2019, Vol. 40
2. 新疆大学建筑工程学院, 乌鲁木齐 830047
2. College of Architectural and Civil Engineering, Xinjiang University, Urumqi 830047, China
活性污泥法中, 反应池对污泥的活性具有较高的要求, 较高的污泥活性可以保证较高的处理效率[1]; 二沉池对污泥的物理性能, 尤其是沉降性能有着较高的要求, 良好的沉降性能能确保二沉池泥水分离和出水效果[2].通常在反应池增大生物活性来保证污水的去除效果, 但也导致污泥沉降性能变差, 在沉淀池又会采用投加无机化学药剂等方法来改善污泥的沉降性能, 这样不仅增加了污水厂的运营成本, 还对污水处理产生了一定的负面影响[3].污泥无法同时具备良好的活性和沉降性能, 因此, 如何确定活性和物理性能之间的平衡点对污水厂的运行至关重要, 同时, 探究活性污泥物理结构和生物活性之间的关系对活性污泥法的运行控制和工艺改进具有指导作用.
沉降性能是活性污泥物理性能的重要体现, 污泥的活性和沉降性能的关系在一些研究中被关注.对于一个活性污泥系统而言, 不同沉降速度的部分, 具有不同的污泥活性, 较小的尺寸和较低的密度使离散细菌絮凝体沉降速度较低, 却有较高的活性[4].即使在污泥的培养过程中, 污泥的活性和沉降性能也呈现出相反的变化规律[5, 6].粒径分布和分形维数是活性污泥的重要参数, 粒径可以表示颗粒的大小, 但对颗粒的属性、形状和空间结构的表示, 需要基于分形维数[7].粒径和分形维数与活性污泥的速度梯度、VSS/SS、EPS含量及Zeta电位等具有相关关系[8].活性污泥的吸附作用对污水处理效果至关重要, 污水处理中, 絮体的吸附性能应该被考虑进去, 污染物的去除主要依赖吸附和生物降解[9, 10].
物理结构和生物活性作为活性污泥两个重要方面, 单一方面的关系在一些研究中被提及到, 但是全面地对两者之间的关系, 尤其是物理结构对生物活性的影响研究很少.本研究中, 利用粒径、分形维数、沉降曲线以及吸附性能等指标来表示活性污泥的物理结构特征, 利用呼吸图谱来对活性污泥的活性进行表征[11, 12].通过对活性污泥物理结构对呼吸过程影响的研究, 获得各物理指标和不同呼吸速率之间的关系, 以及活性污泥的最佳参数范围, 以期为污水处理厂的实际运行管理提供理论支持.
1 材料与方法 1.1 样品及运行条件实验样品取自实验室7个SBR反应器, 出水取自反应器出水口, 活性污泥取自好氧段末端. G1和G2是絮体污泥, D1和D2是颗粒化絮体污泥, Y1、Y2和Y3是颗粒污泥. 7个反应器有着不同的设计参数、运行工况和进水情况.各反应器的运行概况如表 1.
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表 1 7个反应器的运行参数 Table 1 Operational data for the seven reactors |
G1和G2的运行周期是6 h(包括10 min进水, 120 min厌氧搅拌, 180 min曝气, 30 min沉降, 15 min排水和5 min闲置).但是G2的进水根据一定比例分成3段, 同时厌氧搅拌和曝气被平均分为3段. D1和D2的运行周期也是6 h(包括5 min进水, 120 min厌氧混合, 180 min曝气, 40 min沉降, 15 min排水). Y1、Y2和Y3同样有着相同的运行周期, 为4 h(包括5 min进水, 200 min曝气, 15 min沉降, 5 min排水和15 min闲置). G1、G2、D1和D2的运行温度控制在(20±1)℃(D1运行中有降温冲击), Y1、Y2和Y3的运行温度控制在(22±1)℃.
反应器进水均为模拟生活污水, COD使用不同基质(以COD计, G1和G2：淀粉量200 mg·L-1, 乙酸钠200 mg·L-1, D1和D2：乙酸钠400 mg·L-1, Y1：乙酸钠100 mg·L-1, 丙酸钠100 mg·L-1, Y2：乙酸钠300 mg·L-1, 丙酸钠300 mg·L-1, Y3：乙酸钠75 mg·L-1, 丙酸钠75 mg·L-1, 淀粉50 mg·L-1), TN使用氯化铵(以N计, G1和G2：50 mg·L-1, D1和D2：30 mg·L-1, Y1、Y2和Y3：20 mg·L-1), TP使用磷酸二氢钾(以P计, G1和G2：4.5 mg·L-1, D1和D2：8 mg·L-1, Y1、Y2和Y3：6 mg·L-1), 同时添加微量元素(0.15 g·L-1 H3BO3, 0.03 g·L-1 CuSO4·5H2O, 0.18 g·L-1 KI, 0.12 g·L-1 MnCl2·4H2O, 0.06 g·L-1 Na2MoO4·2H2O, 0.12 g·L-1 ZnSO4·7H2O, 0.15 g·L-1 CoCl2·6H2O, 1.54 g·L-1 FeSO4·7H2O和12.74 g·L-1 EDTA).
1.2 实验方法分别对7个反应器的样品进行独立实验.首先, 取各反应器进、出水各20 mL进行水质测定, 来对比各反应器的处理情况.然后, 取各反应器好氧段末端的活性污泥200 mL, 测定活性污泥的物理指标(粒径、分形维数、压缩沉降性能和吸附性能等).同时, 各取300 mL污泥样品, 进行活性污泥呼吸过程测定(呼吸图谱).实验重复进行3次, 以避免误差和确保实验规律的普遍性.
1.3 实验分析 1.3.1 分形维数本研究所采用的分形维数计算方法是图像法, 根据投影面积和周长的关系确定活性污泥的二维分形维数.通过使用Image J对显微镜照片处理并测得絮体的投影面积A和周长P.基于分形理论, 根据公式(1)将ln(A)拟合到ln(P), 得到活性污泥絮凝体的二维分形维数(Df)[13].
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(1) |
式中, Df是絮体的二维分形维数, A是絮体的面积(μm2), P是絮体的周长(μm).
则分形维数可由下式计算[14]:
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(2) |
从各反应中取100 mL污泥, 搅拌1 min, 分别倒入100 mL量筒中, 记录不同时间的污泥体积, 并获得污泥沉降曲线.根据数据计算得出SV5、SV30和SVI等数据.活性污泥的沉降过程可分为4个部分：①自由沉降, ②区域沉降, ③过渡沉降和④压缩沉降[15].对沉降曲线进行微分获取各拐点坐标, 得出各部分沉降量ΔSV.本研究中对污泥压缩性能的表征使用压缩指数(SCI), 该指标的定义采用类比的方法, 通常污泥指数(SVI)表示为：
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(3) |
则, 污泥压缩指数可表示为:
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(4) |
本研究以亚甲基蓝(MB)为原料, 评价活性污泥的最大吸附能力[11].分别将5 mL活性污泥与20 mL的亚甲基蓝(100、200、400、800、1 200、1 600和2 400 mg·L-1)混合在锥形烧瓶中, 使混合物的pH值维持在6.8±0.1.锥形瓶在25℃水浴中振荡2 h.通过0.45 μm过滤器过滤混合液, 然后使用紫外可见分光光度计在655 nm波长下进行测定.可通过下式计算吸附MB (qe, mg·g-1)的量:
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(5) |
式中, c0和ce是亚甲基蓝的初始和平衡浓度(mg·L-1), V是用于吸附的亚甲基蓝溶液的体积(L), m是用于吸附的活性污泥的质量(g).
则, 平衡吸附量(Qmax)可使用Langmuir吸附模型进行计算:
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(6) |
式中, Qmax代表平衡吸附量(mg·g-1), K1是一个吸附系数.
1.3.4 污泥呼吸过程呼吸过程通过测定呼吸图谱进行分析.呼吸图谱通过污水处理智慧运行工作站(WBM450, 西安绿标水环境科技有限公司)获取, 该工作站由1.3 L的有机玻璃恒温反应器[内置曝气头, 外加恒温水浴层, 温度设定为(20±0.5)℃、溶解氧探头、pH探头、加药系统、PLC控制系统和软件分析系统]等组成.工作站可在线连续采集DO和pH值数据, 经软件分析系统计算算获得活性污泥的呼吸速率[11, 12].为了消除污泥浓度的影响, 本研究中采用比呼吸速率(SOUR).
通过呼吸图谱可以获得4个重要的呼吸速率：SOURq代表活性污泥的准内源比呼吸速率; SOURe代表活性污泥的内源比呼吸速率; SOURt代表活性污泥的最大比呼吸速率; SOURn代表活性污泥中自养菌比呼吸速率.
1.3.5 其他指标测定活性污泥的粒径采用激光粒度分布仪测定(LS230/SVM+, 美国贝克曼库尔特有限公司).活性污泥的微观形态采用生物显微镜进行观察和拍摄(Nikon 50i, 日本尼康公司). COD的测定采用快速消解分光光度法, NH4+-N的测定采用纳氏试剂分光光度法, NO2--N的测定采用N-(1-萘基)-乙二胺比色法, NO3--N的测定采用紫外分光光度法, TN的测定采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法, TP的测定采用过硫酸钾氧化-钼锑抗分光光度法, 污泥浓度的测定采用烘干称重法[16].
2 结果与讨论 2.1 粒径对呼吸过程的影响颗粒粒径是决定活性污泥性质的重要参数, 它与污泥的所处状态、物理性能和生物活性等重要过程密切相关[17].由图 1可以看出, 粒径(d)和活性污泥的呼吸速率具有良好的相关性.
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图 1 粒径和呼吸速率的关系 Fig. 1 Relationship between the particle size and respiration rate |
图 1中, 随着粒径的增加, SOURe和SOURt均存在下降并有趋于稳定的趋势.颗粒污泥Y2的粒径和呼吸速率出现离群现象, 但整体上差距不大, 是由于Y2运行过程中, 进水负荷较高, 污泥稳定性略差.粒径从181.3 μm增加到431.3 μm, SOURe则由9.8 mg·(g·h)-1降到4.4 mg·(g·h)-1, SOURt则由117.0 mg·(g·h)-1下降到20.8 mg·(g·h)-1.粒径较小的活性污泥具有较高的活性, 随着粒径的增加, 活性污泥传质受到限制, 活细胞只出现在边缘区, 而死细胞则向内扩散, 污泥活性下降[18].
2.2 分形维数对呼吸过程的影响分形维数在一定程度上可以表示污泥絮体或颗粒的密实程度、微观结构以及不规则性等, 而这些因素和活性污泥的压缩沉降性能密切相关.含有大量絮状物和大量丝状物的污泥, 对应着较低的分形维数值, 表现出较差的可压缩性和沉降性[19]. 图 2中, 随着分形维数的增加, SOURe和SOURt均呈现下降趋势.其中G2的呼吸速率出现了明显偏差, G2为多段进水工艺, 运行状况不稳定, 呼吸速率略高.分形维数Df从1.556增加到1.671, SOURe则由7.9 mg·(g·h)-1降到3.4 mg·(g·h)-1, SOURt则由78.2 mg·(g·h)-1下降到10.7 mg·(g·h)-1.
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图 2 分形维数和呼吸速率的关系 Fig. 2 Relationship between the fractal dimension and respiration rate |
SOURe和SOURt作为两个重要的呼吸速率指标, 能够较好地表示活性污泥的呼吸特征, 存在理论和实验上的最小值和最大值, 分形维数作为一个重要的物理指标, 同样存在理论和实验上的最小值和最大值.根据图 2中的关系, 可以对Df和SOUR的上、下限进行理论计算.当Df为1时, 求得SOURt为390.17 mg·(g·h)-1, 当Df为2时, 求得SOURt为-176.49 mg·(g·h)-1, 当SOURt=SOURe时, Df为1.683, SOURt=SOURe=2.91 mg·(g·h)-1.通常情况下, 图像法获取二维的分形维数无法达到上下限1和2, 已有研究中最小能达到1.07, 最大能达到1.73[13, 20].则, 当Df为1.09时, 求得SOURt为339.17 mg·(g·h)-1; 当Df为1.73时, 求得SOURt为负值, 可视为0 mg·(g·h)-1.
如表 2所示, 已有研究中SOURt最大值为300~330 mg·(g·h)-1, 加絮凝剂的情况下可达400 mg·(g·h)-1, 最小值为2.87~5 mg·(g·h)-1, 和计算数值基本吻合.则可进一步说明分形维数和呼吸速率之间关系的合理性和可靠性.
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表 2 文献报道的SOURt最大值和最小值/mg·(g·h)-1 |
2.3 压缩沉降性能对呼吸过程的影响
活性污泥的压缩沉降性能和絮体结构具有密切的关系, 是结构疏松程度的重要表现. 图 3中, 随着SCI和SVI的增加, SOURe逐渐增加, 并趋于稳定. SCI从0增加到101.3 mL·g-1, SVI从25.0 mL·g-1增加到151.9 mL·g-1, SOURe则由3.4 mg·(g·h)-1增加到7.9 mg·(g·h)-1.由此可以发现, 沉降性较好, 压缩性较差的污泥, 具有较差的生物活性, 而沉降性较差, 压缩性较好的活性污泥, 具有较高的生物活性.其中, G2为多段进水工艺, 运行状况不稳定, 呼吸速率略高, 略有偏差.其中, 颗粒污泥具有较好的沉降性能, 较差的压缩性, 以及较低的活性, 这与颗粒污泥培养过程中添加无机絮凝剂密切相关, 使得颗粒污泥趋近于无机颗粒, 无法具有较高的生物活性.同时, 由于传质受限, 颗粒污泥的生物活性进一步被弱化.而沉降性较差的活性污泥, 由于疏松的结构, 使其同时具备较好的压缩性.同时, 由于具有较多的悬浮质, 沉降性较差的活性污泥的生物活性明显高于沉降性较好的污泥[4].
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图 3 沉降、压缩性能和呼吸速率的关系 Fig. 3 Relationship between the sedimentation performance, compression performance, and respiration rate |
活性污泥的压缩沉降性能和SOURn/SOURt(Rn/t)同样存在相关关系, 其中Rn/t可以表征活性污泥菌落中自养菌的比例(或活性污泥中自养菌的活性)[28]. 图 4中, 随着Rn/t增大, 污泥中自养菌比例增加, 污泥沉降、压缩性能有增强并趋于稳定的趋势.通过显微镜观察发现, G1絮体松散, 有少量丝状菌[29], 所以沉降性能较差, 丝状菌作为“菌床”使自养菌附着, 从而获得较高的SOURn; D1也有丝状菌出现, 但污泥有颗粒化趋势, 丝状菌难以使自养菌附着. Rn/t从0.006增加到0.230, SVI则由122.4 mL·g-1下降到25.0 mL·g-1, SCI则由61.2 mL·g-1下降到0 mL·g-1. Rn/t值为0.09时, 曲线基本趋于稳定, 自养菌含量不再是沉降性能的限制性因素.有研究证明自养污泥的沉降性能优于异养污泥[30, 31], 则自养菌的比例可以表示自养菌对活性污泥沉降、压缩性能的贡献.因此, Rn/t值越大, 说明活性污泥中自养菌比例越大, 自养菌对活性污泥沉降性能的贡献越大, 对压缩性能的贡献越小.
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图 4 自养菌比例和沉降、压缩性能的关系 Fig. 4 Relationship between the proportion of autotrophic bacteria and sedimentation performance and compression performance |
活性污泥法污水处理工艺中, 污染物的去除通常是由于微生物的降解作用和悬浮固体的吸附作用.首先有机污染物被活性污泥吸附到絮体表面, 然后再作为营养物质和能量被微生物消耗, 吸附在废水生物法处理工艺中占据重要的地位, 生物吸附和生物降解是相互作用[32].同时, 吸附性能是活性污泥的物理结构, 尤其是微观孔道的一种外在表现.本研究中, 活性污泥的吸附性能和呼吸速率的关系如图 5所示.
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图 5 吸附性能和呼吸速率的关系 Fig. 5 Relationship between the adsorption performance and respiration rate |
图 5(a)中, 平衡吸附量Qmax与SOURq和SOURe均呈正相关. Qmax由142.8 mg·g-1增加到654.5 mg·g-1, SOURq由4.8 mg·(g·h)-1增加到11.0 mg·(g·h)-1, SOURe由3.4 mg·(g·h)-1增加到9.8 mg·(g·h)-1. D1存在一定的丝状菌, 呼吸速率偏高[29], 出现明显离群.本课题组在前期研究中曾发现活性污泥的吸附性能和呼吸过程有关, 尤其是SOURq和SOURe, 由于SOURe通常发生在没有任何其他基质可利用时, 活性污泥对内部存储物质的利用, 而SOURq通常表示活性污泥对细胞自身吸附的部分基质利用[33].同时平衡吸附量Qmax和SOURe的关系, 可以说明活性污泥的物理吸附和生物活性存在协同作用.
图 5(b)中, 同时平衡吸附量Qmax和SOURe/SOURt(RI)呈指数负相关. Qmax由142.8 mg·g-1增加到654.5 mg·g-1, RI则由0.32下降到0.11. RI是判断活性污泥稳定性的一个重要指标, 通常情况下, 当污泥系统受到冲击时, RI会有明显提升, 吸附量也会有响应提升[11, 12]; 而在稳定运行的污泥系统中, 当RI指标较高时(颗粒污泥), 活性污泥具有较低的吸附能力, 当RI指标较低时(絮体污泥), 活性污泥具有较高的吸附能力.因此, 物理吸附是活性污泥稳定性的一种表现, 稳定状态的活性污泥具有较好地吸附性能.
2.5 活性污泥的物理和生物性能评价良好的活性污泥SVI常在50~120 mL·g-1之间, SVI值过低, 说明污泥活性不够, 活性污泥趋近于无机固体, SVI过高的污泥, 说明可能发生污泥膨胀.根据图 3, 可以获得良好状态下活性污泥对应的污泥活性SOURe范围6.27~7.55 mg·(g·h)-1, 通过图 1、图 2、图 4和图 5可以获得粒径、分形维数、自养菌含量和平衡吸附量等值的最佳范围, 结果如表 3所示.
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表 3 活性污泥物理性能和活性指标的最佳计算范围 Table 3 Best calculation range for physical properties and activity indicators of activated sludge |
本研究中, 为了多不同类型的活性污泥的性能进行评价, 将物理性质指标分形维数、压缩指数、粒径, 以及比呼吸速率SOURe、SOURt, 5个指标进行对比分析, 建立雷达图坐标系(图 6), 可对7种活性污泥进行状态分析.
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图 6 活性污泥的物理和生物性能评价指标 Fig. 6 Evaluation indexes for the physical and biological properties of activated sludge |
其中, 由于SVI是采用30 min的沉降实验数据, 对于沉降性较好的活性污泥而言, 无法准确地表示不同污泥之间的差异; 而SCI是根据完整的沉降曲线获得, 更能表现出不同污泥之间的差异, 特别是对沉降性能较好的颗粒污泥而言.同时, 活性污泥的压缩性能和吸附性能有着密切的联系, 所以压缩指数SCI在建立评价指标时被采用. 图 6(a)中可以看出, 絮体污泥的生物活性占主导, 同时具有较高的压缩指数, 但从侧面可以反映出其沉降性能较差. 图 6(b)中可以看出, 颗粒化的活性污泥的生物作用和物理作用适中.而图 6(c)中, 颗粒污泥的生物活性进一步弱化, 物理特性占主导, 活性污泥不再具有压缩性能, 但具备了良好的沉降性能.由图 6(a)~6(c)可以看出明显的差异, 随着絮体污泥向颗粒污泥过渡, SOURe和SOURt以及压缩指数逐渐降低, 而粒径和分形维数逐渐增加.这种变化规律反映出不同类型活性污泥生物活性和物理性能之间的差异, 同时可以反映出活性污泥从絮体态向颗粒态变化的过程, 是一个物理性能强化, 生物活性弱化的过程.
3 结论(1) 活性污泥的物理性能参数和呼吸速率存在很好的相关关系.粒径与SOURe和SOURt呈指数负相关, R2分别为0.96和0.98.分形维数与SOURe和SOURt呈线性负相关, R2分别为0.88和0.83. SVI和SCI与SOURe呈对数正相关, R2分别为0.98和0.88. Qmax与SOURq和SOURe呈线性负相关, R2分别为0.97和0.96.此外, Rn/t与活性污泥的压缩沉降性能同样存在负相关关系.
(2) 物理吸附和生物作用之间存在协同作用.随着平衡吸附量Qmax的增加, SOURq和SOURe均同步提升.同时, 物理吸附是活性污泥稳定性的一种表现, 稳定状态的活性污泥具有较好地吸附性能.
(3) 本研究中, 当活性污泥处于良好状态时, SVI为50~120 mL·g-1, SOURe为6.27~7.55 mg·(g·h)-1, d为205.80~228.12 μm, Df为1.56~1.60, Rn/t为0.02~0.03, Qmax为508~636 mg·g-1.
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