2017, Vol. 38
2. 北京城市排水集团有限责任公司, 北京 100044
2. Beijing Drainage Group Co., Ltd., Beijing 100044, China
好氧颗粒污泥(AGS)以其良好的沉降性能、结构特点及脱氮除磷性能等优势, 近年来成为了最具有应用前景的废水处理技术之一.许多学者开展了对于好氧颗粒污泥反应器中高浓度废水和生活污水处理的研究[1, 2], 其中提高AGS在好氧条件下总氮(total nitrogen, TN)去除能力和稳定运行能力, 是现阶段研究亟待解决的问题之一.
AGS可以在好氧条件下发生同步硝化反硝化过程(simultaneous nitrification and denitrification, SND), 对总氮具有去除效果[3~5].同时AGS需要通过较高的曝气量获得一定的水力剪切力来维持自身的稳定[6, 7], 但DO较高时会抑制反硝化效果, 过低又会导致水力剪切力不足, 丝状菌快速滋生等问题[8], 导致颗粒污泥解体.王盟等[9]的研究表明, 通过高低曝气量转换的两段式曝气方式可以较好提供不同曝气量条件下微生物生存的良好环境, 提升反应器运行稳定性.因此本实验通过两段式曝气的方式探究在同一SBR反应器中既能实现较高的脱氮效果, 又能实现颗粒污泥稳定运行的工况参数, 以期为AGS脱氮工艺提供参考和依据.
1 材料与方法 1.1 实验装置本实验是为了探究接种的成熟颗粒污泥对COD的降解途径及其降解量, 从而分析AGS利用碳源的途径及反硝化情况.小试实验装置如图 1所示, 血清瓶容积为0.5 L, 进气口可接通空气或氮气进行曝气, 出气口处带有液封设置防止空气流入.通过小试装置即可控制好氧和缺氧条件进行实验探究.
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图 1 实验装置示意 Fig. 1 Mini experimental device |
好氧颗粒污泥SBR实验装置如图 2所示, SBR反应器整体为有机玻璃制成, 有效容积21 L, 直径为23.5 cm, 高度为50 cm.反应器底部装有曝气盘, 采用鼓风曝气装置连接转子流量计进行曝气.反应器外壁设有排水口, 排水比为60%, 即排出水的体积占原水总体积的60%.反应器还装有pH和DO在线监测设备.
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图 2 好氧颗粒污泥SBR反应器装置示意 Fig. 2 Aerobic granular sludge SBR reactor experimental device |
本实验接种成熟的好氧颗粒污泥, 污泥浓度(MLSS)为5200 mg·L-1左右, MLVSS/MLSS=0.7左右.进水模拟较高浓度的生活污水水质, 水质条件COD质量浓度为280~300 mg·L-1, 总磷为6~8 mg·L-1, NH4+-N为90~100 mg·L-1, CaCl2·2H2O为100~120 mg·L-1, MgSO4·7H2O为180~200 mg·L-1, 投加16 g左右NaHCO3用来维持反应器pH在7.4~8.0之间并提供足够的碱度.
1.3 实验方法 1.3.1 小试实验方法AGS在SBR反应器曝气初始阶段主要有吸附作用、反硝化作用、短程反硝化作用及异养呼吸作用对COD起到降解作用, 采用4个不同的条件对这4个过程进行小试实验.分别使用4个0.5 L的血清瓶, 都加入300 mg·L-1的COD, MLVSS为3 850 mg·L-1左右的好氧颗粒污泥, 调节好pH(8.0左右), 同时进行如下4个方案：① 只曝氮气, 探究吸附作用降解的COD量M1(mg·L-1). ② 曝氮气, 同时加入NO3--N, 探究吸附和反硝化作用共同降解的COD量M2(mg·L-1). ③ 曝氮气并加入NO2--N, 探究吸附和短程反硝化作用降解的COD量M3(mg·L-1). ④ 只曝氧气, 基质无NO2--N和NO3--N, 探究吸附和异养呼吸作用降解的COD量M4(mg·L-1).间隔4 min取一个水样, 检测NO2--N、NO3--N和COD的含量, 共测20 min.进水的COD含量和20 min后出水的COD含量差值即为COD在反应器运行初始阶段(20 min)的降解量M(mg·L-1), 即可通过下列计算式得出各个过程消耗的COD的量.
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好氧颗粒污泥SBR反应器在室温下运行, 周期时间为12 h, 每天运行2个周期, 每个周期包括2 min进水, 低曝气量阶段和高曝气量阶段(两阶段具体曝气时间详见2.2节), 45 s沉淀, 1.5 min快速排水.低曝气量控制在50 L·h-1左右(DO为2~3 mg·L-1), 之后的高曝气量阶段需要增加水力剪切力则采用原反应器运行的曝气量160 L·h-1(DO为7~7.5 mg·L-1).反应器中高、低曝气阶段DO范围的选择依据详见2.1节.
1.4 分析项目与方法NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法检测; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法检测; NO3--N采用麝香草酚分光光度法检测; DO和pH用WTW在线测定仪测定; MLSS采用重量法测定; COD质量浓度采用COD快速测定仪测定.
1.5 检测技术 1.5.1 SEM方法取不同时期的好氧颗粒污泥, 离心后用2.5%的戊二醛在4℃冰箱固定1.5 h, 用磷酸缓冲溶液冲洗3次, 分别用浓度50%、70%、80%、90%乙醇进行脱水, 再用100%的乙醇脱水3次.用100%乙醇:乙酸异戊酯=1:1和纯乙酸异戊酯各置换一次, 再用FD-1A-50型冷冻干燥机对样品进行干燥.用IB25(Giko)型离子溅射镀膜仪在样品表面镀上一层金属膜, 最后置于扫描电镜下观察.
1.5.2 平均粒径测量方法对于粒径较大的颗粒污泥粒径分布及平均粒径测量可采用湿式筛分法[10]测定：准备筛孔孔径分别为6.0、4.0、2.5、2.0、1.5、1.0和0.5 mm的不锈钢筛网.从反应器中取污泥混合液, 用1×PBS冲洗3遍后待用.将钢筛按孔径大小由上而下垂直放置, 在最底层的0.5 mm的筛下放一个容器盛放筛出的细小颗粒, 筛分结束后将不同粒径范围的颗粒污泥分别收集到不同的容器内, 测量各筛网截留颗粒污泥的MLSS和MLVSS, 可计算出的平均粒径及粒径分布情况.
1.5.3 荧光原位杂交技术(FISH)将泥样进行前期相关处理, 利用总菌探针(EUBmix), 氨氧化菌特异性探针(NSO1225) 和亚硝酸盐氧化菌(NOB)特异性探针(NIT3) 对处理后的泥样进行杂交培养, 探针序列如表 1所示, 通过荧光显微镜进行观察, 并使用image pro-plus软件(Image-Pro Plus 5.1, Media Cybernetics, USA)进行图像分析, 可得出AOB与NOB在所有活性细菌中所占的比例[11~13].
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表 1 荧光原位杂交所用的探针及对应杂交条件[14, 15] Table 1 Probes used for FISH and the corresponding hybridization conditions |
2 结果与讨论 2.1 AGS降解有机物途径分析及曝气方式的选择
本实验结果如图 3所示, 在20min内, 方案4表现出的COD降解量(63.2 mg·L-1)和降解速率(以LVSS计, 下同)最大[49.29 mg·(g·h)-1], 说明AGS中外层的异养微生物有氧呼吸作用对COD的降解作用较明显, 是反映周期初始阶段降解COD的主要过程.由方案1、2、3得出, 吸附作用在12 min左右达到对COD的吸附平衡, 20 min内吸附了9 mg·L-1的COD, 吸附量较小仅2.3 mg·(g·h)-1. NO2--N反硝化速率为1.02 mg·(g·h)-1, NO3--N反硝化速率为0.94 mg·(g·h)-1, 总体的反硝化速率相对较低.
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图 3 小试实验底物降解情况 Fig. 3 Schematic diagram of substrate degradation in mini experiments |
通过IAWQ1号模型提出的计算公式：
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式中, YH为缺氧微生物产率(COD生物体产量/COD底物), 假定值为0.67[16].即1 mg·L-1 NO3--N经过反硝化作用生成N2, 理论上需要消耗8.67 mg·L-1的COD, 1 mg·L-1的NO2--N需要消耗5.20 mg·L-1的COD[17].但因微生物降解有机物的效率不相同, 反硝化所需要的碳源量也不同, 满足完全反硝化的COD/N差别很大, 范围在4~15[18].
M反硝化值(以COD计, 下同)为21.91 mg·L-1, 即NO3--N反硝化至NO2--N和N2共消耗了21.91 mg·L-1的COD.在不考虑细胞合成的条件下[19]：
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通过上述两个方程式和图 3方案2中NO3--N降解量和NO2--N剩余量可以计算出, 反硝化过程中消耗的5.14 mg·L-1 NO3--N中, 仅有1.53 mg·L-1完全反硝化, 其余全部进行不完全反硝化生成3.61 mg·L-1的NO2--N, 完全反硝化率仅为29.80%.计算可知NO3--N转化为NO2--N消耗了4.22 mg·L-1 COD, NO3--N完全反硝化的COD/N为11.56. M短程反硝化=12.75 mg·L-1, 即反硝化1.31 mg·L-1的NO2--N需要消耗12.75 mg·L-1的COD, NO2--N完全反硝化的COD/N为9.73, 反硝化的效率整体较低.
在本实验室长期运行反应器的过程中, 分别采用过不同DO条件运行SBR反应器, 运行结果表明DO在7 mg·L-1左右时, 反应器运行稳定, 当DO＜5 mg·L-1时, 颗粒污泥会因水力剪切力不足出现堆积在反应器底部的现象, 长期运行会导致硝化性能下降, 当DO＜2 mg·L-1时, 运行两周左右会出现颗粒污泥解体, 导致反应器失稳.即仅降低DO浓度运行不是提高TN去除率的良好方式.由阮文权等[20]采用氮气和空气共同曝气的方式运行好氧颗粒污泥反应器, 分别选取了1、2、3、4mg·L-1这4个水平的DO浓度进行了实验, 结果表明当DO浓度为3 mg·L-1时, 好氧颗粒污泥的脱氮效果最好, 这说明了在水力剪切力相同的条件下, 低DO浓度可以提高TN去除.
综上所述, 在SBR反应器运行周期初始曝气时, COD被异养微生物大量消耗, 造成了大量碳源和溶解氧浪费, 没有形成良好反硝化环境.为了减少碳源在初期消耗, 本实验采用两段式曝气的方式运行.即初始阶段在碳源充足的条件下降低曝气量, 从而减缓异养微生物的呼吸作用, 增加内部反硝化菌可利用的碳源, 提供良好的反硝化环境的同时也要维持颗粒稳定性, 选用DO为2~3 mg·L-1进行曝气, 后期高曝气阶段提供足够的水力剪切力, 维持反应器稳定运行, 提高整体硝化反应速率, 所以DO选择为7~7.5 mg·L-1.
2.2 两段式曝气时长分配对AGS的影响反应器运行采用图 2装置, 周期时间固定为12 h.如图 4所示, 本实验主要分为3个部分, 维持周期时间不变, 第1部分低曝气量曝气1 h, 高曝气量曝气11 h; 第2部分低曝气量曝气2 h, 高曝气量曝气10 h; 第3部分低曝气量曝气3 h, 高曝气量曝气9 h, 当低曝气量提升至4 h时, 运行15个周期后颗粒污泥出现破碎解体现象, 且总氮去除率下降, 继而停止了反应器的运行.
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图 4 不同工况下各项参数的变化曲线图 Fig. 4 Change curve of the parameters under different conditions |
如图 4所示, 在整个运行过程中出水氨氮几乎为0, 氨氮去除率稳定在96%以上, 整体硝化速率由原来的3.45 mg·(g·h)-1稍有下降至3.16 mg·(g·h)-1, 整体还具有良好的硝化性能.这是由于在反应初期曝气量较小, 且有些颗粒污泥沉积在底部, 不能与溶解氧充分接触, 硝化细菌的活性虽然受到一定程度的抑制, 但是由于AGS表层硝化细菌已经培养成熟并具有较大的优势, 在后期高曝气量反应过程中可快速恢复活性, 同时较小的溶解氧抑制了AGS表层丝状菌等异养菌的活性, 反硝化作用又消耗了部分COD, 造成高曝气量阶段F/M值较低[21], 异养菌的有氧呼吸作用受到限制, 进而减少了系统对DO的需求, 使得在DO较低的条件下也能维持较好的硝化性能.
反应器亚氮积累率不断增加, 由原来的5.41%增长至77.84%, 其原因可以根据双因素限制的Monod方程[22]进行说明：
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式中, μx为硝化细菌(AOB或NOB)的比增长速率, d-1; μx, max为硝化细菌的最大比增长速率, d-1; Sx为NH4--N或NO2--N的质量浓度, mg·L-1; Kx为底物的饱和常数, mg·L-1; KDO为溶解氧饱和常数, mg/L; ρDO为反应器内溶解氧浓度, mg·L-1.
由式(6) 可知, 当NH4+-N质量浓度远高于Kx时, μAOB的大小主要取决于ρDO的浓度, 继而ρDO=2 mg·L-1＞KDO时, μAOB达到最大值[9].而由于SND过程的存在, 反应初期NO2--N的浓度非常低, 即Sx几乎为零, 且AOB菌的氧饱和常数较小(0.3 mg·L-1), 亚硝酸盐氧化菌(NOB)的氧饱和常数较大(1.1 mg·L-1)[23], 当ρDO=2 mg·L-1时, μAOB＞μNOB.同时AGS本身结构特点会形成氧传质的阻碍, 也会造成AGS颗粒表层的亚硝酸盐氮氧化受到抑制, 抑制了NOB的活性[24].高曝气阶段随着碳源的减少和溶解氧的增大, 反硝化作用虽然被削弱, 但NOB菌的活性在初期受到极大地抑制作用, 所以AOB菌在体系中处于优势, 进而出现亚氮积累现象.
TN去除率由原有的40%左右, 在低曝气时长为3 h阶段总氮去除率提升至最高为70%左右, 主要原因是初始阶段的低曝气量一定程度上抑制了表层异养微生物的呼吸作用, 使更多的碳源可以被内部缺氧区反硝化异养菌利用, 随着外部溶解氧的不断降低, 内部缺氧区域也会随之增加, 从而提升了总氮的去除率[25, 26].
与此同时也可知低曝气持续时间不宜过长, 当达到4 h时, 由于外部剪切力的减小和内部厌氧区的不断扩大, 增加了AGS的不稳定因素, 会导致了污泥解体破碎的现象.
2.3 低曝气时长对AGS的影响分析图 5和图 6分别是在不同低曝气时长条件下, 反应器运行相对稳定的周期内测得的数据. 图 5可知硝氮和亚氮完全反硝化所需要的COD有所减少, 反硝化的效率提高, 即在碳源充足的情况下, 更好地利用碳源进行反硝化脱氮.
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图 5 低曝气时长与相关参数的关系变化曲线 Fig. 5 Curves of the relationship between low aeration time and related parameters |
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图 6 低曝气时长与亚氮积累率、总氮去除率、平均粒径的关系曲线图 Fig. 6 Low aeration time and nitrite accumulation rate, total nitrogen removal rate, and the average size of the curve |
NO3--N反硝化到NO2--N的速率没有明显变化, 但NO3--N完全反硝化速率由0.94mg·(g·h)-1提高到了3.75 mg·(g·h)-1, 这主要是因为两段式曝气的方式快速实现了短程硝化过程(NO2--N积累率的增长速率为21.9), 使硝化过程主要停留在亚硝态氮阶段, 同时由于曝气量的减少和充足的碳源, 提供了更好的反硝化条件, 不仅促进了硝态氮进行不完全反硝化生成亚硝态氮, 而且更有利于亚硝态氮直接进行反硝化过程, 促成了短程反硝化的实现.经过反应器的不断运行和低曝气量时长的增加, 可能短程反硝化菌更占优势, 短程反硝化速率不断提升, 亚硝态氮反硝化速率由原来1.02 mg·(g·h)-1快速提高到了最高9.66 mg·(g·h)-1, 短程反硝化逐渐成为反硝化过程的主体过程.硝态氮在反硝化时生成的亚硝态氮被快速地反硝化成氮气, 继而增加了硝态氮完全反硝化的速率, 但由于反应器内亚硝态氮积累率不断提高(由10%提高至80%左右), 硝态氮质量浓度没有明显增加, 所以硝态氮完全反硝化到亚硝态氮的过程没有得到进一步的提升.
通过图 6可知在低曝气时长为0~3 h范围内时, 时长与亚氮积累率、TN去除率和平均粒径都有着较好的线性关系, 且亚硝态氮积累率增长速率快.
NO2--N反硝化速率不能进一步提升的原因主要是初始阶段低曝气造成硝化速率降低到3mg·(g·h)-1左右, 低曝气时长为3 h时, 硝化生成的NO2--N已经不能满足亚硝态氮反硝化菌的需求, 导致了NO2--N反硝化速率不能进一步提高, NO2--N反硝化速率由峰值9.66mg·(g·h)-1稍有降低到了9.21mg·(g·h)-1.由于反硝化过程以短程反硝化为主, NO2--N反硝化速率决定了TN去除率的增长速率, 所以TN去除率也不会持续维持线性增加的趋势[19].
AGS粒径有线性的增加趋势(增长速率为0.75), 除了水力剪切力减小后导致颗粒粒径增大的因素外, 颗粒完整性和强度都有所提升, 这主要是因为反硝化过程得到了强化, 反硝化阶段产生的碱度会在反应器中形成微小的CaCO3固体, 为颗粒污泥提供了良好的晶核条件, 有利于增强颗粒的完整性[27].
2.4 污泥性状分析通过SEM电镜观察(图 7), 以两段式曝气的运行方式运行180个周期之后, 原泥(A1：×100) 已经变为完整程度更高, 粒径更大的颗粒污泥(A2：×50), 且表皮和内层分化明显, 外表层和内层之间的空隙可以为内部厌氧区和外部好氧区提供良好的分界, 有利于内部营养物质的储存和利用.较好的外部结构也有利于AGS抵抗外部剪切力, 维持自身的稳定.
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图 7 原泥和经过两段式曝气运行后的颗粒污泥电镜观察 Fig. 7 Electron microscope observations of original sludge and granular sludge after two-stage aeration |
由更高倍数的电镜观察其内部结构, 原泥(B1：×1 000) 内部有许多较大的孔洞, 这些孔洞的形成可能是由于颗粒内部底物基质和营养物质不足造成的细胞自溶现象造成的[28], 外界的营养物质以及溶解氧可以通过这些孔洞和通道进入到颗粒污泥内部, 为微生物提供所需的底物.在图 7 B2(×1 000) 中, 在丝状菌和胞外聚合物(EPS)的作用下[29], 微小的污泥聚集体不断融合, 形成粒径更大的颗粒污泥, AGS内部细菌多以球状、椭球菌和杆状为主, 内部结构则变得更为密实, 布满了孔隙, 孔洞变得小而密, 颗粒内部缺氧区的反硝化菌等微生物生存的比表面积有所增加, 提供了更好内部生长空间.
通过FISH手段对原泥和经过两段式曝气运行后的污泥泥样进行对比观察(图 8, 绿色为EUBmix探针标记的总菌, 红色为NSO1225探针标记的AOB菌, 紫色为NIT3探针标记NOB菌), 原AGS中具有少量的AOB以及NOB菌, AOB菌约占细菌总量的13.7%, NOB菌则占1%左右.经过两段式曝气运行后, AOB菌占据优势得到了富集, 约占细菌总量的15.4%, 而NOB菌依然较少, 占总菌的1%左右, 验证了亚氮积累率提升的分析结果, 同时AOB菌的增多没有带来氨氧化速率的提升, 也说明了AOB菌和氨氧化速率没有明显的正比关系[30].
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图 8 经过两段式曝气运行前后AGS泥样FISH照片 Fig. 8 FISH photos of AGS before and after two-stage aeration |
(1) 通过小试实验得出, 接种好氧颗粒污泥表层异养菌在初期降解大量碳源, 碳源没有被反硝化过程良好利用, 在好氧条件下原AGS反硝化能力较差.
(2) 采用两段式曝气方式运行后, 颗粒粒径增大, 可能为内部缺氧区域增大, 反硝化菌增多导致了反应体系内总氮去除率逐渐上升.
(3) 根据Monod方程, 由于μAOB＞μNOB, AOB在硝化过程中占据优势, NOB菌受到抑制, 随着碳源不断减少, 曝气量逐渐增大, NO2--N的反硝化作用逐渐减弱, 导致了亚氮积累现象, 亚氮积累率由原来的5.41%增长至77.84%.通过SEM和FISH手段观察得出颗粒内部孔隙增多, 球状菌有所增多. AOB菌占总菌的比例由13.70%增长到了15.40%, 验证了AGS中AOB菌得到了良好的富集.
(4) 由于硝化作用主要停留在亚氮阶段, 为短程反硝化提供了良好反应环境, 亚氮反硝化速率由1.02mg·(g·h)-1快速提高到了最高9.66mg·(g·h)-1, 反应体系主要以短程同步硝化反硝化过程为主.
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