李 冬,王櫻橋,張 杰,,李 帥,王玉穎

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高徑比對生活污水好氧顆粒污泥系統(tǒng)的影響

李 冬1*,王櫻橋1,張 杰1,2,李 帥2,王玉穎1

(1.北京工業(yè)大學水質(zhì)科學與水環(huán)境恢復工程北京市重點實驗室,北京 100124；2.哈爾濱工業(yè)大學城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 150090)

采用3組高徑比分別為3:1,4.5:1和6:1的SBR反應器(R1,R2,R3),以實際生活污水為進水并接種污水處理廠二沉池的回流污泥,研究SBR高徑比對生活污水好氧顆粒污泥形成,同步去除碳,氮,磷性能的影響.結(jié)果表明,R1,R2,R3分別歷時42,35和28d啟動成功;顆粒污泥培養(yǎng)成熟后,其平均粒徑逐漸趨于穩(wěn)定,分別可達750,900,1100μm.啟動階段,R1,R2,R3對總氮的去除率分別為66%,61%,62%;顆粒污泥成熟后,R1,R2和R3出水均滿足《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》一級A標準,總氮去除率分別為79%,85%,91%,總磷去除率分別為91%,93%,94%,COD去除率分別為89%,92%,93%.進一步分析表明,在本試驗研究范圍內(nèi),SBR高徑比增大有利于好氧顆粒污泥的形成,且利于增大顆粒粒徑,進而提高沉淀性能和同步去除碳,氮,磷的性能.

生活污水；高徑比；好氧顆粒污泥；SBR；脫氮除磷

根據(jù)《2017中國環(huán)境狀況公報》[1]顯示,全國地表水中Ⅳ類,Ⅴ類水質(zhì)占23.8%,劣Ⅴ類水質(zhì)占8.3%,水體污染嚴重,污水存在氮,磷超標等問題.因此,高效脫氮除磷成為污水處理廠的主要任務之一.好氧顆粒污泥具有良好的沉降性能,密實的結(jié)構(gòu),較高濃度的生物量,較強的耐沖擊負荷和抵抗有毒有害物質(zhì)的能力[2],其內(nèi)部有適合厭氧微生物生存的缺/厭氧區(qū),能同時實現(xiàn)硝化反硝化[3].為便于好氧顆粒污泥技術的快速實際應用,將其與現(xiàn)有的SBR工藝相結(jié)合能夠有效提高處理效能,降低運行成本[4],因此,好氧顆粒污泥SBR工藝成為污水生物處理領域的研究熱點之一[5].

國內(nèi)外研究表明反應器較大高徑比(/)對反應器中液體的流動形式,微生物的聚合形態(tài)有重要的影響[6-9].有研究[5,10]表明,/越大,顆粒污泥成熟時間越短且結(jié)構(gòu)越密實.但是,研究者只采用兩組不同高徑比的SBR反應器,無法表明高徑比影響好氧顆粒污泥形成的準確趨勢,且在顆粒形成及穩(wěn)定過程中僅局限于對氮素污染物的去除,而對污染物碳,氮,磷的同步去除效果沒有進行全面的研究.

此外,研究[11-12]表明,間歇曝氣的運行方式對于碳,氮,磷的同步去除效果要優(yōu)于全程好氧的運行方式.因此,本試驗采用厭氧/好氧(A/O)的運行方式,以實際生活污水為進水,采用3組高徑比分別為3:1, 4.5:1和6:1的SBR反應器,研究好氧顆粒污泥SBR工藝反應器高徑比對顆粒污泥形成以及同步去除碳,氮,磷性能的影響.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置與運行方式

本試驗采用3組高徑比分別為3:1,4.5:1和6:1的SBR反應器(R1,R2,R3),有效容積均為18L(R1, R2,R3高分別為650,800,1000mm,直徑分別為200,170,160mm).反應器材料為有機玻璃,頂部進水,通過時控開關控制進水,攪拌,曝氣,出水.用鼓風機進行底部曝氣,用轉(zhuǎn)子流量計控制曝氣流量.

圖1 SBR反應器裝置示意

1.進水箱;2.蠕動泵;3.出水;4.氣體流量計;5.鼓風機;6.進水,出水,攪拌,曝氣時序控制器;7.攪拌機

反應器每天運行4個周期,每個周期6h:10min進水,80min厭氧,210min好氧,30~3min沉淀(沉淀時間在顆粒培養(yǎng)階段逐漸由30min遞減至3min,顆粒成熟之后保持3min),10min排水,換水比為75%,剩余時間閑置.試驗過程對溫度和pH值不做控制,運行溫度為15~25℃.控制曝氣流量為1.5L/min.

1.2 污水水質(zhì)與接種污泥

接種污泥為北京市某污水處理廠二沉池回流污泥,MLSS為3518mg/L;試驗用水為北京工業(yè)大學家屬區(qū)化糞池的實際生活污水,各項水質(zhì)指標見表1.

表1 生活污水水質(zhì)組分

1.3 分析項目及方法

pH值,DO及溫度的測定采用WTW pH/Oxi 340i便攜式多參數(shù)測定儀;NH4+-N,NO2--N,NO3--N, MLSS,MLVSS,SV30等指標均采用國家規(guī)定的標準方法測定[13],MLSS測定取樣時間為曝氣15min時,反應器內(nèi)泥水混合物混合均勻后取樣,進而保證樣品的均勻性.為了確保數(shù)據(jù)的準確性,每次測量均進行3組平行實驗; COD和總磷采用5B-3B COD多參數(shù)快速測定儀;污泥中EPS的提取采用熱提取法[14],多糖測定采用苯酚硫酸法[15],蛋白質(zhì)測定采用考馬斯亮藍法[16];顆粒粒徑測定采用Mastersize 2000型激光粒度分析儀,顆粒形態(tài)觀察使用Hitachi S4300電子顯微鏡;污泥沉降性能分析方法:以污泥體積指數(shù)(SVI)評估反應器中污泥的沉降能力[17-18], SVI為混合液靜置30min后污泥容積(mL)與污泥干質(zhì)量比(g),按下式計算:

式中:SV30為反應器曝氣時,混合液在量筒內(nèi)靜止沉降30min后,污泥所占混合液的體積百分比 (mL/L); MLSS為混合液懸浮固體濃度(g/L).

2 結(jié)果與討論

2.1 高徑比對好氧顆粒污泥形成及形態(tài)結(jié)構(gòu)的影響

R1,R2,R3分別歷時42,35和28d,反應器內(nèi)顆粒的平均粒徑達到340μm,Awang等指出當顆粒粒徑達到340μm時,可以認為成功實現(xiàn)顆?；痆10],好氧顆粒污泥工藝啟動成功.顆粒污泥培養(yǎng)成熟后,其平均粒徑分別可達750,900,1100μm.由于本試驗3組反應器容積,曝氣量一定,較大的高徑比可以提供更大的表觀氣速和水力剪切力,在反應器中形成一個較長的環(huán)狀水流[19],微生物在流動的過程中碰撞的機會更大,有利于微生物的聚集,故R3反應器中污泥顆粒化時間較短.

有研究[18]表明絮狀污泥在水力剪切力和胞外聚合物(EPS)的雙重作用下凝聚粘附形成顆粒.EPS也是污泥顆?；潭鹊囊粋€指標[20],其主要由蛋白質(zhì)(PN)和多糖(PS)組成[17],由細胞分泌,是絮狀污泥顆?；^程中必需的物質(zhì).本試驗每7d分別在R1,R2,R3中取樣并測定不同反應器中的PN,PS.

如圖2所示,PN,PS在顆粒污泥形成階段(0~ 42d,0~35d和0~28d)整體呈上升趨勢,R1,R2,R3中PN含量分別由初始的66.98,70.66,65.14mg/g增加到最大值122.19,153.76,168.09mg/g,PS含量增加較少,分別由初始的35.12,23.78,25.74mg/g增加到最大值62.13,43.50,57.18mg/g.由于PN和PS對好氧顆粒污泥形成的影響不同,PS主要起架橋作用,而PN會影響污泥表面的電負性和疏水機能[21],故在顆粒形成階段,PN含量增加使相對疏水性增加,細胞表面自由能降低,細菌之間的黏附性能也隨之增加,從而使微生物細胞更易于從水相中脫離出來并聚集在一起,有效促進顆粒污泥的形成.所以,PN較PS增加明顯,且R3中PN含量增加最多.

在反應器運行的第130d,顆粒性能和形態(tài)穩(wěn)定,分別從R1,R2,R3中取適量好氧顆粒污泥,進行拍照和顯微鏡觀察,如圖3所示.R1中,顆粒粒徑較小,結(jié)構(gòu)比較松散,形狀不規(guī)則,外表比較粗糙;R2中顆粒粒徑較R1中顆粒稍大,但大小不一;R3中的顆粒粒徑最大,且形狀比較規(guī)則.由于細胞分泌PN和PS受氮負荷,水流和氣流剪切力,微生物種群等因素影響[17],進而影響顆粒形成和性狀,但是無法確定具體是哪種因素的影響,所以選擇這些因素共同影響的PN/PS作為影響因素.由于PN/PS較高,微生物易于從水中分離出來,進而發(fā)生相互粘附聚集形成菌膠團,縮短好氧顆粒污泥的形成時間并增大顆粒粒徑[22].本試驗在顆粒形成階段,PN/PS值呈遞增趨勢,且R3反應器中PN/PS值最大,這在一定程度上解釋了高徑比為6:1的反應器啟動時間較短的原因.當顆粒成熟之后,顆粒粒徑不再增長,PN/PS在相對穩(wěn)定范圍內(nèi)波動.由此可見,顆粒形態(tài)與高徑比有關,高徑比較大提供較大的水力剪切力, PN的分泌得到了強化[23],PN/PS提高,顆粒粒徑較大,外表規(guī)則且光滑.

2.2 好氧顆粒污泥的沉降性能

本試驗從第21d開始,采取逐漸縮短沉淀時間的方式,截留反應器內(nèi)沉降性能好的污泥,排出沉降性能不好的絮狀污泥,反應器中污泥濃度下降.如圖4所示,3組反應器內(nèi)的初始污泥濃度(MLSS)分別為3599,3629,3610mg/L,污泥濃度不斷下降,至第42,35和28d分別降至2597,2610,和2677mg/L.顆粒污泥啟動成功后,污泥流失較少,污泥濃度開始緩慢上升.顆粒污泥成熟后,本試驗通過定期排泥的方式使污泥濃度基本穩(wěn)定在5500~6500mg/L,MLSS的變化情況反映了高徑比不同的SBR反應器中污泥的顆粒化進程,高徑比增大,顆?；M程加快.

污泥體積指數(shù)(SVI)能夠表示污泥的沉降能力,可以評估反應器中顆粒污泥的留存能力,SVI值越低,沉降性能越好[17].從圖4中可以看出R1,R2,R3中SVI均呈先增加后下降的趨勢,與反應器中EPS的變化相似,分析原因為在顆粒形成階段,EPS與細胞體結(jié)合不緊密,具有流動性[24],故導致污泥絮體體積增大,密度減小,SVI增大.顆粒成熟之后,EPS與細胞體結(jié)合緊密,EPS架橋?qū)W說認為,當EPS中高分子物質(zhì)與微生物緊密接觸時,EPS中含線性或分支狀長鏈結(jié)構(gòu)的活性基團借助離子鍵,氫鍵,配位鍵等與微生物細胞結(jié)合形成三維網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)的絮凝體[25],故有利于污泥沉降,SVI值逐漸降低.隨著顆粒粒徑增大,反應器內(nèi)的SVI值不斷下降,反應器內(nèi)顆粒污泥的沉降性能不斷提高.當顆粒成熟之后,SVI值在相對穩(wěn)定范圍內(nèi)波動,R3中的SVI值較R1,R2反應器中小,穩(wěn)定在30mL/g左右,高徑比影響顆粒污泥的沉降性能,在本試驗范圍內(nèi),高徑比越大,沉降性能越好.

顆粒污泥中的生物量與混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)有關[26].為比較3個反應器中污泥的生物量,分別取樣測量反應器內(nèi)的MLVSS,并計算MLVSS/MLSS,結(jié)果見圖4.Wu等[27]的研究中指出較大粒徑的顆粒有著較厚的生物層.本試驗中,反應器內(nèi)好氧顆粒污泥粒徑關系為R1

2.3 好氧顆粒污泥系統(tǒng)同步去除碳,氮,磷的性能

如圖5所示,從顆粒污泥形成到顆粒污泥成熟, R1,R2,R3出水COD和總磷濃度相差不大.由于反應器內(nèi)接種的絮狀污泥需要適應反應器內(nèi)的環(huán)境,所以啟動初期20d內(nèi)出水COD,總磷濃度較高.適應環(huán)境后,出水COD和總磷濃度分別在50和0.5mg/L以下,去除效率均達到85%以上.由于好氧顆粒污泥平均粒徑大小對異養(yǎng)菌進行有機質(zhì)降解過程影響不大[28],而R1,R2,R3反應器除顆粒平均粒徑不同外其他條件均相同,所以R1,R2,R3反應器出水COD濃度相差不大,COD去除情況相似.

在顆粒脫氮過程中,當曝氣量充足時,硝化作用容易完成,但通常會限制反硝化作用.反硝化作用發(fā)生在缺氧段或單個顆粒內(nèi)部的缺氧區(qū),而單個顆粒缺氧區(qū)大小會影響反硝化速率[29],進而影響總氮去除速率.如圖5所示,顆粒污泥啟動時期(0~42d,0~35d和0~28d)出水硝態(tài)氮平均濃度分別為14,12,13mg/L.顆粒成熟之后,R1,R2,R3反應器中出水平均硝態(tài)氮濃度分別為11,7,4mg/L.總氮平均去除率由66%, 72%,65%增加為79%,85%,91%.分析原因為在顆粒污泥形成階段為使總磷得到有效去除,本試驗選擇厭氧80min,好氧210min的A/O運行方式,但是由于厭氧反硝化時間較短,出水硝態(tài)氮濃度過高,導致反應器出水不達標,而絮狀污泥內(nèi)部無法形成厭氧反硝化所需的厭氧微觀環(huán)境,導致反應器脫氮效果達不到《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》一級A標準[30].當顆粒污泥成熟后,R1,R2,R3反應器內(nèi)顆粒污泥平均粒徑分別為750,900,1100μm,Kishida等[31]通過微傳感器測量發(fā)現(xiàn),顆粒污泥中氧的穿透深度約為100μm,溶解氧在向顆粒內(nèi)部滲透時受到傳質(zhì)阻力,同時不斷被消耗,所以平均粒徑較大的好氧顆粒污泥內(nèi)部存在缺氧或厭氧區(qū)域[31-32],故進行污水脫氮時,單個大顆粒能夠同時實現(xiàn)顆粒外層硝化和內(nèi)層反硝化.有研究[32-35]表明粒徑較大顆粒污泥內(nèi)部缺氧區(qū)比粒徑較小顆粒污泥大,故本試驗在好氧條件下大粒徑好氧顆粒污泥內(nèi)部反硝化效率要相對要高,R3中顆粒粒徑較大,其內(nèi)部有相對較大的缺氧區(qū),故其脫氮效率比R1,R2中小顆粒污泥相對要高.

圖5 3組反應器去除COD,總磷,總氮和NOx-N的性能

2.4 典型周期內(nèi)污染物濃度變化

為了進一步驗證R3反應器脫氮效果較好的原因,本文在反應器穩(wěn)定運行的第128d進行了周期試驗,圖6為R1,R2,R3在第128d的一個典型周期內(nèi)亞硝態(tài)氮,硝態(tài)氮,總氮,COD,總磷,溶解氧(DO)的濃度變化.在進水和厭氧段,R1,R2,R3反應器的DO濃度均在0.02mg/L以下,由于厭氧段進水中有機物發(fā)生水解酸化作用,pH值保持在7.2左右,在進入好氧段以后,R1,R2,R3中DO緩慢增加,最終穩(wěn)定在8mg/L左右,pH值也增大到7.25,反應器內(nèi)具有良好的A/O運行環(huán)境.

在厭氧段末,總磷濃度由6.219mg/L升高至35.09,35.17,36.78mg/L.聚磷菌將有機物轉(zhuǎn)化為聚β-羥基鏈烷酸鹽(PHAs)儲存在細胞內(nèi),過程中分解體內(nèi)的聚磷酸鹽[36],反應器內(nèi)的總磷濃度顯著增加.好氧階段,好氧顆粒污泥進行過量的磷吸收,總磷含量顯著下降,分別降至0.50,0.06,0.13mg/L,R1,R2和R3出水均滿足《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》一級A標準[30].

R1,R2,R3內(nèi)COD變化趨勢相似,COD濃度在厭氧段下降明顯,在厭氧段末,R1,R2,R3內(nèi)COD濃度由277.1mg/L分別降至72.69,69.28,31.95mg/L,可見COD主要在厭氧攪拌階段被聚磷菌和反硝化菌等異養(yǎng)菌利用,且R3反應器消耗的COD含量最多.在曝氣后的3h內(nèi),COD濃度持續(xù)下降,R1,R2內(nèi)的氨氮濃度分別由23.95,21.21mg/L降低為3.37, 2.57mg/L, 硝態(tài)氮濃度由2.37,0mg/L升高至12.87, 12.52mg/L,而亞硝態(tài)氮濃度幾乎沒變,可知,R1,R2中好氧硝化反應的主要產(chǎn)物是硝酸鹽.R3中氨氮由21.27mg/L降至2.3mg/L,硝態(tài)氮由0mg/L增加為14.64mg/L,亞硝態(tài)氮在曝氣后的3h內(nèi)出現(xiàn)先升高后降低的變化,可知R3中好氧階段1h內(nèi)硝化的主要產(chǎn)物為亞硝酸鹽,之后產(chǎn)物為硝酸鹽,分析原因為R3內(nèi)顆粒污泥在厭氧段吸附了較多的有機物,在好氧段開始以后,異養(yǎng)菌與自養(yǎng)菌之間對溶解氧存在競爭,由于硝化細菌等自養(yǎng)菌群在有機物大量存在時無法占到優(yōu)勢,因此造成了硝化反應的延遲,但是由于反硝化速率相對較低,可以使硝化,反硝化保持相近的速率,不會使好氧中后期細胞內(nèi)反硝化碳源匱乏,所以能夠獲得良好的脫氮效果.總氮的去除主要發(fā)生在缺氧段的反硝化和好氧段的同步硝化反硝化,其中缺氧反硝化使總氮濃度從45.32mg/L降為31.96,23.62,29.46mg/L.好氧段的硝化以及顆粒內(nèi)部存在的同步硝化反硝化,總氮濃度降至13.35,11.12, 9.29mg/L.周期末,COD濃度分別為40.94,34.64, 8.6mg/L.

對比周期實驗內(nèi)各參數(shù)發(fā)現(xiàn),不同高徑比的SBR反應器以A/O運行方式培養(yǎng)好氧顆粒污泥,對實際生活污水均具有良好的處理效果.R1,R2,R3反應器出水COD濃度均在50mg/L以下,出水總磷濃度均在0.5mg/L以下,但是在本試驗范圍內(nèi)高徑比較大的反應器培養(yǎng)的顆粒污泥粒徑較大,有研究[28]指出大顆粒污泥內(nèi)部缺氧區(qū)比小顆粒污泥大,故在好氧條件下R3反硝化效率相對要高,具有相對高的脫氮效率.

3 結(jié)論

3.1 以實際生活污水為進水的3組反應器(R1,R2, R3)分別歷時42,35和28d啟動成功,顆粒污泥培養(yǎng)成熟后,其平均粒徑逐漸趨于穩(wěn)定,分別可達750,900和1100μm.與反應器較低高徑比(R1)條件下形成的好氧顆粒污泥相比,較高高徑比(R2,R3)中好氧顆粒形成時間短,顆粒形狀規(guī)則,外表光滑.

3.2 顆粒成熟之后,R1,R2,R3反應器中MLVSS/ MLSS大小分別為0.82,0.89和0.95.SVI平均值分別為38,35,30mg/g.在本試驗研究范圍內(nèi),高徑比較大的反應器,可以富集較高濃度的生物量且顆粒沉降性能好.

3.3 以A/O運行方式培養(yǎng)好氧顆粒污泥,顆粒成熟之后,R1,R2,R3對COD和總磷的去除率均保持在85%以上,對總氮去除率分別為79%,85%,91%.高徑比不同影響好氧顆粒污泥的脫氮性能,高徑比大形成的顆粒粒徑較大,脫氮效果較好

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The impact of height/diameter ratio on aerobic granular sludge(AGS) system in domestic sewage.

LI Dong1*, WANG Ying-qiao1, ZHANG Jie1,2, LI Shuai2, WANG Yu-ying1

(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)., 2019,39(1)：141~148

Three column Sequencing Batch Reactor (SBR) (R1, R2, R3) with reactor height/diameter ratio of 3:1, 4.5:1 and 6:1 were used in this experiment. The actual domestic sewage was taken as influent and inoculate the sludge returned from the secondary sedimentation tank of the sewage treatment plant. Study the impact of SBR height/diameter ratio on the formation,nitrogen and phosphorus removal and decarburization of aerobic granular sludge in domestic sewage. The results showed that R1, R2, R3 are started successfully with 42,35 and 28d respectively. The average size of the aerobic granular sludge in R1, R2 and R3 are 750, 900 and 1100μm when the granules have matured. In the start-up stage, The removal rates of TN of R1, R2 and R3 are 66%, 61% and 62%, respectively. After the granular sludge matured, the effluent of R1, R2 and R3 all reachesⅠA standard of the Urban Sewage Treatment Plant Pollutant Discharge Standard of China, and the removal rates of TN, TP and COD are 79%, 85% and 91%, 91%, 93% and 94% and 89%, 92% and 93% respectively. Further analysis shows that within the scope of this experimental study, the increase of SBR height/diameter ratio is beneficial to the formation of aerobic granular sludge and increasing the size, so that the precipitation performance and the simultaneous, nitrogen and phosphorus removal performance improved.

domestic sewage；height/diameter ratio；aerobic granular sludge；SBR；nitrogen and phosphorus removal

X703

A

1000-6923(2019)01-0141-08

李 冬(1976-),女,遼寧丹東人,教授,博士,主要研究方向為水質(zhì)科學與水環(huán)境恢復關鍵技術.發(fā)表論文160余篇.

2018-05-14

北京市青年拔尖團隊資助項目(2014000026833TD02)

* 責任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn