梁東博,卞 偉,王文嘯,趙 青,孫藝齊,吳耀東,侯連剛,李 軍*

低溫條件下好氧顆粒污泥培養(yǎng)及其脫氮性能研究

梁東博1,卞 偉2,王文嘯3,趙 青4,孫藝齊1,吳耀東1,侯連剛1,李 軍1*

(1.北京工業(yè)大學(xué)建筑工程學(xué)院,城市污水深度處理與資源化利用技術(shù)國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室,北京 100124；2.國(guó)家能源投資集團(tuán)有限公司,北京 100011；3.北控水務(wù)集團(tuán)有限公司,北京 100024；4.中國(guó)市政工程華北設(shè)計(jì)研究總院有限公司,天津 300202)

為研究在低溫條件下好氧顆粒污泥(AGS)的形成及其脫氮性能,在序批式反應(yīng)器(SBR)中15℃條件下60d內(nèi)培養(yǎng)出了成熟的具有良好短程硝化功能的AGS,穩(wěn)定運(yùn)行階段亞硝酸鹽氮積累率(NAR)可以達(dá)到90%以上,掃描電鏡顯示AGS主要由短桿菌和球菌構(gòu)成. 通過(guò)批次實(shí)驗(yàn)研究了溫度在15℃時(shí),粒徑為R1(1.0~2.0mm)、R2 (2.0~3.0mm)和R3 (>3.0mm)的短程硝化AGS的脫氮特性. 其中R1亞硝酸鹽氮積累效果最差,R2、R3相差不大,其N(xiāo)AR均可達(dá)到90%左右,效果較好.AGS粒徑的增大會(huì)對(duì)基質(zhì)的傳質(zhì)產(chǎn)生影響,這為氨化細(xì)菌(AOB)、硝化細(xì)菌(NOB)和反硝化細(xì)菌的生長(zhǎng)提供了適宜的場(chǎng)所,有利于短程硝化的實(shí)現(xiàn).通過(guò)微電極測(cè)定,在溫度為15℃、水中溶解氧(DO)濃度為6~7mg/L時(shí),AGS中氧氣的傳質(zhì)深度為600~700μm.

低溫；好氧顆粒污泥；短程硝化；粒徑

好氧顆粒污泥(AGS)是生物自絮凝而形成的特殊生物結(jié)構(gòu),其技術(shù)起源于20世紀(jì)90年代[1].AGS技術(shù)與傳統(tǒng)活性污泥技術(shù)相比具有很大優(yōu)勢(shì),如顆粒污泥自身良好的沉降性、較高的生物量,以及較低的操作運(yùn)行費(fèi)用等[2].目前短程硝化反硝化成為廢水生物脫氮的一個(gè)研究熱點(diǎn),其與傳統(tǒng)生物脫氮工藝相比,具有需氧量小、堿度消耗少、反應(yīng)時(shí)間短、反硝化所需碳源少、污泥產(chǎn)率低等優(yōu)點(diǎn),被認(rèn)為是一種可持續(xù)的污水脫氮新技術(shù)[3].

AGS內(nèi)部氧傳質(zhì)限制使NOB生長(zhǎng)受到抑制,進(jìn)而使得亞硝化容易實(shí)現(xiàn),而且良好的微生物固定化效果和顆粒污泥反應(yīng)器較短的沉淀時(shí)間可以有效富集AOB、淘洗NOB.因此,短程硝化顆粒污泥的出現(xiàn)為高效低耗處理廢水提供了新的選擇[4].

溫度對(duì)所有環(huán)境中微生物代謝和群落結(jié)構(gòu)有很大的影響,其改變會(huì)導(dǎo)致生物轉(zhuǎn)化過(guò)程改變.因此,通過(guò)研究溫度改變對(duì)細(xì)菌產(chǎn)生的影響,從而理解它對(duì)自然環(huán)境和改造生態(tài)系統(tǒng)的作用是有必要的[5].在我國(guó)冬季,大部分污水處理廠(chǎng)污水溫度只有10℃左右,這樣低的環(huán)境溫度可以抑制微生物的新陳代謝和活動(dòng).生物脫氮工藝的處理效果與溫度呈極強(qiáng)的負(fù)相關(guān),當(dāng)溫度達(dá)到10℃甚至更低時(shí),適應(yīng)常溫(25℃左右)的污泥活性就會(huì)被大幅度抑制[6],而且低溫會(huì)給污水的生物處理帶來(lái)很多的問(wèn)題,例如絲狀菌的大量生長(zhǎng)、污泥沉降性變差等.

在AGS系統(tǒng)中,低溫會(huì)導(dǎo)致AGS的破壞、生物量流失等一系列問(wèn)題,因此在低溫條件下,AGS系統(tǒng)很難啟動(dòng)[7].盡管這樣,郭安等[8]采用厭氧、好氧交替運(yùn)行的小試SBR反應(yīng)器,在秋、冬季溫度由18℃逐漸降至10℃并長(zhǎng)期維持在較低溫度的下,培養(yǎng)出了具有良好物化特性的顆粒污泥,對(duì)生活污水中污染物的去除具有良好效果.王碩等[9]采用內(nèi)循環(huán)序批氣提式反應(yīng)器(SBAR)40d在低溫條件下培養(yǎng)出AGS,其對(duì)生化需氧量(COD)、氨氮(NH4+-N)和磷(P)的去除率分別為87.2%、81.8%和58.9%.粒徑對(duì)顆粒污泥系統(tǒng)的效果具有重要影響.李定昌等[10]研究了不同粒徑成熟AGS中胞外聚合物的分布及物理化學(xué)特性.然而,關(guān)于粒徑對(duì)AGS脫氮性能的影響少有研究.

因此,本研究擬考察短程硝化AGS系統(tǒng)在低溫條件下的啟動(dòng)過(guò)程及其穩(wěn)定運(yùn)行的情況,并篩選3種粒徑的AGS,研究粒徑對(duì)其脫氮性能的影響.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

圖1 實(shí)驗(yàn)裝置示意

實(shí)驗(yàn)所用裝置為序批式反應(yīng)器,如圖1所示,反應(yīng)器由有機(jī)玻璃板制成,高170cm,直徑為8cm,反應(yīng)器總?cè)莘e為8.5L,有效容積8L,設(shè)定排水比為50%.采用曝氣泵(50L/min,50Hz)在反應(yīng)器底部進(jìn)行曝氣;反應(yīng)器外部設(shè)有水浴裝置,用控溫槽(上海朗晟,中國(guó))控制反應(yīng)器內(nèi)水溫恒定在15℃.

1.2 接種污泥與實(shí)驗(yàn)用水

接種污泥取自北京市高碑店污水處理廠(chǎng)曝氣池活性污泥,黑褐色.接種污泥的質(zhì)量濃度(MLSS)為4600mg/L左右,污泥的沉降指數(shù)(SVI)為68.33, MLVSS/MLSS=0.72.

實(shí)驗(yàn)用水為人工配制,模擬城鎮(zhèn)生活污水, NH4+-N(以NH4Cl配制)質(zhì)量濃度為60mg/L,COD (CH3COONa)值為300mg/L左右,P(KH2PO4)為4mg/L,Ca(無(wú)水CaCl2)為40mg/L,Mg(MgSO4×2H2O)為20mg/L.根據(jù)反應(yīng)器實(shí)際降解NH4+-N的量,投加NaHCO3,維持反應(yīng)器pH在7.8~8.2之間.每1L配水中添加0.5mL微生物生理活動(dòng)所必需的微量元素,其中微量元素成分為FeCl3×6H2O 1500mg/L、H3BO3150mg/L、CuSO4×5H2O 50mg/L、KI 150mg/L、MnCl2×4H2O 110mg/L、CoCl2×6H2O 150mg/L、Na2MoO4×2H2O 60mg/L、ZnSO4×7H2O 120mg/L.

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

1.3.1 低溫培養(yǎng) AGS反應(yīng)器運(yùn)行方式為序批式進(jìn)水,每個(gè)周期12h,分為進(jìn)水(3min)、曝氣(9.5h)、沉淀(1-5min)、排水(1min)和靜置(剩余時(shí)間)5個(gè)階段. AGS啟動(dòng)培養(yǎng)階段(階段1,1~60d)、穩(wěn)定運(yùn)行階段(階段2,61~100d)和亞硝化破壞與恢復(fù)階段(階段3,101~140d),其中在1~99d控制DO在6mg/L左右,100~109d提高DO至8mg/L左右,110~140d降低DO至5mg/L左右.

1.3.2 批次實(shí)驗(yàn)裝置和程序批次試驗(yàn) 使用500mL集氣瓶,進(jìn)行不同粒徑AGS的脫氮特性測(cè)定. 反應(yīng)器運(yùn)行第138d,亞硝化效果穩(wěn)定后進(jìn)行批次實(shí)驗(yàn), AGS從反應(yīng)器中取出,先用自來(lái)水沖洗3遍以去除表面的殘留基質(zhì),再用孔徑為1.0,2.0,3.0mm 的不銹鋼篩網(wǎng)過(guò)濾得到粒徑為R1(1.0~2.0mm)、R2(2.0~ 3.0mm)和R3(>3.0mm)的AGS. AGS外觀形態(tài)如圖2所示,刻度尺最小刻度為1mm. 用分析天平分別稱(chēng)取相同質(zhì)量的3種粒徑濕污泥,將污泥和模擬配水(與反應(yīng)器進(jìn)水水質(zhì)相同)一起放入有效容積為500mL的集氣瓶中,集氣瓶中MLSS與反應(yīng)器中相同. 保證其他實(shí)驗(yàn)條件相同,每隔1h取樣測(cè)定NH4+-N、亞硝酸鹽氮(NO2--N)、硝酸鹽氮(NO3--N)和COD濃度,以此來(lái)確定不同粒徑AGS的亞硝化活性,每次取水樣體積為5mL.

圖2 好氧顆粒污泥的形態(tài)(a:10d、b:30d、c:60d、d:100d)

1.4 分析項(xiàng)目與方法

NH4+-N、NO2--N和NO3--N的測(cè)定分別采用納氏試劑分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法和麝香草酚分光光度法;DO、和pH值通過(guò)在線(xiàn)測(cè)定儀(WTW,德國(guó))進(jìn)行測(cè)定;MLSS和MLVSS均采用重量法;COD采用COD快速測(cè)定儀(連華,中國(guó))進(jìn)行測(cè)定;采用Olympus BX51/52 (OLYMPUS,日本)光學(xué)顯微鏡觀察AGS的外形;AGS表面微觀形態(tài)采用Hitachi S3400N (HITACHI,日本)掃描電子顯微鏡(Scanning electronic microscopy,SEM)表征;AGS粒徑測(cè)量采用濕篩分法:從反應(yīng)器中取出污泥樣品,使其通過(guò)不同孔徑的標(biāo)準(zhǔn)篩,將截留在不同孔徑篩網(wǎng)上的顆粒污泥進(jìn)行收集;AGS中DO通過(guò)微電極測(cè)定,實(shí)驗(yàn)所用的微電極設(shè)備主要由下列幾部分組成: Unisense公司生產(chǎn)的Microsensor Multimeter Version 2.01四通道主機(jī)、Z軸微米級(jí)馬達(dá)推進(jìn)器、OX-10氧微電極.

2 結(jié)果與討論

2.1 污泥特性的變化

在反應(yīng)器開(kāi)始啟動(dòng)階段,接種2L活性污泥,接種后反應(yīng)器內(nèi)MLSS為4630mg/L左右,培養(yǎng)過(guò)程中污泥顏色逐步從黑褐色變?yōu)榈S色,最后變?yōu)辄S褐色,如圖2所示.反應(yīng)器在低溫條件下啟動(dòng)過(guò)程中出現(xiàn)了絲狀菌大量繁殖的現(xiàn)象,這與Kreuk等[11]和Bao等[12]的實(shí)驗(yàn)結(jié)果一致.本實(shí)驗(yàn)通過(guò)將沉降時(shí)間從5min降低到3min,逐漸將絮體污泥篩選出去.在整個(gè)運(yùn)行階段污泥物理性質(zhì)的變化如表1所示.

第10d在反應(yīng)器中可以看到灰褐色形狀不規(guī)則的細(xì)小顆粒,此階段略長(zhǎng)于常溫條件下AGS的培養(yǎng)過(guò)程.第15d,SVI從68升高到104,反應(yīng)器中的污泥沉降性能由于絲狀菌的大量增殖變差,大量沉降性不好的污泥隨排水排出反應(yīng)器,MLSS從4630降低到1824mg/L.第30d,SVI從104降低到84,MLSS從1824升高到2139mg/L,顆粒平均粒徑在1.3mm左右.之后污泥的沉降性越來(lái)越好,污泥量逐漸升高,第60d,SVI值達(dá)到36,MLSS為4356mg/L,結(jié)構(gòu)密實(shí)、表面光滑的顆粒污泥占據(jù)反應(yīng)器的主體.形成的AGS粒徑逐漸變大,在第60d平均粒徑為3.2mm.由表1可知,培養(yǎng)過(guò)程中MLVSS/MLSS的值先增大后減小,這是因?yàn)榻臃N污泥取自污水廠(chǎng),污泥中還有大量的無(wú)機(jī)質(zhì)和其他惰性雜質(zhì),使得接種污泥MLVSS/MLSS的值較低,隨著培養(yǎng)的過(guò)程,無(wú)機(jī)質(zhì)等逐漸被篩選出去,并且微生物的增殖使得MLVSS/ MLSS的值逐漸升高,45d后,MLVSS/MLSS的值降低,分析其原因可能是隨著顆粒污泥粒徑的增大,顆粒污泥內(nèi)部無(wú)機(jī)物質(zhì)的富集以及表面對(duì)無(wú)機(jī)質(zhì)的吸附作用增強(qiáng)的共同作用.

表1 反應(yīng)器運(yùn)行140d顆粒污泥特性變化

第10、30和60d的AGS外形如圖2a、b、c所示,d為100d時(shí)AGS掃描電鏡圖像,可以看到顆粒污泥主要由短桿菌和球菌構(gòu)成,絲狀菌很少,顆粒污泥結(jié)構(gòu)緊密,具有孔隙結(jié)構(gòu).

2.2 AGS脫氮性能

由圖3可知,開(kāi)始運(yùn)行的幾天,出水NH4+-N濃度很低,出水NO3--N的濃度超過(guò)50mg/L,而NO2--N濃度僅為1mg/L左右,進(jìn)水NH4+-N幾乎全部轉(zhuǎn)化為NO3--N,接種污泥具有很高的硝化性能,而且反應(yīng)器中DO很高,因此未出現(xiàn)NO2--N積累的現(xiàn)象.隨后由于大量沉降性能不好的污泥隨排水排出,反應(yīng)器內(nèi)生物量大幅度降低,導(dǎo)致反應(yīng)器出水NH4+-N濃度逐漸升高.15~30d,隨著反應(yīng)器中MLSS的提高,出水NH4+-N濃度逐漸降低,最終去除率接近100%.第32d,隨著顆粒污泥的形成,反應(yīng)器中出現(xiàn)NO2--N積累,而且NAR隨著AGS的粒徑增大逐漸升高,在57d時(shí)達(dá)到最高并持續(xù)穩(wěn)定了43d,此階段NAR始終在90%以上,出水NO3--N濃度維持在5mg/L左右.第100d,保持其他條件不變,提高曝氣量,使反應(yīng)器中的DO達(dá)到8mg/L,短程硝化被破壞,9d時(shí)間出水NO3--N濃度急劇升高,NAR由91.93%降至2.07%.隨后,調(diào)節(jié)DO在5mg/L左右,16d后NAR逐漸升高達(dá)到90.07%,短程硝化得到恢復(fù)并穩(wěn)定運(yùn)行了16d.

如上所述,與常溫條件下相比,系統(tǒng)的短程硝化性能具有良好性能,但其N(xiāo)H4+-N去除效率會(huì)有所降低.

圖3 15℃下啟動(dòng)和穩(wěn)定運(yùn)行階段反應(yīng)器的運(yùn)行情況

2.3 粒徑對(duì)AGS性能的影響

2.3.1 去除有機(jī)物的性能 由圖4可以看出,3種粒徑的AGS對(duì)COD的去除效率均可以達(dá)到80%以上,整體差別不大,出水COD可達(dá)到一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn),對(duì)COD的去除均有較好的效果.在周期的前2h,可以看到粒徑越大,COD的去除速率越低. R1中顆粒粒徑較小,比表面積較大,因此前期對(duì)COD的吸附作用較強(qiáng),同時(shí)R2和R3中因?yàn)榛|(zhì)傳質(zhì)的作用的存在而使得粒徑較大的顆粒內(nèi)部微生物消耗基質(zhì)的速度變慢,所以對(duì)COD的去除R1要略快于R2和R3[13].

圖4 R1、R2和R3對(duì)COD的去除效果

2.3.2 短程硝化性能 由圖5可見(jiàn),隨著粒徑的增大,系統(tǒng)中產(chǎn)生的NO3--N越少,NO2--N積累的效果越穩(wěn)定,粒徑>3.0mm的小試中整個(gè)過(guò)程幾乎沒(méi)有NO3--N的產(chǎn)生.但是隨著粒徑的增大,系統(tǒng)NH4+-N的去除率降低,R1最終出水的NAR沒(méi)有R2和R3高,是因?yàn)轭w粒粒徑較小,即使顆粒內(nèi)有氧氣的傳質(zhì)作用,但內(nèi)部的DO濃度還是比較高,NOB的生長(zhǎng)沒(méi)有得到有效的抑制,生成了大量的NO3--N,因此NAR比較低.而R2和R3的NAR僅僅相差10%左右,可以看出,當(dāng)水中DO為6~7mg/L時(shí),粒徑為2mm的顆粒污泥已經(jīng)可以提供實(shí)現(xiàn)短程硝化適宜的微環(huán)境.

由圖2可知,在混合粒徑的反應(yīng)器中,亞硝化穩(wěn)定運(yùn)行階段,基本沒(méi)有NO3--N的產(chǎn)生,因此提出假設(shè):在DO比較高條件下的AGS短程硝化的體系中,粒徑不同的AGS具有不同的作用,粒徑小的顆粒污泥主要起到全程硝化的作用,體系中NH4+-N的去除主要是小粒徑的顆粒污泥起作用,而其產(chǎn)生的NO3--N由大顆粒污泥的反硝化作用去除,同時(shí)大顆粒污泥在去除NH4+-N的同時(shí)產(chǎn)生NO2--N,體系短程硝化的實(shí)現(xiàn)主要是達(dá)到一定粒徑的顆粒污泥在起主要作用.隨著粒徑的增大,系統(tǒng)為達(dá)到完全的NH4+-N去除和生成NO2--N,以及后續(xù)的反硝化,體系中DO的濃度可以更高.這樣來(lái)說(shuō),顆粒粒徑的增大可以使系統(tǒng)的運(yùn)行條件更加寬松,運(yùn)行更加簡(jiǎn)單.

經(jīng)過(guò)測(cè)定,粒徑大于3.0mm的顆粒占整個(gè)反應(yīng)器中顆?？倲?shù)的25.33%,粒徑為2.0~3.0mm的顆粒占62.47%,粒徑小于2.0mm的顆粒占12.2%.可以看到粒徑大于2.0mm的顆粒污泥占反應(yīng)器中顆粒污泥總數(shù)的比例較大,因此反應(yīng)器體現(xiàn)出較強(qiáng)的短程硝化性能.如果本反應(yīng)器中粒徑小于2.0mm的顆粒污泥占的比例較大,則反應(yīng)器短程硝化的性能較弱.

本實(shí)驗(yàn)研究AGS的粒徑尺寸最大為4.0mm左右,在本實(shí)驗(yàn)研究的粒徑范圍內(nèi)(0~4.0mm),粒徑的增大對(duì)AGS的短程硝化活性的作用表現(xiàn)為兩個(gè)方面,包括促進(jìn)作用和抑制作用.促進(jìn)作用:小顆粒污泥具有更好的傳質(zhì)效率和更大的比表面積,可以展現(xiàn)更好的生物活性[14].因此顆粒中的微環(huán)境與外界環(huán)境差別不大,基質(zhì)充足,不能有效抑制NOB的生長(zhǎng),隨著顆粒的增大,受傳質(zhì)作用的影響,顆粒污泥內(nèi)部可以提供低DO的環(huán)境,可以抑制NOB的生長(zhǎng),所以粒徑的增大將對(duì)AGS的短程硝化活性產(chǎn)生促進(jìn)作用.抑制作用:隨著粒徑的增大,顆粒內(nèi)部反硝化等產(chǎn)生的氣體會(huì)溢出顆粒污泥,這些氣體的溢出會(huì)使AGS內(nèi)部布滿(mǎn)了孔道,這有利于基質(zhì)進(jìn)入顆粒污泥內(nèi)部,破壞顆粒污泥已經(jīng)形成的微環(huán)境,在一定程度上緩解傳質(zhì)作用的影響,從而抑制短程硝化[15].

2.3.3 氧氣的傳質(zhì) 在R1、R2和R3中隨機(jī)選取一顆AGS,通過(guò)顯微鏡測(cè)得它們的半徑依次為533μm, 1146μm和1524μm.將AGS固定在測(cè)量槽中,利用微電極技術(shù)測(cè)量顆粒污泥內(nèi)部氧氣傳質(zhì)的濃度梯度.測(cè)量槽中加入人工配水,水質(zhì)為NH4+-N和NO2--N濃度為20mg/L,NO3--N濃度為10mg/L,未添加碳源.通過(guò)水浴控制槽中的水溫在15℃.在測(cè)量槽水中進(jìn)行曝氣,直到水中DO為6mg/L左右停止曝氣.顆粒在測(cè)量槽中與水接觸1h后認(rèn)為反應(yīng)穩(wěn)定,微電極的尖端在水中從AGS的正上方直接插入AGS進(jìn)行測(cè)量,認(rèn)為AGS為規(guī)則的球形,設(shè)定顆粒污泥上部與水的水平接觸面所在位置為零點(diǎn),實(shí)驗(yàn)結(jié)果見(jiàn)圖6.

圖6 好氧顆粒污泥內(nèi)部DO的變化

可以看到氧氣在AGS內(nèi)部的濃度梯度明顯,3個(gè)不同粒徑的AGS中氧氣的傳質(zhì)過(guò)程相似.R1中取出的樣品因?yàn)榱捷^小,在顆粒的中心處DO的濃度還可以達(dá)到1.32mg/L,而R2與R3中DO的濃度可以達(dá)到0mg/L,為反硝化細(xì)菌提供了缺氧環(huán)境.有研究表明,AOB和NOB的氧飽和系數(shù)分別為0.3,1.1mg/L,它們?cè)谟邢扪醯臈l件下會(huì)對(duì)氧氣進(jìn)行爭(zhēng)奪[16].因此,大多數(shù)的研究為了達(dá)到短程硝化都通過(guò)控制低DO的條件,使AOB可以生長(zhǎng),抑制NOB生長(zhǎng).R1中小粒徑的顆粒內(nèi)部DO不足以抑制NOB的生長(zhǎng),所以出水NO3--N的濃度較高.而R2和R3中取出的顆粒污泥粒徑較大,其內(nèi)部較低的DO可以有效的抑制NOB的生長(zhǎng)及活性,可以實(shí)現(xiàn)NO2--N的積累.已經(jīng)有研究指出,生物膜可以顯著的影響氧氣傳質(zhì).Anthonisen等[17]得出當(dāng)外界DO濃度為3.3和6.8mg/L時(shí),在生物膜30μm處DO降低為0和0.06mg/L.Rathnayake等[18]指出外界DO濃度為2mg/L時(shí),在生物膜100μm處DO降低為0mg/L.對(duì)于好氧顆粒污泥來(lái)說(shuō),當(dāng)外界DO濃度為5.5mg/L時(shí)DO的傳質(zhì)深度在100μm[19].與其不同,本實(shí)驗(yàn)中外界DO濃度為6mg/L時(shí),DO在600~700μm的深度才降為0.通過(guò)對(duì)比,Kishida等[19]的反應(yīng)器設(shè)置有攪拌裝置,而本實(shí)驗(yàn)中并未設(shè)置,這可能導(dǎo)致本實(shí)驗(yàn)中形成的顆粒污泥結(jié)構(gòu)不夠密實(shí),如圖2d也可以看出好氧顆粒污泥內(nèi)部空洞較多,這將有利于氧氣傳質(zhì)到更深的地方.其次,本實(shí)驗(yàn)在低溫條件下進(jìn)行,溫度會(huì)影響硝化細(xì)菌的活性,低溫會(huì)導(dǎo)致顆粒污泥外部硝化細(xì)菌活性降低,使得外層好氧區(qū)域擴(kuò)大,從而使顆粒污泥內(nèi)部氧的擴(kuò)散深度增加.

運(yùn)行第100d時(shí),提高DO為8mg/L左右,AGS內(nèi)部氧氣傳質(zhì)的深度增加,顆粒中原來(lái)分布的NOB得到更多的DO從而恢復(fù)活性,短程硝化被破壞.但是,依照所測(cè)得的結(jié)果(圖6)推測(cè),即使外界DO為8mg/L,粒徑在2mm以上的AGS中也存在著缺氧區(qū)域,依舊可以提供反硝化菌、AOB和NOB的生存環(huán)境.Bian等[20]通過(guò)比值控制實(shí)現(xiàn)了短程硝化,說(shuō)明短程硝化所需要的氧傳質(zhì)條件不僅僅與DO有關(guān),而且還與氨氮的濃度有關(guān),因此推斷即使在DO為8mg/L的條件下,通過(guò)提高氨氮的濃度,經(jīng)過(guò)長(zhǎng)時(shí)間的調(diào)控運(yùn)行,該系統(tǒng)也可以實(shí)現(xiàn)短程硝化.

顆粒粒徑的增大,相同體積的顆粒污泥比表面積變小,相對(duì)的顆粒單位表面積的氨氮負(fù)荷提高,這使得氧的傳質(zhì)深度變小,而AOB的氧親和力要高于NOB,這將導(dǎo)致顆粒中好氧區(qū)變小,缺氧區(qū)變大.在好氧顆粒污泥系統(tǒng)中,不同的細(xì)菌之間在爭(zhēng)奪著顆粒內(nèi)部的空間和基質(zhì),AOB和NOB爭(zhēng)奪氧氣,而AOB具有更高的氧親和力,而反硝化細(xì)菌受到氧氣的抑制,需要嚴(yán)格的缺氧環(huán)境.這些微生物分布在顆粒中相互影響,并且直接影響著反應(yīng)器的性能.AGS系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)亞硝化必須使得AOB的活性高于NOB.系統(tǒng)達(dá)到穩(wěn)定后AOB將在氨氮和氧氣都比較充足的顆粒污泥的外層.NOB如果沒(méi)有被淘洗干凈將會(huì)在AOB的下一層,這里會(huì)有一定的氧氣足夠NOB將NO2--N氧化成NO3--N.反硝化細(xì)菌則生長(zhǎng)在顆粒污泥中的缺氧的部分,這里NO2--N和NO3--N以及COD可以傳質(zhì)進(jìn)來(lái),但仍然靠近AOB所在的層.

單從氧氣的傳質(zhì)角度來(lái)看,顆粒污泥的粒徑越大越有利于短程硝化實(shí)現(xiàn).但有研究表明,顆粒污泥粒徑越大越不穩(wěn)定[21].Toh等[22]研究發(fā)現(xiàn),當(dāng)顆粒粒徑>4mm時(shí),粒徑增大反而會(huì)導(dǎo)致其沉降性能變差,在浮力及外部剪切力作用下,最終會(huì)導(dǎo)致顆粒污泥解體,從而影響污染物去除效果和固液分離性能.實(shí)際中在用好氧顆粒污泥實(shí)現(xiàn)短程硝化處理污水時(shí),可以將顆粒污泥的粒徑控制在合理的范圍,避免粒徑較大而帶來(lái)的不穩(wěn)定運(yùn)行情況.李定昌等[10]研究表明,在AGS培養(yǎng)的工程實(shí)踐中,可將AGS粒徑控制在1.6~2.0mm范圍內(nèi),維持較高的PN/PS值,以利于顆粒污泥的形成和穩(wěn)定維持.

3 結(jié)論

3.1 15℃下,在SBR反應(yīng)器中培養(yǎng)好氧顆粒污泥,培養(yǎng)過(guò)程中會(huì)出現(xiàn)絲狀菌大量增殖的現(xiàn)象,通過(guò)逐漸縮短沉淀時(shí)間,性能良好的好氧顆粒污泥可以形成.

3.2 低溫條件下的AGS培養(yǎng),隨著AGS粒徑增大,開(kāi)始出現(xiàn)NO2--N積累. 培養(yǎng)成熟的AGS具良好的污染物去除性能,出水氨氮幾乎為零,出水NO3--N在5mg/L左右,穩(wěn)定時(shí)NAR可以達(dá)到90%以上.

3.3 AGS隨著粒徑的增大,其對(duì)有機(jī)物的去除效果整體差別不大,但前期消耗COD的速率會(huì)降低. 粒徑對(duì)短程硝化的影響體現(xiàn)在促進(jìn)作用和抑制作用兩個(gè)方面.AGS內(nèi)部氧氣傳質(zhì)明顯,當(dāng)水中DO為6~7mg/L時(shí),粒徑為2mm的顆粒污泥已經(jīng)可以提供實(shí)現(xiàn)短程硝化適宜的微環(huán)境.

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Aerobic granular sludge formation and nutrients removal characteristics under low temperature.

LIANG Dong-bo1, BIAN Wei2, WANG Wen-xiao3, ZHAO Qing4, SUN Yi-qi1, WU Yao-dong1, HOU Lian-gang1, LI Jun1*

(1.National Engineering Laboratory of Urban Sewage Advanced Treatment and Resource Utilization Technology, College of Architecture and Civil Engineering of Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.National Energy Investment Group Co., Ltd., Beijing, 100011, China；3.Beijing Enterprises Water Group Ltd., Beijing 100024, China；4.North China Municipal Engineering Design & Research Institute Co., Ltd., Tianjin 300202)., 2019,39(2)：634~640

In order to study the formation of aerobic granular sludge and nutrients removal characteristics under low temperature, a sequencing batch reactor (SBR) has been operated at 15℃. The results showed that the mature AGS which have good performance of partial nitrification were obtained within 60days and nitrite accumulation rate (NAR) can achieve above 90% in stable operation stages. The picture of scanning electron microscopy (SEM) showed that AGS mainly consisted of short bacillus and cocci. The nutrients removal performance of AGS in different particlesizes R1(1.0~2.0mm), R2(2.0~3.0mm), and R3(above 3.0mm) were investigated by gas collector batch tests under 15℃.The nutrients removal performanceof R2 and R3 were better than R1 and their NAR were above 90%. The increase of particle size would affect mass transfer of substrate and then provide appropriate places for ammonium oxidizing bacteria (AOB), nitrite oxidizing bacteria (NOB) and denitrifying bacteria which are good for nitrification. The depth of DO in AGS was 600~700μm when the DO in the bulk water was 6~7mg/L at 15℃through the determination of microelectrode.

low temperature；AGS；nitrification；particle size

X703.5

A

1000-6923(2019)02-0634-07

梁東博(1992-),男,河北承德人,北京工業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要從事污水處理及資源化研究.發(fā)表論文1篇

2018-07-20

國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專(zhuān)項(xiàng)(2017ZX07103-001)

* 責(zé)任作者, 教授, bjutlijun@126.com