渭河流域校園生活污水的低耗高效脫氮除磷分析
論文導讀:：工藝采用A/O方式運行。要實現系統(tǒng)脫氮除磷。筆者以大學校園的實際生活污水為處理對象。
關鍵詞：分散型污水處理，SBR工藝，脫氮除磷，生活污水
渭河關中地區(qū)是經濟文化的發(fā)展中心，渭河為關中地區(qū)的主要河流，是該地區(qū)的主要地表水水源。近年來該流域經濟發(fā)展相對落后，但渭河污染仍未得到根本控制。除工業(yè)廢水排入渭河外，在距離城市建成區(qū)一定距離的鄉(xiāng)村，不斷有旅游度假村、大學新校區(qū)和房地產開發(fā)的居民小區(qū)建成，這些新增人口聚集點多分布在渭河支流上游。由于遠離城區(qū)，城市排水管網往往未能覆蓋這些地區(qū)，新建社園區(qū)自身的污水處理系統(tǒng)建設和基礎設施的建設不能同步，這些人群聚居點所產生的生活污水不少未經處理直接排入了河流，形成了河流污染的新污染源。即使建設了各自的污水處理系統(tǒng)，由于經濟方面以及對分散型污水處理技術的掌握和處理設施運行管理的經驗不足，往往處理成本較高，處理效果不穩(wěn)定、出水難以達標。因此尋求低耗高效、工藝成熟、操作簡單的分散型生活污水處理系統(tǒng)，對緩解渭河流域水污染危機具有重要的實際意義。
社園區(qū)內人員由于有著較為一致的作息規(guī)律，其排水也呈現出高度的同步性環(huán)境保護論文，因此社園區(qū)污水伴隨著人員的作息有著明顯的“峰”與“谷”，甚至夜間某些時段幾乎不排水。針對分散性污水的排水特性，社園區(qū)污水處理工程的設計人員多傾向于選用結構緊湊、“占地面積小”的序批式活性污泥法(sequencing batch reactor activated sludge process ,簡稱SBR)工藝。SBR 與傳統(tǒng)活性污泥法相比，工藝簡單成熟、投資低運行費用少論文格式范文。反應過程基質濃度梯度大,反應推動力大,均化水質，無需污泥回流，耐沖擊負荷能力強，污泥活性高，沉降性能好等顯著特點，通過改變系統(tǒng)的運行方式，可以實現污水處理的生物除磷脫氮。溶解氧是影響同步硝化反硝化效果的重要因素之一，也是實現節(jié)能的控制條件之一。Katie等在研究以內貯PHB作電子受體的同步硝化反硝化時,得到溶解氧濃度的最佳范圍為0.8～1.2mg/L[1]。Pochana等對粒徑為50～110μm的絮體進行了研究,發(fā)現當DO為0.8 mg/L時SND率最高,可達80%[2]。Meyer等研究同步硝化反硝化脫氮除磷時發(fā)現當DO為0. 32～0. 48 mg/L時,氧氣可穿透直徑為50～100μm的絮體[3]，由于社園污水C/TN=4～6，要實現系統(tǒng)脫氮除磷，碳源是主要限制因素。近些年，大量研究表明在好氧段能實現好氧硝化反硝化[4，5]，反硝化聚磷[6]，與傳統(tǒng)的生物脫氮相比,好氧反硝化具有能縮短脫氮歷程,節(jié)省碳源,降低動力消耗,提高處理能力,簡化系統(tǒng)的設計和操作等優(yōu)點。SBR時間上的DO梯度及活性污泥絮體內部DO梯度為實現反硝化聚磷提供條件�？刂葡到y(tǒng)溶解氧曝氣末端為1.5mg/L左右，在反應器內及污泥絮體可以形成良好的溶解氧梯度。筆者以大學校園的實際生活污水為處理對象，考察了SBR同步脫氮除磷效果及其影響因素，旨在從簡化操作、降低能耗的角度出發(fā)，研究適應渭河流域分散型污水處理的SBR工藝運行的優(yōu)化控制條件。
2.材料與方法（Materials and Methods）
2.1試驗裝置
SBR試驗裝置如圖1所示
試驗裝置如圖1所示, SBR反應器的尺寸為：L*B*H=92*60*55cm,超高取5cm；有效工作容積為250L,采用鼓風穿孔曝氣管曝氣，用氣體流量計調節(jié)曝氣量。
1.校園排污總口2. 潛污泵3.可編程控制器4曝氣泵5.攪拌器6.反應器7.穿孔曝氣泵8.出水泵9.出水箱
圖1試驗裝置圖
2.2原水水質及種泥來源
試驗采用西安建筑科技大學北校區(qū)生活污水,以西安市鄧家村污水處理廠A2/O工藝的回流污泥為種泥進行接種，接種后反應器污泥濃度為2213mg/L, SVI為180L/g，經過培養(yǎng)馴化，污泥濃度穩(wěn)定在2000mg/L左右，SVI為150L/g，污泥處于微膨脹狀態(tài)。生活污水來自校園的排污總口下水道,進水水質見表1。
表1 校園污水水質
Table 1 Quality of schoolyard domestic sewage
|
指 標 |
CODcr |
PO43- |
NH3-N |
NO2--N |
NO3--N |
TP |
TN |
|
濃度（mg/L） |
132～320 |
1.2～6.9 |
15～35 |
0.03～0.06 |
1～5 |
1.5～7.8 |
35～60 |
2.3試驗運行參數
SBR工藝采用A/O方式運行，6h為一周期，其中厭氧攪拌2h，厭氧攪拌30min后進水20min，曝氣2h環(huán)境保護論文，沉淀1h后出水5min，閑置1h，排水比1/2。污泥濃度維持在2000mg/L,曝氣末端溶解氧維持在2mg/L,污泥齡為15d，試驗期間反應器內部溫度為30±3℃。
2.4分析方法
各項水質指標的測定均參照《水和廢水監(jiān)測方法》（第4版）。CODcr：重鉻酸鉀法；氨氮：鈉氏試劑法；硝酸鹽氮：紫外分光光度法；亞硝酸鹽氮，N-（1-萘基）-乙二胺光度法；TN, 過硫酸鉀消解-紫外分光光度法；磷，鉬銻抗分光光度法（UV—7504紫外可見分光光度計）； DO，HI9146便攜式溶解氧儀（HANNA，意大利）。
3 結果與分析
3.1反應器的凈化效果
試驗5-11月進行為期6個多月，穩(wěn)定運行。
圖2 原水、出水COD濃度及其去除率變化
圖3 原水、出水磷及其去除率變化
圖4 原水、出水氨氮及其去除率變化
圖5 原水、出水總氮及其去除率變化
從圖2、圖3圖4及圖5可以看出,在處理工藝穩(wěn)定運行期間,厭氧/好氧-SBR反應器中同步脫氮除磷的效果良好,COD、NH3-N、TN和正磷酸鹽的出水平均濃度分別為35.5mg/L 、1.38mg/L、10.93mg/L和0.05 mg/L,平均去除率達到83%、94%、70%和97%,出水濃度不僅均滿足城市污水處理廠排放標一級B標準,總磷的出水濃度還可達0.5mg/L以下。
3.2同步脫氮除磷情況
3.2.1典型周期內磷去除
厭氧條件下磷釋放的充分程度和合成的PHB量是隨后好氧條件下過量攝磷的充分條件和決定性 [7]，在進水之前進行厭氧攪拌有利于多聚磷酸鹽徹底氧化水解，細胞能夠充分釋磷論文格式范文。聚磷菌（PAOs）在厭氧段利用細胞內多聚磷酸鹽水解反應來獲取能量，用于吸收易降解有機物（VFAs）并同化為細胞內儲備營養(yǎng)物PHB，水解產物正磷酸鹽則被釋放到細胞外，即在厭氧段，磷濃度呈現不斷增加的趨勢。ChangC H等人的研究發(fā)現，如果SBR排水中的硝酸鹽濃度從10.9mg/L減少到5.6mg/L時，磷的去除率可以從80%提高到98%。Pitman等人的研究證明，如果回流污泥中硝酸鹽的濃度低于5mg/L的時候，生物可以很容易取得良好的釋磷效果，但是當硝酸鹽的濃度達到10mg/L以上時，磷的釋放就受到抑制從而導致生物除磷的失敗，因此應用到SBR反應器時，前段厭氧攪拌，細胞利用內碳源有效的降低了反應器硝酸鹽濃度，有利于厭氧段磷的釋放。
圖6典型周期內各指標變化
從圖6可知，進水之前厭氧攪拌30min后，反應器內正磷酸鹽從0.04mg/L上升至0.07mg/L，而反應器內幾乎沒有VFAs物質，PAOs通過消耗細胞內碳源將磷酸鹽釋放到細胞外，但釋磷較少，系統(tǒng)可能同時發(fā)生反硝化聚磷。當進水后（進水磷酸鹽為1.25mg/L），PAOs能夠快速吸收進水中的VFAs物質環(huán)境保護論文，合成PHB物質并儲存于細胞內，同時細胞內多聚磷酸鹽進一步得到釋放，厭氧段結束后，反映器正磷酸鹽升至4.78 mg/L。進入好氧段，PAOs利用硝酸鹽或O2為最終電子受體氧化細胞內PHB產生能量，用于從細胞外攝入磷酸鹽并合成多聚磷酸鹽。在以厭氧/好氧方式運行的條件下，PAOs通過對環(huán)境、能量交替的適應選擇能力而不斷增殖，使得反應器PAOs能夠不斷的富集而趨于穩(wěn)定。經過2 h的低氧曝氣處理后出水磷濃度降至0.1mg/L,平均吸磷速率為1.2 mgP/(gSS·h),磷去除率達到了97.9%，達到了良好的除磷效果。
3.2.2典型周期內氮去除
氮的去除主要發(fā)生在三個階段，首先，在進水之前缺氧攪拌，系統(tǒng)利用細胞內碳源反硝化，去除殘余硝酸鹽，殘余硝酸鹽去除率達到80%以上，殘余硝酸鹽濃度降低到2mg/L以下，總氮去除率達到50%。其次，進水之后厭氧攪拌，對殘余硝酸鹽和進水硝酸鹽反硝化徹底去除，厭氧段硝酸鹽濃度幾乎為零。最后，好氧段是氮去除的主要階段，由于碳的氧化速率遠大于硝化速率，這意味著在硝化完全后，污水中基本不能提供外碳源。厭氧攪拌階段生物細胞在特定條件下將有機碳轉移并以多輕基鏈烷脂(主要是聚p一輕基丁酸，簡稱PHB)、糖類及脂類的形式儲存在胞內，這些的物質(這里主要指PHB)能在缺氧環(huán)境下作為反硝化的內碳源[8]。在低氧曝氣下，反應器維持較低DO濃度，硝化反硝化同步進行，細胞利用厭氧段合成的內碳源進行反硝化除磷，好氧30min后，正磷酸鹽的去除達到90%以上，因此好氧段后期主要進行好氧硝化反硝化。采用進水前缺氧攪拌能夠減少進水中碳源消耗，好氧段維持較低DO濃度環(huán)境保護論文，能夠減緩碳源易被“碳化”的速率，通過對這兩段的有效控制，極大的提高了系統(tǒng)碳源的有效利用率，同時也降低電能的消耗。
當進水COD為315 mg/L時，從圖6可知，進水完全后反應器內COD穩(wěn)定在56.68～64.78mg/L，以外源溶解性基質及儲存物質為碳源的批次試驗表明，以外源基質為碳源的缺氧反硝化速率為儲存物質的4.2倍；以外源基質及PHB為碳源的好氧SND效率分別49.9%、82.5%。儲存物質PHB的慢速降解特性使得硝化與反硝化過程能夠同步進行。在好氧120min后出水COD為36.44mg/L，說明COD進入反映器后被污泥大量的吸附和吸收[9]，長時間的厭氧攪拌有利于PAOs充分釋放磷酸鹽同時合成PHB，將大部分有機物質合成內碳源儲存于細胞內。
3.3低溶解氧下脫氮情況
李鋒等人[10]認為，反應器內同步進行硝化反硝化的必要條件是好氧和缺氧環(huán)境同時存在，所以應該控制DO為0.5～1.5mg/L (隨反應器類型和反應條件不同而不同)，在反應器中形成厭氧(缺氧)和好氧并存的環(huán)境，可以實現同步硝化反硝化過程。聚磷菌中至少有一部分能夠在缺氧條件下利用硝酸鹽為氧供體進行吸磷而發(fā)生反硝化反應，所以好氧段只需進行到硝化階段即可，反硝化及吸磷可以在后續(xù)的兼性階段完成論文格式范文。這種情況下，可以節(jié)省能耗和避免厭氧段反硝化菌對碳源的競爭，污泥產量和SVI值都會減小，但是缺氧條件下的吸磷速率較為緩慢。
從圖6可知，厭氧攪拌30min后，細胞利用內碳源進行反硝化脫氮，硝氮從4.23 mg/L降低到0.28mg/L,總氮從6.58mg/L降低到2.38mg/L，進水前置厭氧攪拌有利于減少反應器總氮負荷及原水SCOD的消耗。進水之后，在厭氧段氨氮、總氮變化不大，進水和反應器殘留的硝酸鹽通過反硝化被迅速去除，之后此段是一個嚴格的厭氧過程。進入好氧段后，由于DO梯度，微生物絮體內形成了良好的缺-好氧系統(tǒng)，形成同步硝化反硝化功能，曝氣60分鐘后，氨氮由11.47 mg/L降低到7.69mg/L環(huán)境保護論文，總氮從20.99mg/L降低到15.43mg/L，系統(tǒng)同時發(fā)生著反硝化除磷，硝酸鹽在曝氣前40分鐘幾乎為零，曝氣60min后升高到0.99mg/L，磷酸鹽由4.78mg/L降低到1.05mg/L,系統(tǒng)表現出良好的脫氮除磷效果。一般認為碳化在硝化之前，較高DO會迅速氧化反應器內碳源，試驗控制低溶解氧，原水中的碳源在進水時得到保存，既避免了好氧氧化，又能作為反硝化電子供體，且反應速率理論上和氨氮的氧化速率相當，這兩個反應的同時進行能較好達到同步硝化反硝化SND[11]。120min曝氣結束后氨氮、總氮去除率分別為88.5%、63.4%，氨氮、硝氮、總氮分別為2.18 mg/L、6.02 mg/L 、14.21 mg/L，達到了污水處理廠一級B的標準，再曝氣60min，發(fā)現總氮變化不大，去除率增加到67%，主要由于反應器內沒有足夠的碳源。內源性反硝化脫氮速率決定于細胞的營養(yǎng)狀況，當有豐富營養(yǎng)的細菌含有相當多的碳能源存貯物時，就具有高的內源性反硝化速率[12]，可以實現好氧硝化反硝化、反硝化除磷的效果。
3.4好氧段溶解氧梯度對脫氮除磷的影響
圖7 典型周期內DO(溶解氧)變化
首先必須在厭氧段中控制嚴格的厭氧條件。在厭氧段一旦有溶解氧(DO)存在，一方面DO將作為電子受體而抑制發(fā)酵產酸菌的發(fā)酵產酸作用；另一方面DO將誘導好氧菌和其他兼性菌進行有氧呼吸降解有機物，從而減少了PAOs所需要的VFAs產生量，造成除磷效果變差。本實驗厭氧段溶解氧一直控制在0.1mg/L以下，保證了系統(tǒng)充分釋磷。其次在好氧段嚴格控制DO,從圖7可知，控制DO在曝氣末2mg/L,能夠在系統(tǒng)中形成DO梯度，這是系統(tǒng)能夠實現同步脫氮除磷的關鍵調控因素。從圖7可知，系統(tǒng)在曝氣前80min，DO一直維持在0.1～1.0mg/L,此段脫氮除磷的主要階段，在第90min時DO突變,從1.0mg/L突變至1.5 mg/L，最后穩(wěn)定在2mg/L左右。在曝氣末前30min,內外碳源幾乎全被消耗，脫氮效率幾乎不變環(huán)境保護論文，但磷卻進一步被吸收。首先，維持低DO能夠形成缺氧/好氧系統(tǒng)，硝化同時進行反硝化；其次，低DO有利于細胞內碳源的緩慢消耗，而有限的碳源是反硝化的限制因素，反硝化是一個緩慢的過程，因此內碳源的緩慢釋放有利于實現硝化反硝化；聚磷菌對溶解氧非常敏感，DO的升高或降低都會引起磷的吸收和釋放，因此系統(tǒng)即便維持非常低的溶解氧也能有效的去除磷。因此，處理低碳氮比、碳磷比的實際生活污水，維持較低的DO不但降低能耗而且能夠實現良好的脫氮除磷效果。
本實驗將溶解氧嚴格控制，曝氣前60min控制在0～0.8 mg/L，曝氣末維持在2mg/L以內，以便在微生物絮體內產生溶解氧梯度，形成擴散層、好氧區(qū)和缺氧區(qū)。微生物絮體的外表面溶解氧較高，以好氧菌、硝化菌為主；深入絮體內部，氧傳遞受阻即外部氧的大量消耗，產生缺氧區(qū)，反硝化菌占優(yōu)勢。微生物絮體內的缺氧微環(huán)境是形成同步硝化反硝化的主要條件，而缺氧微環(huán)境的形成有賴于水中的溶解氧濃度的高低以及微生物的絮體結構。因此，控制DO對形成良好的缺/好氧系統(tǒng)，有利于細胞內碳源的緩慢釋放，形成同步硝化反硝化功能至關重要論文格式范文。
研究表明, 在SBR系統(tǒng)中，曝氣段時間的控制是非常關鍵的，一旦氨完全被氧化就應該立即停止曝氣。將曝氣結束點控制在氨完全被氧化時，一方面節(jié)約能源，阻止了過多的PHB好氧氧化；另一方面，在反應結束控制點前由于氨的氧化和PHB的好氧氧化，溶解氧不能穿透活性污泥絮體，形成較大的缺氧空間有利于同步硝化反硝化。
3.5溫度對脫氮除磷系統(tǒng)的影響
實驗在5～11月份進行，當反應器溫度在35℃左右時，反應器幾乎無除磷效果（原因）環(huán)境保護論文，硝化效率非常高，在曝氣一個小時后就能徹底硝化，氨氮硝化效率達到100%，但總氮去除率較低，基本維持在10%～30%。主要因為反應器溫度過高，有利于硝化菌優(yōu)勢生長，對有機物的吸收能力強于聚磷菌，導致聚磷特性難以實現，因此反應器內硝化菌特性占優(yōu)勢，碳源難以實現積累和儲存，好氧開始短時間內便被徹底“碳化”，即使有微觀的缺氧-好氧系統(tǒng)存在也難以實現反硝化聚磷和同步硝化反硝化；當溫度在30℃左右時，脫氮除磷效果非常明顯，DO在好氧結束維持在2mg/L左右，就能夠實現同步脫氮除磷效果，出水基本達到污水處理廠一級A標準；但溫度降低到20℃左右時，硝化效率下降，對氨氮去除率為50%～70%，但總氮去除率在60%左右，主要由于溫度的降低影響硝化速率，導致氨氮去除率下降，但在曝氣階段仍然能形成缺氧-好氧微觀系統(tǒng)，實現較高的脫氮除磷效果。因此溫度的變化影響脫氮除磷效果的進行，我們可以根據出水達標要求，采取合理的措施降低能耗的同時達到良好的脫氮除磷效果。工程上可以采取下列措施：當溫度在35℃時，縮短曝氣時間、減少曝氣量，滿足脫氮要求；溫度在20℃時，適當延長曝氣時間，可以提高脫氮除磷效率。
3.6 SRT對除磷效果的影響
�、倜摰勰帻g與除磷污泥齡的協(xié)調：根據生物除磷理論，要獲得好的除磷效果通常需要控制較短的污泥齡，而較短的污泥齡不利于硝化反應的順利進行。
�、谖勰帻g對聚磷菌活性的影響：通常認為，污泥齡較長時環(huán)境保護論文，聚磷菌吸磷和放磷的能力下降且污泥的含磷率也會下降，除磷效果也會相應降低；污泥齡較短時，聚磷菌活性較高，除磷效果較好。
�、墼囼瀸⑽勰帻g控制在10d～15d。主要因為溫度的變化影響菌膠團生長，溫度高，微生物生長快，世代間隔時間段，選擇短污泥齡；但溫度降低時，微生物生長速率降低，需要選擇較長的污泥齡保證反應器內微生物量。
4結論
�。�1） 溫度為30±2℃，污泥濃度為2000mg/L左右時，控制好氧段曝氣末端DO為1.5mg/L左右，在反應器內及污泥絮體形成了良好的DO梯度，不僅保證碳源能夠緩慢被 “碳化”，提高反硝化碳源利用率，而且降低了能耗，曝氣60min，氨氮、總氮、磷的去除率達到了68%、70%、98%實現了良好的好氧硝化反硝化、反硝化除磷，節(jié)約能源和碳源。
�。�2） 進水前置厭氧攪拌及控制好氧段溶解氧濃度能夠提高整個系統(tǒng)碳源的有效利用，對于C/N偏低的生活污水采用低氧曝氣不但實現了良好的脫氮除磷效果，而且節(jié)省碳源、電能。
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