上海黄浦污水污泥处理厂家-亚硝化颗粒污泥性能影响因素研究

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上海黄浦污水污泥处理厂家为您整理热点：亚硝化颗粒污泥性能影响因素研究。

　　亚硝化厌氧氨氧化工艺与传统脱氮工艺相比, 具有节约曝气、节省外加碳源、减少污泥产量等优点, 作为该工艺的前端工艺, 亚硝化的稳定运行十分重要.但氨氧化细菌(AOB)、亚硝酸盐氧化菌(NOB)世代时间长和污泥流失严重, 致使亚硝化工艺受到了限制.颗粒污泥具有沉降性能良好, 抵抗能力较强, 污泥停留时间长等优点, 亚硝化颗粒污泥的研究成为了热点.刘文如等接种活性污泥于SBR反应器中, 通过缩短沉降时间和增加进水负荷在40 d后获得黄色的亚硝化颗粒污泥.然而AOB是自养菌, 世代周期长, 若直接采用逐渐降低沉降时间来启动颗粒污泥所需时间较长, 污泥流失严重, 导致污泥浓度过低.又有研究表明, 完全接种好氧颗粒污泥也可以实现亚硝化颗粒污泥的启动.Xu等通过添加羟胺抑制NOB实现好氧颗粒污泥到亚硝化颗粒污泥的转变.

　　有研究表明, 在被破坏的亚硝化系统中保持较低的DO不能抑制NOB, 而采用7 min好氧/21 min厌氧间歇曝气策略则能很好地抑制NOB的活性.目前, 间歇曝停被认为是实现亚硝化工艺稳定的一种有效策略, 从厌氧到好氧过程中AOB较NOB能较快地恢复活性, 有研究表明, 在周期8 h、曝停比相同、曝停频次为75、52、23、8和2次下, 曝停频次大的运行方式能较好地抑制NOB.

　　间歇曝气在维持亚硝化性能方面至关重要, 厌氧时间对于NOB的抑制是积累亚硝酸盐的关键, 为探究高频曝气下的停曝时间组合下亚硝化颗粒污泥的稳定运行, 接种好氧颗粒污泥于SBR反应器中, 通过间歇曝气与DO限制驯化其为亚硝化颗粒污泥, 启动成功后在3个SBR反应器中, 通过时控开关控制周期时间6 h, 曝气频次54次, 调整停曝时间组合为3 min:3 min, 4 min:2 min和2 min:4 min, 通过比较3种运行方式中亚硝化性能、污泥形态、粒径变化、EPS等参数, 研究基于高频曝停下的停曝时间组合对亚硝化颗粒污泥性能的影响.

　　1 材料与方法

　　1.1 实验装置与运行参数

　　实验采用两套由有机玻璃制成的SBR反应器, 母反应器(R0)用于亚硝化颗粒污泥的启动, 高90 cm, 内径16 cm, 有效容积14.07 L.采用3组相同规格的SBR反应器(R1、R2和R3)用于曝停时间对亚硝化性能的影响研究, 高60 cm, 内径16 cm, 有效容积8.04 L, 换水比为3/4, 底部设有曝气装置, 采用鼓风曝气, 转子流量计控制曝气量.SBR反应器在25~28℃下运行培养.

　　R0、R1、R2和R3反应器每天运行4个周期, 每个周期6 h, 其中包括10 min进水, 厌氧搅拌、曝气搅拌、7 min沉降和10 min排水闲置.SBR反应器运行参数见表 1.

 表 1 不同阶段反应器运行参数

　　1.2 接种污泥与实验用水

　　R0反应器接种培养成熟的好氧颗粒污泥作为种泥, MLSS为5 400 mg·L-1, SVI为38mL·g-1, R1、R2和R3反应器接种本实验培养成熟亚硝化颗粒污泥作为种泥, MLSS为2 200 mg·L-1, SVI为28mg·L-1.采用人工配水运行反应器, 以丙酸钠为有机碳源(COD=50 mg·L-1), 硫酸铵提供氨氮(NH4+-N=50mg·L-1), 碳酸氢钠提供进水碱度, 碱度与氨氮浓度质量比为10:1, pH维持在7.6~8.1, 水中含有0.136 g·L-1 KH2PO4、0.02 g·L-1 MgSO4·7H2O和0.136 g·L-1 CaCl2, 微生物生长必需的微量元素.

　　1.3 分析方法

　　定期检测反应器内混合液NH4+-N、NO2--N、NO3--N、MLSS、MLVSS和SVI等参数, 通过WTW (pH/Oxi 340i)便携式多参数测定仪监控pH、DO及温度.水样分析中NH4+-N测定采用纳氏试剂分光光度法, NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法, NO3--N采用紫外分光光度法, MLSS、MLVSS和SVI等参数采用国家规定的标准方法测定.颗粒的粒径采用Mastersize 2000激光粒度仪测定.

　　胞外聚合物(EPS)中, 多糖(PS)：苯酚-硫酸比色法;蛋白质(PN)：考马斯亮蓝法;EPS的提取方法为首先取30 mL污泥样品, 配平, 4000g离心10 min, 去掉上清液, 加入缓冲液, 恢复体积到30 mL, 配平, 4000g离心15 min, 去掉上清液, 加入缓冲液, 恢复体积至30 mL, 涡旋1 min使离心管底部污泥完全散开, 60℃水浴加热30 min, 同时令离心机空转降温至4℃, 样品冷却至接近室温时, 配平, 20000g离心20 min, 4℃, 最后上清液经0.22 μm滤膜过滤得到EPS.

　　本实验中氨氧化率和亚硝酸盐积累率分别按照式(1)、(2)计算：

　　式中, Δ(NH4+-N)in为进水NH4+-N浓度, mg·L-1;Δ(NH4+-N)为出水NH4+-N浓度, mg·L-1;Δ(NO2--N)、Δ(NO3--N)分别为进出水中NO2--N、NO3--N的浓度差, mg·L-1.

　　2 结果与讨论

　　2.1 亚硝化的快速启动

　　运行期间, 采用3 min曝气：3 min停曝的间歇曝气以及DO限制策略来实现亚硝化颗粒污泥的快速启动, 反应器R0的氮素变化如图 1所示.反应器接种污泥为好氧颗粒污泥, 由图 1可知, 接种初期, 进水氨氮为50.64 mg·L-1, 由于受到间歇曝气及曝气量限制的影响, 出水氨氮比较高, 为22.89mg·L-1, 氨氮去除率为54%, 并且初期接种污泥中含有大量的NOB菌, 故反应初期大部分亚硝态氮转化成硝态氮, 出水亚硝态氮及硝态氮为8.65mg·L-1和17.09 mg·L-1, 亚硝酸盐积累率仅33.6%.有研究表明, 从厌氧到好氧阶段AOB会比NOB恢复较快, 并且在低DO时AOB的相对增殖速率可达NOB的2.6倍, 低DO对AOB与NOB的生长做出了选择, 随着运行天数的增加, AOB逐渐适应厌氧好氧的交替的环境, NOB的活性逐渐被抑制, 系统的亚硝化性能逐渐增强, 运行第10 d, 出水氨氮为10.75mg·L-1, 亚硝态氮和硝态氮为26.74mg·L-1和9.87 mg·L-1, 氨氮去除率及亚硝酸盐积累率为78%和73%, 且在随后的运行中, 平均亚硝酸盐积累率逐渐上升并维持在92%, 亚硝化启动成功.

 图 1 启动阶段氮素、氨氮去除率及亚硝酸盐积累率变化

　　2.2 不同曝气方式下亚硝化性能

　　间歇曝气在维持亚硝化性能方面至关重要, 厌氧时间对于NOB的抑制是积累亚硝酸盐的关键, 为研究高频曝气下停曝时间组合对于亚硝化系统的影响, 采用3个SBR反应器(R1、R2和R3), 比较3种间歇曝气方式为3 min:3 min、4 min:2 min及2 min:4 min对亚硝化系统稳定运行的影响, 反应器R1、R2和R3运行期间的亚硝化性能变化如图 2所示.

图 2 运行期间氮素、氨氮去除率及亚硝酸盐积累率变化

　　由图 2(a)可知, 与启动阶段相比, 由于增加了单位时间单位水量的曝气量, 运行初期R1的氨氮去除率可达91%, 启动阶段较好地抑制了NOB的活性, 运行第1 d亚硝酸盐积累率较高, 可达93%, 随着运行天数的增加, 在第54 d, 出水氨氮、亚硝态氮及硝态氮为3.22、40.1和4.06 mg·L-1, 氨氮去除率及亚硝酸盐积累率为93%、90%.在运行期间内, 氨氮去除率较高在90%以上, 亚硝酸盐积累率有轻微下降, 但基本保持稳定, 平均亚硝酸盐积累率为89%, 亚硝化性能良好.由图 2(b)可知, 由于停曝时间的增加导致AOB与氧气接触的时间缩短, 在接种污泥初期AOB菌不能及时将进水当中的氨氮转化为亚氮, 出水氨氮为14.07 mg·L-1, 氨氮去除率仅能达到72%, 随着反应器的运行, AOB逐渐适应短曝气时间的环境, 并有研究表明, 在较高频曝气下会筛选出氨氧化率较快的AOB菌, 故氨氮去除率逐渐上升, 在第10 d, 出水氨氮、亚硝态氮及硝态氮为8.1、36.54和3.4mg·L-1, 氨氮去除率及亚硝酸盐积累率为83%和91%, 随着运行天数的进一步增加, 停曝时间的增加对NOB活性的抑制进一步增强, 故R2反应器的亚硝酸盐积累率在此后的运行中始终保持稳定并维持在95%以上, 系统的亚硝化性能良好.由图 2(c)可知, 由于停曝时间的缩短, 因此R3在反应初期的氨氧化率可达到92%, 但与氨氮去除率不同的是, 随着运行天数的增加, R3反应器的亚硝化性能呈现恶化的趋势, 此外, R3中污泥沉降性能变差, 颗粒呈现解体的趋势, 至32 d, 出水氨氮、亚硝态氮及硝态氮为2.01、33.03和13.08mg·L-1, 亚硝酸盐积累率仅为71%, 运行期间, 氨氮去除率较高并稳定维持在95%以上, 但亚硝酸盐积累率逐渐下降, 在运行周期末期亚硝酸盐积累率下降到57%, 亚硝化性能恶化.分析原因, 由于R3中的停曝时间较短, 厌氧好氧交替的环境不能完全实现, 致使其运行效果倾向于连续曝气, 失去了间歇曝气的环境优势, NOB菌的活性逐渐恢复, 导致亚硝化系统被破坏.具体联系污水宝或参见http://www.dowater.com更多相关技术文档。

　　2.3 不同曝气方式下亚硝化污泥特性

　　图 3表征了整个实验阶段污泥沉降性能及平均颗粒粒径的变化, 从中可知, R1、R2和R3这3个反应器中接种污泥后的MLSS分别为2 256、2 236和2 233 mg·L-1, SVI值分别为28.72、28.61和28.61mL·g-1, 说明污泥活性较高活性及沉降性能良好.由于硝化细菌为自养型细菌, 生长速率缓慢, 故R1、R2和R3的污泥浓度增加缓慢.从图 3(a)和3(b)可以看出, 运行期间, R1和R2反应器的污泥浓度和污泥沉降性能均较好, 到22 d, R1和R2反应器中的污泥浓度分别增加到2 359 mg·L-1和2 322mg·L-1, SVI值分别下降到24.01mL·g-1和24.34mL·g-1, 并随后基本保持稳定, 运行周期末, R1和R2反应器中的污泥浓度分别为2 455 mg·L-1和2 387 mg·L-1, SVI值分别为24.87mL·g-1和23.63mL·g-1.而与R1和R2不同的是, 由图 3(c)可知, 对于R3反应器, 污泥浓度呈现先上升后下降的趋势, 同样SVI呈现先下降后上升的趋势, 运行周期末, R3中的污泥浓度下降到2 003 mg·L-1, SVI值上升到38.01mL·g-1.分析原因, 有研究表明, 低溶解氧会引起污泥结构的不稳定, 在R3反应器中, 停曝时间过短, 厌氧好氧交替的环境不能完全实现, 致使其运行效果倾向于连续曝气, 并且在停曝期间颗粒污泥处于低DO环境下, 致使污泥沉降性能变差, 并且反应器内沉降时间较短, 部分颗粒污泥解体, 污泥的流失, 故R3污泥浓度下降.而在R1和R2反应器内形成了交替厌氧/好氧的运行模式, 而这种运行方式将增加缺氧异养菌的生长速度, 使得缺氧异养细菌作为颗粒的核心, 这有利于颗粒污泥结构的稳定, 故R1和R2运行阶段污泥沉降性能良好.

  图 3 运行期间MLSS、VSS、SVI、平均粒径的变化

　　R1、R2和R3运行初期, 接种的颗粒污泥平均粒径为1 056 μm, 为了减少较短的沉降时间对颗粒的选择压力的影响, 运行期间维持控制R1、R2和R3反应器的沉降时长为7 min.反应器内污泥的平均颗粒粒径如图 3所示.

　　从图 3(a)和3(b)可以看出, 运行前期, R1、R2和R3颗粒粒径呈现下降的趋势, 在第29 d, 平均颗粒尺寸分别在R1、R2和R3中下降到825、723和782 μm, R1、R2随着运行时间的进一步增加, 颗粒污泥粒径趋于稳定, R1和R2中平均颗粒粒径分别稳定在820 μm和725 μm, 但R3运行期间, 由图 3(c)所示, 颗粒粒径呈现持续下降的趋势, 在第57 d, 平均颗粒尺寸下降到387 μm.由图 4分析可知, 在整个运行期间, R1中微生物聚集体大多为不规则的致密颗粒, 颗粒粒径较大, 表面不光滑, 密实度高;R2中几乎所有的微生物聚集体都是规则的致密颗粒, 颗粒污泥的粒径较大, 呈椭球形, 表面较光滑, 密实度较好.对于R3反应器, 在运行中后期观察到大量的絮状污泥, 颗粒污泥呈现解体趋势, 结构变得比较松散, 部分大粒径污泥破碎生成更小的颗粒.通过表 2及图 5的分析, 结果表明, R2中的d0.9/d0.1比率达到其最小值为3.18, 从图 5(b)可以看出R2中颗粒的大小是3个反应器中最均匀的一个.此外, R1中的d0.9/d0.1比率较大, 可以推测较长曝气时间会有助于不规则形状颗粒的发展, 而通过粒径分布图可以看出R3中小颗粒污泥数量较多, 并结合图 4(c)分析可知, 颗粒污泥呈现解体状态, 可推测停曝时间越短, 越不利于颗粒污泥的结构的稳定.

图 4 R1、R2、R3颗粒污泥显微镜照片

表 2 运行期间典型周期d0.1、d0.9和d0.9/d0.1的变化

  图 5 运行期间典型周期内粒径分布

　　2.4 运行阶段胞外聚合物EPS的变化

　　为了进一步对颗粒污泥的性能进行分析, 本实验结合EPS测定方法, 对运行阶段颗粒污泥的PN、PS变化进行分析.R1、R2和R3反应器PN和PS变化如图 6所示, 阶段初期3个反应器中的PN和PS分别为26.16 mg·g-1和14.76 mg·g-1.

 图 6 运行期间EPS和PN/PS变化

　　分析图 6(a)可知, 运行前期, R1中的PN和PS随着运行天数的增加, PN和PS呈现下降的趋势, 在第8 d, PN和PS分别下降到22.86 mg·g-1和11.88 mg·g-1, 在之后颗粒污泥逐渐稳定, PN和PS出现上升趋势并保持平稳状态, 至第36d, PN和PS分别上升到33.73 mg·g-1和13.93 mg·g-1.由图 6(b)可知, R2与R1变化趋势相同, R2反应器在第15 d, PN和PS分别下降到22.58mg·g-1和10.41mg·g-1, 随后颗粒污泥逐渐适应运行环境, PN和PS出现较大的增长, 第36 d, PN和PS分别增加到41.39mg·g-1和16.18mg·g-1.由图 6(c)分析可知, 在运行周期内, R3反应器中的PN和PS处于一直下降的趋势, 运行周期末, R3反应器的PN和PS仅为10.73 mg·g-1和6.61 mg·g-1, 远远低于R1和R2反应器的PN和PS, 且R2中的PN和PS值较高, 由此分析, 在相同曝气频率下, 厌氧时间长越利于PN和PS的分泌, 越有利于颗粒的稳定.分析原因, 有研究表明, 曝气产生的剪切力会刺激更多EPS的分泌, 并且厌氧好氧运行模式会强化反应器本身的饱食饥饿特性[18], 且会提高缺氧异养菌的生长速率, 同时分泌出更多的EPS并利于AOB等自养微生物在颗粒表面的固着, R2反应器中的曝气强度最大且停曝时间较长, 故R2中PN和PS含量最高, 颗粒最稳定.

　　有研究表明, PN比PS更易与金属离子发生静电作用而键合, 较高的PN含量有助于增强颗粒表面疏水性、改善污泥沉降性能, PN/PS值越大越有助于颗粒污泥的稳定.如图 6(a)和6(b)所示, 在第8 d, R1和R2中PN/PS分别为1.92和1.94, 且均呈现上升的趋势, 在第36 d, PN/PS值分别上升到2.42和2.56, 随着运行时间的增加, 颗粒污泥中的微生物逐渐适应运行环境, PN/PS的比值逐渐平稳, 在运行阶段末期, R1和R2中PN/PS值分别为2.46和2.73.分析图 6(c), 在R3反应器中由于颗粒污泥呈现恶化的趋势, R3反应器EPS中多糖和蛋白呈现了较大地下降, 但由于PS的含量较PN的含量下降较大, 故R3反应器中PN/PS的值变化不大, 在运行周期末期, PN/PS值为1.62.

　　2.5 典型周期内污染物浓度变化

　　如图 7和8所示, 分别为R1、R2和R3在运行期内的一个典型周期内氨氮、亚硝态氮、硝态氮和DO的变化.分析图 7可知, R1、R2和R3的好氧段的DO分别在0.8~1.2、1.3~1.7和0.5~0.8mg·L-1之间变化, 由图 7(a)和8(a)可以看出, R1反应器厌氧段DO接近于0 mg·L-1, R1进水氨氮为51.07mg·L-1, 周期末氨氮、亚硝态氮、硝态氮为5.88、39.13及4.87mg·L-1, 亚硝化性能良好.分析图 8(b), R2初期进水氨氮为50.48mg·L-1, R2的周期出水氨氮、亚硝态氮、硝态氮为6.88、39.13及1.87mg·L-1, R2中的停曝时间为4 min, 较短的曝气时间致使反应器内筛选出氨氧化率较快AOB菌, 并且较长时间的停曝时间使得NOB菌不能及时利用基质而受到了抑制, 故实现了良好的亚硝化性能及氨氮去除效果.由分析图 8(c)可得, R3反应器进水氨氮为50.98mg·L-1, 周期末的氨氮、亚硝态氮及硝态氮为1.1、28.7和19.1mg·L-1, 与R1和R2不同的是, R3的氨氮去除率较高为97.8%, 但亚硝酸盐积累率仅为60%, 分析原因, R3反应器的好氧段DO在0.5~0.8mg·L-1之间变化, 但厌氧段与R1和R2不同, 反应初期, 反应器处于好氧厌氧交替环境, 在第200 min后, 短的停曝时间导致DO并不能迅速降解为0, 致使反应后期停曝阶段处于低DO状态, 由于反应器中并未形成良好的厌氧好氧交替的环境, 随着反应器运行天数的增加, 导致亚硝化颗粒污泥中的NOB菌得不到抑制, 相对活性得到了提高, 致使亚硝化系统遭到破坏.

图 7 运行期间典型周期内DO的变化

 图 8 运行期间典型周期内氨氮、亚氮及硝氮的变化

　　3 结论

　　(1) 采用间歇曝气以及DO限制策略可以驯化好氧颗粒污泥为亚硝化颗粒污泥, 在停曝时间组合为3 min:3 min, 4 min:2 min和2 min:4 min的运行方式下, 3 min:3 min及4 min:2 min可以维持较高的亚硝酸盐积累, 平均亚硝酸盐积累率分别为89%和95%, 2 min:4 min下亚硝化性能较差, 运行周期末亚硝酸态氮积累率仅为57%.

　　(2) 在停曝时间为2~4 min下, 停曝时间越长, 越有利于颗粒污泥结构的稳定, 同时可保持良好的亚硝化性能;停曝时间小于2 min时, 厌氧好氧交替的环境不能完全实现, 致使其运行效果倾向于连续曝气, 从而失去了间歇曝气的环境优势, NOB菌得不到抑制, 导致亚硝化性能恶化;

　　(3) 较长曝气时间会有助于不规则形状颗粒的发展, 在相同曝气频率下, 厌氧时间长越利于PN和PS的分泌, PN/PS值越高, 越有利于颗粒表面疏水性的增强, 污泥沉降性能越好;停曝时间小于2 min时, 颗粒污泥呈现解体趋势, 部分大粒径污泥破碎成较小的颗粒, 结构变得比较松散, 沉降性能恶化.(来源：北京工业大学水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室 作者：张杰)

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