在傳統(tǒng)活性污泥法中,為了獲得高效穩(wěn)定的硝化效率,大部分污水處理廠通常將 DO 濃度控制在2mg/L 以上,因此產(chǎn)生的曝氣能耗約占整個污水處理廠電能耗的一半.因而,若能降低由曝氣產(chǎn)生的能耗,將對污水處理廠的節(jié)能降耗起到積極的作用.有研究顯示,在低 DO 條件下也可以實現(xiàn)完全的硝化作用,并維持一定的硝化效率.由此可見,如果能夠?qū)⒌虳O 生物脫氮工藝應(yīng)用于實際生活污水處理中,將有助于節(jié)約污水生物脫氮的運行成本.但目前相關(guān)研究主要集中在對低 DO 硝化性能的單獨研究上,將低 DO 硝化應(yīng)用于實際生活污水的生物脫氮處理系統(tǒng)的案例較少.

　　傳統(tǒng)生物脫氮是通過污水處理系統(tǒng)內(nèi)微生物的硝化作用和反硝化作用來實現(xiàn)污水的脫氮處理,而處理低C/N 生活污水的最大障礙為反硝化碳源不足因而如何充分利用原水中的有機物,最大限度地完成反硝化反應(yīng),降低出水 NO3--N 濃度成為人們不斷探討的問題之一.反硝化聚磷菌(DPAOs)和反硝化聚糖菌(DGAOs)是 2 種能夠在厭氧條件下吸收有機物, 儲存為內(nèi)碳源(PHAs), 在缺氧條件下以 NOx--N 為電子受體進(jìn)行反硝化反應(yīng),去除 NOx--N的微生物.因此,本試驗以實際生活污水為處理對象,從降低曝氣能耗和有效利用原水有機物的角度出發(fā),研究以低 DO 硝化和內(nèi)碳源反硝化為基礎(chǔ)的耦合工藝,考察低 DO 硝化能力及其活性、內(nèi)碳源儲存、反硝化效果等方面,探討該工藝處理低 C/N 生活污水的處理效果及可行性.

　　1 材料與方法

　　1.1 試驗裝置與運行參數(shù)

　　本試驗使用 2 個圓筒形SBR 反應(yīng)器,均采用有機玻璃制成,有效容積為 10L(圖 1).其中,ED-SBR以厭氧/缺氧交替的方式運行,LDON-SBR 進(jìn)行好氧硝化反應(yīng).2 個SBR 通過管路和中間水箱相連接,首先, 生活污水進(jìn)入 ED-SBR 進(jìn)行厭氧攪拌(150min),進(jìn)行內(nèi)碳源儲存;然后該厭氧出水作為進(jìn)水進(jìn)入LDON-SBR 進(jìn)行低DO 硝化(150~240min),通過氣體流量計控制 LDON-SBR 內(nèi) DO 濃度為0.3~0.5mg/L;最后,該好氧出水再次進(jìn)入 ED-SBR進(jìn)行缺氧攪拌(180min),進(jìn)行內(nèi)碳源反硝化,并以該缺氧出水作為最終排水排放.試驗過程中 2 個 SBR每天分別運行 2 個周期,均采用機械攪拌的方式進(jìn)行攪拌,排水比均為 50%,溫度均控制為 25℃.其中 ED-SBR 的 HRT 為 11h,LDON-SBR 的 HRT 平均為 6h.

圖 1  試驗裝置

　　1.2 試驗用水和接種污泥

　　本試驗采用實際生活污水,取自北京工業(yè)大學(xué)某居民小區(qū)化糞池生活污水,具體水質(zhì)為:COD 濃度為 125.07~280mg/L,NH4 -N 濃 度 為 52.66~ 79.74mg/L, C/N 為 1.83~4.47,NO2--N 濃度為 0~0.66mg/L, NO3--N 濃度為 0~6.07mg/L,PO43--P 濃度為 2.34~9.73mg/L,pH 值為 7.0~8.0.

　　試驗接種污泥取自北京市高碑店污水處理廠全程污泥,該污泥具有良好的脫氮效果和沉降性能,接種后 SBR 內(nèi)的污泥濃度為 2500~3500mg/L.

　　1.3 水質(zhì)分析及方法

　　試驗過程中對反應(yīng)器進(jìn)出水水質(zhì)進(jìn)行分析,檢測項目主要為 NH4+-N、NO2--N、NO3--N、COD和 PO43--P,分別采用納氏試劑光度法、N-1-萘基-乙二胺比色法、麝香草酚法、聯(lián)華 5B-3(B) COD多元快速測定儀和鉬銻抗分光光度法進(jìn)行測定;系統(tǒng)內(nèi)水質(zhì)溫度、pH 值和 DO 濃度使用 WTW Multi-340i 及相應(yīng)檢測探頭(WTW 公司,德國)進(jìn)行測定;混合液懸浮固體濃度(MLSS)和混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)均采用濾低稱重法和馬弗爐燃燒減重法進(jìn)行測定;污泥沉降比(SV%)采用 30min 沉降法進(jìn)行測定;PHAs 及其組分采用 Agilent 7890A 型氣相色譜儀測定,糖原(Gly)采用蒽酮分光光度法進(jìn)行測定.

　　1.3 厭氧段被吸收儲存為內(nèi)碳源的 COD 量 CODabs=DCOD-(1.71DNO2--N+2.86DNO3--N)

　　(1)式中:CODabs 為 ED-SBR 厭氧段被吸收儲存為內(nèi)碳源的 COD 量,mg/L; DCOD、DNO --N 和DNO --N分別為厭氧段 COD、NO2--N 和 NO3--N 濃度的變化量,mg/L;1.71 和 2.86 為厭氧階段單位質(zhì)量濃度的 NO2--N 和 NO3--N 發(fā)生異養(yǎng)反硝化反應(yīng)時所需的COD 濃度,mg/L

　　0.5PPAO,An(%)=PRA/CODabs (2)

　　式中:PPAO,An 為 ED-SBR 厭氧段 PAO 吸收的 COD占 COD 吸收總量的比例;PRA 為厭氧段的釋磷量,mg/L;0.5 為厭氧段PAOs 每吸收單位質(zhì)量的有機碳源所釋放的磷量, molP/molC.

　　1.3 SND 率計算公式

　　SND 率表示 LDON-SBR 中的氮損失情況[14],計算公式如下:

　　式中: TN0 為TN 的初始濃度;TNt 為反應(yīng) t 時間后的TN 濃度. 其中,TN 濃度為 NH4+-N、NO2--N 和NO3--N 濃度之和.

　　1 結(jié)果與討論

　　2.1 ED-SBR 反應(yīng)器性能

　　由圖 2 可知,ED-SBR 反應(yīng)器厭氧進(jìn)水 COD 濃度平均為193.8mg/L,厭氧出水濃度平均為70.9mg/L,缺氧進(jìn)水平均濃度 29.4mg/L,缺氧出水平均濃度為37.6mg/L,COD 去除率為 70.1%~89.3 %,平均為 80%與之前有關(guān)內(nèi)碳源反硝化脫氮的試驗對比發(fā)現(xiàn),該ED-SBR 反應(yīng)器的出水 COD 濃度處于較低水平(37.6mg/L<43.3mg/L<59.2mg),且 COD 去除率處于較高水平(80%>78.8%>73.3%>72.24%).由此可見,經(jīng)過一段時間的運行,該反應(yīng)器可獲得穩(wěn)定且高效的 COD 去除效果.其中,厭氧段去除的 COD 量約占系統(tǒng) COD 去除總量的 77%,這說明系統(tǒng)進(jìn)水 COD的去除主要發(fā)生在 ED-SBR 的厭氧段,并伴隨著磷的釋放.除此之外,在隨后的 LDON-SBR 中,也會有一小部分 COD 被去除.

圖 2  ED-SBR 運行過程中COD 的濃度變化

　　圖3 所示為ED-SBR 反應(yīng)器厭氧段和缺氧段進(jìn)出水的 NO3--N 濃度及系統(tǒng) NO3--N 去除率的變化.在ED-SBR 中,因生活污水中 NO2--N 和 NO3--N 含量極少,故 ED-SBR 在厭氧階段 NO2--N 和 NO3--N并沒有顯著變化,而 NO3--N 因在缺氧段發(fā)生內(nèi)碳源反硝化而被去除,其在缺氧段進(jìn)出水的平均濃度分別為27.3,3.9mg/L,NO3--N 平均去除率為86.5%左右.由圖 3 可知,經(jīng)過一段時間的運行,該反應(yīng)器顯然已具備進(jìn)行反硝化反應(yīng)的能力,能夠?qū)?NO3--N 還原,進(jìn)而達(dá)到脫氮的目的.

　　在第 118d 典型周期內(nèi)(圖 4),COD、PO43--P、 NH4+-N、NO2--N 和 NO3--N 混合后的初始濃度分別為 118.38,9.4,49.7,0.12,0.32mg/L, PHAs 和糖原的濃度分別為 6.4,18.45mmolC/L.

　　在厭氧段,反應(yīng)器中的 COD 在前 90min 內(nèi)由118.38mg/L 快速下降至 70.81mg/L,并伴隨著磷的釋放,磷濃度由開始的 9.4mg/L 增加至 25.48mg/L,同時 PHAs 的濃度緩慢增加至 7.75mmolC/L,糖原濃度則緩慢降低至 17.73mmolC/L,期間 NO2--N和 NO3--N 的濃度基本不變,說明在厭氧段,該反應(yīng)器能夠吸收原水中的有機物并轉(zhuǎn)化儲存為內(nèi)碳源,為后續(xù)反硝化脫氮提供保障.其中,厭氧段COD 吸收量為 51.81mg/L,磷釋放量為 16.08mg/L,則 PAOs 吸收的 COD 約占 COD 吸收總量的 62.1%,可見在該 ED-SBR 反應(yīng)器中,PAOs 在厭氧段吸收 COD 儲存為內(nèi)碳源的過程中具有非常重要的作用.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　在缺氧段,COD 濃度基本保持穩(wěn)定,但 PO43--P濃度和 NO3--N 濃度由 22.4,13.64mg/L 逐漸降低為0,同時伴隨著 PHAs 濃度的下降以及糖原濃度的逐漸上升,說明該反應(yīng)器在缺氧段能夠利用厭氧段儲存的內(nèi)碳源進(jìn)行反硝化,以達(dá)到脫氮的目的.反應(yīng)過程中顯著的厭氧釋磷及缺氧吸磷現(xiàn)象也間接證明了 DPAOs 在該反應(yīng)器中存在的可能性,并對系統(tǒng)的脫氮起到了重要作用.

圖 4  第 118d ED-SBR 反應(yīng)器中基本物質(zhì)濃度的變化

　　在該反應(yīng)器中,利用 DPAOs 進(jìn)行反硝化脫氮的同時,也伴隨著磷的釋放和吸收.試驗中,厭氧段進(jìn)水平均 PO43--P 濃度為 5.86mg/L,厭氧末出水平均PO43--P 濃度為 19.55mg/L,平均釋磷量為 16.48mg/L;缺氧段進(jìn)水平均PO43--P 濃度為19.57mg/L,出水平均 PO43--P 濃度為 3.19mg/L,缺氧段 PO43--P 平均去除率為 86%,反應(yīng)器 PO43--P 平均去除率為 59%.從除磷效果可以看出,與其它有關(guān)研究相比,該反應(yīng)器出水 PO43--P 濃度偏高(3.19mg/L>0.5mg/L> 0.4mg/L), PO43--P 的去除率較低(59%<85%<88.99%<94%),這是因為缺氧段進(jìn)水中作為電子受體的 NO3--N 不足,在進(jìn)行內(nèi)碳源反硝化過程中未能將厭氧段儲存的有機物最大限度地消耗盡,致使吸磷不完全.試驗下一階段嘗試優(yōu)化 ED-SBR 反應(yīng)器排水比,使得更多的NH4+-N 能夠在厭氧末被排出并進(jìn)入 LDON-SBR 中進(jìn)行硝化反應(yīng), 提高 NO3--N 濃度,進(jìn)而增加缺氧段吸磷量,進(jìn)一步降低出水 PO43--P 濃度.圖5 所示為試驗期間ED-SBR 污泥濃度的變化.在反應(yīng)器運行期間,除了每次取樣以及測定污泥濃度時帶出的 MLSS 外,該反應(yīng)器沒有排泥,故而其固體停留時間遠(yuǎn)大于水力停留時間,使得反應(yīng)器中的厭氧菌對污泥具有一定的消化減量作用.

    由圖 5 可見,在前 82d 內(nèi),其 MLSS 由于系統(tǒng)內(nèi)微生物的不斷生長而逐漸增加, 由開始的 2811mg/L 增加到4248mg/L,第 82d 后,污泥濃度有所降低,意味著在此期間被消化、減量的污泥濃度逐漸增加. 然而其MLVSS/MLSS 值基本不變,說明污泥中的 MLVSS相對含量基本不變,保證了該反應(yīng)器的正常運行.由此可見,該反應(yīng)器在無外加碳源的條件下,利用厭氧階段儲存的內(nèi)碳源進(jìn)行脫氮的過程中,不僅可以充分利用進(jìn)水中的有機物,還可實現(xiàn)剩余污泥的減量化,節(jié)約后期剩余污泥處理費用.

　　2.2 LDON-SBR 反應(yīng)器性能

　　在本試驗中,通過調(diào)控 DO 濃度,使 LDON-SBR能夠穩(wěn)定地進(jìn)行低 DO(0.3~0.5mg/L)的全程硝化反應(yīng),并為了對該反應(yīng)器內(nèi)的硝化效果有所了解,對其進(jìn)出水的 NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN 以及 SND率進(jìn)行了檢測分析,進(jìn)而分析 LDON-SBR 反應(yīng)器硝化效果.

　　如圖 6 所示,LDON-SBR 進(jìn)出水 NH4+-N 濃度平均為 43.8,3.9mg/L,平均 NH4+-N 去除率為 90%左右,DO 濃度平均為 0.42mg/L.反應(yīng)器運行過程期間,主要進(jìn)行過 3 次曝氣時間的調(diào)整,由最初的240min 逐步降低調(diào)整為 180,150min,且出水相對穩(wěn)定. 而在 SBR 雙顆粒污泥系統(tǒng) 中, 進(jìn)出水 NH4+-N 濃度平均為 26.4,2.88mg/L,平均 NH4+-N去除率為 89%, DO 濃度為 3.55~6.6mg/L,硝化時間為 180min,說明本試驗中的 LDON-SBR 在低 DO的條件下同樣可獲得良好的硝化效果. 在后期108~136d 內(nèi),由于曝氣頭堵塞,致使曝氣效果變差,反應(yīng)器內(nèi)DO 濃度出現(xiàn)波動,使得硝化效果變差,出水 NH4+-N 濃度較高.通過更換曝氣頭,穩(wěn)定曝氣量,可使硝化效果逐漸恢復(fù).

　　圖 7 所示為 LDON-SBR 運行期間的污泥濃度及污泥沉降指數(shù)的變化, MLSS 為 2500~3500mg/L,平均濃度為 2966mg/L,SVI 值為 61.48~91.21mL/g,平均為78.84mL/g,可見MLSS 和SVI 值都趨于穩(wěn)定,說明該污泥硝化細(xì)菌性能良好且污泥具有很好的沉降性能,有利于維持穩(wěn)定高效的硝化效果.有研究指出,在較低 DO 條件下,絲狀菌由于具有較長的菌絲,有較大的比表面積和較低的氧飽和常數(shù),比絮狀菌繁殖的速度快,從而導(dǎo)致污泥膨脹,影響硝化效果,使得出水水質(zhì)惡化.而在本試驗 LDON-SBR中,盡管 DO 始終處于低水平(0.3~0.5mg/L),活性污泥依然具有良好的沉降性能,未發(fā)生污泥膨脹現(xiàn)象,分析其原因,可能是由于(1)有機負(fù)荷低.在該脫氮系統(tǒng)中,原水中大部分的 COD 已在ED-SBR 中被吸收利用,進(jìn)入 LDON-SBR 的 COD 只有少部分,其有機負(fù)荷平均為0.2kgCOD/(kgMLSS×d),低于相關(guān)試驗中 DO 為 1mg/L 時的安全有機負(fù)荷 0.3kgCOD/ (kgMLSS×d); (2)pH 值適宜.當(dāng)進(jìn)水 pH 值小于 6.0 時有利于絲狀菌的生長,而本試驗所使用的生活污水pH 值為7.0~8.0,能夠滿足活性污泥正常生長發(fā)育及硝化反應(yīng)所需堿度的需求,不利于絲狀菌的生長;(3)水中氮磷充足.當(dāng)廢水中氮磷等營養(yǎng)物質(zhì)缺乏時,絲狀菌因為自身比表面積大容易吸收廢水中的氮和磷而迅速增殖, 進(jìn)而發(fā)生污泥膨脹, 但該 LDON-SBR 進(jìn)水中 NH4+-N 和 PO3 -P 濃度均處于較高水平,故不易發(fā)生污泥膨脹.

　　鄒聯(lián)沛等在研究 MBR 系統(tǒng)時發(fā)現(xiàn),可在 DO濃度為 1mg/L 的條件下實現(xiàn) SND;徐煒鋒等發(fā)現(xiàn),在 DO 濃度為 1.0~3.0mg/ L 時,保持 SND 的最佳 DO濃度為2mg/L;王學(xué)江等[27]發(fā)現(xiàn),在MBBR 反應(yīng)器中,當(dāng) DO 濃度為 2mg/L 時,可通過 SND 實現(xiàn) 90%的脫氮效果;榮宏偉等[28]發(fā)現(xiàn),在 SBBR 反應(yīng)器中,當(dāng) DO控制在 2.8~4.0mg/L 時,可獲得較好的 SND 效果.由此可見,不同的研究顯示實現(xiàn) SND 的 DO 濃度各有不同,而在本試驗中,在低 DO(0.3~0.5mg/L)的條件下能夠進(jìn)行硝化反應(yīng),同時還發(fā)生了明顯的 SND 反應(yīng).由圖 8 可知,本試驗 LDON-SBR 進(jìn)出水TN 濃度平均為 45.2,32.6mg/L,SND 率平均為 29.6%左右,這對系統(tǒng)TN 的去除具有一定的積極作用,降低了后續(xù)反應(yīng)進(jìn)水的 NO3--N 濃度,減緩了內(nèi)碳源反硝化的壓力.由第 82d 典型周期內(nèi)各基本物質(zhì)濃度的變化(圖 9)可以看出,NH4+-N 濃度降低及 NO3--N 濃度增加的同時也伴隨著相應(yīng) COD 濃度的降低,說明SND 反應(yīng)發(fā)生的過程中也消耗了一小部分 COD,為系統(tǒng)整體 COD 的去除和充分利用做出了貢獻(xiàn).其COD 進(jìn)出水濃度分別為 47.1 和 19.7mg/L,繼續(xù)減少了 27.4mg/L,TN 損失為 20.5mg/L,其DCOD/DTN 值約為 1.34,小于 1.72 和 2.86,可見此 SND 的碳源除了厭氧段未被吸收的有機物外,還可能來源于微生物內(nèi)源代謝過程中產(chǎn)生的 COD.同時,自養(yǎng)型反硝化菌和好氧反硝化菌的可能存在也能夠?qū)崿F(xiàn) SND,前者以還原性無機物為電子供體,而后者則可以直接把 NH4+-N 轉(zhuǎn)化為 N2.

　　結(jié)合上文該反應(yīng)器的硝化特性發(fā)現(xiàn),以實際生活污水為處理對象,在低 DO(0.3~0.5mg/L)條件下可以成功實現(xiàn)完全硝化,硝化菌能夠很好地適應(yīng)低 DO的環(huán)境,可使 LDON-SBR 中平均 NH4+-N 去除率達(dá)到 90%,同時伴隨著同步硝化反硝化,其 SND 率平均為 29.6%,為系統(tǒng)整體脫氮和 COD 去除作出貢獻(xiàn).

　　2.3 系統(tǒng)總體運行效果

　　經(jīng)過一段時間的運行,該系統(tǒng)具備了內(nèi)碳源反硝化及低 DO 硝化的能力,分別在 2 個 SBR 反應(yīng)器中成功實現(xiàn)了內(nèi)碳源反硝化和低 DO 硝化,在它們的協(xié)同作用下實現(xiàn)對低 C/N 生活污水的脫氮,并對它們各自的反應(yīng)性能進(jìn)行了觀察分析.本試驗還對系統(tǒng) TN 的去除效果進(jìn)行了分析,如圖10 所示.由圖10 可知,系統(tǒng)進(jìn)出水的TN 濃度平均分別為66.3,25.6mg/L,TN 去除率平均為 60.7%左右,出水 TN 主要包括厭氧末反應(yīng)器中剩余的部分 NH +-N 和缺氧末殘留的少量NO --N,與其他研究相比較發(fā)現(xiàn)，該系統(tǒng)的 TN去除率較低(60.7%<70.8%<75.47%<82.3%), 這是由于ED-SBR 的排水比為60%,因而在ED-SBR 缺氧末的排水中,依然會有一部分原水中的 NH +-N 剩余,出水 NH +-N 平均濃度為 21.6mg/L,所占出水 TN 濃度的平均比例為 85.5%左右,提高了出水 TN 濃度,不利于系統(tǒng)整體脫氮效率的提高,這也是該系統(tǒng)面臨優(yōu)化解決的問題之一.針對這一問題,后期通過向ED-SBR中投加填料以增大排水比的方式來優(yōu)化系統(tǒng),可使其COD 去除率達(dá)到88%,NH4 -N 去除率達(dá)到90%,以及TN 去除率達(dá)到79.5%,以降低出水中的TN 濃度,使系統(tǒng)獲得更加高效的脫氮效率.

　　3 結(jié)論

　　3.1 在無外加碳源的情況下,ED-SBR 具有很好的COD 去除效果,COD 平均去除率為 80%,且 COD 的去除主要通過在厭氧段發(fā)生的內(nèi)碳源儲存現(xiàn)象進(jìn)行,并用于后續(xù)缺氧反硝化.厭氧段被去除的COD 量約占系統(tǒng) COD 去除總量的 77%. 后續(xù)缺氧段 NO3--N 平均去除率為 86.5%,出水 NO3 -N 穩(wěn)定.

　　3.2 以實際生活污水為處理對象,LDON-SBR 在低DO(0.3~0.5mg/L)條件下也可成功實現(xiàn)完全硝化,同時存在明顯的 SND 現(xiàn)象.其中,LDON-SBR 平均 NH4+-N 去除率可達(dá)到 90%,SND 率平均為 29.6%.除此之外,也會有一小部分COD 被去除,提高了系統(tǒng)整體 COD 的去除效率.

　　3.3 經(jīng)過一段時間的運行,低 DO 硝化耦合內(nèi)碳源反硝化脫氮系統(tǒng)成功啟動并穩(wěn)定運行,證實在處理低 C/N(平均為 3.02)實際生活污水時,對原水中的氮和有機物具有一定的去除效果,TN 平均去除率為60.7%左右.(來源：北京工業(yè)大學(xué))