溶解氧對單級顆粒污泥自養(yǎng)脫氮系統(tǒng)影響的模擬

李柏林,任曉玲,李 曄,汪 月,王 偉,梁亞楠

溶解氧對單級顆粒污泥自養(yǎng)脫氮系統(tǒng)影響的模擬

李柏林*,任曉玲,李 曄,汪 月,王 偉,梁亞楠

(武漢理工大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院,礦物資源加工與環(huán)境湖北省重點實驗室,湖北 武漢 430070)

為了研究溶解氧對SBR單級顆粒污泥自養(yǎng)脫氮系統(tǒng)的影響,基于活性污泥ASM3模型和短程硝化-硝化-反硝化模型,將顆粒污泥傳質(zhì)過程與氨氧化菌(AOB)、厭氧氨氧化菌(AAOB)、亞硝酸鹽氧化菌(NOB)、反硝化菌(DNF)的生長過程、好氧內(nèi)源呼吸及缺氧內(nèi)源呼吸過程等耦合,建立了單級自養(yǎng)脫氮顆粒污泥動力學(xué)模型,并對顆粒內(nèi)部基質(zhì)濃度分布進行預(yù)測.結(jié)果顯示,當(dāng)DO為0.4mg/L時,好氧區(qū)和缺氧區(qū)(厭氧區(qū))的比例為0.4:1;當(dāng)DO為0.6mg/L時,顆粒污泥好氧區(qū)與缺氧區(qū)(厭氧區(qū))的比例為3:1.同時,根據(jù)基質(zhì)反應(yīng)速率方程,建立了顆粒污泥的單級自養(yǎng)脫氮系統(tǒng)動力學(xué)模型,對SBR系統(tǒng)運行效果進行預(yù)測,結(jié)果顯示,DO為0.6mg/L時,氨氮反應(yīng)完全,亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮在5mg/L以下,總氮去除率模擬值為89%左右,略低于實際測量脫氮率95%.

單級自養(yǎng)脫氮；顆粒污泥；DO；動力學(xué)模型

溶解氧(DO)被認為是影響微生物過程的化學(xué)計量學(xué)和動力學(xué)參數(shù)的重要環(huán)境因素之一[1].控制單級顆粒污泥自養(yǎng)脫氮反應(yīng)器內(nèi)的DO既能實現(xiàn)系統(tǒng)內(nèi)亞硝酸鹽氧化菌(NOB)的淘汰,又能形成好氧、厭氧共存的環(huán)境,這是實現(xiàn)亞硝酸化與厭氧氨氧化耦合的關(guān)鍵[2].

數(shù)學(xué)模型作為評估工具有很強的實用性,可以幫助系統(tǒng)的設(shè)計,操作和優(yōu)化.國際水協(xié)相繼開發(fā)了一系列活性污泥數(shù)學(xué)模型(ASMs)來描述系統(tǒng)中有機物及氮磷去除動力學(xué)機理[3].經(jīng)過ASM1、ASM2的發(fā)展,最終克服先前模型的不足,引入了3號活性污泥模型(ASM3),同時研究者還對ASM3進行了一定的修正并使模型得到廣泛應(yīng)用[4].如Koch等[5]對ASM3進行修正應(yīng)用于瑞士市政府的廢水模擬;Ni等[6]修正ASM3,充分描述循環(huán)運行期間的中試規(guī)模SBR動態(tài)及活性污泥中的異養(yǎng)貯藏和生長過程.然而上述ASM3只考慮了基于硝酸鹽的反硝化作用,并沒有將亞硝酸鹽考慮進模型,這對單級自養(yǎng)脫氮這種以氨氮和亞硝酸鹽為基質(zhì)進行脫氮系統(tǒng)的研究極為不利.很多學(xué)者對其進行改進來解決這個缺陷,這得益于Nowak等[7]提出的短程硝化-硝化-反硝化模型,Iacopozzi等[8]將兩模型進行結(jié)合研究;Zhou等[9]利用改進的ASM3模型模擬好氧顆粒污泥SBR系統(tǒng)的性能.但這些改進模型并未預(yù)測顆粒污泥內(nèi)部基質(zhì)情況,而且模型中缺少關(guān)于系統(tǒng)中DO的描述,導(dǎo)致DO對系統(tǒng)的影響缺少準(zhǔn)確的評估.

本文基于ASM3模型和短程硝化-硝化-反硝化模型,建立顆粒污泥動力學(xué)模型,運用Wolfram Mathematica數(shù)學(xué)處理軟件,來描述單級自養(yǎng)系統(tǒng)內(nèi)不同DO條件下顆粒污泥內(nèi)部基質(zhì)分布及反應(yīng)器運行效果,為反應(yīng)器運行提供參考,優(yōu)化系統(tǒng)的運行條件,提高反應(yīng)器的脫氮效果.

1 動力學(xué)模型建立過程

SBR單級顆粒污泥自養(yǎng)脫氮系統(tǒng)數(shù)學(xué)模型以活性污泥ASM3模型和短程硝化-硝化-反硝化模型為基礎(chǔ),考慮到基質(zhì)在污泥內(nèi)部的傳質(zhì)及微生物利用情況,建立包含氨氧化菌(AOB)、NOB、厭氧氨氧化菌(AAOB)和異養(yǎng)菌的微生物生長及傳質(zhì)模型.

1.1 模型假設(shè)

該模型假設(shè)如下:(1)全程自養(yǎng)脫氮顆粒污泥為理想球體,其物理性質(zhì)、化學(xué)性質(zhì)均一,顆粒污泥內(nèi)部分為亞硝酸菌層和厭氧氨氧化層,之間有明顯的界限,異養(yǎng)菌均勻分布在整個顆粒內(nèi),數(shù)量恒定,密度均勻;(2)全程自養(yǎng)脫氮絮狀污泥為理想的分散介質(zhì),其微生物均勻分散在污泥內(nèi)部,數(shù)量恒定,密度均一;(3)液相主體完全混合均勻,忽略液相與污泥表面的傳質(zhì)阻力;固液傳質(zhì)過程與反應(yīng)過程相比,其速度很快;(4)系統(tǒng)溫度和pH值恒定.該模型動力學(xué)參數(shù)選取特定溫度和pH值下的參考值,忽略了溫度和pH值對模型的動態(tài)影響,若有需要,可改變模型中參數(shù)值;(5)該模型只研究污泥內(nèi)部氮素去除動力學(xué),不考慮內(nèi)部磷的去除情況;(6)衰減用內(nèi)源呼吸表示,反應(yīng)產(chǎn)物不在污泥內(nèi)部積累,不含有機氮.

1.2 動力學(xué)方程及反應(yīng)過程計量學(xué)

單級顆粒污泥自養(yǎng)脫氮動力學(xué)模型考慮AOB、AAOB、NOB和異養(yǎng)菌的代謝過程,所涉及到的微生物代謝過程及相應(yīng)的動力學(xué)方程如表1所示.在反應(yīng)過程中,各組分的變化遵循一定的守恒原理[10],本文基于電子數(shù)守恒、氮元素守恒及電荷守恒原則,建立單級自養(yǎng)脫氮反應(yīng)過程的計量學(xué)矩陣,反應(yīng)過程各組分的變化可通過組分矩陣(表2)來計算,其計算結(jié)果見表3.同一組分可能參與多個不同的反應(yīng)過程,因此在模型計量學(xué)矩陣中將同一組分在不同反應(yīng)中的計量系數(shù)與其對應(yīng)的反應(yīng)過程動力學(xué)方程相乘結(jié)果的總和,得到該組分在系統(tǒng)中的變化情況[3].

表1 單級自養(yǎng)脫氮反應(yīng)動力學(xué)方程表

續(xù)表1

表2 組分矩陣

注:(1)ThOD為理論需氧量,COD的守恒形式,g(ThOD);(2)N,B為細胞中氮含量,mg/mg;(3)N,I為惰性顆粒性有機物中的氮含量,mg/mg.

表3 反應(yīng)過程計量學(xué)矩陣計算結(jié)果

注:(1)同一行表示相同反應(yīng)過程中所涉及的各組分變化關(guān)系,同一列則表示同一種組分在不同的反應(yīng)過程中的變化情況;(2)AOBNOBAAOB表示AOB、NOB、AAOB產(chǎn)率系數(shù),gCODx/gN,X表示顆粒性組分,下同;(3)I表示惰性生物質(zhì)中的比例,gCODx/gCOD;(4)H表示異養(yǎng)菌產(chǎn)率系數(shù),gCODx/gCOD.

1.3 模型的建立

模型中,基質(zhì)須經(jīng)過擴散作用從液相傳遞到污泥參與微生物反應(yīng),基質(zhì)擴散過程包括液-固傳質(zhì)和固-固傳質(zhì).與固-固傳質(zhì)相比,液-固傳質(zhì)阻力可以忽略,此模型只考慮污泥內(nèi)部的傳質(zhì).

整理得式(1):

式中:0為基質(zhì)去除速率,S為基質(zhì)在顆粒污泥內(nèi)的傳質(zhì)阻力,為顆粒污泥半徑.

邊界條件如式(2):

式中:為顆粒污泥半徑.

模型中參數(shù)的定義和取值見表4.模型中設(shè)置初始條件為:顆粒粒徑為3mm,污泥內(nèi)部AOB、NOB、AAOB和DNF的比值為30:1:100:3.

模型中溶解氧、氨氮、硝酸鹽氮、氮氣去除速率表達方程均可由式(3)求出.

式中:v為第種組分在第反應(yīng)過程的化學(xué)計量系數(shù);μ為第過程的動力學(xué)表達方程.

表4 模型動力學(xué)和計量學(xué)參數(shù)定義及參考值[11-19]

2 材料與方法

2.1 反應(yīng)裝置及接種污泥

為了驗證不同DO對反應(yīng)器脫氮性能的影響,采用有機玻璃制成的圓柱形SBR系統(tǒng)進行實驗.反應(yīng)器高40cm,直徑15cm,有效體積為4L,每次出水2L,實驗進水采用模擬廢水,接種的污泥為實驗室培養(yǎng)成熟的自養(yǎng)脫氮顆粒污泥,污泥粒徑為3mm,接種污泥前期總氮去除率達到85%,氨氮去除率達95%.

2.2 檢測指標(biāo)及方法

進水桶內(nèi)主要氮源為NH4Cl(100mgN/L);磷源由KH2PO4(0.22g/L)提供,堿度以NaHCO3進行調(diào)節(jié).反應(yīng)過程中控制溫度在(30±2)℃,pH值為8±0.2.實驗過程中,定期對進出水水質(zhì)進行檢測,檢測項目為:氨氮、總氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮、DO、pH值,檢測方法依據(jù)《水和廢水監(jiān)測分析方法》[20]進行.SBR系統(tǒng)運行周期為6h,其中進水0~3min,曝氣5~ 330min,攪拌0~330min,沉淀330~345min,出水345~ 355min,閑置355~360min.

3 結(jié)果與討論

3.1 顆粒污泥內(nèi)部基質(zhì)分布規(guī)律

將基質(zhì)擴散方程式(1)、邊界條件式(2)與各基質(zhì)去除速率方程(3)相耦合,采用數(shù)值計算的方法,運用Mathematica中的NDSolve命令,對非線性微分方程組進行求解.粒徑為3mm的顆粒污泥內(nèi)部基質(zhì)濃度分布曲線如圖1所示(曝氣條件下進水中只含氨氮).

圖1 顆粒污泥內(nèi)部基質(zhì)濃度分布曲線

圖1中整個區(qū)域以DO=0.2mg/L為界限分為好氧區(qū)和缺氧區(qū)(厭氧區(qū))[21],其中AOB、NOB主要分布在好氧區(qū)內(nèi),此區(qū)間內(nèi)主要發(fā)生亞硝酸化反應(yīng)和硝酸化反應(yīng),AOB所產(chǎn)生的亞硝酸鹽氮逐步向內(nèi)擴散供給內(nèi)部AAOB;而AAOB主要分布在缺氧區(qū)內(nèi),在此處利用經(jīng)擴散作用進入顆粒內(nèi)部的氨氮和AOB所產(chǎn)生的亞硝酸鹽氮為基質(zhì),發(fā)生厭氧氨氧化反應(yīng)[22].由于AOB所產(chǎn)生的亞硝酸鹽氮經(jīng)擴散作用后不斷被AAOB所消耗,因此顆粒內(nèi)部亞硝酸鹽氮一直保持在較低的濃度,也避免了亞硝酸鹽氮的積累對顆粒內(nèi)部功能菌的抑制作用.如圖1(a),= 0~2.15mm區(qū)間內(nèi)為缺氧區(qū)(厭氧區(qū)),=2.15~3mm區(qū)間內(nèi)為好氧區(qū).外界DO濃度為0.4mg/L時,缺氧區(qū)(厭氧區(qū))和好氧區(qū)的比例為1:0.4,缺氧區(qū)空間相對較大,即AAOB生存空間增大,且氨氮在內(nèi)部分布較DO為0.6mg/L時增多,更有利于內(nèi)部厭氧氨氧化反應(yīng),使亞硝酸鹽氮保持在更低的濃度.如圖1(b),=0~0.75mm區(qū)間內(nèi)為缺氧區(qū)(厭氧區(qū)),=0.75~ 3mm區(qū)間內(nèi)為好氧區(qū),外界DO為0.6mg/L時,缺氧區(qū)(厭氧區(qū))和好氧區(qū)的比例為1:3,顆粒內(nèi)部缺氧區(qū)(厭氧區(qū))僅占整個顆粒徑向空間的1/4,AAOB的生存空間相對較小,這對于耦合亞硝酸化與厭氧氨氧化反應(yīng)較為不利.竇元[23]的實驗結(jié)果表明,DO影響自養(yǎng)脫氮顆粒污泥內(nèi)部微生物群群落的分布,其中AAOB、AOB、NOB的分布情況與本模擬的實驗結(jié)果基本一致.因此,在不改變顆粒粒徑條件下,適當(dāng)降低液相DO,可實現(xiàn)亞硝酸化與厭氧氨氧化反應(yīng)的相互平衡,增強整個自養(yǎng)脫氮過程.

3.2 DO對反應(yīng)器脫氮性能的影響

模型中設(shè)置進水氨氮濃度為100mg/L,SBR系統(tǒng)內(nèi)氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮和氮氣反應(yīng)速率方程如式(4)所示.

對于式(4),采用Mathematica的NDSolve命令,對四元一次非線性微分方程進行求解.隨后根據(jù)顆粒污泥基質(zhì)模擬結(jié)果,適當(dāng)減小DO濃度,模擬DO為0.2mg/L即厭氧狀態(tài)下脫氮效果,同時模擬DO為0.6,1mg/L狀態(tài)下反應(yīng)器氮素變化情況,并與反應(yīng)器實測數(shù)據(jù)進行對比,結(jié)果見圖2.

圖2(a)中,反應(yīng)周期內(nèi)氨氮呈下降趨勢,周期結(jié)束時,模擬氨氮去除率約為57%,與實測值相近;總氮去除率較低,僅為54%左右,略高于實際值.圖2(b)中亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮均呈緩慢增加的趨勢,且其濃度在2mg/L以內(nèi).李亞峰等[24]認為低質(zhì)量濃度的DO在有利于AAOB生長的同時抑制AOB的活性;有研究報道稱,AOB在低DO濃度(0.3~0.5mg/L)時活性有限[25],所以在DO濃度較低時, AOB活性較低,由于亞硝酸鹽氮基質(zhì)受限,亞硝酸鹽氮的生成速率緩慢,進而導(dǎo)致厭氧氨氧化反應(yīng)速率相對降低,最終反應(yīng)周期內(nèi)氨氮存在大量的積累.在此DO濃度下,關(guān)于氨氮、亞硝態(tài)氮、硝態(tài)氮、氮氣等的變化趨勢與肖洋等[26]的研究結(jié)果一致,本實驗的反應(yīng)時間較長,給反應(yīng)提供了足夠時間,最終氨氮剩余量相對較少.

圖2 不同DO值模型與實測脫氮性能對比

圖2(c)中,隨著反應(yīng)的進行,氨氮呈直線下降趨勢,最終氨氮反應(yīng)完全.系統(tǒng)模擬總氮去除率為89%左右,稍低于實測值(95%).圖2(d)反應(yīng)過程中亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮均呈現(xiàn)先少量積累,后趨于穩(wěn)定,保持在5mg/L以下,說明系統(tǒng)內(nèi)的亞硝酸鹽氮在反應(yīng)中不斷被AAOB所反應(yīng)消耗,后期硝酸鹽氮的量無明顯升高,推測為系統(tǒng)內(nèi)的DNF將部分的硝酸鹽氮還原為了氮氣[27].實測氨氮和硝酸鹽氮數(shù)據(jù)與模擬值下降趨勢基本一致,具有很好的相關(guān)性,而亞硝酸鹽氮的實測值則出現(xiàn)先升高后降低的趨勢,最終亞硝酸鹽氮的值基本為零,與模擬所得的先升高后趨于穩(wěn)定的趨勢相比,其原因是在該DO濃度下,反應(yīng)前期由于氨氮充足,反應(yīng)器內(nèi)的氨氧化效果顯著,導(dǎo)致亞硝酸鹽氮的積累[28],后由于厭氧氨氧化所需基質(zhì)增多,厭氧氨氧化速率增大,亞硝酸鹽氮消耗增加,并大于其產(chǎn)生的速率,出現(xiàn)下降趨勢.

圖2(e)中,氨氮在反應(yīng)周期的前2h內(nèi)反應(yīng)完全,與實測值基本接近,張姚等[29]的研究表明DO在0~1mg/L區(qū)間內(nèi),隨著DO的增加,AOB活性增強.所以在此DO條件下,好氧氨氧化菌活性增強,最終總氮去除率為95%,與DO為0.2,0.6mg/L時的模擬結(jié)果相比,其去除率最高.圖2(f)中亞硝酸鹽氮呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢,硝酸鹽氮濃度持續(xù)增加,周期結(jié)束時模擬結(jié)果顯示存在少量的硝酸鹽氮的積累,其積累量較實測值小.肖洋等[26]的研究中,亞硝酸鹽氮的積累量較本研究多,這可能受顆粒污泥粒徑的影響,本研究污泥粒徑較大,內(nèi)部缺氧空間較大更為適合AAOB的生長,導(dǎo)致亞硝酸鹽氮積累量較少,最終總氮去除率較高.

根據(jù)模擬結(jié)果,DO為0.6,1mg/L時,系統(tǒng)均具有較高的總氮去除效率.蔡慶[10]的模擬實驗結(jié)果顯示,全程自養(yǎng)脫氮生物膜系統(tǒng)反應(yīng)達到較高總氮去除率時,DO為0.5~0.6mg/L,而本研究中DO較高,可能原因是本研究中的污泥粒徑較大,受基質(zhì)傳遞的影響,DO在傳遞過程中受阻,因此顆粒內(nèi)部厭氧氨氧化菌受到的DO抑制作用較小,脫氮過程能夠承受較高的DO.但是,在實際過程中,DO為0.6mg/L時,脫氮效果更顯著,且可以降低DO對厭氧氨氧化菌的抑制作用.

4 結(jié)論

4.1 建立顆粒污泥自養(yǎng)脫氮系統(tǒng)動力學(xué)模型,對顆粒內(nèi)部基質(zhì)濃度分布進行分析.結(jié)果表明,外界DO濃度的變化可對氨氮、AOB、AAOB及NOB分布產(chǎn)生影響,當(dāng)顆粒污泥粒徑一定時,適當(dāng)降低外界DO濃度可實現(xiàn)亞硝酸化與厭氧氨氧化反應(yīng)的平衡,最終實現(xiàn)較高的氮去除效率.

4.2 建立SBR動力學(xué)模型,并對不同DO下的SBR系統(tǒng)運行效果進行預(yù)測分析.結(jié)果表明,在顆粒污泥粒徑為3mm的情況下,當(dāng)DO濃度為0.2mg/L時,AOB活性較低,導(dǎo)致系統(tǒng)內(nèi)氨氮大量積累,脫氮效果較差;DO在0.6~1mg/L時,隨著DO的增加,氨氧化反應(yīng)速率增加,氨氮反應(yīng)完全,反應(yīng)器脫氮效果增強.

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Simulation study on the effect of dissolved oxygenon single-stage granular sludge autotrophic nitrogen removal system.

LI Bo-lin*, REN Xiao-ling, LI-Ye, WANG-Yue, WANG-Wei, LIANG Ya-nan

(Hubei Key Laboratory of Mineral Resources Processing and Environment, School of Resources and Environmental Engineering, Wuhan University of Technology, Wuhan 430070, China)., 2019,39(12)：5126~5133

The effect of dissolved oxygen (DO) on single-stage granular sludge autotrophic denitrification in a sequencing batch reactor system was evaluated through coupling of mass transfer process of granule sludge, vegetation processes of ammonia oxidizing bacteria (AOB), aerobic ammonia-oxidizing bacteria (AAOB), nitrite-oxidizing bacteria (NOB) and denitrifying bacteria, and endogenous respiration processes of aerobic and anoxic bacteria. A kinetic model of autotrophic denitrification granular sludge was developed based on activated sludge model 3 (ASM3) and the shortcut nitrification-nitrification-denitrification model, and subsequently the substrate concentration distribution within granular sludge was predicted. The results showed the ratio of aerobic zone to anoxic zone in granular sludge decreased from 3:1 to 0.4:1 when DO concentration decreased from 0.6mg/L to 0.4mg/L. Based on the matrix reaction rate equation, a system kinetic model of granular sludge single-stage autotrophic nitrogen removal was developed to predict system performance. The predicted result of total nitrogen removal rate (89%) was slightly lower than the actual measured removal rate (95%).

single-stage autotrophic nitrogen removal；granule sludge；DO；kinetic model

X703

A

1000-6923(2019)12-5126-08

李柏林(1983-),男,湖北鐘祥人,副教授,博士,主要從事水污染控制與治理研究工作.發(fā)表論文50余篇.

2019-06-06

國家自然科學(xué)基金資助項目(51708431)

* 責(zé)任作者, 副教授, bolly1221@whut.edu.cn