翟梅，劉曉，曹國(guó)憑

(河北聯(lián)合大學(xué)建筑工程學(xué)院，河北唐山，063009)

微氧技術(shù)是近幾年才逐漸發(fā)展起來的一種新型的廢水處理技術(shù)，迄今還未給出一個(gè)嚴(yán)格的定義，但從很多文獻(xiàn)中可以看出，微氧一般指反應(yīng)器內(nèi)的環(huán)境溶解氧的質(zhì)量濃度在0.3～1.0 mg/L［1-3］，在此環(huán)境下通過培養(yǎng)微氧顆粒污泥來降解有機(jī)物。微氧顆粒污泥一般是通過消化污泥或厭氧顆粒污泥適當(dāng)?shù)靥砑尤芙庋醵囵B(yǎng)起來的［3］。微氧顆粒污泥是多種微生物的共生體，可以提高反應(yīng)器生物量和泥水分離效果，從而使反應(yīng)器高效穩(wěn)定的運(yùn)行［4］。微氧EGSB反應(yīng)器結(jié)合了厭氧與好氧的優(yōu)點(diǎn)，即在微厭氧環(huán)境下(如顆粒污泥的內(nèi)部厭氧與外部好氧)，厭氧菌和好氧菌可以在同一個(gè)反應(yīng)器內(nèi)同時(shí)新陳代謝，使一些在絕對(duì)好氧或絕對(duì)厭氧情況下不能降解或不能徹底降解的物質(zhì)得以降解［5］。

1 材料和方法

1.1 試驗(yàn)裝置

試驗(yàn)裝置如圖1所示。EGSB反應(yīng)器高度1.9 m，有效體積10L。其中反應(yīng)區(qū)高1.5 m，內(nèi)徑為7 cm。對(duì)EGSB反應(yīng)器的回流水進(jìn)行曝氣，通過回流水中溶解氧的控制和調(diào)節(jié)回流比使EGSB反應(yīng)器處于微氧狀態(tài)。試驗(yàn)中控制各反應(yīng)器的水溫在25℃左右。

圖1 試驗(yàn)裝置

1.2 接種污泥和實(shí)驗(yàn)用水

試驗(yàn)的接種污泥為市政污水廠的剩余污泥，取自唐山市北郊污水廠。所取污泥為脫水后的污泥餅，在脫水之前添加了絮凝劑。把泥餅用自來水浸泡過夜，產(chǎn)生大量氣泡，表明污泥中含有大量的厭氧微生物。因?yàn)樘砑恿诵跄齽?，所以浸泡后的污泥自行粘結(jié)成團(tuán)。把浸泡好的泥餅用孔徑2 mm的標(biāo)準(zhǔn)篩篩選，去除大的泥團(tuán)，然后接入反應(yīng)器。微氧EGSB反應(yīng)器的接種污泥濃度為8.6gMLSS/L。

采用模擬生活污水培養(yǎng)顆粒污泥。碳源為蔗糖、啤酒和乙酸鈉。氮源為氯化銨，磷源為磷酸二氫鉀?？刂婆渌瓹OD在400 mg/L左右，氨氮在30～40 mg/L，總磷在4 mg/L左右。用小蘇打調(diào)節(jié)pH在中性范圍。為保證厭氧反應(yīng)器良好的運(yùn)行，每天向反應(yīng)器中加入10 mL稀釋后的微量元素(含F(xiàn)e、Co、Ni和S2－等)。

1.3 分析方法

COD、氨氮、混合液懸浮固體(MLSS)、污泥容積指數(shù)(SVI)均采用標(biāo)準(zhǔn)方法［6］;pH采用pH－3C酸度計(jì)測(cè)定;溶解氧采用DO200便攜式溶氧儀測(cè)定;顆粒污泥形態(tài)用光學(xué)顯微鏡觀察;顆粒污泥粒徑分布采用篩分法;顆粒污泥沉速采用某一粒徑區(qū)間顆粒在水溫20℃、水深50 cm的量筒中作自由沉降時(shí)的平均沉速。

1.4 實(shí)驗(yàn)方法

在24～26℃條件下，保持HRT=6 h左右，回流桶內(nèi)的DO在7.3 mg/L左右，逐步提高回流比來增加反應(yīng)區(qū)的上升流速和充氧量。定時(shí)取樣在顯微鏡下觀察污泥形態(tài)，以形成輪廓清晰，結(jié)構(gòu)緊湊，沉降迅速的顆粒污泥，且其在污泥干質(zhì)量中占據(jù)相當(dāng)比例來界定顆粒污泥培養(yǎng)成功。運(yùn)行參數(shù)調(diào)節(jié)過程見表1。

表1 運(yùn)行參數(shù)調(diào)整

2 結(jié)果與討論

2.1 顆粒污泥形成過程

15天左右時(shí)從各個(gè)取樣口取樣觀察，污泥床中下部出現(xiàn)顆粒狀污泥，結(jié)構(gòu)比較完整，顆粒輪廓還不是很清晰，顆粒邊緣并不光滑。污泥床上部仍為絮狀污泥。隨后增大回流比，提高上升流速和反應(yīng)器充氧量，污泥沉降性能良好。運(yùn)行23天時(shí)顆粒污泥已經(jīng)初步形成，繼續(xù)培養(yǎng)，顆粒污泥輪廓趨于規(guī)則，結(jié)構(gòu)更加緊密。30天時(shí)，反應(yīng)器內(nèi)的污泥已基本轉(zhuǎn)化為光滑致密的顆粒污泥。培養(yǎng)期間污泥形態(tài)變化過程見圖2。

圖2 微氧顆粒污泥的形成過程

圖3是EGSB反應(yīng)器污泥粒徑分布變化。由圖可知:16 d后，污泥粒徑在小于0.355 mm范圍內(nèi)的顆粒污泥最多，是總體的33.6%，其次為0.45～0.9 mm范圍內(nèi)的顆粒污泥，是總體的29.8%，粒徑在0.355～0.45 mm范圍內(nèi)的污泥是總體的25.5%。31 d后，小于0.355 mm范圍內(nèi)的顆粒污泥減少到總體的25.1%，0.355～0.45 mm范圍內(nèi)的顆粒污泥減少到總體的21.3%，0.45～0.9 mm范圍內(nèi)的顆粒污泥增加到了36.8%，其他范圍內(nèi)的顆粒污泥均有少量的增加。由此可知EGSB反應(yīng)器維持一定的溶解氧有利于顆粒污泥的形成，適當(dāng)?shù)娜芙庋跻状龠M(jìn)顆粒污泥的快速形成。

圖3 EGSB反應(yīng)器顆粒污泥粒徑分布變化

圖4是EGSB反應(yīng)器污泥沉降性能的變化。由圖可知:培養(yǎng)了16 d的顆粒污泥沉降性比培養(yǎng)了31 d的顆粒污泥沉降性好，其主要原因是微氧反應(yīng)器的回流比較大，造成了溶解氧過多，從而影響了微氧反應(yīng)器中顆粒污泥的形成，如果延長(zhǎng)本實(shí)驗(yàn)，在后期培養(yǎng)過程中，在微氧反應(yīng)器中維持適宜的溶解氧，那么顆粒污泥的沉降性會(huì)有所改善。

圖4 EGSB反應(yīng)器顆粒污泥沉降性能變化

2.2 COD和氨氮去除效果

EGSB反應(yīng)器對(duì)COD的去除效果見圖5。由圖可知:在反應(yīng)器啟動(dòng)初期，保持上升流速為2.8 m/h，當(dāng)HRT為4.6 h，回流比R為4:1時(shí)，COD去除率在54% ～71%。為了提高進(jìn)水濃度，保證有充足的營(yíng)養(yǎng)進(jìn)入污泥反應(yīng)區(qū)，并且為了保持反應(yīng)器中有一定的溶解氧，以加快顆粒污泥的快速成長(zhǎng)，遂將HRT縮短至3.7 h，回流比R調(diào)高至8:1，同時(shí)上升流速升高為6.3 m/h。此時(shí)COD去除率在71% ～81%，COD去除率明顯提高，說明反應(yīng)器中存在適量的溶解氧有利于COD的去除。HRT為6 h，回流比為9:1時(shí)，微氧反應(yīng)器的COD去除率依然很高，維持在70% ～87%。由此證明，適當(dāng)?shù)娜芙庋蹩梢源龠M(jìn)顆粒污泥的快速形成。

圖5 EGSB反應(yīng)器對(duì)COD去除效果

圖6是EGSB反應(yīng)器對(duì)氨氮的去除效果。由圖可知，微氧反應(yīng)器出水的氨氮含量基本維持在10mg/L以下，對(duì)于進(jìn)水中氨氮的去除效果很好。其原因是反應(yīng)器中溶解氧的存在，有利于為顆粒污泥的內(nèi)部造成一個(gè)缺氧的環(huán)境，同時(shí)在顆粒污泥的外部又創(chuàng)造了一個(gè)微氧的環(huán)境，這就將硝化與反硝化同時(shí)融入一個(gè)反應(yīng)器中，硝化反硝化反應(yīng)同時(shí)進(jìn)行［7］。

圖6 EGSB反應(yīng)器對(duì)氨氮去除效果

3 結(jié)論

在EGSB反應(yīng)器中保持適量的溶解氧，并不會(huì)影響甲烷菌的正常活動(dòng)，反而可以促進(jìn)顆粒污泥的快速形成。在微氧條件下，顆粒污泥有較大的粒徑，大多數(shù)＞0.45 mm，沉降性好，且對(duì)氧的穿透具有適當(dāng)?shù)牡种谱饔?，可使顆粒外部有一定的氧濃度，而內(nèi)部形成缺氧的微環(huán)境，使硝化細(xì)菌和反硝化細(xì)菌具備各自適合的空間，有利于硝化和反硝化的同時(shí)進(jìn)行。當(dāng)維持微氧反應(yīng)器內(nèi)的HRT為6 h，回流比R為9時(shí)，對(duì)于進(jìn)水COD

和氨氮去除率分別為80% ～90%、80% ～90%。運(yùn)行穩(wěn)定后出水COD維持在50 mg/L以下，氨氮維持在10 mg/L以下。

［1］ 高立杰，肖羽堂，高冠道，馬程.微氧水處理技術(shù)的特性及應(yīng)用研究進(jìn)展［J］.工業(yè)用水與廢水，2007，38(2):5-8.

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［5］ 董春娟，呂炳南，趙慶良.限氧EGSB反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥性能研究［J］.安全與環(huán)境學(xué)報(bào)，2007，7(5):27-31.

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［7］ D.H.Zitomer.Stoichiometry of combined aerobic and methan-ogenic COD transformation［J］.Water Research，1998，32(3):669-676.