來源 ：北極星水處理網(wǎng)
摘要：為研究在低溫條件下好氧顆粒污泥(AGS)的形成及其脫氮性能,在序批式反應(yīng)器(SBR)中 15℃條件下 60d 內(nèi)培養(yǎng)出了成熟的具有良好短程硝化功能的 AGS,穩(wěn)定運(yùn)行階段亞硝酸鹽氮積累率(NAR)可以達(dá)到 90%以上,掃描電鏡顯示 AGS 主要由短桿菌和球菌構(gòu)成. 通過批次實(shí)驗(yàn)研究了溫度在 15℃時(shí),粒徑為 R1(1.0~2.0mm)、R2 (2.0~3.0mm)和 R3 (>3.0mm)的短程硝化 AGS 的脫氮特性. 其中 R1 亞硝酸鹽氮積累效果最差,R2、R3 相差不大,其 NAR均可達(dá)到 90%左右,效果較好.AGS 粒徑的增大會(huì)對(duì)基質(zhì)的傳質(zhì)產(chǎn)生影響,這為氨化細(xì)菌(AOB)、硝化細(xì)菌(NOB)和反硝化細(xì)菌的生長提供了適宜的場所,有利于短程硝化的實(shí)現(xiàn).通過微電極測定,在溫度為 15℃、水中溶解氧(DO)濃度為 6~7mg/L 時(shí),AGS 中氧氣的傳質(zhì)深度為 600~700m.好氧顆粒污泥(AGS)是生物自絮凝而形成的特殊生物結(jié)構(gòu),其技術(shù)起源于 20 世紀(jì) 90 年代[1].AGS技術(shù)與傳統(tǒng)活性污泥技術(shù)相比具有很大優(yōu)勢,如顆粒污泥自身良好的沉降性、較高的生物量,以及較低的操作運(yùn)行費(fèi)用等。目前短程硝化反硝化成為廢藝相比,具有需氧量小、堿度消耗少、反應(yīng)時(shí)間短、反硝化所需碳源少、污泥產(chǎn)率低等優(yōu)點(diǎn),被認(rèn)為是一種可持續(xù)的污水脫氮新技術(shù)。
AGS 內(nèi)部氧傳質(zhì)限制使 NOB 生長受到抑制,進(jìn)而使得亞硝化容易實(shí)現(xiàn),而且良好的微生物固定化效果和顆粒污泥反應(yīng)器較短的沉淀時(shí)間可以有效富集 AOB、淘洗 NOB.因此,短程硝化顆粒污泥的出現(xiàn)為高效低耗處理廢水提供了新的選擇。
溫度對(duì)所有環(huán)境中微生物代謝和群落結(jié)構(gòu)有很大的影響,其改變會(huì)導(dǎo)致生物轉(zhuǎn)化過程改變.因此,通過研究溫度改變對(duì)細(xì)菌產(chǎn)生的影響,從而理解它對(duì)自然環(huán)境和改造生態(tài)系統(tǒng)的作用是有必要的.在我國冬季,大部分污水處理廠污水溫度只有 10℃左右,這樣低的環(huán)境溫度可以抑制微生物的新陳代謝和活動(dòng).生物脫氮工藝的處理效果與溫度呈極強(qiáng)的負(fù)相關(guān),當(dāng)溫度達(dá)到 10℃甚至更低時(shí),適應(yīng)常溫(25℃左右)的污泥活性就會(huì)被大幅度抑制,而且低溫會(huì)給污水的生物處理帶來很多的問題,例如絲狀菌的大量生長、污泥沉降性變差等.
在 AGS 系統(tǒng)中,低溫會(huì)導(dǎo)致 AGS 的破壞、生物量流失等一系列問題,因此在低溫條件下,AGS 系統(tǒng)很難啟動(dòng).盡管這樣,郭安等采用厭氧、好氧交替運(yùn)行的小試 SBR 反應(yīng)器,在秋、冬季溫度由 18℃逐漸降至 10℃并長期維持在較低溫度的下,培養(yǎng)出了具有良好物化特性的顆粒污泥,對(duì)生活污水中污染物的去除具有良好效果.王碩等采用內(nèi)循環(huán)序批氣提式反應(yīng)器(SBAR)40d 在低溫條件下培養(yǎng)出AGS,其對(duì)生化需氧量(COD)、氨氮(NH4+-N)和磷(P)的去除率分別為 87.2%、81.8%和 58.9%.粒徑對(duì)顆粒污泥系統(tǒng)的效果具有重要影響.李定昌等研究了不同粒徑成熟 AGS 中胞外聚合物的分布及物理化學(xué)特性.然而,關(guān)于粒徑對(duì) AGS 脫氮性能的影響少有研究.因此,本研究擬考察短程硝化 AGS 系統(tǒng)在低溫條件下的啟動(dòng)過程及其穩(wěn)定運(yùn)行的情況,并篩選 3種粒徑的 AGS,研究粒徑對(duì)其脫氮性能的影響.
1 材料與方法
1.1 實(shí)驗(yàn)裝置
實(shí)驗(yàn)所用裝置為序批式反應(yīng)器,如圖 1 所示,反應(yīng)器由有機(jī)玻璃板制成,高 170cm,直徑為 8cm,反應(yīng)器總?cè)莘e為 8.5L,有效容積 8L,設(shè)定排水比為 50%.采用曝氣泵(50L/min,50Hz)在反應(yīng)器底部進(jìn)行曝氣;反應(yīng)器外部設(shè)有水浴裝置,用控溫槽(上海朗晟,中國)控制反應(yīng)器內(nèi)水溫恒定在 15℃.
1.2 接種污泥與實(shí)驗(yàn)用水
接種污泥取自北京市高碑店污水處理廠曝氣池活性污泥,黑褐色.接種污泥的質(zhì)量濃度(MLSS)為4600mg/L 左右,污泥的沉降指數(shù)(SVI)為 68.33,
MLVSS/MLSS=0.72.
實(shí)驗(yàn)用水為人工配制,模擬城鎮(zhèn)生活污水,NH4+-N(以 NH4Cl 配制)質(zhì)量濃度為 60mg/L,COD(CH3COONa) 值 為 300mg/L 左 右 ,P(KH2PO4) 為4mg/L,Ca(無水 CaCl2)為 40mg/L,Mg(MgSO42H2O)為 20mg/L.根據(jù)反應(yīng)器實(shí)際降解 NH4+-N 的量,投加NaHCO3,維持反應(yīng)器 pH 在 7.8~8.2 之間.每 1L 配水中添加 0.5mL 微生物生理活動(dòng)所必需的微量元素,其中微量元素成分為 FeCl36H2O 1500mg/L、H3BO3150mg/L、CuSO45H2O 50mg/L、KI 150mg/L、MnCl24H2O 110mg/L 、 CoCl26H2O 150mg/L 、Na2MoO42H2O 60mg/L、ZnSO47H2O 120mg/L.
1.3 實(shí)驗(yàn)方法
1.3.1 低溫培養(yǎng) AGS
反應(yīng)器運(yùn)行方式為序批式進(jìn)水,每個(gè)周期 12h,分為進(jìn)水(3min)、曝氣(9.5h)、沉淀(1-5min)、排水(1min)和靜置(剩余時(shí)間)5 個(gè)階段.
AGS 啟動(dòng)培養(yǎng)階段(階段 1,1~60d)、穩(wěn)定運(yùn)行階段(階段 2,61~100d)和亞硝化破壞與恢復(fù)階段(階段3,101~140d),其中在 1~99d 控制 DO 在 6mg/L 左右,100~109d 提高 DO 至 8mg/L 左右,110~140d 降低DO 至 5mg/L 左右.
1.3.2 批次實(shí)驗(yàn)裝置和程序批次試驗(yàn)
使用500mL 集氣瓶,進(jìn)行不同粒徑 AGS 的脫氮特性測定.反應(yīng)器運(yùn)行第 138d,亞硝化效果穩(wěn)定后進(jìn)行批次實(shí)驗(yàn), AGS 從反應(yīng)器中取出,先用自來水沖洗 3 遍以去除表面的殘留基質(zhì),再用孔徑為 1.0,2.0,3.0mm 的不銹鋼篩網(wǎng)過濾得到粒徑為 R1(1.0~2.0mm)、R2(2.0~3.0mm)和R3(>3.0mm)的AGS. AGS外觀形態(tài)如圖2所示,刻度尺最小刻度為 1mm. 用分析天平分別稱取相同質(zhì)量的 3 種粒徑濕污泥,將污泥和模擬配水(與反應(yīng)器進(jìn)水水質(zhì)相同)一起放入有效容積為500mL 的集氣瓶中,集氣瓶中 MLSS 與反應(yīng)器中相同. 保證其他實(shí)驗(yàn)條件相同,每隔 1h 取樣測定NH4+-N、亞硝酸鹽氮(NO2--N)、硝酸鹽氮(NO3--N)和COD濃度,以此來確定不同粒徑AGS的亞硝化活性,每次取水樣體積為 5mL.
1.4 分析項(xiàng)目與方法
NH4+-N、NO2--N 和 NO3--N 的測定分別采用納氏試劑分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法和麝香草酚分光光度法;DO、T 和 pH 值通過在線測定儀(WTW,德國)進(jìn)行測定;MLSS和MLVSS均采用重量法;COD 采用 COD 快速測定儀(連華,中國)進(jìn)行測定;采用 Olympus BX51/52 (OLYMPUS,日本)光學(xué)顯微鏡觀察 AGS 的外形;AGS 表面微觀形態(tài)采用 Hitachi S3400N (HITACHI,日本)掃描電子顯微鏡(Scanning electronic microscopy,SEM)表征;AGS 粒徑測量采用濕篩分法:從反應(yīng)器中取出污泥樣品,使其通過不同孔徑的標(biāo)準(zhǔn)篩,將截留在不同孔徑篩網(wǎng)上的顆粒污泥進(jìn)行收集;AGS 中 DO 通過微電極測定,實(shí)驗(yàn)所用的微電極設(shè)備主要由下列幾部分組成:Unisense 公司生產(chǎn)的 Microsensor MultimeterVersion 2.01 四通道主機(jī)、Z 軸微米級(jí)馬達(dá)推進(jìn)器、OX-10 氧微電極.
2 結(jié)果與討論
2.1 污泥特性的變化
在反應(yīng)器開始啟動(dòng)階段,接種2L活性污泥,接種后反應(yīng)器內(nèi) MLSS 為 4630mg/L 左右,培養(yǎng)過程中污泥顏色逐步從黑褐色變?yōu)榈S色,最后變?yōu)辄S褐色,如圖 2 所示.
反應(yīng)器在低溫條件下啟動(dòng)過程中出現(xiàn)了絲狀菌大量繁殖的現(xiàn)象,這與 Kreuk 等和 Bao等的實(shí)驗(yàn)結(jié)果一致.本實(shí)驗(yàn)通過將沉降時(shí)間從5min降低到3min,逐漸將絮體污泥篩選出去.在整個(gè)運(yùn)行階段污泥物理性質(zhì)的變化如表 1 所示.
第 10d 在反應(yīng)器中可以看到灰褐色形狀不規(guī)則的細(xì)小顆粒,此階段略長于常溫條件下 AGS 的培養(yǎng)過程.第 15d,SVI 從 68 升高到 104,反應(yīng)器中的污泥沉降性能由于絲狀菌的大量增殖變差,大量沉降性不好的污泥隨排水排出反應(yīng)器,MLSS 從 4630 降低到 1824mg/L.第 30d,SVI 從 104 降低到 84,MLSS 從1824 升高到 2139mg/L,顆粒平均粒徑在 1.3mm 左右.
之后污泥的沉降性越來越好,污泥量逐漸升高,第60d,SVI 值達(dá)到 36,MLSS 為 4356mg/L,結(jié)構(gòu)密實(shí)、表面光滑的顆粒污泥占據(jù)反應(yīng)器的主體.形成的AGS 粒徑逐漸變大,在第 60d 平均粒徑為 3.2mm.由表 1 可知,培養(yǎng)過程中 MLVSS/MLSS 的值先增大后減小,這是因?yàn)榻臃N污泥取自污水廠,污泥中還有大量 的 無 機(jī) 質(zhì)和其他惰 雜質(zhì) , 使得接種污泥MLVSS/MLSS 的值較低,隨著培養(yǎng)的過程,無機(jī)質(zhì)等逐漸被篩選出去,并且微生物的增殖使得 MLVSS/MLSS 的值逐漸升高,45d 后,MLVSS/MLSS 的值降低,分析其原因可能是隨著顆粒污泥粒徑的增大,顆粒污泥內(nèi)部無機(jī)物質(zhì)的富集以及表面對(duì)無機(jī)質(zhì)的吸附作用增強(qiáng)的共同作用.
第 10、30 和 60d 的 AGS 外形如圖 2a、b、c所示,d 為 100d 時(shí) AGS 掃描電鏡圖像,可以看到顆粒污泥主要由短桿菌和球菌構(gòu)成,絲狀菌很少,顆粒污泥結(jié)構(gòu)緊密,具有孔隙結(jié)構(gòu).
2.2 AGS 脫氮性能
由圖3可知,開始運(yùn)行的幾天,出水NH4+-N濃度很低,出水 NO3--N 的濃度超過 50mg/L,而 NO2--N濃度僅為1mg/L左右,進(jìn)水NH4+-N幾乎全部轉(zhuǎn)化為NO3--N,接種污泥具有很高的硝化性能,而且反應(yīng)器中 DO 很高,因此未出現(xiàn) NO2--N 積累的現(xiàn)象.隨后由于大量沉降性能不好的污泥隨排水排出,反應(yīng)器內(nèi)生物量大幅度降低,導(dǎo)致反應(yīng)器出水NH4+-N濃度逐漸升高.15~30d,隨著反應(yīng)器中 MLSS 的提高,出水NH4+-N 濃度逐漸降低,最終去除率接近 100%.第32d,隨著顆粒污泥的形成,反應(yīng)器中出現(xiàn) NO2--N 積累,而且NAR 隨著AGS的粒徑增大逐漸升高,在57d時(shí)達(dá)到最高并持續(xù)穩(wěn)定了 43d,此階段 NAR 始終在90%以上,出水 NO3--N 濃度維持在 5mg/L 左右.第100d,保持其他條件不變,提高曝氣量,使反應(yīng)器中的DO 達(dá)到 8mg/L,短程硝化被破壞,9d 時(shí)間出水NO3--N 濃度急劇升高,NAR 由 91.93%降至 2.07%.隨后,調(diào)節(jié) DO 在 5mg/L 左右,16d 后 NAR 逐漸升高達(dá)到 90.07%,短程硝化得到恢復(fù)并穩(wěn)定運(yùn)行了 16d.
如上所述,與常溫條件下相比,系統(tǒng)的短程硝化性能具有良好性能,但其 NH4+-N 去除效率會(huì)有所降低.
2.3 粒徑對(duì) AGS 性能的影響
2.3.1 去除有機(jī)物的性能
由圖 4 可以看出,3 種粒徑的 AGS 對(duì) COD 的去除效率均可以達(dá)到 80%以上,整體差別不大,出水COD 可達(dá)到一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn),對(duì)COD的去除均有較好的效果.在周期的前 2h,可以看到粒徑越大,COD 的去除速率越低. R1 中顆粒粒徑較小,比表面積較大,因此前期對(duì) COD 的吸附作用較強(qiáng),同時(shí) R2 和 R3 中因?yàn)榛|(zhì)傳質(zhì)的作用的存在而使得粒徑較大的顆粒內(nèi)部微生物消耗基質(zhì)的速度變慢,所以對(duì) COD 的去除 R1 要略快于 R2 和 R3[13].
2.3.2 短程硝化性能
由圖 5 可見,隨著粒徑的增大,系統(tǒng)中產(chǎn)生的 NO3--N 越少,NO2--N 積累的效果越穩(wěn)定,粒徑>3.0mm 的小試中整個(gè)過程幾乎沒有 NO3--N的產(chǎn)生.但是隨著粒徑的增大,系統(tǒng) NH4+-N 的去除率降低,R1 最終出水的 NAR 沒有 R2 和 R3 高,是因?yàn)轭w粒粒徑較小,即使顆粒內(nèi)有氧氣的傳質(zhì)作用,但內(nèi)部的DO 濃度還是比較高,NOB 的生長沒有得到有效的抑制,生成了大量的 NO3--N,因此 NAR 比較低.而R2 和 R3 的 NAR 僅僅相差 10%左右,可以看出,當(dāng)水中 DO 為 6~7mg/L 時(shí),粒徑為 2mm 的顆粒污泥已經(jīng)可以提供實(shí)現(xiàn)短程硝化適宜的微環(huán)境.
由圖 2 可知,在混合粒徑的反應(yīng)器中,亞硝化穩(wěn)定運(yùn)行階段,基本沒有 NO3--N 的產(chǎn)生,因此提出假設(shè):在 DO 比較高條件下的 AGS 短程硝化的體系中,粒徑不同的 AGS 具有不同的作用,粒徑小的顆粒污泥主要起到全程硝化的作用,體系中NH4+-N的去除主要是小粒徑的顆粒污泥起作用,而其產(chǎn)生的NO3--N 由大顆粒污泥的反硝化作用去除,同時(shí)大顆粒污泥在去除 NH4+-N 的同時(shí)產(chǎn)生 NO2--N,體系短程硝化的實(shí)現(xiàn)主要是達(dá)到一定粒徑的顆粒污泥在起主要作用.隨著粒徑的增大,系統(tǒng)為達(dá)到完全的NH4+-N 去除和生成 NO2--N,以及后續(xù)的反硝化,體系中 DO 的濃度可以更高.這樣來說,顆粒粒徑的增大可以使系統(tǒng)的運(yùn)行條件更加寬松,運(yùn)行更加簡單.
經(jīng)過測定,粒徑大于 3.0mm 的顆粒占整個(gè)反應(yīng)器中顆粒總數(shù)的 25.33%,粒徑為 2.0~3.0mm 的顆粒占 62.47%,粒徑小于 2.0mm 的顆粒占 12.2%.可以看到粒徑大于 2.0mm 的顆粒污泥占反應(yīng)器中顆粒污泥總數(shù)的比例較大,因此反應(yīng)器體現(xiàn)出較強(qiáng)的短程硝化性能.如果本反應(yīng)器中粒徑小于 2.0mm 的顆粒污泥占的比例較大,則反應(yīng)器短程硝化的性能較弱.
本實(shí)驗(yàn)研究 AGS 的粒徑尺寸最大為 4.0mm 左右,在本實(shí)驗(yàn)研究的粒徑范圍內(nèi)(0~4.0mm),粒徑的增大對(duì) AGS 的短程硝化活性的作用表現(xiàn)為兩個(gè)方面,包括促進(jìn)作用和抑制作用.促進(jìn)作用:小顆粒污泥具有更好的傳質(zhì)效率和更大的比表面積,可以展現(xiàn)更好的生物活性.因此顆粒中的微環(huán)境與外界環(huán)境差別不大,基質(zhì)充足,不能有效抑制 NOB 的生長,隨著顆粒的增大,受傳質(zhì)作用的影響,顆粒污泥內(nèi)部可以提供低 DO 的環(huán)境,可以抑制 NOB 的生長,所以粒徑的增大將對(duì) AGS 的短程硝化活性產(chǎn)生促進(jìn)作用.抑制作用:隨著粒徑的增大,顆粒內(nèi)部反硝化等產(chǎn)生的氣體會(huì)溢出顆粒污泥,這些氣體的溢出會(huì)使AGS 內(nèi)部布滿了孔道,這有利于基質(zhì)進(jìn)入顆粒污泥內(nèi)部,破壞顆粒污泥已經(jīng)形成的微環(huán)境,在一定程度上緩解傳質(zhì)作用的影響,從而抑制短程硝化.
2.3.3 氧氣的傳質(zhì)
在 R1、R2 和 R3 中隨機(jī)選取一顆 AGS,通過顯微鏡測得它們的半徑依次為 533m,1146m 和 1524m.將 AGS 固定在測量槽中,利用微電極技術(shù)測量顆粒污泥內(nèi)部氧氣傳質(zhì)的濃度梯度.測量槽中加入人工配水,水質(zhì)為 NH4+-N 和 NO2--N 濃度為 20mg/L,NO3--N 濃度為 10mg/L,未添加碳源.通過水浴控制槽中的水溫在 15℃.在測量槽水中進(jìn)行曝氣,直到水中DO 為6mg/L 左右停止曝氣.顆粒在測量槽中與水接觸 1h 后認(rèn)為反應(yīng)穩(wěn)定,微電極的尖端在水中從 AGS 的正上方直接插入 AGS 進(jìn)行測量,認(rèn)
為 AGS 為規(guī)則的球形,設(shè)定顆粒污泥上部與水的水平接觸面所在位置為零點(diǎn),實(shí)驗(yàn)結(jié)果見圖 6.
可以看到氧氣在 AGS 內(nèi)部的濃度梯度明顯,3個(gè)不同粒徑的 AGS 中氧氣的傳質(zhì)過程相似.R1 中取出的樣品因?yàn)榱捷^小,在顆粒的中心處 DO 的濃度還可以達(dá)到 1.32mg/L,而 R2 與 R3 中 DO 的濃度可以達(dá)到 0mg/L,為反硝化細(xì)菌提供了缺氧環(huán)境.有研究表明,AOB 和 NOB 的氧飽和系數(shù)分別為0.3,1.1mg/L,它們?cè)谟邢扪醯臈l件下會(huì)對(duì)氧氣進(jìn)行爭奪.因此,大多數(shù)的研究為了達(dá)到短程硝化都通過控制低 DO 的條件,使 AOB 可以生長,抑制 NOB生長.R1 中小粒徑的顆粒內(nèi)部 DO 不足以抑制 NOB的生長,所以出水 NO3--N 的濃度較高.而 R2 和 R3中取出的顆粒污泥粒徑較大,其內(nèi)部較低的 DO 可以有效的抑制 NOB 的生長及活性,可以實(shí)現(xiàn)NO2--N 的積累.已經(jīng)有研究指出,生物膜可以顯著的影響氧氣傳質(zhì).Anthonisen 等[17]得出當(dāng)外界 DO 濃度為 3.3 和 6.8mg/L 時(shí),在生物膜 30m 處 DO 降低為 0和 0.06mg/L.Rathnayake 等指出外界 DO 濃度為2mg/L 時(shí),在生物膜 100m 處 DO 降低為 0mg/L.對(duì)于好氧顆粒污泥來說,當(dāng)外界 DO 濃度為 5.5mg/L 時(shí)DO 的傳質(zhì)深度在 100m[19].與其不同,本實(shí)驗(yàn)中外界 DO 濃度為 6mg/L 時(shí),DO 在 600~700m 的深度才降為 0.通過對(duì)比,Kishida 等[19]的反應(yīng)器設(shè)置有攪拌裝置,而本實(shí)驗(yàn)中并未設(shè)置,這可能導(dǎo)致本實(shí)驗(yàn)中形成的顆粒污泥結(jié)構(gòu)不夠密實(shí),如圖 2d 也可以看出好氧顆粒污泥內(nèi)部空洞較多,這將有利于氧氣傳質(zhì)到更深的地方.其次,本實(shí)驗(yàn)在低溫條件下進(jìn)行,溫度會(huì)影響硝化細(xì)菌的活性,低溫會(huì)導(dǎo)致顆粒污泥外部硝化細(xì)菌活性降低,使得外層好氧區(qū)域擴(kuò)大,從而使顆粒污泥內(nèi)部氧的擴(kuò)散深度增加.
運(yùn)行第 100d 時(shí),提高 DO 為 8mg/L 左右,AGS內(nèi)部氧氣傳質(zhì)的深度增加,顆粒中原來分布的 NOB得到更多的 DO 從而恢復(fù)活性,短程硝化被破壞.但是,依照所測得的結(jié)果(圖 6)推測,即使外界 DO 為8mg/L,粒徑在 2mm 以上的 AGS 中也存在著缺氧區(qū)域,依舊可以提供反硝化菌、AOB 和 NOB 的生存環(huán)境.Bian 等通過比值控制實(shí)現(xiàn)了短程硝化,說明短程硝化所需要的氧傳質(zhì)條件不僅僅與 DO 有關(guān),而且還與氨氮的濃度有關(guān),因此推斷即使在 DO 為8mg/L 的條件下,通過提高氨氮的濃度,經(jīng)過長時(shí)間的調(diào)控運(yùn)行,該系統(tǒng)也可以實(shí)現(xiàn)短程硝化.
顆粒粒徑的增大,相同體積的顆粒污泥比表面積變小,相對(duì)的顆粒單位表面積的氨氮負(fù)荷提高,這使得氧的傳質(zhì)深度變小,而 AOB 的氧親和力要高于NOB,這將導(dǎo)致顆粒中好氧區(qū)變小,缺氧區(qū)變大.在好氧顆粒污泥系統(tǒng)中,不同的細(xì)菌之間在爭奪著顆粒內(nèi)部的空間和基質(zhì),AOB 和 NOB 爭奪氧氣,而 AOB具有更高的氧親和力,而反硝化細(xì)菌受到氧氣的抑制,需要嚴(yán)格的缺氧環(huán)境.這些微生物分布在顆粒中相互影響,并且直接影響著反應(yīng)器的性能.AGS 系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)亞硝化必須使得AOB的活性高于NOB.系統(tǒng)達(dá)到穩(wěn)定后 AOB 將在氨氮和氧氣都比較充足的顆粒污泥的外層.NOB 如果沒有被淘洗干凈將會(huì)在 AOB的下一層,這里會(huì)有一定的氧氣足夠 NOB 將NO2--N 氧化成 NO3--N.反硝化細(xì)菌則生長在顆粒污泥中的缺氧的部分,這里 NO2--N 和 NO3--N 以及COD 可以傳質(zhì)進(jìn)來,但仍然靠近 AOB 所在的層.
單從氧氣的傳質(zhì)角度來看,顆粒污泥的粒徑越大越有利于短程硝化實(shí)現(xiàn).但有研究表明,顆粒污泥粒徑越大越不穩(wěn)定[21].Toh 等[22]研究發(fā)現(xiàn),當(dāng)顆粒粒徑>4mm 時(shí),粒徑增大反而會(huì)導(dǎo)致其沉降性能變差,在浮力及外部剪切力作用下,最終會(huì)導(dǎo)致顆粒污泥解體,從而影響污染物去除效果和固液分離性能.實(shí)際中在用好氧顆粒污泥實(shí)現(xiàn)短程硝化處理污水時(shí),可以將顆粒污泥的粒徑控制在合理的范圍,避免粒徑較大而帶來的不穩(wěn)定運(yùn)行情況.李定昌等研究表明,在 AGS 培養(yǎng)的工程實(shí)踐中,可將 AGS 粒徑控制在 1.6~2.0mm 范圍內(nèi),維持較高的 PN/PS 值,以利于顆粒污泥的形成和穩(wěn)定維持.
3 結(jié)論
3.1 15℃下,在 SBR 反應(yīng)器中培養(yǎng)好氧顆粒污泥,培養(yǎng)過程中會(huì)出現(xiàn)絲狀菌大量增殖的現(xiàn)象,通過逐漸縮短沉淀時(shí)間,性能良好的好氧顆粒污泥可以形成.
3.2 低溫條件下的 AGS 培養(yǎng),隨著 AGS 粒徑增大,開始出現(xiàn) NO2--N 積累. 培養(yǎng)成熟的 AGS 具良好的污染物去除性能,出水氨氮幾乎為零,出水 NO3--N在 5mg/L 左右,穩(wěn)定時(shí) NAR 可以達(dá)到 90%以上.
3.3 AGS 隨著粒徑的增大,其對(duì)有機(jī)物的去除效果整體差別不大,但前期消耗 COD 的速率會(huì)降低. 粒徑對(duì)短程硝化的影響體現(xiàn)在促進(jìn)作用和抑制作用兩個(gè)方面.AGS 內(nèi)部氧氣傳質(zhì)明顯,當(dāng)水中 DO 為6~7mg/L 時(shí),粒徑為 2mm 的顆粒污泥已經(jīng)可以提供實(shí)現(xiàn)短程硝化適宜的微環(huán)境.
原標(biāo)題:低溫條件下好氧顆粒污泥培養(yǎng)及其脫氮性能研究
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