王磊

(中國市政工程西北設(shè)計研究院有限公司山東分公司,山東 青島 266000)

工作目的是研究一種反硝化效果優(yōu)良的新型混合碳源,并研究投加該碳源和化學(xué)除磷劑后對冬季污水(7～10 ℃)氮磷的處理效果。

污水中VFAs含量與脫氮除磷效果,在適當?shù)姆秶鷥?nèi)具有顯著的正相關(guān)關(guān)系[1-2]。在進水水溫低于10 ℃時,由于微生物活性降低以及碳源爭奪,TN去除率顯著降低[3-4]。同時出水氨氮有所上升。[5]外加碳源可以顯著提升VFAs,增強微生物代謝。

周麗穎[6]和趙慶彬[7]的研究中指出,乙酸鈉做單一碳源強化反硝化能力比葡萄糖好。程喆[8]指出,微生物可以同時利用混合碳源中多種 VFA 以及碳水化合物進行反硝化,脫氮效果比單一碳源好。楊婷[9]的研究表明,乙酸鈉和葡萄糖按物質(zhì)的量2∶1的混合碳源處理廢水具有一定的經(jīng)濟效益。目前水廠外加碳源大多采用葡萄糖和乙酸鈉,而針對二者所制混合碳源反硝化性能研究極少,對混合碳源與除磷劑聯(lián)用對污水處理效果也很少報道,本研究希望充實這方面的內(nèi)容,并且探索出效費比最佳的去除污染物的方法。

1 實驗部分

1.1 反硝化實驗

1.1.1 實驗原料

某城市污水處理廠進水原水,曝氣池末端混合液,乙酸鈉固體(分析純),葡萄糖固體(分析純)。原水和混合液的主要指標如表1所示。

表1 主要指標表

1.1.2 實驗裝置

本試驗采用靜置實驗,實驗裝置為5個有效容積為4 L圓柱形有機玻璃容器和19.1型恒溫磁力攪拌器。

1.1.3 分析儀器

752型紫外可見分光光度計,COD消解儀,SX2-4-10箱式電阻爐,XFS280手提式壓力蒸汽滅菌器,101型電熱鼓風(fēng)干燥箱,溫度計,pH計,量筒等。

1.1.4 分析方法

COD采用重鉻酸鉀法,TN采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法,硝酸鹽氮采用酚二磺酸分光光度法,亞硝酸鹽氮采用分子吸收分光光度法,MLSS和MLVSS采用重量法。水溫用溫度計測定,pH值用pH計測定。

1.1.5 實驗方法

碳源儲備液的制備:分別將單一的乙酸鈉,單一的葡萄糖,葡萄糖與乙酸鈉物質(zhì)的量比分別為1∶3 ,1∶5.5和1∶7的混合碳源制備50 g·L-1的COD儲備液,編為1～5號,方便實驗時投加。

將反應(yīng)容器編號為1～5號,以對應(yīng)投加的碳源類型。每個容器中先加入1 L污水原水,再加入2 L曝氣池末端混合液。然后以C與N物質(zhì)的量比7的量投加COD儲備液。通過恒溫磁力攪拌器進行混合攪拌,控制攪拌器轉(zhuǎn)速為30 r·min-1,恒速攪拌60 min。每隔10 min測一次NO3-N濃度并記錄。

1.2 某水廠情況介紹

1.2.1 水廠工藝

某水廠的改良型AAO工藝圖如圖1所示。進水原水按照7∶3的比例分別流入預(yù)缺氧池和厭氧池,回流比為75%的回流污泥從沉淀池流入預(yù)缺氧池,污泥和污水匯總流入缺氧池,同回流比為200%的回流硝化液在反硝化菌和聚磷菌作用下進行反硝化反應(yīng)和吸磷,然后進入曝氣池進行硝化反應(yīng)和吸磷,最后經(jīng)過沉淀池沉淀后排出。

圖1 水廠工藝圖

1.2.2 分析儀器與分析方法

同反硝化實驗部分。

1.2.3 外加碳源和除磷劑情況

為進一步驗證反硝化實驗的研究結(jié)果,某水廠于2020年9月-2021年2月進行了為期6個月的生產(chǎn)性試驗。同時外加除磷劑輔助除磷。

按照總COD/TN物質(zhì)的量比為10,投加1∶5.5物質(zhì)的量比的葡萄糖和乙酸鈉混合型碳源,投加位置在缺氧池首端,將碳源溶于水后進行連續(xù)性投加,缺氧池HRT為7.16 h。

以35 mg·L-1的濃度在曝氣池首端投加聚合FeCl3溶液,20 mg·L-1的濃度在沉淀池末端投加聚合AlCl3溶液,曝氣池HRT為8.92 h,沉淀池HRT為2 h。

2 結(jié)果與討論

2.1 反硝化實驗結(jié)果與討論

試驗期間,5個反應(yīng)器內(nèi)NO3-N濃度隨時間變化情況如圖2所示。

圖2 NO3-N濃度變化圖

圖2中采樣數(shù)據(jù)顯示,外加碳源加入后,NO3-N去除情況明顯出現(xiàn)三個分區(qū)[10]。第一階段反硝化菌首先利用混合液中易被生物降解的有機物作為碳源進行反硝化,NO3-N降幅最大的是1號和4號,達到55%左右。最低的是2號,降幅為37%。

第二階段下降平穩(wěn),該階段中反硝化菌優(yōu)先利用較易降解的有機物,4號中NO3-N的去除率降幅最大,達到20%,其他組降幅基本都在15%左右。

第三個階段30 min處各組NO3-N濃度基本停止變化,主要因為污水中可被降解的有機物已被耗盡,此時主要依靠內(nèi)源反硝化作用[11]。

整個實驗中反硝化速率最低的是葡萄糖,為2.13 mg/(g·h),最高的是采用1∶5.5物質(zhì)的量比例的葡萄糖和乙酸鈉混合碳源,其反硝化速率為2.85 mg/g·h,接近乙酸鈉的反硝化速率2.69 mg/(g·h),為葡萄糖的1.34倍。隨著乙酸鈉物質(zhì)的量比例大于5.5,反硝化速率反而降低。

葡萄糖是微生物細胞組成成分之一,可以促進微生物生長,而乙酸鈉較葡萄糖更容易水解,被反硝化菌利用進行新陳代謝,當二者按照1∶5.5的比例混合時,碳源可以達到促進反硝化菌增殖和代謝的最佳比例。其反硝化速率比金學(xué)文[12]等以焦化廢水為原水,以1∶4物質(zhì)的量比例的葡萄糖乙酸鈉混合碳源反硝化速率高21.4%。當乙酸鈉比例進一步上升時,反硝化速率不升反降,可能因為兩種碳源對水體pH值影響相反,進一步投加乙酸鈉會導(dǎo)致水體堿度上升,超過最適pH值,從而抑制反硝化菌。

2.2 水廠氮磷去除情況

2.2.1 出水SS去除情況

試驗期間進水SS均值為94.93 mg·L-1,出水SS均值為7.81 mg·L-1。由于聚合FeCl3和聚合AlCl3的加入增強了污水絮凝性能,能夠捕捉并更好地將顆粒物沉降,因此能夠協(xié)助降低SS值。

2.2.2 氨氮去除情況比較

將試驗期間各月進出水氨氮均值與上一年同期氨氮均值作比較,情況如圖3所示。

圖3 氨氮去除情況

碳源加入前后氨氮去除情況基本未改變,出水平均值都低于1 mg·L-1,達到一級A標準?？梢钥闯鐾饧犹荚床荒苡绊懙蜏匚鬯趸阅芤约鞍钡娜コＦ湓蚴菂⒓酉趸磻?yīng)的硝化菌是以溶解性CO2為碳源的自養(yǎng)菌,除了少部分兼性菌外絕大部分不能利用有機物為碳源。外加碳源經(jīng)過缺氧池異養(yǎng)菌利用后已經(jīng)不能顯著影響曝氣池微生物群落結(jié)構(gòu),未出現(xiàn)異養(yǎng)菌大量增殖以排擠自養(yǎng)菌的現(xiàn)象。

2.2.3 COD去除情況比較

試驗期間各月進出水COD均值與上一年同期COD均值比較,情況如圖4所示。

圖4 COD去除情況

在兩期進水COD濃度變化幅度很小的情況下,可以看出加藥后出水COD降低了10～15 mg·L-1,去除率也提高了6%。這一方面是因為混合型碳源提高了VFAs,更容易被異養(yǎng)菌吸收,促進了異養(yǎng)菌增殖和代謝,改善了污泥性能,一定程度緩解了低溫對微生物的影響,而且此時未出現(xiàn)COD過量的現(xiàn)象。另一方面是因為在曝氣池首端投加的聚合氯化鐵,不僅能夠氧化部分難降解的有機物,而且生成的Fe(OH)3又具有電荷中和絮凝作用,能夠網(wǎng)捕卷掃大部分有機物以沉淀形式去除[13]。而且沉淀后的污水經(jīng)過聚合氯化鋁進一步絮凝作用后可以將大部分難溶有機物去除。

2.2.4 TN去除情況比較

試驗期間各月TN去除率與上一年同期比較情況如圖5所示,出水NO3--N和NO2--N情況如圖6和圖7所示。

圖5 TN去除率變化情況

圖6 出水NO3--N變化情況

圖7 出水NO2--N變化情況

劉彎彎[14]等指出,鐵鹽質(zhì)量濃度在20～60 mg·L-1時不會對污泥的活性產(chǎn)生顯著影響。因此只需考慮外加碳源對脫氮的影響即可。

兩期相比進水TN濃度浮動低于15%的情況下,投加混合型碳源后出水TN比未投加時下降了28.6%;TN去除率達到了47.3%,比未投加時增加了25.67%;最高去除率達到了50.6%。在10月～1月期間,兩期的進水水溫都是7～10 ℃的低溫進水,未加碳源時TN去除率從25%下降到最低14.5%,而投加碳源后TN去除率基本保持在45%左右。

根據(jù)出水NO3--N和NO2--N的變化情況,投加碳源后出水NO3--N平均要比未投加時低5.5 mg·L-1。從10月份開始,未外加碳源組因溫度下降,反硝化菌活性降低,碳源不足,出現(xiàn)不完全反硝化,部分NO3--N在硝酸鹽酶的作用下轉(zhuǎn)化為 NO2--N, NO3--N去除率下降,出現(xiàn)了明顯的NO2--N累積情況,最高累積到1.5 mg·L-1。與此相比外加碳源組同期NO2--N累積量只有0.64 mg·L-1,12月～次年1月降幅達到了67.2%,最低的累積量為0.22 mg·L-1。隨后NO3--N穩(wěn)定降低,降幅趨緩。

同期實驗證明了低溫條件下缺氧池污泥反硝化能力因外加混合型碳源的加入而得到提升,反硝化菌活性得到提升,減緩了亞硝酸鹽積累程度,同時碳源增加后可以有效避免了各菌群之間的爭奪現(xiàn)象,出水TN達到一級A標準。

2.2.5 TP去除情況比較

試驗期間TP去除率和上一年同期情況對比如圖8所示。

圖8 TP去除率情況

投加化學(xué)除磷劑后,TP去除率超過了85%,比上一年度同期增加了10%,出水TP穩(wěn)定達到一級A標準。兩期的TP去除率變化情況都顯示出隨著溫度降低,TP去除率先降后升的變化。該情況與Erdal[15]和李楠[16]的研究一致,即:當溫度從9月降低到10月,TP去除率是隨溫度下降而下降的,當?shù)蜏貭顟B(tài)穩(wěn)定后的10月～1月,低溫導(dǎo)致活性污泥微生物群落中更加富含PAOs,系統(tǒng)除磷效果更好。溫度低于10 ℃時PAOS相對于其他非聚磷微生物具有競爭優(yōu)勢。

投加除磷劑后TP去除率變化與未加時曲線相似,可以看出加藥后TP去除率與原本的絮凝沉降作用相關(guān)性很大。對此可以推測為化學(xué)除磷劑溶于水形成的單核絡(luò)合物通過吸附附著了PAOs的膠體,中和膠體電荷,促進膠體和懸浮物快速脫穩(wěn),對生物除磷起了輔助作用,而其形成鐵磷酸鹽和鋁磷酸鹽沉淀的化學(xué)反應(yīng)居于次要地位。

通過生產(chǎn)性試驗可以看出,在磷的排放標準比較嚴格而單純依靠生物處理難以達標的情況下,化學(xué)法除磷的地位仍然不可替代,仍然有必要加強化學(xué)除磷的研究。化學(xué)除磷的發(fā)展方向?qū)⑹情_發(fā)應(yīng)用新的化學(xué)藥劑;將化學(xué)法與生物法結(jié)合起來,揚長避短;聯(lián)合投藥[17]。

3 結(jié)論

(1)C與N物質(zhì)的量比7,MLVSS質(zhì)量濃度為4 000 mg/L,溫度為18 ℃的情況下,乙酸鈉與葡萄糖組成的混合型碳源中,葡萄糖與乙酸鈉物質(zhì)的量比1∶5.5時的混合碳源強化反硝化能力最好,該比例下二者對污泥微生物的反硝化提升效果好,pH值適中。

(2)在冬季低溫進水情況下,改良型AAO工藝采用外加混合型碳源和化學(xué)除磷劑,可以提升TN,TP和COD去除率,使出水中三個指標穩(wěn)定達到一級A標準。對比單一碳源,混合型碳源能夠降低至少15%的經(jīng)濟成本。

(3)化學(xué)除磷劑使用時間越久,水廠環(huán)境對其依賴性越大,越不利于生物除磷,因此今后應(yīng)該研發(fā)更環(huán)保的生物除磷方法。