污泥消化液旁側(cè)脫氮工藝的ao工藝研究

污泥消化液旁側(cè)脫氮工藝的ao工藝研究

由于世界富營(yíng)養(yǎng)化現(xiàn)象的不斷發(fā)生，各國(guó)科學(xué)家對(duì)廢水氮的脫氮和磷的處理進(jìn)行了大量研究，并開發(fā)了許多新的廢水氮處理技術(shù)，如sharon、oland、干姜和anammox。這些新技術(shù)的關(guān)鍵是將硝化過程控制在亞硝化階段。根據(jù)研究，游離氨基對(duì)亞硝酸鹽氧化（nob）和氨氧化（aob）的抑制作用濃度分別為0.1.0mg和10.150mg。最終研究結(jié)果表明，當(dāng)fa濃度達(dá)到6mg時(shí)，可以完全抑制nob的生長(zhǎng)。游離亞硝酸鹽（fna）的完全抑制諾b和阿布的生長(zhǎng)濃度分別為0.02mg。l和0.4mg。因此，只要選擇了fa和fna的抑制作用，系統(tǒng)中的nob就不會(huì)受到抑制，而aob則不會(huì)受到抑制，因此硝化可以控制在亞硝化階段。一些研究人員發(fā)現(xiàn)，由于fa和fna的選擇可以受到抑制，但aob沒有受到抑制，因此硝化在亞硝化階段被控制。因此，我們首先建議使用fa和fna來(lái)抑制短期硝化并處理廢水不足。換言之，當(dāng)進(jìn)程開始時(shí)，廢水中的高fa濃度抑制了nob，并開始了短程硝化。隨著no-2-n的大量積累，較低的ph值導(dǎo)致較高的fna濃度，因此，粗顆粒中的fa和后段中的fna可以一起維持短程硝化。1材料和方法1.1反應(yīng)器及吸氣管本試驗(yàn)裝置由有機(jī)玻璃加工而成,見圖1.反應(yīng)器平均分為9個(gè)格室,各格室有效容積為4L,第1個(gè)格室為缺氧區(qū),其余8格室為好氧,可根據(jù)試驗(yàn)需要調(diào)整出水位置在第6～9格室.二沉池為豎流式,容積為15L.2臺(tái)蠕動(dòng)泵控制進(jìn)水和污泥回流流量,由于進(jìn)水COD/NH+4-N極低,未設(shè)內(nèi)循環(huán),1臺(tái)氣泵為好氧格室曝氣,1臺(tái)攪拌器為缺氧區(qū)提供攪拌,反應(yīng)器配備在線檢測(cè)的pH計(jì)和DO儀.在反應(yīng)器各格室設(shè)置取樣點(diǎn),分別用缺1、好1、好2、好3、好4、好5、好6、好7、好8表示.1.2固液及堿度水質(zhì)指標(biāo)試驗(yàn)接種污泥取自北京高碑店污水廠的二沉池回流污泥,污泥呈黃褐色,沉降性能良好,SV在50%左右.本試驗(yàn)用水為該廠脫水機(jī)房產(chǎn)生的消化污泥脫水液,其各項(xiàng)水質(zhì)指標(biāo)見表1.從表1可以看出,此污泥脫水液的C/N在0.7左右、堿度/NH+4-N在5.5左右,本試驗(yàn)所處理對(duì)象是一種低COD/NH+4-N且硝化所需堿度不足的廢水.1.3設(shè)備的操作條件整個(gè)試驗(yàn)過程共163d,分為4個(gè)階段,每個(gè)階段反應(yīng)器的運(yùn)行參數(shù)見表2.1.4水質(zhì)、溫度、測(cè)試方法COD、NH+4-N、PO3?443--P、NO-2-N、NO-3-N、MLSS均采用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定,pH值、DO、溫度采用Multi340i便攜式多功能測(cè)定儀測(cè)定.2結(jié)果與討論2.1no-2-n的積累試驗(yàn)通過逐步提高進(jìn)水NH+4-N負(fù)荷(ammoniumloadingrate,ALR),提高反應(yīng)器FA濃度,在培養(yǎng)馴化污泥的同時(shí),逐步加強(qiáng)FA對(duì)NOB的抑制作用.從圖2可以看出,在試驗(yàn)的第1階段,進(jìn)水ALR維持在0.23～0.26kg·(m3·d)-1時(shí),各格室FA濃度的平均值(FAav)在1.0mg/L左右,此階段沒有出現(xiàn)NO-2-N的積累;第2階段提高進(jìn)水ALR到0.37～0.41kg·(m3·d)-1,此時(shí)FAav提高到2.5mg/L左右,此階段后期出現(xiàn)了NO-2-N的少量積累,NO-2-N積累率達(dá)到3%左右,但由于進(jìn)水水質(zhì)的變化,導(dǎo)致FAav大幅度下降,出水中NO-2-N積累現(xiàn)象消失,而在此階段的反應(yīng)中間過程一度出現(xiàn)NO-2-N的積累,最高濃度達(dá)30mg/L;第3階段進(jìn)一步提高進(jìn)水ALR到0.62～0.78kg·(m3·d)-1,此時(shí)FAav提高到3.75mg/L左右,反應(yīng)器出水中迅速出現(xiàn)NO-2-N積累,NO-2-N積累率迅速升高到91%左右,至此短程硝化成功啟動(dòng).A/O反應(yīng)器中NH+4-N、pH值、堿度的沿程變化見圖3,由于該脫水液堿度不足,隨著硝化反應(yīng)的進(jìn)行,NH+4-N由原來(lái)的126mg/L降低到68mg/L,堿度由401mg/L降低到14mg/L,當(dāng)堿度降低到40mg/L以下時(shí),硝化反應(yīng)在好氧第3格室停止,NH+4-N基本不再被氧化,雖然此時(shí)堿度消耗量較少,但由于系統(tǒng)緩沖能力弱,所以會(huì)產(chǎn)生pH值的大幅度下降,好3格室pH值比上一格室下降了0.5,是好2格室pH值下降值的3倍左右.因此在保證高硝化率的前提下,很難保證反應(yīng)器后段較高的FA濃度(圖3).隨著進(jìn)水ALR的增加,硝化反應(yīng)結(jié)束點(diǎn)向后推移,堿度缺乏而緩沖能力弱的格室數(shù)減少,導(dǎo)致反應(yīng)器出水的pH值有所升高,污泥回流液與原水混合后的pH值也相應(yīng)升高,因此反應(yīng)器首段及整個(gè)系統(tǒng)的pH值升高,FA濃度增加,且第3階段污泥回流比(RS)降低為25%,減小了回流污泥的稀釋作用,進(jìn)一步提高了反應(yīng)系統(tǒng)的pH及FA濃度,見圖4,各階段缺氧區(qū)的FA濃度值分別為2.2、4.5、10.2mg/L.短程硝化的實(shí)現(xiàn)與反應(yīng)器內(nèi)FA濃度增加規(guī)律完全一致,雖然第2階段FAav達(dá)到了NOB發(fā)揮抑制作用的濃度,但由于反應(yīng)器后段FA濃度很低,使得產(chǎn)生的NO-2-N會(huì)被進(jìn)一步氧化為NO-3-N,與試驗(yàn)結(jié)果吻合.FA對(duì)NOB的抑制不僅與反應(yīng)器中FA的最大濃度有關(guān),同時(shí)也與污泥在一個(gè)循環(huán)周期中的受抑制時(shí)間的比例有關(guān),受抑制時(shí)間比例r=(FA濃度>1.0mg/L的格室數(shù))/(總格室數(shù)),各階段最大FA濃度和NOB受抑制(FA>1.0mg/L)時(shí)間比例的典型值分別為2.2、4.5、10.2mg/L和1/3、1/2、2/3,從以上分析可以看出,本試驗(yàn)短程硝化成功啟動(dòng)的決定性因素是系統(tǒng)中FA的抑制作用.2.2doa與fna的短程維持對(duì)比由圖5可以看出,短程穩(wěn)定維持階段的進(jìn)水ALR與啟動(dòng)末期基本一致,在0.50～0.74kg·(m3·d)-1之間,但是由于進(jìn)水水質(zhì)變化,pH值降低,導(dǎo)致A/O反應(yīng)器的FAav較低,在0.5～1.8mg/L之間,在整個(gè)階段的前15d,各格室DO濃度的平均值(DOav)維持在2.0mg/L左右,而在整個(gè)階段的后15d,DOav維持在4.8mg/L左右,在此條件下穩(wěn)定運(yùn)行的1個(gè)月中,NO-2-N積累率一直保持在90%以上.根據(jù)文獻(xiàn)報(bào)道,當(dāng)溶解氧較低(DO<1.0mg/L)時(shí),由于AOB比NOB對(duì)DO具有更強(qiáng)的親和能力,因此有利于實(shí)現(xiàn)短程.在本試驗(yàn)過程中,開始階段DOav維持在2.0mg/L左右,NO-2-N積累率沒有出現(xiàn)下降趨勢(shì),即使進(jìn)一步提高DOav到4.8mg/L左右,NO-2-N積累率仍沒有出現(xiàn)下降趨勢(shì),因此DO對(duì)本系統(tǒng)維持短程基本沒發(fā)揮作用.對(duì)比短程穩(wěn)定階段與啟動(dòng)階段的FAav值可知,在此FAav值下FA不能起到對(duì)NOB完全抑制的作用,而在短程形成后,NO-2-N大量積累,且由于硝化所需堿度不足,反應(yīng)器后段pH值較低,導(dǎo)致FNA濃度較高,好氧最后格室濃度可達(dá)0.22mg/L,見圖6.根據(jù)文獻(xiàn)報(bào)道,當(dāng)FNA濃度>0.02mg/L時(shí)就會(huì)對(duì)NOB產(chǎn)生抑制作用,因此可以推斷本系統(tǒng)短程的維持是FA與FNA共同發(fā)揮抑制作用的結(jié)果,為了證明該推斷進(jìn)行了第4階段的試驗(yàn).2.3過曝氣狀態(tài)下nob的生長(zhǎng)特性在短程硝化過程中,隨著反應(yīng)進(jìn)行NH+4-N濃度沿程降低,FA濃度也隨之降低,當(dāng)硝化反應(yīng)結(jié)束后仍然進(jìn)行曝氣,即反應(yīng)器處于過曝氣狀態(tài),在過曝氣格室中FA濃度極低,失去了FA對(duì)NOB的抑制作用,對(duì)于硝化堿度充足的廢水,由于緩沖能力強(qiáng)好氧末段pH值較高,FNA濃度低不能發(fā)揮抑制NOB的作用,且AOB的底物FA較少,失去了與NOB競(jìng)爭(zhēng)的優(yōu)勢(shì),短程會(huì)被逐漸破壞.但是在處理硝化堿度不足的廢水時(shí),在過曝氣格室中由于緩沖能力弱pH值較低,導(dǎo)致FNA濃度較高,FNA對(duì)NOB存在抑制作用,短程能夠穩(wěn)定維持.因此為了確證FNA在本系統(tǒng)中對(duì)NOB的抑制作用及其對(duì)維持短程的貢獻(xiàn),調(diào)整A/O反應(yīng)器進(jìn)水ALR在0.17～0.32kg·(m3·d)-1,使其在過曝氣狀態(tài)下運(yùn)行.A/O反應(yīng)器在過曝氣狀態(tài)下共運(yùn)行69d,在第57d進(jìn)水水質(zhì)發(fā)生變化,硝化所需堿度充足.在進(jìn)水硝化所需堿度不足狀態(tài)下,NO-2-N積累率呈逐漸下降趨勢(shì),從92%下降到66%.好氧格室硝酸鹽的生成量由5mg/L升高到46mg/L,此階段好氧末端FNA的濃度在0.5～1.2mg/L之間,如圖7.從圖8可以看出,好氧前4格室NO-3-N的產(chǎn)生量由4mg/L增加到41mg/L,好氧后4格室NO-3-N的產(chǎn)生量基本穩(wěn)定在2～5mg/L之間,所以A/O反應(yīng)器出水硝態(tài)氮的增長(zhǎng)主要是好氧前段NO-3-N產(chǎn)生量增加所造成的.由圖9可知,A/O反應(yīng)器處于過曝氣狀態(tài)下的出水pH在5.5左右,低于穩(wěn)定短程狀態(tài)下出水pH值(6.5左右),又由于污泥回流的作用,導(dǎo)致A/O反應(yīng)器沿程pH值都低于穩(wěn)定短程狀態(tài),pH值降低削弱了FA在好氧前段對(duì)NOB的抑制作用,導(dǎo)致好氧前段NO-3-N產(chǎn)生量增加,缺氧池FA濃度由4.7mg/L降低到1.8mg/L.綜合以上分析可知,好氧前段FA抑制作用的減弱是出水NO-3-N增加主要原因,好氧后段較低的pH值導(dǎo)致了較高的FNA濃度對(duì)NOB產(chǎn)生抑制,是反應(yīng)器后段NO-3-N生成量維持穩(wěn)定的原因.當(dāng)進(jìn)水水質(zhì)發(fā)生變化,硝化所需堿度充足后,好氧末端FNA濃度迅速下降,由1.0mg/L下降到0.003mg/L,NO-2-N積累率在3d的時(shí)間由62%下降到3%,短程被破壞,不僅好氧前段NO-3-N生成量增加,好氧后段NO-3-N生成量也快速增加,由5mg/L迅速增長(zhǎng)到45mg/L,見圖7和圖8.進(jìn)水堿度充足后,系統(tǒng)緩沖能力變強(qiáng),pH維持在較高水平,導(dǎo)致FNA濃度降低,對(duì)NOB不再具有抑制作用,好氧后段失去FNA對(duì)NOB的抑制作用,NOB活性得到恢復(fù),將產(chǎn)生的NO-2-N進(jìn)一步氧化成NO-3-N,破壞短程,該結(jié)果說明了FNA對(duì)本系統(tǒng)維持短程具有不可替代的作用,當(dāng)FAN抑制作用撤除后,短程立即破壞.有研究認(rèn)為FA與FNA對(duì)NOB合成代謝發(fā)生抑制的濃度要低于對(duì)分解代謝發(fā)生抑制的濃度,但本試驗(yàn)通過FA與FNA的抑制作用使反應(yīng)器長(zhǎng)期運(yùn)行在短程硝化狀態(tài)下,當(dāng)抑制作用撤除后,短程在3d的時(shí)間內(nèi)迅速破壞,反應(yīng)器內(nèi)NOB迅速恢復(fù)活性,說明仍有大量NOB存在于系統(tǒng)中,并未因合成代謝受到抑制而通過排泥和內(nèi)源代謝被淘汰掉,所以對(duì)于NOB合成代謝與分解代謝受抑制的閾值問題,還有待進(jìn)一步研究.3短程硝化維持(1)本試驗(yàn)利用A/O反應(yīng)器處理實(shí)際的高NH+4-N、低堿度廢水,通過逐步提高進(jìn)水A