微壓內循環(huán)生物反應器對不同碳氮比城市污水的處理效果及運行優(yōu)化研究*

2022-11-23 05:48:40楊雪瑞郭海燕聶澤兵谷靖穎邊德軍

環(huán)境污染與防治 2022年11期

楊雪瑞郭海燕, 聶澤兵谷靖穎邊德軍#

(1.大連交通大學環(huán)境與化學工程學院,遼寧大連 116028;2.吉林省城市污水處理重點實驗室(長春工程學院),吉林長春 130012;3.吉林省城市污水處理與水質保障科技創(chuàng)新中心,東北師范大學環(huán)境學院,吉林長春 130117)

碳源是影響生物脫氮除磷體系的重要因素。一方面,缺乏碳源會導致反硝化過程受阻、影響聚磷菌在厭氧段合成聚β-羥基丁酸;另一方面,碳源濃度過高會降低硝化反應的速率,影響磷在好氧段的過量吸收[1]。進水中的碳氮比(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。理論上C/N≥2.82(質量比)就能進行生物脫氮,而實際工程C/N≥3.5為宜,一般城市污水中C/N則需要達到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,我國城市污水處理廠水質沖擊事件頻發(fā),高濃度進水氨氮沖擊呈增多趨勢,出現了氨氮濃度增高而導致的C/N下降的現象[6-7]。污水處理廠采用傳統(tǒng)工藝進行處理時,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,出現氨氮、TN超標的現象[8-9]。

微壓內循環(huán)生物反應器(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[10-12]。該反應器采用單側曝氣形式,利用曝氣推動實現液體循環(huán),可在曝氣池內形成不同的DO環(huán)境和污泥濃度。反應器中心區(qū)域會進行一定程度的水解酸化、釋磷、反硝化等反應過程,而在外圍區(qū)域則主要進行有機物的好氧氧化、硝化、吸磷等反應過程,實現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,本研究主要考察A/O運行方式下MPR對不同C/N模擬城市污水的處理效果,分析進水C/N對脫氮過程和污泥性能的影響,并在低進水C/N條件下進行MPR運行優(yōu)化,以期為MPR處理不同C/N城市污水的運行調控提供理論支持。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

MPR裝置如圖1所示,由有機玻璃板制成,主體為扁平圓柱體,其正面為圓型,底部設置支撐,上部設液位提升管和大氣相通。反應區(qū)直徑300 mm、寬度200 mm,有效容積為12 L,上部連接管長×寬×高為300 mm×50 mm×100 mm。反應器采用穿孔管單側曝氣,鼓風機供氣,通過玻璃轉子流量計控制曝氣量。批式運行時由頂部提升管進水,沉淀后出水由中部排水管排出,底部設置排空管用于排泥。反應器內部設置pH和DO探頭,可實現這兩個指標的實時監(jiān)測。

1—貯水箱；2—玻璃轉子流量計；3—空氣壓縮機；4—導氣板；5—穿孔曝氣管；6—取樣孔；7—排泥孔；8—排水孔；9—DO儀；10—儲泥箱；11—pH計；12—出水箱

1.2 進水水質

試驗進水為人工模擬城市污水,主要由自來水(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調節(jié)污水pH為6.8～7.2。在保持進水碳源不變的條件下,通過投加不同量的NH4Cl來調控進水C/N為3.9、5.6、8.7。

1.3 運行工況

根據進水水質和運行模式的不同,試驗運行共分4個工況。其中,工況1～3采用A/O運行模式,每周期運行時間為8 h,單個周期厭氧30 min、好氧360 min、沉淀80 min、排水5 min、閑置5 min,反應器排水比為0.4(體積比),好氧階段曝氣強度為0.125 m3/h;工況4采用了兩級A/O運行模式,每周期運行時間為8 h,分兩次進水,每次充水比為0.2(體積比),一級A/O模式運行周期組成為厭氧30 min、好氧150 min、沉淀30 min、排水5 min,二級A/O模式運行周期組成為厭氧段30 min、好氧段150 min、沉淀80 min、排水5 min。整個試驗過程中,工況1～3均在好氧段、工況4在第2級好氧段結束前5 min排出200 mL混合液,控制污泥齡(SRT)為60 d。整個試驗期間MPR進水水質及運行模式如表1所示。

1.4 檢測方法

COD、TN、TP、氨氮分別采用重鉻酸鉀法、堿性過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)采用重量法測定;硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮采用瑞士萬通885離子色譜儀檢測;胞外聚合物(EPS)采用熱提取法提取,其中多糖(PS)、蛋白質(PN)分別采用蒽酮比色法、Folin酚試劑法測定。

1.5 典型周期試驗

每個工況運行穩(wěn)定后,分別在厭氧后30 min、好氧段每隔60 min至曝氣結束,取泥水混合液50 mL,用定性濾紙過濾,分析過濾后水樣中各項水質指標。

表1 MPR進水水質及運行模式Table 1 Influent quality and operation mode of MPR

1.6 SND率計算方法

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

(1)

式中：A、B、C、D分別為好氧初始時氨氮、好氧結束時氨氮、好氧結束時亞硝酸鹽氮、好氧結束時硝酸鹽氮質量濃度,mg/L。

1.7 比好氧速率(SOUR)計算方法

SOUR是指單位質量活性微生物在單位時間利用氧氣的量。測定方法：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,放入攪拌轉子,同時將DO儀探頭插入錐形瓶口中;打開DO儀和磁力攪拌器,轉速為500 r/min,間隔30 s自動記錄DO。根據所得DO(縱坐標)與時間(橫坐標),采用最小二乘法計算耗氧速率(OUR),OUR與MLVSS的比值即為SOUR。

2 結果與討論

2.1 MPR對不同C/N城市污水的處理效果

2.1.1 COD和TP去除情況

MPR對COD和TP的去除效果如圖2所示。在保持進水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。總體上,MPR對有機物去除效果穩(wěn)定,進水氨氮濃度的提高和啟用分次進水、分次曝氣運行方式對COD去除影響不大。

圖2 MPR對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。進水氨氮濃度的提高對TP去除影響不大,而工況4采用分次進水、分次曝氣運行方式,出水TP略有提高,其原因可能是分段進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對氨氮和TN的去除效果如圖3所示。工況1～3下,隨著平均進水氨氮由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對氨氮的平均去除率分別為99.76%、99.48%、98.68%。隨著進水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;當進水C/N降至3.9時,好氧異養(yǎng)菌和反硝化菌對碳源競爭的矛盾突出,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對氨氮和TN的去除效果Fig.3 Removal effect of MPR on ammonia nitrogen and TN

由于進水中TN主要成分為氨氮,出水中氮的形態(tài)主要為硝酸鹽氮,進、出水TN濃度變化趨勢分別和進水氨氮、出水硝酸鹽氮變化趨勢基本一致。工況1～3下,隨著進水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采用分次進水、分次曝氣運行方式,在曝氣量、運行時間不變的情況下,出水TN逐漸恢復至工況2水平,平均出水TN為13.79 mg/L,能達到《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918-2002)一級A標準(≤15 mg/L),TN平均去除率提升至81.86%。

2.2 不同進水C/N下污染物去除過程分析

2.2.1 典型周期內COD和TP去除過程

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COD和TP變化情況見圖4。工況1～3下,進水后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,由于反硝化菌對碳源的利用及聚磷菌對碳源的存儲作用,COD迅速下降至50 mg/L以下;之后進一步緩慢下降,至330 min COD已基本降解至最低水平并維持至曝氣結束。工況4分次進水、分次曝氣,第1次進水后COD較工況1～3更低,第2次進水后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時段內,聚磷菌利用碳源進行厭氧釋磷,厭氧段釋磷后TP最大值分別為34.62、29.88、19.88 mg/L;進入好氧段后,TP持續(xù)下降,曝氣300 min時TP分別為0.32、0.44、0.40 mg/L,之后2 h曝氣過程中TP濃度基本不變。可以分析,在進水碳源濃度基本不變的條件下,隨著進水氨氮濃度的升高,系統(tǒng)產生的硝酸鹽氮也增多,硝酸鹽氮會加劇碳源的消耗,影響系統(tǒng)厭氧釋磷。而硝化作用對氧氣的競爭也使系統(tǒng)好氧吸磷受到影響。工況4調整運行方式后,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水,這表明分次進水對MPR厭氧釋磷產生抑制作用,最終使系統(tǒng)TP的去除效率下降。

2.2.2 典型周期內脫氮過程分析

典型周期內各形態(tài)氮的質量濃度變化情況如圖5所示。在進水C/N為8.7、平均進水氨氮為32.21 mg/L時,進水后由于稀釋和吸附作用混合液內氨氮降為13.85 mg/L。在前30 min厭氧段,由于微生物的內源代謝作用釋放出溶解性的氨氮,混合液內氨氮濃度略有升高;當系統(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。可以計算出,在進水C/N為8.7時,ESND達到84.21%。

在進水C/N為5.6、平均進水氨氮為50.78 mg/L時,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%。可以分析,在碳源充足條件下,歸功于MPR獨特的結構,一方面通過液位提升,主反應區(qū)產生微壓及反應器的半密封結構延長氣泡與污水之間的接觸時間,也提高了氧的轉移和利用效率,反應器硝化效果優(yōu)異;另一方面,在適當的曝氣條件下,C/N為5.6～8.7時,MPR內形成不同的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 典型周期內各形態(tài)氮的質量濃度變化情況Fig.5 Mass concentration of various forms of nitrogen in typical cycle

當C/N為3.9、平均進水氨氮為72.31 mg/L時,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次進水產生的硝酸鹽氮。分段進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水的SND方式轉變?yōu)橹饕ㄟ^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 進水C/N和進水方式對MPR污泥特性的影響

2.3.1 對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,與反應器內有機物去除效率和脫氮效率密切相關[16-17]。SOUR作為監(jiān)測污泥生物活性的參數,被廣泛應用于城市污水分析、評價和預測系統(tǒng)運行狀況及處理能力等方面[18-19]。

當C/N為8.7、5.6時,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C/N為3.9時,MLSS降至8 103 mg/L。對曝氣初始污泥的OUR監(jiān)測顯示,C/N由8.7降至3.9時,SOUR由17.98 mg/(g·h)降至14.73 mg/(g·h),說明進水氨氮濃度較高時由于反硝化進程不完全,產生大量的硝酸鹽氮對系統(tǒng)內微生物增長產生一定的抑制作用。工況4采用分次進水運行方式,系統(tǒng)活性逐漸恢復,MLSS提高至8 875 mg/L,SOUR提高至15.36 mg/g。

2.3.2 對活性污泥中EPS的影響

EPS是一類來自于微生物的代謝、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對活性污泥絮體的物理化學特性及功能和結構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。運行控制和環(huán)境因素的變化,如基質類型、C/N、SRT、有毒物質等影響EPS的產生和組成[20-22]。WANG等[23]認為緊密層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。這是因為隨著進水C/N的下降,系統(tǒng)內的碳源逐漸由充足狀態(tài)轉變?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,結合MLSS變化可知,高濃度進水氨氮及其經過好氧產生的硝酸鹽氮積累對系統(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,這是因為通過運行調整后,進入系統(tǒng)的高濃度氨氮被稀釋且內積累的硝酸鹽氮也被大量去除,從而使污泥活性得到恢復,最終表現為系統(tǒng)EPS含量增加。