金正宇,郗 皓,2,苑 泉,王凱軍*

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進水模式對強化脫氮好氧顆粒污泥培養(yǎng)的影響

金正宇1,郗 皓1,2,苑 泉1,王凱軍1*

(1.清華大學(xué)環(huán)境學(xué)院,環(huán)境模擬與污染控制國家重點聯(lián)合實驗室,北京 100084；2.華電水務(wù)工程有限公司,北京 100160)

針對不同進水模式對好氧顆粒污泥培養(yǎng)及強化脫氮效果的影響尚無統(tǒng)一定論的問題,系統(tǒng)比較研究了快速進水直接曝氣、快速進水厭氧攪拌和厭氧推流慢速進水3種模式對好氧顆粒污泥形成特性及脫氮效果的影響.研究發(fā)現(xiàn),快速進水直接曝氣模式所形成顆粒污泥表面易生長絲狀菌,顆粒粒徑可達2.0mm以上,但易解體;快速進水厭氧攪拌模式可形成粒徑多為1.5~2.0mm的好氧顆粒污泥,TN去除率達到80%,優(yōu)于前種模式,但未能避免顆粒解體;厭氧推流慢速進水可獲得粒徑多為1.0~1.5mm的顆粒污泥,常規(guī)負荷下出水COD濃度約10~15mg/L,TN濃度小于1mg/L,TN去除率達90%,滿足地表III類水標(biāo)準(zhǔn).系統(tǒng)比較證實,厭氧推流慢速進水方式是實現(xiàn)強化脫氮好氧顆粒污泥培養(yǎng)的最佳模式.

好氧顆粒污泥；強化脫氮；進水模式；高品質(zhì)水

傳統(tǒng)活性污泥污水處理系統(tǒng)因其龐大的占地及出水水質(zhì)的瓶頸,在我國土地資源日益稀缺和水處理品質(zhì)需求不斷提升的快速城鎮(zhèn)化過程中弊端逐漸凸顯.好氧顆粒污泥優(yōu)良的沉淀性能和密集多樣的生物質(zhì)分布,可以滿足集約節(jié)地型及高品質(zhì)出水污水處理技術(shù)的要求[1].城鎮(zhèn)污水基質(zhì)濃度不高,應(yīng)用好氧顆粒污泥工藝過程中容易出現(xiàn)顆粒污泥培養(yǎng)時間長、長期穩(wěn)定運行困難、高品質(zhì)脫氮效果難以實現(xiàn)等技術(shù)瓶頸[2].

研究表明,序批式反應(yīng)器(SBR)進水模式的優(yōu)化有助于適宜的豐盛-饑餓交替循環(huán)的構(gòu)建和慢速生長微生物的篩選(主要是聚磷菌),對好氧顆粒污泥培養(yǎng)起到關(guān)鍵作用,進而最直接影響好氧顆粒污泥的穩(wěn)定培養(yǎng)和脫氮效果的提升[3].好氧顆粒污泥早期研究主要采用快速進水模式,雖然中低負荷城鎮(zhèn)污水好氧顆粒污泥培養(yǎng)較易實現(xiàn),但顆粒易解體,且未見具有較好脫氮效果的相關(guān)報道[4-7].針對快速進水系統(tǒng)溶解氧(DO)濃度較高、絲狀菌或真菌易繁殖的弊端,有學(xué)者提出慢速進水、增加厭氧過程的進水策略,以促進慢速生長微生物形成致密、穩(wěn)定的顆粒污泥[8].還有學(xué)者提出快速進水后厭氧攪拌的方式以促進顆粒污泥的反硝化[9-10].然而,進水模式對城鎮(zhèn)污水強化脫氮好氧顆粒污泥培養(yǎng)的最適條件尚無統(tǒng)一定論,也未見系統(tǒng)比較進水模式影響的文獻報道.因此,本研究針對快速進水直接曝氣、快速進水厭氧攪拌和厭氧推流慢速進水3種模式對城鎮(zhèn)污水強化脫氮好氧顆粒污泥培養(yǎng)的影響進行系統(tǒng)比較,以期判別最有利于強化脫氮好氧顆粒污泥高效培養(yǎng)的進水模式,為工藝在高品質(zhì)水處理中的推廣提供技術(shù)依據(jù)和參考性建議.

1 材料與方法

1.1 水質(zhì)與接種污泥

模擬城鎮(zhèn)污水的碳源基質(zhì)設(shè)為乙酸鈉(NaAc),氮源利用氯化銨(NH4Cl)提供,磷源由磷酸二氫鉀(KH2PO4)和磷酸氫二鉀(K2HPO4)提供,pH值控制在7.0±0.2.模擬污水元素比C:N:P設(shè)置為100:5:1以利于微生物最佳生長,具體濃度依據(jù)不同培養(yǎng)階段等比例調(diào)整.模擬污水具體主要成分如表1所示.

表1 模擬城鎮(zhèn)污水主要組分

注:模擬污水中微量元素濃度隨COD變化等比例變化.

接種污泥為北京市肖家河污水處理廠A2/O工藝曝氣池中深褐色絮狀活性污泥,污泥濃度(MLSS)平均值約為(4.8±1.2)g/L,污泥體積指數(shù)(SVI30)約為(77±16)mL/g,經(jīng)測定5min自然沉降污泥沉降比(SV)為70%~80%.

1.2 試驗裝置

本研究中SBR反應(yīng)器構(gòu)型為圓形玻璃柱,內(nèi)徑7.9cm,柱高100cm,側(cè)面每隔25cm設(shè)置取樣口或排水口,底部法蘭連接曝氣砂頭,易于拆洗.柱體運行時有效容積3L.鼓風(fēng)曝氣由轉(zhuǎn)子流量計調(diào)節(jié),控制曝氣量在3L/min左右,約合升流速度1.4cm/s,曝氣時混合液DO濃度約為6mg/L.好氧顆粒污泥SBR試驗裝置示意見圖1.

圖1 SBR試驗裝置與控制示意

(1).曝氣泵; (2).轉(zhuǎn)子流量計; (3).曝氣砂頭; (4).蠕動泵; (5).進水箱;(6).DO探頭; (7).pH探頭; (8).出水電動閥; (9).電控箱

1.3 分析方法

COD、NH4+-N、NO3--N和NO2--N等常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)采用國家規(guī)定標(biāo)準(zhǔn)方法進行測定.

1.4 試驗設(shè)計

表2 不同進水模式好氧顆粒污泥培養(yǎng)運行參數(shù)

試驗設(shè)計的不同進水模式包括快速進水后直接曝氣(R1),快速進水后厭氧攪拌(R2)和厭氧推流進水(R3),具體運行參數(shù)如表2所示.各反應(yīng)器排水比均為50%,HRT為6h.

2 結(jié)果與討論

2.1 不同進水模式對好氧顆粒污泥培養(yǎng)MLSS的影響

各個SBR反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥的培養(yǎng)可以分為5個階段:馴化階段、生長階段、加速生長階段、強化篩選階段、成熟階段.各階段污泥MLSS變化如圖2所示.

圖2 不同進水模式下污泥MLSS的變化

I馴化階段:0~25d.進水有效COD約為400~ 450mg/L.在接種污泥沉淀時間設(shè)為10min的條件下,由于絮狀污泥初始沉降性能較差,各反應(yīng)器前3天污泥流失均較顯著,MLSS從6g/L降低至2~3g/L.此后污泥量達到相對穩(wěn)定狀態(tài),污泥沉降性能逐漸提高,10min內(nèi)沉淀的污泥床高度約在反應(yīng)器高度的50%處.

II生長階段:25~42d.進水有效COD約為450~500mg/L.考慮到有機負荷過低對好氧顆粒污泥顆?；实挠绊?顆粒污泥生長速率仍較緩慢,故在運行25d時將沉淀時間調(diào)整為5min,強化選擇壓篩選[11].可以觀察到,污泥顏色逐漸由深褐轉(zhuǎn)為淺黃,絮狀污泥逐步被淘汰,污泥沉降性能大幅提高,出現(xiàn)了少量微小顆粒.但由于選擇壓較高,R1反應(yīng)器和R3反應(yīng)器仍出現(xiàn)了污泥流失的現(xiàn)象.

III加速生長階段:42~52d.為防止顆粒污泥系統(tǒng)因泥量過少而失敗,將進水COD提高至900mg/L以加速污泥生長.可以看到,污泥濃度得到迅速提高.但由于絮狀污泥對高負荷基質(zhì)較強的競爭性,絮狀污泥也大量繁殖,各反應(yīng)器污泥體系的沉降性能變差,需要進一步強化顆粒污泥的選擇壓篩選效果[12].

IV強化篩選階段:52~68d.進水有效COD保持在900mg/L左右.為進一步減少沉降性能較差的絮狀污泥對污泥顆?；^程的影響,增大選擇壓的手段主要是在52d時將沉降時間進一步降至3min.雖然各反應(yīng)器污泥濃度在調(diào)整后出現(xiàn)污泥MLSS下降的情況,但經(jīng)過篩選后污泥MLSS實現(xiàn)了快速回升,R3反應(yīng)器甚至上升至約9g/L.同時發(fā)現(xiàn),各反應(yīng)器均出現(xiàn)了顯著顆粒狀的污泥,絮狀污泥比例顯著減少,形態(tài)結(jié)構(gòu)與先前發(fā)生了較大變化.

V成熟階段: 68~100d.進水有效COD約為900~950mg/L左右.該階段初期,R2反應(yīng)器和R3反應(yīng)器內(nèi)污泥MLSS濃度接近,所形成的顆粒污泥形態(tài)結(jié)構(gòu)類似,均為表面光滑的細小黃色球體.但在70d時,R2反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥出現(xiàn)解體現(xiàn)象,污泥大量流失,MLSS降低至約3g/L.而R3反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥繼續(xù)保持良好生長狀態(tài),污泥MLSS也逐漸提升至12g/L,且形態(tài)及運行保持穩(wěn)定.R1反應(yīng)器內(nèi)形成的顆粒污泥表面可以發(fā)現(xiàn)被絲狀菌覆蓋,因而污泥濃度提升緩慢[13],最終達到約5g/L.

2.2 不同進水模式對好氧顆粒污泥整體形態(tài)的影響

各反應(yīng)器運行至60d時,均逐步成功實現(xiàn)絮狀污泥的顆?；囵B(yǎng),故使用pH=7.2的PBS緩沖液將各反應(yīng)器內(nèi)成型好氧顆粒污泥樣品沖洗3遍,置于墊有1mm網(wǎng)格線的培養(yǎng)皿中進行宏觀形態(tài)觀察,如圖3所示.

由圖3知,各反應(yīng)器中的污泥均已基本實現(xiàn)完全顆?；?顆粒呈淡黃色球狀結(jié)構(gòu),表面光滑致密,只是粒徑有所不同.R1反應(yīng)器的顆粒污泥形態(tài)與其他兩反應(yīng)器差異顯著,表面生長有大量白色絲狀菌,核心顏色偏褐色,顆粒粒徑整體較大,但質(zhì)地疏松,形狀不規(guī)則.與其他類似快速進水條件下生成顆粒污泥相比,顏色近似,但顆粒更加疏松,顆粒深色內(nèi)核與淺色外延的分解更加清晰[14].由此可見,快速進水直接曝氣的進水模式所培養(yǎng)的顆粒污泥確實易致絲狀菌競爭性生長,從而難以獲得結(jié)構(gòu)密實的顆粒污泥[15].R2反應(yīng)器的顆粒污泥呈黃褐色,也能觀察到深色核心,粒徑更小,表面更光滑,密實性顯著優(yōu)于R1反應(yīng)器的顆粒污泥,但仍體現(xiàn)了絲狀菌顆粒外延的特性.R3反應(yīng)器的顆粒污泥呈淡黃色,密實程度與R2反應(yīng)器的顆粒污泥類似,無顯著內(nèi)核分界層,表面光滑度優(yōu)于R2,更接近于其他快速進水模式培養(yǎng)的成熟顆粒污泥的形態(tài)[16-17].

圖3 運行60d時各反應(yīng)器好氧顆粒污泥宏觀形態(tài)

對運行60d時各反應(yīng)器的典型顆粒污泥進行掃描電鏡(SEM)微觀結(jié)構(gòu)分析,結(jié)果如圖4所示.從圖4b和4c可以看出,R2反應(yīng)器與R3反應(yīng)器形成的顆粒污泥擁有相似的微觀結(jié)構(gòu),顆粒形狀較為規(guī)則,結(jié)構(gòu)致密.進一步放大到5000倍(圖4e和4f)可以發(fā)現(xiàn),顆粒內(nèi)部的優(yōu)勢菌群主要為球狀菌與桿狀菌,僅含少量絲狀菌.盡管宏觀形態(tài)中表面光滑致密,但微觀SEM觀察顆粒污泥仍主要為多孔結(jié)構(gòu),顆粒內(nèi)部與溶液中基質(zhì)的傳質(zhì)基本不受影響.

而通過圖4a可以發(fā)現(xiàn),R1反應(yīng)器內(nèi)的顆粒污泥呈絨團狀,表面被絲狀菌覆蓋,放大的結(jié)構(gòu)進一步確證為絲狀菌與桿狀菌、球狀菌相互攪纏,絲狀菌起主體骨架作用,其他菌種附著于其上生長[7].早期好氧顆粒污泥研究認為,絲狀菌因其較易形成菌絲纏繞的菌團,大量細菌以菌絲團為附著母體形成吸附性生長,有利于微生物量在菌絲團附近的有效增長,進一步團聚累積后即形成顆粒污泥[3].R1中形成的好氧顆粒污泥輔證了這個觀點.

圖4 運行60d時各反應(yīng)器好氧顆粒污泥SEM形態(tài)

2.3 不同進水模式對好氧顆粒污泥粒徑分布的影響

用濕篩法對各反應(yīng)器內(nèi)的顆粒污泥進行粒徑分析,結(jié)果如圖5所示.

圖5 運行60d時各反應(yīng)器好氧顆粒污泥粒徑分布

R2與R3反應(yīng)器顆粒污泥粒徑基本呈高斯分布.R2反應(yīng)器(快速進水厭氧攪拌)內(nèi)顆粒污泥粒徑主要集中在1.5~2.0mm,而R3反應(yīng)器(厭氧慢速推流式進水)內(nèi)顆粒污泥粒徑主要分布在1.0~1.5mm,說明加入快速進水厭氧攪拌的模式利于更大粒徑顆粒污泥的形成.而R1反應(yīng)器(快速進水直接曝氣)內(nèi)顆粒污泥粒徑呈兩極化分布,主要顆粒污泥粒徑分布在2.0mm以上及1.0mm以下,說明R1反應(yīng)器中在形成較大粒徑顆粒污泥的同時,絮狀污泥殘留量也較多.R1反應(yīng)器快速進水直接曝氣的傳統(tǒng)培養(yǎng)模式,在較短的運行周期中實現(xiàn)了較長的曝氣時間,體系溶解氧濃度更高,在有機負荷較高的條件下,有利于真菌或絲狀菌的競爭性生長,在長期運行過程中易于誘發(fā)污泥解體,導(dǎo)致處理能力下降[18].

R2與R3反應(yīng)器在單個運行周期中,會有1h的富營養(yǎng)物質(zhì)的厭氧階段(即豐盛階段),此階段下污水水解后產(chǎn)生的揮發(fā)性脂肪酸(VFA),如乙酸等,易于被微生物利用轉(zhuǎn)化為聚-β-羥基丁酸酯(PHB)而被作為內(nèi)碳源儲存在細胞內(nèi)部,這些碳源在后續(xù)的曝氣階段(即饑餓階段)會被微生物利用進行正常的生命過程[19].由于PHB屬于多聚物,微生物利用速率較慢,可以降低微生物的生長速度,調(diào)節(jié)微生物生長的空間分布,因此以PHB為碳源的微生物不易發(fā)生擴張性快速生長,從而加速顆粒的密實化成型,增強顆粒穩(wěn)定性[20].

R2與R3進水模式的主要區(qū)別體現(xiàn)在流態(tài)上.R2是全混模式而R3是推流模式.R2反應(yīng)器快速進水后的厭氧攪拌過程能使底物與微生物充分接觸,可以使得PHB的轉(zhuǎn)化更加充分;而R3反應(yīng)器通過推流模式延長了進水時間,進水呈升流速度小于0.5m/h的慢速進水狀態(tài),從而利于在反應(yīng)器底部形成局部高有機負荷,強化了VFA基質(zhì)向顆粒污泥內(nèi)部的擴散傳質(zhì),進而促進在顆粒污泥內(nèi)部形成PHB,增強了顆粒污泥內(nèi)部結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性[21].同時,R2反應(yīng)器在運行15d時即出現(xiàn)好氧顆粒污泥雛形,進一步培養(yǎng)成型后平均粒徑會大于R3反應(yīng)器.但長期培養(yǎng)過程的運行結(jié)果表明,R2反應(yīng)器中好氧顆粒污泥穩(wěn)定性不及R3反應(yīng)器,在運行至70d后平均粒徑達到2.5~3mm時,R2反應(yīng)器開始出現(xiàn)較嚴重的污泥解體現(xiàn)象,引起了約50%的污泥流失.而R3反應(yīng)器中,盡管顆粒污泥出現(xiàn)較晚且粒徑不大,但綜合污泥MLSS數(shù)據(jù)考量,可以發(fā)現(xiàn)所形成的顆粒污泥更加致密,顆粒強度較高不易解體,進而最終實現(xiàn)了更穩(wěn)定的顆粒污泥培養(yǎng)及較長期優(yōu)良運行效果.

2.4 不同進水模式對好氧顆粒污泥COD去除效率的影響

根據(jù)好氧顆粒污泥培養(yǎng)策略的需求及反應(yīng)器的實際運行情況的變化,整個運行期間進水COD濃度主要分為兩個階段,前42d為各反應(yīng)器運行的第一階段,進水COD控制在(425±40) mg/L,之后將各反應(yīng)器進水COD濃度提升至(900±37)mg/L.各反應(yīng)器的COD去除效率變化如圖6所示.

圖6 不同進水模式出水COD變化

由圖6a可以看出,進水COD為400mg/L時,各反應(yīng)器出水COD均在10~15mg/L,滿足地表III類水標(biāo)準(zhǔn)[22];當(dāng)進水COD提升至約900mg/L后,出水COD仍基本維持在20~30mg/L以下,基本滿足地表III~IV類水標(biāo)準(zhǔn).

根據(jù)圖6b所示,COD去除率在各反應(yīng)器啟動初期較低,而3~5d適應(yīng)期后,COD去除率迅速提升并達到96%以上,至提高負荷階段,COD去除率仍能達94%以上,未見顯著下降.因此,好氧顆粒污泥較傳統(tǒng)活性污泥法能承受更高的有機負荷,并具有更好的抗沖擊負荷能力[23].COD實現(xiàn)有效去除的原因主要包括:各反應(yīng)器均擁有較高的生物質(zhì)濃度,能承受更高的有機負荷,單位體積處理能力更強;反應(yīng)器的曝氣強度在保持充分的水力剪切力同時可以保證好氧反應(yīng)階段的充分供氧;配水作為碳源的乙酸鈉較易為微生物吸收利用,利于微生物的有效生長.總而言之,不同進水模式的COD去除效率均較好,進水模式對好氧顆粒污泥COD去除的影響并不顯著.

2.5 不同進水模式對好氧顆粒污泥脫氮效率的影響

在各反應(yīng)器運行的前42d,即低負荷階段,進水氨氮濃度設(shè)定為(26.3±1.7) mg/L,碳氮比約為17:1;提升COD負荷后,進水氨氮濃度也調(diào)整為(52.9±2.3) mg/L,碳氮比約為18:1.各反應(yīng)器進出水TN濃度及TN去除率的變化趨勢如圖7所示.在低負荷階段,R1出水TN約為10mg/L,TN去除率達到60%~70%;R3出水TN濃度約為6~ 7mg/L,TN去除率達到80%;而R2的出水TN濃度基本在5mg/L以下,TN去除率接近90%.R1反應(yīng)器出水TN濃度略高的主要原因應(yīng)為其運行周期中厭氧段運行時間較短,不易實現(xiàn)充分的反硝化反應(yīng).而R2反應(yīng)器和R3反應(yīng)器在每個周期中都有1h的厭氧階段,反硝化更為充分,反硝化反應(yīng)時長也更長,故TN去除率相對較高.進一步比較R2反應(yīng)器和R3反應(yīng)器可以發(fā)現(xiàn),R2在厭氧階段利用氮氣實現(xiàn)了全混式攪拌,此條件下污泥與基質(zhì)可以獲得更充分的接觸,進而可以進一步提高反硝化效率,提高TN去除率[10].而進入高負荷階段,因進水氨氮濃度波動,各反應(yīng)器TN去除率均有所下降,R1反應(yīng)器中TN去除率甚至降至20%以下,而R2反應(yīng)器與R3反應(yīng)器則仍能保持TN去除率不低于60%,出水TN濃度約為10~15mg/L.經(jīng)過約10d的適應(yīng)期后,TN去除率逐漸恢復(fù)至提升負荷前的水平.隨著好氧顆粒污泥在反應(yīng)器中穩(wěn)定生長,R2反應(yīng)器和R3反應(yīng)器的TN去除率已能達到90%以上,R1反應(yīng)器TN去除率也恢復(fù)至70%.當(dāng)反應(yīng)器運行到90d時,R3中好氧顆粒污泥在成熟過程中脫氮效率進一步提升,TN去除率接近99%,出水TN濃度基本維持在1mg/L以下,已經(jīng)達到地表水III類水標(biāo)準(zhǔn)[22],可以滿足高品質(zhì)水的要求.由此可見,厭氧推流式慢速進水較快速進水而言可以更有利于好氧顆粒污泥脫氮效果的發(fā)揮,從而實現(xiàn)強化脫氮好氧顆粒污泥的培養(yǎng).

圖7 不同進水模式出水TN變化

為進一步解析進水模式對好氧顆粒污泥脫氮過程的影響,對各反應(yīng)器運行過程中各種氮素形態(tài)的變化進行了分析.由于進水為人工模擬配水,氮素全部來自NH4Cl,故認為進水TN濃度即為NH4+-N濃度.而由上文可知,出水中COD濃度極低,故暫不考慮出水中有機氮濃度.綜合分析結(jié)果如圖8所示.

圖8 不同進水模式出水N素濃度變化

圖8為各反應(yīng)器進水NH4+-N濃度與出水NH4+-N、NO3--N及NO2--N濃度的變化趨勢.可以發(fā)現(xiàn),無論在低負荷還是高負荷階段, NH4+-N都能夠?qū)崿F(xiàn)較徹底地去除,并且在負荷提升階段出水NH4+-N濃度并沒有發(fā)生明顯的變化,表明各反應(yīng)器抗NH4+-N沖擊負荷的能力均較強.但在整個運行過程中,各反應(yīng)器出水中NO3--N和NO2--N濃度差異較為顯著.在低負荷階段,各反應(yīng)器的出水中氮素的主要形態(tài)是NO3--N,R2反應(yīng)器的出水中NO3--N濃度穩(wěn)定在5mg/L以下,R3反應(yīng)器出水中NO3--N濃度維持在5~6mg/L,而R1反應(yīng)器出水中NO3--N濃度則在10mg/L附近波動.可以發(fā)現(xiàn),R1反應(yīng)器的反硝化能力較弱,而R2反應(yīng)器和R3反應(yīng)器由于厭氧段的存在而獲得了更好的反硝化效果.在提高負荷階段,初期運行中R2反應(yīng)器出水中的NO2--N濃度上升至10mg/L,而NO3--N濃度則接近于0,而隨著好氧顆粒污泥逐漸成型,出水中NO3--N和NO2--N濃度均降低到3mg/L以下.但在反應(yīng)器運行后期,R2反應(yīng)器中好氧顆粒污泥出現(xiàn)解體與污泥流失的現(xiàn)象,脫氮效果因而受到影響,出水中NO3--N和NO2--N濃度升高至5mg/L左右.R1反應(yīng)器在提高負荷階段的初期,出水中NO3--N和NO2--N濃度分別升高至25mg/L與15mg/L,效果顯著變差.而隨著反應(yīng)不斷進行和顆粒污泥的進一步成型,出水中NO2--N濃度基本降至0.05mg/L以下,但NO3--N仍有15mg/L左右.R3反應(yīng)器在提高負荷階段初期,出水中NO3--N和NO2--N濃度均上升至10mg/L左右,但運行50d后,隨著顆粒污泥的形成和脫氮效果的進一步強化,出水中NO3--N和NO2--N濃度實現(xiàn)迅速降低,最終維持在1mg/L以下,實現(xiàn)了高品質(zhì)出水的要求.

針對各反應(yīng)器在提高負荷階段初期均出現(xiàn)一定程度的亞硝酸鹽積累的現(xiàn)象,可能的解釋是:進水氨氮濃度較高的條件下會產(chǎn)生一定量的游離氨(FA),FA對亞硝酸鹽氧化菌(NOB)的活性具有一定的抑制作用.盡管R2反應(yīng)器和R3反應(yīng)器同樣存在1h的厭氧階段,但在形成顆粒污泥前,R2反應(yīng)器因基質(zhì)接觸更充分而擁有更好的脫氮效果.當(dāng)形成成型的好氧顆粒污泥后,由于顆粒污泥的圈層多功能結(jié)構(gòu),外層在曝氣階段為好氧區(qū),內(nèi)部由于傳質(zhì)限制呈現(xiàn)缺/厭氧區(qū),內(nèi)部微生物利用儲存的PHB作為碳源能夠?qū)崿F(xiàn)同步硝化反硝化,效率更高,而使出水NO3--N和NO2--N濃度均大幅降低達到強化脫氮[24].R1反應(yīng)器雖然形成了成型的好氧顆粒污泥,但顆粒污泥組成形態(tài)及功能微生物分布均與其余兩反應(yīng)器有較大差異,而通過SEM觀察也未發(fā)現(xiàn)顯著的分層結(jié)構(gòu),故出水中仍含有較多的NO3--N和NO2--N.

3 結(jié)論

不同進水模式可以使培養(yǎng)的好氧顆粒污泥形態(tài)構(gòu)成及脫氮性能發(fā)生較大差異.厭氧/好氧交替模式促進顆粒污泥致密規(guī)則,快速進水直接曝氣模式易致絲狀菌競爭性增殖使系統(tǒng)失效.厭氧攪拌進水模式,所成顆粒污泥粒徑較大,但在高有機負荷下易解體.厭氧推流慢速進水模式可形成更穩(wěn)定的強化脫氮顆粒污泥,出水COD去除率達96%,TN濃度可控制在1mg/L以下,達到地表III類水標(biāo)準(zhǔn).系統(tǒng)比較結(jié)果顯示,厭氧推流慢速進水方式是實現(xiàn)強化脫氮好氧顆粒污泥培養(yǎng)的最佳模式.

[1] 高景峰,陳冉妮,蘇 凱,等.好氧顆粒污泥同時脫氮除磷實時控制的研究[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2010,30(2):180-185.

[2] de Bruin L M M, de Kreuk M K, van der Roest H F R, et al. Aerobic granular sludge technology: an alternative to activated sludge? [J]. Water science and Technology: a Journal of the International Association on Water Pollution Research, 2004, 49(11/12):1-7.

[3] Beun J J, Hendriks A, Van Loosdrecht M C M, et al. Aerobic granulation in a sequencing batch reactor [J]. Water Research, 1999,33(10):2283-2290.

[4] Tay J H, Liu Q S, Liu Y. Microscopic observation of aerobic granulation in sequential aerobic sludge blanket reactor [J]. Journal of Applied Microbiology, 2001,91(1):168-175.

[5] Liu Y, Kong Y, Tay J, et al. Enhancement of start-up of pilot-scale granular SBR fed with real wastewater [J]. Separation and Purification Technology, 2011,82:190-196.

[6] Beun J J, van Loosdrecht M C M, Heijnen J J. Aerobic granulation in a sequencing batch airlift reactor [J]. Water Research, 2002,36(3):702-712.

[7] Morgenroth E, Sherden T, van Loosdrecht M C M, et al. Aerobic granular sludge in a sequencing batch reactor [J]. Water Research, 1997,31(12):3191-3194.

[8] de Kreuk M K, van Loosdrecht M C. Selection of slow growing organisms as a means for improving aerobic granular sludge stability [J]. Water Science and Technology, 2004,49(11/12):9-17.

[9] Rockt?schel T, Klarmann C, Ochoa J, et al. Influence of the granulation grade on the concentration of suspended solids in the effluent of a pilot scale sequencing batch reactor operated with aerobic granular sludge [J]. Separation and Purification Technology, 2015,142:234-241.

[10] Rockt Schel T, Klarmann C, Helmreich B, et al. Comparison of two different anaerobic feeding strategies to establish a stable aerobic granulated sludge bed [J]. Water Research, 2013,47(17): 6423-6431.

[11] 錢飛躍,王 琰,王建芳,等.長期儲存亞硝化顆粒污泥的活化及菌群結(jié)構(gòu)變化 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2016,36(4):1052-1058.

[12] Zheng Y, Yu H, Liu S, et al. Formation and instability of aerobic granules under high organic loading conditions [J]. Chemosphere, 2006,63(10):1791-1800.

[13] Tay J H, Pan S, He Y X, et al. Effect of organic loading rate on aerobic granulation. I: Reactor performance [J]. Journal of Environmental Engineering-Asce, 2004,130(10):1094-1101.

[14] 張棟華,岳欽艷,王曙光,等.序批式反應(yīng)器的好氧顆粒污泥特性研究 [J]. 中國給水排水, 2006,22(1):80-83.

[15] 梅子鯤.處理城市污水好氧顆粒污泥的培養(yǎng)與性能研究[D]. 合肥:安徽建筑工業(yè)學(xué)院, 2010.

[16] 高景峰,陳冉妮,蘇 凱,等.同步脫氮除磷好氧顆粒污泥形成與反應(yīng)機制的研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2010,31(4):1021-1029.

[17] 劉 超.顆粒化條件下絲狀菌顆粒形成過程研究 [D]. 西安:西安建筑科技大學(xué), 2013.

[18] 倪丙杰.好氧顆粒污泥的培養(yǎng)過程、作用機制及數(shù)學(xué)模擬[D]. 合肥:中國科學(xué)技術(shù)大學(xué), 2009.

[19] de Kreuk M K. Aerobic granular sludge scaling up a new technology [D]. Delft, the Netherlands: Delft University of Technology, 2006: Proefschrift Delft, Technische Universiteit.

[20] Rocktaschel T, Klarmann C, Helmreich B, et al. Comparison of two different anaerobic feeding strategies to establish a stable aerobic granulated sludge bed [J]. Water Research, 2013,47(17): 6423-6431.

[21] 劉 麗,任婷婷,徐得潛,等.高強度好氧顆粒污泥的培養(yǎng)及特性研究[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2008,28(4):360-364.

[22] GB 3838-2002 地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn) [S].

[23] Liu Y, Tay J H. State of the art of biogranulation technology for wastewater treatment [J]. Biotechnology Advances, 2004,22(7): 533-563.

[24] 高景峰,周建強,彭永臻.處理實際生活污水短程硝化好氧顆粒污泥的快速培養(yǎng)[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2007,(10):1604-1611.

Impacts of feeding mode on stable aerobic granular sludge cultivation for enhanced denitrification.

JIN Zheng-yu1, XI Hao1,2, YUAN Quan1, WANG Kai-jun1*

(1.State Key Joint Laboratory of Environmental Simulation and Pollution Control, School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China；2.Huadian Water Engineering Co., LTD, Beijing 100160, China)., 2018,38(3)：935~942

The role of feeding mode in cultivating stable aerobic granular sludge for enhanced denitrification was studied. Three typical modes, including direct aeration after fast feeding, anaerobic stirring after fast feeding and anaerobic plug-flow slow feeding, were compared in this study in terms of granular stability and denitrification performance. Large granules with a diameter over 2.0mm formed in the first mode, but underwent severe filamentation and degranulation afterwards. Granules with an average diameter of 1.5~2.0mm in the second mode achieved a TN removal of 80%, but failed to prevent degranulation. Anaerobic plug-flow slow feeding mode formed stable granules with an average diameter of 1.0~1.5mm and managed effluent quality with a COD concentration of 10~15mg/L and a TN concentration less than 1mg/L (90% removal), which matched the requirement of surface water quality standards class III in China. As such, anaerobic plug-flow slow feeding was demonstrated the most promising feeding mode for stable aerobic granular sludge cultivation aiming at enhanced denitrification.

aerobic granular sludge；enhanced denitrification；feeding mode；high-quality effluent

X703.5

A

1000-6923(2018)03-0935-08

金正宇(1986-),男,江蘇蘇州人,助理研究員,博士,主要從事污水資源化處理研究.發(fā)表論文10余篇.

2017-08-17

國家自然科學(xué)基金青年科學(xué)基金資助項目(51608298);國家水體污染控制與治理科技重大專項資助項目(2017ZX07102- 003,2017ZX07103)

* 責(zé)任作者, 研究員, wkj@tsinghua.edu.cn