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进水C/P对SNEDPR系统脱氮除磷性能有何影响

发布时间:2019-1-9 10:50:06  中国污水处理工程网

  污水处理中氮磷的超标排放导致水体富营养化日益严重, 有效地控制出水氮磷含量对城市污水处理至关重要.然而, 由于城市污水水质和水量的波动性等诸多因素的影响, 使得污水处理厂很难实现稳定的脱氮除磷目的.同步硝化反硝化(SNEDPR)系统指在厌氧/好氧交替运行的反应器中, 聚磷菌(PAOs)在厌氧条件下分解体内的多聚磷酸盐(Poly-P)和糖原(Gly)产生能量来吸收污水中的外碳源并将其储存为PHAs, 此阶段伴随着PO43--P的释放; 而在好氧条件下反硝化聚磷菌(DPAOs)利用细胞内储存的PHAs作为内碳源, 以NO3-、NO2-为电子受体进行缺氧反硝化(除磷), 进而完成污水中磷的去除.在SNEDPR-SBR系统好氧段发生常规硝化、内源反硝化反应的同时, 存在反硝化除磷以及好氧除磷的过程, 可实现污水的同步脱氮除磷.此工艺解决了反硝化与除磷过程对碳源竞争的矛盾, 通过“一碳多用”的方式, 可实现污水的深度脱氮除磷, 且具有节省能耗、简化工艺流程的优势.

  而有关污水生物脱氮除磷的影响因素的研究主要集中在碳源种类及浓度、溶解氧(DO)、污泥龄(SRT)和HRT等方面, 近年来, 有研究发现C/P是生物脱氮除磷关键因素之一.有学者发现, 在富集PAOs的系统内除PAOs外, 还存在着一类代谢过程与PAOs类似的微生物聚糖菌(GAOs).厌氧段GAOs能吸收外界有机基质合成PHA, 在好氧段能分解PHA产能, 并用于细胞内碳源的合成和细胞生长, 但其体内不存在磷代谢途径.有研究报道, GAOs的过量富集是导致富集PAOs系统崩溃的主要原因之一, 而系统进水PO43--P负荷会影响系统中两种菌类的竞争优势.目前, 有关C/P对同步硝化反硝化、反硝化除磷的影响鲜有报道, 有关C/P对SBR反应器处理城市污水SNEDPR系统脱氮除磷性能的影响尚未见报道.

  本研究以实际城市污水为处理对象, 采用延时厌氧(180min)/低氧(DO:0.5~1.0mg·L-1)运行的SBR反应器, 通过固定COD进水浓度并调节进水PO43--P浓度的方式来考察不同进水C/P比对SNEDPR系统除磷特性和同步硝化反硝化脱氮特性的影响, 以期为SNEDPR系统在不同C/P比废水处理中的实际应用提供理论依据.

  1 材料与方法1.1 试验装置与运行工序

  本试验装置采用SBR反应器, 由有机玻璃制成, 总体积为4 L, 有效容积为3.2 L, 反应器侧面设有出水口, 以方便进水和取样, 磁力搅拌器进行搅拌.采用延时厌氧/低氧的运行方式, 每天运行4个周期, 每周期为6 h, 运行的工序为:延时厌氧搅拌180 min(包括进水5 min), 低氧曝气搅拌150 min(包括排泥5 min), 沉淀20 min, 排水5 min, 静置5 min.反应器内污泥浓度维持在2.8~3g·L-1, SRT为15 d, 低氧段DO通过转子流量计控制在0.5~1.0mg·L-1范围内.

  1.2 试验用泥和试验水质

  本试验用接种污泥取自青岛大学处理低C/N城市污水的厌氧/低氧同步硝化内源反硝化SBR反应器, 该污泥具有高效稳定的脱氮除磷和(短程)硝化(内源)反硝化性能, SNED率和TN去除率平均达89.1%和96.2%, 出水PO43--P浓度均低于为0.2mg·L-1.接种后SBR内污泥浓度(MLSS)为3.2g·L-1, 污泥沉降比(SV%)为36%.

  本文用水取自青岛市某污水处理厂粗格栅预处理后城市污水, 试验过程中通过投加固态无水乙酸钠为碳源调节其进水COD浓度为300mg·L-1, 同时以磷酸氢二钾配置PO43--P母液, 用以调配不同浓度的C/P.试验过程中不同C/P条件下反应器进水水质情况见表 1.

  表 1 不同C/P条件下进水水质

  1.3 检测项目及分析方法

  水样经φ11 cm定性滤纸过滤后测定以下参数:COD采用连华5B-3ACOD多元快速测定仪测定; NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定; NO3--N采用酚二磺酸分光光度法测定; PO43--P采用钼锑抗分光光度法测定; pH采用雷磁PHB-3CpH计测定; DO采用雷磁JPB-607溶解氧测定仪测定; MLSS、SVI采用重量法测定.此外, 分别在SBR运行第13、29、44、62和79 d测定一个典型运行周期内NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43--P和COD浓度及pH值和DO浓度的变化情况.

  1.4 SNED率

  SNED率用以表示在SNEDPR系统好氧段的氮损失情况, 其计算方法见式(1):

(1)

  式中, ΔNH4+、ΔNO2-和ΔNO3-分别为系统低氧段NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度的变化量.

  1.5 CODins率和PPAOs, An

  SNEDPR系统厌氧段有机碳源的消耗量(CODAC)主要包括两部分:一部分是通过异养菌的外源反硝化作用去除的COD量(CODdn), 见公式(2), 另一部分是通过PAOs和GAOs的作用储存为内碳源的COD量(CODins), 而CODins率(%)指CODins占CODAC的质量分数[23], 见公式(3).PAOs在内碳源PHA储存过程中的贡献比例(PPAO, An)的计算方法见公式(4).

(2)
(3)
(4)

  式中, ΔNO2--N和ΔNO3--N分别为系统厌氧段NO2--N和NO3--N浓度的变化量, mg·L-1; 1.71和2.86分别为单位质量浓度的NO2--N和NO3--N被异养菌反硝化时所消耗的COD浓度(质量比); PRA为厌氧释磷量, mg·L-1; 0.5为PAOs厌氧条件下每吸收单位质量的有机碳源所释放的磷量(摩尔比).

  2 结果与讨论2.1 不同进水C/P对SNEDPR系统除磷性能的影响

  由图 1可知, 当进水C/P由60降低为30时(PO43--P浓度由5 mg·L-1提高至10mg·L-1), PRA和好氧吸磷量(PUA)分别由19.9mg·L-1和21.9mg·L-1提高至29mg·L-1和32.6mg·L-1, 且出水PO43--P浓度稳定在0.3mg·L-1以下, PO43--P去除率保持在100%水平.说明随着进水C/P降低, 系统内PAOs有足够的碳源进行厌氧释磷, 且进水PO43--P浓度的提高有利于增强聚磷菌(PAOs)在碳源利用的竞争优势.这与王晓莲等[24]得出的适当降低C/P有利于PAOs的富集, 系统会表现出更强的除磷性能的研究结果相一致.

  图 1

图 1 不同进水C/P条件下SNEDPR系统PO43--P浓度和去除率、PRA及PUA变化情况

  当进水C/P为20和15时(PO43--P浓度分别为15mg·L-1和20mg·L-1), PRA和PUA分别降低至21.4mg·L-1和12.8mg·L-1, 出水PO43--P浓度高达14.3mg·L-1, PO43--P去除率由51.3%降低至38.1%, 此时, 随着进水PO43--P浓度的提高, 系统的除磷性能开始下降.可能是由于高磷负荷下PAOs的厌氧储存PHA性能受抑制引起的[25], 因而其PRA和PUA均有所降低.

  当进水C/P进一步降低至10时, PRA和PUA分别仅为2.1mg·L-1和3.3 mg·L-1, 同时出水PO43--P浓度高达27.9mg·L-1, PO43--P去除率仅为3.1%, 系统具有较差的除磷特性且好氧段出现释磷现象.说明高浓度PO43--P(30mg·L-1)会抑制PAOs储存PHAs的能力, 且PAOs厌氧段释磷量的持续降低会导致系统除磷性能的崩溃.此外, 分析系统除磷性能变差的原因可能在于C/P比的降低使得随着PAOs在厌氧COD利用中竞争优势减弱, 使得GAOs等其它异养菌活性增强.蒋涛等的研究发现C/P为10时, EBPR系统中GAOs含量会增加而PAOs含量会减少, GAOs会代替PAOs成为优势菌群, 进而导致系统的除磷性能的降低.

  2.2 不同进水C/P对SNEDPR系统COD去除性能的影响

  从图 2可以看出, 当进水C/P为60时, 系统COD去除率平均为75.7%, 其中厌氧末期和出水COD浓度平均分别为87.4mg·L-1和72.8mg·L-1, CODAC和好氧段消耗COD(CODOC)浓度分别平均为70.6mg·L-1和14.5mg·L-1.在厌氧段, 污水中的COD除一部分用于NOx--N反硝化外, 大部分被PAOs和GAOs用于PHAs储存.当进水C/P为30时, COD去除率高达81.8%, 厌氧末期和出水COD浓度分别降至56.9mg·L-1和54.5mg·L-1, 其中CODAC高达94.9mg·L-1而CODOC仅为2.33mg·L-1.根据2.1节分析可知, PAOs在C/P为30时PRA最高, 因此厌氧段PAOs消耗的COD也最多.

  图 2

 
 
图 2 不同进水C/P条件下SNEDPR系统COD浓度和去除率及CODAC、CODOC变化情况

  当进水C/P为20时, COD去除率下降至79.1%, 厌氧末期COD浓度由55.7 mg·L-1升高至87.2mg·L-1, 出水COD浓度高达71.2mg·L-1; 同时, CODAC由89.2mg·L-1降至63.9mg·L-1, CODOC由2.3mg·L-1提高至23.4mg·L-1.此时, 系统CODOC所占比例由2.1%升高至18.2%, 而CODAC所占比例由83.6%降低至46.7%.分析原因:由2.1节分析可知, 系统进水COD浓度不变(进水COD浓度为300mg·L-1), 降低进水C/P时, PAOs消耗的COD较C/P为30时有所降低, 系统PRA开始下降.因此, PAOs对COD的竞争优势特性下降, 使得系统厌氧末期存在COD剩余, 表现为CODAC的降低.而在好氧段CODOC升高的原因可能为系统厌氧末期剩余的可生物降解COD增多, 导致在好氧段COD继续进行消耗.具体联系污水宝或参见http://www.dowater.com更多相关技术文档。

  当进水C/P为15时, COD去除率平均为80.9%, 系统厌氧末期和初始COD浓度分别由82.4mg·L-1和67.2mg·L-1降低至70.2mg·L-1和50.13mg·L-1.此时, CODAC所占比例由43.7%提高至55.3%.对比COD在厌氧末期的消耗以及去除率可知, C/P为15时CODAC大于其C/P为20时的值(79.2mg·L-1>63.9mg·L-1), 分析原因主要是系统出水主要以NO3--N为主(见2.4节), 且由2.5节知GAOs较PAOs在厌氧段COD去除中逐渐占据优势.

  当进水C/P为10时, 系统COD去除率平均为81.3%, 厌氧末期和出水COD浓度分别为72.4mg·L-1和55.9mg·L-1.此时, CODAC和CODOC分别平均为74.7mg·L-1和16.4mg·L-1, 系统厌氧段COD的去除主要是由GAOs的内碳源储存作用以及异养菌的全程反硝化作用实现, 而系统厌氧末剩余的可生物降解COD则在好氧段得以进一步去除.对比不同C/P下COD去除率可知, 进水C/P的变化几乎不会对系统COD的去除性能产生影响.

  2.3 不同进水C/P对SNEDPR系统硝化性能的影响

  从图 3可以看出, 当进水C/P为60和30时, 系统具有较高的硝化性能, 表现为NH4+-N去除率为100%.由2.1节可知, 在C/P为30时, PRA最高, 而此时好氧段末期NH4+-N为0mg·L-1.说明系统好氧段PO43--P的去除主要是通过缺氧(内源)反硝化实现的.

  图 3

图 3 不同进水C/P条件下SNEDPR系统NH4+-N浓度变化情况

  当C/P降低至20, NH4+-N去除率降低为88.7%, 系统反应周期末存在NH4+-N积累, 出水NH4+-N高达7.4mg·L-1.由2.1节可知, C/P为20时, 系统除磷性能开始降低, 同时PO43--P在反应器中开始积累且厌氧段末期PO43--P浓度开始升高.因此, 该C/P条件下系统硝化性能变差的原因可能在于好氧段PAOs和AOB存在对DO的竞争.好氧吸磷与硝化反应的同时进行, 导致系统的硝化反应不完全.

  当C/P降低至15时, 系统出水NH4+-N由8.5mg·L-1降至0mg·L-1, NH4+-N去除率逐渐恢复至100%.由2.1节的分析可知, 此时系统PUA基本保持不变, PAOs在系统中不再具有竞争优势, PAOs对氧气的利用率较低.因此, 在系统好氧段主要是AOB和NOB在消耗DO, 使其硝化性能得以恢复.同时, 当C/P进一步降低为10时, 系统NH4+-N去除率仍高达100%.

  2.4 不同进水C/P对SNEDPR系统好氧段脱氮性能的影响

  图 4为不同进水C/P条件下SNEDPR系统中NOx--N浓度、SNED率及TN去除率变化情况.当进水C/P为60时, TN去除率和SNED率均维持在较高的水平, 表现为TN去除率和SNED率分别平均为85.6%和62.8%, 出水NOx--N浓度和NO3--N浓度分别为8.9mg·L-1和0.而当C/P降低为30时, 出水NO2--N浓度由9.1 mg·L-1升高至16.2 mg·L-1, 出水仍无NO3--N, TN去除率和SNED率分别降至65.1%和33.9%.分析出水NO2--N的升高主要是由于PAOs在好氧段的好氧吸磷消耗氧气导致系统好氧段DO降低.有文献指出, 低DO有利于实现短程硝化[27].该C/P条件下系统SNED率和TN去除率较C/P为60时有所下降.

  图 4

图 4 不同进水C/P条件下SNEDPR系统中NOx--N浓度、SNED率及TN去除率变化情况

  当C/P为20时, 出水NO2--N浓度由11.29mg·L-1降低至9.3mg·L-1, 出水NO3--N浓度由2.1 mg·L-1升高至5.4 mg·L-1, TN去除率和SNED率分别由67.5%和20.9%提高至75.4%和41.7%.该C/P条件下SNED率提高可能在于系统的除磷性能下降(见2.1节), 使得GAOs能利用更多的内碳源进行反硝化脱氮; 而TN去除率提高可能在于系统硝化性能的提高(见2.3节).

  当C/P为15时, 出水NO3--N浓度由3.9mg·L-1提高至10.9mg·L-1, 而出水NO2--N浓度由11.6mg·L-1降至3.1mg·L-1, TN去除率由77.1%升高至84.6%, SNED率由43.8%提高至53.6%.此时, 出水NOx--N主要以NO3--N为主, 出水NO2--N开始逐步降低.分析其原因可能在于随着系统除磷性能降低, 使好氧段硝化菌可利用的DO增多, 促进NO2--N向NO3--N的进一步转化.当进水C/P为10时, 系统出水NO2--N由2.9 mg·L-1逐步降低为0mg·L-1, 而出水NO3--N由9.3 mg·L-1升高至14.3 mg·L-1, TN去除率和SNED率分别平均为79.8%和56.4%.

  通过对比不同C/P条件下系统出水NO2--N和NO3--N浓度变化可知, 当进水C/P为60~20时, C/P降低使得系统出水以NO2--N为主, 但当C/P进一步降低为10时, 进水C/P的降低会导致系统短程硝化过程的破坏.此外, 还可以得出, 当C/P由60降低至20时, 系统脱氮性能变差的原因在于PAOs反硝化除磷作用的减弱; 而当C/P由20降至10时系统脱氮性能得以恢复原因在于GAOs内源反硝化作用的增强.

  2.5 不同进水C/P对SNEDPR系统厌氧段CODins的影响

  图 5为不同进水C/P条件下SNEDPR系统厌氧段CODdn、CODins、CODins率及PPAOs, An变化情况.由图 5可知, 当进水C/P为60时, 系统CODdn仅为10.2mg·L-1, CODins率平均为85.6%; PAOs在厌氧段内碳源储存所占比例(PPAOs, An)为68.1%.当C/P为30时, CODdn由9.8mg·L-1提高至14.2mg·L-1, CODins率平均为75.7%, PPAOs, An由75.7%提高至99.1%.CODins的提高主要由PAOs实现, 这也解释了系统在该C/P条件下除磷性能逐渐提高的原因(2.1节).

  图 5

图 5 不同进水C/P条件下SNEDPR系统厌氧段CODdn、CODins、CODins率及PPAOs, An变化情况

  当C/P为20时, CODdn由13.9 mg·L-1升高至22.1 mg·L-1, CODins率和PPAO, An分别由81.1%和89.6%降低至67.4%和62.1%.说明C/P的降低使系统厌氧段由异养菌去除的COD开始增多, 且PAOs对COD的利用能力减弱.该C/P条件下系统厌氧段内碳源的储存由PAOs和GAOs共同来完成, 但PAOs较GAOs在厌氧段内碳源的利用仍占优势.

  当C/P为15时, CODdn由20.7 mg·L-1提高至28.1 mg·L-1, CODins和CODins率分别平均为49.9 mg·L-1和72.9%, 但是PPAO, An由83.1%下降为36.2%.说明厌氧段GAOs对内碳源的储存特性逐渐增强.当C/P为10时, CODdn和CODins率分别平均为23.3 mg·L-1和52.3%, 而PPAO, An由34.6%下降至5.3%.此时, 系统在厌氧段COD的去除主要由异养菌反硝化作用和GAOs内碳源储存作用来实现的, GAOs较PAOs在厌氧段内碳源储存占据优势, 其也解释了2.1节中系统释磷和吸磷性能降低的原因.

  2.6 不同进水C/P条件下典型周期内底物反应速率以及DO变化

  在SBR运行第13、29、44、62和79 d时分别测定系统运行一个典型周期内NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43--P和COD浓度及pH值、DO浓度的变化情况.由图 6(a)可知, 在系统运行第13 d(C/P为60)和第29 d(C/P为30)时, PRR和PUR(以P/MLSS计, 下同)分别由2.9 mg·(g·h)-1和3.4 mg·(g·h)-1提高至3.5 mg·(g·h)-1和4.2 mg·(g·h)-1.而当系统运行至第79 d(C/P为10)时, PRR和PUR分别降低为0.2 mg·(g·h)-1和0.24 mg·(g·h)-1, 此时系统表现出较差的除磷性能, 这与2.1节的分析一致.

  图 6

图 6 不同进水C/P条件下SNEDPR系统5个典型周期内底物反应速率和DO浓度变化情况

  同时当系统进水C/P由60降低至30时, 系统厌氧段COD去除速率由8.3 mg·(g·h)-1提高至10.7 mg·(g·h)-1, 好氧段COD去除速率由2.1 mg·(g·h)-1降低至0.3 mg·(g·h)-1.而随着C/P由30持续降至10, 系统厌氧段COD去除速率降低至8.5 mg·(g·h)-1并维持, 好氧段COD去除速率逐渐提高并维持在2.3 mg·(g·h)-1.该结果与2.2节的解释相一致.

  由图 6(a)可见, 当系统进水C/P由60降低至10时, 好氧段硝化速率先由3.4 mg·(g·h)-1降低为2.5 mg·(g·h)-1后又逐渐恢复至3.6 mg·(g·h)-1; 且当C/P为20时, 系统好氧段硝化速率最低为2.5 mg·(g·h)-1.同时, 从图 6(b)可知, 在C/P为20时系统好氧段的DO恒为0, 不同于其他C/P条件下DO上升的趋势.王晓霞等[28]在研究SNEDPR系统的脱氮特性时同样发现, 低DO浓度(0.5mg·L-1)会引起硝化细菌硝化速率的降低, 并且低DO浓度会引起氨氧化菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB)硝化速率的同时受限, 造成氨氮去除效果变差.这与2.3节中该C/P条件下出水NH4+-N存在剩余的结果相一致.

  3 结论

  (1) 适当地降低C/P可以提高SNEDPR系统的除磷性能, 当C/P为30时, 系统除磷性能最高, PRR和PUR分别高达3.5 mg·(g·h)-1和4.2 mg·(g·h)-1, 出水PO43--P浓度均低于0.3mg·L-1.而当进一步降低C/P由20至10时, PRR和PUR分别仅为0.2 mg·(g·h)-1和0.24 mg·(g·h)-1, PO43--P去除率由38.1%降低至3.1%, 系统除磷性能变差.

  (2) 进水C/P几乎不影响系统COD的去除性能, 不同C/P条件下, COD去除率稳定维持在85%左右.但是, 不同C/P条件下系统中消耗COD的功能菌群是不同的.C/P大于30时, 系统主要由PAOs实现COD的去除, 而当C/P为10~20时, 系统COD的去除由GAOs和异养菌来完成.

  (3) 随着进水C/P的降低, 系统脱氮性能呈现降低后恢复的趋势, 表现为SNED率和TN去除率分别由C/P为60时的62.8%和85.6%降低C/P为20时的36.4%和74.2%后又提高至C/P为10时的59.8%和85.9%, 且C/P由20降至10时系统脱氮性能得以恢复的原因在于GAOs内源反硝化作用的增强.

  (4) 当进水C/P由60降低至10时, 系统硝化性能呈现先下降后逐渐恢复的趋势, 而系统的短程硝化性能先升高后逐渐降低.表现为出水NH4+-N和NO2--N浓度分别由0和6.9mg·L-1升高至5.1mg·L-1和16.2mg·L-1, 而当C/P进一步降低至10时, 出水NH4+-N和NO2--N浓度逐渐降低为0, NO3--N由0.08mg·L-1升高至14.1 mg·L-1.当进水C/P为20时最有利于系统短程硝化的进行.(来源:环境科学 作者:甄建园)

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