劉旭東,張躍瀚,王海曼,趙昊然

(沈陽建筑大學市政與環(huán)境工程學院,遼寧 沈陽 110168)

污泥微膨脹是在低溶解氧條件下處理活性污泥,使絲狀菌過度繁殖,在污泥負荷與溫度等條件的控制下,使SVI值保持在150 ～250 mL/g,出水水質(zhì)與節(jié)能都較正?；钚晕勰喔袃?yōu)勢[1-3]。微膨脹活性污泥法的啟動受眾多因素影響,其中溫度、pH、溶解氧質(zhì)量濃度均為重要因素。筆者在7～20 ℃不同低溫條件下,啟動微膨脹活性污泥,分析低溫下微膨脹活性污泥法對污染物的去除效果。

1 實 驗

1.1 實驗裝置

筆者采用4個容積為6L的SBR1,SBR2,SBR3,SBR4裝置進行實驗(見圖1)。

圖1 SBR裝置Fig.1 Single SBR device

1.2 反應(yīng)器啟動

采用厭氧-好氧-缺氧運行模式,反應(yīng)器的運行周期為8 h,每天運行3個周期,每個周期內(nèi)進水、厭氧段、曝氣段、缺氧段、沉淀段、出水、閑置的時間分別為 10、120、200、60、60、10、20 min。并在后置缺氧段投加甲醇作為反硝化碳源[4-5]。初始溫度分別控制在20 ℃。

1.3 實驗水質(zhì)

反應(yīng)器進水均采用人工模擬生活污水。配置藥劑為:葡萄糖投加量為0.2～0.4 g/L;氯化銨為0.08～0.15 g/L;磷酸二氫鉀為0.018～0.03 g/L;碳酸氫鈉為0.4～0.6 g/L;硫酸鎂為0.08 g/L;氯化鈣為0.05 g/L。

1.4 實驗污泥

SBR反應(yīng)器中使用的污泥來自沈陽北部污水處理廠的二沉池。先用人工模擬生活污水悶爆,7 d左右活性污泥SVI值穩(wěn)定在95～105 mL/g,將此狀態(tài)活性污泥投入實驗。

1.5 分析項目和檢測方法

2 結(jié)果與分析

2.1 微膨脹活性污泥法的啟動條件

2.1.1 20 ℃時的啟動條件

SBR1溫度保持在20 ℃。污泥負荷為0.4 kg/(kg·d),DO質(zhì)量濃度控制在0.3 mg/L,運行6個周期,污泥SVI值從95～105 mL/g升至210～235 mL/g。SBR小試對絲狀細菌的生長繁殖有較大的抑制作用,故將污泥負荷調(diào)低,降至0.24 kg/(kg·d),DO質(zhì)量濃度不變,觀察14 d,SVI值逐漸降至143～150 mL/g,在第10天穩(wěn)定,成功啟動微膨脹活性污泥狀態(tài)。

2.1.2 15 ℃時的啟動條件

SBR2反應(yīng)器污泥負荷為0.4 kg/(kg·d)保持不變,DO質(zhì)量濃度控制在0.3 mg/L,溫度調(diào)至15 ℃,運行6個周期,污泥SVI值從95～105 mL/g升至225～265 mL/g。SBR小試對絲狀細菌的生長繁殖有較大的抑制作用,故將污泥負荷調(diào)低,降至0.18 kg/(kg·d),DO質(zhì)量濃度不變,觀察14 d,SVI值逐漸降低,第9天降172 mL/g,在第11天趨于穩(wěn)定,成功啟動微膨脹活性污泥狀態(tài)。

2.1.3 10 ℃時的啟動條件

SBR3反應(yīng)器污泥負荷為0.4 kg/(kg·d),DO質(zhì)量濃度控制在0.3 mg/L,溫度降至10 ℃,運行6個周期,污泥SVI值從100 mL/g左右迅速升至366 mL/g,且污泥仍繼續(xù)惡化膨脹,通過改變DO濃度等方法無法改變污泥惡化膨脹狀態(tài)。將惡化的活性污泥重新進行悶爆,DO質(zhì)量濃度為3 mg/L,溫度調(diào)至25 ℃,惡化膨脹狀態(tài)逐漸得到恢復(fù),悶爆第10天,SVI降至168 mL/g。繼續(xù)悶爆36個周期,使污泥恢復(fù)至最初狀態(tài),SVI值非常穩(wěn)定保持在100 mL/g左右[6]。重新測試10 ℃溫度下微膨脹活性污泥法能否成功啟動。分析之前污泥負荷過高導致低溫條件下絲狀菌過度繁殖,故將反應(yīng)器溫度調(diào)至10 ℃,污泥負荷降到0.08 kg/(kg·d),DO質(zhì)量濃度保持不變,調(diào)整好參數(shù)后觀察污泥狀態(tài)。3 d后SVI值升至180 mL/g,繼續(xù)反應(yīng)10 d,污泥持續(xù)惡化膨脹,SVI提升至峰值288 mL/g,然后緩慢下降,最終SVI值保持在185～195 mL/g.次反應(yīng)器溫度降幅過大導致污泥惡化膨脹速度過快。

對SBR2中處于微膨脹狀態(tài)的污泥進行悶爆,與之前悶爆條件一致,7 d后污泥SVI穩(wěn)定在100～105 m L/g,將SBR2溫度降低到10 ℃,污泥負荷不變化,DO質(zhì)量濃度降低到0.3 mg/L,第6個周期污泥SVI值增加到288 mL/g,惡化膨脹速度明顯低于由20 ℃驟降至10 ℃的過程。而且將DO質(zhì)量濃度提升至3 mg/L進行悶爆后,無需改變溫度也可恢復(fù)沉降性能較好的污泥狀態(tài)。因此降溫幅度對微膨脹狀態(tài)的影響較大,降溫幅度與污泥SVI值成正相關(guān),降溫幅度越大,微膨脹狀態(tài)污泥SVI值越高,且活性污泥惡化情況越嚴重。

2.1.4 7 ℃時的啟動條件

由于溫度降幅影響污泥活性,過大的降幅會導致污泥惡化速率提高,且7 ℃的低溫條件不適合絲狀菌生長繁殖,減少溫度降幅,故SBR4依舊保持20～10 ℃的降幅,當溫度穩(wěn)定10 ℃后降低污泥負荷至0.03 kg/(kg·d),DO質(zhì)量濃度不變。3 d后SVI值升至283 mL/g,污泥結(jié)構(gòu)松散,為防止活性污泥惡化,DO質(zhì)量濃度提升至0.5 mg/L;3 d后SVI升至315 mL/g,提升速度明顯減慢;第8天達到了峰值317 m L/g,然后開始下降,繼續(xù)觀察10 d后活性污泥SVI穩(wěn)定在230～235 mL/g。

2.2 小幅度連續(xù)降溫對污泥狀態(tài)的影響

為驗證連續(xù)降溫和溫度驟降對污泥狀態(tài)的影響,使用SBR1,采用人工配置生活污水馴化的污泥進行連續(xù)降溫實驗,分別由20 ℃降至15 ℃,10 ℃后成功啟動微膨脹活性污泥法(見圖2)。

圖2 連續(xù)降溫污泥SVI值變化曲線Fig.2 Sludge SVI value change curve in continuous cooling test

在20 ℃條件下,污泥負荷控制在0.22 kg/(kg·d),控制DO質(zhì)量濃度0.3 mg/L,反應(yīng)10 d,第2天SVI增至212 mL/g,第3天達到峰值后開始下降,在第8天基本維持在148 mL/g左右;DO質(zhì)量濃度保持不變,降溫至15 ℃,將污泥負荷調(diào)制0.18 kg/(kg·d),SVI值不斷升高,66個周期后達到了峰值192 mL/g,開始下降并在30個周期后活性污泥狀態(tài)穩(wěn)定,SVI穩(wěn)定在161 mL/g;繼續(xù)降溫并調(diào)節(jié)污泥負荷值,連續(xù)降溫更有利污泥達到微膨脹狀態(tài),且由于受到的溫度波動幅度較小,在極低溫度下可通過不采取悶爆的措施逐漸恢復(fù)微膨脹狀態(tài),但連續(xù)降溫具有不可逆性,故與單獨裝置降溫相比,單獨降溫更有利于對污染物去除效果的研究。污泥負荷為0.08 kg/(kg·d)時,污泥在第50天SVI穩(wěn)定為187 mL/g。

2.3 微膨脹狀態(tài)下溫度對污染物去除率的影響

2.3.1 對COD去除率的影響

在SBR1中進行小幅連續(xù)降溫試驗,系統(tǒng)取得了較好的污染物去除效果(見表3)。COD質(zhì)量濃度與去除率隨時間變化如圖3所示。

表3 低溫條件下COD平均進水出水質(zhì)量濃度Table 3 Average concentration of COD in and out water at low temperature

圖3 COD質(zhì)量濃度與去除率隨時間變化Fig.3 COD mass concentration and removal rate changes with time under cooling conditions

在4個反應(yīng)器的運行條件下,COD平均去除率分別為88%,84.3%,75%,47.8%。由此可得出結(jié)論,微膨脹狀態(tài)下,SBR小試溫度控制在20～10 ℃,溫度越低COD出水質(zhì)量濃度越高,去除率越低[7-12]。溫度控制在10～7 ℃,污泥惡化膨脹,COD出水濃度升高,去除率進一步降低。

表4 低溫條件下平均進水出水質(zhì)量濃度Table 4 Average concentration of in and out water at low temperature

圖4 降溫條件下質(zhì)量濃度與去除率隨時間變化情況Fig.4 Changes of mass concentration and removal rate with time under cooling conditions

在4個反應(yīng)器的運行條件下,氨氮平均去除率分別為82.3%,78.3%,51.9%,37.6%。由此可得出結(jié)論,微膨脹狀態(tài)下,氨氮去除率受溫度影響較大,溫度越低,氨氮去除率越低。

表5 低溫條件下平均進水出水質(zhì)量濃度Table 5 Average mass concentration of in and out water at low temperature

圖5 降溫條件下質(zhì)量濃度與去除率隨時間變化情況Fig.5 Changes in the mass concentration and removal rate of over time under cooling conditions

2.3.4 對TN去除率的影響

SBR1的TN去除率為62%;SBR2,TN的去除率為59%;SBR3的TN的去除率為54%;SBR4的TN的去除率為44%。溫度降低,硝化細菌生長速率變慢,硝化反應(yīng)速度變慢,TN出水濃度變高,去除率降低。不同溫度下各污染物去除情況如圖6所示。

圖6 不同溫度下微膨脹狀態(tài)對污染物的去除情況Fig.6 Pollutant removal rate at a slightly expanded state at different temperatures

2.4 低溫微膨脹狀態(tài)下提高去除率方法

保持SBR2,SBR3運行,好氧段調(diào)至240 min,12 d后分別在10 ℃和7 ℃的條件下保持微膨脹狀態(tài)穩(wěn)定。氨氮出水質(zhì)量濃度降低,兩個反應(yīng)器平均去除率分別達到了73%和58%(見圖7)。

圖7 改善條件后單周期的質(zhì)量濃度變化Fig.7 In single-cycle mass concentration changes after improving conditions

3 結(jié) 論

(1)降溫幅度影響活性污泥膨脹,降幅小則膨脹速度慢,且降幅越大,活性污泥惡化越嚴重。

(2)污泥沉降狀態(tài)受降溫方式影響,連續(xù)降溫比溫度驟降更能降低污泥惡化膨脹狀態(tài)。