2021, Vol. 42
2. 哈尔滨工业大学环境学院, 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, School of Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China
好氧颗粒污泥(AGS)是基于自凝聚作用而形成的生物膜, 相对于传统活性污泥工艺具有沉降时间短和处理效果好等优点, 且水厂建设面积更小, 更节约建设费用, 因而受到了广泛关注[1].在过去的十多年中已有许多学者对好氧颗粒污泥进行了研究, 基于好氧颗粒污泥工艺的水处理技术也在国外的多个水厂得到了应用[2].
但是由于我国城市生活污水碳氮比较低, 在低碳氮比污水中培养好氧颗粒污泥, 易发生丝状菌膨胀和颗粒污泥结构松散等问题[3~6].且早期培养好氧颗粒污泥多采用快速进水模式, 虽然能实现活性污泥的快速颗粒化, 但是颗粒污泥易解体, 污水处理效果并不理想[7~10].
De Kreuk等[5]对这种现象进行了分析, 认为是由于快速进水模式下, 厌氧段COD消耗不够彻底, 导致好氧段异养菌利用剩余的COD快速增殖, 带来丝状菌膨胀等问题, 造成好氧颗粒污泥系统失稳.而聚磷菌(PAO)、聚糖菌(GAO)和反硝化聚磷菌(DPAO)等微生物, 可以在厌氧条件下, 将污水中的营养物质水解产生挥发性脂肪酸(VFA), 并将VFA转化为聚羟基链烷酸酯(PHA)作为内源碳储存在细胞内部[11], 且不易发生扩张性快速生长[12], 故以这种微生物为基础形成的颗粒污泥结构更加密实.DPAO能利用这种内碳源同时进行反硝化和除磷[13], 为好氧颗粒污泥处理实际生活污水提供了新的思路.
Picioreanu等[14]的研究表明, 底物浓度梯度平缓的条件有利于生成光滑致密的生物膜.而厌氧推流进水与快速进水后厌氧搅拌的区别就在于能够形成局部高底物浓度, 进而带来更深的底物渗透深度以及平缓的颗粒内底物浓度梯度, 提高底物扩散转移效率[15], 加强对进水中COD的利用, 促进对PAO和DPAO的富集, 有利于生成结构更加致密稳定的颗粒.
基于此, 本实验以实际生活污水为进水培养AGS, 通过研究运行过程中污泥形态、粒径、EPS和污染物去除性能等的变化, 探究不同进水方式对生活污水AGS工艺启动和运行的影响, 以期为实际工程的应用提供技术支持.
1 材料与方法 1.1 实验装置与运行方式本实验使用两组制作材料, 为有机玻璃的序批式反应器(SBR)R1和R2, 有效容积6 L, 换水比为75%.反应器采用底部进水的方式, 通过PLC控制进水、搅拌、曝气和出水.通过鼓风机进行底部曝气, 通过转子流量计控制曝气流量.
反应器在室温条件下运行, R1和R2两个反应器分别采用厌氧快速进水后搅拌、厌氧推流进水的方式进行好氧颗粒污泥的培养.系统在间歇曝气的模式下运行, 曝气强度设置为0.5 L·min-1.在启动期间不对污泥龄进行控制, 待系统颗粒化完成后, 通过手动排泥控制系统污泥龄为30 d.运行过程中不对pH进行控制.
反应器每周期运行时间为6 h.其中R1先进行10 min的快速厌氧进水, 进水结束后进入厌氧搅拌阶段.R2采用厌氧推流进水, 厌氧进水持续70 min.好氧段间歇曝气设置为曝气60 min和停曝30 min.初始污泥沉降时间设置为15 min, 之后逐次将沉降时间减少3 min, 最终将沉降时间设置为3 min, 出水和闲置共17 min.周期内运行参数如表 1所示.
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表 1 反应器运行时间/min Table 1 Operational times of the reactors/min |
1.2 接种污泥与实验用水
反应器接种污泥为北京市某污水处理厂二沉池回流污泥, R1和R2的初始MLSS分别为3 532、3 624 mg·L-1.实验用水为实际生活污水, 取自某小区化粪池, 污水水质如表 2所示.
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表 2 生活污水水质/mg·L-1 Table 2 Water quality of domestic sewage/mg·L-1 |
1.3 分析项目及方法
本实验采用国家规定的标准方法对NH4+-N、NO2--N、NO3--N、MLSS和SVI等指标进行测定[16], 胞外聚合物(EPS)中的蛋白质(PN)采用Lowry法测定, 多糖(PS)采用蒽酮硫酸法测定.使用WTW多参数测定仪对pH和溶解氧(DO)进行测定.使用Mastersize 2000型激光粒度仪测定颗粒粒径, 通过OLYMPUS体式显微镜观察颗粒形态.
1.4 确定DPAO占比的批次实验在实验运行过程中通过批次实验对系统中DPAO的富集情况进行考察.实验方法如下：从搅拌状态下的反应器中取出2 L的泥水混合液, 使用自来水搅拌清洗后静置沉淀, 去除上清液.重复此操作3次后加入丙酮酸, 控制泥水混合液体积为2 L且COD浓度为300mg·L-1, 放入批次实验反应器中并在室温下厌氧搅拌120 min.之后再次使用自来水搅拌清洗污泥后静置沉淀, 去除上清液, 定容至2L.接着将泥水混合液平均分为两份, 加入磷酸二氢钾控制TP浓度为6mg·L-1, 其中一份通过曝气进行好氧吸磷实验, 另一份加入硝酸钾控制初始硝氮浓度为20mg·L-1进行缺氧吸磷实验.定时取样测定批次实验过程中好氧和缺氧实验的TP浓度.
2 结果与讨论 2.1 不同进水模式对好氧颗粒污泥形成的影响 2.1.1 运行期间污泥粒径及形态变化本实验期间R1和R2内污泥粒径变化如图 1所示.R1和R2接种污水处理厂的絮状物泥, 初始平均粒径为70 μm, 如图 2(a)所示.随着反应器的运行, 分别在第16和20 d观察到R1和R2中出现细小颗粒, 在这之后, 两个反应器中的污泥平均粒径逐渐增加.经过为期105 d的培养, R1和R2反应器内颗粒污泥的平均粒径达到763 μm和802 μm.
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图 1 运行期间R1和R2反应器中颗粒平均粒径的变化 Fig. 1 Variation of particle size during the operation of R1 and R2 |
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图 2 污泥显微镜照片 Fig. 2 Microscopy images of sludges |
在本实验前期, R1较R2更早出现细小颗粒.但随着实验的进行, 发现R1反应器内所形成的颗粒较R2中所形成的颗粒更加疏松, 显微镜下可观察到表面有更多的丝状结构产生.在实验中后期, R1反应器中发生了颗粒解体的现象, 造成出水中悬浮物增多, 以及颗粒污泥平均粒径的下降.这可能是由于进水中COD浓度较低且成分复杂不易降解, 快速进水模式下, 厌氧段COD并未彻底消耗, 导致进入好氧段后, 异养微生物利用剩余的COD快速增殖, 造成了丝状菌膨胀, 使颗粒结构失稳[5].在第105 d, 如图 2(b)所示, R2反应器中形成的颗粒表面较R1中的更加光滑[图 2(c)].
进水升流速度小于0.5 m·h-1的推流状态, 有利于在反应器底部形成局部高有机负荷, 由此带来的高底物渗透深度可以在颗粒内部形成平缓的底物浓度梯度, 更利于有机物充分渗透进颗粒内部[17], 由此使好氧段碳源缺乏, 抑制好氧异养微生物的大量快速繁殖.厌氧推流进水条件下, 厌氧段对进水中COD的充分利用更有利于PAO和DPAO等微生物大量吸收底物储存为PHA等内碳源, 而PAO和DPAO等微生物的富集有利于形成光滑且结构致密的颗粒污泥[18].本实验中, 应用厌氧推流进水策略的R2反应器中形成的颗粒污泥表面更加光滑, 颗粒结构较R1中生成的颗粒更为致密, 可以看出厌氧推流进水策略对于形成结构致密稳定的颗粒污泥有促进作用.
2.1.2 运行期间污泥浓度及沉降性能变化运行期间两反应器内MLSS、SVI值及SV30/SV5的变化如图 3所示.本实验通过逐步缩短沉降时间的方式筛选沉降性能较好的污泥, 故在实验初期, 随着沉降时间的缩短, 系统的MLSS呈现下降趋势.当沉降性能差的活性污泥逐渐被淘汰后, 剩余沉降性能好的活性污泥逐渐形成聚集体, 沉降性能进一步提高, 相应的功能菌得到保留并繁殖, 污泥也逐渐朝颗粒形态发展, 之后系统的MLSS逐渐上升.实验过程中, 通过缩短沉降时间筛选沉降性能较好的污泥, 3个反应器内的SVI值均呈现逐渐降低的趋势.SV30与SV5的比值可以反映系统的颗粒化情况, 当该比值接近1时, 表明系统已基本实现颗粒化[19], 由这一判断标准, 如图 3所示, R1和R2分别在第35和42 d成功实现颗粒化.
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图 3 R1和R2运行期间MLSS、SVI及SV30/SV5的变化 Fig. 3 Variations of MLSS, SVI, and SV30/SV5 during the operation of R1 and R2 |
本实验初期R1的MLSS较R2上升较快, 也更早出现微小颗粒, 但随着实验的进行, 在第71 d时, R1中出现部分颗粒破裂、出水悬浮物增多、污泥流失的现象, 造成系统MLSS的降低.R2的MLSS虽然在污泥培养过程中增长较为缓慢, 但是最终形成的颗粒污泥结构更加密实.这可能是由于厌氧推流进水的方式更有利于富集PAO、GAO和DPAO等微生物, 而这些微生物对形成结构致密稳定的颗粒污泥有促进作用[18].最终在第105 d, R1和R2的污泥浓度分别为3 766 mg·L-1和3 217 mg·L-1, SVI分别为36.12 mL·g-1和27.63 mL·g-1.
2.1.3 运行期间污泥EPS变化胞外聚合物EPS被认为是好氧颗粒污泥形成的关键, EPS含量过低不利于形成颗粒, 而EPS含量过高又会阻塞颗粒内部孔隙, 影响物质传输而导致颗粒失去稳定性.
图 4为运行期间反应器中好氧颗粒污泥EPS的变化趋势.本实验中, 两个反应器在运行初期, EPS含量总体呈上升趋势.其中, PN的含量变化幅度较大, 而PS的含量仅出现小幅度增长.这可能是由于蛋白质是疏水性物质, 因而PN含量的增多更有利于提高污泥的疏水性, 促进好氧颗粒污泥的形成.随着颗粒污泥的形成并逐渐成熟稳定, PN和PS含量也逐渐趋于稳定, 表明成熟的好氧颗粒污泥已基本形成.
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图 4 R1和R2运行期间EPS、PN和PS的变化 Fig. 4 Variations of EPS, PN, and PS during the operation of R1 and R2 |
由于进水策略不同造成的影响, 可以看出R1反应器当中的EPS总含量较R2上升更快, 可能是由于厌氧快速进水模式下, 厌氧段反应器内有机物底物消耗不够彻底, 好氧段饱食期更长, 促进了EPS的生成.
但R1在第71 d由于颗粒结构失稳发生破裂, 系统的EPS含量发生了波动, 主要表现为PN含量的减少.可能是由于EPS积累会造成颗粒内孔隙阻塞影响营养物质及氧气的传递效率, 进而造成颗粒内部的微生物只能以EPS作为碳源和能量, 导致部分颗粒的破碎[20].之后R1中的污泥再次聚集形成颗粒, EPS含量逐渐得到恢复.
2.2 进水模式对好氧颗粒污泥系统处理性能的影响 2.2.1 COD处理效果图 5所示的是两个反应器在运行期间COD处理效果的变化趋势.除实验进行初期反应器内COD去除率较差, 及沉降时间缩短时COD去除效率略有波动外, 在实验中后期, R1和R2的COD去除率均达到85%以上, 出水COD均在50mg·L-1以下, 符合国家标准.表明在两种运行方式下, 系统的COD去除效率并没有受到很大的影响, 这可能是由于进水COD较低, 且能够消耗COD的功能菌较多, 在厌氧及缺氧条件下易降解COD已被消耗.
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图 5 运行期间COD去除效果的变化 Fig. 5 Variation of COD removal during the operation of R1 and R2 |
但在第71 d由于R1发生颗粒破碎, 污泥流失, COD处理效果略有下降, 但是随着R1中颗粒污泥发生二次造粒, COD的处理效果很快得到恢复, 之后出水COD浓度已达到国家排放标准要求.
2.2.2 TN处理效果污泥接种初期, 由于污泥中微生物对生存环境变化不适应等原因, R1和R2反应器的脱氮效率均不佳, 图 6反映了在运行期间两个反应器脱氮效率的变化趋势.随着培养初期沉降时间的不断调整, 两个反应器的脱氮效果呈波动并缓慢上升的趋势.之后随着微小污泥颗粒的出现, 污泥沉降性能变好, 出水中悬浮物也随之减少, 脱氮相关功能菌更好地得到了保留, 系统的脱氮效率进一步提升.
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图 6 运行期间TN去除效果的变化 Fig. 6 Variation of TN removal during the operation of R1 and R2 |
相对于R2而言, R1中的污泥更早地实现颗粒化, 粒径增长速度更快, 随着颗粒结构的形成, 在单个颗粒中可以提供外层好氧、中层缺氧、中心厌氧的环境, 有利于实现同步硝化反硝化.故实验的前半段, R1反应器的脱氮效率提升速率高于R2.
但随着R1内颗粒发生破裂造成部分污泥流失, R1的脱氮效率下降.这可能是由于R1应用厌氧快速进水模式, 对于进水中有机物的利用不够充分.在实际生活污水中, COD通常由两部分组成, 分别为易降解有机物和缓慢生物降解有机物(也被称为颗粒有机物POM)[21].而POM在预处理后的生活污水中占40%~60%[22~24].该进水模式下, 进水中的POM附着在颗粒表面而非被PAO、DPAO等功能菌利用, 传质效果较差, 饥饿环境导致微生物的自我消耗[17], 最终引发R1内颗粒的破裂.在随后的实验阶段, R1内破裂的颗粒碎片重新聚合为新的颗粒污泥, 但脱氮效率较R2更差.
R2由于采用了厌氧推流进水的策略, 虽然在实验初期脱氮效率不如R1, 但由于在厌氧段对进水中的有机物利用更为充分[17], 为PAO和DPAO的富集提供了条件.虽然R2中颗粒形成的过程较R1略慢, 但随着颗粒的出现及相关功能菌的富集, 在实验中后期脱氮效果提升较为明显.且形成的颗粒结构更为密实, 在实验运行过程中稳定性更好.
2.2.3 TP处理效果运行期间R1和R2的除磷性能变化如图 7所示.可以看出, 在反应器运行初期, 两个反应器的除磷效果均不佳, 出水TP浓度较高.随着实验的进行, 微生物对生存环境逐渐适应, 由于厌氧/缺氧、厌氧/缺氧/好氧交替的条件有利于DPAO的富集[25], 同时系统中开始有微小颗粒出现, 颗粒内部的立体结构同时提供了好氧、缺氧和厌氧区, 系统的除磷效果有所提升.但当沉降时间缩短造成反应器内污泥流失时, 系统的除磷效果会随之发生一定波动, 随后逐渐恢复稳定, 并随着实验的进行, 除磷效率逐步提升.
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图 7 运行期间TP去除效果的变化 Fig. 7 Variation of TP removal during the operation of R1 and R2 |
由于第71 d时R1内颗粒发生破裂, 部分污泥流失, 系统的除磷效果有所下降, 在这之后, 随着颗粒碎片重新聚合为小颗粒, R1的除磷效果得到恢复.
2.3 稳定运行阶段典型周期内污染物浓度变化R1和R2在运行周期中反应器内污染物浓度变化情况如图 8所示.可以看出, 由于R1和R2均采用厌氧+间歇曝气的方式运行, 厌氧段PAO、DPAO将碳源转化为PHA的形式储存起来, 并分解胞内多聚磷酸盐(poly-P)进行厌氧释磷, 在前70 min厌氧段, R1和R2中的TP浓度均有所上升.在之后的好氧/缺氧交替的间歇曝气段, 好氧条件下, 由硝化细菌将进水中的NH4--N转化为NO2--N和NO3--N, 再经由反硝化菌及DPAO将其去除, 并通过PAO和DPAO实现除磷.
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图 8 R1和R2单个运行周期内污染物浓度变化 Fig. 8 Variation of pollutant concentrations in R1 and R2 during a single operation cycle |
由于生活污水中有机物成分较为复杂, R2通过厌氧推流进水的方式加强对水中有机物的分解和利用.前70 min厌氧段, R2通过反应器侧面固定的取样口进行取样, 由于使用了厌氧推流进水的模式, 在整个进水过程中, 反应器的COD浓度没有在短时间内达到最高值, 而是经历了一个先上升后下降的过程, 并伴随系统内TP浓度的上升.可以看出, 在厌氧阶段, 由于对进水中的COD利用更为充分, R2的厌氧释磷量更高.在随后的好氧/缺氧交替段, R2中的好氧颗粒污泥通过利用好氧条件下生成的NO2--N和NO3--N进行反硝化吸磷.R2在厌氧推流进水的条件下, 加强了对进水中COD的吸收利用, 为DPAO的富集提供了更好的条件, 获得了更好的脱氮除磷效率.
2.4 不同运行条件下AGS中反硝化聚磷菌的数量有研究认为, 通过缺氧吸磷速率与好氧吸磷速率的比值可以反映系统中DPAO的增值情况及占全部PAO的比例(记为σ)[26].本实验在运行期间通过烧杯实验对两个反应器的σ值进行测定, 结果如图 9所示. 由图中可以看出, 实验运行初期两反应器中DPAO的增值速率都比较缓慢, 随着实验的进行, R2中DPAO占PAO的比例增长较R1更快, 且两者差距逐渐扩大.第71d时由于R1内颗粒发生破裂导致部分污泥流失, R1中DPAO占PAO的比例发生一定程度的波动, 随后几乎不再发生增长.最终R1和R2反应器内σ值分别为14.17%和22.07%.说明在间歇曝气条件下有利于DPAO的富集, 而应用厌氧推流进水策略可以通过加强对进水中COD的利用来为DPAO的增殖提供更好的条件, 进而提高反应器内DPAO占PAO的比例, 提高系统的脱氮除磷效率.
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图 9 运行期间DPAO占PAO比例的变化 Fig. 9 Variation of the proportion of DPAO to PAO during the operation of R1 and R2 |
(1) 在间歇曝气条件下的R1、R2两反应器均能实现脱氮除磷好氧颗粒污泥的培养, 且出水COD、TN和TP均能满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准.
(2) 厌氧推流进水条件下培养的好氧颗粒污泥相对快速进水模式下培养的颗粒污泥, 颗粒表面光滑、丝状结构较少, 拥有更加稳定、致密的结构.
(3) 厌氧推流进水的条件更有利于好氧颗粒污泥利用进水中的COD, 促进对DPAO的富集, 实现“一碳两用”同步脱氮除磷, 提高系统的脱氮除磷效率, 最终R1和R2系统中DPAO占PAO的比例分别为14.17%和22.07%.
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