上海普陀农村污水处理企业-低DO生物脱氮工艺处理污水

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关键词：碳源,农村污水处理,上海普陀农村污水处理企业.

上海普陀农村污水处理企业为您整理热点：低DO生物脱氮工艺处理污水。

　　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.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.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.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,而处理低C/N 生活污水的最大障碍为反硝化碳源不足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 NOx--N 为电子受体进行反硝化反应,去除 NOx--N的微生物.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

　　1.2 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.

　　1.3 厌氧段被吸收储存为内碳源的 COD 量 CODabs=DCOD-(1.71DNO2--N+2.86DNO3--N)

　　(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、DNO --N 和DNO --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.

　　1.3 SND 率计算公式

　　SND 率表示 LDON-SBR 中的氮损失情况[14],计算公式如下:

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

　　1 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.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.

　　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.具体联系污水宝或参见http://www.dowater.com更多相关技术文档。

　　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.

图 4  第 118d ED-SBR 反应器中基本物质浓度的变化

　　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), PO43--P 的去除率较低(59%<85%<88.99%<94%),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.

　　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 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 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,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, 但该 LDON-SBR 进水中 NH4+-N 和 PO3 -P 浓度均处于较高水平,故不易发生污泥膨胀.

　　邹联沛等在研究 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,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,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.

　　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 NH +-N 和缺氧末残留的少量NO --N,与其他研究相比较发现，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 NH +-N 剩余,出水 NH +-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.

　　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.(来源：北京工业大学)

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