楊蕊春 俞小軍 趙元添 桑倩倩 王芳君 陳永志,2 馬 娟,2#

(1.蘭州交通大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院，甘肅 蘭州 730070；2.甘肅省污水處理行業(yè)技術(shù)中心，甘肅 蘭州 730070)

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置及運(yùn)行

試驗(yàn)裝置為有機(jī)玻璃制成的SBR，總有效容積為5.4 L。在反應(yīng)器壁上的垂直方向設(shè)置一排間距10 cm的取樣口，用于取樣和排水，底部設(shè)有排泥口(每天于好氧反應(yīng)末期排泥210 mL)；以黏砂塊作為微孔曝氣頭，采用鼓風(fēng)機(jī)曝氣，氣量由轉(zhuǎn)子流量計調(diào)節(jié)；反應(yīng)器好氧段溶解氧(DO)濃度采用帶有Labview軟件編程的計算機(jī)系統(tǒng)加以控制，試驗(yàn)裝置如圖1所示。

1—進(jìn)水箱；2—KNO3溶液儲罐；3—蠕動泵；4—攪拌器；5—DO探頭；6—pH探頭；7—電磁閥；8—Multi3420在線測定儀；9—黏砂塊曝氣頭；10—排泥口；11—轉(zhuǎn)子流量計；12—空壓機(jī)；13—控制系統(tǒng)；14—計算機(jī)圖1 SBR試驗(yàn)裝置Fig.1 Schematic diagram of SBR experimental setup

1.2 試驗(yàn)用水及接種污泥

為滿足微生物生長需要，向模擬廢水加入1 mL/L濃縮液和1 mL/L微量元素液。濃縮液由NH4Cl(53.5 g/L)、MgSO4·7H2O(45 g/L)、KCl(18 g/L)配制而成，微量元素液組成參照文獻(xiàn)[14]。

試驗(yàn)所用污泥接種自甘肅省蘭州市七里河城市污水處理廠4號曝氣池，該污水處理廠污泥具有一定脫氮除磷性能，污泥各項(xiàng)指標(biāo)性能良好。

1.3 分析項(xiàng)目及方法

2 結(jié)果與討論

2.1 硝態(tài)氮投加量對EBPR系統(tǒng)性能的影響

EBPR系統(tǒng)運(yùn)行的前149天(工況1～工況4)，進(jìn)水COD為300 mg/L，每周期厭氧結(jié)束時COD均小于20 mg/L，這可抑制缺氧反應(yīng)時反硝化菌優(yōu)先利用水中易降解的有機(jī)物進(jìn)行反硝化反應(yīng)，消耗可利用的硝酸鹽，減少DPAOs的電子受體，從而為反硝化除磷提供良好的條件[15]。當(dāng)反應(yīng)進(jìn)行至第150天(工況5)，提高進(jìn)水COD至450 mg/L以改善除磷效果，當(dāng)厭氧反應(yīng)結(jié)束時，系統(tǒng)內(nèi)殘留的COD略有升高，均值為25 mg/L，隨后的缺氧反應(yīng)中，反硝化菌利用投加的電子受體進(jìn)行反硝化反應(yīng)，影響缺氧吸磷效果。在反應(yīng)器運(yùn)行的過程中，系統(tǒng)出水COD均小于20 mg/L，COD去除率達(dá)93.0%以上。綜上可知，在EBPR系統(tǒng)內(nèi)投加不同濃度的硝態(tài)氮對系統(tǒng)COD的降解沒有影響。

圖2為投加不同濃度硝態(tài)氮后SBR出水各形態(tài)氮及TN的去除情況。由圖2可知，在反應(yīng)器運(yùn)行的187 d內(nèi)，系統(tǒng)出水氨氮始終未檢出，氨氮去除率達(dá)100%。前人研究表明，在脫氮除磷系統(tǒng)中氨氮的去除主要依據(jù)DO調(diào)控，較高的DO有利于氨氮去除[16]。對本研究各工況典型周期監(jiān)測也發(fā)現(xiàn)，氨氮在曝氣結(jié)束階段均已徹底去除，說明投加不同濃度硝態(tài)氮對系統(tǒng)中氨氮去除沒有影響。當(dāng)硝態(tài)氮投加量為0～10 mg/L(工況1～工況3)時，系統(tǒng)出水殘留亞硝態(tài)氮未檢出，出水硝態(tài)氮積累量則隨著初始硝態(tài)氮投加量的加大而增加，因此出水TN升高，但TN去除率保持平穩(wěn)，總體保持在80%以上。系統(tǒng)硝態(tài)氮投加量提高至15 mg/L(工況4、工況5)時，電子受體有部分剩余，反應(yīng)結(jié)束時硝態(tài)氮仍殘留6.6 mg/L，在整個試驗(yàn)階段，亞硝態(tài)氮檢出積累量可忽略不計，而TN去除率較以前有所降低，平均值為77.6%。

圖2 不同工況下各形態(tài)氮質(zhì)量濃度及TN去除情況Fig.2 Variation of nitrogen of different forms and TN removal performance under different operating condition

圖3 不同工況下質(zhì)量濃度及去除情況Fig.3 Mass concentration and removal of under different operating conditions

2.2 不同硝態(tài)氮濃度下的釋磷/吸磷情況

2.3 不同電子受體的反硝化吸磷能力測試

表1 不同工況下的釋磷、吸磷情況

圖4 不同電子受體的缺氧吸磷能力Fig.4 Anoxic phosphate uptake capacity of different electron acceptors

2.4 吸磷量與硝態(tài)氮消耗量的化學(xué)計量關(guān)系

2.5 不同工況下的污泥量及沉降性能

圖5為不同硝態(tài)氮投加量下系統(tǒng)內(nèi)污泥量及沉降性能的變化。由圖5可知，在試驗(yàn)初期，系統(tǒng)混合液的MLSS由3 648 mg/L降至2 921 mg/L，此階段污泥量下降是由于系統(tǒng)排泥量高于系統(tǒng)中污泥增加量，但經(jīng)過一段時間的適應(yīng)，污泥量逐步趨于平穩(wěn)，工況2污泥MLSS平均值為2 578 mg/L，工況3的MLSS平均值為2 111 mg/L，工況4、工況5污泥MLSS保持平穩(wěn)，平均值分別為2 011、2 150 mg/L。不同工況下，隨著硝態(tài)氮投加量的增加，反應(yīng)器內(nèi)SVI逐步降低直至穩(wěn)定，平均值由工況1的118 mL/g降至工況3的65 mL/g，與MLSS變化趨勢一致，結(jié)合表1分析，比釋磷速率和比吸磷速率的增大表明PAOs活性增強(qiáng)或數(shù)量增多，因而活性污泥比重較大，更有利于污泥沉降。

圖5 不同工況下污泥MLSS及其沉降性能Fig.5 Sludge MLSS and sedimentation performance of the system under different operating conditions

3 結(jié) 論

(1) 在EBPR系統(tǒng)內(nèi)投加硝態(tài)氮作為電子受體，長期缺氧吸磷馴化除磷污泥，硝態(tài)氮投加量≤15 mg/L時，系統(tǒng)對COD降解和氨氮的去除均無影響。

(2) 當(dāng)硝態(tài)氮投加量為5 mg/L時，系統(tǒng)由于電子受體投加不足除磷性能迅速惡化，增大硝態(tài)氮投加量至10 mg/L，經(jīng)恢復(fù)穩(wěn)定后缺氧吸磷率升高，進(jìn)一步增大硝態(tài)氮投加量至15 mg/L，系統(tǒng)由于硝酸鹽的積累除磷性能下降，后期增大進(jìn)水COD至450 mg/L，可減緩PAOs與反硝化菌對碳源的爭奪，系統(tǒng)厭氧末期釋磷量增大，但PAOs吸磷負(fù)荷增大，導(dǎo)致系統(tǒng)出水磷濃度增大。