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大渡口污水反硝化除磷工艺研究

浏览量:4096 发布时间:2019-05-20


  磷是河湖富营养化的主要污染物,生物法是目前污水除磷的主要方法。污水的生物除磷包括(bāo kuò)生物同化作用除磷和强化生物除磷2种方式。EBPR是一种改良式的活性污泥法,由厌氧一好氧或者厌氧一反硝化空间一时间单元工艺组成。按照反硝化的时间顺序,可将EBPR分为前置反硝化和后置反硝化2种。前置反硝化系统能够充分利用进水中可生物降解的COD作为反硝化碳源,可降低外加碳源量及耗氧量而且剩余污泥量较少。但是该系统要求的C/N较高,为了满足反硝化合适的C/N,只能通过控制投加外碳源速率和N03回流率来满足工艺需求。而后置缺氧反硝化系统的SBR工艺在工艺操作和运行周期上都易于控制,而且对于小型污水厂来说,处理效率较高。TSUNEDA等将反硝化聚磷菌利用内碳源进行反硝化吸磷和SBR易调控的优点相结合,提出了AOA模式的SBR工艺。该工艺与传统的A2/O工艺类似,只是将缺氧段后置,属于后置缺氧反硝化脱氮除磷系统。AOA-SBR系统在缺氧段可以利用内碳源进行反硝化除磷,达到了“一碳两用”的功效,既克服了A2/O工艺反硝化外碳源量不足的缺点,又节约了能耗。
  有研究表明,PHA的组成不同时,PAOs吸磷速率存在差异,PHB较PHV有着更高的吸磷速率。而DPAOs的吸磷速率也取决于细胞内PHB的含量和其所能获得的硝酸盐数量,并不受到环境中基质数量与性质的影响。Mino模型认为合成PHA所需要的还原力主要来自于PAOs体内糖原的代谢。WINKLER等通过对AOA-SBR系统进行研究,得出糖原是后置缺氧反硝化的主要碳源。细胞内糖原的代谢可以为厌氧条件下吸收有机底物以及合成PHA提供能量,糖原代谢所能提供能量的多少与糖原代谢的途径息息相关。PAOs在厌氧条件下吸收基质需要多聚磷酸盐颗粒和糖原2种物质,前者可以提供能量,而后者既能够提供还原力又能够提供能量。
  在传统的AOA-SBR工艺的基础上,陆续有研究者针对系统脱氮除磷性能的调控方式及外加碳(C)源投加量进行研究,而对AOA-SBR系统中的功能菌群研究较少。本研究采用AOA-SBR工艺处理人工配水,通过对排水比、好氧停留时间和进水氨氮负荷进行调试,优化运行工况。在优化工况稳定运行条件下,通过分析典型周期系统中胞内聚合物与磷之间的转化关系,探究PAOs的代谢特性。
  1实验部分
  1. 1实验装置
  SBR反应器采用有机玻璃制成,总高为0. 25 m,直径为0. 18 m,有效体积为
  4. 40 L。反应器内设搅拌装置,底部有一组微孔曝气头,采用PL-60曝气泵供气,通过转子流量计控制空气流量。运行中进水、搅拌、曝气和排水等工序通过时间控制器和电磁阀实现自动切换。
  1. 2运行参数及进水水质
  本实验与传统的AOA-SBR工艺不同,在没有投加任何外碳源的情况下,只是通过控制合适的好氧(Oxygen)停留时间与进水氨氮负荷将系统的好氧吸磷量控制在一定范围内,从而保证系统的缺氧反硝化吸磷量。本实验根据运行方式的不同,可以分为7个阶段,具体情况见表1所示。通过对比排水比为50%与75 %,好氧停留时间分别为90、 110与140 min,进水氨氮负荷分别为0.
  16、0. 20与0. 24 kg N / 的条件下,系统的脱氮除磷及缺氧反硝化除磷性能,确定系统的更佳工况。系统的其他运行参数为:运行周期为8h,其中包括进水5 min,厌氧120 min,缺氧180 min,排水10 min,根据好氧停留时间确定沉淀时间;污泥浓度控制在3 300 mg / L左右;进水采用人工配制,碳源由乙酸钠提供,COD约为400 mg / L,氨氮由NH4 Cl提供,PO4为20 mg / L ,1 L污水中含有60 mg的MgS04?7H2
  O、20 mg的CaCl2和0. 3mL的微量元索。微量元索的组成为:1.50 g / L FeCl3?6H2O,0. 15 g / L H3B04,0.03 g / L CuS04?5H20,0.03 g / L KI, 0.12g / L MnCl2?4H2O,0.06 g / L 6Mo7O24?7H2O,0. 12 g / L ZnS04?7H2O,0. 15 g / L CoCl2?6H2O。

表1    不同工况下系统的主要运行参数及进水水质
  1. 3 接种污泥
  活性污泥取自于天津某污水处理厂AO工艺的回流污泥,该污泥具有部分脱氮除磷性能。中空纤维膜纺丝机通过膜技术进行水处理,应用于制药、酿造、餐饮、化工、市政污水回佣、医院、小区污水会用、造纸等生产生活污水处理。膜分离技术是一种广泛应用于溶液或气体物质分离、浓缩和提纯的分离技术。膜壁微孔密布,原液在一定压力下通过膜的一侧,溶剂及小分子溶质透过膜壁为滤出液,而大分子溶质被膜截留,达到物质分离及浓缩的目的。膜分离过程为动态过滤过程,大分子溶质被膜壁阻隔,随浓缩液流出,膜不易被堵塞,可连续长期使用。系统在20一30℃条件下运行了3个月左右,DPAOs的富集情况良好,经缺氧吸磷速率/好氧吸磷速率实验证实DPAOs占总PAOs的比例近50%。
  1. 4分析方法
  测定项目(xiàng mù)包括:COD,磷酸盐、氨氮、总氮、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮、MLSS ,糖原、乙酸分别采用重铬酸钾法、钼锑抗分光光度法、纳氏试剂光度法、过硫酸钾氧(Oxygen)化一紫外分光光度法、酚二磺酸光度法、N-一乙二胺光度法、滤纸法、葱酮法和气相色谱法测定。PHA及其组分采用气质联用仪测定,气质仪器设备为Agilent6890 N,载气为氦气,色谱柱为DB-5柱子。聚磷采用冷冻干燥法测定。 D
  O、温度及pH均是用WTW Multi 3401测定。
  2结果与讨论
  2. 1系统在不同工况下去除污染物性能对比及更佳工况的确定
  2.1.1系统对COD的去除情况(Condition)
  图1为系统对COD的去除情况。由图1可见,系统对COD的去除情况较为稳定,进水的平均COD为20
  3. 80 mg / L,出水平均浓度为
  19. 54 mg / L,达到90%以上的去除率。
  在排水比的对比实验(experiment)中,工况I对有机物的去除能力高于工况II,这可能是由于排水比的增加使得系统进水的污染物负荷提高,而系统不能够对增加的这部分污染物完全去除。III一V是好氧停留时间不同时系统对COD的去除情况(Condition)对比,由图1中可知,当好氧停留时间为90和140min时,系统对COD的去除效果很好,均可以达到95%以上的去除率。而好氧停留时间为110 min时,COD的去除效果略差,但也达到了80%左右的去除率。在进水氨氮的对比实验中,可以发现运行条件I
  V、VI和VII下的去除效果,只有IV较差,而VI和VII也就是进水氨氮负荷为0. 16和0. 20 kg N / 时,系统对COD的去除效果较好。
  综述所述,在运行条件发生改变时,系统(system)对COD的去除效果均保持了良好的状态。对于排水比、好氧停留时间和进水氨氮浓度的对比实验来说,50%的排水比、90和140 min的好氧停留时间、0. 16和0. 20 kgN / 的氨氮负荷较好。

  2.
  1. 2系统对TP的去除情况
  图2给出了系统对TP去除效果的变化情况。由图2可知,当运行条件发生改变时,系统对TP的去除效果会发生很大变化,但是当运行条件改善时,系统对TP的去除效果也会很快得到改善并趋于稳定。
  在排水比的对比实验中,排水比为50%时,系统在缺氧段发生了二次释磷,所以II中的去除率很低。由图2可知,好氧停留时间越长,系统对TP的去除效果越好。但是由于好氧停留时间过长,系统中大部分的磷会在好氧段被去除掉,这样就降低了系统中缺氧反硝化吸磷的功效。因此,从除磷角度看,将好氧停留时间设为110 min较好。在氨氮进水负荷的对比实验中,珊中的去除效果更佳,可以达到80%以上的去除率。因此,氨氮负荷为0. 20kg N / 时,系统的除磷效果更佳。
  综上所述,系统对TP的去除效果随着运行方式的变化有较大的变化。实验(experiment)证实,在I-VII的运行状态中,工况VII即当排水比为50%,好氧停留时间为110 min,进水氨氮负荷为0. 20 kg N / 时,系统对TP的去除效果更佳,进水平均浓度为
  11. 93 mg / L,出水平均浓度为
  2. 15mg / L,平均去除率可达到8
  1. 50%。
  2.
  1. 3系统对TN的筛除情况
  图3为系统对TN去除效果的变化情况。由图3可知,系统运行条件的改变对TN的去除情况影响不太大,除了II中48%,VI中82%的去除率外,其他TN的去除率都保持在65%左右。
  2.
  1. 4更佳工况的确定
  由上述系统对各污染物的去除情况可知,当系统的排水比为50%,好氧停留时间为110 min,进水氨氮负荷为0. 20 kg N / 时,系统能够较好地保证好氧吸磷与缺氧反硝化吸磷间的关系,并保持较好的去除污染物能力。在该工况下,COD ,TP和TN的平均进水浓度为18
  8. 52,
  11. 93和24.14 mg / L,出水的平均浓度分别为
  2
  7. 28 ,
  2. 15与
  10. 27mg / L,平均去除率分别达到了8
  5. 46% ,8
  1. 5%和5
  6. 54%。
  2. 2典型周期内胞内聚合物和磷酸盐的变化情况
  旱在20世纪50-60年代,研究人员发现了能够利用有机物储存在体内的多聚物,目前已见报道的胞内多聚物主要有:PHA,糖类和聚磷。胞内储存的多聚物是在瞬时的非稳态环境条件下,促进了基质储存,使微生物用较少的能量来吸收有机物形成的。这不是某些细菌具有的特定能力,而是SBR条件下的典型特征。
  图4显示了AOA-SBR系统中典型周期胞内聚合物的变化情况。由图4可知,乙酸在厌氧段已经被完全吸收,后期基本不再变化,同时还发生了糖原的降解,聚磷的水解以及PHA的合成。厌氧段降解的糖原量为
  2. 53 mmolC / L ,Gly降解/HAc吸收=0. 52,这个数值与OEHMEN等获得0. 60的数值相差不大。合成的PHA中含有PHB与PHV,不存在PH2MV,这与碳源为乙酸是相对应的。厌氧段合成的PHB为
  6. 80 mmolC / L ,PHV为0. 44 mmolC / L , PHB占了PHA总合成(解释:由几个部分合并成一个整体)量的94%左右。膜生物反应器膜分离技术与生物处理技术有机结合之新型态废水处理系统。以膜组件取代传统生物处理技术末端二沉池,在生物反应器中保持高活性污泥浓度,提高生物处理有机负荷,从而减少污水处理设施占地面积,并通过保持低污泥负荷减少剩余污泥量。主要利用沉浸于好氧生物池内之膜分离设备截留槽内的活性污泥与大分子有机物。膜生物反应器系统内活性污泥(MLSS)浓度可提升至8000~10,000mg/L,甚至更高;污泥龄(SRT)可延长至30天以上。其中厌氧段Gly降解/ PHA合成 = 0. 35 , ARUM等和CARVALHO等指出当厌氧段的Gly降解/ PHA合成在0. 28 - 0. 36之间的时候,说明强化除磷系统就成功了。由图4可知,系统在厌氧段释磷量高达
  2. 515 mmolP / L 即77.96 mg / L,P释放/HAc吸收=0. 52 mmol P/mmol C。膜生物反应器在污水处理,水资源再利用领域,MBR又称膜生物反应器(Membrane Bio-Reactor ),是一种由膜分离单元与生物处理单元相结合的新型水处理技术。文献指出,比值在0. 48 - 0. 80 mmol P/mmol C时多为PAOs富集的环境,这也说明该AOA-SBR系统已经是良好的强化生物除磷系统。聚磷水解的量为
  2. 11 mmol P?L-1,这与厌氧段的释磷量
  2. 515 mmolP?L-1相差不大,污泥中含有部分磷的胞外聚合物可能是这两者存在差别的原因。
  由图4可知,好氧段基本不存在乙酸,PAOs只能以胞内聚合物PHA为碳源进行好氧吸磷,而缺氧(hypoxia)段的 PHA含量已经很少,到缺氧末的时候不存在PHB,还有一小部分PHV残留。缺氧段消耗的PHV含量很少,这说明PHB较PHV而言,PHB是PAOs较为青睐的碳源。

  2.3 AOA-SBR系统(system)中厌氧段合成PHA的能量及还原力来源探讨
  关于合成PHA能量来源问题,旱期研究者认为PAOs代谢的能量来源于聚磷的水解,现今研究表明,糖酵解途径也能提供合成PHA的能量。厌氧条件下PAOs吸收有机物需要多聚磷酸盐颗粒和糖原,前者可以提供能量,后者既可提供能量又可提供还原力,这也说明合成PHA的能量可能是由聚磷和糖原共同提供的。有研究表明,当厌氧区P释放/VFA吸收的值较低,Gly降解/VFA吸收值较高 , PHV/PHA值较高时,厌氧段合成PHA的能量主要是来自于糖酵解反应;当厌氧区P释放/VFA吸收的值较高 , Gly降解/VFA吸收值较低 , PHV/PHA较低时,厌氧段合成PHA的能量来源主要是聚磷的水解而不是糖酵解。本系统中化学计量数P释放/VFA吸收=0. 52 , Gly降解/VFA吸收=0. 52 , PHV/PHA = 0. 06,因此,可以推测本系统中厌氧段合成PHA的能量主要来自于聚磷的水解。
  关于合成PHA还原力来源问题,大多数研究者认为PAOs合成PHA的还原力有烟酞胺腺嘿吟二核背酸和烟酞胺腺嘿吟二核背酸磷酸,它们主要来自TCA循环和各种糖降解途径。然而,合成PHA所需要的还原力是来自TCA循环还是糖酵解依旧是研究者关注的话题,其中包括3种观点:MINO等认为合成PHA所需要的还原力主要来自于PAOs体内糖原的代谢;COMEAU等提出Comeau-Wentzel模型则认为TCA循环是产生还原力的来源;ZHOU等认为合成PHA的还原力是TCA循环和糖酵解共同提供的。文献指出乙酸通过糖酵解可转化为乙酞辅酶A,提供还原力合成PHB,这个过程中不会产生PHV本系统中存在部分PHV,可能是由于糖酵解过程中产生了过量还原力,这些过量还原力平衡了TCA循环的还原电位,通过唬拍酸一丙酸途径产生了丙酞辅酶A而合成了PHV。因此,可以推测本系统中合成PHA的还原力是由糖酵解和TCA循环共同提供的。图5是ZHOU等在综合了前人研究还原力来源并对实验中的化学计量数进行拟合,总结出的关于Gly降解/VFA吸收与TCA循环之间的关系。本系统中的Gly降解/VFA吸收=0. 52,由图5可知,约有25%的还原力是来自于完整TCA循环。因此,本系统中糖酵解是提供还原力的主要来源。
  2. 4后置缺氧(Oxygen)反硝化的探讨
  PHA和糖原可以作为后置缺氧反硝化系统中驱动硝酸盐进行缺氧反硝化吸磷的碳源。VOCKS等提出糖原可能是驱动后置缺氧反硝化的碳源,但是他们的实验结果是建立在单一批量实验基础上的,因此,还需要对具有循环式PHA和糖原的系统做进一步的评估。由于糖原是驱动反硝化除磷的潜在碳源,所以关注系统中糖原的储备量对后置缺氧反硝化除磷系统具有重要意义。有研究指出当系统中没有碳源时,细胞衰减也可以产生脱氮效果,细胞衰减产生的脱氮速度在0. 20一0. 60 mg N03- / 之间。厌氧/缺氧运行方式下的强化生物除磷系统,以PHA为碳源进行反硝化吸磷时,反硝化速率一般为
  1. 12 -
  10. 80 mg N03- / 。普通的非强化生物除磷系统中以PHA为碳源进行反硝化吸磷时,反硝化速率一般为
  1. 20-
  2. 90 mg N03- / 。图6是系统在典型周期内三氮及总氮的变化情况。由图6可知,系统的反硝化速率为0. 82 mg N03- / ,这明显与上述的各化学计量数不符,因此,可以推断该系统中PHA不是本系统进行反硝化吸磷的碳源。图4是典型周期内胞内聚合物与磷酸盐的变化情况。由图4可知,缺氧(Oxygen)段PHA和糖原都有明显的降低,而PHB在出水时已经消耗殆尽。因此,可以推断PHA和糖原是本系统共同进行后置缺氧反硝化的碳源。

  由图6可知,系统在缺氧段消耗的NO3-为6.93 mg / L,同时生成了
  1. 21 mg / L的NO2-,说明系统中的反硝化反应没有进行完全,这可能(maybe)是由于缺氧段利用内碳源进行反硝化的速率较慢,3 h的缺氧停留时间不足以完全反硝化。而缺氧段的吸磷量为
  9. 19 mg / L,计算知缺氧段减少的PO43- -P与NO3- -N的比值为
  1. 33,这与XU等得出的
  2. 17士0. 42相比略低。这可能是由于在缺氧(hypoxia)段还存在少量的外碳源,有一小部分普通反硝化菌进行了反硝化脱氮。具体参见污水宝商城资料或
  3结论
  AOA-SBR系统具有较好的脱氮除磷性能,当排水比为50%,好氧停留时间为110 min,进水氨氮负荷为0. 20 kg N / 时,系统的脱氮除磷性能较好,此时TP的平均去除率为8
  1. 50% ,TN的平均去除率为5
  1. 54%。
  在AOA-SBR同步脱氮除磷系统中,厌氧段合成PHA的主要能量来源是聚磷的水解,而还原力主要是来自于糖原的水解,只有约25%来自于TCA循环。
  AOA-SBR同步脱氮除磷系统中,PHA和糖原可能是共同驱动缺氧反硝化吸磷的碳源,而且对于以内碳源进行的反硝化除磷反应来说,反应速率较慢,宜采用较长的缺氧停留时间,以保证充分的脱氮除磷效果。

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