渭河流域校园生活污水的低耗高效脱氮除磷试验研究
导读:：工艺采用A/O方式运行。要实现系统脱氮除磷。笔者以大学校园的实际生活污水为处理对象。
关键词：分散型污水处理，SBR工艺，脱氮除磷，生活污水
渭河关中地区是经济文化的发展中心，渭河为关中地区的主要河流，是该地区的主要地表水水源。近年来该流域经济发展相对落后，但渭河污染仍未得到根本控制。除工业废水排入渭河外，在距离城市建成区一定距离的乡村，不断有旅游度假村、大学新校区和房地产开发的居民小区建成，这些新增人口聚集点多分布在渭河支流上游。由于远离城区，城市排水管网往往未能覆盖这些地区，新建社园区自身的污水处理系统建设和基础设施的建设不能同步，这些人群聚居点所产生的生活污水不少未经处理直接排入了河流，形成了河流污染的新污染源。即使建设了各自的污水处理系统，由于经济方面以及对分散型污水处理技术的掌握和处理设施运行管理的经验不足，往往处理成本较高，处理效果不稳定、出水难以达标。因此寻求低耗高效、工艺成熟、操作简单的分散型生活污水处理系统，对缓解渭河流域水污染危机具有重要的实际意义。
社园区内人员由于有着较为一致的作息规律，其排水也呈现出高度的同步性，因此社园区污水伴随着人员的作息有着明显的“峰”与“谷”，甚至夜间某些时段几乎不排水。针对分散性污水的排水特性，社园区污水处理工程的设计人员多倾向于选用结构紧凑、“占地面积小”的序批式活性污泥法(sequencing batch reactor activated sludge process ,简称SBR)工艺。SBR 与传统活性污泥法相比，工艺简单成熟、投资低运行费用少范文。反应过程基质浓度梯度大,反应推动力大,均化水质，无需污泥回流，耐冲击负荷能力强，污泥活性高，沉降性能好等显著特点，通过改变系统的运行方式，可以实现污水处理的生物除磷脱氮。溶解氧是影响同步硝化反硝化效果的重要因素之一，也是实现节能的控制条件之一。Katie等在研究以内贮PHB作电子受体的同步硝化反硝化时,得到溶解氧浓度的最佳范围为0.8～1.2mg/L[1]。Pochana等对粒径为50～110μm的絮体进行了研究,发现当DO为0.8 mg/L时SND率最高,可达80%[2]。Meyer等研究同步硝化反硝化脱氮除磷时发现当DO为0. 32～0. 48 mg/L时,氧气可穿透直径为50～100μm的絮体[3]，由于社园污水C/TN=4～6，要实现系统脱氮除磷，碳源是主要限制因素。近些年，大量研究表明在好氧段能实现好氧硝化反硝化[4，5]，反硝化聚磷[6]，与传统的生物脱氮相比,好氧反硝化具有能缩短脱氮历程,节省碳源,降低动力消耗,提高处理能力,简化系统的设计和操作等优点。SBR时间上的DO梯度及活性污泥絮体内部DO梯度为实现反硝化聚磷提供条件。控制系统溶解氧曝气末端为1.5mg/L左右，在反应器内及污泥絮体可以形成良好的溶解氧梯度。笔者以大学校园的实际生活污水为处理对象，考察了SBR同步脱氮除磷效果及其影响因素，旨在从简化操作、降低能耗的角度出发，研究适应渭河流域分散型污水处理的SBR工艺运行的优化控制条件。
2.材料与方法(Materials and Methods)
2.1试验装置
SBR试验装置如图1所示
试验装置如图1所示, SBR反应器的尺寸为：L*B*H=92*60*55cm,超高取5cm;有效工作容积为250L,采用鼓风穿孔曝气管曝气，用气体流量计调节曝气量。
1.校园排污总口2. 潜污泵3.可编程控制器4曝气泵5.搅拌器6.反应器7.穿孔曝气泵8.出水泵9.出水箱
图1试验装置图
2.2原水水质及种泥来源
试验采用西安建筑科技大学北校区生活污水,以西安市邓家村污水处理厂A2/O工艺的回流污泥为种泥进行接种，接种后反应器污泥浓度为2213mg/L, SVI为180L/g，经过培养驯化，污泥浓度稳定在2000mg/L左右，SVI为150L/g，污泥处于微膨胀状态。生活污水来自校园的排污总口下水道,进水水质见表1。
表1 校园污水水质
Table 1 Quality of schoolyard domestic sewage
|
指 标 |
CODcr |
PO43- |
NH3-N |
NO2--N |
NO3--N |
TP |
TN |
|
浓度（mg/L） |
132～320 |
1.2～6.9 |
15～35 |
0.03～0.06 |
1～5 |
1.5～7.8 |
35～60 |
2.3试验运行参数
SBR工艺采用A/O方式运行，6h为一周期，其中厌氧搅拌2h，厌氧搅拌30min后进水20min，曝气2h环境保护，沉淀1h后出水5min，闲置1h，排水比1/2。污泥浓度维持在2000mg/L,曝气末端溶解氧维持在2mg/L,污泥龄为15d，试验期间反应器内部温度为30±3℃。
2.4分析方法
各项水质指标的测定均参照《水和废水监测方法》(第4版)。CODcr：重铬酸钾法;氨氮：钠氏试剂法;硝酸盐氮：紫外分光光度法;亚硝酸盐氮，N-(1-萘基)-乙二胺光度法;TN, 过硫酸钾消解-紫外分光光度法;磷，钼锑抗分光光度法(UV—7504紫外可见分光光度计); DO，HI9146便携式溶解氧仪(HANNA，意大利)。
3 结果与分析
3.1反应器的净化效果
试验5-11月进行为期6个多月，稳定运行。
图2 原水、出水COD浓度及其去除率变化
图3 原水、出水磷及其去除率变化
图4 原水、出水氨氮及其去除率变化
图5 原水、出水总氮及其去除率变化
从图2、图3图4及图5可以看出,在处理工艺稳定运行期间,厌氧/好氧-SBR反应器中同步脱氮除磷的效果良好,COD、NH3-N、TN和正磷酸盐的出水平均浓度分别为35.5mg/L 、1.38mg/L、10.93mg/L和0.05 mg/L,平均去除率达到83%、94%、70%和97%,出水浓度不仅均满足城市污水处理厂排放标一级B标准,总磷的出水浓度还可达0.5mg/L以下。
3.2同步脱氮除磷情况
3.2.1典型周期内磷去除
厌氧条件下磷释放的充分程度和合成的PHB量是随后好氧条件下过量摄磷的充分条件和决定性 [7]，在进水之前进行厌氧搅拌有利于多聚磷酸盐彻底氧化水解，细胞能够充分释磷。聚磷菌(PAOs)在厌氧段利用细胞内多聚磷酸盐水解反应来获取能量，用于吸收易降解有机物(VFAs)并同化为细胞内储备营养物PHB，水解产物正磷酸盐则被释放到细胞外，即在厌氧段，磷浓度呈现不断增加的趋势。ChangC H等人的研究发现，如果SBR排水中的硝酸盐浓度从10.9mg/L减少到5.6mg/L时，磷的去除率可以从80%提高到98%。Pitman等人的研究证明，如果回流污泥中硝酸盐的浓度低于5mg/L的时候，生物可以很容易取得良好的释磷效果，但是当硝酸盐的浓度达到10mg/L以上时，磷的释放就受到抑制从而导致生物除磷的失败，因此应用到SBR反应器时，前段厌氧搅拌，细胞利用内碳源有效的降低了反应器硝酸盐浓度，有利于厌氧段磷的释放。
图6典型周期内各指标变化
从图6可知，进水之前厌氧搅拌30min后，反应器内正磷酸盐从0.04mg/L上升至0.07mg/L，而反应器内几乎没有VFAs物质，PAOs通过消耗细胞内碳源将磷酸盐释放到细胞外，但释磷较少，系统可能同时发生反硝化聚磷。当进水后(进水磷酸盐为1.25mg/L)，PAOs能够快速吸收进水中的VFAs物质环境保护，合成PHB物质并储存于细胞内，同时细胞内多聚磷酸盐进一步得到释放，厌氧段结束后，反映器正磷酸盐升至4.78 mg/L。进入好氧段，PAOs利用硝酸盐或O2为最终电子受体氧化细胞内PHB产生能量，用于从细胞外摄入磷酸盐并合成多聚磷酸盐。在以厌氧/好氧方式运行的条件下，PAOs通过对环境、能量交替的适应选择能力而不断增殖，使得反应器PAOs能够不断的富集而趋于稳定。经过2 h的低氧曝气处理后出水磷浓度降至0.1mg/L,平均吸磷速率为1.2 mgP/(gSS·h),磷去除率达到了97.9%，达到了良好的除磷效果。
3.2.2典型周期内氮去除
氮的去除主要发生在三个阶段，首先，在进水之前缺氧搅拌，系统利用细胞内碳源反硝化，去除残余硝酸盐，残余硝酸盐去除率达到80%以上，残余硝酸盐浓度降低到2mg/L以下，总氮去除率达到50%。其次，进水之后厌氧搅拌，对残余硝酸盐和进水硝酸盐反硝化彻底去除，厌氧段硝酸盐浓度几乎为零。最后，好氧段是氮去除的主要阶段，由于碳的氧化速率远大于硝化速率，这意味着在硝化完全后，污水中基本不能提供外碳源。厌氧搅拌阶段生物细胞在特定条件下将有机碳转移并以多轻基链烷脂(主要是聚p一轻基丁酸，简称PHB)、糖类及脂类的形式储存在胞内，这些的物质(这里主要指PHB)能在缺氧环境下作为反硝化的内碳源[8]。在低氧曝气下，反应器维持较低DO浓度，硝化反硝化同步进行，细胞利用厌氧段合成的内碳源进行反硝化除磷，好氧30min后，正磷酸盐的去除达到90%以上，因此好氧段后期主要进行好氧硝化反硝化。采用进水前缺氧搅拌能够减少进水中碳源消耗，好氧段维持较低DO浓度环境保护，能够减缓碳源易被“碳化”的速率，通过对这两段的有效控制，极大的提高了系统碳源的有效利用率，同时也降低电能的消耗。
当进水COD为315 mg/L时，从图6可知，进水完全后反应器内COD稳定在56.68～64.78mg/L，以外源溶解性基质及储存物质为碳源的批次试验表明，以外源基质为碳源的缺氧反硝化速率为储存物质的4.2倍;以外源基质及PHB为碳源的好氧SND效率分别49.9%、82.5%。储存物质PHB的慢速降解特性使得硝化与反硝化过程能够同步进行。在好氧120min后出水COD为36.44mg/L，说明COD进入反映器后被污泥大量的吸附和吸收[9]，长时间的厌氧搅拌有利于PAOs充分释放磷酸盐同时合成PHB，将大部分有机物质合成内碳源储存于细胞内。
3.3低溶解氧下脱氮情况
李锋等人[10]认为，反应器内同步进行硝化反硝化的必要条件是好氧和缺氧环境同时存在，所以应该控制DO为0.5～1.5mg/L (随反应器类型和反应条件不同而不同)，在反应器中形成厌氧(缺氧)和好氧并存的环境，可以实现同步硝化反硝化过程。聚磷菌中至少有一部分能够在缺氧条件下利用硝酸盐为氧供体进行吸磷而发生反硝化反应，所以好氧段只需进行到硝化阶段即可，反硝化及吸磷可以在后续的兼性阶段完成格式范文。这种情况下，可以节省能耗和避免厌氧段反硝化菌对碳源的竞争，污泥产量和SVI值都会减小，但是缺氧条件下的吸磷速率较为缓慢。
从图6可知，厌氧搅拌30min后，细胞利用内碳源进行反硝化脱氮，硝氮从4.23 mg/L降低到0.28mg/L,总氮从6.58mg/L降低到2.38mg/L，进水前置厌氧搅拌有利于减少反应器总氮负荷及原水SCOD的消耗。进水之后，在厌氧段氨氮、总氮变化不大，进水和反应器残留的硝酸盐通过反硝化被迅速去除，之后此段是一个严格的厌氧过程。进入好氧段后，由于DO梯度，微生物絮体内形成了良好的缺-好氧系统，形成同步硝化反硝化功能，曝气60分钟后，氨氮由11.47 mg/L降低到7.69mg/L环境保护，总氮从20.99mg/L降低到15.43mg/L，系统同时发生着反硝化除磷，硝酸盐在曝气前40分钟几乎为零，曝气60min后升高到0.99mg/L，磷酸盐由4.78mg/L降低到1.05mg/L,系统表现出良好的脱氮除磷效果。一般认为碳化在硝化之前，较高DO会迅速氧化反应器内碳源，试验控制低溶解氧，原水中的碳源在进水时得到保存，既避免了好氧氧化，又能作为反硝化电子供体，且反应速率理论上和氨氮的氧化速率相当，这两个反应的同时进行能较好达到同步硝化反硝化SND[11]。120min曝气结束后氨氮、总氮去除率分别为88.5%、63.4%，氨氮、硝氮、总氮分别为2.18 mg/L、6.02 mg/L 、14.21 mg/L，达到了污水处理厂一级B的标准，再曝气60min，发现总氮变化不大，去除率增加到67%，主要由于反应器内没有足够的碳源。内源性反硝化脱氮速率决定于细胞的营养状况，当有丰富营养的细菌含有相当多的碳能源存贮物时，就具有高的内源性反硝化速率[12]，可以实现好氧硝化反硝化、反硝化除磷的效果。
3.4好氧段溶解氧梯度对脱氮除磷的影响
图7 典型周期内DO(溶解氧)变化
首先必须在厌氧段中控制严格的厌氧条件。在厌氧段一旦有溶解氧(DO)存在，一方面DO将作为电子受体而抑制发酵产酸菌的发酵产酸作用;另一方面DO将诱导好氧菌和其他兼性菌进行有氧呼吸降解有机物，从而减少了PAOs所需要的VFAs产生量，造成除磷效果变差。本实验厌氧段溶解氧一直控制在0.1mg/L以下，保证了系统充分释磷。其次在好氧段严格控制DO,从图7可知，控制DO在曝气末2mg/L,能够在系统中形成DO梯度，这是系统能够实现同步脱氮除磷的关键调控因素。从图7可知，系统在曝气前80min，DO一直维持在0.1～1.0mg/L,此段脱氮除磷的主要阶段，在第90min时DO突变,从1.0mg/L突变至1.5 mg/L，最后稳定在2mg/L左右。在曝气末前30min,内外碳源几乎全被消耗，脱氮效率几乎不变环境保护，但磷却进一步被吸收。首先，维持低DO能够形成缺氧/好氧系统，硝化同时进行反硝化;其次，低DO有利于细胞内碳源的缓慢消耗，而有限的碳源是反硝化的限制因素，反硝化是一个缓慢的过程，因此内碳源的缓慢释放有利于实现硝化反硝化;聚磷菌对溶解氧非常敏感，DO的升高或降低都会引起磷的吸收和释放，因此系统即便维持非常低的溶解氧也能有效的去除磷。因此，处理低碳氮比、碳磷比的实际生活污水，维持较低的DO不但降低能耗而且能够实现良好的脱氮除磷效果。
本实验将溶解氧严格控制，曝气前60min控制在0～0.8 mg/L，曝气末维持在2mg/L以内，以便在微生物絮体内产生溶解氧梯度，形成扩散层、好氧区和缺氧区。微生物絮体的外表面溶解氧较高，以好氧菌、硝化菌为主;深入絮体内部，氧传递受阻即外部氧的大量消耗，产生缺氧区，反硝化菌占优势。微生物絮体内的缺氧微环境是形成同步硝化反硝化的主要条件，而缺氧微环境的形成有赖于水中的溶解氧浓度的高低以及微生物的絮体结构。因此，控制DO对形成良好的缺/好氧系统，有利于细胞内碳源的缓慢释放，形成同步硝化反硝化功能至关重要格式范文。
研究表明, 在SBR系统中，曝气段时间的控制是非常关键的，一旦氨完全被氧化就应该立即停止曝气。将曝气结束点控制在氨完全被氧化时，一方面节约能源，阻止了过多的PHB好氧氧化;另一方面，在反应结束控制点前由于氨的氧化和PHB的好氧氧化，溶解氧不能穿透活性污泥絮体，形成较大的缺氧空间有利于同步硝化反硝化。
3.5温度对脱氮除磷系统的影响
实验在5～11月份进行，当反应器温度在35℃左右时，反应器几乎无除磷效果(原因)环境保护，硝化效率非常高，在曝气一个小时后就能彻底硝化，氨氮硝化效率达到100%，但总氮去除率较低，基本维持在10%～30%。主要因为反应器温度过高，有利于硝化菌优势生长，对有机物的吸收能力强于聚磷菌，导致聚磷特性难以实现，因此反应器内硝化菌特性占优势，碳源难以实现积累和储存，好氧开始短时间内便被彻底“碳化”，即使有微观的缺氧-好氧系统存在也难以实现反硝化聚磷和同步硝化反硝化;当温度在30℃左右时，脱氮除磷效果非常明显，DO在好氧结束维持在2mg/L左右，就能够实现同步脱氮除磷效果，出水基本达到污水处理厂一级A标准;但温度降低到20℃左右时，硝化效率下降，对氨氮去除率为50%～70%，但总氮去除率在60%左右，主要由于温度的降低影响硝化速率，导致氨氮去除率下降，但在曝气阶段仍然能形成缺氧-好氧微观系统，实现较高的脱氮除磷效果。因此温度的变化影响脱氮除磷效果的进行，我们可以根据出水达标要求，采取合理的措施降低能耗的同时达到良好的脱氮除磷效果。工程上可以采取下列措施：当温度在35℃时，缩短曝气时间、减少曝气量，满足脱氮要求;温度在20℃时，适当延长曝气时间，可以提高脱氮除磷效率。
3.6 SRT对除磷效果的影响
①脱氮污泥龄与除磷污泥龄的协调：根据生物除磷理论，要获得好的除磷效果通常需要控制较短的污泥龄，而较短的污泥龄不利于硝化反应的顺利进行。
②污泥龄对聚磷菌活性的影响：通常认为，污泥龄较长时环境保护，聚磷菌吸磷和放磷的能力下降且污泥的含磷率也会下降，除磷效果也会相应降低;污泥龄较短时，聚磷菌活性较高，除磷效果较好。
③试验将污泥龄控制在10d～15d。主要因为温度的变化影响菌胶团生长，温度高，微生物生长快，世代间隔时间段，选择短污泥龄;但温度降低时，微生物生长速率降低，需要选择较长的污泥龄保证反应器内微生物量。
4结论
(1) 温度为30±2℃，污泥浓度为2000mg/L左右时，控制好氧段曝气末端DO为1.5mg/L左右，在反应器内及污泥絮体形成了良好的DO梯度，不仅保证碳源能够缓慢被 “碳化”，提高反硝化碳源利用率，而且降低了能耗，曝气60min，氨氮、总氮、磷的去除率达到了68%、70%、98%实现了良好的好氧硝化反硝化、反硝化除磷，节约能源和碳源。
(2) 进水前置厌氧搅拌及控制好氧段溶解氧浓度能够提高整个系统碳源的有效利用，对于C/N偏低的生活污水采用低氧曝气不但实现了良好的脱氮除磷效果，而且节省碳源、电能。
参考文献
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[3]Rikke Louise Meyer,Raymond Jianxiong Zeng, Valerio Giugliano. Challenges for
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