與傳統(tǒng)脫氮工藝相比, 厭氧氨氧化工藝具有脫氮途徑短、節(jié)省曝氣量、無需外加碳源、污泥產(chǎn)量少等優(yōu)點[1], 已成為目前最具前景的污水脫氮工藝[2].
厭氧氨氧化以亞硝化工藝為基礎(chǔ).亞硝化工藝難以控制, 出水中含有較高濃度的硝氮[3, 4].同時, 厭氧氨氧化工藝將污水中的氨氮和亞硝氮轉(zhuǎn)化為氮氣和少量硝氮, 極限脫氮效率為89%[5], 且無法去除進水中固有的硝氮, 因此在實際應(yīng)用中整體工藝的出水氮素濃度偏高[6].隨著污水排放標(biāo)準(zhǔn)日益嚴(yán)格, 提高氮素去除率也迫在眉睫.有文獻指出, 采用厭氧氨氧化耦合反硝化的方法可以有效地提高反應(yīng)器的總氮去除率[7~9], 但國內(nèi)外對SAD工藝的研究停留在配水上[10~12], 實際應(yīng)用極少.
亞硝化工藝出水中, 可降解有機物濃度較小, 后續(xù)的SAD工藝往往需要外加碳源.碳源對SAD工藝有重要的影響[13~15].污水處理廠通常投加的有機碳源為甲醇、丙酸鈉和葡萄糖等[16].甲醇會對厭氧氨氧化菌產(chǎn)生不可逆的抑制作用, 不適合作為SAD工藝的有機碳源[17].丙酸鈉和葡萄糖對厭氧氨氧化菌抑制作用較小[18], 理論上可以作為SAD工藝的碳源, 但在實際工程應(yīng)用中尚未有人研究.
本試驗在污水處理廠進行, 利用A/O除磷和亞硝化工藝處理后的實際生活污水為基質(zhì), 分別投加葡萄糖和丙酸鈉啟動SAD工藝, 研究實際工程應(yīng)用中有機碳源對SAD工藝的影響.
1 材料方法
1.1 試驗裝置
試驗采用2個完全相同的上向流生物濾柱(圖 1), 編號為1號和2號.反應(yīng)器由有機玻璃制成, 內(nèi)徑20 cm, 承托層高5 cm, 濾料高50 cm, 有效體積15 L.濾柱每隔10 cm設(shè)置取樣口, 承托層采用粒徑為4~8 mm的礫石, 內(nèi)部裝填直徑5~10 mm的火山巖填料, 為了避免生物膜過量增殖導(dǎo)致濾柱堵塞的問題, 在底部設(shè)曝氣裝置以進行氣水反沖洗.整個反應(yīng)器外部用黑色保溫棉纏繞以避光和保溫.
1.2 接種污泥和試驗水質(zhì)
反應(yīng)器啟動時接種5 L厭氧氨氧化絮狀污泥, 污泥濃度為2 000 mg·L-1.厭氧氨氧化絮狀污泥來自于穩(wěn)定運行的厭氧氨氧化SBR反應(yīng)器, SBR反應(yīng)器總氮去除率穩(wěn)定在85%左右, 總氮去除負荷為0.5 kg·(m3·d)-1.
試驗采用的基質(zhì)為A/O除磷和亞硝化工藝處理后的實際生活污水, 具體水質(zhì)如表 1所示.
1.3 試驗方法
1號反應(yīng)器進水中投加葡萄糖, 2號反應(yīng)器進水中投加相同濃度的丙酸鈉.根據(jù)基質(zhì)中投加碳源濃度的不同, 反應(yīng)器運行分為4個階段, 各階段運行參數(shù)如表 2所示.
S1階段為厭氧氨氧化工藝啟動階段, 基質(zhì)為A/O除磷和亞硝化工藝處理后的生活污水. S2~S4階段為SAD工藝運行階段, S2、S3和S4階段分別投加10、20、30 mg·L-1有機物.
1.4 檢測方法
水樣分析中NH4+-N測定采用納氏試劑光度法, NO2--N采用N-(1-萘基)乙二胺光度法, NO3--N采用紫外分光光度法, COD采用國標(biāo)法測定(對水樣進行預(yù)處理排除亞硝酸鹽的影響), DO、pH和水溫通過WTW便攜測定儀測定, 其余水質(zhì)指標(biāo)的分析方法均采用國標(biāo)方法.濾料表面生物膜厚度通過電子顯微鏡來精確測量[19].
反應(yīng)速率的測定：從反應(yīng)器取出濾料, 刮下生物膜解離并在燒杯中測定反應(yīng)速率.燒杯設(shè)置機械攪拌, 測定厭氧氨氧化反應(yīng)速率和反硝化反應(yīng)速率.測定厭氧氨氧化反應(yīng)速率時, 基質(zhì)氨氮和亞硝氮濃度為50 mg·L-1, 調(diào)節(jié)堿度使堿度與氨氮之比為10, 溫度控制在24~26℃, pH穩(wěn)定在7.0~8.0, DO維持0.3 mg·L-1以下.測定反硝化反應(yīng)速率時, 以150 mg·L-1甲醇作為碳源, 硝氮濃度為50 mg·L-1, 溫度控制在24~26℃, pH穩(wěn)定在7.0~7.8, DO維持0.3 mg·L-1以下.
2 結(jié)果與討論 2.1 反應(yīng)器的啟動
污水處理廠厭氧氨氧化工藝在春季末期進行啟動, 水溫為15~19℃.啟動時1號和2號反應(yīng)器各接種5 L污泥濃度為2 000 mg·L-1的厭氧氨氧化絮狀污泥.為了減少厭氧氨氧化污泥的流失, 啟動初期對出水進行收集并循環(huán)進水.運行3 d后, 出水中SS濃度均小于20 mg·L-1, 絮狀污泥已穩(wěn)定截留在反應(yīng)器中.此時將反應(yīng)器改為連續(xù)流運行, 進入S1階段.
反應(yīng)器啟動時采用較低的水力負荷以減小厭氧氨氧化菌的流失, 濾速定為0.15 m·h-1, HRT約為5 h.進出水氮素濃度如圖 2、3所示.從中可知, 隨著反應(yīng)器的運行, 出水氨氮和亞硝氮濃度逐步降低. 1號和2號反應(yīng)器分別用19 d和25 d時, 使氨氮亞硝氮去除率大于90%, 完成了反應(yīng)器的初步啟動. 1號和2號反應(yīng)器均在較短的時間內(nèi)完成了厭氧氨氧化工藝的啟動, 相較于其他研究成果[20, 21], 本試驗反應(yīng)器啟動較快是由于接種了大量的厭氧氨氧化菌.第25~34 d時, 反應(yīng)器氨氮、亞硝氮去除率大于95%, 1號反應(yīng)器出水總氮濃度為9.6~13.4 mg·L-1, 2號反應(yīng)器出水總氮濃度為9.8~12.6 mg·L-1, 均超過了北京市地方標(biāo)準(zhǔn)的A類排放標(biāo)準(zhǔn).出水中氮素濃度主要以硝氮的形式存在, 一方面, 由于亞硝化工藝難以控制, 進水中硝氮濃度為4~7 mg·L-1; 另一方面, 厭氧氨氧化工藝會有少量硝氮產(chǎn)生, 因此導(dǎo)致出水含有大量硝氮.
厭氧氨氧化反應(yīng)方程式如式(1)所示[5].從中可知, 厭氧氨氧化菌按1.32:1的比例消耗亞硝氮和氨氮基質(zhì).總氮去除量和出水硝氮增量之比為8, 該值稱為特征比.亞硝氮氨氮消耗比和特征比的大小受反硝化作用的影響, 反硝化作用增強, 亞硝氮氨氮消耗比和特征比均會上升.反應(yīng)器亞硝氮氨氮消耗比如圖 4所示.
S1階段末期, 1號反應(yīng)器平均亞硝氮氨氮消耗比為1.19, 平均特征比為8.18, 2號反應(yīng)器平均亞硝氮氨氮消耗比為1.22, 平均特征比為8.76, 表明反硝化作用較弱. Kumar等指出[8], 高C/N比會使反硝化細菌取代厭氧氨氧化菌, 成為反應(yīng)器的優(yōu)勢菌種.而在本試驗中, S1階段進水中COD濃度為25~50 mg·L-1, COD/NH4+為1.2~2, 處于較高水平, 但未觀察到明顯的反硝化作用. 1號和2號反應(yīng)器出水COD維持在20~45 mg·L-1, COD去除率僅為10%~25%.原因是A/O工藝和亞硝化工藝出水中COD大多數(shù)為難降解的有機物[22], 反硝化菌缺少碳源, 活性處于較低水平.而難降解的有機物對厭氧氨氧化菌影響較小[23], 因此在厭氧氨氧化菌和反硝化菌的競爭中占據(jù)優(yōu)勢, 維持了厭氧氨氧化工藝的穩(wěn)定.
2.2 SAD工藝的運行
S2階段1號和2號反應(yīng)器進水中分別有10 mg·L-1葡萄糖和丙酸鈉, 啟動SAD工藝. 1號反應(yīng)器投加葡萄糖后, 氨氮和亞硝氮去除率從95%降低到60%左右, 運行6 d后, 氨氮和亞硝氮去除率恢復(fù)至90%以上. 2號反應(yīng)器投加丙酸鈉后, 氨氮和亞硝氮去除率從95%降低到80%, 運行2 d后, 氨氮和亞硝氮去除率恢復(fù)至95%以上, 丙酸鈉對厭氧氨氧化菌的影響較小.第41~80 d, 1號反應(yīng)器平均出水總氮濃度為9.16 mg·L-1, 2號反應(yīng)器平均出水總氮濃度為9.33 mg·L-1. S2階段1號反應(yīng)器的亞硝氮氨氮消耗比為1.31, 平均特征比為12.60. 2號反應(yīng)器的亞硝氮氨氮消耗比為1.29, 平均特征比為12.16. S2階段末期, 1號和2號反應(yīng)器處理效果幾乎相同, 表明常溫條件下, 低濃度葡萄糖和丙酸鈉對于穩(wěn)定運行的SAD工藝宏觀作用效果相似.
S3階段基質(zhì)中有機物濃度提高到20 mg·L-1, 其他參數(shù)保持不變.在S3階段初期, 1號反應(yīng)器氨氮去除率由97%降低至78%, 厭氧氨氧化菌活性受到了暫時的抑制, 運行3 d后, 氨氮和亞硝氮去除率大于98%. 2號反應(yīng)器氨氮去除率幾乎沒有變化.相比于S2階段, 反應(yīng)器用較短的時間恢復(fù)了高效的氨氮和亞硝氮去除效果, 抗有機物沖擊負荷得到了明顯的提升.第85~117 d, 1號反應(yīng)器出水總氮濃度為6.5~9.8 mg·L-1, 平均出水總氮濃度為8.10 mg·L-1. 2號反應(yīng)器出水總氮濃度為7.0~9.5 mg·L-1, 平均出水總氮濃度為7.98 mg·L-1.相較于厭氧氨氧化工藝, 此時SAD工藝將出水總氮濃度降低了26%.
S3階段1號反應(yīng)器亞硝氮氨氮消耗比上升至1.34, 特征比上升至21.92. 2號反應(yīng)器亞硝氮氨氮消耗比為1.35, 平均特征比為25.51.亞硝氮氨氮消耗比及特征比的升高, 表明硝化細菌作用進一步得到提高.反應(yīng)器保持著高效厭氧氨氧化活性的同時, 提高了反硝化菌的活性.根據(jù)厭氧氨氧化方程式計算[5], 厭氧氨氧化途徑的氮損約為90%, 反硝化氮損約占10%.
S4階段, 進水中的有機物濃度提高到30 mg·L-1.該階段進水溫度、氨氮亞硝氮去除率如圖 5所示.第123~170d, 水溫為12.3~15.2℃, 1號出水總氮濃度為4.8~7.3 mg·L-1, 平均值為6.41 mg·L-1.與厭氧氨氧化工藝相比, SAD工藝出水總氮濃度降低了42%, 達到了北京市地方標(biāo)準(zhǔn)的A類排放標(biāo)準(zhǔn).厭氧氨氧化和反硝化途徑的氮損分別為83%和17%, 在常溫條件下, 進水中投加30 mg·L-1葡萄糖, 厭氧氨氧化菌和反硝化菌耦合效果良好.第171d, 運行進入冬季, 進水溫度降低至12℃以下. 1號反應(yīng)器亞硝氮的去除幾乎不受影響, 氨氮去除率明顯下降, 且隨溫度變化而變化.進水溫度為10~12℃時, 出水氨氮濃度為1.7~6.2 mg·L-1, 出水總氮濃度為7.0~10.2 mg·L-1, 超過了排放標(biāo)準(zhǔn).研究表明, 厭氧氨氧化菌活性受溫度影響大而反硝化菌活性受溫度影響小[24].在本試驗中, 基質(zhì)中投加30 mg·L-1葡萄糖, 溫度為10~12℃時, 反硝化途徑的氮損提高到30%左右, SAD工藝的平衡受到破壞并向反硝化工藝轉(zhuǎn)變.
S4階段, 2號反應(yīng)器出水總氮濃度為4.6~8.0 mg·L-1, 平均值為6.54 mg·L-1, 滿足了北京市地方標(biāo)準(zhǔn)的A類排放標(biāo)準(zhǔn).即使在10~12℃的低溫條件下, 氨氮去除率仍保持在90%, 厭氧氨氧化途徑的氮損約占85%, SAD工藝運行穩(wěn)定.以丙酸鈉作為碳源時, 低溫對SAD工藝的沖擊較小.研究表明, 厭氧氨氧化菌可以利用丙酸鈉等揮發(fā)性脂肪酸, 將硝酸鹽還原為氨氮, 且利用揮發(fā)性脂肪酸速率大于反硝化細菌[25~27].丙酸鈉為基質(zhì)有利于厭氧氨氧化菌同反硝化菌競爭, 即使在低溫條件下, SAD工藝仍能保持高效穩(wěn)定運行.
2.3 生物學(xué)特性研究
為了宏觀對比1號和2號反應(yīng)器中微生物的活性, 定期取濾料進行分析.每次取等量距底部10、30和50 cm的濾料, 測定濾料表面平均生物膜厚度以及污泥反應(yīng)速率, 結(jié)果如圖 6所示.
S1階段1號和2號反應(yīng)器污泥厭氧氨氧化速率(以MLSS計)分別為7.6 kg·(kg·d)-1和7.0 kg·(kg·d)-1, 兩者厭氧氨氧化速率大致相同, 均處于較高水平. S1由于A/O除磷出水中可降解有機物較少, 不利于異養(yǎng)菌的生長, 污泥厭氧氨氧化速率較高, 反硝化速率較低. S2~S4階段, 基質(zhì)中投加有機碳源, 有利于反硝化菌的生長, 污泥反硝化速率有所提高.反硝化菌大量增殖, 厭氧氨氧化菌在生物膜中的相對比例有所下降, 因此厭氧氨氧化速率逐步降低.投加有機物的濃度對污泥反應(yīng)速率影響較大, 隨著有機物濃度的升高, 污泥厭氧氨氧化速率逐步下降, 反硝化速率逐漸升高. 1號反應(yīng)器污泥厭氧氨氧化速率明顯下降, 反硝化速率顯著增高, 2號反應(yīng)器污泥反硝化速率增幅較小, 表明碳源種類對污泥反應(yīng)速率有較大影響.
在反應(yīng)器運行過程中, 生物膜厚度不斷增加. 1號反應(yīng)器生物膜厚度增長較快, 污泥厭氧氨氧化速率下降明顯, 反硝化速率顯著升高, 生物膜厚度的增長主要來源于反硝化菌的大量繁殖. 2號反應(yīng)器生物膜厚度增長較慢, 厭氧氨氧化反應(yīng)速率和反硝化速率變化幅度較小, 表明適量投加丙酸鈉不會導(dǎo)致反硝化菌大量增殖, 2號反應(yīng)器總氮去除率的提高主要來自厭氧氨氧化菌等微生物的異養(yǎng)代謝.
宏觀上, S2~S3階段, 1號和2號反應(yīng)器出水總氮濃度, 特征比及亞硝氮氨氮消耗比相差不大, 但污泥反應(yīng)速率存在較大差距. 1號反應(yīng)器投加葡萄糖后, 反硝化作用大大增強.反硝化菌將硝氮和亞硝氮轉(zhuǎn)化成氮氣, 因此導(dǎo)致亞硝氮氨氮消耗比和特征比的升高.而2號反應(yīng)器投加丙酸鈉, 厭氧氨氧化菌利用丙酸鈉將硝氮還原為氨氮, 去除硝氮的同時減少了氨氮消耗, 亞硝氮氨氮消耗比和特征比得以提升.
在市政污水處理廠SAD工藝運行過程中, 應(yīng)根據(jù)溫度選擇投加碳源的種類和濃度.水溫在12℃以上時, 可以投加30 mg·L-1葡萄糖以降低出水總氮濃度; 當(dāng)水溫降低至12℃以下時, 應(yīng)酌量減少葡萄糖的投加量, 避免SAD工藝向反硝化工藝轉(zhuǎn)變.投加丙酸鈉, SAD工藝在10~22℃的環(huán)境中均能高效穩(wěn)定運行.
3 結(jié)論
(1) 常溫條件(13℃以上)下, 進水投加30 mg·L-1葡萄糖, SAD工藝耦合效果良好, 平均出水總氮濃度為6.41 mg·L-1.相較于厭氧氨氧化工藝, SAD工藝出水總氮濃度降低了42%.低溫環(huán)境(10~13℃)中, 投加30 mg·L-1葡萄糖, SAD工藝穩(wěn)定性受到破壞并向反硝化工藝轉(zhuǎn)變.
(2) 常低溫環(huán)境(10~22℃)中, 基質(zhì)中投加30 mg·L-1丙酸鈉, SAD工藝均有良好的處理效果, 平均出水總氮濃度為6.54 mg·L-1, 丙酸鈉對低溫SAD工藝影響較小.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.yiban123.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
(3) 投加葡萄糖后, 污泥反硝化速率大大提高.投加丙酸鈉后, 污泥反硝化速率增幅較小, 總氮去除率的提高主要來自污泥中細菌異養(yǎng)代謝.建議污水處理廠實際應(yīng)用中采用丙酸鈉作為碳源, 以維持SAD工藝冬季高效穩(wěn)定運行.
