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活性污泥法是目前应用最为广泛的污水处理技术之一。经过多年的发展,该技术可以通过设置水质水量调节池、调整运行参数等手段实现污水处理厂的稳定运行。然而,近些年来我国污水处理厂破坏性水质冲击呈频发的趋势,处理系统时常出现故障,影响污水厂的正常运行及出水水质的达标。因此,开展高负荷水质冲击研究并探究其规律,为城镇污水厂水质冲击的快速调控及恢复方法奠定基础,具有更为重要的现实意义和实际价值。
序批式反应器(SBR)是一种典型的活性污泥法污水处理工艺,其具有脱氮除磷效果好、可抑制丝状菌膨胀、耐冲击负荷、流程简单、操作方便灵活和占地面积小等优点,在小型废水处理站以及小型城镇污水处理厂被广泛应用。尽管进水时水质变化系数大,但SBR仍可一定程度减小其影响。傅金祥等[1]发现,当进水磷浓度特别低时,SBR工艺不具备较强的抗冲击负荷能力,随着进水负荷的增加,系统发生了污泥膨胀的现象。彭赵旭等[2]发现有机负荷从0.15 kg BOD5/(kg MLSS·d)骤增到0.30~0.45 kg BOD5/(kg MLSS·d)时,SBR系统在短期内能够有效地缓解进水冲击带来的影响,但超过缓冲时间时系统会突然崩溃。季民等[3]在使用SBR处理模拟高氨氮废水时发现,当游离氨冲击负荷﹥8.1 mg/L时,会对硝化作用产生抑制。尽管相关的研究在以不同形式展开,但有关COD的高冲击及其规律性研究鲜有报道。
鉴于此,以实际运行中最为常见的COD冲击为研究对象,通过实验室构建SBR模型及调整进水COD浓度等手段,探究不同浓度下的COD冲击对SBR工艺的影响并揭示其规律,以期为实际工程的运行调控提供依据。
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SBR反应器采用有效容积为5 L的柱形有机玻璃容器(直径120 mm,高500 mm)。曝气装置为曝气砂石,采用转子流量计控制曝气量为100 mL/min,进水水温控制在(19±1)℃。反应器以间歇模式运行。1 d运行2个周期,1周期12 h,进水5 min,非限制性曝气480 min,沉淀闲置230 min,排水5 min。排水比为40%。控制污泥停留时间(SRT)为50 d,反应器初始污泥浓度(MLSS)为(9 000±300)mg/L。实验装置,见图1。
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试验进水采用人工模拟城市污水,配水使用的试剂为淀粉、乙酸钠(CH3COONa)、氯化铵(NH4Cl)、磷酸二氢钾(KH2PO4)、高岭土、牛肉膏、蛋白胨和碳酸氢钠(NaHCO3)。其中NaHCO3用于调节pH,微量元素由牛肉膏、蛋白胨提供,所用试剂均为分析纯。通过投加淀粉来控制进水COD浓度。试验各阶段进水水质,见表1。试验接种污泥取自长春市某污水处理厂。
运行期间,pH为7.81~8.13,TN、NH4+-N和TP的质量浓度范围分别为34.52~49.71、21.71~31.62和2.92~4.52 mg/L。
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常规指标:COD采用重铬酸钾法测定,NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定,TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定,TP采用钼锑抗分光光度法测定,混合液挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)采用灼烧减量法测定。pH检测使用上海雷磁生产的PHSJ-4A酸度计,温度及溶解氧(DO)使用德国WTW生产的Oxi3310便携式溶解氧仪检测。MLSS采用重量法测定,污泥体积指数(SVI)采用100 mL量筒沉淀法测定。
胞外聚合物(EPS)含量:其中蛋白质(PN)含量采用考马斯亮蓝法,多糖(PS)含量采用硫酸-蒽酮比色法[4-5]。
脱氢酶活性(DHA):1,3,5-氯化三苯基四氮唑(TTC)还原法,常温萃取检测[6]。
粒度粒径:激光粒度分析仪检测。
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不同运行阶段下COD的去除情况,见图2。
各阶段COD的平均去除率分别为94.13%、96.61%、98.56%、98.75%、98.83%、98.6%和91.62%。阶段4时,COD的去除率达到最大。
在反应器运行初期,系统内微生物较少,且处于适应阶段,此时的COD去除率较低。随着进水COD浓度的升高,反应器中异养菌迅速增殖,系统去除COD的能力不断提高直至稳定。从阶段1到阶段3,每阶段的进水COD浓度虽突然变大,但反应器对COD的去除率却得到提升。由此可见,在一定的COD浓度冲击范围内,随着COD浓度的增加,有利于系统微生物的生长繁殖。阶段4到阶段6,反应器对COD的去除率并不显著,可稳定保持在98%以上。系统对COD的去除包括两方面:1)活性污泥的快速增加使得系统储存有机物的能力增大[7],同时微生物为维持生命活动所消耗的有机物量也增多;2)为生物脱氮提供碳源,被异养反硝化细菌利用进行反硝化脱氮。系统进入阶段7时,COD出水浓度突然升至210.7 mg/L,此后的5 d,COD的出水浓度均在200 mg/L上下浮动。此时系统进水COD浓度过高,反应器内异养型细菌通过消耗有机物而大量增殖,使得系统DO浓度下降,从而抑制了硝化菌的生长,造成系统硝化速率下降,进而对系统脱氮产生不利影响[8]。硝化进程受阻使得用于脱氮的碳源利用量减少,且此时MLSS较高,DO、有机物等底物的传质受到影响,COD的去除率降低。
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不同运行阶段下TN和NH4+-N的去除情况,见图3。
反应器进水TN浓度范围为34.52~49.71 mg/L,NH4+-N浓度范围为21.71~31.62 mg/L。不同阶段TN的平均去除率分别为64.03%、75.61%、89.00%、97.33%、97.19%、95.62%和89.34%,NH4+-N的平均去除率分别为99.46%、98.68%、98.94%、99.43%、99.33%、99.35%和96.27%。阶段4时,TN和NH4+-N的去除效果最佳。
图3可知,阶段1,TN的去除率较低,而NH4+-N的去除率达到99.46%。此时反应器处于运行初期,系统内DO充足,硝化菌得到大量繁殖,硝化反应进行的较彻底,而反硝化菌受到抑制,NH4+-N几乎全部转化为NO2−-N或NO3−-N,反硝化成为系统脱氮的限制条件。其次系统内有机物浓度低,反硝化菌受碳源不足的影响,使得NOx−-N无法被进一步转化,导致出水TN偏高。阶段2到阶段3,随着进水COD浓度的升高,异养型细菌迅速增殖,底物和DO得到充分的利用,活性污泥絮凝体内外部形成明显的缺氧-好氧的微环境,反硝化菌生存环境较好。硝化反应产生的NO2−-N和NO3−-N进行了反硝化脱氮,从而提高了脱氮效果。系统进入阶段4时,TN出水浓度逐渐降低,TN平均出水浓度仅为1.14 mg/L,去除率达到97.33%,此时系统的同步脱氮效率达到最大。SAJJAD et al[9]指出,小粒径的污泥具有较大的比表面积,脱氮性能更好。在本试验中,从阶段5到阶段6,污泥的中值粒径(D50)由138.19 μm迅速增加到151.1 μm,由于阶段6的污泥粒径大,EPS的边界蛋白不能更多地暴露于氮中,因此蛋白质与氨和硝酸盐氮原子之间的亲电亲核相互作用较弱,系统对TN的去除效率降低。阶段7时,系统处于运行末期,由于丝状菌的大量繁殖,硝化菌以及反硝化菌的生存空间都受到抑制,TN和NH4+-N的去除率均降低。
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不同运行阶段对TP的去除情况,见图4。
反应器进水TP浓度范围为2.92~4.52 mg/L,不同阶段下TP的平均去除率分别为83.64%、95.42%、98.39%、99.07%、99.10%、98.69%和94.35%。在阶段5时,系统TP的去除率达到最大。
阶段1,反应器处于运行初期,接种污泥中的聚磷菌数量较少,TP的去除有较大波动。随着系统环境的稳定,聚磷菌世代时间短,迅速繁殖,TP出水逐渐降低。由阶段2到阶段5分析可知,系统TP的去除率一直在提升,表明有机物浓度的升高使聚磷菌的代谢活性增强,系统除磷能力提高。在阶段5时,TP去除率达到最大,出水浓度均低于0.05 mg/L,此时系统达到最优的除磷性能。王亚宜等[10]发现在缺氧条件下有机物浓度过高时,有机碳源会对缺氧释磷产生抑制作用。在反应器运行至阶段6,进水COD浓度达到2 400 mg/L时,由于系统内溶解氧过低,出现长时间厌氧环境,同时系统存在过量的有机物,多余的有机物优先被用于反硝化脱氮,却不进行反硝化吸磷作用,使得系统缺氧吸磷能力明显降低,出水TP浓度升高,此时TP的平均出水浓度为0.25 mg/L。阶段7时,系统发生了严重的污泥膨胀,抑制了吸磷作用,出水TP浓度进一步升高。结果表明,当进水COD浓度超出系统的承受能力范围后,将对系统的除磷效果产生不利影响。
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不同阶段下污泥负荷及沉降性能的变化情况,见图5。
污泥负荷(Ns)为0.057 kg COD/(kg MLSS·d)时,系统运行第20 d,SVI迅速上升至60 mL/g,此时影响SVI最关键的因素是微生物处于系统适应阶段,其增殖速率决定此时期的SVI值的变化趋势;Ns为0.083 kg COD/(kg MLSS·d)时,SVI降低至42 mL/g,反应出水较为清澈,污泥沉降性能较好;Ns为0.077 kg COD/(kg MLSS·d)时,系统运行第60 d,MLSS达到24 980 mg/L,SVI为33.9 mL/g;Ns为0.076 kg COD/(kg MLSS·d)时,污泥增加速率减缓,SVI增至35 mL/g。原因是MLSS太高,有机质含量多,无机质含量少,不利于污泥沉降。同时,生物相镜检观察到污泥内存在大量丝状菌,这导致污泥沉降性能变差,系统发生了污泥膨胀。
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EPS是微生物分泌于细胞表面的大分子黏性物质,主要由多糖(PS)、蛋白质(PN)、腐殖质酸和油脂等组成,其中,PN与PS的含量之和约占EPS总量的40%~95%[11]。活性污泥一般通过检测PS与PN来表征EPS,其变化规律,见图6。
对比各阶段EPS的变化,可以看出进水COD浓度对EPS的含量影响较大。首先从EPS总量上看,反应器运行初期,为适应新环境,微生物通过分泌EPS来抵御外界环境的变化,EPS的含量从47.89增至72.31 mg/g VSS。阶段2至阶段5,EPS总量并没有随着进水COD浓度的增加而增加,反而呈降低的趋势。这是由于系统内微生物活性逐渐降低,使得微生物新陈代谢分泌的EPS的总量降低。随着反应器污泥量的增加,系统进入阶段6时,DO浓度较低,在有限的溶解氧下,丝状菌由于菌丝较长,比表面积大,同时对氧有较强的亲和力,在与菌胶团的竞争中处于优势[12],反应器内丝状菌数量增多,结果导致EPS总量升高。而在阶段7,系统长时间处于低溶氧下,此时DHA含量仅为1.412 mg/g VSS,微生物已处于内源呼吸期,微生物不得不利用自身储存的有机物以维持生命活动,EPS总量减少。
其次随着反应器的运行,PS含量持续增加,由13.47增加至27.30 mg/g VSS,这与系统的有机底物有关。微生物合成PS的重要途径是由淀粉水解后产生的葡萄糖转化而来,本试验主要以淀粉和乙酸钠作为碳源,使得微生物可合成较多的PS,这一结果与刘燕等[13]的研究相符。另外PS/PN的值由0.39增至1.2,在1.2时系统发生了丝状菌膨胀,而当PS/PN的值为1.0时反应器运行状态最佳。有关研究认为PS的大量生成会在一定程度上阻止微生物的聚集[14]。由此可看出,PS/PN在一定的范围内可保证系统内污泥活性良好,而当EPS中PS的比重过大时,污泥沉降性能将恶化。原因是PS具有亲水性,当PS数量过多时,将不利于微生物絮体的凝结,因此降低了污泥的沉降性能[15]。
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活性污泥的粒径表示污泥絮体的大小,污泥絮体的表面特性和形态结构对控制固液分离过程有重要意义。各阶段的变化规律,见表2。
对比分析不同进水COD浓度下系统粒度粒径的变化,利用正态分布公式进行粒径分布模拟,各阶段的平均粒径(μ值)、方差分别为140.289 μm、64.388;144.36 μm、56.846;144.028 μm、56.898;150.558 μm、52.116;162.615 μm、56.294;169.409 μm、51.504;173.273 μm、57.214。从数据可以看出,随着反应器的运行,污泥粒径不断增加。阶段1到阶段3粒径增加的原因是由于反应器启动初期MLSS较低,污泥颗粒较分散,使得污泥絮体有足够的空间充分生长,因此污泥粒径逐渐增加。阶段4到阶段6粒径增加的原因是随着反应的进行,系统内MLSS升高,污泥絮体之间紧密的排列使其受到的水力剪切力减小,絮体很难被打碎,因此粒径增大。阶段7粒径虽然仍在增加,但此时方差由51.504升高至57.214,系统MLSS达到最大值,氧传质能力减弱,DO浓度较低,粒径较大的絮体由于氧传质的减弱逐渐裂解,造成了粒径分布分散。
上述分析结果可知,在一定的MLSS范围内,粒径的增加有利于污泥絮凝,但当MLSS过高时,粒径增加使得底物的传质过程受到影响,容易使得较大絮体内部出现缺氧或厌氧区域,累积气体,从而破坏污泥絮体的紧密度和结构强度,造成污泥解絮,进而对系统的处理效果造成不利影响。
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DHA可以准确地反映微生物的活性,能够表征活性微生物对其基质降解能力的强弱[16]。不同进水COD浓度下活性污泥DHA的变化情况,见图7。
图7可知,活性污泥的DHA随着进水COD浓度的升高呈现先增加后持续减小的趋势。阶段1到阶段2,DHA从4.977 增至5.422 mg/g VSS,原因是系统运行初期,微生物为抵御外界环境的变化做出的应激反应[17]。阶段2到阶段7,DHA从5.422 减至1.412 mg/g VSS,原因可能是随着COD浓度的升高增加了SBR系统的渗透压,当渗透压超过微生物的耐受范围,将会抑制微生物的正常代谢并破坏脱氢酶在内的酶,导致微生物活性不断下降。洪梅等[18]发现较高浓度的COD在很大程度上会抑制微生物活性,当进水COD浓度>1 000 mg/L时,出水COD浓度﹥150 mg/L时,脱氢酶活性明显减弱,这与本试验得出的结论相一致。
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各阶段污泥絮体及微生物相,见图8。
图8可知,反应器运行初期(阶段1),系统内污泥结构松散,微生物数量较少。随着运行时间的延长,系统稳定运行后,絮体密实且结构分布均匀,此时污泥絮体发育良好,性能稳定,对污染物有较高的去除效果。在运行中期(阶段2~5),系统内微生物种类丰富,有大量的钟虫、累枝虫和表壳虫属等指示处理效果好的微生物出现,这对于系统的稳定运行极其有利。运行后期(阶段6~7),随着系统内MLSS的升高,镜检观察到累枝虫等微生物被大量丝状菌缠绕,且丝状菌数量较多,这导致污泥沉降性能变差,发生了污泥膨胀。此时在系统内还观察到很多深褐色的厢壳虫,说明系统内污泥已经开始解体。同时反应器在运行后期由于系统MLSS的增加造成的缺氧环境,使部分好氧微生物逐渐消亡,导致系统内微生物数量明显减少,系统的除污能力减弱。
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本研究采用序批式(SBR)反应器处理不同COD浓度下的城市污水。当COD浓度为400~2 000 mg/L时,随着进水COD浓度的升高,污染物的去除效果得到增强。COD浓度为2 000 mg/L时,系统运行良好,污染物去除效果达到最佳,COD、TN、NH4+-N和TP平均去除率分别为98.83%、97.19%、99.33%和99.10%。此时PS/PN的值为1.0,系统可稳定运行。
当COD浓度达到2 400 mg/L时,系统内MLSS过高,较大的粒径使得微生物的正常代谢受到影响,DHA明显降低,从5.422 mg/g VSS持续减至1.412 mg/g VSS。此时PS/PN上升至1.2,系统发生了严重的丝状菌膨胀,活性污泥系统受到破坏。
COD冲击对SBR污水处理效果及污泥特性的影响
Influence of COD shock on the effect of SBR wastewater treatment and its sludge characteristics
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摘要: 针对我国污水处理厂破坏性水质冲击频发的问题,该研究通过将COD浓度由400 mg/L逐步提至2 400 mg/L,探究COD冲击对SBR系统污染物的处理效果及污泥特性的影响。结果表明:当COD浓度为2 000 mg/L时,SBR工艺对COD、TN、NH4+-N和TP的去除率分别为98.83%、97.19%、99.33%和99.10%,此时系统的脱氮除磷效果最佳,且污泥沉降性能良好;当COD浓度达到2 400 mg/L时,活性污泥的脱氢酶活性(DHA)由5.422 mg/g VSS降至1.412 mg/g VSS,此时多糖(PS)/蛋白质(PN)为1.2,系统发生了污泥膨胀。Abstract: In view of the frequent problem of destructive water quality shock in sewage treatment plants in China, this study investigated the influence of COD impact on the treatment effect of pollutants in the SBR system and sludge characteristics by gradually increasing the COD concentration from 400 mg/L to 2 400 mg/L. The results showed that when the COD concentration was 2 000 mg/L, the removing rates of COD, TN, NH4+-N and TP by SBR process were 98.83%, 97.19%, 99.33% and 99.10%, respectively. The system had the best denitrification and phosphorus removal effect and a good sludge settling performance under this COD concentration. The DHA of the activated sludge decreased from 5.422 mg/g VSS to 1.412 mg/g VSS when the COD concentration increased to 2 400 mg/L. The PS/Pn was 1.2, and the sludge bulking occurred in the system.
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活性污泥法是目前应用最为广泛的污水处理技术之一。经过多年的发展,该技术可以通过设置水质水量调节池、调整运行参数等手段实现污水处理厂的稳定运行。然而,近些年来我国污水处理厂破坏性水质冲击呈频发的趋势,处理系统时常出现故障,影响污水厂的正常运行及出水水质的达标。因此,开展高负荷水质冲击研究并探究其规律,为城镇污水厂水质冲击的快速调控及恢复方法奠定基础,具有更为重要的现实意义和实际价值。
序批式反应器(SBR)是一种典型的活性污泥法污水处理工艺,其具有脱氮除磷效果好、可抑制丝状菌膨胀、耐冲击负荷、流程简单、操作方便灵活和占地面积小等优点,在小型废水处理站以及小型城镇污水处理厂被广泛应用。尽管进水时水质变化系数大,但SBR仍可一定程度减小其影响。傅金祥等[1]发现,当进水磷浓度特别低时,SBR工艺不具备较强的抗冲击负荷能力,随着进水负荷的增加,系统发生了污泥膨胀的现象。彭赵旭等[2]发现有机负荷从0.15 kg BOD5/(kg MLSS·d)骤增到0.30~0.45 kg BOD5/(kg MLSS·d)时,SBR系统在短期内能够有效地缓解进水冲击带来的影响,但超过缓冲时间时系统会突然崩溃。季民等[3]在使用SBR处理模拟高氨氮废水时发现,当游离氨冲击负荷﹥8.1 mg/L时,会对硝化作用产生抑制。尽管相关的研究在以不同形式展开,但有关COD的高冲击及其规律性研究鲜有报道。
鉴于此,以实际运行中最为常见的COD冲击为研究对象,通过实验室构建SBR模型及调整进水COD浓度等手段,探究不同浓度下的COD冲击对SBR工艺的影响并揭示其规律,以期为实际工程的运行调控提供依据。
1. 材料及方法
1.1 试验装置与运行方式
SBR反应器采用有效容积为5 L的柱形有机玻璃容器(直径120 mm,高500 mm)。曝气装置为曝气砂石,采用转子流量计控制曝气量为100 mL/min,进水水温控制在(19±1)℃。反应器以间歇模式运行。1 d运行2个周期,1周期12 h,进水5 min,非限制性曝气480 min,沉淀闲置230 min,排水5 min。排水比为40%。控制污泥停留时间(SRT)为50 d,反应器初始污泥浓度(MLSS)为(9 000±300)mg/L。实验装置,见图1。
1.2 污水成分与水质
试验进水采用人工模拟城市污水,配水使用的试剂为淀粉、乙酸钠(CH3COONa)、氯化铵(NH4Cl)、磷酸二氢钾(KH2PO4)、高岭土、牛肉膏、蛋白胨和碳酸氢钠(NaHCO3)。其中NaHCO3用于调节pH,微量元素由牛肉膏、蛋白胨提供,所用试剂均为分析纯。通过投加淀粉来控制进水COD浓度。试验各阶段进水水质,见表1。试验接种污泥取自长春市某污水处理厂。
表 1 各阶段进水COD浓度试验阶段 浓度范围/mg·L−1 平均值/mg·L−1 运行时间/d 阶段1 376.2~457.4 416.8 10 阶段2 735.1~827.8 781.5 10 阶段3 1 121~1 249 1 185.0 10 阶段4 1 535~1 669 1 602.0 10 阶段5 1 949~2 174 2 061.5 10 阶段6 2 307~2 460 2 383.5 10 阶段7 2 415~2 596 2 505.5 5 运行期间,pH为7.81~8.13,TN、NH4+-N和TP的质量浓度范围分别为34.52~49.71、21.71~31.62和2.92~4.52 mg/L。
1.3 分析项目及方法
常规指标:COD采用重铬酸钾法测定,NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定,TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定,TP采用钼锑抗分光光度法测定,混合液挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)采用灼烧减量法测定。pH检测使用上海雷磁生产的PHSJ-4A酸度计,温度及溶解氧(DO)使用德国WTW生产的Oxi3310便携式溶解氧仪检测。MLSS采用重量法测定,污泥体积指数(SVI)采用100 mL量筒沉淀法测定。
胞外聚合物(EPS)含量:其中蛋白质(PN)含量采用考马斯亮蓝法,多糖(PS)含量采用硫酸-蒽酮比色法[4-5]。
脱氢酶活性(DHA):1,3,5-氯化三苯基四氮唑(TTC)还原法,常温萃取检测[6]。
粒度粒径:激光粒度分析仪检测。
2. 结果与讨论
2.1 污染物的去除效果分析
2.1.1 COD去除效果
不同运行阶段下COD的去除情况,见图2。
各阶段COD的平均去除率分别为94.13%、96.61%、98.56%、98.75%、98.83%、98.6%和91.62%。阶段4时,COD的去除率达到最大。
在反应器运行初期,系统内微生物较少,且处于适应阶段,此时的COD去除率较低。随着进水COD浓度的升高,反应器中异养菌迅速增殖,系统去除COD的能力不断提高直至稳定。从阶段1到阶段3,每阶段的进水COD浓度虽突然变大,但反应器对COD的去除率却得到提升。由此可见,在一定的COD浓度冲击范围内,随着COD浓度的增加,有利于系统微生物的生长繁殖。阶段4到阶段6,反应器对COD的去除率并不显著,可稳定保持在98%以上。系统对COD的去除包括两方面:1)活性污泥的快速增加使得系统储存有机物的能力增大[7],同时微生物为维持生命活动所消耗的有机物量也增多;2)为生物脱氮提供碳源,被异养反硝化细菌利用进行反硝化脱氮。系统进入阶段7时,COD出水浓度突然升至210.7 mg/L,此后的5 d,COD的出水浓度均在200 mg/L上下浮动。此时系统进水COD浓度过高,反应器内异养型细菌通过消耗有机物而大量增殖,使得系统DO浓度下降,从而抑制了硝化菌的生长,造成系统硝化速率下降,进而对系统脱氮产生不利影响[8]。硝化进程受阻使得用于脱氮的碳源利用量减少,且此时MLSS较高,DO、有机物等底物的传质受到影响,COD的去除率降低。
2.1.2 TN和NH4+-N去除效果
不同运行阶段下TN和NH4+-N的去除情况,见图3。
反应器进水TN浓度范围为34.52~49.71 mg/L,NH4+-N浓度范围为21.71~31.62 mg/L。不同阶段TN的平均去除率分别为64.03%、75.61%、89.00%、97.33%、97.19%、95.62%和89.34%,NH4+-N的平均去除率分别为99.46%、98.68%、98.94%、99.43%、99.33%、99.35%和96.27%。阶段4时,TN和NH4+-N的去除效果最佳。
图3可知,阶段1,TN的去除率较低,而NH4+-N的去除率达到99.46%。此时反应器处于运行初期,系统内DO充足,硝化菌得到大量繁殖,硝化反应进行的较彻底,而反硝化菌受到抑制,NH4+-N几乎全部转化为NO2−-N或NO3−-N,反硝化成为系统脱氮的限制条件。其次系统内有机物浓度低,反硝化菌受碳源不足的影响,使得NOx−-N无法被进一步转化,导致出水TN偏高。阶段2到阶段3,随着进水COD浓度的升高,异养型细菌迅速增殖,底物和DO得到充分的利用,活性污泥絮凝体内外部形成明显的缺氧-好氧的微环境,反硝化菌生存环境较好。硝化反应产生的NO2−-N和NO3−-N进行了反硝化脱氮,从而提高了脱氮效果。系统进入阶段4时,TN出水浓度逐渐降低,TN平均出水浓度仅为1.14 mg/L,去除率达到97.33%,此时系统的同步脱氮效率达到最大。SAJJAD et al[9]指出,小粒径的污泥具有较大的比表面积,脱氮性能更好。在本试验中,从阶段5到阶段6,污泥的中值粒径(D50)由138.19 μm迅速增加到151.1 μm,由于阶段6的污泥粒径大,EPS的边界蛋白不能更多地暴露于氮中,因此蛋白质与氨和硝酸盐氮原子之间的亲电亲核相互作用较弱,系统对TN的去除效率降低。阶段7时,系统处于运行末期,由于丝状菌的大量繁殖,硝化菌以及反硝化菌的生存空间都受到抑制,TN和NH4+-N的去除率均降低。
2.1.3 TP去除效果
不同运行阶段对TP的去除情况,见图4。
反应器进水TP浓度范围为2.92~4.52 mg/L,不同阶段下TP的平均去除率分别为83.64%、95.42%、98.39%、99.07%、99.10%、98.69%和94.35%。在阶段5时,系统TP的去除率达到最大。
阶段1,反应器处于运行初期,接种污泥中的聚磷菌数量较少,TP的去除有较大波动。随着系统环境的稳定,聚磷菌世代时间短,迅速繁殖,TP出水逐渐降低。由阶段2到阶段5分析可知,系统TP的去除率一直在提升,表明有机物浓度的升高使聚磷菌的代谢活性增强,系统除磷能力提高。在阶段5时,TP去除率达到最大,出水浓度均低于0.05 mg/L,此时系统达到最优的除磷性能。王亚宜等[10]发现在缺氧条件下有机物浓度过高时,有机碳源会对缺氧释磷产生抑制作用。在反应器运行至阶段6,进水COD浓度达到2 400 mg/L时,由于系统内溶解氧过低,出现长时间厌氧环境,同时系统存在过量的有机物,多余的有机物优先被用于反硝化脱氮,却不进行反硝化吸磷作用,使得系统缺氧吸磷能力明显降低,出水TP浓度升高,此时TP的平均出水浓度为0.25 mg/L。阶段7时,系统发生了严重的污泥膨胀,抑制了吸磷作用,出水TP浓度进一步升高。结果表明,当进水COD浓度超出系统的承受能力范围后,将对系统的除磷效果产生不利影响。
2.2 活性污泥特性的分析
2.2.1 COD冲击对污泥状态的影响
不同阶段下污泥负荷及沉降性能的变化情况,见图5。
污泥负荷(Ns)为0.057 kg COD/(kg MLSS·d)时,系统运行第20 d,SVI迅速上升至60 mL/g,此时影响SVI最关键的因素是微生物处于系统适应阶段,其增殖速率决定此时期的SVI值的变化趋势;Ns为0.083 kg COD/(kg MLSS·d)时,SVI降低至42 mL/g,反应出水较为清澈,污泥沉降性能较好;Ns为0.077 kg COD/(kg MLSS·d)时,系统运行第60 d,MLSS达到24 980 mg/L,SVI为33.9 mL/g;Ns为0.076 kg COD/(kg MLSS·d)时,污泥增加速率减缓,SVI增至35 mL/g。原因是MLSS太高,有机质含量多,无机质含量少,不利于污泥沉降。同时,生物相镜检观察到污泥内存在大量丝状菌,这导致污泥沉降性能变差,系统发生了污泥膨胀。
2.2.2 COD冲击对污泥中EPS的影响
EPS是微生物分泌于细胞表面的大分子黏性物质,主要由多糖(PS)、蛋白质(PN)、腐殖质酸和油脂等组成,其中,PN与PS的含量之和约占EPS总量的40%~95%[11]。活性污泥一般通过检测PS与PN来表征EPS,其变化规律,见图6。
对比各阶段EPS的变化,可以看出进水COD浓度对EPS的含量影响较大。首先从EPS总量上看,反应器运行初期,为适应新环境,微生物通过分泌EPS来抵御外界环境的变化,EPS的含量从47.89增至72.31 mg/g VSS。阶段2至阶段5,EPS总量并没有随着进水COD浓度的增加而增加,反而呈降低的趋势。这是由于系统内微生物活性逐渐降低,使得微生物新陈代谢分泌的EPS的总量降低。随着反应器污泥量的增加,系统进入阶段6时,DO浓度较低,在有限的溶解氧下,丝状菌由于菌丝较长,比表面积大,同时对氧有较强的亲和力,在与菌胶团的竞争中处于优势[12],反应器内丝状菌数量增多,结果导致EPS总量升高。而在阶段7,系统长时间处于低溶氧下,此时DHA含量仅为1.412 mg/g VSS,微生物已处于内源呼吸期,微生物不得不利用自身储存的有机物以维持生命活动,EPS总量减少。
其次随着反应器的运行,PS含量持续增加,由13.47增加至27.30 mg/g VSS,这与系统的有机底物有关。微生物合成PS的重要途径是由淀粉水解后产生的葡萄糖转化而来,本试验主要以淀粉和乙酸钠作为碳源,使得微生物可合成较多的PS,这一结果与刘燕等[13]的研究相符。另外PS/PN的值由0.39增至1.2,在1.2时系统发生了丝状菌膨胀,而当PS/PN的值为1.0时反应器运行状态最佳。有关研究认为PS的大量生成会在一定程度上阻止微生物的聚集[14]。由此可看出,PS/PN在一定的范围内可保证系统内污泥活性良好,而当EPS中PS的比重过大时,污泥沉降性能将恶化。原因是PS具有亲水性,当PS数量过多时,将不利于微生物絮体的凝结,因此降低了污泥的沉降性能[15]。
2.2.3 COD冲击对污泥中粒径分布的影响
活性污泥的粒径表示污泥絮体的大小,污泥絮体的表面特性和形态结构对控制固液分离过程有重要意义。各阶段的变化规律,见表2。
表 2 各阶段粒径分布μm 反应阶段 平均粒径 D10 D50 D90 阶段1 118.35 55.24 116.46 186.43 阶段2 122.07 56.73 120.54 187.48 阶段3 124.23 62.36 122.42 194.36 阶段4 132.33 66.71 132.37 198.65 阶段5 141.15 73.62 138.69 208.75 阶段6 148.80 78.59 151.13 212.41 阶段7 149.71 78.48 152.78 218.35 对比分析不同进水COD浓度下系统粒度粒径的变化,利用正态分布公式进行粒径分布模拟,各阶段的平均粒径(μ值)、方差分别为140.289 μm、64.388;144.36 μm、56.846;144.028 μm、56.898;150.558 μm、52.116;162.615 μm、56.294;169.409 μm、51.504;173.273 μm、57.214。从数据可以看出,随着反应器的运行,污泥粒径不断增加。阶段1到阶段3粒径增加的原因是由于反应器启动初期MLSS较低,污泥颗粒较分散,使得污泥絮体有足够的空间充分生长,因此污泥粒径逐渐增加。阶段4到阶段6粒径增加的原因是随着反应的进行,系统内MLSS升高,污泥絮体之间紧密的排列使其受到的水力剪切力减小,絮体很难被打碎,因此粒径增大。阶段7粒径虽然仍在增加,但此时方差由51.504升高至57.214,系统MLSS达到最大值,氧传质能力减弱,DO浓度较低,粒径较大的絮体由于氧传质的减弱逐渐裂解,造成了粒径分布分散。
上述分析结果可知,在一定的MLSS范围内,粒径的增加有利于污泥絮凝,但当MLSS过高时,粒径增加使得底物的传质过程受到影响,容易使得较大絮体内部出现缺氧或厌氧区域,累积气体,从而破坏污泥絮体的紧密度和结构强度,造成污泥解絮,进而对系统的处理效果造成不利影响。
2.2.4 COD冲击对污泥中DHA的影响
DHA可以准确地反映微生物的活性,能够表征活性微生物对其基质降解能力的强弱[16]。不同进水COD浓度下活性污泥DHA的变化情况,见图7。
图7可知,活性污泥的DHA随着进水COD浓度的升高呈现先增加后持续减小的趋势。阶段1到阶段2,DHA从4.977 增至5.422 mg/g VSS,原因是系统运行初期,微生物为抵御外界环境的变化做出的应激反应[17]。阶段2到阶段7,DHA从5.422 减至1.412 mg/g VSS,原因可能是随着COD浓度的升高增加了SBR系统的渗透压,当渗透压超过微生物的耐受范围,将会抑制微生物的正常代谢并破坏脱氢酶在内的酶,导致微生物活性不断下降。洪梅等[18]发现较高浓度的COD在很大程度上会抑制微生物活性,当进水COD浓度>1 000 mg/L时,出水COD浓度﹥150 mg/L时,脱氢酶活性明显减弱,这与本试验得出的结论相一致。
2.2.5 活性污泥微生物相
各阶段污泥絮体及微生物相,见图8。
图8可知,反应器运行初期(阶段1),系统内污泥结构松散,微生物数量较少。随着运行时间的延长,系统稳定运行后,絮体密实且结构分布均匀,此时污泥絮体发育良好,性能稳定,对污染物有较高的去除效果。在运行中期(阶段2~5),系统内微生物种类丰富,有大量的钟虫、累枝虫和表壳虫属等指示处理效果好的微生物出现,这对于系统的稳定运行极其有利。运行后期(阶段6~7),随着系统内MLSS的升高,镜检观察到累枝虫等微生物被大量丝状菌缠绕,且丝状菌数量较多,这导致污泥沉降性能变差,发生了污泥膨胀。此时在系统内还观察到很多深褐色的厢壳虫,说明系统内污泥已经开始解体。同时反应器在运行后期由于系统MLSS的增加造成的缺氧环境,使部分好氧微生物逐渐消亡,导致系统内微生物数量明显减少,系统的除污能力减弱。
3. 结论
本研究采用序批式(SBR)反应器处理不同COD浓度下的城市污水。当COD浓度为400~2 000 mg/L时,随着进水COD浓度的升高,污染物的去除效果得到增强。COD浓度为2 000 mg/L时,系统运行良好,污染物去除效果达到最佳,COD、TN、NH4+-N和TP平均去除率分别为98.83%、97.19%、99.33%和99.10%。此时PS/PN的值为1.0,系统可稳定运行。
当COD浓度达到2 400 mg/L时,系统内MLSS过高,较大的粒径使得微生物的正常代谢受到影响,DHA明显降低,从5.422 mg/g VSS持续减至1.412 mg/g VSS。此时PS/PN上升至1.2,系统发生了严重的丝状菌膨胀,活性污泥系统受到破坏。
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表 1 各阶段进水COD浓度
试验阶段 浓度范围/mg·L−1 平均值/mg·L−1 运行时间/d 阶段1 376.2~457.4 416.8 10 阶段2 735.1~827.8 781.5 10 阶段3 1 121~1 249 1 185.0 10 阶段4 1 535~1 669 1 602.0 10 阶段5 1 949~2 174 2 061.5 10 阶段6 2 307~2 460 2 383.5 10 阶段7 2 415~2 596 2 505.5 5 表 2 各阶段粒径分布
μm 反应阶段 平均粒径 D10 D50 D90 阶段1 118.35 55.24 116.46 186.43 阶段2 122.07 56.73 120.54 187.48 阶段3 124.23 62.36 122.42 194.36 阶段4 132.33 66.71 132.37 198.65 阶段5 141.15 73.62 138.69 208.75 阶段6 148.80 78.59 151.13 212.41 阶段7 149.71 78.48 152.78 218.35 -
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