低基质生活污水培养好氧颗粒污泥

2017-03-15 04:18:08 6

  好氧颗粒污泥技术是20世纪90年代开始研究的一种新型污水处理技术,同普通絮状污泥相比,具有除污效果好、密度大、强度高、微生物种类多、结构稳定、耐冲击负荷强以及沉降性能好等优点,成为研究的热点[1,2]. 近年来有研究表明,好氧颗粒污泥的特殊结构有利于提高处理系统的同步脱氮能力[3,4],并且利用好氧颗粒污泥进行脱氮性能的研究取得了较大的进展. 如阮文权等[5]对好氧颗粒污泥进行了硝化反硝化(SND)功能驯化,反应6 h后COD的去除率在90%以上,氨氮去除率达100%,污水脱氮效果显著.柏义生等[6]以厌氧颗粒污泥和少量活性污泥为种泥,进水为人工配水,在SBR反应器中培养出了好氧颗粒污泥. 成熟的好氧颗粒污泥对COD、氨氮和TN的平均去除率分别为94%、97.5%和68.6%. 王震等[7]以人工配水模拟味精废水为基质在SBR系统内培养出了好氧颗粒污泥,成熟颗粒污泥在典型周期内,对COD、氨氮和TN 去除率分别为96.51%、93.30% 和73.04%,颗粒污泥具有同步脱氮特性. 刘小英等[8]在厌氧-好氧交替运行SBR反应器中,以成熟的好氧颗粒污泥处理人工模拟废水,同步硝化反硝化反应去除N约为232.5 mg·d-1,占总氮去除量的54.3%. 而上述研究大多集中于SBR运行模式,而SBR系统为间歇进水排水,当处理大规模的城市污水时,会出现进出水时间长,反应器体积大等问题. 我国大中型城市污水处理厂以连续流工艺居多,所以在连续流反应系统中培养好氧颗粒污泥更有实际意义. 同时,上述接种污泥培养模式的同步硝化反硝化工艺中,很难控制好氧颗粒污泥中硝化细菌和好氧反硝化细菌群的比例和数量,脱氮过程中,难以确保反应系统稳定的脱氮效果. 而一些异养硝化-好氧反硝化菌能够独立完成同步硝化反硝化过程. 污水实际处理系统中,若接种脱氮菌泥为主要强化污泥,培养高效脱氮功能化好氧颗粒污泥,为实现捷径高效的生物脱氮途径提供了可能.

  近年来,在连续流反应器中进行好氧颗粒污泥的培养成为研究的热点[9, 10, 11, 12, 13],然而好氧颗粒污泥在连续流传统活性污泥系统内形成较难[14],且形成的颗粒污泥存在稳定性差以及反硝化脱氮作用不明显[15, 16]等缺点. 有研究发现,废水基质添加适量的Ca2+离子有助于好氧颗粒污泥的形成[17, 18]. 同时,在活性污泥处理系统中,人们观察到了活性污泥的自凝聚现象,进而发现了絮凝细菌的存在,这对于微生物的颗粒固定化具有重要意义[19]. 但仅仅依靠系统内自身的絮凝细菌形成生物絮体,其启动周期很长. 好氧颗粒污泥的培养需 1.5~3个月的时间[20, 21],极大地限制了颗粒污泥的应用. 近年来,证实投加絮凝细菌是一种促进微生物固定的行之有效的方法[22, 23, 24]. 但存在定期投加,实际操作不方便等缺点. 污泥颗粒化是微生物的一种自凝聚行为,如从微生物的产絮自凝聚特性入手来分析,获得颗粒污泥是更为合理的方法[25].

  因此本实验在合建式连续流混合式反应器内,接种产絮异养硝化-好氧反硝化菌泥TN-14并联合外加Ca2+促使好氧颗粒污泥的快速形成,研究其颗粒化过程中系统脱氮除碳性能;并在获得成熟的好氧颗粒污泥基础上,对其脱氮动力学方面进行研究,以期为进一步推进好氧颗粒污泥技术在实际工程中的应用提供科学实验依据. 1 材料与方法

  1.1 实验废水

  实验进水取自成都信息工程学院校园生活污水,根据实验需求,添加葡萄糖、NH4Cl以及KH2PO4调节废水碳、氮、磷的比例. 反应器启动运行期,加入少量酵母浸膏、40 mg·L-1 Ca2+以及微量Fe2+、Cu2+等离子. 污水主要指标ρ(COD)为150~400 mg·L-1,ρ(NH4+-N)为25~50 mg·L-1,ρ(TN)为30~60 mg·L-1,ρ(TP)为2~6 mg·L-1,pH值在6.5~7.0之间. 1.2 实验装置与接种污泥 1.2.1 接种强化菌种及污泥

  实验所用的强化脱氮菌剂TN-14由本课题组筛选获得[26],具有异养硝化-好氧反硝化以及产絮功能,通过形态特征观察,生理生化试验和16S rDNA分子生物学手段,鉴定菌株TN-14为不动杆菌(Acinetobacter sp.). 普通活性污泥取自西南航空港污水处理厂曝气池活性污泥,污泥为絮状,黑褐色. MLSS为3.5 g·L-1,SVI为122 mL·g-1.

  富集培养基(g·L-1):(NH4)2SO4 0.47 g;KH2PO4 1 g;FeCl2·6H2O 0.8 g;CaCl2·7H2O 0.2 g;MgSO4·7H2O 1 g;柠檬酸三钠 2.04 g.

  将脱氮菌剂TN-14以体积比1‰的接种量接入富集培养基内,在160 r·min-1,30℃ 下培养18 h进入对数期后,以2%的体积接种量接入到富集培养基内进行扩大培养,自然沉淀后取其菌泥.

  1.2.2 反应装置及启动运行方式

  本实验采用合建式连续流反应装置,高0.45 m,边长0.12 m,有效容积为4.3 L. 设置了曝气区和沉淀区,中间用隔板隔开,反应区和沉淀区的体积比为3 ∶1(图 1). 反应装置中接种富集培养的13 g (以干重计)TN-14菌泥以及3.3 g(以干重计)普通活性污泥;接种后反应器的实际污泥浓度为3.67 g·L-1. 反应器先闷曝2 d,后改为连续进水,进水中外加40 mg·L-1的Ca2+(以CaCl2配制). 启动阶段有机负荷率(OLR,以COD计)为0.4~0.6 kg·(m3·d)-1,以增加进水流量来增加进水负荷,在第22 d,提高OLR为0.9~1.05 kg·(m3·d)-1. 反应器在常温下启动运行(15~30℃),曝气量为3.6 L·h-1,污泥回流量为100%,根据实际运行情况给反应器进行排泥.

  图 1 实验装置示意

  1.3 颗粒污泥脱氮动力学

  从连续流反应器中取出适量成熟颗粒污泥,经3次离心清洗(4 000 r·min-1,5 min),放入1.5 L静态序批式反应器中,反应器内颗粒污泥浓度MLSS在3 500 mg·L-1左右. 同步硝化反硝化实验采用NH4Cl作为氮源. 在恒温(25℃ )下反应6~7 h,间隔一定时间取样测定水质. 1.4 分析项目与方法

  水体中NH4+-N、NO3--N、NO2--N、TN和TP指标均采用文献[27]的标准方法测定;采用数码相机(SONY)以及扫描电镜(JSM-5900LV,日本)观察颗粒污泥的形态;好氧颗粒污泥的机械强度用完整系数(IC)表示,测定方法依据文献[28]进行;好氧颗粒污泥含水率的测定根据称重法测定;颗粒污泥的沉降速率的测定采用单颗粒的自由沉降方法[29];好氧颗粒污泥的比重采用湿密度表示. 2 结果与讨论 2.1 污泥颗粒化过程中系统对COD和氨氮的去除

  在好氧颗粒污泥培养过程中定期测定反应器进出水COD以及NH4+-N浓度的变化情况,其结果如图 2所示. 可以看出,实验开始时反应器的进水氨氮浓度为37.32 mg·L-1左右,相应的氨氮(以NH4+-N计,下同)负荷为0.096 kg·(m3·d)-1,运行初期(1~5 d)反应器对NH4+-N的去除率均低于80%,经过逐渐适应,氨氮的去除率趋于稳定. 第6~21 d,反应器对氨氮的平均去除率达到了95.72%,此时,氨氮的进出水平均浓度分别为36.43 mg·L-1和1.65 mg·L-1. 在第22 d增大进水负荷,相应的氨氮负荷也变为0.144 kg·(m3·d)-1,并且进水的水质波动较大. 第25~40 d阶段颗粒污泥的大量出现,系统仍保持较高的氨氮去除率,平均进水氨氮浓度为33.36 mg·L-1,出水平均浓度为2.00 mg·L-1,氨氮平均去除率为94.72%;第41~60 d颗粒污泥成熟强化阶段,反应器对氨氮的平均去除率达到了95.50%. 同时,反应器刚启动的前5 d里,由于新接种的污泥处于对废水的适应期,并且在水流的作用下损失了一部分污泥,导致系统对COD的去除效果有些波动,但是,污水处理系统经过前10 d的适应,污泥浓度逐渐恢复,对COD的去除也逐渐恢复到稳定,基本稳定在80%以上. 第22~40 d提高负荷后,进水平均COD浓度为317.11 mg·L-1,系统出水平均浓度为54.74 mg·L-1,去除率为82.48%. 在第41~60 d里,反应器对COD 的平均去除率上升至85.54%. 本实验结果说明好氧颗粒污泥的形成,能提高反应器对COD的去除能力,但是对氨氮的去除并无明显影响.

  图 2 好氧颗粒污泥形成过程中对COD和NH4+-N的去除情况

  2.2 好氧颗粒污泥形成过程中脱氮能力的变化

  图 3是反应器在运行过程中的硝酸盐和亚硝酸盐的积累情况以及对TN的去除情况. 从中数据可知,刚接种后系统对TN的去除率较低,约为20.43%,此时硝酸盐和亚硝酸盐的浓度也较低,而未被氧化的氨氮含量较高. 随着反应器的运行,污泥的适应性增强,对TN的利用率逐渐增大,在22 d提升负荷前,对TN的平均去除率为44.89%,这一阶段硝酸盐的浓度也逐渐上升. 这是因为反应器中污泥主体呈絮体状,溶解氧的传质效果好,水体中的氨氮被氧化成硝酸盐氮和亚硝酸盐氮,平均积累量分别为12.32 mg·L-1和6.08 mg·L-1,进水中氨氮减少量是远高于出水中各氮素的总和,可判定系统中发生了同步硝化反硝化作用(SND). 而在颗粒污泥形成前主要由反硝化菌TN-14产生SND作用,它能在好氧的条件下利用硝酸盐进行反硝化降低其含量,增强系统的脱氮效果(普通活性污泥系统为20%~30%). 颗粒污泥逐步形成期(22~40 d),系统的硝酸盐逐渐降低,反硝化效果进一步加强,TN的去除率达到了53.32%. 随着反应器的继续运行(41~60 d),颗粒污泥逐步成熟稳定,粒径也逐渐增大,因此增加了缺氧区域,颗粒污泥特殊结构使脱氮效率有了较大幅度的提高,对总氮平均去除率达到65.56%. 沈耀良等[10]在连续流完全混合反应器中以乙酸钠作为碳源培养的好氧颗粒污泥对TN的去除率达到60%,展示了良好的脱氮性能,但是本研究以实际生活污水为进水基质,稳定后也能达到65.56%的去除效果,可见在连续流系统内,采用接种产絮脱氮菌剂的方式有利于促进好氧颗粒污泥的快速启动,同时增强其对污水TN的去除效果.

  图 3 好氧颗粒污泥形成过程中脱氮能力的变化

  2.3 成熟好氧颗粒污泥的特性

   2.3.1 颗粒污泥的物理性质

  取反应器中成熟好氧颗粒污泥,对其物理性质进行了综合分析,结果见表 1. 从中可以看出,相比于接种污泥,形成的好氧颗粒污泥显示出明显的优势. 污泥的含水率是污泥的一项重要特征,污泥的含水率越低则相同体积的生物量越高,并且同样体积的污泥所需要的构筑物的体积就越小,产生的剩余污泥也就少. 本实验培养的好氧颗粒污泥的含水率为96.3%,低于普通的活性污泥. 同样,污泥的密度(用湿密度来表达)也是用来表征污泥性状的又一指标,密度越大,截留在反应器中的机会也越大,也能从侧面反映污泥的沉降性能,湿密度越大,污泥的沉降性能越好. 在本实验中,测得好氧颗粒污泥的湿密度为1.052 g·cm-3,是高于接种污泥1.005 g·cm-3的,说明培养的颗粒污泥沉降性能好,活性高. 沉降速度则直接显示颗粒污泥的沉降性能,数

  表 1 好氧颗粒污泥的物理特性

  据显示出颗粒污泥的沉降速度达到了22~46 m·h-1,比初期的接种污泥高了数倍. 而机械强度则表征污泥抗剪切力作用能力的大小,颗粒污泥的机械强度越高则抗剪切力的能力强,污泥不易破碎. 本文测得该好氧颗粒污泥的机械强度为96.8%,强度较高,能抵抗较强的水流剪切作用力,保持其颗粒完整性.

   2.3.2 好氧颗粒污泥的外观及微观结构

  图 4是采用数码相机拍摄的平板上的好氧颗粒污泥,颗粒为黄色,形状规则、结构密实. 对反应器内形成的好氧颗粒污泥进行扫描电镜分析,结果照片如图 5所示. 颗粒污泥整个外观结构密实,表面未见明显的丝状菌缠绕[图 5(a)]. 从图 5(b)只观察到少量的丝状菌,并且可清晰地看到污泥表面存在的空隙,空隙的间隙约为10~60 μm,这些空隙可以作为颗粒污泥外部营养物质以及溶解氧进入颗粒内部的通道,同时也是颗粒内部微生物代谢物质逸出通道. 颗粒污泥的表面还可观察到大量的胞外多聚物的缠绕,并且有较高的黏性 [图 5(c)]. 图 5(d)显示了颗粒污泥表面细菌的组成,主要以短杆菌、球菌为主. 这样的颗粒污泥结构和丰富的微生物相使颗粒污泥相比于絮状污泥具有更高强度、沉降性能和良好的生物活性.

  图 4 颗粒污泥照片

  (a)整体外观;(b)颗粒污泥空隙;(c)表面胞外分泌物;(d)丰富的种群图 5 好氧颗粒污泥微观结构扫描电镜照片

  3 好氧颗粒污泥的同步硝化反硝化动力学分析

  好氧颗粒污泥具有特殊结构,由于溶解氧传质的限制存在好氧-缺氧-厌氧的微环境,在不同的区域存在的不同微生物可以同时发生硝化、反硝化作用. 本实验采用NH4Cl作为氮源,考察成熟的好氧颗粒污泥在好氧的条件下同步硝化反硝化的能力,其结果如图 6所示. 从中可以看出,氨氮在前210 min内迅速降低,同时NO3--N和NO2--N浓度有一定的积累,

  图 6 好氧颗粒污泥同步硝化反硝化特性

  但在150 min时NO2--N浓度逐渐降低,基本为0 mg·L-1. 随着反应的继续,NO3--N的浓度逐渐升高,到反应390 min时达到了6.41 mg·L-1,但TN的浓度随着反应的进行仍逐渐下降,这说明氨氮转化生成的NO3--N被转化了一部分,反应器中存在反硝化作用,并且反硝化作用较明显,这主要是因为TN-14作为具有反硝化能力的强化菌,在好氧颗粒污泥表面进行反硝化消耗了一部分NO3--N,在颗粒污泥内部缺氧的环境下厌氧反硝化菌也进行了反硝化作用,使系统中的NO3--N浓度较低.

  假设,系统内的NH4+-N都是经过全程硝化反硝化进行脱氮的,即氨氮氧化为NO2--N再氧化为NO3--N,再经过反硝化作用变为气态氮溢出反应器外. 通过计算可以得出好氧颗粒污泥在单个周期内的硝化速率、反硝化速率以及同步硝化反硝化速率(SND效率),结果如表 2.

  表 2 好氧同步硝化反硝化效率

  可以看出好氧颗粒污泥的硝化作用很强,硝化速率达到了5.78 mg·(L·h)-1,在6.5 h时硝化效率为95.33%. 在反应过程中反硝化速率为4.90 mg·(L·h)-1,SND效率达到了81.69%,采用好氧反硝化菌TN-14强化培养的好氧颗粒污泥体现了较强的脱氮能力. 为了对同步硝化反硝化反应动力学进行很好地拟合,假设反应在理想状态下进行,硝化反应和反硝化反应各不干扰,二者都符合Monod模型,并且忽略亚硝酸盐的生成、反硝化、同化和氨化作用.

具体参见 污水处理技术资料或污水技术资料更多相关技术文档。

  硝化反应在溶解氧充足的反应器中进行,不考虑其他因素,动力学采用Monod模型进行拟合,公式为:

  对公式(1)进行积分整理得:

  式中,QN,max为NH4+-N的最大比硝化速率,mg·(mg·h)-1;D0为初始时刻NH4+-N浓度,mg·L-1;Dt为t时刻NH4+-N浓度,mg·L-1;KD为NH4+-N饱和常数,mg·L-1;

  以(D0-Dt)/t为横坐标,以ln(D0/Dt)/t为纵坐标进行拟合,得到如图 7的硝化动力学拟合曲线. 拟合方程为y=0.358 2+0.123 2x,相关系数R2=0.988 2. 通过计算可得到KD=8.12 mg·L-1,QN,max=2.91 h-1.

  图 7 同步硝化反硝化中硝化动力学拟合曲线

  同时,在反应过程中反硝化作用的动力学也采用Monod方程拟合,即:

  NH4+-N的转化量(ΔW)与NO3--N的生成量(ΔN)之差即为好氧颗粒污泥反硝化作用消耗的NO3--N,对式(3)进行积分整理得到:

  式中,Pd,max为NO3--N的最大比反硝化速率,mg·(mg·h)-1;N0为初始时刻NH4+-N浓度,mg·L-1;

  Dt为t时刻NH4+-N浓度,mg·L-1;KN为NO3--N饱和常数,mg·L-1;

  以ΔN为横坐标,

  为纵坐标,拟合在好氧情况下的反硝化动力学方程,得到如图 8的曲线. 拟合方程为:y=-1.085 7x+1.900 62,相关系数R2=0.823 3,可计算出KN=0.57 mg·L-1,Pd,max=1.90 h-1.

  因此,同步硝化反硝化速率(SND)可看作是硝化反应速率与反硝化反应速率的差值,即:

  好氧颗粒污泥反应器内的SND动力学方程式为:

  图 8 同步硝化反硝化中反硝化动力学拟合曲线

  4 结论

  (1)在连续流混合式反应器内,以实际生活污水为进水基质,接种产絮异养硝化-好氧反硝化菌泥TN-14并联合外加Ca2+的方式,40 d内能形成好氧颗粒污泥. 随着颗粒化程度的提高,系统脱氮除碳性能逐步提高,第41~60 d,系统对COD的去除率、氨氮和TN的平均去除率分别到达到85.54%、95.5%和65.56%.

  (2)成熟好氧颗粒污泥表现出较强的物理特性,相比于接种污泥,其含水率、湿密度、沉降速度、机械强度、SVI值等都体现出了明显的优势. 颗粒污泥有较多的空隙结构,并且含有大量的胞外聚合物,微生物主要由球菌和杆菌组成.

  (3)成熟的好氧颗粒污泥在好氧条件下同步硝化反硝化效率为81.69%,硝化速率达到了5.78 mg·(L·h)-1,反硝化速率达到了4.90 mg·(L·h)-1;其同步硝化反硝化拟合动力学方程式为:

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