側流污泥返送到缺氧池對A2/O系統效能影響研究

申童童,袁林江,溫丹丹,任綿綿,薛歡婷

側流污泥返送到缺氧池對A2/O系統效能影響研究

申童童,袁林江*,溫丹丹,任綿綿,薛歡婷

(西安建筑科技大學,陜西省環境工程重點實驗室,教育部西北水資源環境與生態重點實驗室,陜西 西安 710055)

為了探究側流化學磷回收后生物污泥返送對主流系統的影響,連續85d對A2/O系統厭氧池混合液中的磷進行側流化學回收,并將側流生物污泥回流到缺氧池,考察了系統整體的磷、氮、有機物的去除,及生物除磷途徑與污泥性能的變化.結果表明,剛開始系統除磷效果有所提高,出水PO43-濃度為(0.07±0.04)mg/L;20d后污泥沉降性能開始變差,除磷性能惡化,但對氮和有機物去除一直無顯著影響;厭氧釋磷速率和好氧吸磷速率下降,但缺氧吸磷速率卻增加,缺氧反硝化聚磷和好氧聚磷的除磷比例由43.20%上升為53.38%,反硝化聚磷除磷得到了加強;污泥微生物胞內PHA和糖原的代謝模式無變化,但厭氧段合成的PHA量逐步下降;側流磷最大回收量占進水磷量的24.75%,能夠實現可觀的磷回收效果;系統發生崩潰后,停止側流化學磷回收,系統各功能就會逐漸得到恢復,可實現系統連續運行.

側流磷回收；脫氮除磷；聚磷菌；反硝化除磷；代謝

磷、氮等營養元素引起的富營養化問題是目前全球水污染治理的重點[1].因此,脫氮除磷在污水處理中顯得尤為重要.然而,磷作為一種不可再生的資源[2],將污水中要去除的磷轉化為可利用的磷資源并同時保證脫氮除磷效果是一種解決磷、氮問題的新途徑.

隨著我國對水污染問題的重視,單純的生物處理工藝已難以達到氮、磷等污染指標的排放要求,因此,化學輔助生物除磷工藝被認為是一種經濟有效的最佳工藝.如李子富等[3]在A2/O工藝后端添加化學除磷強化單元強化了生物除磷.但根據聚磷菌厭氧釋磷特性可知,厭氧池中磷含量很高[4-6],如果將一部分厭氧池混合污泥引入側流部分,一方面,富磷上清液可以化學的方式進行磷回收,實現磷資源的循環利用[7-10];另一方面,側流有助于相對提高系統的C/N比和C/P比,提高系統脫氮除磷效果[10-11].研究將該新型工藝稱為厭氧釋磷上清液側流除磷工藝(anaerobic supernatant phosphate strip process,簡稱ASPS 工藝)[12],其可實現污水中磷的高度去除和回收利用,具有實際意義.

在ASPS工藝中,引出的部分厭氧池混合液經泥水分離后,沉淀污泥(釋磷后的污泥)需返回到主流系統以保證系統污泥濃度.由于釋磷后的污泥處于“極度饑餓”狀態,其急需在缺氧或好氧環境中進行吸磷.黃健[13],劉傳波等[14]均將釋磷后污泥返回到好氧池,發現短期內系統能實現磷去除和磷回收,但長期運行會發生污泥膨脹并導致性能惡化.此外,單純回流到好氧池,除磷方式單一,缺氧吸磷不占優勢,能源消耗較多,且對側流連續運行方面的認識還不夠全面.

目前國內外對以缺氧池為回流點的研究鮮有報道,但在厭氧/缺氧/好氧交替運行的A2/O工藝中,缺氧池可以實現反硝化除磷[15].研究表明,反硝化聚磷菌(DNPAOs)與傳統聚磷菌(PAOs)的代謝機理相似[16],但其可節省30%的曝氣能耗,同時減少50%的碳源和污泥產量[17].因此,若長期將釋磷后污泥返回到缺氧池,其能否在磷回收的同時促進反硝化吸磷,節約碳源和能源;同時其將對系統脫氮除磷性能、污泥性能及物質代謝將產生何種影響以及如何實現側流與主流的有效結合需要研究.

本研究在A2/O工藝中,將厭氧池富磷混合液排入中間沉淀池,對其上清液(相當進水流量的15%部分)進行化學磷回收,并將中間沉淀池污泥返回到缺氧池,研究了這種污泥返送方式下系統的變化,旨在為工程實踐提供理論指導.

1 材料和方法

1.1 實驗裝置及運行方式

如圖1所示,實驗裝置分主流和側流兩部分路線.主流部分有A2/O連續流反應器,總有效體積9L,缺氧段2L,厭氧段2L,好氧段5L,沉淀池4L;側流部分有中間沉淀池2.4L,化學混凝池5L,化學沉淀池4L,所有池體均由有機玻璃制成.

反應器通過蠕動泵控制進水量24L/d,外回流比為70%~100%,內回流比為200%~300%.厭氧段、缺氧段、好氧段均采用機械攪拌以保證泥水混合均勻,且DO分別為0.2mg/L以下、0.5mg/L以下及2~4mg/L. SRT為20d,MLSS為3500~4000mg/L;主反應器溫度在20~25℃;pH值為7.0~7.5.當主流部分脫氮除磷性能達到穩定狀態,開始進行側流化學磷回收,從厭氧池引出混合液進入中間沉淀池的流量約占進水流量的40%,經中間沉淀池泥水分離后,約15%的上清液溢流出系統進入化學混凝池,約25%的污泥經蠕動泵抽回到缺氧池中.富磷上清液進入化學混凝池的同時泵入FeCl3的濃溶液(磷與Fe摩爾比為1:1.4)[18],進行混凝攪拌,再將混凝液泵入化學沉淀池,沉淀后上清液全部泵回缺氧池,每天排出化學污泥.連續運行側流工藝,直到系統脫氮除磷性能下降,不能滿足出水要求時,關閉側流部分,將系統轉入恢復期.

圖1 實驗裝置工藝流程

1.2 實驗污泥與實驗用水

實驗接種污泥取自西安市第四污水處理廠二沉池剩余污泥,經篩濾、曝氣24h后接入反應器中進行為期一周的馴化培養.此時,污泥各項指標性能良好,系統達到穩定狀態,實驗檢測指標均在穩態下進行.

實驗用水采用模擬廢水,CH3COONa (COD= 300~400mg/L),KH2PO4(TP=8~10mg/L)和NH4Cl (TN=35~40mg/L)分別作為碳源、磷源和氮源; MgSO4·7H2O為36mg/L;CaCl2為28mg/L;微量元素0.3mL/L.

1.3 檢測指標與分析方法

常規指標的測定采用標準方法[19].污泥相觀察采用Nikon90i型顯微鏡.TP測定采用5%過硫酸鉀消解-鉬銻抗分光光度法,污泥含磷率(%)=(TP-出水磷)/MLVSS×100%[20].

批式實驗[21-22]:取好氧池末端活性污泥500mL于燒杯中,置于磁力攪拌器上,先設置厭氧環境,再分別設置缺氧和好氧環境,具體方法如下:(1)厭氧釋磷,取出活性污泥反復淘洗3次,投加一定量的乙酸鈉,維持COD濃度在200mg/L.pH值為6.5~7.5,溶解氧0.2mg/L以下,開啟磁力攬拌器,每隔30min采一次混合樣,通過定性濾紙過濾,取濾液測定不同時間的磷酸鹽含量;(2)缺氧吸磷,將上述充分厭氧釋磷后的污泥上清液倒掉,并多次用蒸餾水反復清洗污泥以去除殘余COD.淘洗之后將混合污泥分成體積相等的兩份,一份加入硝酸鈉和磷酸二氫鉀,并加入蒸餾水,使混合污泥體積為250mL,初始TP依釋磷量而定,NO3--N為30mg/L,開啟磁力攬拌器,溶解氧維持在0.5mg/L以下,每隔30min采集一次混合樣,通過定性濾紙過濾,取濾液測定不同時間的磷酸鹽含量;(3)好氧吸磷,將淘洗好的另一份污泥加入等量的磷酸二氫鉀和蒸餾水,使溶液體積也為250mL,開啟磁力攬拌器和曝氣泵曝氣,溶解氧維持在2~4mg/L,每隔30min取一次混合樣,經定性濾紙過濾,取濾液測定不同時間的磷酸鹽含量.

周期實驗:從A2/O反應器的好氧池中取活性污泥混合液1L,靜置沉淀后,排掉上清液500mL,剩下的500mL泥水混合液進行燒杯實驗.通過單點瞬時進水,將配好的人工模擬生活污水500mL倒入燒杯中,開啟磁力攪拌器進行攪拌,先厭氧環境攪拌2h,再缺氧環境攪拌2h,同時加入40mg/L的硝氮溶液,最后通過曝氣進行好氧環境運行5h,溶解氧維持在2~4mg/L.運行期間在不同時間點分別取30mL混合均勻的污泥于50mL離心管中,對樣品進行預處理[18],之后通過氣相色譜法(Agilent 6890N,FID檢測器,HP-5型色譜柱)[23]測定PHA的含量,通過蒽酮比色法[18]測定糖原的含量.實驗過程中,從取樣到結束,均取3個樣做平行以減小誤差.

2 結果與討論

2.1 系統除磷性能分析

2.1.1 系統除磷效果分析 不同階段反應器各部分磷酸鹽濃度及去除率變化如圖2所示.

側流前的A2/O系統脫氮除磷性能穩定,出水PO43-濃度為(0.97±0.39)mg/L,除磷率為(90.20± 4.02)%;側流后,待系統達到穩態時,出水PO43-濃度為(0.07±0.04)mg/L,除磷率為(99.24±0.40)%.可見,側流使得系統除磷率有明顯提高.有研究[24]表明,進水有機物主要是通過改變硝化性能(即缺氧段反硝化負荷)以及聚-b-羥基鏈烷酸酯(PHA)的貯存和利用,進而影響系統的脫氮除磷效果.由于側流工藝可間接提高系統的C/N比和C/P比,因此側流的引入可提高系統除磷性能.側流運行20d后,出水PO43-濃度逐漸升高,最高為4.26mg/L,去除率下降為56.70%,可見,長期運行導致系統除磷性能惡化.相關研究[14,20]也有發現,隨著側流的不斷運行,系統最終會發生惡化現象,其直接導致系統除磷性能下降,磷回收也逐漸失去優勢.但本實驗通過恢復期的監測發現,在恢復期內,系統出水濃度逐步下降,最終為(1.02±0.34)mg/L,去除率為(88.24±1.03)%.因此,在恢復期,系統除磷性能可逐步提高,該結果表明系統在惡化發生后通過恢復仍能保持除磷性能.

圖2 不同階段下系統的除磷性能

2.1.2 系統除磷性能惡化原因分析 根據生物除磷原理及物料衡算關系,從聚磷菌釋磷量與吸磷量角度對側流前后除磷性能進行具體研究,排除系統回流稀釋的作用,A2/O系統釋磷量與吸磷量計算[25]如式(1)~(3)所示;隨著側流的加入,根據A2/O系統的物料衡算公式可推算出側流后將生物污泥返送到缺氧池的釋磷量與吸磷量的計算如式(4)~ (6)所示:

式中:厭為厭氧釋磷量,mg/L;缺為缺氧吸磷量,mg/L;好為好氧吸磷量,mg/L;進為進水流量,L/h;R為污泥外回流流量,L/h;Q為硝化液內回流流量,L/h;進為進水磷濃度,mg/L;厭為厭氧池磷濃度,mg/L;缺為缺氧池磷濃度,mg/L;好為好氧池磷濃度,mg/L;化上為化學沉淀池上清液磷濃度,mg/L.

表1 側流前后系統釋磷量與吸磷量

側流前后釋磷量與吸磷量的變化情況如表1所示.側流前好氧吸磷量明顯大于缺氧吸磷量,可見在A2/O工藝中相對于反硝化吸磷,好氧吸磷模式占主導地位;側流運行20d,釋磷量有所下降,缺氧吸磷量較側流前顯著增加,好氧吸磷量較側流前顯著降低.分析可知,側流有利于促進缺氧反硝化吸磷.隨著側流的不斷運行,20d后,污泥沉降性能變差(圖6),側流污泥在釋磷沉淀池產生堆積,導致其無法正常回流到缺氧池中,嚴重影響到系統的連續運行.此時,厭氧釋磷量上升,缺氧吸磷量下降,好氧吸磷量雖有所上升,但不及側流前水平.可見,系統長期運行,會導致污泥性能發生改變,由此判斷其會導致污泥缺氧吸磷能力的逐漸下降,系統失去缺氧吸磷優勢,進而除磷性能惡化.

2.1.3 系統聚磷菌活性分析 厭氧釋磷速率、缺氧及好氧吸磷速率可以明確表征聚磷菌活性,且可通過缺氧/好氧吸磷速率的比值表征功能菌的富集情況[21].通過批式實驗,對聚磷菌活性進行分析.如圖3所示,側流前后釋磷速率分別為31.95,25.93mg/ (gVSS·h),缺氧吸磷速率分別為3.08,3.32mg/(gVSS·h),好氧吸磷速率分別為7.13, 6.22mg/(gVSS·h).可見側流使得聚磷菌釋磷速率和好氧吸磷速率均下降,其他研究[12,14]也得到相似的結論,表明側流對普通聚磷菌的釋磷和吸磷活性影響較大,進而導致表觀上的厭氧釋磷量和好氧吸磷量下降.但研究發現缺氧吸磷速率有所升高,其與前述缺氧吸磷量上升一致,因此可進一步確定側流對反硝化吸磷影響較小.根據缺氧吸磷速率/好氧吸磷速率的比值可知,缺氧反硝化聚磷和好氧聚磷的除磷比例由43.20%上升為53.38%,該結論表明,側流后將生物污泥返送到缺氧池使得反硝化聚磷除磷得到加強.

2.1.4 磷回收潛能分析 富磷上清液與化學藥劑三氯化鐵進行混凝沉淀,從而實現磷回收.側流后,長期監測富磷上清液及化學沉淀池上清液,在此基礎上計算化學磷回收量,見表2.化學除磷率基本穩定在95%以上,化學磷回收量占進水磷量的24.75%,系統能達到一個可觀的磷回收效果, 此與黃健[13]等在側流比為15%的工藝下,磷回收可達到23%~29%的結論一致.

表2 磷回收情況

2.2 系統脫氮性能分析

如圖4(a)所示,系統在各階段對氨氮的去除變化不大,去除率為(99.26±0.73)%,出水氨氮濃度為(0.17±0.03)mg/L,可見側流后將污泥返送到缺氧池對氨氮的去除無顯著影響,氨氮在該回流點下能實現高效穩定去除.該結論與側流比對系統氨氮影響甚微[6,14,26-27]的結論一致.

如圖4(b)所示,系統進行完全的硝化反硝化過程.側流前后硝氮出水濃度分別為(2.93±1.02)mg/L、(4.22±0.69)mg/L.可見,側流使得硝氮含量有所上升,但變化不大,該結論與回流點為好氧池的側流工藝能降低硝氮出水的結論[14,28]并不完全一致.原因分析為,硝氮轉化主要發生在缺氧池,出水硝氮的升高意味著反硝化脫氮性能的下降,由于側流有利于促進缺氧反硝化除磷,故硝氮在缺氧池更多的用于反硝化除磷,硝氮在缺氧池得到一定去除,但相對側流前的缺氧池幾乎只進行反硝化脫氮來說,其脫氮能力不如單純的反硝化脫氮,因此相對來說反硝化脫氮性能受到一定影響,但系統仍能保持良好的脫氮效果.

圖4 不同階段下系統的NH4+-N和NO3--N去除性能

2.3 系統有機物去除效果分析

圖5 不同階段下系統的COD去除性能

側流前后及恢復期反應器中沿程的COD變化情況如圖5所示.側流前COD的出水濃度為(32.30±6.31)mg/L,去除率為(89.12±1.25)%.可見側流前系統為運行效果良好的A2/O連續流反應器.側流后,COD的出水濃度為(30.46±5.93)mg/L,去除率為(90.25±2.90)%.對比側流前后發現,側流后將生物污泥返送到缺氧池對COD的去除影響不大,這與郝曉地等[6]研究的不同側流比對COD的去除無影響的結論一致.但厭氧池COD濃度有所升高,分析原因為側流的引入使得系統在厭氧池中的釋磷量下降,從而聚磷菌用于合成PHA的揮發性脂肪酸下降,因此,其在厭氧段消耗較少的COD,厭氧段殘留的COD濃度增加.

2.4 污泥理化性能變化分析

2.4.1 污泥沉降性能變化分析 污泥沉降性能的好壞是保證系統高效長期穩定運行的前提[14].從主反應器好氧段末端取樣并對污泥沉降性進行持續監測.如圖6所示,側流前SVI值為(78~133)mL/g,側流后SVI值升高,為(152~184)mL/g.同時,多次鏡檢(圖7)發現,側流后活性污泥菌膠團逐漸變小且外側包圍較多的絲狀菌,結構分布松散,污泥沉降性能變差,此與席粉鵲等[20]在AO工藝中引入的側流磷回收發生的污泥沉降性能變化規律一致,其次隨著側流的長期運行,污泥粘壁現象嚴重,易在中間沉淀池發生堆積,主流系統污泥濃度下降,運行受阻,進而導致出水磷濃度上升,系統崩潰.隨后將系統轉入恢復期,通過30d的恢復測定分析, SVI逐步下降為側流前水平,污泥沉降性能逐步改善.由此可見,側流后將生物污泥返送到缺氧池能使污泥沉降性下降,其對系統穩定運行不利,但其具有恢復性能.因此,可通過間歇性側流方式對系統進行脫氮除磷和磷回收.

圖6 不同階段系統的SVI值

圖7 不同階段下的污泥形態(×100)

2.4.2 污泥含磷率及物質能量代謝變化分析 由生物除磷機理知,聚磷菌將水相中的可溶性磷酸鹽吸收進入泥相,最終實現磷的轉移.污泥含磷率即表示污泥中的磷含量,其一定程度表明聚磷菌在生物除磷過程中的物質轉移情況,可表示系統轉移可溶性磷酸鹽的能力.側流前后及恢復期的污泥含磷率變化情況如圖8所示.側流前穩定期污泥含磷率平均為9.56%,側流后污泥含磷率有所下降,但變化不大,仍具有聚磷優勢.該結論與回流點為好氧池的側流工藝使得污泥含磷率逐漸降低[18]進而導致系統除磷性能下降的結論并不完全一致.本研究污泥含磷率雖有所降低,但整體依然保持污泥高含磷率狀態,且后期污泥運行受阻,含磷率升高,達到12.70%.原因分析為運行受阻導致污泥在厭氧釋磷池中停留時間增長,污泥不能穩定進入到缺氧池,故導致聚磷菌在厭氧段合成的聚磷顆粒無法釋放,且系統的污泥濃度顯著下降,因此含磷率升高.將系統轉入恢復期后,系統逐漸趨于穩定,污泥含磷率相對提高.

圖8 不同階段下系統的污泥含磷率

從物質代謝角度分析,PHA和糖原是微生物可直接利用的碳源和能源物質,且二者與系統的生物除磷過程密切相關[14].如圖9所示,分別對側流前后及恢復期進行典型周期實驗[18],定時取樣測定各周期內糖原和PHA濃度.由圖可知,側流前后及恢復期系統的PHA和糖原代謝模式一致,即在厭氧段合成PHA,糖原分解;在缺氧段/好氧段PHA逐漸消耗,糖原合成,在好段末期,PHA濃度降低至厭氧段初期水平;糖原濃度逐漸恢復至厭氧段初期水平.可見側流的運行并未造成除磷過程中代謝物質轉化規律的改變,但系統在側流后厭氧段合成的最大PHA濃度降低.理論上認為,側流化學磷回收使聚磷菌在好氧池攝入的磷量越來越少,形成聚磷顆粒的量會直接影響到下一階段釋磷量和用于合成PHA的量[29].對污泥含磷率的分析可知,側流后污泥含磷率有降低趨勢,即聚磷顆粒的合成量有所下降,此外,側流后厭氧池釋磷量降低.由物質代謝規律可知,聚磷顆粒含量的減少使得其在厭氧段合成PHA的量下降,類似的研究[14]也有報道.將系統轉入恢復期后,合成的最大PHA濃度恢復到側流前水平.可見,側流后將生物污泥返送到缺氧池對聚磷菌物質代謝的轉化模式無顯著影響,PHA的合成量雖然稍有下降但其具有可恢復性.

圖9 不同階段典型周期內PHA和糖原濃度變化規律

3 結論

3.1 側流磷回收后將生物污泥返送到缺氧池,可在短期內實現整個系統對磷、氮和有機物的有效去除,并在一定程度上實現磷的有效回收.

3.2 該側流工藝使反硝化聚磷活性增強.生物除磷由傳統厭氧好氧聚磷為主演變成以反硝化聚磷途徑為主.

3.3 側流工藝最終會導致污泥沉降性能變差,系統運行受阻,除磷性能惡化.但惡化后,停止側流化學除磷,系統能很快恢復.

3.4 間歇運行側流工藝可保證A2/O系統的穩定性并兼顧磷的回收,減輕污泥除磷的負擔.

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SHEN Tong-tong, YUAN Lin-jiang*, WEN Dan-dan, REN Mian-mian, XUE Huan-ting

(Key Laboratory of Environmental Engineering, Shaanxi Province, Key Laboratory of Northwest Water Resources, Environment and Ecology, Ministry of Education, Xi’an University of Architecture and Technology, Xi’an 710055, China)., 2018,38(9)：3335~3342

In order to explore the influence of biological sludge return on performance of the mainstream system after chemical phosphate precipitation in the side-stream, phosphorus, nitrogen and organic matter removal, pathway of biological phosphorus removal and sludge sedimentation of the whole system after 85days of side-stream chemical phosphorus recovery with the sludge returned to anoxic tank in the A2/O system were investigated. The results showed that the phosphorus removal of the system could be improved at the beginning of the operation, the concentration of soluble phosphate in effluent was (0.07±0.04) mg/L; After 20 days’ operation, the sludge settling performance became worse, and the phosphorus removal performance deteriorated, but the nitrogen and the organic matter removal performance were not significantly affected.The rate of anaerobic phosphorus release and aerobic phosphorus uptake decreased, but the rate of anoxic phosphorus uptake increased. The phosphorus removal ratio of anoxic denitrifying phosphate accumulation to aerobic phosphate accumulation increased from 43.20 % to 53.38 %, so the denitrifying phosphorus removal was strengthened. The metabolic patterns of PHA and glycogen of microorganism in the sludge were not changed, but the amount of PHA synthesized in anaerobic stage decreased gradually. The maximum recovery amount of phosphorus by side-stream accounted for 24.75% of that in the influent, which achieved considerable phosphorus recovery. When the system collapsed, the side-stream chemical phosphorus recovery was stopped for a short period, the functions of the system were gradually restored, and the continuous operation of the system could be realized in result.

side-stream phosphorus recovery；nitrogen and phosphorus removal；phosphorus accumulating bacteria；denitrifying phosphorus removal；metabolism

X703

A

1000-6923(2018)09-3335-08

申童童(1992-),女,河北石家莊人,西安建筑科技大學碩士研究生,主要從事廢水生物處理研究.

2018-01-24

國家自然科學基金資助項目(51278406)

* 責任作者, 教授, yuanlinjiang@xauat.edu.cn