2019, Vol. 40
2. 北京排水集团, 北京 100037
, AN Ran1 , HAN Hui1 , ZHANG Na1 , REN Hao1 , ZHAO Nan1 , JIAO Er-long1,2 , PENG Yong-zhen1
2. Beijing Drainage Group CO., Ltd., Beijing 100037, China
活性污泥法是目前世界上应用最广泛的污水处理工艺[1], 而污泥膨胀一直是活性污泥法污水处理厂运行管理的常见问题[2, 3].由于实际工程中出现了由低溶解氧引发的丝状菌污泥膨胀在控制得当的时候, 不但不引发污泥流失, 还提高了出水水质, 同时大大节省了曝气能耗的情况, 彭永臻[4, 5]等提出了“低溶解氧污泥微膨胀节能理论”.另外许多研究表明, 低溶解氧条件有利于实现短程硝化[6], 其相比全程硝化如可节约25%的曝气能耗.
目前关于低溶解氧污泥微膨胀耦合短程硝化的研究已经有了一定成果, 如：Guo等[7]在A/O反应器实现了微膨胀和短程硝化的耦合, 并验证组合工艺可以实现更高的TN的去除率, 彭赵旭等[8]通过人工配水在SBR反应器中也验证了短程硝化和污泥微膨胀耦合的可行性, 但利用丝状菌生理学特性在短程硝化工艺中引发特定丝状菌污泥微膨胀的方法鲜有报道.现有的关于丝状菌生理学特性的报道指出, Type 0092丝状菌是一类常出现在活性污泥处理系统中的绿弯菌门丝状菌, 它一般隐藏在污泥菌胶团絮状体内部, 不易引起污泥恶性膨胀[9~11].有研究表明间歇曝气也有利于短程硝化的实现[12], 而Type 0092丝状菌也适宜在间歇曝气的城市污水曝气池中[13], 由此可见, Type 0092丝状菌污泥微膨胀和短程硝化工艺的耦合可能更易于启动和维持, 因此本研究采用SBR反应器, 接种短程硝化污泥, 探究在低溶解氧缺好氧多次交替情况下Type 0092丝状菌污泥微膨胀在短程硝化工艺中的启动情况, 并考察耦合工艺的稳定性.
1 材料与方法 1.1 实验装置与运行方式本实验采用SBR反应器.实验装置如图 1所示, SBR反应器有效体积为8 L, 为有机玻璃圆柱形装置, 分别设有进水、排水、排泥口; 反应器内安装搅拌器使混合液混匀, 采用鼓风曝气方式以曝气盘为反应器供氧, 通过配备的气体流量计控制系统的溶解氧浓度; 采用加热棒维持恒定的系统温度; 采用SBR法污水处理智能控制装置对系统的运行进行自动控制, 通过不同的时间程序设定达到不同的运行效果.
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1.进水桶; 2.蠕动泵; 3.进水阀; 4.排水阀; 5.溢流阀; 6.排泥阀; 7.搅拌器; 8.空压机; 9.曝气盘; 10.多参数仪器; 11.pH探头; 12.DO探头; 13.控温加热棒 图 1 SBR实验装置示意 Fig. 1 Schematic diagrams of the laboratory experimental setup of the SBR reactor |
本实验SBR反应器排水定比为50%, 每周期进水量为4 L, 反应器运行分为2个阶段, 共120 d, 每天均运行4个周期共480周期, 具体运行参数见表 1所示.
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表 1 实验运行方案 Table 1 Operational stages and experimental procedures |
1.2 实验水质和污泥来源
本实验反应器接种活性污泥取自短程硝化中试排泥, 该污泥沉降性能和活性均较好, 未发生污泥膨胀.
本实验采用北京某高校家属区化粪池的生活污水为实验用水, 该实际生活污水属于典型的低碳氮比污水, 且水质随季节变化, 实验过程中不进行碱度调节, 水质情况如表 2所示.
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表 2 进水水质 Table 2 Characteristics of the wastewater |
1.3 常规分析项目及方法
SV、SVI、MLSS、MLVSS、NH4+-N、NO3--N和NO2--N参照文献[14]测得. COD采用连华科技5B-3COD快速测定仪器测定. DO、pH和温度等采用WTW pH/Oxi 3420型测定仪测定.
1.4 常规微生物学及FISH影像定性分析采用Olympus BX61荧光显微镜进行常规镜检及FISH影像分析, 确定优势丝状菌.本实验所用FISH探针见表 3.
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表 3 FISH分析中所用到的寡核苷酸探针 Table 3 Oligonucleotide probes used in FISH analysis |
1.5 实时荧光定量聚合酶链式反应(qPCR)
分子生物学实验所用DNA为采用FastDNA® SPIN Kit for Soil (QBIOgen Inc, Carlsba, CA, 美国)DNA提取试剂盒提取的反应器活性污泥样品总DNA.
qPCR反应体系按照SYBR Premix EX Taq染料法实时荧光定量试剂盒说明书配制, qPCR实验所用引物见表 4.
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表 4 qPCR引物的寡核苷酸序列及反应条件2) Table 4 Oligonucleotide sequences of the primers |
2 结果与讨论 2.1 Type 0092丝状菌污泥微膨胀的形成与破坏
图 2表示的是SBR反应器污泥容积指数(SVI)及污泥浓度(MLSS)的变化曲线.从中可知, 在反应器运行到第141周期即第35 d, 系统SVI值升高到180.68 mL·g-1.对污泥进行镜检, 如图 3(a)和3(b)可见, 污泥菌胶团呈分散状, 大量无分支短直形菌丝伸出菌胶团, 系统发生丝状菌污泥膨胀.根据污泥膨胀动力学选择理论, 丝状菌相比于菌胶团细菌具有更低的溶解氧和底物饱和常数.本系统溶解氧为0.3~0.8mg·L-1, 阶段一的平均进水负荷(以COD/MLSS计, 下同)为(0.238±0.004) kg·(kg·d)-1, 在低溶解氧低负荷状态下丝状菌处于竞争优势地位, 为丝状菌过量增殖创造了条件.对污泥进行FISH影像定性分析, 如图 3(c)和3(d)可见, 引发污泥膨胀的优势丝状菌为Type 0092丝状菌.
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图 2 全阶段系统SVI值和污泥浓度(MLSS)变化 Fig. 2 Variations in SVI values and MLSS during the continuous operational period |
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(a)革兰氏染色; (b)纳氏染色; (c)Type 0092 (cy3标记的CFX197); (d)全菌(FITC标记的EUBmix) 图 3 革兰氏、纳氏染色和带有荧光标记寡核苷酸探针的特异性丝状菌FISH影像 Fig. 3 Gram stained, Nessler stained, and typical FISH images of filamentous bacteria with fluorescently labeled rRNA-targeted oligonucleotide probes |
Type 0092丝状菌无分支, 不能运动, 菌丝呈直的或轻微的弯曲状, 为革兰氏阴性和纳氏阳性菌.据报道, Type 0092丝状菌能够在缺、好氧状态分别以NO2--和O2为电子受体吸收和降解有机物, 适宜生长在间歇曝气的低F/M城市污水曝气池中, 在菌群发育关系上属于绿弯菌门[9, 13]. Type 0092丝状菌是常出现在活性污泥处理系统中的一类丝状菌, 一般隐藏在污泥菌胶团絮状体内部, 不易引起污泥恶性膨胀[9].本实验反应器按缺好氧交替的模式在低溶解氧低负荷的状态下运行, 满足Type 0092丝状菌的生长需求, 使它得以优势生长, 因此在本阶段系统的SVI能够稳定维持在180 mL·g-1左右, 即达到污泥微膨胀状态.
进入阶段二, 反应器的交替次数增加, 运行至第10 d, 系统SVI值开始下降, 随后一直呈下降趋势, 最终达到84.09 mL·g-1.通常缺好氧交替次数增加会削弱缺、好氧选择器的效果[23], 另一方面由一氧化氮理论可知交替次数增加更利于Type 0092丝状菌的增殖, 而本实验SVI值却出现下降, 这一阶段活性污泥中Type 0092丝状菌丰度下降.考察这一阶段对污泥膨胀有影响的几个因素发现, 本实验中污泥微膨胀的破坏与污泥负荷的改变有关.文献[24]中曾有报道, 在SBR反应器中的活性污泥, 当负荷大于0.25 kg·(kg·d)-1时, 靠单独降低溶解氧是无法维持污泥微膨胀状态的.随着这一阶段进入冬季, 生活污水COD升高, 系统进水污泥负荷由(0.238±0.004) kg·(kg·d)-1升高到(0.296±0.031) kg·(kg·d)-1, 有机负荷的升高已足以使菌胶团细菌处于竞争优势地位, Type 0092丝状菌生长受到抑制, 污泥微膨胀状态被破坏.
2.2 短程硝化的维持与破坏在阶段一(1~300周期), 系统按缺、好氧比为20 min:60 min交替3次的模式运行.如图 4所示, 第133周期即系统运行的第34 d, 出水亚硝酸盐浓度开始下降, 由一开始30 mg·L-1左右下降至15mg·L-1左右.值得注意的是, 虽然出水亚硝酸盐的浓度出现了下降, 但在此阶段系统的NAR一直维持在99%左右, 未出现明显下降趋势, 这说明出水几乎不含硝酸盐氮, NOB的活性依然是被抑制的, 短程硝化并没有被破坏.
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图 4 亚硝积累率及亚硝酸盐浓度变化 Fig. 4 Variations in NO2--N concentrations and NAR |
在阶段二(301~480周期), 系统按缺、好氧比为10 min:30 min交替6次的模式运行.如图 4所示, 本阶段系统出水亚硝酸盐浓度及NAR整体都呈下降趋势, 系统运行末期NAR降至30%左右, 短程硝化被破坏.这反映出此活性污泥系统氧化亚硝酸盐的活性已经得到一定程度的恢复.这主要是由于交替次数的增多导致每段缺氧时间减少, 减弱了缺好氧交替对NOB活性的抑制作用, 使NOB活性得以恢复, 这一结果也表明增加交替次数并不一定有助于稳定维持短程硝化.
2.3 优势丝状菌和硝化细菌菌群结构的变化为了研究系统中优势丝状菌和硝化细菌菌群结构的变化, 取初始阶段(短程硝化阶段)、反应器运行至第240周期(短程硝化耦合微膨胀阶段)、反应器运行至第480周期(短程硝化、微膨胀破坏阶段)的活性污泥样品依次编号为1、2和3, 提取DNA, 然后采用qPCR技术分析本系统各阶段的微生物菌群结构.
由图 5可以看出, 即使所取种泥来自于长期稳定的短程硝化系统, 但是NOB的主要菌属Nitrobacter spp.、Nitrospira spp.和Nitrotoga spp.仍然存活于该污泥系统中, 只是没有表现出来氧化亚硝酸盐的活性.发生污泥微膨胀后, 优势丝状菌Type 0092的丰度(以gene/VSS计, 下同)由(4.83±0.53)×106 copies·g-1变为(6.96±0.28)×106 copies·g-1, 升高到原来的144%, 而由于丝状菌优势生长, 以及缺好氧交替的抑制, AOB和NOB的丰度分别由(3.39±0.19)×108 copies·g-1、(1.58±0.14)×1011 copies·g-1下降到(2.19±0.01)×108 copies·g-1、(9.74±0.85)×1010 copies·g-1, 系统氨氧化能力下降, 但AOB占硝化细菌的含量却基本保持不变, 甚至从0.21%升高到0.23%, 短程硝化没有受到破坏.
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图 5 硝化细菌、优势丝状菌丰度变化 Fig. 5 Variations in the abundance of AOB, NOB and dominant filamentous bacteria |
在实验末期, 系统SVI值、NAR下降, 污泥微膨胀、短程硝化被破坏, 优势丝状菌Type 0092在活性污泥中的丰度又下降到(4.89±0.34)×106 copies·g-1, AOB的丰度下降到(8.19±0.91)×107 copies·g-1, NOB的丰度升高到(2.03±0.09)×1011 copies·g-1.在这一阶段, 系统增加了交替次数, 削弱了对NOB的抑制, 使其氧化亚硝酸盐的活性恢复并表达出来.另外, 根据文献[25]报道长期低DO运行, AOB对溶解氧的亲和能力会下降, 使NOB的生长速率能够远大于AOB, 使短程硝化被破坏, 在本研究中或存在这一原因使AOB占硝化细菌的比例下降至0.04%.同时加强了反硝化, 使兼有以亚硝酸盐为基质进行硝化和反硝化功能的Nitrobacter spp.得以优势生长, 丰度从(5.40±0.22)×109 copies·g-1升高到(1.23±0.08)×1010 copies·g-1, 使系统短程硝化被破坏但总氮去除效果变好.除此之外, 有报道称在低DO条件下[26], Nitrospira spp.中存在一种菌可以将氨氮直接氧化成为硝酸盐氮, 本实验短程硝化破坏前后的Nitrospira spp.丰度由(9.20±0.85)×1010 copies·g-1升高到(1.90±0.09)×1011 copies·g-1, 这亦可能是短程破坏的一个原因.
2.4 污染物去效果的分析图 6为系统全阶段污染物去除效果变化图.在1~140周期, 系统未发生污泥膨胀, 处于短程硝化状态, 系统各污染物去除率呈小幅波动但处理效果稳定, NH4+-N、TN和COD的平均去除率分别为88.90%、45.03%、和60.99%.
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图 6 全阶段各污染物去除率变化 Fig. 6 Variations in pollutant removal rates during the continuous operational period |
在第141~300周期, 系统进入Type 0092丝状菌污泥微膨胀耦合短程硝化状态, 随着SVI值的升高, 系统的NH4+-N去除率降低、TN及COD去除率升高, 三者的平均去除率分别变为68.74%、49.38%和73.46%.相比于单一的短程硝化, 污泥微膨胀状态下Type 0092丝状菌适量生长, 增加了系统的网捕作用, COD去除率提高了将近13%.同时微膨胀状态下絮体体积适当变大, 阻碍了外部溶解氧向絮体内部的扩散, 导致絮体外部溶解氧浓度较高, 硝化细菌优势生长, 絮体内部溶解氧浓度较低造成缺氧环境, 反硝化细菌优势生长, 形成了利于同步硝化反硝化作用的微环境, 使TN的去除率提高了将近5%.发生微膨胀后出水氨氮浓度升高, 基本维持在20mg·L-1左右, 分析原因这一方面是因为硝化反应时间较短, 不足以将进水氨氮反应完全, 另一方面是因为系统发生丝状菌污泥膨胀, 菌胶团细菌占据劣势, 系统氨氧化能力减弱.
在第301~480周期, 也就是阶段二, 系统污泥微膨胀和短程硝化状态先后破坏, 系统NH4+-N、TN和COD的平均去除率分别达到88.46%、63.02%、和84.74%.由于季节的原因这一阶段进水COD升高, 菌胶团细菌相比于丝状菌更占优势, 系统污泥微膨胀状态被破坏, 系统的氨氧化能力得到了恢复, 同时这一阶段系统缺好氧交替次数增加为6次, 系统能够更好地进行反硝化作用, 碳源更好地被利用, 因此NH4+-N、TN和COD的去除率均得到升高.
2.5 Type 0092丝状菌污泥微膨胀耦合短程硝化典型周期污染物变化情况Type 0092丝状菌污泥微膨胀耦合短程硝化实现后, 某典型周期内污染物浓度及DO、pH值变化规律见图 7.从中可知, pH值在缺氧反硝化过程中逐渐升高, 在好氧硝化过程中逐渐下降, 整个反应过程中呈下降趋势.好氧硝化过程, 系统内溶解氧先急速升高, 接着稳定在一定水平, 而后随着氨氧化菌(AOB)活性的恢复开始下降.且随着硝化反应的进行, 系统内的氨氮浓度逐渐降低, 亚硝酸盐浓度逐渐升高, 同时氨氧化反应速率降低, 好氧速率减慢, 第三段好氧段末期DO有上升趋势. COD在第一个好氧段基本降解完成, 整个周期内硝酸盐浓度几乎为0mg·L-1.自反应开始, TN几乎一直在下降, 好氧段的总氮损失甚至高于缺氧段的, 这说明在低溶解氧状态下, 系统进行氨氧化反应的同时有相当一部分的亚硝酸盐氮被具有反硝化的细菌利用进行了反硝化作用.
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图 7 系统典型周期污染物浓度及DO、pH值变化 Fig. 7 Variation in pollutant concentrations, DO, and pH during a typical cycle |
从以下两方面对系统发生Type 0092丝状菌污泥微膨胀耦合短程硝化反硝化期间的节能情况进行分析.
2.6.1 节约曝气量曝气量的节约主要因为短程硝化和低溶解氧.在硝化过程中, 理论上每氧化1 g氨氮至亚硝酸盐氮需要3.43 g氧气, 每氧化1 g氨氮至硝酸盐氮需要4.57 g氧气.本实验低溶解氧污泥微膨胀耦合短程硝化阶段, 溶解氧控制在0.3~0.8mg·L-1范围内, 参与反应的氨氮几乎全部转化为亚硝酸盐氮, 无硝酸盐氮产生, 单纯就短程硝化而言能节约25%的曝气量.同时, 相关文献[27]中对污水处理厂维持不同溶解氧所需曝气量的计算表明, 维持溶解氧为0.5mg·L-1所需理论曝气量相对于维持溶解氧为2.0mg·L-1时可节约17%.本实验室采用常规溶解氧的全程硝化工艺系统好氧段总曝气量约每个周期144 L, 本实验中Type 0092丝状菌污泥微膨胀耦合短程硝化工艺稳定运行期间系统好氧段总曝气量约每个周期54 L, 相比而言约节省62.5%的曝气量.
2.6.2 节约碳源反硝化过程的实质是以硝酸盐或亚硝酸盐为电子受体进行氧化还原.有研究显示[28], 考虑反硝化细菌利用碳源进行细胞合成的因素在内, 以甲醇作为电子供体进行反硝化时, 每还原1 g硝酸盐氮为氮气需要甲醇2.47 g, 每还原1 g亚硝酸盐氮为氮气需要甲醇1.53 g.本实验采用低溶解氧缺好氧交替的方式运行, 一方面使短程硝化反硝化稳定维持, 理论上可节省38%的碳源, 另一方面强化了同步硝化反硝化, 有利于反硝化细菌利用原水中的碳源进行反硝化, 使碳源利用率提高.
3 结论(1) 在SBR反应器中接种短程硝化污泥, 控制DO为0.3~0.8mg·L-1, F/M=0.24 kg·(kg·d)-1, 按照缺好氧比为20 min:60 min的方式运行, 能够成功富集Type 0092丝状菌, 启动污泥微膨胀与短程硝化工艺的耦合.
(2) Type 0092丝状菌污泥微膨胀耦合短程硝化工艺会加强同步硝化反硝化, 使系统出水亚硝酸盐浓度下降至15mg·L-1左右, 但NAR稳定维持在99%左右, 相对于单独的短程硝化可以将系统的TN和COD去除率分别提高约5%和13%, 相对于常规溶解氧全程硝化工艺可节约曝气量约62.5%.
(3) 增加交替比, 缩短缺氧段的时间至10 min, 会减弱缺好氧交替对NOB活性的抑制作用, 使短程硝化被破坏.
(4) 低溶解氧、间歇曝气、低负荷是Type 0092丝状菌污泥微膨胀启动的关键因素, 当负荷大于0.25 kg·(kg·d)-1时, 仅靠低溶解氧和间歇曝气无法维持污泥微膨胀状态.
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