徐貴達(dá),李 冬,劉志誠,陶 博,張 杰,2

高頻間歇梯度曝氣啟動短程硝化反硝化除磷顆粒污泥

徐貴達(dá)1,李 冬1*,劉志誠1,陶 博1,張 杰1,2

(1.北京工業(yè)大學(xué),水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100124；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué),城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,黑龍江 哈爾濱 150090)

反硝化除磷與厭氧氨氧化耦合可進(jìn)一步降低脫氮除磷所需的碳源,而穩(wěn)定獲取NO2--N是兩工藝獨(dú)立、聯(lián)合運(yùn)行的關(guān)鍵.因此,以低C/N生活污水為研究對象,接種絮狀污泥及少量長期貯存的好氧顆粒污泥,采用兩段梯度曝氣,并控制停曝時間(3min:3min),即以高頻間歇梯度曝氣模式,經(jīng)60d的富集培養(yǎng),將其誘導(dǎo)成具有短程硝化反硝化除磷功能的顆粒污泥,并分析了此過程中系統(tǒng)脫氮除磷性能變化.結(jié)果表明,穩(wěn)定時期內(nèi),顆粒污泥平均粒徑達(dá)841μm,SVI為31.23ml/g,顆粒結(jié)構(gòu)致密,沉降性能良好.出水NO3--N小于0.1mg/L,TP<0.7mg/L,NO2--N>15mg/L,實(shí)現(xiàn)了P的高效去除和NO3--N的積累,并可為后續(xù)耦合Anammox提供穩(wěn)定NO2--N基質(zhì).批次實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明,顆粒中可利用NO2--N為電子受體的DPAOs占達(dá)57.63%,其富集提高了系統(tǒng)除磷能力.高頻梯度間歇曝氣可實(shí)現(xiàn)AOB與DPAOs的高度耦合,但僅以間歇曝氣難以實(shí)現(xiàn)NOB的抑制,后通過在”氨谷點(diǎn)”前段,加入梯度曝氣優(yōu)化實(shí)際限氧曝氣點(diǎn),可強(qiáng)化對NOB的抑制,從而實(shí)現(xiàn)良好的亞硝酸鹽積累.

顆粒污泥；短程硝化；反硝化除磷；曝停頻率；間歇曝氣；梯度曝氣

反硝化除磷菌(DPAOs)以NO-(NO2-/NO3-)替代O2為電子受體同時實(shí)現(xiàn)N、P的高效去除,有助于解決傳統(tǒng)城市污水處理系統(tǒng)中脫氮除磷互相作用,泥齡沖突、競爭碳源等問題.但在處理實(shí)際廢水時,仍需與異養(yǎng)反硝化菌競爭碳源協(xié)同脫氮,如果能將反硝化除磷與厭氧氨氧化(Anammox)等新型工藝耦合,則能進(jìn)一步降低脫氮除磷對碳源的需求.同步短程硝化反硝化除磷是兩者耦合的前置工藝,其中包括好氧除磷、反硝化除磷、短程硝化、內(nèi)源反硝化等多種反應(yīng).如呂亮[1]通過結(jié)合厭氧折流板反應(yīng)器和膜生物反應(yīng)器的特性,啟動了短程硝化反硝化除磷系統(tǒng),劉煜等[2]通過控制溶解氧(DO)以厭氧限氧方式盡力實(shí)現(xiàn)短程硝化、反硝化除磷反應(yīng)速率平衡.但存在亞硝酸鹽氧化菌(NOB)活性高,短程硝化易向全程硝化演變的缺點(diǎn).而若想進(jìn)一步節(jié)約曝氣能耗和碳源實(shí)現(xiàn)反硝化除磷與新型脫氮工藝的耦合,穩(wěn)定的短程硝化是此工藝成功運(yùn)行的關(guān)鍵前置條件.

短程硝化的關(guān)鍵之處是優(yōu)化增加氨氧化菌(AOB)抑制減少 NOB,研究[3-5]表明,觀察顆粒污泥的微觀結(jié)構(gòu),AOB基本散布在顆粒表面,而NOB分布在顆粒更深的位置,相比NOB,AOB更容易得到氧氣進(jìn)行生長,劉博等[6]接種除磷顆粒成功培養(yǎng)了短程硝化反硝化除磷顆粒,達(dá)成AOB與DPAOs的耦合.除此之外,間歇曝氣[7]的模式更有利于進(jìn)一步抑制NOB的活性;李冬等[8]研究表明間歇曝氣中曝停頻率越大,污泥系統(tǒng)中缺氧、好氧環(huán)境的變換次數(shù)越多,越有助于保持亞硝化性能. 但在間歇曝氣過程中,經(jīng)常會出現(xiàn)周期前期DO在一定范圍內(nèi)有規(guī)律地波動、后期DO卻逐漸升高甚至超出NOB抑制范圍的現(xiàn)象.考慮到單一調(diào)控手段難以維持亞硝化的穩(wěn)定,因此本實(shí)驗(yàn)著手通過DO、pH等參數(shù)得出變化突躍點(diǎn),后基于此增加梯度曝氣,提出高頻間歇梯度曝氣,更好地使實(shí)際限氧曝氣點(diǎn)與DO突躍點(diǎn)相擬合,富集AOB、DPAOs等功能菌,馴化亞硝化反硝化除磷顆粒污泥.同時探討了啟動過程中碳、氮、磷去除特性及顆粒性狀變化情況,以期為后續(xù)短程硝化反硝化除磷與Anammox工藝耦合奠定基礎(chǔ).

1 材料和方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行方法

采用SBR反應(yīng)器,材質(zhì)是有機(jī)玻璃,有效容積6L,換水比為66.67%,一天運(yùn)轉(zhuǎn)4個周期,每周期360min,其中進(jìn)水8min,厭氧時間與好氧時間見表1,沉降時間隨反應(yīng)器運(yùn)行周期數(shù)的增加而逐漸降低,由20min逐漸縮減至3min,排水3min,其余時間閑置,沉降時間變化見圖1.

圖1 工藝運(yùn)行時間變化

表1 反應(yīng)器運(yùn)行工況

1.2 接種污泥與實(shí)驗(yàn)用水

混合接種兩類活性污泥,接種污泥1是北京市某污水處理廠的二沉池回流絮狀污泥,體積占約80%,MLSS為4140mg/L;接種污泥2取自實(shí)驗(yàn)室低溫儲存240d的好氧顆粒污泥,原處理模擬生活污水,體積占比約20%, MLSS為2060mg/L,混合接種污泥MLSS為3720mg/L.特別說明長期饑餓下的好氧顆粒污泥基本維持儲存前形態(tài),粒徑約為2mm,但顆粒內(nèi)部存有大體積透明空洞.

本實(shí)驗(yàn)以人工配水模擬城市生活污水,以自來水、CH3CH2COONa、NH4Cl、NaHCO3、KH2PO4、MgSO4·7H2O和CaCl2配成,以NaHCO3模擬生活污水堿度兼具調(diào)節(jié)pH值,詳細(xì)水質(zhì)指標(biāo)如表3.

表2 人工配水水質(zhì)情況

1.3 分析項(xiàng)目與檢測方法

以納氏試劑光度法測定NH+ 4-N;-(1-萘基)-乙二胺光度法測定NO2--N;用麝香草酚紫外分光光度法測定NO3--N;采用5B-3B型COD多參數(shù)快速測定儀測定TP和COD,間隔2d取樣測量上述參數(shù); WTW-pH/Oxi 340i便攜式多參數(shù)測定儀檢測DO和pH的變化;胞外聚合物(EPS)中,以lowry法測定蛋白質(zhì)(PN);采用蒽酮硫酸法測定多糖(PS);以激光光度儀(Malvern Mastersizer2000)觀測污泥的粒徑分布情況;以光學(xué)顯微鏡(Olympus BX51)進(jìn)行觀察和記錄污泥形態(tài)變化; SVI、MLSS和MLVSS等其他觀測指標(biāo)均采用國家規(guī)定的標(biāo)準(zhǔn)方法[9].

1.4 計算方法

同步馴化短程硝化反硝化除磷顆粒污泥的主要功能菌有AOB、NOB及聚磷菌(PAOs)等,功能菌的活性變化能體現(xiàn)出系統(tǒng)的運(yùn)行狀況.可分別以比氨氧化速率(SAOR)和比亞硝酸鹽氧化速率(SNOR)表明AOB與NOB 活性,通過測量運(yùn)行過程中最大比釋磷速率(SPRR)來確定聚磷菌活性,通過文獻(xiàn)[10]方法測定.

根據(jù)電子受體劃分3種聚磷菌,一類僅以O(shè)2作為電子受體,一類能以NO3-與NO2-為電子受體,還有一類能以O(shè)2、NO2-和NO3-為電子受體.以文獻(xiàn)[11]方法測定不同電子受體的聚磷菌所占比例.

根據(jù)下式計算亞硝化率:

2 結(jié)果與分析

2.1 污泥特性變化

2.1.1 污泥濃度變化 顆粒污泥在培養(yǎng)過程中MLSS、MLVSS、、SVI值的變化如圖2所示,在培養(yǎng)之前,反應(yīng)器MLSS為3720mg/L,MLVSS為2524mg/L,值為0.68.反應(yīng)器的沉淀時間逐漸縮短,剛開始反應(yīng)器污泥濃度也隨之減小,反應(yīng)器在第25周期污泥濃度最小,此時MLSS和MLVSS分別為2197mg/L和1538mg/L,逐漸排出反應(yīng)器內(nèi)粒徑較小、吸附沉降性能差的絮狀污泥,后運(yùn)行周期數(shù)不斷增加,原留存于反應(yīng)器內(nèi)的污泥均沉降、絮凝效果良好.混合接種污泥中存有約20%長期儲藏的好氧顆粒污泥,于啟動初期,觀察發(fā)現(xiàn)接種顆粒污泥發(fā)生解體裂解演變成小微粒,分析其為絮狀污泥提供了”晶核”[12]支撐,在水流剪切力、EPS等綜合作用下微生物相互凝聚,逐漸出現(xiàn)小顆粒,同時這也與諸多學(xué)者研究結(jié)果吻合[13-15].隨著粒徑增大,污泥沉降性能逐漸提高,排出反應(yīng)器的活性污泥逐漸減少,MLSS減小速度放慢, Zhang等[16]研究表明,此時形成的顆粒為初期顆粒污泥,穩(wěn)定性不足,在較高水力條件下容易被沖散,因此,較階段Ⅰ,階段Ⅱ減緩了水力選擇壓的篩分作用.

31～80周期,反應(yīng)器MLSS與MLVSS開始升高,第80周期MLSS和MLVSS分別達(dá)到3285mg/L和2450mg/L隨后控制反應(yīng)器泥齡為25d保持穩(wěn)定.這是因?yàn)樵诜磻?yīng)器形成較小粒徑的顆粒污泥繼續(xù)相互吸附,粒徑繼續(xù)增長,顆粒愈加致密,此時的活性污泥量生成大于排出,污泥濃度漸漸升高(圖3).由圖2可知,反應(yīng)器的值呈先減小后增加的趨勢,最后穩(wěn)定在0.77左右,說明污泥生長活性高,增殖速率較快.SVI整體呈下降趨勢,接種污泥平均SVI值為76mg/L,沉降性能欠佳,但運(yùn)行期間沉淀時間逐漸縮短,排出大量絮狀污泥,沉降性能良好的污泥得以篩選,SVI持續(xù)降低,最終穩(wěn)定在30.2mg/L左右.有研究表明[17],顆粒污泥的SV30與SV5的偏差小于0.1,本實(shí)驗(yàn)在階段Ⅱ尚未結(jié)束之時就已達(dá)到,階段Ⅲ時SV30/SV5偏差已遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于0.1,結(jié)合污泥形態(tài)以及SVI的變化,可以認(rèn)為已成功實(shí)現(xiàn)污泥顆?；?

圖2 運(yùn)行期間SVI、MLSS、MLVSS及f濃度變化

2.1.2 顆粒污泥外觀形態(tài)及粒徑變化 顆粒污泥在培養(yǎng)過程中粒徑會隨周期數(shù)的增加而變大,也有人認(rèn)為當(dāng)粒徑大于300μm時可以認(rèn)為其為顆粒污泥[18],因此顆粒污泥形成的另一個重要判定因素就是粒徑.圖4為污泥在啟動期粒徑的變化及顆粒污泥成熟后的粒徑分布,啟動期內(nèi)污泥平均粒徑呈增大趨勢(96～ 816μm),啟動初期污泥整體呈絮狀,在Ⅰ階段后,能肉眼觀察到一些細(xì)小微粒.在階段Ⅱ,沉降時間已經(jīng)縮短至5min,反應(yīng)器中有許多小顆粒出現(xiàn),其粒徑約為300μm,這與Mcswain等[19]的結(jié)論相符,沉降時間5min時,可培養(yǎng)獲得良好的好氧顆粒污泥.在階段Ⅲ,前期聚集的絮狀微粒均已轉(zhuǎn)變?yōu)槊軐?shí)的顆粒污泥,超過90%污泥粒徑大于426μm,平均體積粒徑達(dá)到873μm,其中顆粒大部分分布在800μm和1300μm之間,最高能達(dá)到1680μm.通過顯微鏡觀察顆粒污泥在培養(yǎng)過程中的形態(tài)變化,接種時污泥為灰黑色,運(yùn)行期間顏色逐漸變化,從灰黑變?yōu)闇\黃,最終是黃褐色.

圖3 運(yùn)行期間污泥形態(tài)變化

圖4 運(yùn)行期間污泥粒徑變化

2.1.3 顆粒污泥培養(yǎng)階段胞外聚合物的含量變化 胞外聚合物(EPS)是微生物生長期間分泌的高分子物質(zhì),在形成顆粒和維持穩(wěn)定性等方面具有重要影響[20-21].啟動期內(nèi),EPS變化如圖5所示,蛋白質(zhì)(PN)與多糖(PS)之和是EPS總含量.階段ⅠEPS含量呈減小趨勢,分析在較大的水力篩分及排泥量下,微生物主要利用進(jìn)水營養(yǎng)物質(zhì)進(jìn)行增殖,較少合成EPS;階段Ⅱ,EPS含量呈緩慢增加趨勢;階段Ⅲ,隨著顆?；潭鹊募由?EPS含量呈增大趨勢,增加比前段明顯,有研究[22]表明在高頻間歇曝氣的運(yùn)行方式下,微生物不斷處于好氧、厭氧的交替環(huán)境下,本身的飽食饑餓性得到加強(qiáng),會分泌出更多的EPS并利于AOB等自養(yǎng)微生物的附著.

研究表明[23-24]EPS具備良好的吸附性,可促使污泥間相互聚集,進(jìn)一步形成顆粒污泥,其中PN能降低污泥表面電荷、提高污泥表面疏水性,增強(qiáng)其沉降性能[25-26],PN/PS值越大越利于顆粒的穩(wěn)定性[27].如圖3所示,PN/PS呈上升趨勢,在第60d上升至6.41,這也是顆粒穩(wěn)定啟動的重要原因.

圖5 運(yùn)行期間PN、PS及PN/PS濃度變化

2.1.4 脫氮除磷功能菌分析 通過批次實(shí)驗(yàn)進(jìn)一步確定系統(tǒng)中不同種類聚磷菌所占種類,結(jié)果如圖6所示,厭氧段結(jié)束后釋磷濃度達(dá)到33.36mg/L,以O(shè)2為電子受體的反應(yīng)中磷能夠全部去除,以NO3--N和NO2--N為電子受體的反應(yīng)中吸磷量分別為23.66和19.23mg/L,通過公式(1)～(3)計算得出利用O2和NO3--N而不能利用NO2--N為電子受體的DPAOs僅占12.38%,只能利用O-2為電子受體的聚磷菌占29.09%,而亞硝酸型反硝化聚磷菌在聚磷菌種占可到達(dá)57.63%,在磷的去除中發(fā)揮重要作用.從圖中可觀察到,在缺氧前90min內(nèi), NO2--N型吸磷速率大于NO3--N吸磷,說明高頻間歇曝氣模式可以有效抑制NOB活性,致使只能利用O2和NO3--N的反硝化聚磷菌因缺乏NO3--N基質(zhì)而生長緩慢,更有利于NO2--N型反硝化聚磷菌的優(yōu)化富集, NO2--N間歇產(chǎn)生并被反硝化吸磷消耗.

圖6 分別以氧、NO2-和NO3-為電子受體時吸磷的批次實(shí)驗(yàn)

2.2 系統(tǒng)污染物處理性能變化

2.2.1 COD去除性能 圖7為整個啟動期系統(tǒng)對COD的去除情況.在階段Ⅰ,1～14d時,COD去除率逐漸上升,但增長較慢,由62%上升至73%.分析原因可能如下:1.種泥1剛從二沉池取出,經(jīng)過兩天悶曝后,雖然有利于污泥的大量繁殖,但反應(yīng)器內(nèi)污泥還不能適應(yīng)較高COD濃度;種泥2在長達(dá)240d的低溫儲存下,原有功能菌大量失活死亡,代謝活性較低2.為快速實(shí)現(xiàn)污泥顆粒化,初期給予了較強(qiáng)的水力選擇壓,從而不斷篩選出沉降性能優(yōu)良的污泥,這也造成污泥部分流失和對較差的污染物去除效能.在階段Ⅱ, 15～40d時,COD去除效果不斷提升,去除率由73%上升至90%,雖然調(diào)整了曝氣模式,但COD去除效果并未受影響,分析原因可能如下:1.反應(yīng)器內(nèi)污泥逐漸適應(yīng)COD濃度和選擇壓,異養(yǎng)菌呈增長趨勢;2.絕大部分的COD在厭氧段就被吸收利用,形成胞內(nèi)聚b-羥基丁酸(PHB)并貯存于胞內(nèi).在階段Ⅲ,40～60d,COD去除率均穩(wěn)步保持在90%以上,出水COD濃度也在20mg/L左右,COD去除性能良好.

2.2.2 除磷性能 圖8為啟動期TP的去除效果.階段Ⅰ的采用A/O連續(xù)曝氣模式,DO控制在2.0～ 3.0mg/L,目的是誘導(dǎo)活性污泥中的好氧除磷菌PAOs和氨氧化菌(AOB),因?yàn)楹醚跷妆热毖跷椎男矢?AOB是后續(xù)工藝運(yùn)行的關(guān)鍵菌種,且污泥中存在好氧除磷菌,在活性恢復(fù)期先通過快速富集PAOs和AOB以提高其在其他微生物中所占的比例.該過程運(yùn)行了14d,進(jìn)水磷一直在6.13～8.04mg/L之間,初始時出水磷的含量較高,在3.8mg/L左右波動變化,運(yùn)行到第14d時,TP的去除率逐漸升高達(dá)到80.28%,出水TP濃度為1.53mg/L,說明經(jīng)過第Ⅰ階段的A/O恢復(fù)后,反應(yīng)器內(nèi)具有一定的好氧聚磷性能.在階段Ⅱ,調(diào)整曝氣方式為高頻間歇曝氣,初期出水P濃度出現(xiàn)一定波動,去除率有所下降,分析可能是曝氣方式的改變致使以O(shè)2為電子受體的好氧聚磷菌吸磷減少,不過隨著周期數(shù)的進(jìn)行,出水P的濃度逐漸降低,說明高頻間歇曝氣創(chuàng)造了良好好氧/缺氧交替環(huán)境,為短程硝化反硝化除磷提供有利條件,有效富集了DPAOs.階段Ⅲ利用DO、pH值突躍點(diǎn)對曝氣進(jìn)一步優(yōu)化,此時P的去除效果并未再受影響,大部分時間保持在0.7mg/L以下,對應(yīng)的去除率通常在90%以上.

圖7 運(yùn)行過程中COD濃度變化

2.2.3 脫氮性能 圖9為啟動期間的氮素變化.階段Ⅰ采用高強(qiáng)度A/O連續(xù)曝氣,目的是活化硝化菌與好氧聚磷菌的,NH4+-N初期出水波動略大,這是由于接種污泥一部分是經(jīng)長期儲存、微生物活性大幅下降的好氧顆粒污泥,另一部分是二沉池回流污泥,其中微生物種群較多,經(jīng)過兩天的悶曝后,有機(jī)物以及氨氮會使得異養(yǎng)好氧菌大量繁殖,與自養(yǎng)好氧菌形成了競爭,硝化菌菌需要一段適應(yīng)期;另一方面是初期排泥量較大,以致初期NH4+-N去除率略低,隨著反應(yīng)器運(yùn)行,以及SBR反應(yīng)器對污泥的選擇壓篩選,氨氮去除率逐漸穩(wěn)定升高,階段Ⅰ結(jié)束后NH4+-N去除率在80%以上,氨氧化比較徹底,以全程硝化為主,出水NO3--N最高達(dá)8.27mg/L,相應(yīng)的亞硝化率較低,階段Ⅰ平均值僅為53.49%.

圖8 運(yùn)行過程中TP濃度變化

研究[28-29]表明,間歇曝氣模式是富集篩分AOB, 抑制NOB的有效對策,李冬等研究發(fā)現(xiàn)曝停頻率越大,系統(tǒng)中交替缺氧、好氧的次數(shù)越多,生成的亞硝酸鹽可以被及時去除,有利于微生物體內(nèi)PHB的積累[6],張杰等[22]研究表明停曝時間2～4min內(nèi),停曝時長與顆粒結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性呈正相關(guān),同時好氧/缺氧的環(huán)境變化也有助于短程硝化反硝化除磷.因此,在階段Ⅱ調(diào)整為高頻間歇曝氣模式,其中NH+ 4-N出水濃度不斷下降,平均去除率高于95%;NO2--N前中期均低于0.60mg/L,后期產(chǎn)生部分積累,最高可達(dá)9.73mg/L;出水中的NO3--N與NO2--N類似,前中期出水基本為0,后期略有積累,但濃度不高僅為0.5～2mg/L且產(chǎn)生積累的時間滯后于NO2--N,對應(yīng)的亞硝化率也有所提升,平均亞硝化率上升至70.70%.以上實(shí)驗(yàn)說明高頻間歇曝氣的方式有利于AOB菌的優(yōu)化富集和短程硝化反硝化除磷的耦合,但也同時說明僅憑間歇曝氣的手段不足以完全抑制NOB.在階段Ⅲ繼續(xù)對曝氣模式進(jìn)行優(yōu)化,通過WTW測定曝氣周期DO、pH值,找到DO、pH值突躍點(diǎn),考慮反應(yīng)器實(shí)際運(yùn)行中突躍點(diǎn)與停止曝氣點(diǎn)難以實(shí)現(xiàn)時間上的完全同步,提出在常規(guī)的限氧曝氣點(diǎn)之前采取第一梯度曝氣,留有部分余氨,而后降低曝氣量梯度繼續(xù)曝氣,更好的使實(shí)際限氧曝氣點(diǎn)與DO突躍點(diǎn)相擬合,進(jìn)一步抑制NOB.由圖7可知,階段Ⅲ出水NH4+-N、NO3--N均低于0.50mg/L,NO2--N積累顯然,平均濃度為15.3mg/L,較高的NO2--N積累,極少的NO3--N生成,產(chǎn)生較高的亞硝化率,平均值可達(dá)97.12%.所積累的NO2--N亦可以向anammox穩(wěn)定提供,節(jié)省COD和曝氣能耗的同時,還可以避免生物可降解的COD殘留對anammox的影響.

圖9 運(yùn)行過程中NH4+、NO2-、NO3-濃度及亞硝化率變化

2.3 典型周期實(shí)驗(yàn)

在第55d顆粒成熟穩(wěn)定運(yùn)行時進(jìn)行周期實(shí)驗(yàn),典型周期內(nèi)C、N、P基質(zhì)濃度及pH值、DO變化情況如圖10所示.COD基本于厭氧段被除去,厭氧段COD濃度為16.55mg/L,基本接近出水COD濃度.一方面說明DPAOs在厭氧段釋磷的同時會攝取碳源以大量合成有機(jī)顆粒聚-b-羥丁酸(PHB)儲存在胞內(nèi),厭氧末釋磷量為23.36mg/L,釋磷量越大,合成的PHB越多,結(jié)果表明DPAOs在其他異養(yǎng)菌競爭碳源時處于優(yōu)勢,為后續(xù)短程硝化反硝化聚磷提供了足夠的碳源驅(qū)動力[30];另一方面說明在間歇曝氣的缺氧段中,異養(yǎng)反硝化菌缺少碳源以NO2--N為電子受體完成反硝化.

在第一梯度高頻間歇曝氣下,同步短程硝化反硝化除磷作用較強(qiáng),NH4+-N氧化率為69.77%, NO3--N濃度基本為0,NO2--N在第一梯度曝氣后期略有積累,濃度為2.14mg/L,P濃度為0.693mg/L,在第一梯度高頻間歇曝氣下基本得到去除.為抑制NOB的活性,控制第一梯度曝氣的NH4+-N氧化率在60%～70%間,留有余氨進(jìn)入第二梯度曝氣,協(xié)同抑制NOB活性.隨后在第二梯度曝氣下可以看到剩余NH4+-N被氧化,NH4+-N濃度持續(xù)降低,NO2--N濃度上升產(chǎn)生明顯積累,但并沒有明顯的TN損失,再次證實(shí)進(jìn)水中的COD基本都被聚磷菌所攝取,普通反硝化菌缺少碳源來進(jìn)行反硝化.以上結(jié)果說明高頻間歇曝氣實(shí)現(xiàn)了好氧/缺氧的快速交替,功能菌之間耦合性高,曝氣時,AOB將NH4+-N氧化為NO2--N;停曝時,DPAOs以NO2--N為電子受體吸收污水中的磷酸鹽,實(shí)現(xiàn)同步短程硝化反硝化除磷;其次高頻間歇曝氣抑制NOB效果明顯,曝氣階段基本無NO3--N產(chǎn)出,間歇高頻曝氣有利于DPAOs和AOB的優(yōu)勢生長、淘洗NOB.本系統(tǒng)中最高NO2--N積累為17.03mg/L,但吸磷并未受到影響,因?yàn)楸緦?shí)驗(yàn)中NO2--N的積累是一個動態(tài)過程,而且系統(tǒng)中以NO2--N為電子受體的DPAOs比例較高,在一定程度上緩解了抑制作用,而且其受NO2--N影響的閾值較高[6].

pH值和DO都是實(shí)驗(yàn)中的重要控制及監(jiān)測參數(shù),可觀察兩指標(biāo)的變化來間接分析整個周期反應(yīng)過程.pH值憑借影響酶蛋白構(gòu)象及底物和酶之間的電荷點(diǎn)性質(zhì),從而作用酶的活性部位和底物靠近、結(jié)合.李寒[31]研究表明較高的pH值會有較高的多磷酸鹽激酶和腺苷酸激酶活性,促使厭氧釋磷速率、缺氧/好氧吸磷速率增加,有助于聚磷微生物的富集和代謝活動.NOB與AOB的適宜pH值[32]分別為 6.0～ 7.5、7.0～8.5,反應(yīng)中進(jìn)水pH基本在8.0左右,既適宜AOB生長,又能保證釋磷量,抑制NOB.從圖8可以看出,在厭氧段pH值隨著COD的消耗和釋磷的增長持續(xù)下降,在厭氧末達(dá)到最低,”平臺”的出現(xiàn)表明厭氧釋磷結(jié)束.在第一梯度好氧段中,pH值先上升再下降,說明前期吸磷速率大于亞硝化速率,隨著吸磷反應(yīng)的進(jìn)行,大量P被DPAOs吸收,P逐漸成為反硝化聚磷的限制基質(zhì),因此在中后期亞硝化速率逐漸大于吸磷速率,產(chǎn)生小部分亞氮積累.隨后在第二梯度曝氣中,pH值持續(xù)降低直至曝氣結(jié)束,說明反應(yīng)器中亞硝化效果良好.DO曲線的變化能夠很好的表征亞硝化反應(yīng),觀察停曝時的最大DO點(diǎn),在曝氣全程沒有突躍產(chǎn)生,亞硝化效果良好.

3 結(jié)論

3.1 以DO、pH值為控制參數(shù)優(yōu)化實(shí)際限氧曝氣點(diǎn),加入梯度曝氣,控制余氨持續(xù)抑制NOB,將氮素維持在NO2--N狀態(tài),降低了周期末DO濃度,實(shí)現(xiàn)了AOB和DPAOs高耦合性的同步優(yōu)化富集,能利用NO2--N為電子受體的DPAOs占比高達(dá)57.73%.

3.2 系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行后出水COD<40mg/L,TP< 0.6mg/L,NH4+-N 15mg/L,說明高頻間歇梯度曝氣模式可抑制NO2--N向NO3--N轉(zhuǎn)化,實(shí)現(xiàn)較高濃度的NO2--N積累,為后續(xù)耦合Anammox工藝提供良好基礎(chǔ).

3.3 通過水力選擇壓來促進(jìn)顆粒形成,粒徑達(dá)到了850μm,SVI為31.23mL/g,顆粒表面光滑、結(jié)構(gòu)密實(shí),具備優(yōu)良的沉降性能,成功培養(yǎng)了短程硝化反硝化除磷顆粒.

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High frequency intermittent gradient aeration initiation of short-cut nitrification and denitrification for phosphorus removal of granular sludge.

XU Gui-da1, LI Dong1*, LIU Zhi-cheng1, TAO Bo1, ZHANG Jie1,2

(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)., 2021,41(11)：5125～5132

The coupling of denitrifying phosphorus removal and Anammox can further reduce the carbon source needed for nitrogen and phosphorus removal, and the stable production of NO2--N is the key to the independent and joint operation of the two processes. Therefore, with low C/N domestic sewage as the research object, flocculent sludge and a small amount of long-term stored aerobic granular sludge were inoculated in the reactor. The short-cut nitrification-denitrification-dephosphorization granular sludge was cultivated in 60 days by two-stage gradient aeration with the stop aeration time (3min: 3min) controlled, and the system denitrification and dephosphorization performance was analyzed in this process. The results show that the average particle size of granular sludge is 841μm and the SVI is 31.23ml/g during the stable period. The particle structure is compact and the settling performance is good. The effluent NO3--N was less than 0.1mg/L, TP was less than 0.7mg/L, NO2--N was more than 15mg/L, which realized the efficient removal of P and accumulation of NO2--N, and could provide a stable NO2--N substrate for subsequent coupling of Anammox. The results of batch experiments showed that 57.63% of the DPAOs in the particles which could use NO2--N as electron acceptor, and the enrichment of DPAOs improved the phosphorus removal ability of the system. High-frequency intermittent gradient aeration can achieve a high coupling between AOB and DPAOS, but it is difficult to achieve NOB suppression only by intermittent aeration. Then, by adding gradient aeration in the front section of "ammonia trough point" to optimize the actual oxygen limiting aeration point, the inhibition of NOB can be enhanced, so as to achieve good accumulation of nitrite.

granular sludge；short-cut nitrification；denitrifying phosphorus removal；stopping frequency of exposure；intermittent aeration；gradient aeration

X703

A

1000-6923(2021)11-5125-08

徐貴達(dá)(1996-),男,河北圍場人,北京工業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要從事生活污水脫氮除磷研究.

2021-03-19

北京高校卓越青年科學(xué)家計劃項(xiàng)目(BJJWZYJH012019 10005019);國家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2018ZX07601001)

* 責(zé)任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn