絮凝劑強化A/O生物膜法處理煤氣化廢水的研究*

談龍方，袁守軍

(合肥工業大學土木與水利工程學院，安徽 合肥 230009)

A/O生物膜法是指缺氧-好氧連續流生物膜處理技術，在該系統中，微生物固著在填料表面，耐沖擊能力得到增強，因而被廣泛用于工業廢水處理工程中。由于硝化細菌的世代周期較長，傳統的A/O系統的啟動周期較長，脫氮效率相對較低。當向廢水生物處理系統中投加適量絮凝劑時，生物絮體及其胞外膜的聚集性得以增強，這使得微生物更易于附著于填料表面，有利于延長硝化細菌在系統內的停留時間，提高生物掛膜啟動效率。與此同時，絮凝劑可以與廢水中的難降解有機物以網捕卷掃等形式結合，使其在絮凝-沉淀的作用下得到去除，用以彌補生物處理的不足。

1 材料與方法

1.1 廢水來源及水質特點

1.2 廢水混凝實驗

向煤氣化廢水中分別加入濃度為20 mg/L的PAC和PAM，開展混凝沉淀實驗。混凝程序設置3個階段，轉速分別為350、50、10 rpm，時間分別設置為30 s、5 min、10 min。待絮凝過程完成后，取適量上清液，參照文獻方法[3]對樣品進行預處理，然后采用GC-MS分析混凝前后廢水中主要有機物的成分及含量變化，評價混凝劑對廢水中有機物的去除作用。

1.3 絮凝劑-A/O生物膜處理煤氣化廢水實驗方案

1.3.1 實驗裝置

生物膜反應裝置如圖1所示。三個連續流A/O反應器(R1、R2和R3)的主體材質均為厚度為8 mm的有機玻璃，尺寸為650 mm×200 mm×350 mm(含超高50 mm)，有效容積為 39 L。反應器主要分為三個區域：配水區、缺氧反應區以及好氧反應區。其中，缺氧區與好氧區容積比為1:3，每個區域之間設置隔板，每個隔板上打四個孔徑為20 mm的圓形孔洞，使其符合污染物濃度梯度條件；反應器內安裝立體彈性填料，填料填充率60%。每個區域底部設置獨立排泥口與曝氣裝置(缺氧區不設置曝氣裝置)，確保每個區域可以單獨排泥及控制溶解氧濃度。

圖1 實驗裝置圖

1.3.2 試驗啟動及運行

反應器啟動階段，向反應器內接種相同體積和濃度的活性污泥(接種污泥濃度為1.5 g/L)以及營養物質。以連續流的方式運行反應器，通過蠕動泵控制進水與回流，控制總HRT為60 h。進水點設在裝置左端底部，回流液體從缺氧區底部流入，以保證硝酸鹽的供給。氣體流量計控制溶解氧濃度：缺氧區溶解氧(DO)維持在0.5 mg/L以下，好氧區DO控制在2.0～ 2.5 mg/L。

1.4 樣品分析測試方法

1.4.1 水質指標檢測方法

1.4.2 COD降解動力學分析方法

在反應器運行穩定后(約60天)，取反應器的缺氧段中污泥并在厭氧環境下進行CODCr的去除試驗，以研究適用于CODCr去除的動力學模型。CODCr去除實驗的用水配置和實驗方法：實驗使用煤氣化廢水原水按回流比260%稀釋作為底物溶解在去離子水中。分別取R1、R2、R3三個反應器缺氧段中污泥，將配置的實驗用水平均分配到三個錐形瓶中，并將錐形瓶置于25 ℃和120 rpm的恒溫搖床中工作8.5 h。在前2 h，每0.5 h取一次樣品，之后每2 h取一次樣品。將樣品經0.45 μm濾膜過濾后測定CODCr。通過CODCr隨時間的濃度變化規律進行動力學擬合。

1.4.3 生物量的測定方法

為了評估投加絮凝劑對生物質固定化的影響，在A/O生物膜反應器中穩定運行后(約60天)，將好氧區中的立體彈性填料連同其負載的生物膜一同剪下后烘干，分別稱取填料質量以及測定生物膜的揮發性懸浮固體干重(VSS)，并參照式(1)計算生物量(Biomass，g/g)。

(1)

式中：VSS為生物膜的揮發性懸浮固體干重，g/L；Mf為填料干重，g。

1.4.4 微生物群落分析方法

為了評估投加絮凝劑對微生物群落結構的影響，在A/O生物膜反應器中穩定運行后(約60天)，從各組反應器的缺氧區中各取一定體積污泥樣品進行分析，分析過程如下：DNA提取→PCR擴增→熒光定量→Miscq文庫構建→Miseq測序。

2 結果與討論

2.1 絮凝劑對煤氣化廢水中有毒有機物的去除作用

根據GC-MS檢出的結果定性分析有機物種類，根據峰面積估計廢水中有機物質的相對含量。從圖2可知，在20 mg/L PAC和PAM的混凝作用下，2-苯基丁酸、2-癸醇、十一烷、苯乙酸這幾種物質的含量大幅度降低，從而有利于減小廢水的生物毒性。當絮凝劑投加量為20 mg/L時，PAM對于2-苯基丁酸的去除率(99.9%)高于投加PAC時的去除率(40.3%)。

圖2 不同絮凝劑對有毒有機物的去除效率

2.2 主要污染物的去除特征

圖3 各反應器中各污染物去除率的比較

在A/O生物接觸氧化反應器中運行穩定后(約60天)，取各反應器中缺氧段中的污泥進行COD降解動力學實驗，并根據實驗結果對COD動力學進行擬合，如圖4所示，各反應器的動力學擬合參數如表1所示。根據動力學擬合參數和R2值，可確定在投加絮凝劑的反應器中，COD的去除符合零級反應動力學模型，且當投加的絮凝劑種類為PAC時，零級反應動力學常數最大，為9.620 L/h，當投加的絮凝劑種類為PAM時，零級反應動力學常數為3.599 L/h，比不投加絮凝劑的R1反應器要高，這表明絮凝劑的投加促進了有機物的去除，且PAC相較于PAM對于有機物的去除效果更為可觀。

圖4 各反應器缺氧區中COD降解動力學擬合結果

表1 動力學擬合參數

2.3 生物量分析

在A/O生物膜反應器穩定運行后(約60天)，在R1、R2、R3三個反應器內好氧區域中填料上采樣，進行生物量的測試，結果如圖5所示。在三個好氧段中，R3反應器中生物膜的生物量要明顯高于其他兩組反應器。這表明PAM的投加有效地增加了單位質量填料上活性生物質的含量，有利于生物質的富集和污泥產率的降低，從而提高處理污水的能力，在適宜的低濃度下，PAM溶液可視為網狀結構，主鏈和各個支鏈間在機械纏結和氫鍵的作用下共同形成網狀節點[5]。在這種網狀結構的作用下，可以將活性污泥里的各種菌膠團網捕-卷掃到填料表面從而更容易實現生物質的固定，提高生物量，縮短掛膜周期。而PAC的投加對于生物量積累的促進作用則并不明顯，在好氧段Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ中，R2與R1生物量的相對比值由1.58逐漸下降至0.92，這表明投加PAC對生物量的促進作用隨著好氧段的長度在逐漸降低，這可能與各項污染物濃度隨反應器長度增加而逐漸降低有關。

圖5 各反應器好氧區中生物量的測定結果

2.4 微生物群落分析

對各反應器缺氧區污泥的微生物群落結構分析結果如圖6所示。在門水平上，R2與R3變形菌門(Proteobacteria)的相對豐度比R1高約25%～38%，其中R3中變形菌門(Proteobacteria)的相對豐度接近87%。變形菌門是傳統污水處理廠最常見、豐度最高的細菌之一，對有機物和氮元素具有良好的去除能力和去除效果，其與總氮的去除效果密切相關。反硝化階段主要在厭氧及缺氧條件下進行，這與TN的出水指標結果相一致。

R1-1、R2-1、R3-1分別表示各反應器的缺氧區域

在屬水平上，弓形桿菌屬(Arcobacter)在R2和R3反應器中的相對豐度占比分別達到了35.86%和58.09%，遠高于R1(3.86%)。近年的研究表明該細菌在缺氧反硝化中具有關鍵作用。陶厄氏菌屬(Thauera)是R1反應器反硝化系統的優勢菌屬，它屬于β-變形桿菌門，是典型的反硝化細菌。而R2與R3反應器中的Thauera細菌豐度(16.38%、10.34%)遠高于R1(6.73%)。本試驗進水中含有一些芳香化合物，且反應器運行過程中，C/N逐漸降低，更高的Thauera細菌豐度可能會導致CODCr與硝酸鹽去除效果的差異。

3 結 論