試驗在前期穩定運行的UCT分段進水工藝基礎上,通過在最后一段好氧區后增加一缺氧區,改進為后置缺氧UCT分段進水工藝.此工藝既不另外投加碳源,也不額外增加污泥回流設施,使污泥在添加的缺氧段內利用儲存的內碳源維持生命活動[14],提高污泥在反應器前端的內碳源儲存能力.試驗以后置缺氧UCT分段進水工藝為試驗組,原UCT分段進水工藝為空白組,2種工藝同時進行,對比考察出水污染物去除效果,和污泥沉降性能等變化,并通過內碳源反硝化小試檢測污泥內碳源儲存水平.

1 材料與方法

1.1 試驗用水和接種污泥

試驗接種污泥取自北京某城市污水處理廠的剩余污泥,經馴化后系統脫氮除磷性能基本穩定;批次試驗所用污泥取自UCT分段進水裝置的排泥.試驗用水采用北京工業大學教工住宅區某小區化糞池的生活污水,該污水屬于典型的低C/N比生活污水,其水質如表1所示.

表1 試驗用水水質 Table 1 Characteristics of influent wastewater

1.2 試驗裝置

試驗以原UCT分段進水工藝作為空白組,裝置分為3段,第1段由厭氧、缺氧、好氧順次組成,第2段和第3段均由缺氧、好氧順序串聯組成;生活污水分別在第1段厭氧、第2段缺氧和第3段缺氧區進水,由第3段好氧區連接二沉池沉淀出水,二沉池底部污泥回流至第1段缺氧區,并從第1段缺氧區回流污泥至厭氧區;各段容積比為3:3:4:2:4:2:4.試驗組為后置缺氧UCT分段進水工藝,其裝置是將原UCT分段進水工藝主反應區的第1段缺氧區、第3段好氧區分別減小一個容積比,并在第3段好氧區后增加一缺氧區,由最后缺氧區連接二沉池沉淀出水,如圖1所示;改進后的各段容積比為3:2:4:2:4:2: 3:2.

兩組試驗裝置由有機玻璃制成,主反應區有效容積均為58L,二沉池容積44L.系統采用交流電磁式空氣壓縮機供氣,由砂頭微孔曝氣,轉子流量計控制氣體流量;厭氧區與缺氧區均由攪拌器均勻攪拌;每一反應區域由帶孔折流板隔開,孔部設連通管防止溶解氧返混,控制各厭氧區、缺氧區、后置缺氧區DO濃度在0.05mg/L以下;進水與污泥回流通過蠕動泵控制;反應器在室溫下運行.兩組試驗裝置運行參數相同,3段好氧區溶解氧分別為1.0,0.5,0.5mg/L左右,水力停留時間均為9h,污泥濃度維持在2500~3500mg/L,污泥停留時間為18d,進水流量分配比為4:3:3,污泥回流比100%,內回流比75%.

污泥內碳源反硝化批次試驗在2.5L抽濾瓶中進行,設磁力攪拌器充分攪拌,采用小型氣泵曝氣,通過氣體流量計控制DO濃度,采用WTW Multi 340i 型便攜式多功能pH值、DO測定儀在線測定反應過程中的pH值和DO值,并根據好氧硝化的氨谷點和溶解氧峰值確定好氧硝化結束時間,防止過曝氣帶來的內碳源消耗.

1.3 試驗方案

長期試驗分為2個階段,第1階段為啟動階段,兩組試驗均以原分段進水工藝運行馴化污泥,直至出水水質穩定達標;第2階段為試驗階段,將試驗組改為后置UCT分段進水工藝,空白組維持原工藝不變,對比考察兩種工藝的脫氮性能以及污泥內碳源儲存能力.

為檢測經長期馴化后的污泥內碳源反硝化能力,進行了對比性批次試驗.在2組連續流試驗裝置運行的第132d,分別取反應器排泥各2L,洗凈,并分別置于2個2LSBR內, 1#為后置缺氧UCT分段進水排泥,2#為原UCT分段進水排泥.試驗在室溫下進行(水溫(30±1)℃)2組同時進水1L,缺氧攪拌30min后開始曝氣,直至pH值、DO開始上升時停止曝氣,之后持續攪拌12h進行內源反硝化反應.

1.4 檢測指標和測定方法

常規水質檢測為每日監測項目,從二沉池排水口采集水樣,并以0.45μm中速濾紙過濾, NH4+-N、NO2--N、NO3--N由Lachat QuikChem 8500series2型流動注射儀(Lachat instrument, milwaukee,wiscosin)檢測;COD、污泥沉降指數SVI、混合液污泥濃度(MLSS)、揮發性污泥濃度(MLVSS)等采用標準方法測定[15].

污泥內碳源含量通過糖原和PHAs表征,污泥樣品前處理過程包括:取樣后以4000r/min離心機離心5min,棄去上清液后立即放入-20℃冷藏室冷凍24h,以LABCONCO FreeZone 冷凍干燥機冷凍干燥48h,使污泥在干燥狀態下保存.糖原測定方法:稱取約20mg干污泥樣品,加入5mL0.6mol/L的鹽酸溶液,嚴格密封后在105℃烘箱中消解6h,上清液為糖原提取液,采用蒽酮比色法測定糖原濃度[16]. PHAs測定方法:稱取約20mg干污泥樣品,加入2mL氯仿、2mL酸化甲醇,嚴格密封后在105℃烘箱中消解20h,使得胞內聚合物融入氯仿層中,清洗提純后用氣相色譜儀檢測(采用Agilent 6890N型氣相色譜以及Agilent DB-1型氣相色譜柱)[17].

微生物形態觀察采用Olympus-BX61型顯微鏡進行,絲狀菌的豐度(FI)以Eikelboom提出的方法進行認定[18].

1.5 計算方法

比內源反硝化速率試驗中的硝態氮(NO3--N)、亞硝態氮(NO2--N)的質量濃度以NO3--Nequ為等價物表示[19],其計算方法為:

NO3--Nequ=NO3--N+0.6NO2--N (1)

比內碳源反硝化速率[SEDR, mg/ (gMLVSS·d)]計算方法:

SEDR=(NO3--Nequ(initial)-NO3--Nequ(final))/

(MLVSS·)′24 (2)

式中:NO3--Nequ(initial)和NO3--Nequ(final)分別為測量段的起始和最終NO3--Nequ;為反應時間.

同步硝化反硝化率()計算方法見式(3)[20]:

=(1-DNO3--N/DNH4+-N)′100% (3)

式中:DNO3--N為反應前后的硝態氮濃度之差,DNH4+-N為反應前后的氨氮濃度之差.

2 結果與討論

2.1 系統長期運行中污染物的去除效果

但2組試驗結果均低于葛士建等[22]C/N=6條件下的TN和TP去除率(分別為95.8%和93.4%),尤其除磷效果均不明顯.本試驗中試驗組和空白組的平均TP去除率分別為19.68%和14.56%,后置缺氧工藝對除磷能力的增加也十分有限.這是由于本試驗進水C/N水平極低,不能滿足厭氧釋磷和全部反硝化所需的碳源,故對于除磷方面還需進一步進行試驗研究.本文主要針對脫氮和污泥沉降性能的改善效果及其機理進行了討論,為低C/N比城市污水連續流脫氮工藝的研究提供方法和數據資料的參考.

2.2 后置缺氧UCT分段進水工藝脫氮途徑

好氧段同步硝化反硝化(SND)是分段進水工藝脫氮中不容忽視的脫氮途徑.圖3為2組工藝典型周期的氮濃度沿程變化.試驗階段運行第61d時,2組反應器中,好氧段均出現了明顯的總氮損失現象,這與本實驗組前期試驗結果相同[22].由于好氧段格室為矩形,只有曝氣砂頭曝氣,沒有攪拌裝置,格室內氧氣分布不均勻,在局部形成了有利于反硝化的缺氧微環境,故分析在好氧段中發生了同步硝化反硝化作用.

從試驗組的沿程水質監測曲線可以看出,由于后置缺氧段停留時間過短(約0.5h),此區域內各項指標的減少量并不明顯,只減少了0.72mg/L的TN,但經長期運行馴化之后,仍有顯著的總氮去除率提高.分析計算沿程水質數據,2組反應器各好氧段中COD水平已降至最低,即混合液中可利用有機物幾乎耗盡,但后置缺氧UCT分段進水系統(試驗組)卻表現出了更高的SND率:經式(3)計算得試驗組和空白組的SND率分別為31.5%和11.1%,說明試驗組污泥在好氧段中,除了發生了利用外碳源的同步硝化反硝化外,還可能發生了利用內碳源的同步硝化反硝化:同步硝化內源反硝化(SNED),即在好氧段低溶解氧、低有機物的環境下同步發生的硝化過程和利用內碳源進行的反硝化過程[23].即試驗組比空白組多出的SND量是由好氧段同步硝化內源反硝化過程產生的.同時,好氧段的同步硝化內源反硝化也是后置缺氧UCT分段進水工藝總氮去除率提高的主要原因.

2.3 內碳源反硝化能力分析

污泥內碳源反硝化是發生同步硝化內源反硝化的基礎.2組污泥內碳源反硝化能力批次試驗顯示,經后置缺氧UCT分段進水工藝馴化后的污泥(1#),內碳源儲存能力和內碳源反硝化能力均比原工藝高.圖4為批次試驗結果.厭氧階段,2組糖原含量都出現了逐漸降低的趨勢.1#硝化階段,隨著COD濃度的降低,污泥糖原含量由78.07mgCOD/gVSS逐漸升高至106.64mgCOD/ gVSS,出現了有機物利用和明顯的糖原積累;內碳源反硝化階段,前3h混合液中COD濃度僅降低了4.6mg/L,但NO3--Nequ降解速率達到了4.72mgN/(gVSS×d),這表明微生物利用儲存的碳源進行了反硝化作用,9h平均比內源反硝化速率達到5.56mgN/(gVSS×d).

2#硝化階段的COD濃度由52.4mg/L變化并降低至39.1mg/L,但糖原由64.33mgCOD/gVSS最高升高至80.05mgCOD/gVSS,僅有少量的糖原積累;內源反硝化階段COD濃度在4.6mg/L, NO3--Nequ濃度沒有減少,NO3--Nequ降解速率為0mgN/(gVSS×d),2#系統內微生物沒有內碳源反硝化作用.

厭氧消耗糖原,好氧條件富集糖原的現象與GAOs的代謝途徑極為相似[19],從1#污泥較高的糖原積累可以推測,后置缺氧段的增加有利于GAOs的生長或累積糖原,并可以利用糖原進行反硝化脫氮.

2.4 系統污泥內碳源含量特征

污泥內碳源儲存含量直接影響其內碳源反硝化能力.表2為運行第180d時,兩組工藝沿程污泥平均胞內聚合物含量,總胞內聚合物含量(糖原+PHA)試驗組比空白組高12.2%,故很大可能是由于糖原儲存量的增加,促進了試驗組污泥的內源反硝化速率的提高.總胞內聚合物含量中,試驗組平均糖原和PHA含量分別比空白組高12.6%和2.9%,即污泥經后置缺氧反應器的長期馴化,內碳源中糖原含量增加比例比PHA高.此數據表明試驗組污泥增加的內碳源儲存量以糖原為主.這與Winkler等[13]的研究結果相同,即糖原是內源反硝化作用中主要利用的胞內聚合物.

試驗組糖原含量的提高與后置缺氧環節的增加不無關系.糖原轉化途徑主要包括反硝化脫氮、聚磷菌厭氧釋磷、異養菌吸收等.圖5為典型周期內污泥糖原濃度的沿程變化.

厭氧段聚磷菌分解糖原,并利用原水中的溶解性有機物合成PHA及能源以充分釋磷,此區域兩組工藝的污泥糖原含量均較少.

表2 沿程PHA含量變化(mgCOD/gVSS) Table 2 Variation of PHA along the two progress(mgCOD/gVSS)

缺氧1中反硝化除磷菌利用回流混合液中的NO-N進行反硝化除磷,反硝化菌利用厭氧段剩余的COD進行反硝化脫氮,同時合成并儲存大量胞內聚合物,故此反應區內污泥糖原含量有較明顯的增長;且試驗組COD濃度由厭氧段的段的53.08mg/L僅降低至47.18mg/L,糖原含量也僅增加了13.03mgCOD/gVSS;數據表明,試驗組缺氧段1內污泥可充分利用上一段剩余的有機物合成大量糖原作為內碳源儲存,而空白組只利用了少部分的剩余有機物,合成的糖原也少于試驗組.這可能是由于試驗組的缺氧段1內的污泥包含大量經過后置缺氧段和二沉池充分消耗內碳源維持生命活動的回流污泥,故吸收了更多的外碳源以合成胞內聚合物維持后續生化反應.

在好氧區1中,聚糖菌分解PHA合成糖原,但試驗組糖原含量增長量較少,空白組增長稍多,原因如下:由于試驗組好氧區內的同步硝化內源反硝化作用,糖原降解與糖原合成同步發生,且合成速率稍大于降解速率[24],此區域內試驗組污泥糖原含量達到了最大值127.25mgCOD/gVSS;而空白組好氧區內同步硝化內源反硝化作用相對較弱,糖原合成速率大于其降解速率,故表現為糖原含量增長比試驗組多.空白組的缺氧2內污泥糖原含量也有少量增加,并且達到了其最大值118.25mgCOD/gVSS,而后2組污泥糖原含量均開始呈現逐漸降低的趨勢.故在原水可利用有機物量極低的條件下,試驗組污泥經后置缺氧UCT分段進水工藝長期運行馴化之后,形成了在有機物缺乏段分解內碳源,和有機物富余段大量富集內碳源的循環過程.出現了以糖原為主的內碳源的積累,具有了內碳源反硝化能力,從而以同步硝化內源反硝化脫氮速率的提高,降低了出水總氮的含量.

2.5 污泥沉降性能

連續流反應器在低有機物負荷條件下,極易發生絲狀菌污泥膨脹,但經后置缺氧UCT分段進水工藝長期馴化后,污泥膨脹性能消失,污泥沉降性能恢復正常.圖6為運行176d內SVI和MLSS變化趨勢,圖7為2組污泥運行第66,121,163d時的鏡檢照片,放大倍數為100倍.

前90d啟動階段中,2組污泥SVI值均穩定在350mL/g;鏡檢結果顯示,2組污泥均可觀察到大量絲狀菌延伸出絮體外部,導致污泥沉降性能惡化,呈現污泥惡性膨脹.試驗階段,原UCT分段進水工藝(空白組)污泥持續膨脹的同時,試驗組反應器開始改為后置缺氧UCT分段進水工藝后,SVI出現了緩慢下降的趨勢:40d內由246mL/g降至168mL/g,污泥沉降性能逐漸好轉,第121d,2組污泥鏡檢結果可觀察到,相比第66d試驗組絲狀菌數量有所減少,呈中等密度,而空白組絲狀菌仍然大量存在;運行約第140d之后試驗組污泥SVI值穩定在110~97mL/g之間,沉降性能維持良好狀態,期間空白組污泥SVI值在145~ 232mL/g之間波動,鏡檢結果可以明顯觀察到試驗組污泥絮體比較緊密,幾乎沒有絲狀菌存在,但空白組仍可觀察到很多絲狀菌.

絮凝體細菌比絲狀菌合成和利用胞內聚合物的速率快,在有機物含量極低的環境中,試驗組污泥內碳源儲存能力強,內碳源含量高,可利用內碳源維持新陳代謝,從而逐步淘汰內碳源儲存能力低的絲狀菌,達到抑制污泥膨脹的效果[24].

圖7 運行第66,121,163d時兩組污泥鏡檢照片(100倍)
Fig.7 Microscope photos of sludge at 66th,121st,163rdday (100 times)
a1,b1,c1分別為試驗組第66,121,163d鏡檢;a2,b2,c2分別為空白組第66,121,163d鏡檢

另外,絲狀菌屬于嚴格的好氧菌[25],而試驗組的后置缺氧格內溶解氧含量極低,且二沉池水面下10cm處平均DO濃度也低至0.04±0.01mg/L (空白組二沉池DO濃度高達0.56±0.11mg/L),這種環境不利于絲狀菌的生長,反而有利于菌膠團的生長.菌膠團成為優勢菌種,絲狀菌生長速率越來越低,從而改善了系統污泥沉降性能,增加的后置缺氧格起到了缺氧生物選擇器的作用.

3 結論

3.1 后置缺氧段的增加有利于提高TN去除率,不影響NH4+-N與COD的去除.后置缺氧UCT分段進水工藝在室溫環境,進水C/N為3.1±1.5的條件下,實現了平均75.3%的TN去除率,與原工藝相比提高了約9%.

3.2 脫氮過程中,同步硝化內源反硝化途徑起重要作用.運行61d后通過同步硝化反硝化去除的氮量高達31.5%.

3.3 增加后置缺氧過程能夠增強污泥內碳源儲存能力.運行40d后,污泥內碳源儲存水平比原工藝污泥提高12.2%,9h平均比內源反硝化速率由零提高至5.56mgN/(gVSS×d).

3.4 胞內聚合物的儲存有利于菌膠團的生長,抑制絲狀菌生長,使后置缺氧UCT分段進水工藝污泥沉降性能明顯優于原工藝(SVI為97~ 110mL/g).

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責任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn

Post-anoxic UCT step-feed process in treating municipal wastwater with low C/N ratios

WANG Wei, WANG Shu-ying*, ZHANG Qiong, XING Li-qun, BAO Fang-bo, PENG yong-zhen

(Engineering Research Center of Beijing, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)., 2016,36(7)：1997~2005

To treat sewage with low carbon source, a post-anoxic UCT step-feed process was proposed in a endogenous denitrification perspective. This process only added an anoxia section after the last aerobic section of the original UCT step-feed reactor, to strengthen the microbial consortium’s storage capacity of carbon source. Under a very low ratios level of C/N (average C/N=3.1±1.5) in the wastewater influence, the post-anoxic UCT step-feed process achieved an average 75.3% of the TN removal rate; After 61days’ operation, nitrogen removal content via simultaneous nitrification and denitrification (SND) was as high as 31.5%. At 40 th day, the carbon source storage level in the sludge was 12.2% higher than that of the original process, and 9hours specific endogenous denitrification rate (SEDR) was increased from 0to 5.56mgN/(gVSS·d), the process improved the TN removal rate mainly by simultaneous nitrification and endogenous denitrification (SNED) in the aerobic zone. The performance of sludge settling was improved: SVI value decreased from 350mL/g to 97mL/g, while sludge bulking still remained in the original UCT step-feed process. This process only added an anoxia section in the original reactor, without additional carbon source or nitrate liquid recycling facilities, which is convenient for reconstruction of the wastewater treatment plants.

UCT step-feed；post anoxic；low C/N ratios；endogenous denitrification

X703.1

A

1000-6923(2016)07-1997-09

王 慰(1991-),女,北京人,北京工業大學碩士研究生,主要從事污水生物處理理論與應用研究.

2015-12-16

國家自然科學基金(51578014);北京工業大學第13屆研究生科技基金項目(ykj-2014-11014);北京市教委資助項目