生活污水反消化除磷技術(shù)研究

　　反硝化除磷工藝處理低C/N比污水時(shí)較傳統脫氮除磷工藝具有較大的優(yōu)勢，其解決了反硝化菌與聚磷菌競爭碳源的矛盾，并實(shí)現“一碳兩用”而節省碳源的目的，同時(shí)降低了剩余污泥產(chǎn)量. 然而如何有效實(shí)現“一碳兩用”，以實(shí)現更穩定、 更有效的去碳和反硝化除磷效果，尚值得進(jìn)一步研究.

　　本課題組前期將ABR反應器和MBR反應器進(jìn)行優(yōu)化組合后開(kāi)展了大量關(guān)于去碳和反硝化除磷的研究，并且獲得了較好效果. 有研究表明，連續流反硝化除磷工藝中，厭氧段釋磷與缺氧段吸磷均受硝化液回流比及污泥回流比影響，而恰當的硝化液回流比及污泥回流比對反硝化除磷工藝處理低C/N比污水突出“一碳兩用”優(yōu)勢至關(guān)重要. 為此，本研究構建了ABR-MBR組合協(xié)同工藝，利用ABR在低耗并實(shí)現有效去碳的同時(shí)，提供反硝化除磷所需優(yōu)質(zhì)碳源，并以MBR硝化液提供電子受體以強化反硝化除磷作用，同時(shí)基于A(yíng)BR反應器微生物相分離的特性，通過(guò)調控硝化液回流比及污泥回流比，以期實(shí)現高效反硝化除磷，為基于反硝化除磷特性的ABR-MBR組合工藝實(shí)際應用奠定基礎.

　　1 材料與方法

        1.1 研究裝置與方案

　　本研究采用自行設計的ABR-MBR一體化反應器(見(jiàn)圖 1)，由5隔室ABR反應器和好氧MBR反應器組成，ABR反應器和MBR反應器的有效容積之比為2∶1，總有效容積為12 L. 研究過(guò)程中，MBR內溶解氧(DO)控制為2~3 mg·L-1，反應器內溫度控制在(30±1)℃. MBR反應器間歇抽吸出水，抽吸周期為10 min(8 min抽吸出水和2 min反沖洗). 系統采用可編程邏輯控制器(PLC)對水位恒定、 出水泵和反沖洗泵的啟閉自動(dòng)控制. 研究所用膜組件為PVDF簾式中空纖維膜，膜孔徑為0.2 μm，過(guò)濾面積為0.2 m2，采用真空壓力表測跨膜壓差(TMP)來(lái)反映膜的污染狀況，當TMP增至30 kPa時(shí)對膜組件進(jìn)行化學(xué)清洗.

圖 1 ABR-MBR反應器

　　將MBR硝化液回流至ABR第3隔室，其回流比(R1)分別設置為100%、 200%、 300%和350%; 設置ABR第5隔室污泥回流至ABR第2隔室，其污泥回流比(R2)為100%. 本研究在對R1優(yōu)化后，在最優(yōu)R1條件下對R2進(jìn)行優(yōu)化，設置3個(gè)不同R2，分別為80%、 100%和120%. 研究期間ABR-MBR組合工藝總HRT為9 h，控制泥齡為15 d.

　　1.2 試驗污水與污泥

　　為減小水質(zhì)波動(dòng)對本研究的影響，試驗進(jìn)水為模擬生活污水(生活污水∶人工配水為1∶1)，表 1所示為進(jìn)水水質(zhì)，主要碳源和氮源分別采用淀粉和氯化銨，污水所含營(yíng)養鹽及其濃度: H3BO3 30 mg·L-1、 ZnCl2 25 mg·L-1、 CaCl2 30 mg·L-1、 AlCl3 25 mg·L-1、 CuCl2 25 mg·L-1、 NiCl2 25 mg·L-1 和EDTA 40 mg·L-1; 微量元素: Na2SeO3·5H2O 25 mg·L-1、 K2HPO4·3H2O 25 mg·L-1、 FeCl2·6H2O 25 mg·L-1、 MgSO4·7H2O 30 mg·L-1、 CoC12·6H2O 25 mg·L-1、 MnSO4·H2O 25 mg·L-1和NaMoO4·2H2O 25 mg·L-1. ABR及MBR接種污泥均取自蘇州市某城市污水處理廠(chǎng)，研究開(kāi)始前ABR各隔室MLSS約為22 000 mg·L-1,MBR池內MLSS約為4 000 mg·L-1.

　　1.3 分析方法

　　本研究中，各常規分析指標均按國家標準方法測定，COD采用快速消解法; 溶解性PO43--P采用鉬銻抗分光光度法; TN采用過(guò)硫酸鉀氧化-紫外分光光度法; NO3--N: 紫外分光光度法; NH4+-N采用納氏試劑分光光度法; NO2--N采用紫外分光光度法; MLSS采用烘干稱(chēng)重法; VFA采用分光度法.

　　2 結果與討論

       2.1 優(yōu)化R1過(guò)程COD去除效能分析

　　ABR段HRT為6 h，ABR段有機負荷為2.0 kg·(m3·d)-1左右，在不同R1條件下，ABR-MBR組合工藝對COD去除效果如圖 2所示，進(jìn)水穩定在500 mg·L-1左右，ABR出水穩定在80 mg·L-1以下，最終出水COD穩定在50 mg·L-1左右，去除率穩定在90%左右. 這表明有機物在A(yíng)BR段得到充分利用. 本研究對COD的去除效果較文獻中A2/O-MBR工藝有明顯提高，這可能是由于本研究前期在A(yíng)BR前端隔室馴化有成熟的厭氧顆粒污泥，從而進(jìn)一步鞏固了COD的去除效果. 與傳統脫氮除磷工藝對COD去除途徑的不同之處在于，本研究中ABR第2隔室富集的反硝化除磷菌(DPB)充分利用經(jīng)ABR第1隔室充分水解產(chǎn)生的優(yōu)質(zhì)碳源合成胞內多聚物(PHB)來(lái)實(shí)現COD的利用，PHB在缺氧段作為反硝化除磷菌的電子供體，實(shí)現一碳兩用. 在本研究中，前置ABR在改善碳源質(zhì)量以供厭氧釋磷所需，又能夠有效降低厭氧出水COD濃度，利于后續MBR內進(jìn)行充分的硝化反應.

圖 2 不同硝化液回流比下COD的去除情況

　　2.2 優(yōu)化R1過(guò)程反硝化除磷效能分析

        2.2.1 厭氧釋磷情況分析

　　厭氧段能否充分釋磷是決定反硝化除磷效果的關(guān)鍵因素之一. VFA是可供反硝化除磷菌利用的唯一碳源，其他有機碳源只有經(jīng)過(guò)水解酸化為VFA才能被利用. 本研究在A(yíng)BR第2隔室為DPB創(chuàng )造適宜條件，充分吸收經(jīng)ABR第1隔室水解產(chǎn)生的優(yōu)質(zhì)碳源合成PHB并完成磷的釋放. 而R1過(guò)大會(huì )影響厭氧段釋磷量，為獲得不影響厭氧段釋磷的最優(yōu)回流比，對不同R1條件下ABR第2隔室釋磷情況進(jìn)行了研究.

　　圖 3為不同R1下各隔室溶解性PO43--P變化情況，ABR第2隔室出水溶解性PO43--P濃度明顯升高，可見(jiàn)ABR第2隔室發(fā)生了厭氧釋磷. 在前期研究基礎之上，基于優(yōu)質(zhì)碳源提供，本研究中ABR段HRT為6 h，ABR第1隔室出水VFA濃度穩定在58 mg·L-1左右，ABR第1隔室改善碳源質(zhì)量后供DPB釋磷所需. 由圖 4知當R1為100%和200%時(shí)，ABR第2隔室平均釋磷量分別為9.41 mg·L-1和9.83 mg·L-1，R1的增大未影響厭氧段釋磷過(guò)程. ABR第3隔室出水NOx--N濃度幾乎為0，從MBR池回流至ABR第3隔室的硝態(tài)氮在第3隔室基本消耗殆盡，在A(yíng)BR第2隔室無(wú)反硝化菌與DPB競爭碳源. 但當R1為300%時(shí)，ABR平均出水NOx--N濃度為1.74 mg·L-1，ABR第2隔室平均釋磷量降為7.03 mg·L-1; 當R1增大為350%時(shí)，平均釋磷量降為3.18 mg·L-1，ABR平均出水NOx--N濃度達6.04 mg·L-1. ABR第2隔室釋磷量在R1為300%和350%時(shí)大幅減少，這是由于在此回流比下ABR第5隔室大量未利用完的NOx--N隨污泥回流至ABR第2隔室與DPB競爭VFA，且進(jìn)入ABR第2隔室硝態(tài)氮量隨著(zhù)R1增大而增大，而厭氧段存在NOx--N，反硝化菌會(huì )與DPB爭奪優(yōu)質(zhì)碳源，優(yōu)先進(jìn)行反硝化，使得ABR第2隔室可供DPB進(jìn)行厭氧釋磷的VFA量減少; 另一方面，由表 2知在R1為100%、 200%、 300%和350%時(shí)，釋放1 mg磷需要VFA的量分別為5.88、 5.55、 7.14和20 mg，由于在R1為300%和350%時(shí)進(jìn)入第2隔室的NOx--N優(yōu)先利用VFA進(jìn)行反硝化，使得R1為300%和350%時(shí)釋放1 mg磷需要VFA的量大幅升高. 唐旭光等[16]以SBR反應器研究實(shí)際生活污水發(fā)現每釋放1 mg磷需耗1.401 mg VFA，由于本研究中ABR第2隔室存在產(chǎn)甲烷菌、 反硝化菌等利用VFA進(jìn)行產(chǎn)甲烷、 反硝化作用，使得本研究中此值明顯高于其他研究. 可見(jiàn)本研究中，R1設置為200%以下時(shí)，厭氧段釋磷才能有效進(jìn)行.

圖 3 不同硝化液回流比下磷的去除情況

　　2.2.2 缺氧吸磷情況分析

　　連續流反硝化除磷工藝中，DPB在缺氧段利用厭氧段吸收VFA合成的PHB作為電子供體，以硝化段提供的NO3--N作為電子受體，進(jìn)行同時(shí)反硝化吸磷反應. 在不影響厭氧釋磷情況下，缺氧段反硝化吸磷量的多少與缺氧段硝酸鹽負荷緊密相關(guān).

　　本研究中，ABR第3隔室及其后續隔室利用MBR回流硝化液中NO3--N作為電子受體進(jìn)行缺氧吸磷. 溶解性PO43--P濃度在A(yíng)BR第2隔室達到最高值，在A(yíng)BR第3隔室明顯減少，一方面是回流液稀釋作用，更主要的是在A(yíng)BR第3隔室發(fā)生了缺氧吸磷. 由圖 4可見(jiàn)，在R1為100%、 200%、 300%和350%時(shí)，ABR第2隔室平均釋磷量依次為9.41、 9.83、 7.03和3.18 mg·L-1，ABR平均缺氧吸磷量依次為8.8、 13.9、 11.79和6.5 mg·L-1，ABR缺氧吸磷量隨R1的增加先增加而后減少.

圖 4 不同硝化液回流比下各隔室溶解性PO43--P的變化

　　在R1為100%時(shí)，ABR缺氧段吸磷量較小，平均出水溶解性PO43--P濃度為1.49 mg·L-1，反硝化除磷量?jì)H占除總磷量的55%，此時(shí)ABR第3隔室出水NO3--N濃度幾乎為0，可見(jiàn)R1過(guò)小使ABR第3隔室無(wú)充足NO3--N供DPB利用，影響了對磷的去除. 在已完成充分釋磷的情況下，缺氧吸磷徹底程度取決于缺氧段NO3--N濃度. 當R1為200%時(shí)，ABR缺氧段吸磷量上升明顯，平均出水溶解性PO43--P濃度為0.5 mg·L-1，反硝化除磷量占總除磷量的85%. 當R1為300%時(shí)，ABR第2隔室釋磷量與ABR缺氧吸磷量均有所減少，ABR平均出水NO3--N濃度達1.54 mg·L-1，平均出水溶解性PO43--P濃度降至0.43 mg·L-1，反硝化除磷量達總除磷量的87%.

　　王曉蓮等認為當缺氧區出水NO3--N濃度控制在1～3 mg·L-1時(shí)反硝化除磷效果好; Kuba等認為適當增加NO3--N濃度有利于DPB的生長(cháng). 可見(jiàn) MBR段為ABR第2隔室提供適量電子受體尤為重要. 在R1較低時(shí)，NO3--N不足會(huì )成為反硝化除磷的限制因素，此時(shí)進(jìn)入ABR第3隔室NO3--N隨著(zhù)R1增大而增多，反硝化除磷比例會(huì )隨之增大. 但當R1增至350%時(shí)，ABR平均缺氧段吸磷量反而減少至6.5 mg·L-1，平均出水溶解性PO43--P濃度為1.74 mg·L-1. 這是由于大量NO3--N隨污泥回流至ABR第2隔室，影響了厭氧釋磷，導致DPB未儲存足夠多的PHB在A(yíng)BR第3隔室來(lái)完成過(guò)程吸磷，大部分的DPB無(wú)法形成較高的吸磷動(dòng)力，從而影響DPB反硝化除磷能力. 本研究表明，R1設置為200%以上時(shí)，缺氧段才有足夠的電子受體完成反硝化除磷.

　　2.3 優(yōu)化R1過(guò)程同步脫氮除磷效能分析

　　反硝化除磷工藝主要是通過(guò)DPB在缺氧段利用NOx--N作為電子受體進(jìn)行缺氧吸磷來(lái)完成對TN的去除; 對磷去除主要是通過(guò)DPB缺氧段利用硝態(tài)氮氧化污泥體內PHB，并過(guò)量吸收溶解性PO43--P合成體內聚磷來(lái)實(shí)現.

　　圖 5為不同硝化液回流比下氮的轉化規律，進(jìn)水TN主要以NH4+-N為主，在A(yíng)BR第2隔室TN和NH4+-N濃度降低主要由稀釋作用，ABR第3隔室及后續隔室利用回流硝化液中NO3--N作為電子受體進(jìn)行反硝化除磷，脫氮效率由反硝化除磷情況決定. 在R1分別為100%、 200%、 300%和350%時(shí)，平均NH4+-N去除率穩定在95%以上，平均出水TN濃度分別為36.82、 25.06、 12.98和22.82 mg·L-1; 去除率分別為57%、 70%、 84%和71%，R1從100%增至300%過(guò)程中，TN去除率呈升高趨勢. 可見(jiàn)R1較低時(shí)，硝酸鹽成為反硝化的限制因子. 但R1增至350%時(shí)，TN去除率卻降至71%，由于回流到缺氧段的硝酸鹽負荷近于飽和，而缺氧段可利用的有機碳源有限，因此，碳源不足成為影響反硝化效果的主要原因，造成硝酸鹽的“穿透現象”，從而導致反硝化除磷對脫氮貢獻較小，影響了本研究中TN的去除.

圖 5 不同硝化液回流比下氮的轉化規律

　　本研究中獲得工藝最佳同步反硝化除磷效果時(shí)的R1為300%，此時(shí)平均出水NH4+-N、 TN和溶解性PO43--P分別穩定在0.73、 12.98和0.43 mg·L-1. R1過(guò)低使ABR第3隔室中NO3--N負荷過(guò)低，即無(wú)充足電子受體供DPB利用，從而影響除磷效果; 另一方面，大部分NO3--N未經(jīng)缺氧區反硝化除磷環(huán)節直接隨出水流出，這種“未脫先離”的現象致使TN去除率不高. 而R1過(guò)大使ABR第3隔室及后續隔室NO3--N過(guò)剩，反硝化菌會(huì )大量消耗ABR第二隔室的VFA，導致釋磷不充分，從而影響工藝的反硝化除磷效果; 另一方面，硝化液攜帶的DO隨R1增大而增多，破壞了缺氧環(huán)境，反硝化能力被削弱，致使TN去除率不高.

　　2.4 優(yōu)化R2過(guò)程去碳脫氮除磷效能分析

　　在最優(yōu)R1為300%下，設定3個(gè)不同R2: 80%、 100%和120%，圖 6為不同R2下各污染物的去除情況，出水COD濃度穩定在50 mg·L-1左右，R2變化未影響本工藝對COD的去除. 在R2為80%、 100%和120%時(shí)，出水TN分別為13.46、 12.98和11.68 mg·L-1，隨著(zhù)R2的增大，出水TN濃度呈下降趨勢. 隨著(zhù)R2的增大，更多NO3--N在A(yíng)BR第2隔室進(jìn)行反硝化，故在R1保持不變時(shí)，出水TN濃度隨R2增大而減小. 污泥回流是導致厭氧段反硝化菌與DPB產(chǎn)生碳源競爭矛盾的主要原因，R2的大小直接影響ABR第2隔室中釋磷量從而影響反硝化除磷效果. 當增大R2至120%時(shí)，ABR出水溶解性PO43--P濃度升高至0.74 mg·L-1，這可能是由于隨R2增大，更多的NO3--N回流至ABR第2隔室優(yōu)先進(jìn)行反硝化，使DPB內儲存的內碳源的量較少，導致缺氧吸磷減弱，從而造成除磷效果下降. 較大的R2必然會(huì )對除磷造成負面影響，在保證TN有效去除的前提下，無(wú)需維持較大的R2. 因此，本研究中R2為100%時(shí)獲得最佳反硝化除磷效果.具體參見(jiàn)污水寶商城資料或http://www.sharpedgetext.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

圖 6 不同污泥回流比下COD、 TN和溶解性PO43--P去除情況

　　3 結論

　　(1) 本研究構建的ABR-MBR一體化反應器，基于A(yíng)BR優(yōu)質(zhì)供碳與MBR硝化液回流比相耦合，實(shí)現了穩定有效的反硝化除磷效果. 該工藝在優(yōu)化的硝化液回流比和污泥回流比條件下，可實(shí)現對生活污水COD、 NH4+-N的穩定有效去除，系統出水COD和NH4+-N濃度分別在50 mg·L-1和1 mg·L-1以下.

　　(2) 在污泥回流比為100%，硝化液回流比從100%增大至350%時(shí)，ABR第2隔室釋放1 mg磷需要VFA的量分別為5.88、 5.55、 7.14和20 mg，ABR為厭氧釋磷提供了足夠的優(yōu)質(zhì)碳源.

　　(3) 在污泥回流比為100%，硝化液回流比從100%增大至350%時(shí)，ABR缺氧吸磷量隨硝化液回流比的增大先增加后減少，平均缺氧吸磷量依次為8.8、 13.9、 11.79和6.5 mg·L-1，平均出水溶解性PO43--P濃度分別為1.49、 0.5、 0.43和1.74 mg·L-1.

　　(4) 在A(yíng)BR段有機負荷為2.0 kg·(m3·d)-1、 系統的HRT為9 h、 SRT為15 d，硝化液回流比和污泥回流比分別為300%和100%時(shí)，ABR-MBR組合工藝獲得工藝最佳反硝化除磷效果，TN和溶解性PO43--P平均去除率分別達84%和94%，反硝化除磷量達磷總去除量的87%，平均出水TN和溶解性PO43--P濃度分別為12.98 mg·L-1和0.43 mg·L-1.