低DO硝化耦合内碳源反硝化脱氮处理生活污水

李方舟,张 琼,彭永臻



低DO硝化耦合内碳源反硝化脱氮处理生活污水

李方舟,张 琼,彭永臻*

(北京工业大学,城镇污水深度处理与资源化利用国家工程实验室,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京 100124)

为了进一步合理利用碳源,降低曝气能耗,有效解决低C/N生活污水的脱氮问题,采用2个串联的SBR在无外加碳源的条件下处理低C/N实际生活污水,分别启动内碳源反硝化反应器(ED-SBR)和低DO硝化反应器(LDON-SBR),并按照厌氧(ED-SBR)-好氧(LDON-SBR)-缺氧(ED-SBR)的方式运行,综合考察各反应器处理性能,并探讨低DO硝化耦合内碳源反硝化工艺脱氮的可行性.结果表明:LDON-SBR反应器在DO浓度为0.3~0.5mg/L的条件下能够成功实现90%以上的硝化并稳定维持,同时反应器存在明显的同步硝化反硝化(SND)现象,SND率可达29.6%;ED-SBR反应器在厌氧阶段能够将进水中的有机物转化为内碳源并储存,在缺氧阶段能够进行内源反硝化,使NO3--N平均浓度从27.3mg/L降低至3.9mg/L,NO3--N平均去除率为86.5%;系统整体COD去除率为80%左右.

活性污泥；低溶解氧；生活污水；硝化；内碳源反硝化

在传统活性污泥法中,为了获得高效稳定的硝化效率,大部分污水处理厂通常将DO浓度控制在2mg/L以上,因此产生的曝气能耗约占整个污水处理厂电能耗的一半[1].因而,若能降低由曝气产生的能耗,将对污水处理厂的节能降耗起到积极的作用.有研究显示,在低DO条件下也可以实现完全的硝化作用,并维持一定的硝化效率[1-3].由此可见,如果能够将低DO生物脱氮工艺应用于实际生活污水处理中,将有助于节约污水生物脱氮的运行成本[4-8].但目前相关研究主要集中在对低DO硝化性能的单独研究上,将低DO硝化应用于实际生活污水的生物脱氮处理系统的案例较少.

传统生物脱氮是通过污水处理系统内微生物的硝化作用和反硝化作用来实现污水的脱氮处理[9],而处理低C/N生活污水的最大障碍为反硝化碳源不足[10-11],因而如何充分利用原水中的有机物,最大限度地完成反硝化反应,降低出水NO3--N浓度成为人们不断探讨的问题之一.反硝化聚磷菌(DPAOs)和反硝化聚糖菌(DGAOs)是2种能够在厌氧条件下吸收有机物,储存为内碳源(PHAs),在缺氧条件下以NO--N为电子受体进行反硝化反应,去除NO--N 的微生物[9-12].因此,本试验以实际生活污水为处理对象,从降低曝气能耗和有效利用原水有机物的角度出发,研究以低DO硝化和内碳源反硝化为基础的耦合工艺,考察低DO硝化能力及其活性、内碳源储存、反硝化效果等方面,探讨该工艺处理低C/N生活污水的处理效果及可行性.

1 材料与方法

1.1 试验装置与运行参数

本试验使用2个圆筒形SBR反应器,均采用有机玻璃制成,有效容积为10L(图1).其中,ED-SBR以厌氧/缺氧交替的方式运行,LDON-SBR进行好氧硝化反应.2个SBR通过管路和中间水箱相连接,首先,生活污水进入ED-SBR进行厌氧搅拌(150min),进行内碳源储存;然后该厌氧出水作为进水进入LDON-SBR进行低DO硝化(150~240min),通过气体流量计控制LDON-SBR内DO浓度为0.3~0.5mg/L;最后,该好氧出水再次进入ED-SBR进行缺氧搅拌(180min),进行内碳源反硝化,并以该缺氧出水作为最终排水排放.试验过程中2个SBR每天分别运行2个周期,均采用机械搅拌的方式进行搅拌,排水比均为50%,温度均控制为25℃.其中ED-SBR的HRT为11h,LDON-SBR的HRT平均为6h.

图1 试验装置

1. ED-SBR;2. LDON-SBR;3. 原水水箱;4、5. 中间水箱;6. 进水泵;7、9. 排水阀;8、10. 进水口;11. 出水口;12、13. 搅拌器;14. 气泵;15. 气体流量计;16. 曝气头;17. pH/DO仪;18. pH和DO探头

1.2 试验用水和接种污泥

本试验采用实际生活污水,取自北京工业大学某居民小区化粪池生活污水,具体水质为:COD浓度为125.07~280mg/L,NH4+-N浓度为52.66~ 79.74mg/L, C/N为1.83~4.47,NO2--N浓度为0~ 0.66mg/L, NO3--N浓度为0~6.07mg/L,PO43--P浓度为2.34~9.73mg/L,pH值为7.0~8.0.

试验接种污泥取自北京市高碑店污水处理厂全程污泥,该污泥具有良好的脱氮效果和沉降性能,接种后SBR内的污泥浓度为2500~3500mg/L.

1.3 水质分析及方法

试验过程中对反应器进出水水质进行分析,检测项目主要为NH4+-N、NO2--N、NO3--N、COD和PO43--P,分别采用纳氏试剂光度法、N-1-萘基-乙二胺比色法、麝香草酚法、联华5B-3(B) COD 多元快速测定仪和钼锑抗分光光度法进行测定;系统内水质温度、pH值和DO浓度使用WTW Multi-340i及相应检测探头(WTW公司,德国)进行测定;混合液悬浮固体浓度(MLSS)和混合液挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)均采用滤低称重法和马弗炉燃烧减重法进行测定;污泥沉降比(SV%)采用30min沉降法进行测定;PHAs及其组分采用Agilent 7890A型气相色谱仪测定,糖原(Gly)采用蒽酮分光光度法进行测定[13].

1.4 厌氧段被吸收储存为内碳源的COD量

CODabs=DCOD-(1.71DNO2--N+2.86DNO3--N)[14-15](1)

式中:CODabs为ED-SBR厌氧段被吸收储存为内碳源的COD量,mg/L;DCOD、DNO2--N和DNO3--N分别为厌氧段COD、NO2--N和NO3--N浓度的变化量,mg/L;1.71和2.86为厌氧阶段单位质量浓度的NO2--N和NO3--N发生异养反硝化反应时所需的COD浓度,mg/L.

0.5PPAO,An(%)=PRA/CODabs(2)

式中:PPAO,An为ED-SBR厌氧段PAO吸收的COD占COD吸收总量的比例;PRA为厌氧段的释磷量,mg/L;0.5为厌氧段PAOs每吸收单位质量的有机碳源所释放的磷量, molP/molC.

1.5 SND率计算公式

式中: TN0为TN的初始浓度;TN为反应时间后的TN浓度.其中,TN浓度为NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度之和.

2 结果与讨论

2.1 ED-SBR反应器性能

由图2可知,ED-SBR反应器厌氧进水COD浓度平均为193.8mg/L,厌氧出水浓度平均为70.9mg/L,缺氧进水平均浓度29.4mg/L,缺氧出水平均浓度为37.6mg/L,COD去除率为70.1%~89.3 %,平均为80%.与之前有关内碳源反硝化脱氮的试验[14,16-18]对比发现,该ED-SBR反应器的出水COD浓度处于较低水平(37.6mg/L<43.3mg/L<59.2mg),且COD去除率处于较高水平(80%>78.8%>73.3%>72.24%).由此可见,经过一段时间的运行,该反应器可获得稳定且高效的COD去除效果.其中,厌氧段去除的COD量约占系统COD去除总量的77%,这说明系统进水COD的去除主要发生在ED-SBR的厌氧段,并伴随着磷的释放[16,19].除此之外,在随后的LDON-SBR中,也会有一小部分COD被去除.

图2 ED-SBR运行过程中COD的浓度变化

图3所示为ED-SBR反应器厌氧段和缺氧段进出水的NO3--N浓度及系统NO3--N去除率的变化.在ED-SBR中,因生活污水中NO2--N和NO3--N含量极少,故ED-SBR在厌氧阶段NO2--N和NO3--N并没有显著变化,而NO3--N因在缺氧段发生内碳源反硝化而被去除,其在缺氧段进出水的平均浓度分别为27.3,3.9mg/L,NO3--N平均去除率为86.5%左右.由图3可知,经过一段时间的运行,该反应器显然已具备进行反硝化反应的能力,能够将NO3--N还原,进而达到脱氮的目的.

图3 ED-SBR运行过程中NO3--N的浓度变化

在第118d典型周期内(图4),COD、PO43--P、NH4+-N、NO2--N和NO3--N混合后的初始浓度分别为118.38,9.4,49.7,0.12,0.32mg/L, PHAs和糖原的浓度分别为6.4,18.45mmolC/L.

在厌氧段,反应器中的COD在前90min内由118.38mg/L快速下降至70.81mg/L,并伴随着磷的释放,磷浓度由开始的9.4mg/L增加至25.48mg/L,同时PHAs的浓度缓慢增加至7.75mmolC/L,糖原浓度则缓慢降低至17.73mmolC/L,期间NO2--N和NO3--N的浓度基本不变,说明在厌氧段,该反应器能够吸收原水中的有机物并转化储存为内碳源,为后续反硝化脱氮提供保障.其中,厌氧段COD吸收量为51.81mg/L,磷释放量为16.08mg/L,则PAOs吸收的COD约占COD吸收总量的62.1%,可见在该ED-SBR反应器中,PAOs在厌氧段吸收COD储存为内碳源的过程中具有非常重要的作用.

在缺氧段,COD浓度基本保持稳定,但PO43--P浓度和NO3--N浓度由22.4,13.64mg/L逐渐降低为0,同时伴随着PHAs浓度的下降以及糖原浓度的逐渐上升,说明该反应器在缺氧段能够利用厌氧段储存的内碳源进行反硝化,以达到脱氮的目的.反应过程中显著的厌氧释磷及缺氧吸磷现象也间接证明了DPAOs在该反应器中存在的可能性,并对系统的脱氮起到了重要作用.

(a)厌氧段各物质浓度变化;(b)缺氧段各物质浓度变化

在该反应器中,利用DPAOs进行反硝化脱氮的同时,也伴随着磷的释放和吸收.试验中,厌氧段进水平均PO43--P浓度为5.86mg/L,厌氧末出水平均PO43--P浓度为19.55mg/L,平均释磷量为16.48mg/L;缺氧段进水平均PO43--P浓度为19.57mg/L,出水平均PO43--P浓度为3.19mg/L,缺氧段PO43--P平均去除率为86%,反应器PO43--P平均去除率为59%.从除磷效果可以看出,与其它有关研究相比,该反应器出水PO43--P浓度偏高(3.19mg/L>0.5mg/L> 0.4mg/L)[19-21], PO43--P的去除率较低(59%<85%< 88.99%<94%)[14,18,22],这是因为缺氧段进水中作为电子受体的NO3--N不足,在进行内碳源反硝化过程中未能将厌氧段储存的有机物最大限度地消耗尽,致使吸磷不完全.试验下一阶段尝试优化ED-SBR反应器排水比,使得更多的NH4+-N能够在厌氧末被排出并进入LDON-SBR中进行硝化反应,提高NO3--N浓度,进而增加缺氧段吸磷量,进一步降低出水PO43--P浓度.

图5所示为试验期间ED-SBR污泥浓度的变化.在反应器运行期间,除了每次取样以及测定污泥浓度时带出的MLSS外,该反应器没有排泥,故而其固体停留时间远大于水力停留时间,使得反应器中的厌氧菌对污泥具有一定的消化减量作用.由图5可见,在前82d内,其MLSS由于系统内微生物的不断生长而逐渐增加,由开始的2811mg/L增加到4248mg/L,第82d后,污泥浓度有所降低,意味着在此期间被消化、减量的污泥浓度逐渐增加.然而其MLVSS/MLSS值基本不变,说明污泥中的MLVSS相对含量基本不变,保证了该反应器的正常运行.由此可见,该反应器在无外加碳源的条件下,利用厌氧阶段储存的内碳源进行脱氮的过程中,不仅可以充分利用进水中的有机物,还可实现剩余污泥的减量化,节约后期剩余污泥处理费用.

图5 ED-SBR污泥浓度的变化

2.2 LDON-SBR反应器性能

在本试验中,通过调控DO浓度,使LDON-SBR能够稳定地进行低DO(0.3~0.5mg/L)的全程硝化反应,并为了对该反应器内的硝化效果有所了解,对其进出水的NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN以及SND率进行了检测分析,进而分析LDON-SBR反应器硝化效果.

如图6所示,LDON-SBR进出水NH4+-N浓度平均为43.8,3.9mg/L,平均NH4+-N去除率为90%左右,DO浓度平均为0.42mg/L.反应器运行过程期间,主要进行过3次曝气时间的调整,由最初的240min逐步降低调整为180,150min,且出水相对稳定.而在SBR双颗粒污泥系统[18]中,进出水NH4+-N浓度平均为26.4,2.88mg/L,平均NH4+-N去除率为89%, DO浓度为3.55~6.6mg/L,硝化时间为180min,说明本试验中的LDON-SBR在低DO的条件下同样可获得良好的硝化效果.在后期108~136d内,由于曝气头堵塞,致使曝气效果变差,反应器内DO浓度出现波动,使得硝化效果变差,出水NH4+-N浓度较高.通过更换曝气头,稳定曝气量,可使硝化效果逐渐恢复.

图6 LDON-SBR运行过程中NH4+-N的去除性能

图7所示为LDON-SBR运行期间的污泥浓度及污泥沉降指数的变化, MLSS为2500~3500mg/L,平均浓度为2966mg/L,SVI值为61.48~91.21mL/g,平均为78.84mL/g,可见MLSS和SVI值都趋于稳定,说明该污泥硝化细菌性能良好且污泥具有很好的沉降性能,有利于维持稳定高效的硝化效果.有研究[24-25]指出,在较低DO条件下,丝状菌由于具有较长的菌丝,有较大的比表面积和较低的氧饱和常数,比絮状菌繁殖的速度快,从而导致污泥膨胀,影响硝化效果,使得出水水质恶化.而在本试验LDON-SBR中,尽管DO始终处于低水平(0.3~0.5mg/L),活性污泥依然具有良好的沉降性能,未发生污泥膨胀现象,分析其原因,可能是由于(1)有机负荷低.在该脱氮系统中,原水中大部分的COD已在ED-SBR中被吸收利用,进入LDON-SBR的COD只有少部分,其有机负荷平均为0.2kgCOD/(kgMLSS×d),低于相关试验[24]中DO为1mg/L时的安全有机负荷0.3kgCOD/ (kgMLSS×d); (2)pH值适宜.当进水pH值小于6.0时有利于丝状菌的生长[23-24],而本试验所使用的生活污水pH值为7.0~8.0,能够满足活性污泥正常生长发育及硝化反应所需碱度的需求,不利于丝状菌的生长;(3)水中氮磷充足.当废水中氮磷等营养物质缺乏时,丝状菌因为自身比表面积大容易吸收废水中的氮和磷而迅速增殖,进而发生污泥膨胀[24],但该LDON-SBR进水中NH4+-N和PO34--P浓度均处于较高水平,故不易发生污泥膨胀.

图7 LDON-SBR污泥浓度的变化

邹联沛等[25]在研究MBR系统时发现,可在DO浓度为1mg/L的条件下实现SND;徐炜锋等[26]发现,在DO浓度为1.0~3.0mg/ L时,保持SND的最佳DO浓度为2mg/L;王学江等[27]发现,在MBBR反应器中,当DO浓度为2mg/L时,可通过SND实现90%的脱氮效果;荣宏伟等[28]发现,在SBBR反应器中,当DO控制在2.8~4.0mg/L时,可获得较好的SND效果.由此可见,不同的研究显示实现SND的DO浓度各有不同,而在本试验中,在低DO(0.3~0.5mg/L)的条件下能够进行硝化反应,同时还发生了明显的SND反应.由图8可知,本试验LDON-SBR进出水TN浓度平均为45.2,32.6mg/L,SND率平均为29.6%左右,这对系统TN的去除具有一定的积极作用[29-30],降低了后续反应进水的NO3--N浓度,减缓了内碳源反硝化的压力.由第82d典型周期内各基本物质浓度的变化(图9)可以看出,NH4+-N浓度降低及NO3--N浓度增加的同时也伴随着相应COD浓度的降低,说明SND反应发生的过程中也消耗了一小部分COD,为系统整体COD的去除和充分利用做出了贡献.其COD进出水浓度分别为47.1和19.7mg/L,继续减少了27.4mg/L,TN损失为20.5mg/L,其DCOD/DTN值约为1.34,小于1.72和2.86[14-15],可见此SND的碳源除了厌氧段未被吸收的有机物外,还可能来源于微生物内源代谢过程中产生的COD.同时,自养型反硝化菌和好氧反硝化菌的可能存在也能够实现SND,前者以还原性无机物为电子供体,而后者则可以直接把NH4+-N转化为N2[9].

图8 LDON-SBR运行过程中COD、TN浓度和SND率的变化

图9 第82d LDON-SBR内基本物质浓度的变化

结合上文该反应器的硝化特性发现,以实际生活污水为处理对象,在低DO(0.3~0.5mg/L)条件下可以成功实现完全硝化,硝化菌能够很好地适应低DO的环境,可使LDON-SBR中平均NH4+-N去除率达到90%,同时伴随着同步硝化反硝化,其SND率平均为29.6%,为系统整体脱氮和COD去除作出贡献.

2.3 系统总体运行效果

经过一段时间的运行,该系统具备了内碳源反硝化及低DO硝化的能力,分别在2个SBR反应器中成功实现了内碳源反硝化和低DO硝化,在它们的协同作用下实现对低C/N生活污水的脱氮,并对它们各自的反应性能进行了观察分析.本试验还对系统TN的去除效果进行了分析,如图10所示.由图10可知,系统进出水的TN浓度平均分别为66.3,25.6mg/L,TN去除率平均为60.7%左右,出水TN主要包括厌氧末反应器中剩余的部分NH4+-N和缺氧末残留的少量NO3--N,与其他研究相比较发现[20-21,32],该系统的TN去除率较低(60.7%<70.8%<75.47%<82.3%),这是由于ED-SBR的排水比为60%,因而在ED-SBR缺氧末的排水中,依然会有一部分原水中的NH4+-N剩余,出水NH4+-N平均浓度为21.6mg/L,所占出水TN浓度的平均比例为85.5%左右,提高了出水TN浓度,不利于系统整体脱氮效率的提高,这也是该系统面临优化解决的问题之一.针对这一问题,后期通过向ED-SBR中投加填料以增大排水比的方式来优化系统,可使其COD去除率达到88%,NH4+-N去除率达到90%,以及TN去除率达到79.5%,以降低出水中的TN浓度,使系统获得更加高效的脱氮效率.

图10 系统运行过程中TN浓度及TN去除率变化

3 结论

3.1 在无外加碳源的情况下,ED-SBR具有很好的COD去除效果,COD平均去除率为80%,且COD的去除主要通过在厌氧段发生的内碳源储存现象进行,并用于后续缺氧反硝化.厌氧段被去除的COD量约占系统COD去除总量的77%.后续缺氧段NO3--N平均去除率为86.5%,出水NO3--N稳定.

3.2 以实际生活污水为处理对象,LDON-SBR在低DO(0.3~0.5mg/L)条件下也可成功实现完全硝化,同时存在明显的SND现象.其中,LDON-SBR平均NH4+-N去除率可达到90%,SND率平均为29.6%.除此之外,也会有一小部分COD被去除,提高了系统整体COD的去除效率.

3.3 经过一段时间的运行,低DO硝化耦合内碳源反硝化脱氮系统成功启动并稳定运行,证实在处理低C/N(平均为3.02)实际生活污水时,对原水中的氮和有机物具有一定的去除效果,TN平均去除率为60.7%左右.

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Treatment of domestic wastewater by low DO nitrification coupled with endogenous denitrification system.

LI Fang-zhou, ZHANG Qiong, PENG Yong-zhen*

(National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)., 2019,39(4)：1525~1532

To further utilize carbon source and reduce aeration energy consumption, endogenous denitrification reactor (ED-SBR) coupled with the low DO nitrification reactor (LDON-SBR) were used to treat low C/N domestic wastewater without additional carbon sources. The operation mode was: anaerobic (ED-SBR)-aerobic (LDON-SBR)-anoxic (ED-SBR). The feasibility of endogenous denitrification coupled with the low DO nitrification was evaluated according to the performance of ED-SBR/ LDON-SBR system. The results showed that low DO concentration (0.3~0.5mg/L) maintained a stable nitrification performance in the LDON-SBR, and the nitrifying efficiency reached up to 90%. Meanwhile low DO concentration enhanced simultaneous nitrification and denitrification (SND), and the average SND rate was 29.6% in the LDON-SBR; In the ED-SBR, the organic matter of influent was stored as internal carbon source in the anaerobic period. The stored internal carbon source could be used for endogenous denitrification in the next anoxic period, which reduced NO3--N concentration from 27.3mg/L to 3.9mg/L in the ED-SBR with a NO3--N removal rate of 86.5%; In addition, the COD removal rate was about 80% in the low DO nitrification coupled with endogenous denitrification system.

activated sludge；low dissolved oxygen；domestic waste-water；nitrification；endogenous denitrification

X703

A

1000-6923(2019)04-1525-08

2018-08-27

北京市科技计划(D171100001017001),北京市教委资助项目

*责任作者, 教授, pyz@bjut.edu.cn

李方舟(1993-),女,宁夏中卫人,北京工业大学硕士研究生,主要从事生活污水脱氮除磷研究.