高徑比對(duì)生活污水好氧顆粒污泥系統(tǒng)的影響

李 冬,王櫻橋,張 杰,,李 帥,王玉穎

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高徑比對(duì)生活污水好氧顆粒污泥系統(tǒng)的影響

李 冬1*,王櫻橋1,張 杰1,2,李 帥2,王玉穎1

(1.北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100124；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,黑龍江 哈爾濱 150090)

采用3組高徑比分別為3:1,4.5:1和6:1的SBR反應(yīng)器(R1,R2,R3),以實(shí)際生活污水為進(jìn)水并接種污水處理廠二沉池的回流污泥,研究SBR高徑比對(duì)生活污水好氧顆粒污泥形成,同步去除碳,氮,磷性能的影響.結(jié)果表明,R1,R2,R3分別歷時(shí)42,35和28d啟動(dòng)成功;顆粒污泥培養(yǎng)成熟后,其平均粒徑逐漸趨于穩(wěn)定,分別可達(dá)750,900,1100μm.啟動(dòng)階段,R1,R2,R3對(duì)總氮的去除率分別為66%,61%,62%;顆粒污泥成熟后,R1,R2和R3出水均滿足《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn),總氮去除率分別為79%,85%,91%,總磷去除率分別為91%,93%,94%,COD去除率分別為89%,92%,93%.進(jìn)一步分析表明,在本試驗(yàn)研究范圍內(nèi),SBR高徑比增大有利于好氧顆粒污泥的形成,且利于增大顆粒粒徑,進(jìn)而提高沉淀性能和同步去除碳,氮,磷的性能.

生活污水；高徑比；好氧顆粒污泥；SBR；脫氮除磷

根據(jù)《2017中國(guó)環(huán)境狀況公報(bào)》[1]顯示,全國(guó)地表水中Ⅳ類,Ⅴ類水質(zhì)占23.8%,劣Ⅴ類水質(zhì)占8.3%,水體污染嚴(yán)重,污水存在氮,磷超標(biāo)等問(wèn)題.因此,高效脫氮除磷成為污水處理廠的主要任務(wù)之一.好氧顆粒污泥具有良好的沉降性能,密實(shí)的結(jié)構(gòu),較高濃度的生物量,較強(qiáng)的耐沖擊負(fù)荷和抵抗有毒有害物質(zhì)的能力[2],其內(nèi)部有適合厭氧微生物生存的缺/厭氧區(qū),能同時(shí)實(shí)現(xiàn)硝化反硝化[3].為便于好氧顆粒污泥技術(shù)的快速實(shí)際應(yīng)用,將其與現(xiàn)有的SBR工藝相結(jié)合能夠有效提高處理效能,降低運(yùn)行成本[4],因此,好氧顆粒污泥SBR工藝成為污水生物處理領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)之一[5].

國(guó)內(nèi)外研究表明反應(yīng)器較大高徑比(/)對(duì)反應(yīng)器中液體的流動(dòng)形式,微生物的聚合形態(tài)有重要的影響[6-9].有研究[5,10]表明,/越大,顆粒污泥成熟時(shí)間越短且結(jié)構(gòu)越密實(shí).但是,研究者只采用兩組不同高徑比的SBR反應(yīng)器,無(wú)法表明高徑比影響好氧顆粒污泥形成的準(zhǔn)確趨勢(shì),且在顆粒形成及穩(wěn)定過(guò)程中僅局限于對(duì)氮素污染物的去除,而對(duì)污染物碳,氮,磷的同步去除效果沒(méi)有進(jìn)行全面的研究.

此外,研究[11-12]表明,間歇曝氣的運(yùn)行方式對(duì)于碳,氮,磷的同步去除效果要優(yōu)于全程好氧的運(yùn)行方式.因此,本試驗(yàn)采用厭氧/好氧(A/O)的運(yùn)行方式,以實(shí)際生活污水為進(jìn)水,采用3組高徑比分別為3:1, 4.5:1和6:1的SBR反應(yīng)器,研究好氧顆粒污泥SBR工藝反應(yīng)器高徑比對(duì)顆粒污泥形成以及同步去除碳,氮,磷性能的影響.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行方式

本試驗(yàn)采用3組高徑比分別為3:1,4.5:1和6:1的SBR反應(yīng)器(R1,R2,R3),有效容積均為18L(R1, R2,R3高分別為650,800,1000mm,直徑分別為200,170,160mm).反應(yīng)器材料為有機(jī)玻璃,頂部進(jìn)水,通過(guò)時(shí)控開(kāi)關(guān)控制進(jìn)水,攪拌,曝氣,出水.用鼓風(fēng)機(jī)進(jìn)行底部曝氣,用轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制曝氣流量.

圖1 SBR反應(yīng)器裝置示意

1.進(jìn)水箱;2.蠕動(dòng)泵;3.出水;4.氣體流量計(jì);5.鼓風(fēng)機(jī);6.進(jìn)水,出水,攪拌,曝氣時(shí)序控制器;7.攪拌機(jī)

反應(yīng)器每天運(yùn)行4個(gè)周期,每個(gè)周期6h:10min進(jìn)水,80min厭氧,210min好氧,30~3min沉淀(沉淀時(shí)間在顆粒培養(yǎng)階段逐漸由30min遞減至3min,顆粒成熟之后保持3min),10min排水,換水比為75%,剩余時(shí)間閑置.試驗(yàn)過(guò)程對(duì)溫度和pH值不做控制,運(yùn)行溫度為15~25℃.控制曝氣流量為1.5L/min.

1.2 污水水質(zhì)與接種污泥

接種污泥為北京市某污水處理廠二沉池回流污泥,MLSS為3518mg/L;試驗(yàn)用水為北京工業(yè)大學(xué)家屬區(qū)化糞池的實(shí)際生活污水,各項(xiàng)水質(zhì)指標(biāo)見(jiàn)表1.

表1 生活污水水質(zhì)組分

1.3 分析項(xiàng)目及方法

pH值,DO及溫度的測(cè)定采用WTW pH/Oxi 340i便攜式多參數(shù)測(cè)定儀;NH4+-N,NO2--N,NO3--N, MLSS,MLVSS,SV30等指標(biāo)均采用國(guó)家規(guī)定的標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定[13],MLSS測(cè)定取樣時(shí)間為曝氣15min時(shí),反應(yīng)器內(nèi)泥水混合物混合均勻后取樣,進(jìn)而保證樣品的均勻性.為了確保數(shù)據(jù)的準(zhǔn)確性,每次測(cè)量均進(jìn)行3組平行實(shí)驗(yàn); COD和總磷采用5B-3B COD多參數(shù)快速測(cè)定儀;污泥中EPS的提取采用熱提取法[14],多糖測(cè)定采用苯酚硫酸法[15],蛋白質(zhì)測(cè)定采用考馬斯亮藍(lán)法[16];顆粒粒徑測(cè)定采用Mastersize 2000型激光粒度分析儀,顆粒形態(tài)觀察使用Hitachi S4300電子顯微鏡;污泥沉降性能分析方法:以污泥體積指數(shù)(SVI)評(píng)估反應(yīng)器中污泥的沉降能力[17-18], SVI為混合液靜置30min后污泥容積(mL)與污泥干質(zhì)量比(g),按下式計(jì)算:

式中:SV30為反應(yīng)器曝氣時(shí),混合液在量筒內(nèi)靜止沉降30min后,污泥所占混合液的體積百分比 (mL/L); MLSS為混合液懸浮固體濃度(g/L).

2 結(jié)果與討論

2.1 高徑比對(duì)好氧顆粒污泥形成及形態(tài)結(jié)構(gòu)的影響

R1,R2,R3分別歷時(shí)42,35和28d,反應(yīng)器內(nèi)顆粒的平均粒徑達(dá)到340μm,Awang等指出當(dāng)顆粒粒徑達(dá)到340μm時(shí),可以認(rèn)為成功實(shí)現(xiàn)顆?；痆10],好氧顆粒污泥工藝啟動(dòng)成功.顆粒污泥培養(yǎng)成熟后,其平均粒徑分別可達(dá)750,900,1100μm.由于本試驗(yàn)3組反應(yīng)器容積,曝氣量一定,較大的高徑比可以提供更大的表觀氣速和水力剪切力,在反應(yīng)器中形成一個(gè)較長(zhǎng)的環(huán)狀水流[19],微生物在流動(dòng)的過(guò)程中碰撞的機(jī)會(huì)更大,有利于微生物的聚集,故R3反應(yīng)器中污泥顆?；瘯r(shí)間較短.

有研究[18]表明絮狀污泥在水力剪切力和胞外聚合物(EPS)的雙重作用下凝聚粘附形成顆粒.EPS也是污泥顆粒化程度的一個(gè)指標(biāo)[20],其主要由蛋白質(zhì)(PN)和多糖(PS)組成[17],由細(xì)胞分泌,是絮狀污泥顆?；^(guò)程中必需的物質(zhì).本試驗(yàn)每7d分別在R1,R2,R3中取樣并測(cè)定不同反應(yīng)器中的PN,PS.

如圖2所示,PN,PS在顆粒污泥形成階段(0~ 42d,0~35d和0~28d)整體呈上升趨勢(shì),R1,R2,R3中PN含量分別由初始的66.98,70.66,65.14mg/g增加到最大值122.19,153.76,168.09mg/g,PS含量增加較少,分別由初始的35.12,23.78,25.74mg/g增加到最大值62.13,43.50,57.18mg/g.由于PN和PS對(duì)好氧顆粒污泥形成的影響不同,PS主要起架橋作用,而PN會(huì)影響污泥表面的電負(fù)性和疏水機(jī)能[21],故在顆粒形成階段,PN含量增加使相對(duì)疏水性增加,細(xì)胞表面自由能降低,細(xì)菌之間的黏附性能也隨之增加,從而使微生物細(xì)胞更易于從水相中脫離出來(lái)并聚集在一起,有效促進(jìn)顆粒污泥的形成.所以,PN較PS增加明顯,且R3中PN含量增加最多.

在反應(yīng)器運(yùn)行的第130d,顆粒性能和形態(tài)穩(wěn)定,分別從R1,R2,R3中取適量好氧顆粒污泥,進(jìn)行拍照和顯微鏡觀察,如圖3所示.R1中,顆粒粒徑較小,結(jié)構(gòu)比較松散,形狀不規(guī)則,外表比較粗糙;R2中顆粒粒徑較R1中顆粒稍大,但大小不一;R3中的顆粒粒徑最大,且形狀比較規(guī)則.由于細(xì)胞分泌PN和PS受氮負(fù)荷,水流和氣流剪切力,微生物種群等因素影響[17],進(jìn)而影響顆粒形成和性狀,但是無(wú)法確定具體是哪種因素的影響,所以選擇這些因素共同影響的PN/PS作為影響因素.由于PN/PS較高,微生物易于從水中分離出來(lái),進(jìn)而發(fā)生相互粘附聚集形成菌膠團(tuán),縮短好氧顆粒污泥的形成時(shí)間并增大顆粒粒徑[22].本試驗(yàn)在顆粒形成階段,PN/PS值呈遞增趨勢(shì),且R3反應(yīng)器中PN/PS值最大,這在一定程度上解釋了高徑比為6:1的反應(yīng)器啟動(dòng)時(shí)間較短的原因.當(dāng)顆粒成熟之后,顆粒粒徑不再增長(zhǎng),PN/PS在相對(duì)穩(wěn)定范圍內(nèi)波動(dòng).由此可見(jiàn),顆粒形態(tài)與高徑比有關(guān),高徑比較大提供較大的水力剪切力, PN的分泌得到了強(qiáng)化[23],PN/PS提高,顆粒粒徑較大,外表規(guī)則且光滑.

2.2 好氧顆粒污泥的沉降性能

本試驗(yàn)從第21d開(kāi)始,采取逐漸縮短沉淀時(shí)間的方式,截留反應(yīng)器內(nèi)沉降性能好的污泥,排出沉降性能不好的絮狀污泥,反應(yīng)器中污泥濃度下降.如圖4所示,3組反應(yīng)器內(nèi)的初始污泥濃度(MLSS)分別為3599,3629,3610mg/L,污泥濃度不斷下降,至第42,35和28d分別降至2597,2610,和2677mg/L.顆粒污泥啟動(dòng)成功后,污泥流失較少,污泥濃度開(kāi)始緩慢上升.顆粒污泥成熟后,本試驗(yàn)通過(guò)定期排泥的方式使污泥濃度基本穩(wěn)定在5500~6500mg/L,MLSS的變化情況反映了高徑比不同的SBR反應(yīng)器中污泥的顆粒化進(jìn)程,高徑比增大,顆?；M(jìn)程加快.

污泥體積指數(shù)(SVI)能夠表示污泥的沉降能力,可以評(píng)估反應(yīng)器中顆粒污泥的留存能力,SVI值越低,沉降性能越好[17].從圖4中可以看出R1,R2,R3中SVI均呈先增加后下降的趨勢(shì),與反應(yīng)器中EPS的變化相似,分析原因?yàn)樵陬w粒形成階段,EPS與細(xì)胞體結(jié)合不緊密,具有流動(dòng)性[24],故導(dǎo)致污泥絮體體積增大,密度減小,SVI增大.顆粒成熟之后,EPS與細(xì)胞體結(jié)合緊密,EPS架橋?qū)W說(shuō)認(rèn)為,當(dāng)EPS中高分子物質(zhì)與微生物緊密接觸時(shí),EPS中含線性或分支狀長(zhǎng)鏈結(jié)構(gòu)的活性基團(tuán)借助離子鍵,氫鍵,配位鍵等與微生物細(xì)胞結(jié)合形成三維網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)的絮凝體[25],故有利于污泥沉降,SVI值逐漸降低.隨著顆粒粒徑增大,反應(yīng)器內(nèi)的SVI值不斷下降,反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥的沉降性能不斷提高.當(dāng)顆粒成熟之后,SVI值在相對(duì)穩(wěn)定范圍內(nèi)波動(dòng),R3中的SVI值較R1,R2反應(yīng)器中小,穩(wěn)定在30mL/g左右,高徑比影響顆粒污泥的沉降性能,在本試驗(yàn)范圍內(nèi),高徑比越大,沉降性能越好.

顆粒污泥中的生物量與混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)有關(guān)[26].為比較3個(gè)反應(yīng)器中污泥的生物量,分別取樣測(cè)量反應(yīng)器內(nèi)的MLVSS,并計(jì)算MLVSS/MLSS,結(jié)果見(jiàn)圖4.Wu等[27]的研究中指出較大粒徑的顆粒有著較厚的生物層.本試驗(yàn)中,反應(yīng)器內(nèi)好氧顆粒污泥粒徑關(guān)系為R1

2.3 好氧顆粒污泥系統(tǒng)同步去除碳,氮,磷的性能

如圖5所示,從顆粒污泥形成到顆粒污泥成熟, R1,R2,R3出水COD和總磷濃度相差不大.由于反應(yīng)器內(nèi)接種的絮狀污泥需要適應(yīng)反應(yīng)器內(nèi)的環(huán)境,所以啟動(dòng)初期20d內(nèi)出水COD,總磷濃度較高.適應(yīng)環(huán)境后,出水COD和總磷濃度分別在50和0.5mg/L以下,去除效率均達(dá)到85%以上.由于好氧顆粒污泥平均粒徑大小對(duì)異養(yǎng)菌進(jìn)行有機(jī)質(zhì)降解過(guò)程影響不大[28],而R1,R2,R3反應(yīng)器除顆粒平均粒徑不同外其他條件均相同,所以R1,R2,R3反應(yīng)器出水COD濃度相差不大,COD去除情況相似.

在顆粒脫氮過(guò)程中,當(dāng)曝氣量充足時(shí),硝化作用容易完成,但通常會(huì)限制反硝化作用.反硝化作用發(fā)生在缺氧段或單個(gè)顆粒內(nèi)部的缺氧區(qū),而單個(gè)顆粒缺氧區(qū)大小會(huì)影響反硝化速率[29],進(jìn)而影響總氮去除速率.如圖5所示,顆粒污泥啟動(dòng)時(shí)期(0~42d,0~35d和0~28d)出水硝態(tài)氮平均濃度分別為14,12,13mg/L.顆粒成熟之后,R1,R2,R3反應(yīng)器中出水平均硝態(tài)氮濃度分別為11,7,4mg/L.總氮平均去除率由66%, 72%,65%增加為79%,85%,91%.分析原因?yàn)樵陬w粒污泥形成階段為使總磷得到有效去除,本試驗(yàn)選擇厭氧80min,好氧210min的A/O運(yùn)行方式,但是由于厭氧反硝化時(shí)間較短,出水硝態(tài)氮濃度過(guò)高,導(dǎo)致反應(yīng)器出水不達(dá)標(biāo),而絮狀污泥內(nèi)部無(wú)法形成厭氧反硝化所需的厭氧微觀環(huán)境,導(dǎo)致反應(yīng)器脫氮效果達(dá)不到《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)[30].當(dāng)顆粒污泥成熟后,R1,R2,R3反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥平均粒徑分別為750,900,1100μm,Kishida等[31]通過(guò)微傳感器測(cè)量發(fā)現(xiàn),顆粒污泥中氧的穿透深度約為100μm,溶解氧在向顆粒內(nèi)部滲透時(shí)受到傳質(zhì)阻力,同時(shí)不斷被消耗,所以平均粒徑較大的好氧顆粒污泥內(nèi)部存在缺氧或厭氧區(qū)域[31-32],故進(jìn)行污水脫氮時(shí),單個(gè)大顆粒能夠同時(shí)實(shí)現(xiàn)顆粒外層硝化和內(nèi)層反硝化.有研究[32-35]表明粒徑較大顆粒污泥內(nèi)部缺氧區(qū)比粒徑較小顆粒污泥大,故本試驗(yàn)在好氧條件下大粒徑好氧顆粒污泥內(nèi)部反硝化效率要相對(duì)要高,R3中顆粒粒徑較大,其內(nèi)部有相對(duì)較大的缺氧區(qū),故其脫氮效率比R1,R2中小顆粒污泥相對(duì)要高.

圖5 3組反應(yīng)器去除COD,總磷,總氮和NOx-N的性能

2.4 典型周期內(nèi)污染物濃度變化

為了進(jìn)一步驗(yàn)證R3反應(yīng)器脫氮效果較好的原因,本文在反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行的第128d進(jìn)行了周期試驗(yàn),圖6為R1,R2,R3在第128d的一個(gè)典型周期內(nèi)亞硝態(tài)氮,硝態(tài)氮,總氮,COD,總磷,溶解氧(DO)的濃度變化.在進(jìn)水和厭氧段,R1,R2,R3反應(yīng)器的DO濃度均在0.02mg/L以下,由于厭氧段進(jìn)水中有機(jī)物發(fā)生水解酸化作用,pH值保持在7.2左右,在進(jìn)入好氧段以后,R1,R2,R3中DO緩慢增加,最終穩(wěn)定在8mg/L左右,pH值也增大到7.25,反應(yīng)器內(nèi)具有良好的A/O運(yùn)行環(huán)境.

在厭氧段末,總磷濃度由6.219mg/L升高至35.09,35.17,36.78mg/L.聚磷菌將有機(jī)物轉(zhuǎn)化為聚β-羥基鏈烷酸鹽(PHAs)儲(chǔ)存在細(xì)胞內(nèi),過(guò)程中分解體內(nèi)的聚磷酸鹽[36],反應(yīng)器內(nèi)的總磷濃度顯著增加.好氧階段,好氧顆粒污泥進(jìn)行過(guò)量的磷吸收,總磷含量顯著下降,分別降至0.50,0.06,0.13mg/L,R1,R2和R3出水均滿足《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)[30].

R1,R2,R3內(nèi)COD變化趨勢(shì)相似,COD濃度在厭氧段下降明顯,在厭氧段末,R1,R2,R3內(nèi)COD濃度由277.1mg/L分別降至72.69,69.28,31.95mg/L,可見(jiàn)COD主要在厭氧攪拌階段被聚磷菌和反硝化菌等異養(yǎng)菌利用,且R3反應(yīng)器消耗的COD含量最多.在曝氣后的3h內(nèi),COD濃度持續(xù)下降,R1,R2內(nèi)的氨氮濃度分別由23.95,21.21mg/L降低為3.37, 2.57mg/L, 硝態(tài)氮濃度由2.37,0mg/L升高至12.87, 12.52mg/L,而亞硝態(tài)氮濃度幾乎沒(méi)變,可知,R1,R2中好氧硝化反應(yīng)的主要產(chǎn)物是硝酸鹽.R3中氨氮由21.27mg/L降至2.3mg/L,硝態(tài)氮由0mg/L增加為14.64mg/L,亞硝態(tài)氮在曝氣后的3h內(nèi)出現(xiàn)先升高后降低的變化,可知R3中好氧階段1h內(nèi)硝化的主要產(chǎn)物為亞硝酸鹽,之后產(chǎn)物為硝酸鹽,分析原因?yàn)镽3內(nèi)顆粒污泥在厭氧段吸附了較多的有機(jī)物,在好氧段開(kāi)始以后,異養(yǎng)菌與自養(yǎng)菌之間對(duì)溶解氧存在競(jìng)爭(zhēng),由于硝化細(xì)菌等自養(yǎng)菌群在有機(jī)物大量存在時(shí)無(wú)法占到優(yōu)勢(shì),因此造成了硝化反應(yīng)的延遲,但是由于反硝化速率相對(duì)較低,可以使硝化,反硝化保持相近的速率,不會(huì)使好氧中后期細(xì)胞內(nèi)反硝化碳源匱乏,所以能夠獲得良好的脫氮效果.總氮的去除主要發(fā)生在缺氧段的反硝化和好氧段的同步硝化反硝化,其中缺氧反硝化使總氮濃度從45.32mg/L降為31.96,23.62,29.46mg/L.好氧段的硝化以及顆粒內(nèi)部存在的同步硝化反硝化,總氮濃度降至13.35,11.12, 9.29mg/L.周期末,COD濃度分別為40.94,34.64, 8.6mg/L.

對(duì)比周期實(shí)驗(yàn)內(nèi)各參數(shù)發(fā)現(xiàn),不同高徑比的SBR反應(yīng)器以A/O運(yùn)行方式培養(yǎng)好氧顆粒污泥,對(duì)實(shí)際生活污水均具有良好的處理效果.R1,R2,R3反應(yīng)器出水COD濃度均在50mg/L以下,出水總磷濃度均在0.5mg/L以下,但是在本試驗(yàn)范圍內(nèi)高徑比較大的反應(yīng)器培養(yǎng)的顆粒污泥粒徑較大,有研究[28]指出大顆粒污泥內(nèi)部缺氧區(qū)比小顆粒污泥大,故在好氧條件下R3反硝化效率相對(duì)要高,具有相對(duì)高的脫氮效率.

3 結(jié)論

3.1 以實(shí)際生活污水為進(jìn)水的3組反應(yīng)器(R1,R2, R3)分別歷時(shí)42,35和28d啟動(dòng)成功,顆粒污泥培養(yǎng)成熟后,其平均粒徑逐漸趨于穩(wěn)定,分別可達(dá)750,900和1100μm.與反應(yīng)器較低高徑比(R1)條件下形成的好氧顆粒污泥相比,較高高徑比(R2,R3)中好氧顆粒形成時(shí)間短,顆粒形狀規(guī)則,外表光滑.

3.2 顆粒成熟之后,R1,R2,R3反應(yīng)器中MLVSS/ MLSS大小分別為0.82,0.89和0.95.SVI平均值分別為38,35,30mg/g.在本試驗(yàn)研究范圍內(nèi),高徑比較大的反應(yīng)器,可以富集較高濃度的生物量且顆粒沉降性能好.

3.3 以A/O運(yùn)行方式培養(yǎng)好氧顆粒污泥,顆粒成熟之后,R1,R2,R3對(duì)COD和總磷的去除率均保持在85%以上,對(duì)總氮去除率分別為79%,85%,91%.高徑比不同影響好氧顆粒污泥的脫氮性能,高徑比大形成的顆粒粒徑較大,脫氮效果較好

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The impact of height/diameter ratio on aerobic granular sludge(AGS) system in domestic sewage.

LI Dong1*, WANG Ying-qiao1, ZHANG Jie1,2, LI Shuai2, WANG Yu-ying1

(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)., 2019,39(1)：141~148

Three column Sequencing Batch Reactor (SBR) (R1, R2, R3) with reactor height/diameter ratio of 3:1, 4.5:1 and 6:1 were used in this experiment. The actual domestic sewage was taken as influent and inoculate the sludge returned from the secondary sedimentation tank of the sewage treatment plant. Study the impact of SBR height/diameter ratio on the formation,nitrogen and phosphorus removal and decarburization of aerobic granular sludge in domestic sewage. The results showed that R1, R2, R3 are started successfully with 42,35 and 28d respectively. The average size of the aerobic granular sludge in R1, R2 and R3 are 750, 900 and 1100μm when the granules have matured. In the start-up stage, The removal rates of TN of R1, R2 and R3 are 66%, 61% and 62%, respectively. After the granular sludge matured, the effluent of R1, R2 and R3 all reachesⅠA standard of the Urban Sewage Treatment Plant Pollutant Discharge Standard of China, and the removal rates of TN, TP and COD are 79%, 85% and 91%, 91%, 93% and 94% and 89%, 92% and 93% respectively. Further analysis shows that within the scope of this experimental study, the increase of SBR height/diameter ratio is beneficial to the formation of aerobic granular sludge and increasing the size, so that the precipitation performance and the simultaneous, nitrogen and phosphorus removal performance improved.

domestic sewage；height/diameter ratio；aerobic granular sludge；SBR；nitrogen and phosphorus removal

X703

A

1000-6923(2019)01-0141-08

李 冬(1976-),女,遼寧丹東人,教授,博士,主要研究方向?yàn)樗|(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)關(guān)鍵技術(shù).發(fā)表論文160余篇.

2018-05-14

北京市青年拔尖團(tuán)隊(duì)資助項(xiàng)目(2014000026833TD02)

* 責(zé)任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn