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污水脱氮工艺研究

发布时间:2017-11-10 9:58:56  中国污水处理工程网

  短程硝化由于节省硝化过程25%氧气和减少反硝化过程40%碳源消耗的优点被广泛应用, 在污水处理过程中, 维持稳定的短程硝化成为短程脱氮工艺的关键.以往的研究主要集中在连续曝气的前提下, 通过单一因素(温度、低DO、污泥龄、水力停留时间)来实现亚硝的稳定积累, 而间歇曝气可以实现好/厌氧条件的快速交替, 更有利于氨氧化菌(AOB)的富集和活性表达, 而抑制了亚硝酸盐氧化菌(NOB)的生长, 通过间歇曝气模式可以使AOB成为优势菌种, 对于稳定短程硝化具有重要作用.短程硝化能够实现及长期稳定运行的实质在于AOB和NOB生理特性的差异, 有学者研究发现在高温、低溶解氧、pH值等实时控制策略下可以实现短程硝化, 张功良等采用SBR反应器在连续曝气的条件下, 控制温度为21~23℃时无法实现短程硝化的稳定运行, 在31~33℃时可以实现短程硝化的恢复并维持其稳定.而控制温度在间歇曝气条件下实现短程硝化的研究较鲜见, 本研究采用SBR反应器在不同温度时, 通过交替好氧/缺氧模式处理实际生活污水实现短程硝化, 并探究AOB和NOB活性的变化规律, 以期为短程硝化在实际工程中的应用提供理论参考.

  1 材料与方法 1.1 试验装置

  SBR反应器采用有机玻璃柱制成(图 1), 直径15 cm, 高40 cm, 有效容积5 L.其侧壁设有取样口, 采用搅拌器搅拌, 利用时间控制器实现间歇曝气, 采用温度控制器调节温度.

  图 1

1.曝气泵; 2.气体流量计; 3.搅拌器; 4.曝气头; 5.排泥口; 6.取样口 图 1 SBR试验装置示意

  1.2 接种污泥

  接种污泥取自兰州市七里河安宁区污水处理厂, 浓度为3 000 mg·L-1左右, 污泥MLVSS/MLSS(f值)为0.37, SV30为18, 污泥具有良好的沉降性能.

  1.3 试验用水水质及检测方法

  试验用水取自兰州交通大学家属区实际生活污水, 其水质指标见表 1.

  表 1

  表 1 试验用水水质

  取100 mL混合污泥置于量筒中, 静置30 min, 测定SV30.从反应器中取100 mL水样, 用定量滤纸过滤, 滤纸残余物在105℃的烘箱内烘至恒重, 冷却后测量MLSS.然后在600℃的马弗炉内烘至恒重, 冷却后测量MLVSS.水样经滤纸过滤后根据国家标准方法[12]测定COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N.

  1.4 运行模式

  温度分别为30℃和18℃, 以下分别用T30℃和T18℃表示.采用单周期4次(T30℃)和7次(T18℃)交替好氧:缺氧=30 min:30 min模式, 最后一次交替好氧后不再进行缺氧反应, 之后沉淀30 min后排水; 每周期分别运行时间为240 min和420 min, 每天运行2个周期, 瞬时进出水; 曝气量为80 L·h-1, 排水比为75 %.

  1.5 计算方法

  氨氮去除率、亚硝酸盐氮积累率、硝酸盐氮积累率、比氨氮氧化速率(SAOR)、比亚硝酸盐氮产生速率(SNiPR)和比硝酸盐氮产生速率(SNaPR)的计算参考孙洪伟等[13]的公式进行, 氨氧化速率和亚硝酸盐氧化速率参考卞伟等[14]的公式.

  1.5.1 AOB和NOB的活性计算

  AOB活性的计算[15]:

(1)

  式中, ηAOB活性为AOB活性, %; SAORn为第n周期曝气结束时SAOR(以N/VSS计), g·(g·d)-1; SAORm为整个试验阶段SAOR的平均值(以N/VSS计), g·(g·d)-1.

  NOB活性的计算[15]:

(2)

  式中, ηNOB活性为NOB活性, %; SNaPRn为第n周期曝气结束时SNaPR(以N/VSS计), g·(g·d)-1; SNaPRm为整个试验阶段SNaPR的平均值(以N/VSS计), g·(g·d)-1.

  1.5.2 同步硝化反硝化计算

  根据张建华等[16]提出的同步硝化反硝化(SND)率计算方法, 在此公式中忽略了反应过程微生物的同化作用和细胞死亡的影响, 计算公式如下:

(3)

  式中, CSND率为同步硝化反硝化率, %; NOx--N进-出表示系统曝气前后NOx--N(NO2--N+NO3--N)的增加量, mg·L-1; NH4+-N进-出为系统曝气前后NH4+-N的减少量, mg·L-1.

  2 结果与讨论 2.1 不同温度间歇曝气模式下氨氮变化特征

  对于好氧/缺氧脱氮工艺, 从好氧池出来的混合液所携带的溶解氧必然会进入到缺氧池, 导致缺氧池不能形成真正的缺氧状态, 使反硝化不彻底, 从而使得交替好氧/缺氧脱氮工艺在实际工程运用受到限制.因此, 对于SBR工艺, 运用间歇曝气交替好氧/缺氧脱氮模式, 可以较好实现好氧/缺氧的条件, 使硝化和反硝化均能够彻底进行, 达到脱氮的目的. 图 2为30℃和18℃时氨氮变化特征, 在整个运行过程中进水氨氮平均浓度为61.44 mg·L-1, 30℃条件下, 第1~10周期氨氮的出水浓度从40.31 mg·L-1降低到2.76 mg·L-1, 去除率从36.39%升高到95.05%;第11~61周期氨氮去除率基本稳定在90%以上, 第61周期时氨氮去除率升高到98.94%, 出水氨氮浓度降低至0.68 mg·L-1, 满足一级A排放标准. Zhang等[17]控制温度为30℃条件下, 采用交替好氧/缺氧模式氨氮去除率稳定在90.00%以上.在18℃条件下, 第1~10周期氨氮的出水浓度从50.07 mg·L-1减少到16.51 mg·L-1, 去除率从18.33%增加到71.88%;第11~90周期, 氨氮的去除率增长幅度相对较缓慢, 最终去除率达到97.86%, 出水浓度递减到1.28 mg·L-1.结果表明, 在交替好氧/缺氧模式下, 30℃比18℃条件下在获得氨氮较高去除率的情况下, 运行周期更短, 这是由于温度较高时硝化菌的生化活性较高, 反应速率较快, 所需的反应时间更少.蒋轶锋等[7]在室温时采用间歇曝气模式取得了比连续曝气更好的氨氮去除效果, 去除率分别达到90%和75%以上.

  图 2

图 2 30℃和18℃时氨氮变化特征

  2.2 温度对短程硝化的影响

  根据Arrhenius-type方程[18, 19]温度与硝化菌最大生长速率之间的关系为30、25、20和10℃时速率常数θ为(7.30±0.60)、(3.90±0.30)、(2.10±0.20) 和(1.13±0.03) d-1. 图 3、4为30℃和18℃时氮的硝化、比亚硝态氮/硝态氮产生速率及SND率的变化.整个试验过程中, 亚硝氮和硝氮进水浓度均维持在2.00 mg·L-1以下, 30℃条件下, 第1~21周期出水亚硝氮和硝氮的浓度都呈现增长的趋势, 亚硝氮从2.80 mg·L-1增加到9.55 mg·L-1, 硝氮浓度从2.44 mg·L-1升高到22.05 mg·L-1, 此时硝氮出水浓度达到最大值, 亚硝氮积累率维持在30.21%;第22~61周期, 亚硝氮浓度增加到20.57 mg·L-1, 而硝氮浓度减少到0.87 mg·L-1, 此时亚硝氮积累率高达95.92%, 成功实现了稳定的短程硝化. 18℃条件下, 第1~31周期, 亚硝氮和硝氮浓度也呈现增长的趋势, 第31周期时, 亚硝氮和硝氮出水浓度分别为9.63 mg·L-1和14.30 mg·L-1, 此时硝氮出水浓度达到最大, 亚硝氮积累率达到40.24%. 31~90周期时, 亚硝氮浓度继续上升, 而硝氮浓度逐渐下降, 90周期时亚硝氮和硝氮出水浓度分别达到20.18 mg·L-1和0.09 mg·L-1, 亚硝氮积累率高达99.58%, 亚硝氮得到稳定积累.根据FA公式[13]计算两种温度下FA浓度都维持在2.00~6.00 mg·L-1, Anthonisen等认为[20], 当游离氨(FA)浓度为1.00~10.00 mg·L-1时, NOB活性受到抑制, 而AOB受抑制较弱, 因此在此过程中FA对AOB和NOB都产生抑制作用.综上所述, 在不同温度下, 间歇曝气协调FA等条件可以实现亚硝氮的稳定积累, 18℃下硝化菌的增殖速率较慢, 硝化反应速率较低, 但同样也可以实现亚硝的稳定积累, 实现短程硝化.两种温度下, 比亚硝态氮产生速率都呈现上升的趋势, 分别在第61和90周期时产生速率维持在0.08 g·(g·d)-1和0.06 g·(g·d)-1左右, 30℃条件下增长较快.比硝态氮产生速率都呈现先升高后降低的趋势, 分别在21周期和31周期时出现拐点, 此拐点与硝氮浓度转折点一致, 最后比硝态氮产生速率降低至0 g·(g·d)-1, 硝氮的产生受到完全抑制.

  图 3

图 3 30℃时氮的变化特征

  图 4

图 4 18℃时氮的变化特征

  在实现短程硝化的过程中, 进水总氮浓度(氨氮、亚硝氮和硝氮)远大于出水总氮浓度, 经计算SND率发现, 在两种温度下, SND率均达到50.00%以上, 亚硝氮的浓度维持在20.00 mg·L-1左右, 这是由于发生了同步硝化反硝化, 从而导致在短程硝化过程中发生了氮的损失.

  2.3 氨氧化速率、比氨氧化速率、亚硝酸盐氧化速率的特性

  图 5、6为30℃和18℃条件下氨氧化速率、亚硝酸盐氧化速率、好氧速率、比氨氧化速率的变化, 可以看出, 30℃条件下, 第1~10周期氨氧化速率从19.22 mg·(L·min)-1增加到44.11 mg·(L·min)-1; 随着反应的进行逐渐稳定在50.00 mg·(L·min)-1左右. 18℃条件下, 第1~25周期氨氧化速率从5.35 mg·(L·min)-1增加到25.21 mg·(L·min)-1, 而后逐渐稳定在28.00 mg·(L·min)-1, 两种温度下均呈现先增加后趋于稳定.比氨氧化速率和氨氧化速率变化趋势一致.由于AOB的基质是NH3而不是NH4+[21], 当AOB数量增加时, 单位时间内对NH3的需求量将增大, 由于NH3与NH4+存在可逆平衡, 使得氨氧化速率的变化在反应后期逐渐趋于稳定, 从而表明氨氧化速率的变化与体系中AOB数量的增加不呈正比关系.有研究发现[22~24]在温度为10~30℃条件下采用间歇曝气的方式, 氨氧化速率(AOR)维持在0.02~0.34 g·(L·d)-1, 这可能是由于采用交替好氧/缺氧模式、水质条件、生物量和活性不同等原因造成的; 陈晓轩等[25]对短程硝化过程中相关功能菌群变化进行分析, AOB数量的增长与氨氮去除负荷并不同步, 与本研究结果一致.两种温度下亚硝酸盐氧化速率均呈现先增加后减少的趋势, 这是由于交替好氧/缺氧模式导致NOB受到抑制, 亚硝酸盐得到积累(图 3、4).由好氧速率=16/7(1.50×氨氧化速率+0.50×亚硝酸盐氧化速率)[14]可知, 氨氧化速率对好氧速率的贡献比亚硝酸盐氧化速率的贡献大, 因此好氧速率与氨氧化速率的变化趋势基本一致, 在反应后期好氧速率也逐渐趋于稳定, 这表明已实现稳定的短程硝化[14].王盟等[26]采用在线监测好氧速率的方法, 当好氧速率达到稳定时, 同样实现了短程硝化.

  图 5

图 5 30℃条件下氨氧化/亚硝酸盐氧化速率、好氧速率、比氨氧化速率的变化

  图 6

图 6 18℃条件下氨氧化/亚硝酸盐氧化速率、好氧速率、比氨氧化速率的变化

  2.4 AOB和NOB活性对比

  图 7为AOB和NOB在整个试验过程中活性的变化.在两种温度下, AOB的活性都呈现先增加后逐渐趋向于稳定, 最终都稳定在100.00%左右, AOB能够在不同温度下进行培养, 而且它可以调节生物量的代谢, 从而来提高这种条件下的硝化能力[24]; 彭永臻等[21]指出AOB的基质是NH3, 而不是NH4+, AOB得到增殖后, 基质底物的需求量将增大, 但在稳定运行的短程硝化中并不能满足, 从而使得AOB活性逐渐趋于稳定. 30℃条件下第1~21周期时, NOB的活性从29.01%增加到282.35%; 18℃条件下第1~31周期时, NOB的活性从41.08%增加到176.16%, 此时活性均达到最大.随着反应的进行NOB活性逐渐降低, 第32和74周期时, AOB活性超过NOB活性, AOB成为优势菌种, NOB活性逐渐被抑制.这是由于在两种温度下通过交替好氧/缺氧模式, 实现了DO在时间和空间上的变化, 可以很好地抑制NOB, 由于AOB能够经受住“饱食饥饿”特性, 保持稳定的活性.有研究也表明[3, 27], 间歇曝气模式可以抑制NOB生长, 但是对AOB的生长没有影响.本研究采用间歇曝气模式实现了稳定的短程硝化, 这与高春娣等[3]和Chen等[28]的研究结果一致.

  图 7

图 7 30℃和18℃时AOB和NOB活性的变化

  2.5 污泥特性变化

  在整个反应系统中, MLSS都维持在2 500~3 000 mg·L-1.污泥活性和沉降性能的好坏影响着短程硝化的实现及稳定性, 其中f值和污泥容积指数(SVI)是影响反应稳定运行的重要参数. 图 8为不同温度下污泥性能参数的变化, 随着反应的进行f值都呈现先增长后趋向于稳定的趋势, 在反应运行结束时f值都稳定在0.80左右, 污泥具有较好的活性. 30℃条件下f值增长的幅度明显高于18℃, 说明较高温度下污泥活性更容易提高. 30℃条件下SVI呈现上升的趋势, 最终稳定在100.00 mL·g-1, 在整个试验过程中污泥沉降性能良好. 18℃条件下SVI呈现先增加后下降的趋势, 分析原因可能是由于常温下NO2--N的积累速率较慢, 浓度较低, 丝状菌得到增长[29], 使得SVI接近于120.00 mL·g-1, 出现了略微的膨胀; 之后由于NO2--N的积累较多(图 4)抑制了丝状菌的生长, 使得污泥沉降性能变好, 最终SVI稳定在100.00 mL·g-1左右.说明在短程硝化稳定运行的过程中, 两种温度下污泥都具有较高的活性和良好的沉降性能.

  图 8

图 8 污泥f值和SVI的变化

  3 结论

  (1) 30℃和18℃条件下, 采用SBR反应器处理实际生活污水, 通过间歇曝气交替好氧/缺氧模式于第61和90周期时, 氨氮出水浓度分别为0.68 mg·L-1和1.28 mg·L-1, 氨氮去除率分别高到98.94%和97.86%;亚硝氮积累浓度达到20.57 mg·L-1和20.18 mg·L-1, 亚硝氮积累率分别达到95.92%和99.58%, 成功实现了稳定的短程硝化. 具体参见污水宝商城资料或http://www.dowater.com更多相关技术文档。

  (2) 采用间歇曝气模式可以实现DO在时间和空间上的变化, AOB具有“饱食饥饿”的特性, 活性保持稳定, 而NOB的活性逐渐被抑制, 第32和74周期时, AOB活性超过NOB活性, AOB成为优势菌种.

  (3) 两种温度下, MLVSS/MLSS(f值)最终都稳定在0.80左右, 污泥具有良好的活性; SVI都维持在100.00 mL·g-1左右, 污泥具有较好的沉降性能.

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