后置缺氧UCT分段进水工艺处理低C/N城市污水

王 慰,王淑莹,张 琼,邢立群,鲍方博,彭永臻



后置缺氧UCT分段进水工艺处理低C/N城市污水

王 慰,王淑莹*,张 琼,邢立群,鲍方博,彭永臻

(北京工业大学北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京 100124)

为处理低碳源生活污水,以内碳源反硝化途径为出发点,开发了后置缺氧UCT分段进水工艺.该工艺仅在UCT分段进水最后一好氧段末端增加了后置缺氧环节,以强化微生物内碳源储存能力.在低C/N水平(平均进水C/N=3.1±1.5)的生活污水条件下,后置缺氧UCT分段进水工艺实现了平均75.3%的TN去除率,运行61d后同步硝化反硝化去除的氮量高达31.5%;运行40d后污泥内碳源储存水平比原工艺污泥提高12.2%,9小时比内源反硝化速率由零提高至5.56mgN/(gVSS×d),系统可通过好氧段同步硝化内源反硝化(SNED)提高TN去除率.污泥沉降性能有明显改善:SVI值由350mL/g降至97mL/g,而原UCT分段进水工艺污泥仍然膨胀.该工艺仅在原工艺基础上增加了一后置缺氧段,无需外加碳源和额外硝化液回流设施,有利于水厂升级改造.

UCT分段进水；后置缺氧；低C/N比；内碳源反硝化

目前城市污水污水处理厂的进水碳氮比极低(约3~4),远不能满足传统活性污泥法微生物所需的碳源,一般水厂采取大量投入外加碳源的方法以保证出水水质达标,增大了运营成本[1-2].而针对低碳氮比城市污水的处理工艺已成为了研究热点,并陆续提出了多种前置反硝化工艺[3-4].这些工艺先利用原水中的可溶解性有机物作为碳源进行脱氮除磷,再通过好氧硝化去除氨氮,故出水TN水平均很高,需依靠提高硝化液回流或污泥回流比来保证出水TN达标,增大了污泥回流泵的电力能耗.

UCT分段进水工艺结合了UCT与A/O分段进水两种工艺,同时具有了反硝化除磷的功能和高效利用城市污水中有机碳源脱氮的优势.由于污泥先回流至缺氧区,去除了硝酸盐后再回流至首段厌氧区,故聚磷菌可充分利用原水中的有机物进行释磷,为后续吸磷提供动力,强化了系统的除磷能力,提高了除磷效率.生活污水分为3部分进入反应器,缺氧区内微生物充分利用原水中的有机物进行反硝化脱氮,降低出水总氮含量,节省了硝化液回流设备和外碳源费用[5].但是处理C/N=3左右的生活污水时,UCT分段进水工艺仍需通过投加外碳源,维持碳氮比在6左右,来满足生物脱氮除磷对有机碳源的需求,增加了污水处理费用.原UCT分段进水工艺在原水C/N=6条件下运行一年,出水指标稳定维持一级A达标[6].但此工艺存在严重的污泥膨胀问题(SVI长期300mL/g左右);且在进水C/N=3~4的条件下,虽然NH4+-N去除仍可达标,但出水NO--N远高于标准,高浓度的NO--N含量使得二沉池内污泥利用内碳源进行反硝化反应,产生的氮气停留在污泥絮体中,污泥比重减轻,出现了严重的污泥上浮现象,二沉池底部回流污泥浓度低,影响反应器的正常运行.

为减少污泥系统对外碳源的需求,不少学者将视野转向了利用污泥内源的脱氮途径研究.胞内聚合物是微生物内碳源的一种形式,包括聚羟基链烷酸酯(PHA)、糖原、聚磷酸盐及硫粒等[7].在强化生物除磷系统研究中,对于聚磷菌和聚糖菌(PAOs、GAOs)的胞内聚合物与可降解有机物间转化过程及机理的研究已经日趋成熟[8-10],但在连续流脱氮工艺中该方面的研究相对较少.在连续流工艺中强化GAOs的内碳源反硝化脱氮既无需外碳源,也无需回流设施,可节省能源与设备投资,具有一定的实际工程意义.

Chen等[11]的SBR厌氧-好氧-延长闲置反应器,以及Xu等[12]的新型后置反硝化工艺,均达到了较高的脱氮效率,但这些工艺的试验用水条件C/N均为10左右,而我国部分水厂生活污水C/N只有3左右,故如何在极低碳源条件下维持较高的总氮去除率仍是难点.Matt等[13]验证了PHA为PAOs的优先碳源,而可维持后置缺氧反应阶段反硝化的内碳源是GAOs的糖原.故通过一定方法驯化污泥储存糖原的能力,强化内碳源反硝化过程,作为处理低C/N生活污水提高TN去除率这一瓶颈的突破口具有一定可行性.本试验在前期稳定运行的UCT分段进水工艺基础上,通过在最后一段好氧区后增加一缺氧区,改进为后置缺氧UCT分段进水工艺.此工艺既不另外投加碳源,也不额外增加污泥回流设施,使污泥在添加的缺氧段内利用储存的内碳源维持生命活动[14],提高污泥在反应器前端的内碳源储存能力.试验以后置缺氧UCT分段进水工艺为试验组,原UCT分段进水工艺为空白组,2种工艺同时进行,对比考察出水污染物去除效果,和污泥沉降性能等变化,并通过内碳源反硝化小试检测污泥内碳源储存水平.

1 材料与方法

1.1 试验用水和接种污泥

试验接种污泥取自北京某城市污水处理厂的剩余污泥,经驯化后系统脱氮除磷性能基本稳定;批次试验所用污泥取自UCT分段进水装置的排泥.试验用水采用北京工业大学教工住宅区某小区化粪池的生活污水,该污水属于典型的低C/N比生活污水,其水质如表1所示.

表1 试验用水水质 Table 1 Characteristics of influent wastewater

1.2 试验装置

试验以原UCT分段进水工艺作为空白组,装置分为3段,第1段由厌氧、缺氧、好氧顺次组成,第2段和第3段均由缺氧、好氧顺序串联组成;生活污水分别在第1段厌氧、第2段缺氧和第3段缺氧区进水,由第3段好氧区连接二沉池沉淀出水,二沉池底部污泥回流至第1段缺氧区,并从第1段缺氧区回流污泥至厌氧区;各段容积比为3:3:4:2:4:2:4.试验组为后置缺氧UCT分段进水工艺,其装置是将原UCT分段进水工艺主反应区的第1段缺氧区、第3段好氧区分别减小一个容积比,并在第3段好氧区后增加一缺氧区,由最后缺氧区连接二沉池沉淀出水,如图1所示;改进后的各段容积比为3:2:4:2:4:2: 3:2.

两组试验装置由有机玻璃制成,主反应区有效容积均为58L,二沉池容积44L.系统采用交流电磁式空气压缩机供气,由砂头微孔曝气,转子流量计控制气体流量;厌氧区与缺氧区均由搅拌器均匀搅拌;每一反应区域由带孔折流板隔开,孔部设连通管防止溶解氧返混,控制各厌氧区、缺氧区、后置缺氧区DO浓度在0.05mg/L以下;进水与污泥回流通过蠕动泵控制;反应器在室温下运行.两组试验装置运行参数相同,3段好氧区溶解氧分别为1.0,0.5,0.5mg/L左右,水力停留时间均为9h,污泥浓度维持在2500~3500mg/L,污泥停留时间为18d,进水流量分配比为4:3:3,污泥回流比100%,内回流比75%.

污泥内碳源反硝化批次试验在2.5L抽滤瓶中进行,设磁力搅拌器充分搅拌,采用小型气泵曝气,通过气体流量计控制DO浓度,采用WTW Multi 340i 型便携式多功能pH值、DO测定仪在线测定反应过程中的pH值和DO值,并根据好氧硝化的氨谷点和溶解氧峰值确定好氧硝化结束时间,防止过曝气带来的内碳源消耗.

1.3 试验方案

长期试验分为2个阶段,第1阶段为启动阶段,两组试验均以原分段进水工艺运行驯化污泥,直至出水水质稳定达标;第2阶段为试验阶段,将试验组改为后置UCT分段进水工艺,空白组维持原工艺不变,对比考察两种工艺的脱氮性能以及污泥内碳源储存能力.

为检测经长期驯化后的污泥内碳源反硝化能力,进行了对比性批次试验.在2组连续流试验装置运行的第132d,分别取反应器排泥各2L,洗净,并分别置于2个2LSBR内, 1#为后置缺氧UCT分段进水排泥,2#为原UCT分段进水排泥.试验在室温下进行(水温(30±1)℃)2组同时进水1L,缺氧搅拌30min后开始曝气,直至pH值、DO开始上升时停止曝气,之后持续搅拌12h进行内源反硝化反应.

1.4 检测指标和测定方法

常规水质检测为每日监测项目,从二沉池排水口采集水样,并以0.45μm中速滤纸过滤, NH4+-N、NO2--N、NO3--N由Lachat QuikChem 8500series2型流动注射仪(Lachat instrument, milwaukee,wiscosin)检测;COD、污泥沉降指数SVI、混合液污泥浓度(MLSS)、挥发性污泥浓度(MLVSS)等采用标准方法测定[15].

污泥内碳源含量通过糖原和PHAs表征,污泥样品前处理过程包括:取样后以4000r/min离心机离心5min,弃去上清液后立即放入-20℃冷藏室冷冻24h,以LABCONCO FreeZone 冷冻干燥机冷冻干燥48h,使污泥在干燥状态下保存.糖原测定方法:称取约20mg干污泥样品,加入5mL0.6mol/L的盐酸溶液,严格密封后在105℃烘箱中消解6h,上清液为糖原提取液,采用蒽酮比色法测定糖原浓度[16]. PHAs测定方法:称取约20mg干污泥样品,加入2mL氯仿、2mL酸化甲醇,严格密封后在105℃烘箱中消解20h,使得胞内聚合物融入氯仿层中,清洗提纯后用气相色谱仪检测(采用Agilent 6890N型气相色谱以及Agilent DB-1型气相色谱柱)[17].

微生物形态观察采用Olympus-BX61型显微镜进行,丝状菌的丰度(FI)以Eikelboom提出的方法进行认定[18].

1.5 计算方法

比内源反硝化速率试验中的硝态氮(NO3--N)、亚硝态氮(NO2--N)的质量浓度以NO3--Nequ为等价物表示[19],其计算方法为:

NO3--Nequ=NO3--N+0.6NO2--N (1)

比内碳源反硝化速率[SEDR, mg/ (gMLVSS·d)]计算方法:

SEDR=(NO3--Nequ(initial)-NO3--Nequ(final))/

(MLVSS·)´24 (2)

式中:NO3--Nequ(initial)和NO3--Nequ(final)分别为测量段的起始和最终NO3--Nequ;为反应时间.

同步硝化反硝化率()计算方法见式(3)[20]:

=(1-DNO3--N/DNH4+-N)´100% (3)

式中:DNO3--N为反应前后的硝态氮浓度之差,DNH4+-N为反应前后的氨氮浓度之差.

2 结果与讨论

2.1 系统长期运行中污染物的去除效果

但2组试验结果均低于葛士建等[22]C/N=6条件下的TN和TP去除率(分别为95.8%和93.4%),尤其除磷效果均不明显.本试验中试验组和空白组的平均TP去除率分别为19.68%和14.56%,后置缺氧工艺对除磷能力的增加也十分有限.这是由于本试验进水C/N水平极低,不能满足厌氧释磷和全部反硝化所需的碳源,故对于除磷方面还需进一步进行试验研究.本文主要针对脱氮和污泥沉降性能的改善效果及其机理进行了讨论,为低C/N比城市污水连续流脱氮工艺的研究提供方法和数据资料的参考.

2.2 后置缺氧UCT分段进水工艺脱氮途径

好氧段同步硝化反硝化(SND)是分段进水工艺脱氮中不容忽视的脱氮途径.图3为2组工艺典型周期的氮浓度沿程变化.试验阶段运行第61d时,2组反应器中,好氧段均出现了明显的总氮损失现象,这与本实验组前期试验结果相同[22].由于好氧段格室为矩形,只有曝气砂头曝气,没有搅拌装置,格室内氧气分布不均匀,在局部形成了有利于反硝化的缺氧微环境,故分析在好氧段中发生了同步硝化反硝化作用.

从试验组的沿程水质监测曲线可以看出,由于后置缺氧段停留时间过短(约0.5h),此区域内各项指标的减少量并不明显,只减少了0.72mg/L的TN,但经长期运行驯化之后,仍有显著的总氮去除率提高.分析计算沿程水质数据,2组反应器各好氧段中COD水平已降至最低,即混合液中可利用有机物几乎耗尽,但后置缺氧UCT分段进水系统(试验组)却表现出了更高的SND率:经式(3)计算得试验组和空白组的SND率分别为31.5%和11.1%,说明试验组污泥在好氧段中,除了发生了利用外碳源的同步硝化反硝化外,还可能发生了利用内碳源的同步硝化反硝化:同步硝化内源反硝化(SNED),即在好氧段低溶解氧、低有机物的环境下同步发生的硝化过程和利用内碳源进行的反硝化过程[23].即试验组比空白组多出的SND量是由好氧段同步硝化内源反硝化过程产生的.同时,好氧段的同步硝化内源反硝化也是后置缺氧UCT分段进水工艺总氮去除率提高的主要原因.

2.3 内碳源反硝化能力分析

污泥内碳源反硝化是发生同步硝化内源反硝化的基础.2组污泥内碳源反硝化能力批次试验显示,经后置缺氧UCT分段进水工艺驯化后的污泥(1#),内碳源储存能力和内碳源反硝化能力均比原工艺高.图4为批次试验结果.厌氧阶段,2组糖原含量都出现了逐渐降低的趋势.1#硝化阶段,随着COD浓度的降低,污泥糖原含量由78.07mgCOD/gVSS逐渐升高至106.64mgCOD/ gVSS,出现了有机物利用和明显的糖原积累;内碳源反硝化阶段,前3h混合液中COD浓度仅降低了4.6mg/L,但NO3--Nequ降解速率达到了4.72mgN/(gVSS×d),这表明微生物利用储存的碳源进行了反硝化作用,9h平均比内源反硝化速率达到5.56mgN/(gVSS×d).

2#硝化阶段的COD浓度由52.4mg/L变化并降低至39.1mg/L,但糖原由64.33mgCOD/gVSS最高升高至80.05mgCOD/gVSS,仅有少量的糖原积累;内源反硝化阶段COD浓度在4.6mg/L, NO3--Nequ浓度没有减少,NO3--Nequ降解速率为0mgN/(gVSS×d),2#系统内微生物没有内碳源反硝化作用.

厌氧消耗糖原,好氧条件富集糖原的现象与GAOs的代谢途径极为相似[19],从1#污泥较高的糖原积累可以推测,后置缺氧段的增加有利于GAOs的生长或累积糖原,并可以利用糖原进行反硝化脱氮.

2.4 系统污泥内碳源含量特征

污泥内碳源储存含量直接影响其内碳源反硝化能力.表2为运行第180d时,两组工艺沿程污泥平均胞内聚合物含量,总胞内聚合物含量(糖原+PHA)试验组比空白组高12.2%,故很大可能是由于糖原储存量的增加,促进了试验组污泥的内源反硝化速率的提高.总胞内聚合物含量中,试验组平均糖原和PHA含量分别比空白组高12.6%和2.9%,即污泥经后置缺氧反应器的长期驯化,内碳源中糖原含量增加比例比PHA高.此数据表明试验组污泥增加的内碳源储存量以糖原为主.这与Winkler等[13]的研究结果相同,即糖原是内源反硝化作用中主要利用的胞内聚合物.

试验组糖原含量的提高与后置缺氧环节的增加不无关系.糖原转化途径主要包括反硝化脱氮、聚磷菌厌氧释磷、异养菌吸收等.图5为典型周期内污泥糖原浓度的沿程变化.

厌氧段聚磷菌分解糖原,并利用原水中的溶解性有机物合成PHA及能源以充分释磷,此区域两组工艺的污泥糖原含量均较少.

表2 沿程PHA含量变化(mgCOD/gVSS) Table 2 Variation of PHA along the two progress(mgCOD/gVSS)

缺氧1中反硝化除磷菌利用回流混合液中的NO-N进行反硝化除磷,反硝化菌利用厌氧段剩余的COD进行反硝化脱氮,同时合成并储存大量胞内聚合物,故此反应区内污泥糖原含量有较明显的增长;且试验组COD浓度由厌氧段的段的53.08mg/L仅降低至47.18mg/L,糖原含量也仅增加了13.03mgCOD/gVSS;数据表明,试验组缺氧段1内污泥可充分利用上一段剩余的有机物合成大量糖原作为内碳源储存,而空白组只利用了少部分的剩余有机物,合成的糖原也少于试验组.这可能是由于试验组的缺氧段1内的污泥包含大量经过后置缺氧段和二沉池充分消耗内碳源维持生命活动的回流污泥,故吸收了更多的外碳源以合成胞内聚合物维持后续生化反应.

在好氧区1中,聚糖菌分解PHA合成糖原,但试验组糖原含量增长量较少,空白组增长稍多,原因如下:由于试验组好氧区内的同步硝化内源反硝化作用,糖原降解与糖原合成同步发生,且合成速率稍大于降解速率[24],此区域内试验组污泥糖原含量达到了最大值127.25mgCOD/gVSS;而空白组好氧区内同步硝化内源反硝化作用相对较弱,糖原合成速率大于其降解速率,故表现为糖原含量增长比试验组多.空白组的缺氧2内污泥糖原含量也有少量增加,并且达到了其最大值118.25mgCOD/gVSS,而后2组污泥糖原含量均开始呈现逐渐降低的趋势.故在原水可利用有机物量极低的条件下,试验组污泥经后置缺氧UCT分段进水工艺长期运行驯化之后,形成了在有机物缺乏段分解内碳源,和有机物富余段大量富集内碳源的循环过程.出现了以糖原为主的内碳源的积累,具有了内碳源反硝化能力,从而以同步硝化内源反硝化脱氮速率的提高,降低了出水总氮的含量.

2.5 污泥沉降性能

连续流反应器在低有机物负荷条件下,极易发生丝状菌污泥膨胀,但经后置缺氧UCT分段进水工艺长期驯化后,污泥膨胀性能消失,污泥沉降性能恢复正常.图6为运行176d内SVI和MLSS变化趋势,图7为2组污泥运行第66,121,163d时的镜检照片,放大倍数为100倍.

前90d启动阶段中,2组污泥SVI值均稳定在350mL/g;镜检结果显示,2组污泥均可观察到大量丝状菌延伸出絮体外部,导致污泥沉降性能恶化,呈现污泥恶性膨胀.试验阶段,原UCT分段进水工艺(空白组)污泥持续膨胀的同时,试验组反应器开始改为后置缺氧UCT分段进水工艺后,SVI出现了缓慢下降的趋势:40d内由246mL/g降至168mL/g,污泥沉降性能逐渐好转,第121d,2组污泥镜检结果可观察到,相比第66d试验组丝状菌数量有所减少,呈中等密度,而空白组丝状菌仍然大量存在;运行约第140d之后试验组污泥SVI值稳定在110~97mL/g之间,沉降性能维持良好状态,期间空白组污泥SVI值在145~ 232mL/g之间波动,镜检结果可以明显观察到试验组污泥絮体比较紧密,几乎没有丝状菌存在,但空白组仍可观察到很多丝状菌.

絮凝体细菌比丝状菌合成和利用胞内聚合物的速率快,在有机物含量极低的环境中,试验组污泥内碳源储存能力强,内碳源含量高,可利用内碳源维持新陈代谢,从而逐步淘汰内碳源储存能力低的丝状菌,达到抑制污泥膨胀的效果[24].

图7 运行第66,121,163d时两组污泥镜检照片(100倍)
Fig.7 Microscope photos of sludge at 66th,121st,163rdday (100 times)
a1,b1,c1分别为试验组第66,121,163d镜检;a2,b2,c2分别为空白组第66,121,163d镜检

另外,丝状菌属于严格的好氧菌[25],而试验组的后置缺氧格内溶解氧含量极低,且二沉池水面下10cm处平均DO浓度也低至0.04±0.01mg/L (空白组二沉池DO浓度高达0.56±0.11mg/L),这种环境不利于丝状菌的生长,反而有利于菌胶团的生长.菌胶团成为优势菌种,丝状菌生长速率越来越低,从而改善了系统污泥沉降性能,增加的后置缺氧格起到了缺氧生物选择器的作用.

3 结论

3.1 后置缺氧段的增加有利于提高TN去除率,不影响NH4+-N与COD的去除.后置缺氧UCT分段进水工艺在室温环境,进水C/N为3.1±1.5的条件下,实现了平均75.3%的TN去除率,与原工艺相比提高了约9%.

3.2 脱氮过程中,同步硝化内源反硝化途径起重要作用.运行61d后通过同步硝化反硝化去除的氮量高达31.5%.

3.3 增加后置缺氧过程能够增强污泥内碳源储存能力.运行40d后,污泥内碳源储存水平比原工艺污泥提高12.2%,9h平均比内源反硝化速率由零提高至5.56mgN/(gVSS×d).

3.4 胞内聚合物的储存有利于菌胶团的生长,抑制丝状菌生长,使后置缺氧UCT分段进水工艺污泥沉降性能明显优于原工艺(SVI为97~ 110mL/g).

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责任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn

Post-anoxic UCT step-feed process in treating municipal wastwater with low C/N ratios

WANG Wei, WANG Shu-ying*, ZHANG Qiong, XING Li-qun, BAO Fang-bo, PENG yong-zhen

(Engineering Research Center of Beijing, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)., 2016,36(7)：1997~2005

To treat sewage with low carbon source, a post-anoxic UCT step-feed process was proposed in a endogenous denitrification perspective. This process only added an anoxia section after the last aerobic section of the original UCT step-feed reactor, to strengthen the microbial consortium’s storage capacity of carbon source. Under a very low ratios level of C/N (average C/N=3.1±1.5) in the wastewater influence, the post-anoxic UCT step-feed process achieved an average 75.3% of the TN removal rate; After 61days’ operation, nitrogen removal content via simultaneous nitrification and denitrification (SND) was as high as 31.5%. At 40 th day, the carbon source storage level in the sludge was 12.2% higher than that of the original process, and 9hours specific endogenous denitrification rate (SEDR) was increased from 0to 5.56mgN/(gVSS·d), the process improved the TN removal rate mainly by simultaneous nitrification and endogenous denitrification (SNED) in the aerobic zone. The performance of sludge settling was improved: SVI value decreased from 350mL/g to 97mL/g, while sludge bulking still remained in the original UCT step-feed process. This process only added an anoxia section in the original reactor, without additional carbon source or nitrate liquid recycling facilities, which is convenient for reconstruction of the wastewater treatment plants.

UCT step-feed；post anoxic；low C/N ratios；endogenous denitrification

X703.1

A

1000-6923(2016)07-1997-09

王 慰(1991-),女,北京人,北京工业大学硕士研究生,主要从事污水生物处理理论与应用研究.

2015-12-16

国家自然科学基金(51578014);北京工业大学第13届研究生科技基金项目(ykj-2014-11014);北京市教委资助项目