2017, Vol. 38
2. 武汉理工大学土木工程与建筑学院, 武汉 430070;
3. 威海市建筑设计院有限公司, 威海 264200;
4. 武汉理工大学资源与环境工程学院, 武汉 430070
, CHEN Wei1 , MA Zhao-rui2,3 , LIU Xiao-ying2,4
, CHEN Xiao-guo2 , YU Wen-tao2 , XIA Yuan-yuan2 , HUANG Jian2
2. School of Civil Engineering & Architecture, Wuhan University of Technology, Wuhan 430070, China;
3. Weihai Architectural Desigh Institude Co., Ltd., Weihai 264200, China;
4. School of Resources and Environmental Engineering, Wuhan University of Technology, Wuhan 430070, China
好氧颗粒污泥由微生物自凝聚形成, 与絮状污泥相比, 具有沉速快、生物相丰富、抗冲击负荷能力强等优点, 被认为是最有前景的污水处理技术之一[1].目前, 好氧颗粒污泥已广泛运用于处理城市污水、重金属污水、印染废水及高浓度食品废水等[2~5].其中, 利用颗粒污泥进行脱氮除磷对研究颗粒污泥形成与稳定及同步去除氮磷机制具有重要意义.
大量研究表明[6~8], 碳源对污泥物理性能、菌落结构、脱氮除磷等具有显著影响.王迪等[6]发现, 醋酸钠和葡萄糖为碳源培养的颗粒污泥, 两者粒径和污泥容积指数(sludge volume index, SVI)相近(粒径分别为1.1 mm和1.0 mm, SVI分别为31 mL·g-1和26 mL·g-1), 但前者不含丝状菌而后者则有少量丝状菌存在; 高景峰等[9]进一步证明, 以挥发性脂肪酸(volatile fatty acids, VFAs)为碳源时, 短杆菌较多, 球菌较少, 而以葡萄糖为碳源时球菌多, 且存在大量与聚糖菌(glycogen accumulating organisms, GAOs)有关的八叠球菌.但总体而言, 这方面研究较少.
碳源对生物除磷有重要影响.普遍认为, 以醋酸、丙酸等VFAs为碳源时, 聚磷菌(polyphosphate accumulating organisms, PAOs)易于富集, 而以葡萄糖为碳源时, GAOs会大量富集导致系统非稳态运行, 抑制PAOs生长而导致反应器丧失除磷能力[10~16].但也有研究者发现, 葡萄糖为碳源时PAOs数量远高于GAOs数量(两者分别为45.5%和4.26%)[17].相比较而言, 碳源对脱氮影响较小.醋酸钠反应器脱氮效率在90%以上, 尽管反硝化速率是葡萄糖为碳源的1.37倍[11, 18~20], 但葡萄糖反应器脱氮效率也在80%以上.综上看出, 碳源对除磷的影响有待更进一步研究.
另外, 研究者发现, 碳源对污泥胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)、糖原及磷的形态也有影响. Ye等发现[21], 分别以醋酸钠和葡萄糖为碳源时, EPS中蛋白质(protein, PN)均为主要组成部分且质量分数相当, 但后者多糖(polysaccharide, PS)质量分数较高(PN、PS与污泥稳定性有重要联系[1]), 而其他学者以葡萄糖为碳源时发现[22, 23], EPS中PS质量分数显著高于PN.污泥中总磷(total phosphorus, TP)和总糖是系统中PAOs和GAOs数量重要指示[24], 醋酸钠为碳源时, 污泥中总糖较低, 而TP较高, 除磷能力强[16].近年来, 研究者进一步发现污泥中磷的形态与磷去除机制有关, 葡萄糖与醋酸钠(配比为1:1) 混合碳源时, 无机磷(inorganic phosphorus, IP)中铁与铝结合态磷(Fe/Al-P)为污泥中磷的主要存在形式, 然而一些研究者认为除磷系统中与Ca结合的Ca-P为主要形式, 这可能与其进水组分有关[25, 26].总之, EPS、TP和总糖及磷组份的差异是否与碳源基质有关, 还有待于深入研究.
因此, 本试验在SBR反应器中, 以成熟脱氮除磷颗粒污泥(醋酸钠为碳源)为研究对象, 逐级增加葡萄糖比例, 最终培养成葡萄糖为唯一碳源的好氧颗粒污泥, 研究此碳源胁迫过程中颗粒污泥物理、生化性能的变化, 深入探究其相互关系, 进一步丰富碳源对颗粒污泥脱氮除磷的影响研究.
1 材料与方法 1.1 试验装置及运行方式试验用SBR反应器(图 1)由圆柱形双层有机玻璃制成, 总容积5 L, 有效容积4 L, 内层为反应主体部分, 直径16 cm, 高25 cm, 外层为循环水用于温度控制.反应器体积交换率为50%, pH值为7.5~8.5, 温度为26℃左右, 搅拌转速为96 r·min-1左右, 好氧段曝气流量约为0.45~0.80 L·min-1.反应器每周期运行288 min, 其中包括进水1 min、厌氧80 min、曝气193 min、沉淀5 min、排水5 min及闲置4 min, 好氧末端排出一定量泥水混合物, 控制污泥龄为23 d左右.
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1.进水泵; 2.搅拌电机; 3.搅拌桨; 4.微孔曝气盘; 5.出水泵; 6.空气泵; 7.循环水进水口; 8.循环水出水口; 9.颗粒污泥 图 1 SBR反应器装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the sequencing batch reactor |
试验用水由人工配制, 其组成成分见表 1.
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表 1 进水成分 Table 1 Ingredients for the synthetic wastewater |
1.3 试验方法
本次试验按进水COD组成成分不同分为5阶段, 其中阶段Ⅰ以醋酸钠为唯一碳源, 阶段Ⅱ至阶段Ⅳ碳源为醋酸钠和葡萄糖, 其对COD的贡献比例分别为3:1、1:1和1:3, 阶段Ⅴ以葡萄糖为唯一碳源, 反应器共运行705 d.通过试验研究碳源胁迫下, 各阶段污泥形态, 氮和磷的去除状况及其最大反应速率, 污泥中EPS、总糖及TP含量及污泥中磷形态, 探讨碳源对微生物形态、反应速率及污泥形态的影响, 分析碳源种类与微生物形态、EPS、磷的形态之间的关系.
1.4 分析测试方法 1.4.1 SMT法测定污泥中磷的形态及含量SMT法将污泥中TP形态分为4类, 分别为Fe/Al-P、Ca-P、有机磷(organic phosphorus, OP)和IP, 其分析方法如图 2所示.
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图 2 SMT分析方法[26] Fig. 2 SMT protocol |
本试验采用加热法提取污泥中EPS, 其具体方法如下：取适量泥水混合物, 用去离子水离心清洗(6 000 r·min-1, 10 min)3次, 撇去上清液, 向污泥中加EPS提取液(2mmol·L-1 Na3PO4, 4 mmol·L-1 NaH2PO4, 9 mmol·L-1 NaCl和1 mmol·L-1 KCl, pH=7) 恢复至原体积, 置于沸水浴15 min(每5 min取出进行振荡), 结束后样品经离心(12 000 r·min-1, 15 min)后, 取上清液测定污泥中EPS; EPS中PS、PN和腐殖酸(humic acid, HA)分别采用蒽酮法[27]和修正的福林酚法[28]测定, 核酸(nucleic acid, NA)采用分光光度计(260 nm)测定.
1.4.3 污泥反应速率测定通过烧杯试验测定污泥去除氮和磷的生化反应速率, 其具体操作如下：从反应器中取一定量颗粒污泥混合液, 经离心清洗后置于烧杯试验装置中定容, 然后分别投加特定试验基质(释磷试验投加相应碳源, 吸磷试验在厌氧释磷结束后清洗后再投加磷并进行曝气, 硝化试验投加氮和碳酸氢钠并进行曝气, 反硝化试验投加碳源和氮, 基质必须充足), 控制反应过程中温度(25~28℃)和pH值(7.0~7.5), 在不同时刻测定相应的氮和磷的质量浓度, 分别绘制ρ-t曲线, 利用曲线的最大斜率计算得到污泥最大释磷、吸磷、硝化及反硝化速率.
1.4.4 常规指标NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43--P、MLSS、MLVSS及SVI等参照文献[29]测定; 颗粒污泥形态采用生物显微镜(舜宇EX20, 宁波)和扫描电镜(JSM-IT300, 日本)进行观察; 颗粒污泥经超声(新芝JY92-Ⅱ, 宁波)预处理后, 采用蒽酮比色法测污泥中总糖.
2 结果与讨论 2.1 醋酸钠为碳源(阶段Ⅰ)颗粒污泥的性能阶段Ⅰ颗粒污泥反应器运行123 d, 该颗粒污泥[图 3(a)]呈淡黄色, 边界清晰, 呈球形或椭球形, 平均粒径在1.0 mm左右, SVI在38.97 mL·g-1以下; 颗粒污泥表面和内部生长着一定数量的丝状菌(图 3), 球菌和短杆菌等微生物附着于丝状菌周围, 污泥内存在一定数量的孔隙和空腔来传输微生物生长需要的营养物质和溶解氧[图 3(b)].
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图 3 阶段Ⅰ颗粒污泥形态 Fig. 3 Morphology of the granular sludge in stage Ⅰ |
颗粒污泥系统在该阶段对氮和磷的去除状况见图 4(a). 123 d内厌氧末端磷(Pant)由60 mg·L-1缓慢上升到近120 mg·L-1, 而出水磷维持在0.78 mg·L-1左右; 出水NH4+-N维持在0.14 mg·L-1以下, 未检测出NO2--N, 出水NO3--N开始56 d内较稳定(约为1.88 mg·L-1), 之后逐渐上升, 82 d达最大9.42 mg·L-1, 然后逐渐降低至1.0 mg·L-1左右.
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图 4 阶段Ⅰ污泥脱氮除磷性能 Fig. 4 Performance of nitrogen and phosphorus removal at stage Ⅰ |
27d时, 反应器某一周期内颗粒污泥对营养物质的降解特性见图 4(b).厌氧段期间, 8 min内COD由196.68 mg·L-1迅速下降到61.04 mg·L-1, 最后维持至40 mg·L-1左右, 最大降解速率为194.07 mg·(g·h)-1.磷在20 min内迅速上升到84.03 mg·L-1, 最大释磷速率为64.68 mg·(g·h)-1, 释磷总量为74.39 mg·L-1; 好氧开始95 min内磷快速降低到9.38mg·L-1, 最大吸磷速率为33.34 mg·(g·h)-1, 吸磷总量83.09 mg·L-1.厌氧段NH4+-N略有下降, 好氧段NH4+-N由21.74 mg·L-1下降到1.85 mg·L-1, 期间最大硝化速率7.27 mg·(g·h)-1, 好氧段结束时, 磷、NH4+-N、NOx--N均在1.0 mg·L-1以下.
2.2 碳源胁迫下颗粒污泥的性能变化 2.2.1 污泥表观形态碳源胁迫下颗粒污泥形态及内部菌落的变化见表 2及图 5.从其中数据看出, 阶段Ⅳ为污泥形态变化拐点, 该阶段污泥粒径、边界及质地均有显著变化.内部菌落变化较小, 球菌作为构成主体, 丝状菌存在于各阶段, 阶段Ⅴ中观察到有少量杆菌, 各阶段颗粒污泥都具有较好的沉降性能.
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表 2 好氧颗粒污泥物理性状 Table 2 Physical and biological characteristics of aerobic granular sludge |
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图 5 碳源胁迫下颗粒污泥形态变化 Fig. 5 Morphology variations in different stages under carbon source stress |
由图 6(a)可知, 阶段Ⅱ到阶段Ⅳ, Pant由110 mg·L-1逐渐下降到15 mg·L-1以下, 出水磷在352 d前约维持在1.04 mg·L-1, 之后直到阶段Ⅳ末期呈上升趋势, 最高可达21.34 mg·L-1, 阶段Ⅴ中, Pant由8.23mg·L-1缓慢上升到45.58 mg·L-1并维持稳定, 出水磷则呈下降趋势, 到644 d降低为0.86 mg·L-1.较高的Pant推断出, 系统中存在大量PAOs, 有利于除磷.
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图 6 碳源胁迫下脱氮除磷历时变化 Fig. 6 Phosphorus and nitrogen changes in different stages under carbon source stress |
图 6(b)看出, 阶段Ⅱ到阶段Ⅴ, 出水NH4+-N和NO2--N基本维持在1.0 mg·L-1以下, 出水NO3--N变化显著, 阶段Ⅱ到阶段Ⅳ呈上升趋势, 阶段Ⅳ结束时, 其值高达21.75 mg·L-1, 阶段Ⅴ呈显著下降趋势, 由21.75 mg·L-1下降到0.50 mg·L-1.从阶段Ⅱ到阶段Ⅳ, 系统脱氮除磷性能逐级变差, 而进入阶段Ⅴ后经过一定稳定时间, 系统同步脱氮除磷性能逐渐恢复.
上述结果看出, 颗粒污泥在碳源胁迫下, 虽保持良好的沉降性能, 但污泥形态和内部微生物构成发生了变化, 其中磷的变化更为显著.例如, 阶段Ⅳ葡萄糖为主要进水碳源, 污泥形态发生了显著变化, 系统除磷能力丧失; 同时污泥粒径变小, 外部DO渗透破坏颗粒污泥内部微缺氧环境, 反硝化能力降低.由此可见, 碳源是影响系统效果的重要因素.
2.3 不同阶段颗粒污泥其他性能参数转变 2.3.1 颗粒污泥生化反应性能取各阶段内不同时段污泥进行烧杯试验, 得到表 3污泥生化特性.反应器由阶段Ⅰ到阶段Ⅴ运行过程中, 污泥最大释/吸磷速率、硝化速率和反硝化速率呈先降低后缓慢上升的趋势, MLSS及MLVSS也有同样变化趋势.
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表 3 污泥生化反应性能 Table 3 Biochemical reaction characteristics of granular sludge |
结合图 4和6看出, 阶段Ⅰ颗粒污泥最大释/吸磷速率快, 系统除磷能力强, 相比较而言, 阶段Ⅴ系统除磷能力也较强但其最大释/吸磷速率较慢; 各阶段污泥龄在23 d左右, 曝气量充足的情况下, 系统硝化速率基本维持在7mg·(g·h)-1以上, 出水基本没有NH4+-N, 在较低出水NOx--N下, 阶段Ⅰ相比阶段Ⅴ具有更高的反硝化速率; 阶段Ⅳ, 污泥浓度及生化反应速率最慢, 此时颗粒污泥结构松散, 微生物易于流失.
2.3.2 颗粒污泥中总磷和总糖取各阶段好氧末端污泥测定其总糖与TP含量, 其变化见表 4.随着进水中葡萄糖的增加, 污泥中总糖由63.77 mg·g-1显著上升到224.18 mg·g-1; 而TP从阶段Ⅰ到阶段Ⅳ则显著下降, 最低为21.88 mg·g-1, 阶段Ⅴ又上升到69.60 mg·g-1, 维持了较高水平.可见, 葡萄糖为基质时有利于糖原的合成.
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表 4 不同阶段颗粒污泥总糖与TP变化/mg·g-1 Table 4 Total glycogen and total phosphorus of granular sludge in different stages/mg·g-1 |
结合图 4、图 6和表 4可以看出, 阶段Ⅰ、Ⅱ和Ⅴ中, 污泥中TP在69.60 mg·g-1以上, 此时污泥中总糖虽然差别很大, 但系统平均除磷率均在80%以上, 而阶段Ⅳ污泥总糖在200 mg·g-1以上, 低于阶段Ⅴ总糖, 其TP最低仅为21.88 mg·g-1, 系统几乎丧失除磷能力.这可能由于系统中PAOs数量减少, 而以球菌形式存在的GAOs数量增多引起, 导致厌氧段合成胞内储存物质的种类和途径发生了变化, 影响磷的去除[30, 31]; 同时生物除磷污泥总糖含量较高, 间接说明GAOs与PAOs共存, 这一结论与Beer的结果一致[32].
最新研究发现, 污泥中磷组分与污泥除磷有直接关系.为此课题组利用SMT法研究了不同阶段污泥中磷组分情况(见表 5), 发现IP为主要组成, IP中Ca-P质量分数在60%以上, 这与本试验中进水投加CaCl2有关; 阶段Ⅳ中, Ca-P和Fe/Al-P在TP中的质量分数最低分别为40.60%和15.19%, 而对应此时污泥中TP和释/吸磷速率最低(见表 4和表 3), 系统除磷能力最差; 而阶段Ⅰ中其值最高分别为57.34%和21.36%, 此时除磷能力最强.其中, OP与微生物代谢有关[25, 33, 34], 而Ca-P和Fe/Al-P不仅作为构成颗粒污泥的重要晶核存在[35], 同时参与了聚磷合成及营养物质的运输, 影响系统的除磷.
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表 5 SMT法测定污泥中磷的构成/% Table 5 Different phosphorus fractions of granular sludge detected by SMT protocol/% |
2.3.3 颗粒污泥中EPS
图 7显示不同阶段颗粒污泥EPS组成情况, 阶段Ⅰ和Ⅱ污泥EPS在350 mg·g-1左右, 而阶段Ⅳ和Ⅴ污泥EPS维持在200 mg·g-1左右; 各阶段污泥EPS中, PN为其主要组成部分, PN与PS是引起EPS变化主要因素.疏水性PN有利于污泥稳定, 亲水性PS与污泥解体有关, PN/PS反映颗粒污泥的稳定性[36~39].结合图 3和图 5可以看出, PN/PS变化与污泥形态结构变化呈显著正相关, PN/PS在4以上时, 颗粒污泥表现出良好的形态结构.
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图 7 碳源胁迫下颗粒污泥EPS的变化 Fig. 7 Changes of EPS in granular sludge under carbon source stress |
综上所述, EPS作为运输细胞内外物质的通道, 间接反映了微生物生长状况.以醋酸钠为主碳源的系统中, 具有较高释/吸磷速率, 系统除磷能力较强, EPS分泌量较高, 当葡萄糖为单一碳源时, 虽然系统可以维持较高除磷率, 但污泥释/吸磷速率显著减慢, EPS总量也随之降低; 另外, 阶段Ⅰ和Ⅴ中, 污泥中存在一定数量的杆菌(反硝化微生物主要以杆菌为主, 但其极易流失), 反硝化速率较快, 系统具有较高脱氮能力.
3 结论(1) 好氧颗粒在碳源胁迫下, 污泥物理形态和菌种结构发生了较显著变化, 丝状菌和球菌广泛存在, 尤其以葡萄糖为主的碳源系统中, 球菌数量较多.
(2) 以醋酸钠为主碳源系统中, 污泥释/吸磷速率, 污泥TP均较高, 系统表现出良好的除磷效果; 当增加进水中葡萄糖比例时, 污泥释/吸磷速率降低至接近零, 污泥中TP降低到21.88 mg·g-1, 系统丧失除磷能力; 当葡萄糖为唯一碳源时, 污泥释/吸磷速率和污泥TP均呈现回升, 系统获得较好的除磷效果.
(3) 不同运行阶段污泥生化反应速率表明, 碳源不影响硝化反应, 而以短杆菌形态存在的反硝化菌由于颗粒污泥结构的变化而流失, 导致出水NO3--N较高, 最高达21.75 mg·L-1.当污泥性能稳定, 葡萄糖为唯一碳源时, 污泥中仍含少量短杆菌, 反硝化速率也提高到18.78 mg·(g·h)-1, 保证系统具有较高的氮去除率.
(4) 污泥中IP占TP的65%以上, 其中Ca-P是构成IP的主要部分; 另外, 醋酸钠为主的碳源系统中, 颗粒污泥EPS最高, 随着进水葡萄糖的增加, EPS逐渐降低, 当葡萄糖为单一碳源时, EPS最低; PN/PS在4以上时, 颗粒污泥结构稳定.
致谢: 感谢武汉理工大学给排水实验室和课题组成员给予的帮助.| [1] | Deng S, Wang L X, Su H J. Role and influence of extracellular polymeric substances on the preparation of aerobic granular sludge[J]. Journal of Environmental Management, 2016, 173: 49–54. DOI: 10.1016/j.jenvman.2016.03.008 |
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