水力停留時間對SBR 工藝處理低磷污水的影響

傅金祥， 陳正洋， 羅迪， 張延平， 袁雅姝， 于鵬飛

（沈陽建筑大學(xué) 市政與環(huán)境工程學(xué)院， 沈陽 110168）

活性污泥法具有適應(yīng)性強、 耐沖擊負荷以及系統(tǒng)本身能夠抑制活性污泥膨脹的特點； 磷作為營養(yǎng)源， 不同生命體對污水中磷的攝取量不相同， 一般理論認為， 生物法處理污水過程中， 活性污泥內(nèi)微生物正常生化所需營養(yǎng)物質(zhì)的比例應(yīng)滿足碳氮磷之比為100 ∶5 ∶1， 諸如屠宰廠廢水、 造紙廠廢水、啤酒廠廢水等特種工業(yè)廢水氮磷含量不能滿足生物處理的需求， 處理難度較大［1］。 進水底物中缺少氮、 磷將會引起絲狀菌污泥膨脹， 同時通常伴隨著底物去除率下降［2-4］。 進水中只缺乏一種營養(yǎng)物而另一種營養(yǎng)物充足的條件下， 發(fā)生由高含水率粘性菌膠團引起的非絲狀菌污泥膨脹。 在多數(shù)情況下因營養(yǎng)物質(zhì)缺乏引起的污泥膨脹可通過添加足夠營養(yǎng)物質(zhì)來控制［5］。 單獨氮限制時污泥膨脹能夠完全恢復(fù)， 而單獨磷限制時污泥膨脹恢復(fù)效果不如單獨氮限制［6］。 在恒定的碳氮比條件下， 水中磷濃度的降低對氨氮和TN 的去除效率有著明顯的負面影響［7］。 本課題組的前期研究表明［1，8］， 磷營養(yǎng)源缺乏對A／O 工藝的COD 去除效果影響較小，對氨氮去除效果影響較大。 為完善低磷試驗課題的成果， 探究SBR 工藝在磷濃度極低的條件下是否具有良好的耐沖擊負荷能力， 本研究采用SBR 反應(yīng)器， 在BOD5與磷的質(zhì)量比為3 200 ∶1 的條件下， 通過改變HRT 的大小， 考察SBR 反應(yīng)器對COD、 氨氮、 磷去除效果的影響。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

SBR 試驗裝置如圖1 所示。

圖1 SBR 試驗裝置Fig. 1 SBR experimental setup

SBR 反應(yīng)器材質(zhì)為有機玻璃， 高1 m， 內(nèi)徑0.14 m， 試驗柱有效容積為0.013 8 m3， 側(cè)壁垂直方向每隔0.1 m 設(shè)定排水口。 裝置底部為圓弧形并裝有閥門， 便于定期排泥。 裝置底部裝有微孔曝氣盤，采用空氣泵對系統(tǒng)進行曝氣， 空氣管路上設(shè)有流量計以調(diào)節(jié)曝氣量的大??； 裝置內(nèi)部設(shè)有攪拌器， 機械攪拌速率為60 r／min 以保證缺氧階段活性污泥能夠混合均勻。 SBR 反應(yīng)器使用時控開關(guān)自動控制完成進水、 攪拌、 曝氣、 沉淀、 排水過程， 實現(xiàn)反應(yīng)器自動運行。 反應(yīng)器每天運行3 個周期。 每周期運行8 h， 包括2 h 缺氧攪拌， 4 h 好氧曝氣， 1 h沉淀， 1 h 閑置， 以及瞬時進水和排水6 個階段。

1.2 進水水質(zhì)

試驗用水為模擬污水， 其主要水質(zhì)指標： pH值為7.2 ～8.0， COD 的質(zhì)量濃度為285 ～330 mg／L， 氨氮的質(zhì)量濃度為18.1 ～24.5 mg／L， TP 的質(zhì)量濃度為0.045 ～0.067 mg／L。

每升水添加1 mL 微量元素液Ⅰ和Ⅱ， 微量元素Ⅰ由5 g／L EDTA， 5 g／L FeSO4組成； 微量元素Ⅱ由15 g／L EDTA， 0.99 g／L MnCl2·4H2O， 0.43 g／L ZnSO4·7H2O， 0.014 g／L H3BO4， 0.22 g／L NaMoO4·2H2O， 0.25 g／L CuSO4·5H2O， 0.19 g／L NiCl2·6H2O，0.21 g／L NaSeO4·10H2O， 0.24 g／L CoCl5·6H2O。 每次配水40 L， 每天配1 次水。 用葡萄糖提供碳源，NH4Cl 提 供 氮 源， KH2PO4提 供 磷 源， MgSO4和CaCl2提供鈣、 鎂離子， NaHCO3提供堿度。

1.3 試驗方法

進水BOD5與磷的質(zhì)量比設(shè)定為3 200 ∶1， 探究低磷條件下SBR 活性污泥工藝的抗沖擊能力。SBR 反應(yīng)器內(nèi)部污泥濃度在3 900 ～4 200 mg／L 之間。 溫度為15 ～20 ℃， 溶解氧質(zhì)量濃度為5 mg／L。通過改變進水量為0.009、 0.012、 0.015、 0.018 m3／d來改變HRT 的值分別為32、 24、 19、 16 h， 探究HRT 對COD、 氨氮、 磷去除效果的影響。 HRT、容積負荷隨進水量變化情況如表1 所示。

表1 HRT、 容積負荷隨進水量的變化Tab. 1 Changes of HRT and volume load with influent flow

1.4 分析方法

水質(zhì)分析方法參照《水和廢水檢測分析方法》（第4 版）。 BOD5采用五日培養(yǎng)法， COD 采用快速密閉消解法（光度法）， 氨氮采用納氏試劑分光光度法， TP 采用過硫酸鉀氧化-銻抗分光光度法， 亞硝態(tài)氮采用N-（1-萘基）-乙二胺光度法， 硝態(tài)氮采用紫外分光光度法， pH 值采用玻璃電極法， SVI 采用標準重量法。

2 結(jié)果與討論

2.1 對COD 的去除效果

在不同HRT 條件下COD 的濃度變化情況如圖2 所示。 SBR 反應(yīng)器進水COD 質(zhì)量濃度為285 ～330 mg／L。 隨著HRT 由32 h 降低至16 h， 出水COD 質(zhì)量濃度逐漸升高， 由14 ～18 mg／L 升高至42 ～51 mg／L， 影響不顯著， 仍滿足GB 18918—2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》一級A 標準， 表明此條件下SBR 反應(yīng)器對COD 具有較強的抗沖擊負荷能力。

圖2 不同HRT 下COD 的去除效果Fig. 2 Effect of HRT on COD removal

隨著進水有機物總量的增加， 生化反應(yīng)后剩下的難降解的有機物量也逐漸增加［9］， 進水磷平均質(zhì)量濃度為0.056 mg／L， 進水磷的缺乏影響了自養(yǎng)和混養(yǎng)反硝化能力［10］， 阻礙了SBR 反應(yīng)器對COD 的去 除。 田 淑 媛 等［11］研 究 發(fā) 現(xiàn)PHB 的 合 成 與COD的快速降解呈正比關(guān)系。 反應(yīng)器的進水中磷濃度極低， 限制了PHB 的合成， 同時也會在一定程度上阻 礙 碳 源 的 消 耗。 Guven 等［12］研 究 發(fā) 現(xiàn) 隨 著HRT的降低， 更多的COD 被轉(zhuǎn)移到污泥中通過厭氧污泥消化。 本試驗反應(yīng)器缺氧段時長2 h， 好氧段時長4 h， 每個周期內(nèi)污水實際在SBR 反應(yīng)器中的反應(yīng)時間為7 h。 在有限的厭氧時間里， 進入SBR 反應(yīng)器中的COD 并不能完全去除［13］， 這也可能是造成COD 去除率降低的原因之一。

2.2 對氮的去除效果

在不同HRT 條件下氨氮的濃度變化情況如圖3 所示。 SBR 反應(yīng)器進水氨氮質(zhì)量濃度為18.1 ～24.5 mg／L。 隨著HRT 由32 h 降低到16 h， 出水氨氮質(zhì)量濃度由0.03 ～0.19 mg／L 增加到6.7 mg／L 以上， 表明在極低的磷濃度下， 減小HRT 對氨氮的去除效果有很大的影響。

延長HRT， 硝化反應(yīng)進行得越徹底， 氨氮去除率越高［14］。 李紅巖等［15］認為HRT 小于20 h 時，污泥隨水流失， 縮短HRT 會導(dǎo)致系統(tǒng)氨氧化細菌大量流失， 但沒有對硝酸細菌產(chǎn)生重要影響， 導(dǎo)致反應(yīng)體系的硝化性能惡化。 當SBR 反應(yīng)器HRT 降低到16 h 時， 出水氨氮質(zhì)量濃度最低為6.7 mg／L，且隨著反應(yīng)周期數(shù)的增加， 出水氨氮濃度越來越高， 最終氨氮去除率降到51%， 說明活性污泥已處于崩潰的狀態(tài)。 氨氮去除效果逐漸惡化的原因可能是亞硝化細菌隨污泥量的降低而相應(yīng)減少［16］。 同時低磷濃度限制了微生物的生長繁殖， 通常情況下， 低磷濃度對氨氮的去除效率有明顯的負面影響， 甚至導(dǎo)致污泥膨脹［7］。 本反應(yīng)器在運行前期并未出現(xiàn)污泥膨脹現(xiàn)象， 當HRT 降低到16 h 時， 發(fā)生了污泥膨脹。 試驗結(jié)果也說明在磷濃度特別低的條件下， SBR 反應(yīng)器HRT 在24 h 時最適宜。

圖3 不同HRT 下氨氮的去除效果Fig. 3 Effect of HRT on ammonia nitrogen removal

在試驗期間對硝態(tài)氮、 亞硝態(tài)氮濃度進行檢測， 結(jié)果如圖4 所示。 隨著HRT 的減小， 出水硝態(tài)氮濃度逐漸減小， 出水亞硝態(tài)氮濃度變化不大。對于活性污泥法， 溶解氧質(zhì)量濃度稍高（2.0 ～2.5 mg／L）就會破壞亞硝態(tài)氮積累［17］。 本試驗溶解氧質(zhì)量濃度為5 mg／L， 亞硝態(tài)氮出水質(zhì)量濃度小于均0.08 mg／L， 亞硝態(tài)氮幾乎被完全轉(zhuǎn)化。 由此可見，減 小HRT 對 硝 化 作 用 影 響 比 較 大。 Wang 等［18］研究發(fā)現(xiàn)隨著HRT 從17 h 減少到9 h， 在污水中未發(fā)現(xiàn)明顯的硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮積累， 這與本試驗結(jié)果有相似之處。

圖4 不同HRT 下硝態(tài)氮、 亞硝態(tài)氮積累量Fig. 4 Accumulation of NO3+-N and NO2+-N under different HRT conditions

2.3 磷的消耗

反應(yīng)器進水磷質(zhì)量濃度為0.056 mg／L， 在磷濃度極低的條件下， 反應(yīng)器出水磷質(zhì)量濃度小于0.01 mg／L， 檢測不到磷的存在， 可認為出水磷濃度為零。 活性污泥微生物需要的磷來源于2 個方面： 一方面是反應(yīng)器進水中攜帶的外源磷； 另一方面是微生物死亡后細胞溶解釋放出的磷， 以及在缺氧條件下部分細菌將菌體內(nèi)的ATP 水解， 釋放出H3PO4和能量形成二磷酸腺普（ADP）， 提供微生物生長代謝的內(nèi)源磷［11］， 2 種磷的輸入使SBR 反應(yīng)器中的磷含量達到一個穩(wěn)定的水平。 在HRT 比較高的時候，SBR 反應(yīng)器中的磷含量足以維持微生物正常的生命活性。 隨著HRT 的降低， 進水帶入反應(yīng)器的總磷含量增加， 但此刻SBR 反應(yīng)器中的磷含量遠遠少于維持微生物正常生命活性所需要的磷含量［19］， 從而導(dǎo)致此時出水水質(zhì)不合格。

2.4 污泥性狀

試驗期間SBR 反應(yīng)器內(nèi)污泥濃度一直保持在3 900 ～4 200 mg／L 之間， 不同HRT 下SV 和SVI值如圖5 所示。 由圖5 可以看出， 當HRT 為32 ～19 h 時， SV 保持在10%～20% 之間， SVI 值保持在20 ～40 mL／g 之間， 其值與一般城市污水的活性污 泥 系 統(tǒng) 的SV 和SVI 控 制 值 相 比 較 低［8，20］。 當HRT 降低到16 h 時， SVI 值增加到101 mL／g， SV值突然增大， 達到了40%， 污泥的沉降性能變差。

圖5 不同HRT 下SV 和SVI 值Fig. 5 SV and SVI values under different HRT conditions

在本試驗中， 當HRT 大于19 h 時， SVI 值在20 ～40 mL／g 之間。 理論上， 活性污泥SVI 值介于50 ～100 mL／g 之間為宜［8］， 此時活性污泥中微生物絮體較少， 但活性污泥中馴化出的優(yōu)勢菌種能夠很好地去除水中污染物。 SVI 值低可能是因為活性污泥內(nèi)微生物群體處在內(nèi)源代謝期。

有研究表明， 較高的曝氣強度并不會影響SBR反應(yīng)器內(nèi)污泥的沉降性［21］。 SBR 反應(yīng)器中溶解氧的質(zhì)量濃度為5 mg／L， 經(jīng)過長時間的馴化， 活性污泥內(nèi)存在鐘蟲、 輪蟲等以及甲殼類的小動物， 說明活性污泥對污水的處理效果良好。 當減小HRT 時，SVI 值逐漸增加， 該結(jié)論與Guven 等［12］試驗結(jié)果相似。 Wang 等［18］研究發(fā)現(xiàn)隨著HRT 的減小， 微生物群落多樣性指數(shù)逐漸降低， 試驗出水各項指標的變化規(guī)律與此結(jié)論表現(xiàn)一致。

3 結(jié)論

（1） 當污水中磷濃度較低時， 微生物大多處于內(nèi)源代謝期， 活性不高。 隨著HRT 的降低， SBR反應(yīng)器中活性污泥對磷的利用能力逐漸降低， 最終出現(xiàn)污泥膨脹現(xiàn)象。 SBR 活性污泥工藝處理低磷污水時抗沖擊負荷能力不強。

（2） HRT 由32 h 降低到16 h， 反應(yīng)器出水污染物濃度隨著HRT 的減小而升高， 出水COD 質(zhì)量濃度由14 ～18 mg／L 增加到42 ～51 mg／L， 出水氨氮質(zhì)量濃度由0.03 ～0.19 mg／L 增加到6.7 mg／L 以上。