2021, Vol. 42
2. 中国长江三峡集团有限公司, 北京 100038
2. China Three Gorges Corporation, Beijing 100038, China
污泥原位减量是污泥处理处置的重要手段, 通过研究污水生物处理工艺中活性污泥的增殖与衰减规律, 在确保污水达标处理的前提下实现污泥减量, 是进行污水污泥处理处置的重要技术需求.目前, 常见的污泥原位减量手段有解偶联代谢、细胞溶解(或分解)-隐性生长和微生物捕食等[1~3].作为细胞溶解(或分解)-隐性生长的手段之一, 臭氧常作为改善污泥性质的预处理或旁路处理手段与其他工艺耦合[4].基于臭氧旁路处理的污泥原位减量技术, 是指利用臭氧对生化反应池中部分活性污泥进行旁路处理后回流至生化反应池, 以减少剩余污泥的产量, 具有无副产物、污泥产率少和占地面积小等优势, 具有显著的应用前景.Wang等[5]通过鼓泡方式对污泥进行原位减量处理, 发现臭氧含量(以O3/TS计)为102 mg·g-1时, 污泥的总固体(TS)下降34.8%, SCOD的含量提升至原来的12倍.另外, 在污水处理系统中研究者多采用污泥的表观产率系数(Yobs), 即污泥净产量与微生物利用的底物的比值, 来反映污泥产量[6].Kannah等[7]将膜生物反应器(MBR)与臭氧结合, 对部分泥水混合液进行臭氧处理后回流至MBR中, 在实验环境下运行120 d, 结果显示活性污泥的Yobs(以SS/COD计)从0.254 mg·g-1降低至0.165 mg·g-1.然而, 目前在国内仍局限于单一工况的试探性研究, 在不同污水厂运行条件下(尤其是污泥龄), 臭氧对污水处理系统的水处理能力、剩余污泥的减量效果乃至剩余污泥泥质等的影响, 尚未得到系统性研究, 使基于臭氧旁路处理的污泥原位减量技术的应用缺乏参数基础, 推广受限.
本研究通过探究不同含量条件下的臭氧旁路处理对污水处理系统的出水水质和污泥产量的影响, 筛选得到满足出水达标排放与污泥原位减量的适宜臭氧含量; 在此基础上探究不同污泥龄条件下, 该含量的臭氧旁路处理对各污水处理系统脱氮除磷能力、污泥产率系数Yh和衰减系数Kd的影响, 并解析所得剩余污泥的生化性能包括沉降性能、脱水性能和微生物多样性, 以期为基于臭氧旁路处理的污泥原位减量技术的推广与应用提供理论参考和数据支撑.
1 材料与方法 1.1 实验装置采用臭氧处理与序批式活性污泥组合反应器, 实验装置如图 1所示.装置由一套臭氧接触反应器和6台独立的序批式活性污泥反应器(SBR)耦合而成.其中臭氧发生器(爱康臭氧, 青岛)的臭氧产量10 g·h-1, 气体流量1 L·min-1, 臭氧浓度设为60 mg·L-1, 臭氧接触反应器的容积约为2 L, 采用气液射流的方式注入, 尾气在通风橱中利用碘化钾(KI)吸收, 臭氧含量由进气总量和出气总量相减所得.序批式活性污泥反应器的有效容积为10 L, 好氧运行阶段采用曝气砂芯盘, 以维持稳定的供氧, 采用微电脑时控开关自动设定进水、搅拌、曝气、静置和出水时间, 整体反应器均采用有机玻璃制成.
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图 1 臭氧原位减量工艺实验装置运行示意 Fig. 1 Operation diagram of the experimental coupling process of the in-situ sludge ozone-reduction system |
本实验用水采用模拟配水, 以避免实际生活污水中不稳定的进水因素对实验结果造成干扰, 采用乙酸钠、葡萄糖、蔗糖和淀粉, 氯化铵和磷酸二氢钾分别作为碳源、氮源和磷源, 投加氯化钙0.37 mg·L-1、硫酸镁5 mg·L-1、氯化锰0.28 mg·L-1、硫酸锌0.45 mg·L-1、氯化铁1.45 mg·L-1、硫酸铜0.4 mg·L-1和氯化钴0.4 mg·L-1作为微量元素进行补充, 各项水质指标见表 1.
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表 1 SBR反应器进水水质 Table 1 Characteristics of wastewater in the SBR |
1.3 实验过程
SBR反应器的接种污泥来自上海市某污水处理厂二沉池. 6台反应器编号为R1、R2、R3、R4、R5和R6, 启动后运行参数为进水阶段0.5 h, 缺氧阶段3.5 h, 好氧阶段7 h, 出水时间1 h, 污泥龄10 d, 温度为26~28℃.经20 d的启动运行后, 6台SBR反应器运行稳定, 污泥浓度MLSS约为2000 mg·L-1, MLVSS/MLSS约为87%~89%.首先, 第0~20 d进入启动期, 对反应器中的污泥进行稳定化培养; 取第20 d时R1的出泥, 对其进行0、25、50、75、100和125 mg·g-1含量的臭氧处理, 所得到的污泥标号Z1、Z2、Z3、Z4、Z5和Z6. 21~50 d时进入臭氧梯度注入期, 即在好氧阶段取出R1~R6中占容积10%的污泥进行臭氧处理, 在上述臭氧含量下对取出部分污泥进行臭氧处理, 然后回流至相应的SBR反应器.
上述实验结束后, 第51 d取5个SBR反应器重新启动并继续稳定培养, 分别标号L1、L2、L3、L4和L5, 此时污泥龄分别设定为5、10、15、20和30 d, 其他启动条件与上述实验一致, 89 d开始系统已运行稳定, 90~120 d在好氧阶段取出L1~L5中占容积10%的污泥进行臭氧处理, 含量为75 mg·g-1, 然后回流至相应的SBR反应器, 系统运行工序如图 2所示.
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图 2 臭氧原位减量系统运行工序 Fig. 2 Operation procedure of the in-situ sludge ozone-reduction system |
常规指标测定：水样按照国家环境保护总局推荐的重铬酸钾法测定COD; TN采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法; NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法; TP采用钼锑抗分光光度法测定PO43--P, 再换算成总磷含量; pH和温度采用便携式测定仪.
污泥样品中MLSS采用重量法; MLVSS采用马弗炉进行测定; SVI采用重量沉淀法; 脱水性能采用毛细吸水时间(毛细吸水时间测定仪)和抽滤后泥饼含固率表征, 将污泥倒入布氏漏斗中在0.06 MPa的真空压力下抽滤, 直到无液滴滴落为止, 随后测定泥饼含固率; 污泥经过低速离心, 胶态分散稳定性(ζ-电位)采用Zeta电位仪(Malvern Zetasizer Nano ZS90)测定; 采用二苯胺法对污泥中DNA进行检测[8]; 使用Liang等[9]的方法对污泥中胞外聚合物(EPS)进行分层提取, EPS中溶解性蛋白质、多糖和腐殖质的测定分别采用BCA (bicinchonininc acid)法、蒽酮法和改进的Lowry法.
通过公式(1)中剩余污泥量产率系数Yh和衰减系数Kd, 分析污泥的减量效果, 其中, Yh和Kd计算过程如公式(2)所示.
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(1) |
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(2) |
式中, ΔXvss表示剩余污泥的有机组分(以MLVSS/d计), mg·d-1; Yh表示产率系数(以MLVSS/COD计), g·g-1; Q表示设计流量, L·d-1; ΔCOD表示反应器中去除的COD浓度, mg·L-1; Kd衰减系数, d-1; Xv表示曝气池平均MLVSS浓度(以MLVSS/d计), mg·L-1; V表示曝气池容积, L; Yobs表示污泥净产量系数(以MLVSS/COD计), g·g-1; θ表示污泥龄, d.以θ为横轴, 1/Yobs为纵轴作图, 直线的截距1/Yh, 斜率为Kd/Yh.
分子生物学测试：取Z1~Z6污泥样品, 低速离心5 min后保留固相, 于-80℃条件下冷冻保存, 用于荧光定量PCR(qPCR)检测; SBR反应器稳定运行的第50 d, 在6台SBR反应器曝气结束前30 min时, 取R1和R4中污泥各100 mL, 低速离心5 min后保留固相, 于-80℃条件下冷冻保存, 用于微生物多样性检测.qPCR检测：以细菌16S基因作为目的基因, 基因引物338F和806R, 具体的引物序列和升温程序见表 2, 随后对PCR产物进行纯化、质检; 采用pMD18-T作为载体与纯化产物进行反应, 提取质粒; 以10倍梯度稀释构件好的质粒, 选取16S标准品稀释液用于制备标准曲线; 配置16.5 μL的ChamQ SYBR Color qPCR Master Mix染色, 0.8 μL的引物F (5 μmol·L-1)和0.8 μL的引物R (5 μmoL)和2 μL的模板DNA作为主混合液, 采用荧光定量PCR仪(ABI7300型, Applied Biosystems, 美国)进行qPCR扩增, 扩增完毕后分析熔解曲线以确保特异性扩增, 根据待测样品的Ct值获得起始基因的拷贝数.微生物多样性检测：依照Illumina PE250的标准平台说明测试, 测序得到的PE reads先根据overlap关系进行拼接, 同时对序列质量进行控制, 区分样品后进行物种分类学分析.上述过程委托美吉生物(上海)进行测定.
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表 2 PCR引物序列以及反应程序[10] Table 2 Primer sequences and reaction procedures of PCR |
2 结果与讨论 2.1 臭氧含量研究 2.1.1 不同臭氧含量对活性污泥细胞破解的影响
不同臭氧含量处理条件下, 活性污泥(Z1~Z6)中微生物细胞破裂情况和细菌数量如图 3所示.通过对污泥样品的扫描电镜(SEM)分析[图 3(a)], 发现污泥中的微生物以菌胶团形式存在, 每个细胞表面饱满, 颗粒均匀, 且被纤维状物质交联一起; 经臭氧处理后, 污泥细胞表面发生破裂, 细胞颗粒大小不一, 菌胶团松散, 即污泥的细胞形态发生了变化.早期研究同样表明, 臭氧对细菌的氧化过程首先作用于细胞膜, 导致细胞膜的缺损, 使膜内物质释放[11].污泥细胞破解后, 污泥中的DNA将得到释放, 本实验发现臭氧处理前(Z1)污泥EPS中的DNA(以DNA/MLVSS计)为1.02 mg·g-1, 在25~125 mg·g-1的臭氧含量下(Z2~Z6), 污泥EPS中的DNA含量逐步提升至12.09 mg·g-1.
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图 3 污泥臭氧处理过程中细胞破裂导致DNA的溶出和微生物细菌16S rRNA Fig. 3 Dissolution of DNA during sludge ozone treatment by cell lysis and microbial bacteria 16S rRNA |
臭氧处理前污泥EPS中的DNA均集中在EPS紧密结合层(TB-EPS), 当臭氧含量为25 mg·g-1时, EPS溶解层(soluble EPS)中DNA含量上升至0.82 mg·g-1, LB-EPS中基本没有DNA, TB-EPS中的DNA增加至3.39 mg·g-1; 臭氧含量逐步提升至125 mg·g-1时, soluble EPS层DNA含量逐渐从0.82 mg·g-1提升至6.30 mg·g-1, EPS松散结合层(LB-EPS)中的DNA含量增加至0.61 mg·g-1, TB-EPS中的DNA含量逐步升高至5.18 mg·g-1.上述现象表明, 随着臭氧含量(以O3/MLVSS计)从0增加至125 mg·g-1, 臭氧处理后的活性污泥EPS中DNA的总含量逐渐增加, 且soluble EPS层和LB-EPS层的DNA含量随臭氧含量的增大而增加, 表明臭氧处理后细胞内的DNA逐渐向外层释放, 即臭氧处理后污泥细胞破裂, 胞内物质显著释放, 且随着臭氧含量的提升, 破裂与释放更加明显.图 3(b)为臭氧处理前后污泥中细菌拷贝数的变化, 结果显示, 随着臭氧含量由0 mg·g-1逐渐增加到125 mg·g-1, 污泥中细菌的拷贝数(以copies/MLSS计)由5.39×109 ng·g-1逐步降低至1.62×109 ng·g-1, 即臭氧破坏了污泥中部分但不是所有的细菌的遗传物质, 将在一定程度上影响污泥中细菌的生长与繁殖, 但仍可能具备污水处理能力.
2.1.2 不同含量的臭氧旁路处理对SBR系统污水处理能力与污泥产量的影响图 4和图 5分别为不同含量的臭氧旁路处理条件下, 污泥龄为10 d时, 20~50 d各SBR系统的污泥质量浓度与出水水质.图 4可知, 在臭氧含量为25、50、75、100和125 mg·g-1的条件下, R2~R6中的污泥质量浓度相比于臭氧处理前分别降低2.1%、7.2%、12.0%、11.8%和12.5%, 即臭氧旁路处理实现了显著的污泥原位减量.由图 5(a)可知, 未投加臭氧时, R1出水COD浓度为38~48 mg·L-1, 其COD、NH4+-N和TN的平均去除率分别为91%、72%和62%, 即该系统具备较好的有机物去除与脱氮效果.经臭氧旁路处理后, 当臭氧含量为25~75 mg·g-1时出水水质如图 5(b)~5(d)所示, R2~R4出水COD在37~58 mg·L-1之间, 平均去除率在90.4%~91.3%之间, 出水NH4+-N在4.4~9.5 mg·L-1之间, 平均去除率为68.4%~73.1%, 出水TN为8~20 mg·L-1, 平均去除率为50.4%~60.1%, 基本满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级B排放标准.
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图 4 臭氧旁路污泥原位减量工艺各反应器污泥质量浓度变化 Fig. 4 Variations in the sludge concentration in the in-situ sludge ozone-reduction system |
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图 5 不同臭氧含量下各反应器出水COD、TN、TP和NH4+-N的浓度变化 Fig. 5 Variations in the COD, TN, TP, and NH4+-N effluent concentrations at different ozone dosages |
然而, 当臭氧含量为100~125 mg·g-1时, 如图 5(e)和5(f)所示, R5和R6的出水COD、NH4+-N和TN分别为53~98、6.8~9.9和11~29 mg·L-1, 表明该范围含量下的臭氧旁路处理后, 污泥对有机物和氮的去除能力受到限制, 即臭氧影响了污泥中微生物对有机物的摄取、代谢和利用的能力.此外, 图 5还表明在20~50 d期间, R1~R6中磷的去除率都维持在80%左右, 即采用臭氧旁路处理活性污泥时, 在保证定量排泥(污泥龄为10 d)时, 基本不影响污水处理系统的除磷效果.
综上, 本研究发现, 在实现污泥减量的同时若需维持污水处理系统正常的处理能力, 需将臭氧含量控制在25~75 mg·g-1, 由于75 mg·g-1含量时臭氧旁路处理后R4的污泥浓度显著低于R1~R3(臭氧含量为0、25和50 mg·g-1), 因此75 mg·g-1为本研究中臭氧旁路处理较为适宜的臭氧含量.
2.2 不同污泥龄条件下旁路臭氧处理对污水处理系统的影响依据2.1节中的实验结果, 选取75 mg·g-1作为臭氧含量, 研究该含量下的臭氧旁路处理对不同污泥龄的处理系统产泥量的影响.图 6为L1~L5(污泥龄分别为5、10、15、20和30 d)的出水COD、TN、TP和NH4+-N的浓度变化情况.在51~90 d期间, L1~L5处于启动阶段, 出水COD的浓度均满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级B排放标准, 当污泥龄从5 d增加至30 d时, COD的出水平均浓度约从40 mg·L-1升高至50 mg·L-1, 总磷和总氮的出水平均浓度分别维持在1.9 mg·L-1和20 mg·L-1, 与此同时, 氨氮的出水平均浓度从10.4 mg·L-1降低至7.8 mg·L-1左右.这是由于污泥龄延长时, 系统中利用COD的异养菌活性降低、生长受到限制, 而作为化能自养菌的硝化细菌逐步成为系统中的优势细菌[12], 从而使系统COD去除效率略降低, 而氨氮去除效率得到优化.
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图 6 不同污泥龄反应器出水COD、TN、TP和NH4+-N的浓度变化 Fig. 6 Variations in the COD, TN, TP, and NH4+-N effluent concentration in the reactor at different sludge ages |
第90 d开始进行臭氧旁路处理, 90~120 d期间L1~L5中TP的去除率在73%~75%之间, 说明采用75 mg·g-1含量条件下的臭氧旁路处理工艺, 不同污泥龄条件下的污水处理系统除磷效果差异不大.随着污泥龄从5 d提高至10 d, 总氮的出水浓度从15~25 mg·L-1略提高至17~28 mg·L-1, 平均去除率从45.0%降低至38.7%, 氨氮的出水浓度从6.6~14.3 mg·L-1变化到5.0~12.0 mg·L-1, 平均去除率从56.5%提高至60.9%.随着污泥龄从10 d提高至30 d, 总氮的出水浓度为17~28 mg·L-1, 平均去除率为37.5%~38.7%, 氨氮的出水浓度提高至9.5~16.0 mg·L-1, 平均去除率从60.9%降低至47.3%.表明在臭氧旁路处理的条件下, 污泥龄延长时系统内的脱氮能力将发生较大的变化, 尤其当污泥龄超过10 d时, 出水总氮和氨氮浓度显著升高, 这是由于高污泥龄的微生物代谢速率低, 对胞外蛋白质的利用较少, 臭氧旁路处理可能将部分未被微生物利用的有机氮(如蛋白质等)氧化成氨氮, 导致高污泥龄的污泥上清液中氨氮浓度增加, 污泥回流后影响反应器的出水水质[13, 14].当污泥龄在10 d及以下时, 出水的氨氮浓度基本小于15 mg·L-1, 满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级B排放标准, 且污泥龄10 d时系统出水氨氮浓度最低.同时, 张志峰等[15]对绍兴污水处理厂的调查显示, 当污泥龄从10 d提高至30 d时, 曝气费用上升的幅度高于污泥处理处置费用降低的幅度, 如果将污泥龄降低至10 d, 每年可以节省费用约600万元, 同时出水水质改善.因此本研究发现臭氧含量75 mg·g-1、污泥龄为10 d条件下的臭氧旁路处理为适宜的工艺条件, 并进一步研究了该工艺条件下产生的剩余污泥性质, 为该剩余污泥的后续处理处置提供参考.
此外, 臭氧旁路处理条件下活性污泥的产率系数将影响生化反应器的容积和处理规模的设计, 因此, 本研究基于不同污泥龄的污水处理系统计算了污泥产量公式中的Yh和Kd(表 3), 为工艺设计提供参数基础.由实验可知, 随着污泥龄从5 d增加到30 d, Yobs逐渐从0.28 g·g-1减小到0.14 g·g-1, 对应臭氧处理后Yobs从0.27 g·g-1减小到0.13 g·g-1.以污泥龄θ为横坐标, 1/Yobs为纵轴, 对数据进行拟合, 结果如图 7所示, 臭氧处理前相关系数R2为0.9787, 臭氧处理后相关系数R2为0.9643, 拟合结果具有统计学意义, 其中, 本研究结果显示, 在75 mg·g-1的臭氧旁路处理条件下, 污泥Yh从0.331 g·g-1减少到0.326 g·g-1, 即微生物每代谢单位质量COD所合成的MLVSS质量减少, Kd从0.046 d-1增加到0.050 d-1, 活性污泥的自身氧化率增加, 衰减系数增大, 污泥基本实现原位减量.
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表 3 臭氧处理前后污水处理系统的Yh和Kd Table 3 The Yh and Kd values of the wastewater treatment system before and after ozone treatment |
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图 7 Yh和Kd值的图解求定法 Fig. 7 Graphical determination of the Yh and Kd values |
基于2.2节的研究结果, 对污泥龄为10 d、经75 mg·g-1臭氧含量旁路处理前后的剩余污泥(即L2反应器在90 d和120 d的剩余污泥)进行微生物群落分析, 在门水平的组成如图 8所示.两组样本中主要有放线菌门(Actinobacteria)、变形菌门(Proteobacteria, 包括α-Proteobacteria、β-Proteobacteria、γ-Proteobacteria和δ-Proteobacteria)、厚壁菌门(Firmicutes)和拟杆菌(Bacteroidetes)等, 相对丰度约98%, 均为污水处理系统中脱氮除磷常见的优势菌.大多数与硝化和反硝化相关的优势菌属于变形菌门[16], 相比于90 d, 在120 d的剩余污泥中其相对丰度从24%降低到18%, 暗示污水的脱氮能力相应变差.放线菌门在土壤中通过分解有机物促进碳的循环, 120 d的剩余污泥中放线菌门的相对丰度相比于90 d降幅为23%, 这与马晓琳等人的研究结果一致, 其研究表明放线菌门对臭氧等消毒剂的耐受能力较差[17, 18].厚壁菌门可以降解乳酸和COD等, 拟杆菌门在降解污泥中的蛋白质和糖类等物质中发挥着重要的作用, 两者在120 d的剩余污泥中的相对丰度相比于90 d的增幅分别是33倍和1.2倍, 表明厚壁菌门和拟杆菌门对臭氧具有一定的耐受性[19, 20], 并逐渐成为剩余污泥中的优势菌.
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图 8 L2反应器臭氧旁路处理前后污泥微生物菌群结构分布(门水平) Fig. 8 Composition of microorganisms at the phylum level in the L2 system before and after in-situ ozone treatment |
剩余污泥的微生物在属上的群落组成如图 9所示, 其中大多数属于硝化和反硝化细菌.据已有研究显示, Micropruina与污水处理系统中的脱氮能力密切相关, 它是反应器中丰度最高的放线菌, 与90 d相比, 120 d的剩余污泥中Micropruina的相对丰度降低, 该优势菌的相对丰度变化将影响SBR的出水中氮的浓度[21].另外, 有研究表明, 变形菌门和拟杆菌门中的Zoogloea、Comamonadaceae、Defluviicoccus、Acinetobacter、Amaricoccus和Terrimonas等属于异养硝化和好氧反硝化菌, 氨氮与Clostridium等多个菌属的丰度相关[22~24].Lactococcus在厌氧段把大分子有机物降解成小分子, 它在为其他微生物提供碳源, 维持生命活动所需能量的同时, 还可以产生丙酸、乳酸和维生素等物质, 补充系统中碳源的多样性, 上述过程保障污水处理系统中具有丰富的碳源, 以便多种微生物发挥作用[25].臭氧旁路处理后, 剩余污泥中Lactococcus的种群丰度从0.4%增加到21.6%, 可有效地为反应器中的多种微生物提供碳源, 即臭氧在污泥减量的基础之上, 改善污水处理系统进水碳含量和多样性不足的现状.Intrasporangiaceae属于典型的放线菌门, 广泛存在于污泥中, 经过臭氧旁路处理后, 作为优势细菌的Intrasporangiaceae相对丰度增加.Nakamurella属于放线菌门, 早期结果显示, 该球菌能利用葡萄糖、果糖、甘露糖、半乳糖、木糖和蔗糖等作为碳源[26].因此, 臭氧旁路处理使剩余污泥中微生物的种群多样性在门水平上基本不变, 但在门和属水平上的相对丰度发生改变, 这是因为污泥微生物对臭氧的抵抗能力具有差异性.上述现象从微生物学角度解释了臭氧旁路处理影响污水处理系统出水水质以及剩余污泥产量的原因, 即微生物种群丰度的变化丰富了系统中碳源的多样性, 促进了系统对有机质的消耗, 强化了剩余污泥减量; 但硝化细菌相对丰度的减少在一定程度上影响了污水处理系统的脱氮能力使出水氨氮浓度升高(水质仍满足一级B排放标准).
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图 9 L2反应器臭氧旁路处理前后污泥微生物菌群结构分布(属水平) Fig. 9 Composition of microorganisms at the genus level in the L2 system before and after in-situ ozone treatment |
臭氧对污泥具有氧化能力, 可以改变污泥EPS中蛋白质、多糖和腐殖质等有机组分的含量和分布情况[27].本研究考察了污泥龄为10 d、经75 mg·g-1含量的臭氧旁路处理对剩余污泥中有机组分的含量变化, 以探究其对剩余污泥泥质的影响.臭氧旁路处理前后(90 d和120 d), L2反应器的剩余污泥EPS中蛋白质、多糖和腐殖质的含量如图 10所示, 90 d的剩余污泥中蛋白质的含量占EPS中污泥有机组分的75.3%, 其中, 蛋白质含量分布情况分别是TB-EPS＞LB-EPS＞soluble EPS, 蛋白质在污泥EPS中的分布与何培培等人的研究结果一致[28]; 多糖是构成污泥EPS的主要骨架, 占EPS中污泥有机组分的18.8%, 且大多集中在TB-EPS层, 占总EPS中多糖含量的76.7%; 与蛋白质和多糖相比, 腐殖质在EPS中的含量最少, 占有机组分的6.0%, 其中TB-EPS中腐殖质含量最多, 占总EPS中腐殖质含量的89.7%.经臭氧含量75 mg·g-1的旁路处理后, 120 d的剩余污泥相比于90 d, EPS中有机组分在胞外的3层的分布比例变化并不明显, 多数有机组分仍分布于TB-EPS中, 但EPS的总含量(以单位MLVSS计)由40.6 mg·g-1增加至54.6 mg·g-1.这可能是因为：①臭氧破坏污泥细胞, 导致细胞内的有机组分释放至上清液中, 活性污泥返回至SBR反应器后, 使剩余污泥胞外的有机组分含量增加; ②臭氧并未完全消杀掉旁路处理部分的污泥微生物, 经过臭氧筛选后的微生物具有更强的分泌有机组分的能力, 导致剩余污泥的EPS含量增加, 且其中有机质的组分也发生了显著变化.蛋白质含量(以单位MLVSS计)在EPS中的含量从30.52 mg·g-1增加到33.04 mg·g-1, 但是蛋白质在有机组分中的相对比例从75.3%降低到60.5%, 多糖含量(以单位MLVSS计)在EPS有机组分中的含量从7.62 mg·g-1增加到15.90 mg·g-1, 相对比例从18.8%增加到29.1%, 腐殖质含量(以单位MLVSS计)在EPS有机组分中从2.42 mg·g-1增加到5.69 mg·g-1, 相对比例从6.0%增加至10.4%.即剩余污泥的EPS中蛋白质比例显著降低, 而腐殖质的含量显著积累, 这可能与臭氧分解微生物和水体中的有机质或将小分子物质如氨基酸等缩合成更加稳定的物质相关.Pontes等[29]的研究显示Lactococcus等乳酸菌可以在厌氧或缺氧的环境中产生蛋白质和DNA等物质.图 9结果显示, 经过臭氧旁路处理后, 剩余污泥中Lactococcus的相对丰度显著增加, 可进一步验证剩余污泥EPS中蛋白质含量的增加.
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图 10 SBR中污泥各层EPS中蛋白质、多糖和腐殖质的含量 Fig. 10 Contents of protein, polysaccharide, and humus in each layer of sludge EPS in the SBR |
污泥中的EPS是影响污泥理化性质如脱水性能和沉降性能等的重要因素[30, 31].本研究发现, 污泥龄为10 d、经75 mg·g-1含量的旁路臭氧处理后, 以CST表征剩余污泥的脱水性能, 污泥CST值(90 d)从15 s提升至17 s(120 d), 表明脱水性能发生了一定程度的变化, 这与上述臭氧旁路处理后剩余污泥EPS中亲水性有机物如蛋白质和多糖等增多相关.但经0.06 MPa抽滤后泥饼的含固率分别为15.6%和15.2%, 说明臭氧旁路处理后, 尽管污泥EPS发生了变化, 但是总体的脱水性能变化并不明显.
如图 11所示, 污泥龄为10 d时, 90~120 d经75 mg·g-1的臭氧旁路处理后剩余污泥的污泥容积指数(SVI)相比于51~89 d普遍提高, 平均值由54 mL·g-1升高至62 mL·g-1.陈瑶等[31]的研究显示, 污泥表面的Zeta电位和相对疏水性能是影响污泥沉降性能差异的最重要的表面理化性质.本研究发现剩余污泥的Zeta电位由-10.04 mV(90 d)下降至-15.20 mV(120 d), 说明污泥颗粒间的静电斥力增大, 进一步验证了SVI的提高.这可能是由于臭氧破坏部分污泥的絮体结构和微生物细胞, 污泥中固相物质被氧化后, 细胞内携带电荷的大分子有机物(如蛋白质和多糖等)被释放, 使污泥颗粒松散, Zeta电位不断增加[32].然而本研究还发现, 50~90 d和91~120 d的出水SS均小于50 mg·L-1, 即尽管剩余污泥的SVI值有一定程度的增加, 沉降性能受到了影响, 但并未影响该工艺条件下SBR系统的沉降与出水, 系统仍可稳定运行.
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图 11 污泥龄10 d的SBR反应器污泥沉降性能 Fig. 11 Sludge sedimentation performance of the SBR with a sludge age of 10 d |
(1) 以模拟污泥为研究对象, 发现臭氧处理后污泥细胞破裂, 胞内有机物释放, 部分细菌的遗传物质被破坏.本研究发现75 mg·g-1为实现污泥减量的同时维持污水处理系统正常处理能力较为适宜的臭氧含量, 该含量下的臭氧旁路处理后污泥Yh从0.331 g·g-1减少到0.326 g·g-1, Kd从0.046 d-1增加到0.050 d-1, 即污泥产生速率减小, 衰减速率增大.污泥龄为10 d时SBR系统出水水质最佳, 因此臭氧含量75 mg·g-1、污泥龄为10 d条件下的臭氧旁路处理为适宜的工艺条件, 此时剩余污泥减量12%.
(2) 臭氧含量为75 mg·g-1、污泥龄为10 d条件下的臭氧旁路处理改变了剩余污泥中的微生物在门和属水平的种群丰度, 丰富了系统中碳源的多样性, 促进了系统对有机物的利用, 硝化细菌相对丰度的减少在一定程度上影响了污水处理系统的脱氮能力, 但出水水质仍满足一级B标准.经该工艺处理后, 剩余污泥的EPS中蛋白质、多糖和腐殖质含量增加, 总EPS含量增加, 有机组分含量的增加使剩余污泥的CST略提高, 同时Zeta电位增加, SVI提高.但总体而言, 剩余污泥的沉降性能变化不显著, 系统仍能够稳定运行; 且抽滤后泥饼的含固率变化不明显, 即脱水性能变化不明显, 不会明显影响剩余污泥的后续脱水工艺.
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