低温下粉煤灰对SBR部分亚硝化效能的影响研究

2020-07-23王丽媛康婷婷

供水技术 2020年2期

王丽媛，李行，康婷婷

(1.沈阳建筑大学市政与环境工程学院，辽宁沈阳 110168;2.中南建筑设计院股份有限公司，湖北武汉430071)

与传统的硝化-反硝化工艺相比，部分亚硝化-厌氧氨氧化(PN-ANAMMOX)联合工艺节约了一半的需氧量，且无需补充碳源［1］。部分亚硝化作为该联合工艺的前提与基础，出水NO-2-N和-N质量浓度的比值受外界条件变化的影响较大。亚硝化-厌氧氨氧化技术需要在中高温进行，而北方冬季温度低，维持中高温需要消耗大量能源，因此在低温条件下保持部分亚硝化颗粒污泥的活性尤为重要。

粉煤灰的存在形式是富铝玻璃体，结构疏松，含有硅、铝、铁、钙、镁等元素的氧化物［2］，主要组成是SiO2和Al2O3。粉煤灰优秀的吸附能力源自其多孔结构和大比表面积［3-4］，能有效发挥物理吸附、化学吸附和离子交换吸附作用［5］，在处理染料废水、含砷废水、含酚废水、重金属离子废水、焦化废水和生活污水等方面，已经取得了良好的应用效果［6］。

对于将粉煤灰作为载体培养颗粒污泥方面，尚无相关报道。有研究认为粉煤灰有较大的比表面积和很强的吸附能力［7］，根据晶核假说原理，可以作为好氧颗粒污泥初始自凝聚的最开始的内核;同时粉煤灰中存在很多二价和三价金属离子，可以以自我为中心吸引带负电的微生物在其表层粘附、附着、生长，慢慢形成初始小颗粒。气流、水力剪切和颗粒之间的相互碰撞，都会使这些小颗粒外层的菌胶团脱落，产生新的前体物［8］，在此基础上再次形成小颗粒，周而复始，加速颗粒污泥的形成。

据研究表明，加入粉煤灰后污泥菌胶团和微粒或菌胶团所处空间狭小，产生更多次的摩擦和碰撞，使污泥以更慢的速度相互聚集并形成颗粒。这种频繁的碰撞与摩擦又会增大颗粒污泥形成所需的水力选择压，形成更为稳定牢固的污泥结构［9］，对亚硝化颗粒污泥在低温下发生解体现象和流失有一定的抑制作用，能够重新聚集解体的絮状污泥，从而强化了亚硝化性能。笔者在低温(15℃)试验条件下投加不同浓度的粉煤灰，观察颗粒污泥的活性和出水水质的变化，探究了粉煤灰对部分亚硝化效能的提高效果。

1 试验部分

1.1 试验装置

试验采用的SBR反应器由UASB反应器改造而成，如图1所示。反应有效体积为5 L，换水率为70%，反应器底端装有曝气头，曝气量通过气体转子流量计调节，水浴温度由加热棒控制。SBR反应器的进、出水和曝气均由时控开关进行控制。SBR的反应周期为6 h:进水10 min，曝气330 min，沉降12 min，出水 6 min，静置 2 min。

1.2 试验配水和接种污泥

试验采用人工配制的模拟废水:KH2PO4，22 mg/L;MgSO4·7H2O，20 mg/L;CaCl2，100 mg/L;NH4Cl，500 mg/L;微量元素，1 ml/L。其中微量元素溶液组成如下:ZnSO4·7H2O，120 mg/L;NaMoO4·2H2O，60 mg/L;CoCl2，150 mg/L;EDTA，10 000 mg/L;MnCl2·4H2O，120 mg/L;H3BO3，150 mg/L;CuSO4·5H2O，30 mg/L。

图1 试验装置Fig.1 Diagram of test device

接种污泥取自沈阳北部污水处理厂二沉池回流污泥，经过培养驯化后具有良好的亚硝化性能，污泥浓度(MLSS)约为3 300 mg/L，污泥沉降比(SV)为30%。

1.3 试验方法

当部分亚硝化反应降温至15℃，稳定培养一段时间后，每隔5～6 d分别向反应器内投加50，100，150，200，250和300 mg/L粉煤灰，依次对应阶段Ⅰ至阶段Ⅵ。观察不同粉煤灰浓度对污泥活性的影响，分析反应器内污泥活性和出水水质的变化。

1.4 分析方法

2 结果与讨论

2.1 污泥活性和出水SS的变化

粉煤灰作为载体，对低温下解体的絮状污泥具有很好的吸附作用，能够使其重新聚集为颗粒污泥。粉煤灰的投加量对反应器内污泥浓度、污泥活性和出水固体悬浮物浓度(SS)的影响，如图2、图3所示。

图2 粉煤灰浓度对污泥活性的影响Fig.2 Effect of concentration of fly ash on sludge activity

图3 粉煤灰浓度对出水SS的影响Fig.3 Effect of concentration of fly ash on effluent SS

试验第1～6 d时，粉煤灰投加量为50 mg/L，MLSS和混合液挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)分别为2 103和1 953 mg/L，污泥活性 f为0.928，出水SS为81.6 mg/L。由于加入的粉煤灰量较少，对颗粒污泥的性能几乎无影响，继续增大粉煤灰的投加量。

在第7～13 d时，粉煤灰投加量为100 mg/L，MLSS、MLVSS 分别为 2 273 和 2 023 mg/L，f为0.890，出水SS为63.2 mg/L。污泥浓度有所上升，但污泥活性下降，这可能是由于粉煤灰持留在反应器内。同时出水SS减少，表示有部分新生成的絮状污泥被粉煤灰颗粒吸附，形成沉降性能较好的颗粒污泥。粉煤灰的投入对颗粒污泥的形成和持留具有一定影响，但其持留污泥浓度较小。

在第14～19 d时，粉煤灰投加量为150 mg/L，MLSS、MLVSS 分别为 3 112 和 2 712 mg/L，f为0.871，出水SS为41.5 mg/L。第20～24 d时，粉煤灰投加量为200 mg/L，MLSS、MLVSS分别为3 973和3 373 mg/L，f为 0.848，出水 SS 为 34.8 mg/L。第25～29 d时，粉煤灰投加量为250 mg/L，MLSS、MLVSS分别为 5 456和4 606 mg/L，f为 0.844，出水 SS为23.2 mg/L。

第30～34 d时，提高粉煤灰投加量为300 mg/L，MLSS、MLVSS 分别为 6 317 和 5 167 mg/L，f为0.818，出水 SS 为17.9 mg/L。

可以看出，随着粉煤灰的投加量从50 mg/L逐渐上升到300 mg/L，出水SS逐渐下降，反应器内的污泥得以聚集，污泥浓度从2 103 mg/L升高到6 317 mg/L。但随着粉煤灰的加入，反应器内无机物的增加，污泥活性f逐渐减小，由0.928降低至0.818。

因此，粉煤灰对部分亚硝化颗粒污泥的增多具有良好的促进作用，同时能减少污泥流失。

2.2 出水氮元素的变化

降温至15℃后，为考察加入粉煤灰对污泥活性的强化效果，同时检测出水中三氮的变化和其部分亚硝化性能。从图4可以看出，粉煤灰投加量为50 mg/L时，经过一段时间，出水水质与降温至15℃时相比基本未发生变化，出水-N和-N质量浓度比稳定在0.5∶1左右。粉煤灰的加入并无明显强化作用。

图4 粉煤灰投加量对出水水质的影响Fig.4 Effect of fly ash dosage on effluent quality

提高粉煤灰投加量为100 mg/L后，出水氨氮小幅度下降，亚硝酸盐氮上升，出水C-N)∶C(-N)由0.5∶1逐步上升至0.6∶1。继续提高粉煤灰投加量至150 mg/L，出水氨氮由70 mg/L明显下降至50 mg/L，但亚硝酸盐氮也从40 mg/L下降至30 mg/L。这是由于这个阶段，进水氨氮由130 mg/L降低至110 mg/L，并未发生明显变化，但亚硝酸盐氮累积率有所提高。出水C-N)∶C(NH4+-N)由0.5∶1上升至0.6∶1，然后又稳定在0.5∶1左右。

投加200 mg/L粉煤灰后，出水亚硝酸盐氮略有下降，硝酸盐氮由10 mg/L上升至25 mg/L，再下降至15 mg/L。出水C(-N)∶C(-N)由0.6∶1上升至0.75∶1。部分亚硝化效能有所提高，这可能是粉煤灰对絮状污泥的吸附使AOB菌附着在粉煤灰颗粒上生长，AOB菌种数量增多，对氨氮的去除率以及亚硝酸盐氮的累积升高。

投加250 mg/L粉煤灰后，出水氨氮逐步稳定在45 mg/L，亚硝酸盐氮也由38 mg/L上升至50 mg/L左右，C(-N)∶C(-N)从0.75∶1上升至1.20∶1左右，部分亚硝化性能良好。同时，出水中硝酸盐氮也维持在较低的范围。这时，反应器内污泥浓度大量升高，AOB菌的数量维持在一个合适值，MLVSS为4606 mg/L。

在第29～34 d时，向反应器内投加300 mg/L粉煤灰，经过一段时间后出水氨氮开始下降，由45 mg/L降至30 mg/L。出水亚硝酸盐氮稳定在70 mg/L，C(-N)∶C(-N)从1.20∶1上升至2.0∶1，远超过所需要的1.32∶1。这是由于此时反应器内的MLVSS较大，AOB菌的数量也相应较大，在该曝气时长下，氨氮降解速率较快，去除率超过了50%。为了控制出水C(-N)∶C(-N)，可以考虑采取排泥的方式使反应器内AOB菌的生物量减少，或者继续缩短水力停留时间等方法。但考虑到此时的SBR反应器运行周期已经降为3 h，运行周期较短，可通过排泥手段使MLVSS维持在4 600 mg/L左右。

研究表明，向反应器内投加粉煤灰有助于颗粒污泥的生长，从而促进AOB菌的繁殖。粉煤灰形成的颗粒对AOB菌有保护作用，使其能很好地适应低温环境。当连续投加粉煤灰至250 mg/L时，部分亚硝化效能达到最佳状态;继续提高粉煤灰投加量会使颗粒污泥进一步生长，亚硝化效果更完全，与所需部分亚硝化的目的相矛盾。颗粒污泥浓度稳定在4 600 mg/L时，部分亚硝化效果最好。需要注意的是，试验过程中当污泥浓度持续增长时，应进行排泥处理。