2021, Vol. 42
2. 哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室, 哈尔滨 150090
2. State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China
短程硝化反硝化除磷工艺因其在节约碳源和能耗方面的优势, 被认为是具有可持续发展前景的污水处理技术之一[1, 2].近年来, 不少研究者开展了相关短程硝化反硝化除磷工艺的启动及运行研究[3~5], 如何对此工艺进行优化和调控, 使好氧亚硝化-缺氧吸磷相互协同平衡, 以实现高效稳定的运行, 是该工艺实际应用中的难点.实现稳定运行的关键有两点：一是保证氨氧化反应与反硝化吸磷的平衡; 二是抑制亚硝酸盐氧化菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)的活性, 维持短程硝化的稳定.
不同的好氧/缺氧时长下, 微生物与底物的接触时间以及传质过程不同.好氧时长过高会导致磷酸盐在好氧段就被吸收完全, 缺氧吸磷缺少底物P, 同时积累的NO2-进入缺氧段无法反应完全, 出现抑制作用和影响厌氧释磷[6], 而缺氧时长过高则会导致反硝化吸磷的基质匮乏, 出现缺氧释磷并进入内源呼吸阶段, 消耗过多体内储能物质, 微生物活性下降[7].故合理调控好氧/缺氧时长有利于氨氧化与反硝化吸磷的平衡.此外, 排泥方式的不同则会引起微生物种群的迁移和活性变化, 不同功能菌群的活性和数量决定了系统的处理效果.研究表明NOB倾向生长在好氧区所占体积比例较高的小粒径颗粒中, 通过排出污泥床顶部污泥, 有望改善亚硝化性能[8], 同时也有研究指出污泥床底部聚集着大量老化污泥, 尤其对于富含聚磷菌的颗粒污泥来说, 只从顶部排泥会导致底部大颗粒的污泥龄过高, 污泥产率降低, 进一步限制了磷的去除[9].故通过颗粒污泥内部结构不同及粒径差异等因素造成的颗粒沉降速率不同来分区排泥, 是筛选特定微生物种群的一种有效途径.综上所述, 合理调控好氧/缺氧时长联合分区排泥有利于实现系统稳定运行.
在进水水质由人工配水转为实际生活污水条件下, 着手于好氧/缺氧时长联合分区排泥的调控, 考察系统去除性能、污泥特性及EPS变化的综合影响, 以期为实际生活污水下短程硝化反硝化除磷工艺优化提供实验依据.
1 材料与方法 1.1 实验装置与运行方法本实验采用1组有机玻璃制成的SBR反应器, 其有效容积6 L, 换水比2/3.每天运行4个周期, 每周期360 min, 其中进水5 min, 沉淀2 min, 排水3 min.实验具体参数见表 1.分区排泥(70%顶部排泥和30%底部排泥)采取在SBR周期末的沉降阶段排泥, 在沉降过程中因沉降速率的差异造成颗粒沿沉降方向的分离, 在沉降开始后沉降速率慢的顶部污泥和沉降速率快的底部污泥被排出反应器, 控制污泥龄为30 d.
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表 1 反应器运行工况 Table 1 Operational conditions of the reactor |
1.2 接种污泥与实验用水
接种污泥是配水培养的具有良好性能的短程硝化反硝化除磷颗粒污泥, 初始污泥浓度为3 400 mg·L-1, 实验用水为北京某大学家属区化粪池实际生活污水, 其具体水质指标如表 2.
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表 2 生活污水水质情况 Table 2 Water quality of domestic sewage |
1.3 分析项目与检测方法
NH4+-N采用纳氏试剂光度法; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法; NO3--N采用麝香草酚紫外分光光度法; COD和TP的测定采用5B-3B型COD多参数快速测定仪, 每两天对上述参数进行测量; DO和pH的测定均采用WTW-pH/Oxi 340i便携式多参数测定仪监测. MLSS、MLVSS和SVI等指标均采用国家规定的标准方法[10].污泥中胞外聚合物(extracellular polymeric substance, EPS)的提取步骤：取30 mL泥水混合物, 常温下4 000g离心10 min, 去掉上清液后加入磷酸盐缓冲液(PBS)恢复原体积至30 mL.常温下4 000g离心15 min, 去掉上清液后用PBS恢复至30 mL, 涡旋1 min使离心管底部污泥完全散开, 60℃水浴加热30 min.待样品冷却至接近室温时, 4℃下20 000g离心20 min.多糖测定采用Lowry法, 蛋白质测定采用葱酮硫酸法[11, 12].
三维荧光Ex(激发光谱)和Em(发射光谱)扫描范围均为200~600 nm, 激发/发射波长间隔10 nm, 扫描速度15 000 nm·min-1.其中X轴代表Em发射波长, Y轴代表Ex激发波长, 等高线颜色深浅反映EPS样品的荧光强度.
1.4 批次实验取沉降开始阶段沉降速率慢的顶部污泥和沉降速率快的底部污泥, 分别对其进行烧杯批次实验研究.通过AOB和NOB活性来反映顶部污泥和底部污泥中AOB和NOB分布的差异性, 其活性可分别通过比氨氧化速率(SAOR)和比亚硝酸盐氧化速率(SNOR)来表示.分别加入NH4Cl和NaNO2, 使NH4+和NO2-初始浓度为50mg·L-1, 调节pH为7.5±0.1, DO控制在3.0mg·L-1.每隔30 min取样, 以浓度不再变化终止.通过碳源利用效率(以P/COD计)来反映顶部污泥和底部污泥中DPAOs对有机物利用率的差异性, 加入丙酸钠, 使COD浓度为250mg·L-1, 保持厌氧环境, 在碳源充足的条件下充分释磷, 每30 min取样, 直至释磷达到最大值时.
2 结果与讨论 2.1 颗粒污泥系统污染物处理性能 2.1.1 COD和TP去除性能图 1分别为不同阶段下COD和TP的去除情况, 可从阶段Ⅰ看出进水水质转为实际生活污水时, COD和TP的去除都出现了一定程度的波动, 尤其COD去除波动更为剧烈.在初始时出水COD浓度达到了114.4mg·L-1, COD去除率仅为49.56%, 这与人工配水下COD易去除相反, 可见实际生活污水成分复杂, 难降解有机物增多, 虽进水COD浓度在200mg·L-1以上, 但其BOD浓度低, 可生化性差.随着系统的运行, 出水COD浓度逐渐降低, 第32d时才降至45.58mg·L-1, 小于50mg·L-1, 符合城镇污水处理厂污染物排放标准(GB 18918-2002)中的一级A标准.阶段Ⅱ和Ⅲ对COD的去除保持良好性能, 进水COD虽有上下波动, 但出水COD浓度均在50mg·L-1以下, 阶段Ⅲ去除率维持在85%左右, 此时系统已较适应实际污水冲击负荷变化.大部分COD在厌氧段被消耗, 作为内碳源用于除磷, 因此厌氧COD和厌氧释磷密切相关, 从图 1中看出阶段Ⅲ厌氧COD浓度和出水COD浓度相接近, 有充足的内碳源, 故其厌氧释磷量也维持在较高水平, 最高达39.87mg·L-1.相较于COD, P的去除则较为良好.随着缺氧时长的增加, 亚硝酸盐为电子受体的反硝化除磷进一步得到充分反应, 避免了残留NOx--N进入厌氧争夺碳源反硝化从而削弱聚磷菌储存内碳源, 实现良好的交替循环.P的去除率随着阶段的进程逐渐趋于稳定, 这也说明了随着好氧/缺氧时长的改变, DPAOs活性也在逐步增长, 除磷效果渐好并稳定, 阶段Ⅲ出水P浓度均在0.5mg·L-1以下, 平均去除率达93.72%.
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图 1 不同阶段下COD和TP变化 Fig. 1 Variation of COD and TP during different stages |
图 2(a)为系统不同阶段下进出水氮元素转化, 图 2(b)则为不同阶段下TN去除率和氨氧化率(ammonia oxidation rate, AOR)的变化.由于生活污水中含有较高且波动的氨氮, 故阶段Ⅰ先好氧时长大于缺氧时长, 实现氨氧化菌的富集, 使氨氮能够反应完全.在好氧/缺氧时长联合分区排泥的控制下, 阶段Ⅰ的AOR由初始的63.39%逐渐升高至87.60%, 此后AOR一直维持在高水平, 阶段Ⅲ的AOR平均可达93.12%.在总时长不变下, 阶段Ⅱ延长缺氧时长和缩短好氧时长, 使二者相等, 此时更多氨氮被转化为亚硝氮和硝氮, 出水NO2-浓度最高达8.64mg·L-1, 缺氧段无法反应完全, 导致TN去除率难以提高, 故即使阶段Ⅱ的AOR平均可达93.39%, 但其TN平均去除率仍只在70.92%.因此若想获得较高的脱氮效率, 其首先在于调控好氧/缺氧时长, 使氨氧化反应和反硝化除磷能够均衡进行, 生成的NO2-能够及时且适量作电子受体进行反硝化除磷.在氨转化完全的基础上, 阶段Ⅲ进一步延长缺氧时长和缩短好氧时长, 创造良好的缺氧环境, 总时长仍保持不变.此阶段出水TN浓度在10mg·L-1左右, 低于我国城镇污水排放一级A标准(15mg·L-1), TN去除率也升高至83%左右并保持平稳.
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图 2 不同阶段下NH4+、NO2-、NO3-、TN和AOR变化 Fig. 2 Variation of NH4+, NO2-, NO3-, TN, and AOR during different stages |
污泥浓度、f(MLVSS/MLSS)和SVI都是能反映颗粒污泥稳定的重要参数, 其在不同阶段下的变化如图 3所示.污泥初始浓度为3 400 mg·L-1, f值为0.88, SVI为35.29 mL·g-1, 具有良好的生物量和沉降性能.进水水质从人工配水转为实际生活污水后, 阶段Ⅰ污泥浓度出现了较大幅度的下降, f值也随之降至0.72, SVI值升至47.9 mL·g-1, 此阶段污泥性能由于水质复杂后出现了恶化.通过好氧/缺氧时长联合分区排泥调控后, 阶段Ⅱ的f值略有上升, SVI值回降至37.71 mL·g-1, 生物量有所增长, 污泥沉降性能恢复.阶段Ⅲ进一步延长缺氧时长后, 促进了缺氧异养菌的生长并以其为核心, MLVSS增势明显, f值最高可达0.87, SVI值保持在35 mL·g-1左右, 颗粒稳定, 沉降性能良好.
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图 3 不同阶段下MLSS、MLVSS、f和SVI的变化 Fig. 3 Variation of MLSS, MLVSS, f, and SVI during different phases |
污泥随运行时间延长的外观变化如图 4所示.接种污泥为黄色, 表面光滑, 呈椭球状结构.在实际生活污水的基质条件下, 污泥颜色逐渐变为深黄色, 第30 d在显微镜下可观察到颗粒污泥表面有一层细绒毛出现, 阶段Ⅰ厌氧段COD降解不完全, 过多的COD进入好氧段和缺氧段引起了异养菌增殖[13], 影响沉降性.第100 d时已恢复并形成密实完整、边界清晰的褐色颗粒污泥.
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(a)接种污泥;(b)第30 d;(c)第100 d 图 4 颗粒污泥随时间变化的显微镜照片 Fig. 4 Optical microscopy images of granular sludge over time |
分别取沉降开始阶段沉降速率慢的顶部污泥和沉降速率快的底部污泥, 以及运行阶段搅拌均匀的混合污泥, 对这3种污泥进行粒径测量, 测量结果如表 3和图 5所示.显示底部污泥的粒径最大, 平均粒径为1 183 μm, 且其粒径在500 μm以下的污泥分布为0, 说明底部污泥颗粒大且集中, 没有污泥解体碎片.Volcke等[14]的研究, 表明颗粒污泥粒径增大会造成表面负荷增大, 且随粒径的增大颗粒内部氧渗透深度也随之减小, 颗粒污泥氧传质限制的特殊结构进一步深化, 造成缺氧区体积的增大和好氧区体积的下降.因此大颗粒缺氧区体积的增大对富集反硝化聚磷菌提供了良好的生长环境, Winkler等[15]的研究利用FISH观察到微生物在污泥床存在高度分离, 聚糖菌(glycogen accumulating organisms, GAOs)在顶部污泥中占主导地位, 而污泥床底部的颗粒以聚磷菌为主.若不对底部大颗粒进行排泥, 则会聚集着大量老化污泥, 无机质含量高, 尤其对于富含反硝化聚磷菌的颗粒污泥来说, 污泥产率降低, 进一步限制了P的去除.相反, 顶部污泥的粒径分布情况则存在两个峰值, 分别在100 μm和1 000 μm左右处, 粒径差异较大, 小于250 μm的颗粒多达16.01%, 平均粒径为943.94 μm, 颗粒相对较小.颗粒污泥中AOB优先占用外层, NOB则在次外层毗邻AOB生长[16], 而小颗粒内部氧渗透深度增加, 因此在与AOB竞争O2中, NOB会倾向于生长在小颗粒中并占据优势.在短程硝化反硝化除磷系统中, 除需考虑除磷效果外, 同时还需考虑短程硝化的稳定性, 通过排出顶部污泥, 可淘洗NOB, 维持污泥短程硝化性能.
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表 3 不同区间颗粒粒径范围内体积分数分布情况/% Table 3 Distribution of volume percentage in particle size range at different intervals/% |
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图 5 颗粒污泥粒径分布情况 Fig. 5 Particle size distribution of granular sludge |
从搅拌均匀的混合污泥粒径来看, 其小颗粒所占体积分数较小, 粒径500 μm以下的污泥分布仅为3.07%, 因此若在运行期间内排出混合污泥, 则不能较为准确地淘洗出NOB和老化含P污泥.故本实验采取分区排泥, 使粒径分布更为集中, 完整度更高, 同时考虑到AOB和反硝化聚磷菌不同的世代周期, 即排出70%的顶部污泥和30%的底部污泥, 保证反硝化聚磷菌和AOB的生长优势.
2.3.2 功能菌活性为进一步地探究顶部污泥和底部污泥分布菌群的不同, 分别对其进行厌氧释磷、氨氧化和亚硝酸盐氧化的批次实验研究, 结果如图 6所示.可以看出, 顶部污泥的碳源利用效率(以P/COD计)为0.172 mg·mg-1低于底部污泥的碳源利用效率0.198 mg·mg-1, 碳源利用效率同时可指示DPAOs活性, 这表明底部污泥中DPAOs对有机物利用率是明显高于顶部污泥的, 其活性更好, 也间接说明底部大颗粒确实富含更多DPAOs, 吸收过量P再转化为颗粒内部增殖, 污泥中高磷含量也能提高污泥沉降能力, 促进颗粒污泥的形成[17], 因此颗粒粒径大, 密度强, 沉降速率快.生物除磷中依靠排出富含磷酸盐颗粒污泥从而达到良好的除磷效果, 若不针对底部污泥进行排放, 则其就会聚集大量无机质高且老化的污泥, 同时考虑到除磷仍需依靠反硝化聚磷菌, 不宜排出太多从而保证良好的去除效果.但从COD消耗量来看, 顶部污泥消耗了更多的COD, 分析原因可能是上文提及的Winkler等[15]的研究, 表明顶部污泥是与DPAOs竞争碳源的GAOs占主导, GAOs消耗碳源但不能实现磷的去除[18], 从而造成DPAOs吸收外碳源不足, 除磷效果变差.故通过排顶层污泥还可淘洗GAOs, 避免对碳源的争夺.
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图 6 不同区间颗粒污泥的功能菌活性 Fig. 6 Functional bacterial activity of granular sludge at different intervals |
虽然接种污泥具有良好的亚硝化性, 但通入生活污水运行后其出水始终存在一定量的NO3-, 说明颗粒内部有NOB的存活和生长, 因此若不能及时将尚存的NOB淘洗出系统, 则NOB会逐渐适应环境, 获得生长优势, 造成短程硝化性能的下降.反观NOB的活性, 则是顶部污泥明显高于底部污泥, 其SNOR分别为2.58 mg·(g·h)-1和1.63 mg·(g·h)-1, 再看AOB的活性, 顶部污泥和底部污泥所得SAOR相差无几, 底部污泥略占优势, 故顶层污泥的排放显得尤为重要.AOB和NOB因对O2的竞争, 在不同粒径颗粒中实现了富集和分离[19].同时有研究表明除对O2争夺的影响外, NOB和其他微生物竞争底物NO2-也对其在颗粒分布中有重要影响[20], 本实验以NO2-为电子受体的反硝化聚磷菌在底部大颗粒中占据优势, NOB不易获取NO2-, 使得NOB在不同粒径颗粒中进一步分离.综上, 分区排泥(70%顶部污泥和30%底部污泥)可作为筛选微生物的途径, 维持良好的亚硝化和除磷性能.
2.4 EPS变化及三维荧光特性分析蛋白质类(PN)和多糖类(PS)是EPS的重要组成, 不同阶段下PN、PS和PN/PS的变化如图 7(a)所示.在系统运行过程中PN和PS均发生了较大的波动, 在阶段Ⅰ通入生活污水后PN从初期的36.36mg·g-1降低至24.7mg·g-1, PS含量变化则为上升趋势.在不利的生存环境下微生物通过消耗大量胞外酶用以适应水质改变, 造成PN含量降低, 而微生物出于自我保护则会分泌更多的PS, 从而使得颗粒保持稳定, 不发生解体现象[21, 22].阶段Ⅱ逐渐适应后PN开始增加, 大部分PN由疏水性氨基酸构成, 疏水性增加可以增强细胞间的亲和力, 使细胞更易聚集, 形成致密稳定的颗粒结构使系统稳定运行[23, 24].阶段Ⅲ的PN增加至46.86mg·g-1后保持相对稳定状态, PS没有发生明显变化, 维持在12mg·g-1左右.较长缺氧时间会提高缺氧异养菌的生长速率, 使得缺氧异养菌分泌出更多的EPS[25], 故阶段Ⅲ的PN含量最高.有研究表明PN/PS是反映颗粒稳定性的一个重要参数, 同时也能间接反映出污泥沉降性能[26], PN/PS值越大说明颗粒越稳定, 污泥沉降性能越好.PN/PS值的总体趋势为先下降后上升, 最终稳定在3.84.可从中看出阶段Ⅰ由于环境和水质的改变, 使得PN/PS值骤降, 颗粒出现轻微解体, 污泥沉降性能恶化.随着运行时间延长, 阶段Ⅲ的PN/PS值逐步上升并稳定, 此时颗粒化程度高, 颗粒污泥稳定, 污泥沉降性能良好.
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(a)EPS变化, (b)接种污泥, (c)第30 d, (d)100 d. 图 7 运行过程中EPS变化和颗粒污泥三维荧光分析 Fig. 7 Analysis with 3D-EEM spectra of granular sludge and variation of EPS during operation |
采用三维荧光光谱分析方法, 通过光谱显示的特征荧光峰位置和荧光参数定性分析不同阶段下EPS组成的变化情况.对接种污泥、第30 d和100 d的EPS样品进行3D-EEM荧光光谱分析, 结果如图 7(b)~7(d)所示.根据以往研究荧光峰的判定[27], 本系统颗粒污泥运行过程中主要包含3种峰, 即色氨酸蛋白类峰A, Ex/Em为280~300 nm/330~370 nm, 腐殖酸类峰B, Ex/Em为350~360 nm/430~460 nm, 以及腐殖酸类峰C, Ex/Em为450~470 nm/520~540 nm.荧光峰位置的相近说明EPS的主要物质和组成变化较小, 而荧光强度发生了变化.和上述PN结果相同, 第30 d峰A荧光值大幅下降, 蛋白类物质含量降低, 经过运行方式的强化后, 第100 d峰A荧光值增强明显从3 436升至6 230, 蛋白类物质含量上升.腐殖酸会影响污泥絮凝, 峰B的荧光强度的减弱有利于污泥沉降性能的恢复.峰C的荧光强度在实际生活污水运行下明显增强, 分析原因可能是实际生活污水中腐殖酸类物质含量多, 且经系统处理后腐殖酸程度进一步增高, 由微生物产生的腐殖酸类物质增多[28].
3 结论(1) 以实际生活污水为进水基质, 调控好氧/缺氧时长联合分区排泥实现了短程硝化反硝化除磷颗粒系统的稳定运行.在较长的好氧时长实现氨转化完全的基础下, 缩短好氧时长并延长缺氧时长, 使氨氧化反应和反硝化除磷达到动态平衡, 提高了脱氮和除磷效率.阶段Ⅲ出水TN浓度低于我国城镇污水排放一级A标准(15mg·L-1), TN去除率也升高至83%左右并保持平稳, 出水P浓度均在0.5mg·L-1以下, 平均去除率达93.72%.
(2) 分区排泥(70%顶部污泥和30%底部污泥)可作为筛选微生物的途径, 维持良好的亚硝化和除磷性能.其中顶部污泥粒径差异大, 有较多小颗粒存在, 富集了更多NOB和GAOs; 而底部污泥老化且富含大量DPAOs, 颗粒大, 沉速快.故采取分区排泥, 使粒径分布更为集中, 完整度更高, 并保证AOB和DPAOs的生长优势.
(3) 由于环境和水质的改变, PN/PS值出现了较大的下降, 污泥沉降性能恶化.随着运行时间的延长, 颗粒恢复稳定, 污泥沉降性能良好, 其中EPS的分泌起到了重要作用.缺氧时长的增加提高了缺氧异养菌的生长速率, 使得缺氧异养菌分泌出更多的EPS确保了颗粒污泥性状的改善和后续稳定维持.
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