wsz10一体化污水处理设施《资讯》
wsz-10一体化污水处理设施
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系统获得稳定亚硝化性能后,在第33天,进水氨氮浓度和负荷分别从300 mg?L?1和1.2 kg?(m3?d)?1提高至500 mg?L?1和2.0 kg?(m3?d)?1,氨氮去除率显著下降,仅为50%左右,出水氨氮剩余浓度达到275 mg?L?1,亚硝酸盐出水浓度下降至130 mg?L?1。尽管FA/FNA的选择性抑制是实现亚硝化线路的重要调控方式,进水中氨氮浓度的提升,FA浓度可有效抑制NOB,有利于亚硝酸盐累积,但本研究在氨氮浓度提高至500 mg?L?1时,亚硝酸盐累积率下降,主要受到异养微生物的影响。此时进水COD浓度高达1 000 mg?L?1,降解有机物的异养微生物大量繁殖,并与AOB竞争DO,导致AOB的活性受抑制。此外,氨氮负荷的快速升高也会一定程度上对氨氧化菌产生冲击性影响。同时,研究发现,此阶段系统出现近20%的TN损失,说明在SBR运行周期中,存在缺氧环境,有机物被用作电子供体进行反硝化,进一步证实在本研究系统中曝气量不变,有机物和氨氮负荷提升,DO成为AOB受制约的重要因素。 在整个负荷不断提升过程中,相对自养微生物,异养微生物在基质充足条件下,COD的去除率相对稳定(见图2(a))。图2(d)表明,在进水有机物和氨氮负荷不断提升过程中,污泥浓度和活性不断提高,MLVSS/MLSS高达0.67,并且主要以颗粒污泥形态存在。为了保证系统稳定运行,需进行定期排泥。
2.2 进水pH对好氧颗粒污泥部分亚硝化的影响 各类微生物都有其适合自身生长的zui佳pH,pH对微生物代谢过程和产物存在形态也会产生重要影响。在亚硝化控制过程中,通过控制不同pH调节FA或FNA,有效抑制NOB,促进AOB成为优势种群。本研究探讨了pH分别为8.0、7.5和7.0条件下氮转化的影响,见图3。由图3可以看出,进水pH从8.0下降至7.0,氨氮去除率逐渐提升,出水氨氮大幅下降,生成亚硝酸盐浓度不断提高,出水NO2?-N/NH4+-N比值从0.5提高到0.95左右。进水pH变化导致游离氨(FA)浓度发生变化,对氮形态转化产生至关重要的作用。如图3(b)所示,进水pH为8.0时,进水FA浓度高达48.5 mg?L?1,系统氨氮去除率仅为46.05%,当改变进水pH至7.5后,进水FA浓度降低至16 mg?L?1,氨氮去除率快速提升,第51天,升高至65.12%左右。pH至7.0左右,进水FA浓度为5.1 mg?L?1,氨氮去除率稳定在70%左右。整个过程中,出水硝酸盐浓度都较低,说明系统维持在稳定的亚硝化阶段。进水中高FA浓度会对好氧颗粒污泥中氨氧化菌造成较强的抑制和冲击作用。季民等提出FA冲击浓度高于8.1 mg?L?1时,高负荷FA冲击会导致氨氧化菌丰度降低,FA浓度在10~20 mg?L?1时会对微生物硝化过程造成明显的抑制作用。
分析方法 本研究所用主要指标——化学需氧量(COD)采用快速消解分光光度法; NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法;NO2?-N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NO3?-N采用紫外分光光度法;MLSS采用标准重量法;pH采用赛多利斯酸度计测定。游离氨(free ammonia,FA)计算如式(1)所示。 C FA =C [NH 4 + ?N] ×10 ?pH e 6 433/(T+273) +10 ?pH CFA=C[NH4+-N]×10-pHe6 433/(T+273)+10?pH(1) 式中:C FA CFA 为游离氨FA浓度,mg?L?1;T为温度,℃;C [NH 4 + ?N] C[NH4+-N] 为氨氮浓度,mg?L?1。 2 结果与讨论 2.1 进水负荷对好氧颗粒污泥硝化性能的影响 控制进水C/N=2,pH为8.0左右,氨氮浓度为100~500 mg?L?1,COD浓度相应为200~1 000 mg?L?1。启动运行至42 d 左右,逐步提升负荷过程中污泥有机物去除和氮转化性能变化,结果如图2所示。 第1~32天, 进水氨氮浓度和负荷分别从100 mg?L?1和0.4 kg?(m3?d)?1逐级提升至300 mg?L?1和1.2 kg?(m3?d)?1过程中,反应器氨氮去除率在90%以上,COD去除率在80%以上。对于性能良好的好氧颗粒污泥,进水有机物和氨氮浓度快速提升,出水亚硝酸盐浓度逐步提高,亚硝酸盐积累率达到85%以上,这与WU等[11]研究好氧颗粒污泥处理C/N为2的废水结果相似。这一实验结果表明,亚硝化颗粒污泥放置1个月后重新启动,性能快速恢复,并没有出现显著的滞后期。
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