泥水混合水解酸化預(yù)處理下同步硝化反硝化除磷顆粒污泥運(yùn)行

張 杰,王 琪,李 冬,李鵬垚

(1.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(北京工業(yè)大學(xué)),北京 100124;2.城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(哈爾濱工業(yè)大學(xué)),哈爾濱 150090)

好氧顆粒污泥(aerboic granular sludge,AGS)因其良好的沉降性能、高生物量保持率等優(yōu)勢被認(rèn)為是具有前景的污水處理技術(shù)之一[1],目前,有關(guān)好氧顆粒污泥的研究多在較高底物濃度的合成廢水中進(jìn)行,而中國生活污水普遍存在碳氮比較低的問題,進(jìn)水碳源不足阻礙了其在低強(qiáng)度城市污水處理中的應(yīng)用[2]。同步硝化內(nèi)源反硝化除磷(simultaneous nitrification-endogenous denitrification and phosphorous removal,SNEDPR)工藝已被證明可節(jié)約能源、降低損耗[3],但將該工藝運(yùn)用于處理實(shí)際生活污水時由于污水中難降解有機(jī)物占比高,導(dǎo)致有機(jī)物儲存利用為聚羥基烷酸(poly-hydroxyalkanoate,PHA)過程受阻,造成長期運(yùn)行過程中顆粒穩(wěn)定性和脫氮除磷性能不佳[4-5]。

為了實(shí)現(xiàn)對有機(jī)物的水解,文獻(xiàn)[6]提出單獨(dú)設(shè)置水解酸化單元利用水解產(chǎn)酸菌將污水中大分子難降解有機(jī)物水解為小分子易降解有機(jī)物,但仍無法解決生活污水中COD低的問題。文獻(xiàn)[7]表明,初沉污泥中含有豐富的碳水化合物、蛋白質(zhì)等均屬于慢速可生物降解碳源,由于細(xì)菌細(xì)胞壁難以破壞,污泥中的這類碳源無法利用,若同時對生活污水和初沉污泥進(jìn)行混合水解酸化,可提高進(jìn)水有機(jī)物含量,為AGS提供充足揮發(fā)性脂肪酸(volatile fatty acids,VFA)促進(jìn)PHA合成。文獻(xiàn)[8]表明,延長水解酸化工藝水力停留時間(hydraulic retention time,HRT)可以促進(jìn)有機(jī)物與底物充分接觸,也有研究[9]表明,HRT過長會造成水解酸化繼續(xù)向產(chǎn)甲烷階段運(yùn)行,VFA被繼續(xù)消耗,故合理調(diào)控水解酸化單元HRT有利于加強(qiáng)AGS厭氧PHA合成;此外,序批式反應(yīng)器(sequencing batch reactor,SBR)排泥方式的不同會影響微生物菌群的相對活性和顆粒污泥穩(wěn)定性,Winkler等[10]發(fā)現(xiàn)聚糖菌(glycogen accumulating organisms,GAOs)和亞硝酸鹽氧化菌(nitrite-oxidizing bacteria,NOB)在顆粒粒徑較小的污泥中占比較多,通過頂部排泥可以提升反硝化除磷性能,但文獻(xiàn)[11]表明,底部污泥齡過高,顆粒結(jié)構(gòu)被破壞會影響系統(tǒng)運(yùn)行長期穩(wěn)定性,因此,關(guān)于預(yù)處理單元HRT和SBR排泥方式還有待進(jìn)一步研究。

實(shí)驗(yàn)采用SBR運(yùn)行SNEDPR工藝,主要探究混合水解酸化預(yù)處理單元HRT和SBR排泥方式對AGS內(nèi)碳源儲存、反硝化聚磷菌(denitrifying polyphosphate accumulating organisms,DPAOs)等功能菌群活性和系統(tǒng)脫氮除磷特性的影響,以期為實(shí)際生活污水下同步硝化內(nèi)源反硝化除磷工藝優(yōu)選設(shè)計(jì)提供實(shí)驗(yàn)基礎(chǔ)。

1 實(shí) 驗(yàn)

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行方法

采用SBR反應(yīng)器進(jìn)行好氧顆粒污泥的培養(yǎng),反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成,高50 cm,內(nèi)徑14 cm,有效容積為6 L,換水比為60%。反應(yīng)器壁垂直方向設(shè)置取樣口,采用蠕動泵從底部進(jìn)水,攪拌機(jī)進(jìn)行混合,SBR底部設(shè)有曝氣盤,采用鼓風(fēng)曝氣,反應(yīng)器進(jìn)料、攪拌、曝氣和排水均采用時控開關(guān)自動控制。SBR前設(shè)置預(yù)處理單元,以生活污水和初沉污泥為底物(每4 d投加一次初沉污泥作為底物進(jìn)料,污水與污泥體積比為10∶1)進(jìn)行混合水解酸化,并將水解酸化液儲存在調(diào)節(jié)池中作為SBR進(jìn)水,控制SBR污泥齡為30 d,實(shí)驗(yàn)裝置見圖1。SBR每天運(yùn)行4個周期,以A/O/A模式運(yùn)行,每周期運(yùn)行6 h,包括進(jìn)水5 min,沉淀3 min,排水3 min,其余時間閑置,其中好氧段曝氣強(qiáng)度為0.8 L/min,具體運(yùn)行情況如圖2。調(diào)整預(yù)處理單元HRT的實(shí)驗(yàn)分為3個階段,具體參數(shù)見表1。

表1 實(shí)驗(yàn)運(yùn)行階段及條件

圖1 反應(yīng)器裝置示意

圖2 SBR運(yùn)行情況

在上述實(shí)驗(yàn)基礎(chǔ)上繼續(xù)優(yōu)化排泥方式,運(yùn)行方式同上,預(yù)處理單元HRT設(shè)置為4 h,實(shí)驗(yàn)分為3個階段,采取在SBR周期末沉降階段結(jié)束后手動排泥。沉降過程中因沉降速度差異,顆粒在污泥床垂直方向不同位置發(fā)生分離,根據(jù)排除不同污泥床位置污泥設(shè)置排泥方式,其中,階段Ⅲ選擇性排泥采取排除75%頂部和25%底部污泥方式運(yùn)行,具體參數(shù)如表2所示。

表2 反應(yīng)器運(yùn)行工況

1.2 接種污泥及原水水質(zhì)

預(yù)處理單元接種污泥取自實(shí)驗(yàn)室中試規(guī)模具有水解產(chǎn)酸性能的厭氧污泥,SBR反應(yīng)器接種污泥是配水馴化的具有同步硝化反硝化除磷性能的顆粒污泥,污泥質(zhì)量濃度為3 500 mg/L,實(shí)驗(yàn)用水為北京市某大學(xué)家屬區(qū)化糞池實(shí)際生活污水,用NaHCO3和NaOH調(diào)節(jié)pH穩(wěn)定,具體水質(zhì)指標(biāo)見表3。

1.3 分析項(xiàng)目與檢測方法

1.4 批次實(shí)驗(yàn)和計(jì)算公式

在批次實(shí)驗(yàn)中,比氨氧化速率(specific ammonia nitrogen oxidation rate,RSAO)、比亞硝酸鹽氧化速率(specific nitrite oxidation rate,RSNO)的測定方法參照文獻(xiàn)[15],不同聚磷菌所占比例參照Hu等[16]研究方法測定,聚磷菌所占比例近似按以下公式計(jì)算:

(1)

污泥強(qiáng)度采用完整性系數(shù)(integrity coefficient,CI)表征,測定方法參照文獻(xiàn)[17],計(jì)算公式為

(2)

式中:CI為顆粒的完整性系數(shù),用于表示污泥強(qiáng)度;m0和m1分別為總顆粒和經(jīng)振蕩后剩余完整顆粒的質(zhì)量。

厭氧段被PAOs和GAOs儲存為內(nèi)碳源的COD量占總COD消耗量的比例CODin、PAOs在內(nèi)碳源儲存貢獻(xiàn)比(PPAO)及SND效率[18](ESND)計(jì)算方法如下:

(3)

0.5PPAO=ρPRA/CODintra

(4)

(5)

2 結(jié)果和討論

2.1 預(yù)處理單元HRT優(yōu)化

2.1.1 系統(tǒng)處理性能

圖3為不同階段系統(tǒng)COD、TN、TP去除情況,剛接種生活污水時由于微生物需要適應(yīng)新的進(jìn)水環(huán)境,SBR出水COD和TN、TP均有所增加,并在一周內(nèi)恢復(fù)至正常。圖3(a)為運(yùn)行過程中COD變化,整個運(yùn)行過程中系統(tǒng)出水COD保持在50 mg/L以下,COD平均去除率為87.7%,出水符合國家污水排放一級A標(biāo)準(zhǔn),說明預(yù)處理單元HRT的改變對系統(tǒng)COD的去除影響不大。

圖3 運(yùn)行過程中COD、TN和TP變化

在階段Ⅰ,由于生活污水成分復(fù)雜,難降解有機(jī)物多,以較高HRT運(yùn)行,保證了微生物與底物接觸時間。由圖3(a)可以看出,水解酸化液中VFA約占60%, SBR內(nèi)大部分COD在厭氧段被消耗,以PHA的形式儲存到細(xì)胞內(nèi),平均內(nèi)碳源儲存率(CODin)達(dá)90.09%,證明水解酸化預(yù)處理可以有效提升生活污水的碳源利用率。但階段Ⅰ的SBR進(jìn)水COD低于生活污水水質(zhì),COD出現(xiàn)了較大損耗,主要是采用12 h的HRT,污水在反應(yīng)器中的停留時間過長。Wang等[8]通過正交測試發(fā)現(xiàn),HRT過長會造成底物繼續(xù)向產(chǎn)甲烷階段轉(zhuǎn)化,VFA消耗速率大于產(chǎn)生速率是造成有機(jī)物損耗的主要原因,后續(xù)SBR厭氧PHA存儲不足。階段Ⅰ的VFA主要由乙酸、丙酸和異戊酸組成,以乙酸為主,對于較大分子質(zhì)量VFA異戊酸,研究表明,細(xì)菌產(chǎn)生異戊酸的代謝途徑復(fù)雜,所需的反應(yīng)時間較長[19],階段Ⅰ較長反應(yīng)時間可能是異戊酸產(chǎn)生的原因。階段Ⅱ?qū)RT調(diào)至8 h后,預(yù)處理單元COD損耗減小,VFA占比增加,VFA組分中異戊酸減少,同時出現(xiàn)正丁酸組分,說明調(diào)整HRT會引起水解酸化液組分的改變。階段Ⅲ,VFA占比繼續(xù)增加至77%左右,乙酸、丙酸和丁酸質(zhì)量濃度增加,異戊酸占比降低,SBR厭氧CODin增加至96.5%左右。文獻(xiàn)[10]指出,反硝化優(yōu)先利用乙酸,其次為丁酸和丙酸,最后是戊酸; Chen等[20]指出適宜作為除磷碳源的兩種有機(jī)酸為乙酸和丙酸。因而縮短HRT水解酸化液中組分的優(yōu)化可能是脫氮除磷效果逐漸變好的原因,同時,混合VFA不同組分可為反硝化和除磷過程相關(guān)的各個細(xì)菌提供不同碳源,因而微生物對碳源利用率高,實(shí)現(xiàn)了SBR厭氧內(nèi)碳源的高儲存。

圖3(b)為運(yùn)行過程中TN變化,水解酸化單元TN略有升高,主要是混合水解污泥釋放氨氮的同時微生物生長需要消耗氨氮,造成質(zhì)量濃度略有升高。生活污水氨氮質(zhì)量濃度波動大,在階段Ⅰ好氧顆粒污泥中部分氨氮未反應(yīng)完全,造成TN去除效率低。隨著反應(yīng)進(jìn)行,微生物逐漸適應(yīng)生活污水水質(zhì),硝化性能得以恢復(fù),但HRT過長導(dǎo)致的COD損失,造成出水TN仍未能達(dá)到污水排放一級A標(biāo)準(zhǔn)。到階段Ⅲ縮短HRT后,預(yù)處理單元出水VFA大幅增加,且主要由乙、丙酸組成,好氧顆粒污泥反硝化性能提升,出水平均TN降至9.0 mg/L,出水TN達(dá)到污水一級A排放標(biāo)準(zhǔn)(15 mg/L)。

由圖3(c)可以看出,SBR厭氧磷釋放量和CODin變化一致,階段Ⅰ較長HRT使SBR進(jìn)水COD偏低,厭氧內(nèi)碳源存儲不足,釋磷量不足,影響PAOs和DPAOs 的除磷效果,TP去除率僅為83%左右。階段Ⅱ?qū)RT縮短后,預(yù)處理VFA增加,SBR進(jìn)水基質(zhì)中碳磷比增加,TP去除率逐漸恢復(fù)至90%,直至階段Ⅲ去除率增加至92.5%,出水仍未穩(wěn)定在0.5 mg/L以下,其原因可能是GAOs在厭氧階段爭奪碳源造成PAOs內(nèi)碳源存儲能力不佳。

2.1.2 系統(tǒng)污染物去除機(jī)制

圖4 典型周期內(nèi)污染物質(zhì)量濃度和細(xì)胞內(nèi)碳源變化

計(jì)算和實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明,優(yōu)化預(yù)處理單元HRT實(shí)現(xiàn)了PAOs和GAOs中細(xì)胞內(nèi)碳源(PHA)的充足貯存,為SND、后置反硝化和P吸收提供充足碳源,加強(qiáng)內(nèi)源性微生物反硝化和除磷。

2.2 排泥方式優(yōu)化

2.2.1 顆粒物理特性變化

不同排泥方式會對污泥物理特性產(chǎn)生影響,圖5為不同排泥方式下長期運(yùn)行過程中反應(yīng)器內(nèi)攪拌混合均勻顆粒的粒徑、沉降性能、含水率和污泥強(qiáng)度(以完整性系數(shù)表征)變化。

圖5 運(yùn)行過程中顆粒粒徑、SVI、完整性系數(shù)和含水率變化

由圖5(a)粒徑分布可以看出,階段Ⅰ反應(yīng)器內(nèi)粒徑在1 200 μm以上的顆粒占比明顯降低,小于300 μm的顆粒占比增加。文獻(xiàn)[24]表明,粒徑的過度增長會造成基質(zhì)傳遞受限,影響顆粒污泥的穩(wěn)定性。階段Ⅰ通過底部排泥將較大粒徑的顆粒排除系統(tǒng),新形成的小粒徑顆粒積累,小顆粒與大顆粒共同競爭營養(yǎng)物質(zhì),控制了粒徑的過度生長。但由圖5(b)SVI曲線可以看出,階段Ⅰ系統(tǒng)SVI值上升,說明系統(tǒng)沉降性能變差,原因是底部排泥排出了大量沉降性能好的顆粒污泥,造成大顆粒的SRT過短,小顆粒污泥的SRT過長,沉降性能變差。

階段Ⅱ通過將排泥方式轉(zhuǎn)變?yōu)轫敳颗拍?顆粒粒徑分布占比發(fā)生顯著變化,其中,低于300 μm的小顆粒占比降低,1 200 μm以上的顆粒占比顯著增加,污泥的沉降性能恢復(fù)。但此階段顆粒強(qiáng)度降低到78.5%左右,文獻(xiàn)[25]認(rèn)為,CI低于0.80時表明顆粒污泥強(qiáng)度受到破壞,可見頂部排泥方式導(dǎo)致顆粒強(qiáng)度變差,這是由于反應(yīng)器內(nèi)存在大量成熟老化的顆粒污泥,Zhu等[26]認(rèn)為顆粒粒徑過大造成顆粒內(nèi)部區(qū)域出現(xiàn)空腔,使顆粒結(jié)構(gòu)的強(qiáng)度和內(nèi)聚力降低,造成顆粒穩(wěn)定性差。同時,階段Ⅱ含水率逐漸下降,文獻(xiàn)[27]指出,好氧顆粒的孔隙率隨著顆粒粒徑的增加而減少,階段Ⅱ大粒徑顆粒占比過高造成孔隙率低、含水率下降,導(dǎo)致基質(zhì)無法傳遞到顆粒內(nèi)部,影響反硝化性能。階段Ⅲ在總SRT不變下,通過選擇性排出底部老化顆粒污泥和頂部細(xì)小顆粒,觀察到SBR內(nèi)0.5～0.9 mm的粒徑顯著增加,約占總體積的40%以上,顆粒粒徑分布集中。據(jù)報(bào)道[28],500～900 μm的顆粒具有更高的N去除能力,因?yàn)?00～900 μm的顆粒可以提供厭氧、缺氧和好氧的微觀環(huán)境,提高系統(tǒng)的硝化反硝化性能,這也是階段Ⅲ污染物去除性能得到提升的主要原因。同時,階段Ⅲ系統(tǒng)SVI平均值為33 mL/g,CI達(dá)90%以上,顆粒的沉降速度及強(qiáng)度均有所提升。因此,選擇性排泥方式通過控制好氧顆粒粒徑,形成結(jié)構(gòu)密實(shí)、強(qiáng)度高的顆粒,保證工藝的穩(wěn)定運(yùn)行。

2.2.2 功能菌活性變化

為進(jìn)一步了解不同排泥方式對微生物菌群的影響,對3個階段穩(wěn)定期的污泥進(jìn)行批次實(shí)驗(yàn),分析不同排泥方式下污泥中聚磷菌活性、AOB和NOB活性以及不同電子受體聚磷菌所占比例。

表4 不同階段SBR比氨氧化速率、比亞硝酸鹽氧化速率、SND效率和Δρ(P)/ΔCOD

在厭氧條件下,VFA通過消耗多磷酸鹽(poly-P)和糖原轉(zhuǎn)化為PHA,PAOs的活性可由每摩爾厭氧P釋放量與每摩爾COD吸收量之比(Δρ(P)/ΔCOD)反映,其中,PAOs的標(biāo)準(zhǔn)厭氧化學(xué)計(jì)量參數(shù)Δρ(P)/ΔCOD根據(jù)文獻(xiàn)[31]顯示為0.5,而GAOs的比率則為0[32]。由表4可知,階段Ⅰ在底部排泥方式下,Δρ(P)/ΔCOD為0.19,表明PAOs活性較差,階段Ⅱ的Δρ(P)/ΔCOD為0.30,PAOs活性有所增加。Winkler等[10]認(rèn)為PAO在大而致密的顆粒中占主導(dǎo)地位,而GAOs主要分布在污泥頂部,階段Ⅱ頂部排泥更有利于富集PAOs,但富集效果低于階段Ⅲ。Zhang等[33]提出反應(yīng)器中含有大量老化顆粒會造成顆粒穩(wěn)定性差,盡管階段Ⅲ去除部分底部污泥會損失一部分PAOs,但也促進(jìn)了PAOs的新生長,可避免運(yùn)行過程中除磷性能惡化,因此,采取選擇性排泥的方式可抑制GAOs生長,促進(jìn)PAOs富集,提高除磷性能。

表4中SND效率為不同階段的同步硝化反硝化效率,可以看出,階段Ⅲ的SND效率最高。階段Ⅰ的SND效率僅為52%,主要是由于反應(yīng)器內(nèi)小顆粒占比較多,顆粒內(nèi)部缺氧區(qū)的缺乏造成反硝化效果不佳。而階段Ⅱ顆粒強(qiáng)度穩(wěn)定性變差、新生顆粒污泥的不足及好氧硝化體積分?jǐn)?shù)較低造成SND效率低。階段Ⅲ顆粒粒徑分布均勻,顆粒的氧氣和底物傳質(zhì)使細(xì)菌分層分布增強(qiáng)SND效果,避免了亞硝酸鹽積累導(dǎo)致游離亞硝酸抑制養(yǎng)分去除過程,增強(qiáng)了系統(tǒng)同步硝化內(nèi)源反硝化脫氮和除磷效果,系統(tǒng)TN去除率達(dá)86.38%,出水TN質(zhì)量濃度降低至8.17 mg/L,達(dá)到GB 18918—2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》的一級A標(biāo)準(zhǔn)。

表5 不同階段下反硝化聚磷菌占比變化

2.2.3 EPS變化

根據(jù)結(jié)構(gòu)不同EPS可以進(jìn)一步區(qū)分為松散附著EPS(LB-EPS)和緊密黏附EPS(TB-EPS),不同組分質(zhì)量分?jǐn)?shù)直接影響污泥的理化特性和顆粒穩(wěn)定性的維持。如圖6所示,階段Ⅰ LB-EPS顯著增加,過量的LB-EPS會對生物絮凝和泥水分離產(chǎn)生不利影響[34],導(dǎo)致顆粒污泥較高的SVI值,與上述測量結(jié)果一致。階段Ⅱ總EPS顯著增加,這與該階段反應(yīng)器內(nèi)較多大粒徑的老化顆粒有關(guān),當(dāng)顆粒尺寸變大時,過量的EPS導(dǎo)致基質(zhì)傳遞通道被阻塞,這可能是階段Ⅱ孔隙率低、含水率不足的原因,同時會造成顆粒內(nèi)部缺氧區(qū)反硝化性能變差。階段Ⅲ的LB-EPS和TB-EPS都無顯著變化,說明排出一定量的老化顆?？梢员苊釫PS的過量積累。在整個運(yùn)行期間,PN質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化很小,主要是PS質(zhì)量分?jǐn)?shù)發(fā)生改變,總PN與PS質(zhì)量分?jǐn)?shù)比從2.25下降到1.55左右,并趨于平緩。文獻(xiàn)[35]表明,PS在維持顆粒結(jié)構(gòu)完整性方面具有重要作用,可以增強(qiáng)細(xì)胞的內(nèi)聚力和黏附力,PS的分泌保證反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行。

圖6 運(yùn)行過程中TB-PN、TB-PS、LB-PN、LB-PS及PN與PS質(zhì)量分?jǐn)?shù)比變化

3 結(jié) 論

1)以生活污水(COD約250 mg/L、TN 約50 mg/L、TP約5 mg/L)和初沉污泥(每4 d投加一次污泥,污水與污泥體積比為10∶1)為底物進(jìn)行混合水解酸化預(yù)處理,隨著預(yù)處理單元HRT從 12 h逐漸縮短至4 h,水解酸化液提供的乙、丙酸質(zhì)量濃度和VFA占比提高,實(shí)現(xiàn)了AGS中PAOs和GAOs的PHA充足貯存,從而提高了SND和內(nèi)源反硝化除磷效率,出水COD保持在50 mg/L以下,TN降至7.8 mg/L左右。

3)反應(yīng)器以調(diào)整預(yù)處理單元HRT和選擇性排泥促進(jìn)了PHA的貯存和AOB、DPAOs等功能菌群的富集,顆粒強(qiáng)度高、沉降性能好,適量EPS的分泌維持了顆粒穩(wěn)定性,出水TN和TP均達(dá)到GB 18918—2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》的一級A標(biāo)準(zhǔn)。