聚乙烯醇载体在序批式高校生活污水处理中的应用

曹 敏，张洛红，成晶晶，李旭东

(西安工程大学 环境与化学工程学院,陕西 西安 710048)

0 引 言

高校生活污水的排放量大,氨氮含量高[1-2].在高校生活污水处理工艺中,SBR法应用十分广泛,使用SBR法处理污水不需要设置沉淀池、回流污泥泵等装置,设计简单,运行费用低[3-4].目前校园生活污水处理的SBR工艺主要有:分格式SBR工艺，不同微生物菌剂用于SBR工艺、以及传统的SBR工艺[5].郭可可等[6]通过对反应器的分格改造,使反应过程形成厌氧-好氧交替的形式,有效提升了去除率.蔡勋江等[7]在高校生活污水处理研究中通过在SBR体系中投加高效微生物制剂,有效地降低了污泥浓度且保证了处理效果.虽然分格式SBR工艺对总磷有较高的去除率,但对有机物和氨氮去除率的提升并不高,而投加高效生物制剂在实际运行时运维费用过高[8].因此，文中将PVA凝胶载体用于传统SBR工艺来处理高校生活污水并确定其最佳实验条件,即向SBR体系的污泥中额外投加PVA凝胶载体使污泥中的微生物附着在其内部及表面.

1 实 验

1.1 材料与仪器

(1) 原水和种泥 实验污水为西安某高校实际生活污水,其成分比较复杂,COD质量浓度为50～300 mg/L,氨氮质量浓度为10～60 mg/L.实验污泥采集于陕西省西安市第七污水处理厂,污泥驯化一周后使用,SBR工艺即可稳定运行.

(2) PVA凝胶载体 实验中的PVA凝胶载体为日本某公司在传统PVA凝胶载体上研究出的新型微生物固定化载体,PVA凝胶小球.图1(a)为未附着微生物的PVA凝胶小球,其直径为3～5 mm,即未挂膜的小球[9].图1(b)为PVA凝胶内部及表面附着了微生物的凝胶小球,即挂膜的小球,挂膜小球的颜色变深.

(a) 未附着微生物 (b) 附着微生物图 1 PVA凝胶小球外观形貌Fig.1 Appearance and morphology of PVA-gel beads

(3) 试剂 浓硫酸(四川西陇化工有限公司)，氢氧化钠(郑州派尼化学试剂厂)，碘化钾(天津市百世化工有限公司),碘化汞(天津市科密欧化学试剂有限公司),酒石酸钾钠(天津市科密欧化学试剂有限公司),所用药品均为分析纯.优级纯氯化铵(西安化学试剂厂),测定COD所用的LH-D试剂和E试剂(兰州连华环保科技有限公司).

(4) 仪器 ESJ120-4型分析电子天平(沈阳龙腾电子有限公司),5B-1型COD快速测定仪、消解器(兰州连华环保科技有限公司),V-1100型可见分光光度计(上海吴普达仪器有限公司),DHG-9247A型恒温鼓风干燥箱(上海精宏科学仪器有限公司),HH-S4型数显恒温水浴锅(华国电器有限公司).

1.2 实验方法

1.2.1 PVA凝胶载体-SBR法运行方式 将PVA凝胶载体-SBR法的5个阶段:进水、反应、沉淀、排水、闲置放在同一反应池中进行.实验的运行流程为:瞬时进水—厌氧120～240 min—曝气30～180 min—沉淀60 min—排水30 min—闲置210 min.所有单因素实验均以此流程为基础[10].反应体系中PVA凝胶小球在污泥驯化期投入污泥中,充分混匀使其与污泥同时期完成菌种驯化.在曝气反应阶段PVA凝胶小球随水流处于悬浮态,与污水充分接触提高容积负荷.沉淀阶段PVA凝胶小球在曝气停止后自然沉降混入污泥中.

1.2.2 COD的测定及去除率的计算 COD的测定采用快速消解分光光度法,取进出水水样及蒸馏水2.5 mL,依次加入专用耗材D试剂0.7 mL,E试剂4.8 mL充分混匀后,在CODCr消解器上于165 ℃条件下消解10 min,空气冷却2 min后加入2.5 mL蒸馏水混匀.混匀后水冷却2 min再进行比色测定.COD去除率E1可由COD进出水样测定值计算得到,即

(1)

式中：C0为进水的COD质量浓度，mg/L;C为出水的COD质量浓度，mg/L.

1.2.3 氨氮的测定及去除率的计算 氨氮的测定采用纳氏试剂分光光度法,取进出水样及蒸馏水各1 mL于50 mL比色管中,加蒸馏水稀释至刻度.稀释后加入1 mL酒石酸钾钠溶液混匀,再依次加入1.5 mL纳氏试剂显色10 min,显色完成后在波长420 nm处,以蒸馏水为参照,测定水样吸光度值[11].氨氮的吸光度值与其浓度呈线性关系:设吸光值为y,浓度为x,其方程为y=0.242 2x+0.005 1,R2=0.998 7.氨氮去除率E2可由氨氮进出水样测定值计算得到,即

(2)

式中：L0为进水的氨氮质量浓度，mg/L;L为出水的氨氮质量浓度,mg/L.

2 结果与讨论

2.1 污泥沉降比对处理效果的影响

污泥沉降比(SV30)指的是将曝气反应池内的泥水混合液倒入100 mL量筒内,沉淀30 min后,沉淀污泥与泥水混合液的体积比.SV30可以判断活性污泥颗粒凝聚程度以及沉淀性能,通过观察SV30的状态及性质,可以对水处理系统进行适当的调整.测定污泥沉降比是指导工艺运行必不可少的一步[12].在污水处理系统运行的22 d内,控制反应器的条件一定,对曝气反应池的污泥沉降比进行监测.确定比较合适的污泥沉降比,以保证有机物生物降解和氨氮生物硝化过程能够同时高效进行,前12 d第1组实验的污泥沉降比分别为9%，6%，11%，11%，10%，9%，3%，5%，2%，16%，11%，10%，第2组实验的污泥沉降比分别为16%，13%，7%，4%，7%，5%，5%，6%，3%，2%，3%，9%，后10 d第1组实验的污泥沉降比分别为15%，28%，38%，75%，23%，20%，75%，92%，85%，77%，第2组实验的污泥沉降比分别为29%，91%，34%，90%，79%，71%，85%，83%，83%，80%，以上污泥沉降比所对应的氨氮及COD去除率如图2所示.

(a) 前12天 (b) 后10天图 2 不同时间下污泥沉降比与去除率的关系Fig.2 The relationship between the sludge settlement ratio and the removal rate over a different period of time

从图2(a)可以看出,前12 d污泥沉降比较小,一天中氨氮与COD的去除率去除效果相差很大或者虽然比较接近但去除率相对较低.后10 d即图2(b)中污泥沉降比相对较大时,氨氮与COD去除效果接近且去除率较高的污泥沉降比为75%～92%,但污泥沉降比在80%之后,去除率逐渐下降.这可能是因为丝状菌生长旺盛导致的污泥膨胀,或微生物生存环境改变出现的死亡情况导致的污泥解体或腐败,使污泥沉降性能降低,处理效果也受到影响.所以,本实验选取77%～80%为最佳的污泥沉降比,在此条件下可同时去除氨氮与COD且去除率较高.

2.2 曝气时间对处理效果的影响

曝气时间指的是曝气池内充氧的理论时间,曝气的目的在于让微生物获得足够的溶解氧.此外,曝气可以加强反应池内微生物与外界的物质交换,还可防止污泥混合液中悬浮物的下沉.因此,曝气时间直接关系到废水处理系统运行的好坏.确定了最佳的污泥沉降比之后,选择曝气时间为30,60,90,120,150,180 min,分别测定其对COD、氨氮去除率的影响,结果如图3所示.

从图3可以看出,在曝气2 h之内,COD以及氨氮去除率增加趋势较明显,但是在2 h之后,随着曝气时间的增加,COD及氨氮去除率不再快速增加,曲线趋于平稳.这说明污泥中微生物生长代谢所需要的营养比例失调[3],即随着曝气时间的持续增加,含氧量不再是影响微生物生长的主要因素,碳、氮、磷等营养源不足以支持其继续快速增长,从而使得污泥中好氧微生物营养不调进而生长代谢受到了抑制,COD以及氨氮的去除率也不再快速增加且趋于平稳.因此确定曝气时间为2 h左右为宜.

2.3 pH对处理效果的影响

微生物的生长及代谢与pH值紧密联系.但微生物的种类不同所需要的pH值也不尽相同.生物法处理污水的pH适宜为6.5～8.5[13].本实验中通过向水样中加盐酸或氢氧化钠来调节反应系统的pH值,将pH值调到生活污水的正常范围内.确定了最佳污泥沉降比及最佳曝气时间后,将本实验的pH定为6.5,7.0,7.5,8.0,8.5.pH值不同时对水样中COD及氨氮去除效果变化如图4所示.

图 3 曝气时间与去除率的关系 图 4 不同pH条件下COD及氨氮的去除情况Fig.3 Relationship between aeration time and removal rate Fig.4 Removal of COD and NH3-N under different pH conditions

从图4可以看出,使用PVA凝胶载体结合SBR法处理污水的最适pH是7.5,在此条件下水样中COD去除率为80.87%,氨氮去除率为79.33%.pH=8.5时,去除率明显下降,COD去除率为60.20%,氨氮的去除率为70.32%.分析其原因是pH值过高,导致污泥以及PVA凝胶小球中的微生物活性受到抑制,造成菌胶团溃散，污泥上浮.pH=6.5时,COD去除率仅为57.92%,氨氮去除率为71.21%,分析其原因是偏酸性环境会抑制细菌和原生动物的生物活性,不利于细菌和原生动物生长代谢,更不利于菌胶团的形成和生长,相反酵母菌、霉菌、丝状菌等却能适应偏酸性的环境,对其生长有利.这样就会造成污泥结构松散,甚至会产生丝状菌膨胀,长时间的偏酸性环境可能还会导致污泥上浮,污水处理效果也会降低.因此,确定此污水处理系统的最适pH在7.5左右.

图 5 不同温度条件下COD与氨氮去除率的变化Fig.5 The change of COD and NH3-N removal rate at different temperature

2.4 温度对处理效果的影响

温度是微生物重要的环境因素,微生物细胞生长速率与温度密切相关,在微生物适宜生长温度范围内,温度的提高能够有效加快微生物的生长速率[14].确定了最佳污泥沉降比、曝气时间及最佳pH值后,通过人为调节温度,将本实验的温度定为17,19,21,23,25,27,观察不同温度下污水的处理效果,结果如图5所示.

从图5可以看出，在27 ℃左右COD的去除率要明显好于19 ℃左右时的去除率.这是因为低温对嗜温微生物生长不利,但是温度的适当升高可以促进微生物以最快的生长速率生长,即微生物胞内酶活性增加,细胞生长代谢旺盛,所以去除率也增加.而21 ℃以上的氨氮去除率要高于21 ℃以下氨氮的去除率且21 ℃时氨氮去除率最低,分析其原因是硝化菌繁殖能力较弱,适应环境能力差,在17 ℃到21 ℃时,反应体系中硝化菌繁殖代谢活动受到影响导致硝化菌数量减少.同一系统中温度由17 ℃上升至21 ℃时硝化菌数量减至最少,氨氮去除率也降至最低.当硝化菌达到适宜温度21 ℃以上时,处理系统中硝化功能菌比较活跃,硝化菌繁殖代谢能力增强且数量出现缓慢增长[15],氨氮去除率也随之增长.

3 结 论

通过对实验中不同的污泥沉降比、曝气时间、pH以及温度下高校生活污水处理效果的分析,得出最佳曝气时间为2 h,pH为7.5,温度为27 ℃,污泥沉降比控制在77%左右.在最佳实验条件下,实验中出水COD达到了GB18918—2002《生活污水排放标准》的一级标准的B标准;出水氨氮达到了一级标准的A标准.因此PVA凝胶载体结合SBR活性污泥法处理高校生活污水不仅简易可行而且处理效果良好.

参考文献(References)：

[1] 周育红.西安市第三污水处理厂Orbal氧化沟脱氮除磷效果分析[J].纺织高校基础科学学报，2012，25(2):243-246.

ZHOU Y H.Analysis of removal efficiency of mitrogen and phosphorus in Orbal oxidation in No.3 Wastewater Treatment of Xi′an[J].Basic Sciences Journal of Textile Universiities,2012，25(2):243-246.

[2] 刘建兵.SBR法用于处理淋浴污水为中水的工艺特性研究[J].上海应用技术学院学报(自然科学版),2007,7(4):282-284.

LIU J B.An investigation on the characteristics of SBR treatment in bating sewage reuse[J].Journal of Shanghai Institute of Technology(Natural Science),2007,7(4):282-284.

[3] 张巧珍.活性污泥法处理学校生活污水的研究[D].太原:太原工业学院,2014:1-5.

ZHANG Q Z.Research on school domestic sewage treatment by the method of activated sludge[D].Taiyuan:Taiyuan Institute of Technology,2014:1-5.

[4] 彭永臻.SBR法的五大优点[J].中国给水排水,1993,9(2):29-31.

PENG Y Z.Five advantages of SBR[J].China Water & Wastewater,1993,9(2):29-31.

[5] 蔡勋江,张赵田,范洪波,等.SBR处理校园生活污水的试验研究[J].广东化工,2009,36(3):63-66.

CAI X J,ZHANG Z T,FAN H B,et al.Experimental study on treatment for schoolyard sewage by SBR[J].Guangdong Chemical Industry,2009,36(3):63-66.

[6] 郭可可,袁林江,陈光秀,等.分格式SBR法处理冬季校园生活污水试验研究[J].水处理技术,2010,36(12):80-82.

GUO K K,YUAN L J,CHEN G X,et al.Research on the treatment of schoolyard domestic sewage with the cellular SBR process in the winter[J].Technology of Water Treatment,2010,36(12):80-82.

[7] 蔡勋江,李娴,黎晓微,等.不同微生物菌剂用于SBR处理校园生活污水的研究[J].工业用水与废水,2012,43(1):64-67.

CAI X J,LI X,LI X W,et al.Treatment of schoolyard domestic sewage by SBR added with different microbial agents[J].Industrial Water & Wastewater,2012,43(1):64-67.

[8] 范晓娟,王伯铎,房亮亮,等.校园生活污水处理的研究进展[J].环境工程,2013,31(S1):255-258.

FAN X J,WANG B D,FANG L L,et al.Advance in the research on domestic wastewater treatment on campus[J].Environmental Engineering,2013,31(S1):255-258.

[9] 王利娜,刘永红,李婷,等.PVA 凝胶小球在废水生物处理工艺中的应用[J].工业用水与废水,2014,45(5):1-4.

WANG L N,LIU Y H,LI T,et,al.Application of PVA-gel beads in biological treatment of wastewater[J].Industrial Water & Wastewater,2014,45(5):1-4.

[10] 何佺,陈迎,郑艳.SBR法处理城市生活污水的工艺实验研究[J].医药工程设计杂志,2002,23(1):43-45.

HE Q,CHEN Y,ZHENG Y.Experiment and research of processing city Life waste water by using SBR method[J].Pharmaceutical Engineering Design,2002,23(1):43-45.

[11] 金文斌,朱建云.纳氏试剂光度法测定水中氨氮方法的探讨[J].环境工程,2010,28(5):107-109.

JIN W B,ZHU J Y.Discussion on ammonia nitrogen determination in water by nessler′s reagent photometry[J].Environmental Engineering,2010,28(5):107-109.

[12] 徐鹰.污泥沉降比在活性污泥法处理污水中的指导作用[J].北方环境,2011,23(5):123.

XU Y.Sludge settlement ratio in the activated sludge treatment of sewage[J].Northern Environment,2011,23(5):123.

[13] 周群英,王士芬.环境工程微生物学[M].北京:高等教育出版社,2008:176-178.

ZHOU Q Y,WANG S F.Environmental engineering microbiology[M].Beijing:Higher Education Press,2008:176-178.

[14] 刘彬.有机物综合利用中的传热传质分析与应用[D].重庆:重庆大学,2008:16-17.

LIU B.Research and application on thermal and mass transfer in the integrated using of biologic substance[D].Chongqing:Chongqing University,2008:16-17.

[15] 王利娜,刘永红,闫爱军,等.生活污水PVA生物处理工艺[J].环镜工程学报,2016,10(4):1688-1692.

WANG L N,LIU Y H,YAN A J,et,al.Treatment of domestic sewage by PVA biological process[J].Chinese Journal of Environmental Engineering,2016,10(4):1688-1692.