同步脫氮微氧顆粒污泥的快速培養(yǎng)及供氧條件的影響

劉 曉

（河北聯(lián)合大學(xué) 建筑工程學(xué)院，河北 唐山063009）

顆粒污泥和微氧技術(shù)是在傳統(tǒng)廢水生物處理工藝基礎(chǔ)上發(fā)展而來(lái)的兩種新方法。顆粒污泥作為多種微生物的共生體，已經(jīng)成為提高生物量、改善泥水分離效果從而實(shí)現(xiàn)工藝高效、穩(wěn)定運(yùn)行的有效手段［1］，其在污水處理當(dāng)中的優(yōu)良品質(zhì)倍受關(guān)注。微氧（或稱(chēng)限氧、微需氧）是厭氧和好氧之間的過(guò)渡狀態(tài)，該條件下無(wú)氧呼吸和有氧呼吸共存，具有傳氧效率高、污泥產(chǎn)量少等特點(diǎn)。微氧狀態(tài)下氧化和還原環(huán)境的共存能減少中間代謝產(chǎn)物的積累，從而獲得優(yōu)于單純厭氧或好氧方法的處理效果［2－5］。多種微生物的協(xié)同作用能使脫氮這樣的復(fù)雜生物轉(zhuǎn)化過(guò)程在單一反應(yīng)器內(nèi)實(shí)現(xiàn)［6－7］。微氧環(huán)境往往依靠限制充氧量以及通過(guò)溶解氧向絮體或生物膜內(nèi)部擴(kuò)散時(shí)產(chǎn)生的傳質(zhì)梯度來(lái)營(yíng)造。顆粒污泥結(jié)構(gòu)致密，各種微生物在共生體中的分布位置相對(duì)穩(wěn)定，是廢水微氧生物處理的理想載體。本文擬就同步脫氮微氧顆粒污泥的快速培養(yǎng)、供氧量對(duì)處理效果和污泥沉降性能的影響等方面展開(kāi)研究。

1 材料和方法

1．1 實(shí)驗(yàn)裝置

如圖1所示，膨脹顆粒污泥床（EGSB）反應(yīng)器高180 cm，有效容積11 L，其中反應(yīng)區(qū)高1．5 m，內(nèi)徑7 cm，有效容積5．8 L。采用外置曝氣方式為顆粒污泥床供氧，在高位水箱中曝氣并回流。通過(guò)調(diào)節(jié)水箱中的溶解氧（DO）和回流量來(lái)控制反應(yīng)器的充氧量。

圖1 實(shí)驗(yàn)裝置圖

1．2 接種污泥和實(shí)驗(yàn)用水

接種污泥取自唐山市北郊污水廠，為脫水后的剩余污泥餅。將泥餅用自來(lái)水浸泡兩天，用孔徑2 mm標(biāo)準(zhǔn)篩篩除大的泥塊后接入反應(yīng)器，接種后混合液懸浮固體（MLSS）約10 g／L。

實(shí)驗(yàn)用生活污水主要水質(zhì)指標(biāo)如下：p H值6．8～8．0，CaCO3堿度210～380 mg／L，SS 50～280 mg／L，COD110～580 mg／L，NH3－N 20～55 mg／L，總氮（TN）27～66 mg／L，總磷（TP）2～7 mg／L。

1．3 分析方法

COD，NH3－N，TN，TP均采用標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定［8］；p H 值采用p H－3C酸度計(jì)測(cè)定；溶解氧采用DO200便攜式溶氧儀測(cè)定；MLSS采用重量法測(cè)定；顆粒污泥形態(tài)用光學(xué)顯微鏡觀察。顆粒污泥粒徑分布采用篩分法，篩孔依次為2．5，2，1．5，1．2，1．0，0．8，0．63，0．45和0．35（單位：mm）。收集各個(gè)粒徑區(qū)間的污泥后烘干，用于測(cè)定其在總干重中所占的比例，并以各個(gè)區(qū)間污泥的平均粒徑及其質(zhì)量百分比的加權(quán)計(jì)算污泥的平均粒徑。某一粒徑污泥的沉速采用該粒徑區(qū)間內(nèi)30個(gè)顆粒在水溫20℃，水深50 cm的量筒中作自由沉降時(shí)的平均沉速。

1．4 實(shí)驗(yàn)方法

考慮到微氧EGSB反應(yīng)器中的溶解氧很低，很難用溶氧儀精準(zhǔn)測(cè)量，但反應(yīng)器的供氧量即回流水?dāng)y帶進(jìn)入反應(yīng)區(qū)的溶解氧總量卻是可控的。為此，用反應(yīng)器的供氧量作為微氧環(huán)境的控制參數(shù)。整個(gè)運(yùn)行過(guò)程保持HRT為6 h，反應(yīng)器出水DO在0～0．5 mg／L之間。實(shí)驗(yàn)分為兩個(gè)階段（見(jiàn)表1）。第I階段（1～70 d）為顆粒污泥培養(yǎng)和性能穩(wěn)定階段：保持反應(yīng)器溫度在20～25℃，每10 d保持相同運(yùn)行參數(shù)（上升流速和供氧量），逐步提高上升流速并增加進(jìn)入反應(yīng)區(qū)的溶解氧量，每個(gè)參數(shù)階段取樣后在顯微鏡下觀察污泥形態(tài)，以顆粒污泥輪廓清晰、結(jié)構(gòu)緊湊、在污泥干重中占據(jù)相當(dāng)比例，且同步脫氮效果穩(wěn)定來(lái)界定顆粒污泥培養(yǎng)的成功；第II階段：反應(yīng)器在室溫16～28℃下穩(wěn)定運(yùn)行，考察供氧條件的影響，每種供氧條件穩(wěn)定運(yùn)行半個(gè)月左右。

表1 運(yùn)行參數(shù)調(diào)整

2 結(jié)果和討論

2．1 微氧顆粒污泥培養(yǎng)過(guò)程

培養(yǎng)期間污泥的形成過(guò)程和性能變化如圖2和表2所示，反應(yīng)器運(yùn)行效果見(jiàn)表3。在第8 d從各個(gè)取樣口取樣觀察，污泥床中下部出現(xiàn)顆粒狀污泥，輪廓較清晰，而污泥床上部仍為絮狀污泥。隨后逐步增加上升流速和進(jìn)入污泥區(qū)的溶解氧量，污泥沉降性能良好，運(yùn)行第16 d時(shí)顆粒污泥已經(jīng)初步形成。繼續(xù)培養(yǎng)，顆粒污泥輪廓趨于規(guī)則，結(jié)構(gòu)更加緊湊。到第30 d時(shí)，粒徑0．45 mm以上的顆粒占到污泥總干重的78%（見(jiàn)表2），反應(yīng)器脫氮率達(dá)50%左右，表明培養(yǎng)成功。培養(yǎng)成功后，顆粒污泥粒徑集中在0．45～2 mm，沉速在20～92 m／h。

圖2 微氧顆粒污泥的形成過(guò)程

表2 第I階段污泥性能的變化

結(jié)合表1，可以看出，在馴化和適應(yīng)階段，階段性地提高上升流速和供氧量，既可以保持適度的水力篩選，加快絮狀污泥顆?；M(jìn)程，同時(shí)反應(yīng)器內(nèi)污泥濃度又不至于大幅下降；還可以使初期形成的厭氧聚集體逐漸被包裹成為顆粒污泥的內(nèi)核，保持培養(yǎng)過(guò)程的穩(wěn)定（因?yàn)槿绻冀K維持恒定的充氧條件，初期形成的微生物晶核被包裹后很可能會(huì)由于氧環(huán)境的變化而解體［9］）。顆粒污泥形成后，保持穩(wěn)定的水力條件，污泥粒徑不斷增加，外形逐漸規(guī)則，結(jié)構(gòu)趨于緊湊，因而沉降性能明顯提高。觀察注意到，顆粒污泥的含水率比接種污泥明顯降低，這一點(diǎn)可以解釋為質(zhì)子跨膜遷移引起細(xì)胞原位脫水。在高度的水力剪切作用下，細(xì)菌通過(guò)脫水作用相互粘附或凝聚，避免被沖出反應(yīng)器。而顆粒污泥的形成大大縮短了微生物之間的距離，更加有利于質(zhì)子的跨膜遷移和細(xì)胞脫水。

微氧顆粒污泥培養(yǎng)成功后，保持MLSS在8～9 g／L，反應(yīng)器表現(xiàn)出穩(wěn)定的COD去除和同步脫氮效果（見(jiàn)表3）。當(dāng)供氧速率增加到2．8 gO2／d時(shí)，COD去除率達(dá)87%，出水低于50 mg／L。氨氮和總氮的去除率均達(dá)79%，出水總氮低于10 mg／L。在微氧環(huán)境中 O2，NOx－（NO2－和 NO3－），SO42－，CO2等多種電子受體共存，好氧、兼氧和厭氧反應(yīng)同時(shí)發(fā)生。一旦形成了穩(wěn)定的顆粒污泥，各種微生物在其中有序分布，緊密結(jié)合，基質(zhì)和代謝產(chǎn)物在種間的傳質(zhì)距離得以縮短，因而處理效果顯著。

表3 第I階段反應(yīng)器的同步脫氮效果

2．2 供氧條件的影響

圖3和圖4反映了供氧條件對(duì)運(yùn)行效果和脫氮速率的影響。微氧反應(yīng)器對(duì)COD去除效果較為穩(wěn)定，相比之下，脫氮效率受供氧條件的影響更加顯著，低供氧條件下不能獲得理想的脫氮效果。當(dāng)供氧速率為2．8～3．2 gO2／d時(shí)，反應(yīng)器對(duì)COD，氨氮和總氮去除率分別為89%～91%，81%～85%和80%～81%。此時(shí)，反應(yīng)器脫氮速率達(dá)1．7 g N／d，出水水質(zhì)量最佳。觀察發(fā)現(xiàn)，進(jìn)一步增加供氧速率后脫氮速率增幅變緩，出水中出現(xiàn)少量硝氮?dú)埩?，可能是供氧量的增加使全程硝化反硝化脫氮作用得到加?qiáng)。

圖3 供氧條件對(duì)運(yùn)行效果的影響

圖4 供氧條件對(duì)脫氮速率的影響

供氧量對(duì)污泥的影響見(jiàn)表4和圖5－7。隨著供氧水平的提高，顆粒污泥逐漸由帶有光澤的黑色變?yōu)楹诨疑蚝稚?，外表由光滑變得粗糙。?dāng)供氧速率低于2．3 gO2／d時(shí)，微氧顆粒污泥外形規(guī)則，表面相對(duì)致密，沉速與實(shí)驗(yàn)室同期培養(yǎng)的厭氧顆粒污泥相當(dāng)，反應(yīng)器中污泥的SVI保持在16～25 m L／g。隨著供氧量的增加，污泥中開(kāi)始出現(xiàn)好氧型微生物。供氧速率在2．3～3．2 gO2／d時(shí)污泥性能相對(duì)穩(wěn)定，顆粒污泥結(jié)構(gòu)較為密實(shí)，外層可見(jiàn)絲狀菌，內(nèi)部球菌、桿菌生長(zhǎng)密集。當(dāng)供氧速率增加到3．2 gO2／d時(shí)，顆粒污泥表面變得疏松，少數(shù)顆粒發(fā)生解體，污泥床上層由于絮體增多，SVI顯著增加，顆粒污泥外層絲狀菌呈現(xiàn)優(yōu)勢(shì)。

表4 不同供氧條件下污泥的性能

圖5 供氧條件對(duì)污泥形態(tài)的影響

圖6 供氧條件對(duì)污泥沉降性的影響

圖7 不同供氧條件下的微生物相

3 結(jié)論

接種污水處理廠剩余污泥在EGSB反應(yīng)器中能快速培養(yǎng)出同步脫氮微氧顆粒污泥。培養(yǎng)周期僅需1個(gè)月，所形成的微氧顆粒污泥結(jié)構(gòu)緊湊，粒徑集中在0．45～2 mm，沉速為20～92 m／h。微氧反應(yīng)器的同步脫氮效果明顯受充氧量影響。HRT為6h，供氧速率為2．8～3．2 gO2／d時(shí)，COD，NH3－N和TN的去除率分別達(dá)89%～91%，81%～85%和80%～81%，同步脫氮速率達(dá)1．7 g N／d。供氧速率達(dá)到3．2 gO2／d會(huì)使污泥沉降性能下降，并出現(xiàn)顆粒解體和絲狀菌生長(zhǎng)優(yōu)勢(shì)。

［1］ Liu X W，Sheng G P，Yu H Q．Physicochemical characteristics of microbial granules［J］．Biotechnology Advances，2009，27（6）：1061－1070．

［2］ 董春娟，呂炳南，趙慶良．限氧EGSB反應(yīng)器運(yùn)行機(jī)理的研究［J］．中國(guó)給水排水，2008，24（15）：54－57．

［3］ Zhou W L，Imai T，Ukita M，et al．Effect of limited aeration on the anaerobic treatment of evaporator condensate from a sulfite pulp mill［J］．Chemosphere，2007，66（5）：924－929．

［4］ van der Zee F P，Villaverde S，Garcia P A，et al．Ulfide removal by moderate oxygenation of anaerobic sludge environments［J］．Bioresource Technology，2007，98（3）：518－524．

［5］ Chen Y C，Lan H X，Zhan H Y，et al．Simultaneous anaerobic－aerobic biodegradation of halogenated phenolic compound under oxygen－limited conditions［J］．J．of Environmental Sciences，2005，17（5）：873－875．

［6］ Chu L B，Zhang X W，Yang F L，et al．Treatment of domestic wastewater by using a microaerobic membrane bioreactor［J］．Desalination，2006，189（1－3）：181－192．

［7］ Young－Ho Ahn，Hoon－Chang Choi．Autotrophic nitrogen removal from sludge digester liquids in upflow sludge bed reactor with external aeration［J］．Process Biochemistry，2006，41（9）：1945－1950．

［8］ 國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局．水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法［M］．4版．北京：中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社，2006．

［9］ Mosquera－Corral A，de Kreuk M K，Heijnen J J，et al．Effect of oxygen concentration on N－removal in an aerobic granular sludge reactor［J］．Water Reaearch，2005，39（12）：2676－2686．