有機負荷沖擊對微壓反應器的影響及調(diào)控策略

王 帆,么興榮,劉松林,蔣維卿,艾勝書,王喜超,邊德軍* (1.長春工程學院,水利與環(huán)境工程學院,吉林長春 10012；2.吉林省城市污水處理重點實驗室,吉林 長春 10012；.海南省水務集團有限公司,海南 海口 571126)

進水污染物濃度的突然變化或有機負荷(OLR)沖擊會使處理系統(tǒng)性能不穩(wěn)定,長期的OLR沖擊會導致系統(tǒng)形成新的穩(wěn)定狀態(tài)[1-2].目前關于OLR對污水處理影響的研究多關注于長期沖擊的影響,有關短時間沖擊影響的研究較少.長期的OLR沖擊,系統(tǒng)可以通過活性污泥的快速增長,提高生物量來抵抗沖擊[3-4].實際污水處理廠通常會受到水力和OLR的短期變化的影響[5].

微壓內(nèi)循環(huán)反應器(MPR)采用單側(cè)底部曝氣,通過未完全封閉的上部抬升部分作為出氣口并控制液位形成微小壓力,使反應器內(nèi)部形成旋流,延長了氣泡行程,提高了氧轉(zhuǎn)移速率,增加了氧的利用率[6].同時,單側(cè)曝氣使得活性污泥混合液外圍流速高,向中心流速逐漸降低,溶解氧(DO)也隨之變化,在反應器中形成不同的氧分區(qū),好氧、缺氧和厭氧多種功能菌群分區(qū)共存[7-8].與傳統(tǒng)的 SBR反應器相比,MPR在單一池體內(nèi)實現(xiàn)了同步去除COD和脫氮除磷[9].針對長期 OLR沖擊,現(xiàn)有研究表明 MPR對COD和NH4+-N的去除效果和抗OLR沖擊的能力比完全混合式反應器更強[10].研究發(fā)現(xiàn),隨著OLR從0.29增加到 1.68gCOD/(gMLSS·d)時,MPR 的 COD去除率比SBR高10%～20%,TN去除率也提高10%左右[11].多菌群協(xié)同處理和高效的氧傳質(zhì)使得 MPR反應器對水質(zhì)水量的變化有較強的適應性.

城鎮(zhèn)污水COD濃度普遍偏低,但受季節(jié)、降雨等因素影響,水質(zhì)波動較大[12-14].OLR的變化不僅影響COD的去除效率,對NH4+-N、TN、TP的去除效率也有一定的影響.本文針對城鎮(zhèn)污水,通過提高單周期 OLR的方式,探究反應器長期處于正常負荷(0.11gCOD/(gMLSS·d))穩(wěn)定運行狀態(tài),進水有機污染物瞬時變化對 MPR處理城鎮(zhèn)污水去除效率的影響.采用3種污泥負荷(分別為0.26, 0.34, 0.46gCOD/(gMLSS·d)),并采用提高曝氣量的方式進行調(diào)控,尋找最適的曝氣量應對單周期OLR沖擊,保證出水水質(zhì)穩(wěn)定達標,為實際工程應用提供一定的參考.

1 材料與方法

1.1 試驗材料

1.1.1 試驗裝置 試驗裝置示意見圖1. MPR采用有機玻璃板制,反應區(qū)為直徑900mm的圓柱體,上部微壓區(qū)尺寸為 130mm×90mm×400mm,總有效容積為 36L.試驗期間水溫(19±1.5)℃,使用水泵進水,電磁式空氣壓縮機進行曝氣,并用玻璃轉(zhuǎn)子流量計進行氣量控制,反應器內(nèi)空氣擴散裝置為穿孔玻璃管.微生物降解主要發(fā)生在主反應區(qū)內(nèi),在試驗中通過監(jiān)測DO監(jiān)測點位附近DO,以判斷反應過程中MPR反應器中分區(qū)是否良好, DO濃度是否充足.

圖1 試驗裝置示意Fig.1 Schematic diagram of test device

1.1.2 試驗用水及接種污泥 試驗所用接種污泥為實驗室長期穩(wěn)定運行良好的MPR內(nèi)活性污泥,試驗期間平均混合液懸浮固體(MLSS)質(zhì)量濃度2900mg/L,在每個周期結(jié)束通過排除富集磷酸鹽的剩余污泥實現(xiàn)TP的去除并保證反應器內(nèi)的污泥濃度.采用模擬城鎮(zhèn)污水進行試驗,以淀粉、牛肉膏、蛋白胨、乙酸鈉(CH3COONa)調(diào)配碳源,以氯化銨(NH4Cl)、磷酸二氫鉀(KH2PO4)調(diào)配氮、磷源,正常負荷運行時進水主要污染物具體濃度如表 1.此外,加入硫酸鎂(MgSO4)、氯化鈣(CaCl2)、硫酸亞鐵(FeSO4)補充生物所需的常量元素.同時添加微量元素 1mL,其中主要成分為氯化鋅(ZnCl2),硫酸銅(CuSO4),硫酸錳(MnSO4),氯化鋁(AlCl3).使用碳酸氫鈉(NaHCO3)調(diào)節(jié)pH值.

表1 設計進水主要污染物濃度范圍Table 1 Concentration range of main pollutants in design influent

1.2 試驗方案

OLR沖擊試驗開始前反應器已穩(wěn)定運行 20d,反應器正常負荷運行期間每日 2個周期,每個周期12h,采用非限制性曝氣方式,曝氣量為 1.65L/min,進水同時開始曝氣.進水 5min,曝氣 8h,沉淀 3h,排水10min,閑置 50min,排水比 50%.本試驗設計方案為在正常負荷穩(wěn)定運行的基礎上,保持曝氣量不變,在單周期內(nèi)通過添加淀粉和CH3COONa控制3種沖擊負荷時進水COD濃度.每一負荷沖擊過后恢復正常負荷運行,待反應器運行穩(wěn)定后進行下一負荷沖擊.在 3種負荷沖擊過程中通過提高曝氣量的方法來探究應對單周期瞬時OLR沖擊的調(diào)控策略.負荷1, 2, 3進水 COD 濃度分別為 808.20～810.00,1212.00～1228.00,1586.00～1605.00mg/L,具體試驗運行參數(shù)見表2.

表2 試驗參數(shù)Table 2 Parameters of the test process

1.3 水質(zhì)檢測

反應過程中每隔 1h取反應器內(nèi)混合液經(jīng)濾紙過濾后檢測分析各項水質(zhì)指標,COD, NH4+-N, TN,TP, MLSS均采用國家標準方法測定[15];溫度和DO用WTW(oxi3310)便攜式DO儀檢測;pH值采用雷磁酸度計(PHSJ-4A)測定.

2 結(jié)果與分析

2.1 OLR沖擊對污染物去除的影響

2.1.1 不同負荷下DO的變化 在曝氣量為1.65L/min的正常負荷穩(wěn)定運行期間平均出水 COD,NH4+-N, TN, TP濃度分別為 32.20, 0.65, 8.65,0.06mg/L,均滿足《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》(GB18918-2002)的一級 A標準[16].保持曝氣量不變,不同負荷下單周期DO變化情況如圖2.

圖2 不同負荷時的DO變化Fig.2 Changes of dissolved oxygen under different loads

正常負荷下隨著反應的進行, DO濃度逐漸增加,在曝氣時間達到6h時, DO濃度曲線出現(xiàn)“拐點”,DO濃度驟升,由0.64mg/L升至1.98mg/L,標志反應結(jié)束.隨著 OLR增加,整個周期中 DO濃度較低.負荷 1下 DO濃度隨曝氣時間的增加逐漸上升,但在7h時仍低于0.5mg/L負荷2下在2h后DO濃度開始逐漸上升,但直到曝氣結(jié)束DO仍低于0.30mg/L.負荷3下DO一直維持在較低濃度,整個曝氣階段為缺氧狀態(tài),水中的DO嚴重不足.

2.1.2 不同負荷下COD去除率 3種負荷下出水COD分別為30.10, 39.63, 39.63mg/L,去除率分別達到 90.74%, 90.71%, 93.41%,出水均達到了GB18918-2002的一級A標準[16].該結(jié)果與朱逸舟等在填料型MBR系統(tǒng)中進行短期的高OLR沖擊試驗的結(jié)果相同,在短期OLR沖擊中COD去除率在90%以上[17]. OLR沖擊對MPR的COD去除效率無影響,在沖擊周期COD仍能穩(wěn)定去除.

如圖 3,反應初始階段,有機物首先被活性污泥快速吸附,COD的去除主要以物理吸附為主,隨著負荷的增加,活性污泥吸附有機物的量也隨之增加.ZHAO 等[18]研究發(fā)現(xiàn),高有機負荷下吸附作用通常能去除70%～80%的COD.并且污泥中吸附的有機物較為穩(wěn)定,不會出現(xiàn)反解吸的現(xiàn)象,因此隨著OLR沖擊,COD仍能保證穩(wěn)定的去除率[19].隨著反應的進行,吸附的有機污染物用于微生物代謝被徹底去除,在4h時水中COD都已基本去除,4～8h期間COD無較大波動.

圖3 3種負荷下COD降解曲線Fig.3 Degradation curve of COD under three loads

當 OLR 由 0.11gCOD/(gMLSS·d)增 加 至0.46gCOD/(gMLSS·d)時,對 COD 的去除影響較小.分析原因為MPR獨特的結(jié)構(gòu)延長了氣泡路徑,提高了氧的利用率,使得MPR具有更高的有機物去除效率,隨著 OLR 提高,降解速率雖然下降,但仍能保證一定的COD去除效率.同時,隨著OLR的提高,碳源充足,異養(yǎng)細菌活性增強,在有限的 DO下,異養(yǎng)菌有更強的競爭能力,在充足的基質(zhì)下大量繁殖,成為優(yōu)勢菌種[20],COD去除率提高,出水COD濃度較低.負荷3下COD的去除效率高于負荷1, 2也證明了這一說法.

2.1.3 不同負荷下NH4+-N及TN去除率 3種負荷下出水NH4+-N濃度分別為2.67, 4.83, 6.21mg/L,去除率分別為81.65%, 67.05%, 57.02%.出水TN分別為 3.02, 5.17, 6.26mg/L,去除率分別為 82.09%,68.92%, 62.22%.出水TN與NH4+-N相差不大,整個曝氣過程中,TN與NH4+-N濃度始終較為相近,變化趨勢也一致,NO3--N未形成大量積累,說明反應器中主要的脫氮方式為同步硝化反硝化(SND)[21].研究發(fā)現(xiàn),硝化反應更容易受到實驗條件變化的影響,OLR沖擊下NH4+-N去除率顯著降低,而TN去除率雖有降低,但始終低于15mg/L[17]. 與該研究結(jié)果相似,3種 OLR沖擊下 MPR出水 TN仍能滿足GB18918-2002的一級A標準[16],而當OLR提高到0.46gCOD/(gMLSS·d)時出水NH4+-N則高于5mg/L.

如圖4(a),負荷的增加對NH4+-N的去除影響較大,在反應器內(nèi)起始 NH4+-N濃度相近的情況下,OLR越大出水NH4+-N濃度值越大.分析原因,硝化菌為專性好氧細菌,受 DO濃度變化影響較大.在OLR 為 0.26gCOD/(gMLSS·d)時,由于 MPR 反應器較高的氧傳質(zhì)效率,有利于硝化細菌的生長和硝化作用的進行[6], NH4+-N出水仍能滿足一級A標準[16].在進水COD較高,而DO不能同時滿足異養(yǎng)菌和硝化菌的生長需要時,異養(yǎng)菌首先能夠利用水中的DO,且在底物較為豐富的條件下大量繁殖,成為優(yōu)勢菌,抑制了硝化菌的生長和硝化反應的進行[20].由于在活性污泥法中當OLR超過0.15gCOD/(gMLSS·d)時,硝化菌難以良好的生長[22].因此 NH4+-N的去除率隨著進水COD濃度的增加逐漸下降.

圖4 3種負荷下氮的降解曲線Fig.4 Degradation curve of nitrogen under three loads

如圖4(b),3種負荷下TN降解情況與NH4+-N相似,隨著 OLR增大,出水 TN濃度值越大,但 OLR增加TN出水仍低于15mg/L.分析原因,大多數(shù)反硝化菌為異養(yǎng)型微生物,較高進水 C/N比對硝化菌的生長產(chǎn)生負面影響[23],但同時促進了系統(tǒng)中異養(yǎng)菌的生長[24].高OLR給反硝化細菌提供了額外的碳源,有利于反硝化反應的進行,在一定程度上彌補了硝化反應的削弱,因此對脫氮未造成顯著影響.張淼等[25]也在研究中指出當進水 C/N比發(fā)生改變時,脫氮效果受到影響的原因主要是硝化過程受到影響.較多研究表明,隨著進水C/N的升高,系統(tǒng)的反硝化效率提高[26-29].郭海燕等[27]研究發(fā)現(xiàn)C/N越高,SND作用越明顯.低DO濃度在一定程度上會削弱 MPR的硝化作用,但其反硝化能力會得到提高,促進了MPR系統(tǒng)的脫氮性能[30].同時高OLR運行期間微生物的生長消耗了大量的DO,反應器中DO一直維持在較低水平,形成的厭氧/缺氧微環(huán)境更有利于 SND的進行[17].邊德軍等[30]研究發(fā)現(xiàn)隨著曝氣量降低,MPR系統(tǒng)的SND率逐漸提高.

2.1.4 不同負荷下TP去除率 3種負荷下曝氣階段中TP檢測最大值分別為31.26, 38.27, 41.34mg/L,出水TP分別為1.70, 6.53, 16.64mg/L.OLR增加對TP去除影響較大,出水TP不能滿足GB8918-2002的一級 A標準[16].該結(jié)果與朱逸舟等人研究結(jié)果不同[17],不同于傳統(tǒng)的A2O工藝,MPR反應器通過控制運行參數(shù)在同一空間中形成好氧/厭氧分區(qū)完成厭氧釋磷與好氧吸磷過程,因此OLR沖擊對TP的去除影響更顯著.

如圖5所示,0～2h期間TP的釋放量隨負荷增加而增大,3種負荷下 C/P比滿足除磷需要,高濃度有機物能使聚磷菌(PAOs)更好的生成聚羥基烷酸,提高了厭氧釋磷效果.研究表明,厭氧條件下COD含量越高,越有利于聚-β-羥丁酸(PHB)的貯存,其貯存量也越大[31], PHB的大量貯存為好氧吸磷提供了充足的動力.圖5中2～8h期間TP濃度逐漸降低,3種負荷下的吸磷速率約為 5.35, 5.89, 4.49mg/(L·h),三者相差不大.

圖5 3種負荷下TP降解曲線Fig.5 Degradation curve of TP under three loads

分析認為3種負荷下出水TP濃度高的主要原因是反應器中釋磷量較大,而反應器中的 DO濃度較低,好氧吸磷時間長[32].相比正常負荷下曝氣結(jié)束DO濃度為2.98mg/L,3種負荷下直到曝氣結(jié)束DO仍維持在較低濃度,反應仍在進行,仍有部分TP無法吸收,導致出水 TP濃度較高.同時有機物濃度過高,PAOs在厭氧區(qū)不能完全消耗,使得好氧區(qū)的異養(yǎng)菌量增加,PAOs在活性污泥微生物中的比重下降[33].OLR提高促進聚糖菌(GAOs)的生長繁殖, GAOs的增多可抑制除磷效果[34].研究表明好氧狀態(tài)下初始COD＞150mg/L時,異養(yǎng)菌在與PAOs對O2的競爭中占有明顯的優(yōu)勢,可以明顯抑制PAOs的吸磷作用[35].由圖5降解曲線看,4h時3種負荷下COD濃度約在50mg/L左右,異養(yǎng)菌與 PAOs的競爭不再占據(jù)很大優(yōu)勢, TP濃度曲線出現(xiàn)拐點,降解速率較2～4h增大,但由于反應器中 DO濃度低,曝氣時間無法滿足好氧吸磷所需要的時間,TP出水濃度較高.戴嫻等[36]研究發(fā)現(xiàn)當進水碳源充足時,厭氧段釋磷效果較好,但過剩的碳源使得在曝氣段DO被用于碳源的氧化使得好氧吸磷受到限制.

2.2 提高曝氣量對污染物去除的影響

根據(jù)以上分析認為隨著進水OLR的提高,MPR脫氮除磷效果下降的主要原因在于 DO的不足.好氧異養(yǎng)菌與硝化菌以及PAOs爭奪DO,抑制了硝化作用和好氧吸磷.因此提高曝氣量增加反應器中DO濃度來改善反應器內(nèi)氧環(huán)境,探索曝氣量的調(diào)控對活性污泥系統(tǒng)OLR沖擊緩解作用.

2.2.1 提高曝氣量對 COD去除的影響 如圖 6所示,OLR提高對MPR中COD的去除情況影響不大,提高曝氣量, COD的去除效果也無較為明顯的變化.

圖6 不同曝氣量時COD降解曲線Fig.6 Degradation curve of COD at different gas volumes

如圖 6(a),負荷 1條件下,隨著曝氣量的提高,COD的降解速率無顯著變化,在0～2h時COD都已基本去除, 2～8h期間出水COD均低于50mg/L.如圖6(b),負荷2條件下,隨著曝氣量的提高, COD的降解速率明顯提高,而 COD去除率分別為 90.71%,91.03%, 90.6%, 90.02%無明顯提高.如圖6(c),負荷3條件下, COD去除率分別為 93.41%, 93.47%,95.11%, 95.48%, 93.90%,隨著曝氣量的提高, COD的降解速率、去除率均有一定的提高. 3種負荷下,曝氣量1.65L/min即可滿足COD去除的需求,繼續(xù)提高曝氣量對COD的去除效果影響不大.

2.2.2 提高曝氣量對氮去除效果的影響 如圖7、圖8,隨著曝氣量的提高NH4+-N和TN去除效果得到明顯提升.

圖7 不同曝氣量時NH4+-N降解曲線Fig.7 Degradation curve of NH4+-N at different gas volumes

圖8 不同曝氣量時TN降解曲線Fig.8 Degradation curve of TN at different gas volumes

如圖7(a),負荷1條件下,曝氣量為1.65, 1.80 和1.95L/min時, NH4+-N去除率分別為 81.65%,91.98%, 97.33%.相比 1.65和 1.80L/min,曝氣量為1.95L/min時 NH4+-N去除效果有顯著提高.如圖7(b),負荷 2條件下,曝氣量為 1.65, 1.95, 2.25和2.45L/min時去除率分別為67.05%, 81.47%, 92.49%,94.65%.當曝氣量達到2.25L/min時進一步提高曝氣量對NH4+-N的去除效果無明顯提高.考慮去除效果和經(jīng)濟適用性,最適曝氣量為2.25L/min.如圖7(c),負荷3條件下,曝氣量為1.65, 1.95, 2.25, 2.45和2.65L/min時,去除率分別為 57.02%, 70.88%, 81.92%,88.33%, 88.84%.曝氣量為2.45和2.65L/min時去除效果相當,曝氣量為 2.45L/min時即可滿足去除NH4+-N的需要.

如圖8(a),負荷1條件下,曝氣量為1.65, 1.80和1.95L/min時, TN去除率分別為82.99%, 87.68%和95.75%.曝氣量為1.65和1.80L/min時, TN去除效果相差不大,曝氣量提高到1.95L/min, TN去除效果有了明顯提高.如圖8(b),負荷2條件下,曝氣量為1.65,1.95, 2.25和2.45L/min時, TN去除率分別為68.92%,80.75%, 92.89%和95.12%.曝氣量由2.25L/min提高到2.45L/min, TN的降解速率無較為明顯的差異,曝氣量為2.25L/min即可滿足脫氮的需求.如圖8(c),負荷 3條件下,曝氣量為 1.65, 1.95, 2.25, 2.45和2.65L/min時, TN去除率為62.22%, 69.23%, 79.32%,86.10%和87.85%.曝氣量提高促進了硝化作用,進而提高了TN的去除效果.由于MPR獨特的DO分區(qū)環(huán)境,曝氣量的提高對厭氧區(qū)反硝化作用影響較小,但曝氣量過高或過低均不利于反應器內(nèi)DO分區(qū)的形成[6].當曝氣量由 2.45L/min進一步提高到2.65L/min時 TN的降解速率沒有顯著提高.過高的曝氣量可能使得MPR內(nèi)DO分區(qū)不明顯,厭/缺氧區(qū)受到破壞,反應器內(nèi) DO 呈現(xiàn)整體過?，F(xiàn)象,不利于反硝化的進行,因此負荷 3下曝氣量控制為 2.45L/min較好.

2.2.3 提高曝氣量對TP去除效果的影響 如圖9所示,隨著曝氣量的提高,好氧吸磷速率明顯加快,TP去除率顯著提高.

圖9 不同曝氣量時TP降解曲線Fig.9 Degradation curve of TP at different gas volumes

如圖9(a),負荷1條件下,曝氣量為1.65, 1.80和1.95L/min時,出水TP濃度為3.02, 0.51和0.34mg/L.曝氣量提高到 1.95L/min時,出水 TP濃度達到GB18918-2002的一級 A 標準[16].如圖 9(b),負荷 2條件下,隨著曝氣量的提高, TP的降解速率得到顯著提高,同時去除效果也有明顯提升,曝氣量為 1.65,1.95, 2.25和2.45L/min時,出水TP濃度分別為5.17,1.89, 0.10和0.26mg/L.如圖9(c),負荷3條件下,不同曝氣量下TP 出水變化情況與負荷2類似,曝氣量為1.65, 1.95, 2.25, 2.45和2.65L/min時,出水TP濃度為16.64, 1.38, 0.83, 0.39和0.74mg/L.隨著曝氣量的提高,厭氧釋磷效果和好氧吸磷效果均有所提高,在適宜的曝氣量下,反應器內(nèi)分區(qū)較為明顯.厭氧區(qū)淀粉水解成小分子物質(zhì),能被PAOs當作碳源直接吸收利用合成PHB[37],釋磷量增加.好氧區(qū)DO充足,好氧吸磷速率增加.在負荷2、3下曝氣量過高,出水TP濃度反而有一定的提高.分析原因,過高的曝氣量可能導致在厭氧區(qū)加速細胞的內(nèi)源呼吸,導致無效釋磷的發(fā)生[38],影響好氧吸磷過程.同時當 DO 超過2mg/L時,污泥好氧吸磷速率增加幅度變小[39].研究發(fā)現(xiàn),長期過量曝氣會影響生物除磷效果,同時導致污泥的沉降性能變差[40].因此負荷2、3下分別控制曝氣量為2.25和2.45L/min較好.

3 結(jié)論

3.1 試驗過程中,瞬時OLR沖擊對MPR反應器的COD去除和反硝化過程影響較小.隨著OLR沖擊的提高,底物充足,異養(yǎng)菌在對 DO 的競爭中占優(yōu)勢,COD去除效果基本不受影響,同時充足的碳源有利于反硝化過程的進行,因此單周期瞬時OLR沖擊下MPR出水COD、TN仍能滿足《城鎮(zhèn)污水廠污染物排放標準》(GB18918-2002)的一級A標準.

3.2 有機負荷沖擊對MPR的硝化過程以及好氧吸磷產(chǎn)生較為顯著的不利影響,導致NH4+-N、TP出水濃度升高.隨著OLR的提高,反應器內(nèi)DO不足,硝化菌在競爭中處于劣勢,出水 NH4+-N濃度明顯提高.同時由于缺乏 DO,好氧吸磷過程無法進行完全,導致出水TP濃度較高.

3.3 隨著曝氣量的提高, COD、NH4+-N、TN、TP的降解速率得到提高, NH4+-N、TP的去除效果得到提高,但當曝氣量達到一定值,再提高曝氣量對污染物去除效果以及降解速率的提高沒有更加明顯的改善.在 OLR分別為 0.26, 0.34和 0.46gCOD/(gMLSS·d)時,考慮去除效果以及經(jīng)濟適用性,最佳的曝氣量分別為1.95, 2.25和2.45L/min.