低DO微孔曝气变速氧化沟脱氮能力恢复效果分析

杨亚红,彭党聪,李 磊,郑阳光,张新艳,裴立影

(1.西安建筑科技大学环境与市政工程学院,陕西 西安 710055；2.兰州理工大学土木工程学院,甘肃 兰州 730050)

针对越来越严格的污水排放标准,大多已建或未建污水厂面临脱氮除磷的挑战.而氧化沟在此方面较有优势,尤其是同步硝化反硝化(SND)功效更为突出[1].然而该工艺同样也存在污泥膨胀问题,其中以丝状菌引起的污泥膨胀最为普遍[2-3].通常判断污泥膨胀以污泥体积指数(SVI)为判断依据,当 SVI>150mL/g时为膨胀,而彭永臻等[4]研究表明:SVI在 150～250mL/g可使污泥在微膨胀状态下稳定运行,且出水水质更优.但当膨胀引起污泥流失,导致出水氨氮超标时,应采取相应措施.目前微膨胀理论成为研究热点,但对实际污水厂微膨胀关注不多,尤其对微孔曝气变速氧化沟方面研究未见报道.

基于上述现状,对本中试系统在低温运行中污泥膨胀和出水氨氮超标问题进行研究,并采取相应恢复措施,以期对微膨胀下的丝状菌对脱氮的影响及其污泥中丝状菌状况进行深入分析,为中试运行中可能出现的污泥膨胀问题提供理论解释和技术支持.

1 材料与方法

1.1 问题引出

微孔曝气变速氧化沟中试系统在2011年10月1日～2012年1月19日运行期间,硝化效果较为理想,出水NH4+-N和NO3--N均能达到1mg/L和 15mg/L以下,而 2012年 2月初发现出水NH4+-N超标,甚至高达 20mg/L以上,SVI可达350mL/g左右,二沉池泥位大幅升高,出现污泥大量流失,故对近期 PLC在线数据进行查阅分析,得知在此期间氧化沟的水温在 9～12℃(图 1),初步推断可能是低温引起的上述问题.

图1 冬季氧化沟中试系统水温变化Fig.1 Changes of water temperature in oxidation ditch in winter

由图2微孔曝气变速氧化沟中试系统可知:工艺由厌氧选择池(2.1m×0.7m×1.6m)、氧化沟(7.2m×3.2m×1.14m)和二沉池(D:2.0m,H:1.47m)组成, 处理水量 50t/d,在秋冬季节稳定运行期,SRT保持20d,HRT在选择池为1.1h,在氧化沟为13h,在二沉池约为2h,由于冬季气温低,工艺中的SS均稳定在4000～4500mg/L.本工艺和传统的氧化沟工艺不同之处是在曝气区加宽了沟的宽度(非曝气段 0.4m,曝气段 1.2m),这是基于水力学[5]并结合节能的理念而开发的一种新型氧化沟.该氧化沟沟段总长约 56m,高速推进器(740r/min)持续运行,DO 常年在 0.6～1.2mg/L(一般污水厂要求2mg/L以上).

图2 氧化沟中试系统Fig.2 Details of the pilot scale system

1.2 分析方法

测定方法:COD采用传统重铬酸钾法;TKN采用蒸馏-光度法;NH4+-N采用纳氏试剂光度法;NO3--N采用盐酸-氨基磺酸紫外分光光度法;NO2--N 采用 N-(1-萘基)-乙二胺光度法;TP和PO43--P采用钼锑抗分光光度法,其中TP采用过硫酸钾在高压锅下消解预处理后再测定PO43--P的方法;MLSS和MLVSS采用标准重量法[6];溶解氧DO和水温采用HACH在线LDO溶解氧仪.

硝化速率采用文献[7]方法分别对中试系统的氨氧化速率(SAUR)和亚硝酸盐氧化速率(SNUR)进行了测定;反硝化速率均采用淘洗曝气和密封充氮气的传统方法测定[8];镜检和染色均采用OLYMPUS2BX51显微镜.

2 结果与讨论

2.1 不同A:O比下的脱氮效果恢复

由于出水 NH4+-N浓度高达 20mg/L以上,故工艺恢复起始阶段,将曝气量全部开启,使得氧化沟缺氧末端的DO达到1.5mg/L,整个氧化沟为好氧段,以此来培养系统中硝化菌份额,达到提高硝化能力的目的,当出水 NH4+-N降低到 5mg/L以下时,可逐渐提高缺氧段比例,提高反硝化能力.如图3所示,随着温度升高,出水NH4+-N降低到5mg/L以下时,对A:O段按照0,0.1,0.5,1.1,1.8的方式逐渐增大.在此过程中,水温也在逐渐升高,有助于硝化菌的生长.研究表明:温度和DO是污泥恢复硝化能力最主要的因素,较高的DO浓度,适宜的温度是硝化菌生长的关键因素.另外,污水生物处理系统中 BOD负荷小于 0.15gBOD5/(g MLSS·d)时,系统中的硝化作用才占优势.本系统的荷载约0.07 BOD5/(g MLSS·d)在上述范围内,温度随着气温的变化而变化,故采取 DO调整A:O比培养硝化菌是硝化能力恢复的可控因素.

图3 恢复期不同A:O比下的处理效果Fig.3 Efficiency of NH4+-N removal under recovering with different A/O ratios

2.2 污泥硝化和反硝化能力恢复

在A:O比不断增加,出水氨氮逐渐降低的过程中,对污泥的硝化能力,反硝化能力进行了跟踪测定,通过长期测定比较发现药剂法较 DO法测定自养菌硝化速率稳定,故采用药剂法对活性污泥的自养菌硝化能力进一步验证.据报道[9],硝化细菌数量的多少直接影响着反应器的硝化性能以及污泥的活性,因此调查变速氧化沟在不同工况下氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌的硝化能力变化非常重要.由图4可知,在恢复期,最大比氨氧化速率(SAUR)和最大比亚硝酸盐氧化速率(SNUR)整体上升趋势,当水温超过 20℃时,其 SAUR 和SNUR值接近,SNUR增加表明氧化沟的亚硝酸盐氧化菌在硝化菌中的份额逐渐增加,不会有NO2--N 积累,而温度较低时,大多情况下 SAUR高于 S NUR,理论上会有 N O2--N积累,但实际工况中没有发现积累现象,本次恢复大约需100d左右,A:O比恢复到以前的状态,出水 NH4+-N达标,TN达标,这表明污泥的硝化能力和活性增强.

图4 最大比硝化速率随温度变化Fig.4 Maximum specific nitrifying rate with different temperature

图5 最大比反硝化速率随温度变化Fig.5 Maximum specific denitrifying rates under different temperature

由图 4可知,在恢复期,最大比反硝化速率不断增大,尤其快速反硝化最为明显,这与马娟等[10]认为的在碳源充足下反硝化效果受温度影响最大的观点一致;而慢速反硝化次之;而内源反硝化本身较小,受外界环境的影响较小,故恢复过程变化不大,但慢速和内源反硝化速率值能代表氧化沟的反硝化能力,而快速反硝化,整体是上升趋势,这是由于在测定速率过程中,所加进水的 COD组分变化,引起快速反硝化速率

偶有异常.总的来说,污泥的反硝化能力随着A:O比和温度升高在不断提高,同时出水硝氮也在不断降低.这表明随着温度升高,异养菌的活性也随之增强,只要温度适宜,碳源充足,其恢复能力较硝化菌要更快些.

2.3 丝状菌对氧化沟硝化和反硝化能力的影响

2.3.1 氧化沟丝状菌的确定 在硝化能力恢复期间,氧化沟由于大量曝气和反硝化作用产生的气体,使得选择池和氧化沟表面产生大量浮泥,如图 6所示.一般诺卡氏菌(Nocardioforms)和微丝菌(Microthrix Parvicella,简写:M.Parvicella)均能产生疏水性细胞壁, 会逐渐形成棕褐色泡沫,该泡沫易浮于活性污泥表面,且二者都有很强的革兰氏阳性,但微丝菌菌丝(50～200μm)比诺卡氏菌菌丝(5～30μm)长.如图 6c和图6d所示,镜检所观察的丝状菌形态和所测量菌丝长度(50μm以上),可初步预测优势丝状菌为M.Parvicella.另外大量文献表明低 DO,低温和低负荷是引污泥膨胀的主要原因,且M.Parvicella膨胀是最为普遍的膨胀方式,本氧化沟中试正是在上述条件下运行.

图6 恢复期间浮泥以及混合液和表面浮泥镜检和染色对比照片Fig.6 Micrographs of flocs and foam comparisons of microscopic examining and staining during recovering

对氧化沟表面浮泥和沟内污泥絮体进一步镜检,并结合革兰氏及纳氏染色技术以及Eikelboom丝状菌鉴定方法[11],其结果如图 6所示,可确认引起污泥膨胀的优势丝状菌为M.Parvicella.

随着温度升高,氧化沟中污泥反硝化能力不断提高,致使选择池和氧化沟大量浮泥产生,定期对其进行去除,使得混合液中微丝菌的量逐渐减少,以提高污泥的沉降性能.根据 David Jenkins等[12]对污泥中的丝状菌含量的 7级定量法(FI),本氧化沟浮泥产生前期,混合液和表面浮泥中丝状菌含量见图6c和图6d,FI分别近似为3级和6级,级数越大,丝状菌越多,则M.Parvicella含量也越高.

2.3.2M.Parvicella对硝化和反硝化影响 为调查M.Parvicella对污泥硝化能力的影响,对氧化沟内部的混合液和表面新鲜浮泥最大比硝化速率进行多次对比测定.如图 7所示,SAUR-1,SNUR1,SAUR-2,SNUR2, SAUR-3,SNUR3分别为工艺运行第 167,180,186d的最大比硝化速率,其数据表明:氧化沟混合液硝化能力均高于表面浮泥,可间接表明浮泥的产生和去除有利于污泥菌胶团的生长和具有良好污泥沉降性能的絮体的形成.同时也可发现混合液和表面浮泥各自的最大比硝化速率随着温度的上升均有上升趋势,这也表明微丝菌和硝化菌都较适应中温,但同时也能看出在 167d和 180d水温分别为 15℃和17℃时混合液硝化速率变化不大,这可能是由于在测定各自的污泥MLSS时,来自初沉前进水中的无机颗粒引起的误差,但这不影响混合液和表面浮泥硝化速率对比趋势.总体来说微丝菌对污泥硝化速率有一定影响,这进一步证明冬春季节氧化沟中大量的微丝菌存在对污泥的硝化速率影响较大.同时微丝菌对低温,低负荷,低DO的适应能力强于硝化菌[13],这也表明硝化菌对低温,低负荷,低DO的适应性较弱,春季去除表面浮泥对氧化沟的硝化能力有一定的恢复作用.

污泥硝化能力是脱氮的前提,但反硝化能力直接影响脱氮最终效果.为此对不同M.Parvicella含量的活性污泥的反硝化能力进行对比,来分析污泥膨胀中的M.Parvicella优势丝状菌对反硝化的影响程度.目前关于M.Parvicella的反硝化能力国内外观点均不统一.Casey等[14]的观点:假设M.Parvicella能够进行反硝化的第一步(NO3--N转化为 NO2--N),则由于反硝化不彻底,导致菌胶团内积累了大量的NO2-N,这减少了在好氧条件下,反硝化异养菌利用慢速可生物降解有机碳源的能力,而实际工艺中M.Parvicella对反硝化没有任何影响,因为本中试系统中没有出现 NO2--N 积累的现象.文献所述的M. Parvicella仅能执行反硝化第一步的观点仅来自于Tandoi等纯菌种研究所提供的观点[15].而 Wanner等[16]观点认为:M.Parvicella对活性污泥的反硝化有强化作用,这间接表明M.Parvicella具有完全反硝化能力.针对上述不同观点,本课题组对氧化沟中含M.Parvicella少的混合液和含M.Parvicella多的浮泥的最大比反硝化速率进行多次测定,其中在运行第185,243,273d不同温度下的最大比反硝化速率为代表值,其结果如图 8所示,FI=6(FI,丝状菌定量级数)的浮泥最大比快速反硝化速率高于FI=3的,慢速略高,内源相差不大,甚至略小些,这可间接表明:M.Parvicella能强化活性污泥的快速反硝化能力,对慢速和内源的反硝化速率影响不大,菌胶团中大量的M.Parvicella存在对反硝化有促进作用,说明冬季脱氮的主要限制因素是硝化能力.另外对不同M.Parvicella含量反硝化过程中的亚硝氮进行测定,发现亚硝氮略有积累,但最大值均不超过 1.0mg/L,无明显的积累现象,该结果和Wanner等[16]的观点较为一致.

图7 不同活性污泥和表面浮泥最大比硝化速率对比Fig.7 Maxium specific nitrifying rate with different FI classifications of M.Parvicella in activated sludge

图8 不同M.Parvicella活性污泥最大比反硝化速率Fig.8 Maxium specific denitrifying rate with different FI classifications of M.Parvicella in activated sludge

2.4 M. Parvicella对活性污泥沉降性能的影响

丝状菌对污泥沉降性的影响是多方面的,不但会增大沉淀过程所受阻力,而且其交联形成的疏松多孔网状结构会降低活性污泥絮体的密度.活性污泥絮体的密度普遍在 1.022～1.056g/mL,而沉降过程的动力来自絮体与水的重力之差,因此絮体密度的改变会直接影响污泥的沉降性[17],即丝状菌的存在会直接影响污泥沉降性能.而吴昌永等[18]认为单方面提高 DO浓度并不能显著改善污泥的沉淀性能,所以温度在污泥沉降性能改善上起很大作用.

图9 污泥膨胀和恢复期污泥沉降性能的变化Fig.9 Changes of settlement performance under sludge bulking and recovering

王中玮等[19]的研究表明:低 DO 下(DO=0.5mg/L)条件下,全程好氧运行方式易引发恶性膨胀;而前置缺氧后再进入好氧区的运行方式可实现稳定的微膨胀状态,并具有较好的脱氮和节能效果.因此创造一个良好的厌氧/缺氧/好氧交替的环境可实现低氧微膨胀的稳定维持状态.

由图9可知,污泥在最冷月维持阶段SVI值较高,最大增长到约 400,在此阶段,出水氨氮和SS均较高,采用调整 A:O方式,在此期间温度和DO对硝化能力的恢复均有一定的效果,硝化能力的提高对污泥的SV,SVI均有一定改善,使得恢复期的 SVI值稳定在微膨胀所要求的150～250mg/L附近,运行和沉降性能均良好,在此期间硝化能力提高使得微丝菌的竞争能力减弱;另外反硝化对环境的适应能力很强,只要温度适宜,反硝化立即进入零级反硝化状态,氧化沟良好的硝化反硝化状态提高了菌胶团的竞争能力,使得污泥的沉降性能逐渐得以恢复.

2.5 脱氮能力恢复后污泥结构及对污泥沉降性能评价

氧化沟脱氮能力和沉降性能恢复后,对其进行电镜扫描.从图 10可知,污泥的整体结构中外部丝状菌较少,污泥内部丝状菌较多,可确保菌胶团具有很好的骨架结构,而污泥絮体外部微丝菌的减少使得污泥在沉降过程中的阻力减小;另外对污泥的EPS进行测定,随着温度升高,活性污泥EPS中,糖和蛋白质的比例有所减小,对污泥沉降更有利.

污泥微膨胀技术应用的瓶颈是改善硝化效率.微膨胀需要在低 DO 下进行,而低 DO 对NH4+-N 的去除有负作用.但是有研究[20]表明稳定和彻底的硝化能够在低DO达到0.12mg/L下运行 300d,这也表明氨氧化菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB)在氧限制的情况下能够适应.也有研究[21]表明:在中试城市污水工艺中,DO 在0.4～0.7mg/L能产生NO2--N,由于NO2--N积累而产生NO2--N的途径与产生NO3--N的途径相比,使得 TN去除率可提高 20%,且可减少曝气量24%,较为节能.尽管本系统 NO2--N的积累未发生,SND在脱氮中仍占很大比例.Park[22]通过物料恒算方法得到:在DO为0.5～0.8mg/L,SND对N的去处率达到约63%,而DO高于1.5mg/L,SND不能获得.故本试验重点研究在DO低于1.2mg/L以下的运行条件下来维持系统的微膨胀和高的SND脱氮效率.氧化沟内良好的SND脱氮效果,使得进入二沉池的混合液中 NO3--N浓度降低,低于二沉池反硝化极限浓度 8～10mgNO3--N要求,故更有利于污泥的沉降.

图10 中试恢复后污泥结构电镜扫图片(SVI=180mL/g)Fig.10 The SEM photographes of sludge structure after recovering nitrifying performance (SVI=180mL/g)

3 结论

3.1 针对低温引起中试出水NH4+-N超标,将整个氧化沟变为好氧区来提高污泥中的硝化菌份额,增加污泥的硝化能力.当系统出水 NH4+-N达5mg/L以下时,为提高污泥反硝化能力,降低出水总氮达到15mg/L一下,采取逐渐增加A/O比为0,0.1,0.5, 1.1,1.8运行方式.随温度升高和污泥中硝化菌含量增多,污泥脱氮能力有所提高,其标志是活性污泥最大比硝化及其反硝化速率均有所恢复.

3.2 在恢复期间,随着温度的升高,大量浮泥呈现在选择池和氧化沟表面,通过鉴定表明浮泥中含有大量的M.Parvicella,逐渐对表面浮泥进行去除,混合液中硝化菌含量有所增加.通过进一步分析表明M.Parvicella大量存在对硝化菌影响较大,对反硝化菌影响不大,反而有一定的促进作用,这可能是因为M.Parvicella对碳源具有较强竞争能力.

3.3 最冷月连续低温引起污泥的 SVI超过250mg/L,出水氨氮超标,而恢复后 SVI基本稳定在167～250mg/L之间,均在微膨胀范围之内.该微膨胀系统对去除 SS更有利,且可提高二沉池出水水质.

3.4 活性污泥硝化能力恢复后污泥沉降性能有所好转,表明采用逐步调整A:O比的措施对控制污泥恶化膨胀及改善污泥沉降更有利.

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致谢：本实验的现场中试工作由本课题组驻在西安市第四污水处理厂的全体研究生大力协助完成,在此表示感谢！