如何快速实现污泥的颗粒化研究

2017-03-15 04:19:01 8

  高效、 稳定的亚硝化技术一直是废水生物脱氮领域的研究热点之一[1, 2, 3, 4, 5],但因其功能菌(氨氧化细菌,AOB)具有生长速率慢、 细胞产率低、 对环境变化敏感等特点,以及系统中亚硝酸盐氧化细菌(NOB)影响的频繁出现[6,7],使得该亚硝化技术在工程应用中受到很大限制. 目前,亚硝化技术最成功的应用是由荷兰代尔夫特理工大学开发的SHARON工艺[8],然而,由于该工艺无污泥截留能力(HRT=SRT)导致的较低运行负荷[9],使得亚硝化成为整个脱氮过程的限制性环节[10,11].

  好氧颗粒污泥工艺由于其具有较高的生物浓度、 较强的抗冲击能力、 优良的沉降性能以及无需外加填料等特点受到环境领域研究者的青睐[12]. 以AOB为优势种群的好氧颗粒污泥(也称亚硝化颗粒污泥)不仅可以显著改善反应器生物截留能力,还可大大提升反应器中亚硝化反应速率,该技术已被众多的研究报道证实[1, 13, 14]. 然而,如何快速实现污泥的颗粒化仍是好氧颗粒污泥技术研究和应用的瓶颈之一[12,15].

  目前,好氧颗粒污泥的培养大多是在具有较大高径比、 运行模式特殊(短时脉冲进水)的柱形SBR中进行[13],但该反应器构型和运行模式在工程应用中存在诸多限制,如对于连续流污染源需要加设缓冲池或调节池,较高剪切力及短时快速进水对曝气装置及进水装置的性能要求较高且能耗大,大高径比型反应器与现行污水处理构筑物差别较大,研究结果难以用于现存实际工程的升级改造等[2, 16, 17]; 另外,当处理高浓度含氮废水时,短时脉冲进水容易造成如游离氨(FA)、 游离亚硝酸(FNA)等基质性抑制现象[18],而且对于亚硝化工艺的研究表明,SBR中非稳态的反应过程是导致温室气体N2 O释放的重要原因之一[19].

  在实际工程应用中连续流一般是环保工程师的首选工艺模式[2, 15, 20]. 虽然,在连续流反应器中培养硝化颗粒污泥已有成功报道,但以普通活性污泥接种一般历时较长[21]. Wan等[1] 、 Kishida等[14]均证实在连续流反应器中以好氧颗粒污泥接种可以大大缩短硝化或亚硝化颗粒污泥的形成时间. 因此,先在SBR中实现污泥的颗粒化,然后将颗粒接种于连续流反应器,可能是推广颗粒污泥技术应用的途径之一. 尽管该途径已有少量的文献报道[1, 2, 14],但关于颗粒污泥接种至连续流反应器后的动态变化信息还非常有限.

  因此,本研究通过考察将SBR中培养成熟的亚硝化颗粒污泥接种至CSTR后的动态变化过程,旨在为亚硝化颗粒污泥的工程化应用提供理论基础和经验借鉴.

  1 材料与方法

  1.1 研究装置及运行条件

  实验所用装置为合建式连续流CSTR反应器如图 1所示,由有机玻璃制成,分曝气区和沉淀区两部分,有效容积分别为1.5 L、 0.6 L.曝气区底部装有曝气装置,控制曝气量为3.0 L ·min-1(表面上升流速1.0 cm ·s-1),为污泥系统提供溶解氧和剪切力; 控制反应器进水氨氮负荷为3 kg ·(m3 ·d)-1,水力停留时间(HRT)为4 h; 反应器于室温(25~30℃)条件下运行.

  图 1 实验装置及工艺流程示意

  1.2 接种污泥及实验用水

  接种污泥为实验室SBR中已经培养成熟的亚硝化颗粒污泥(见图 2),亚硝化率为80%~85%. CSTR初始接种MLSS和SVI分别约为8.7 g ·L-1、 33 mL ·g-1. 实验用水为人工配制无机含氮废水(见表 1). 通过投加碳酸氢钠控制进水pH在7.8~8.0.

  图 2 硝化颗粒污泥形态

  表 1 人工配制原水的组成

  1.3 分析方法

  MLSS: 标准重量法; 氨氮: 纳氏试剂比色法; 亚硝态氮: N-(1-萘基)-乙二胺光度法; 硝态氮: 紫外分光光度法; DO: HI9146N便携式溶解氧测定仪; 颗粒污泥沉速分布: 清水静沉测速法.

  污泥形态通过OLYMPUS CX41型显微镜及数码相机观察,颗粒污泥粒径分布采用筛分法; 从反应器中随机取出一定量污泥,清洗后分别通过孔径为2.5、 1.6、 0.8、 0. 3、 0.15 mm的分样筛,测量留在筛网上的颗粒质量,然后将各部分相加得到污泥总重,最终确定每一部分所占质量分数.

  2 结果与讨论

  2.1 颗粒污泥物理特性和形态变化

  接种的亚硝化颗粒污泥为实验室SBR中培养成熟的亚硝化颗粒污泥[13],外观为棕黄色,结构密实,具有规则的外形和清晰的边缘[图 2、 图 3(a)]. 为了便于考察反应器构型对颗粒污泥的影响特性,CSTR的初始运行控制参数和SBR保持基本一致,如气体上升流速、 进水氮容积负荷、 进水基质浓度、 MLSS、 水力停留时间(HRT)以及温度等. CSTR运行初期反应器内不断产生絮状污泥,前两周内出水SS呈上升趋势,在随后的两周内有较大波动(图 4); 从图 3可以看出CSTR中颗粒污泥的完整性出现恶化,第15 d时的颗粒污泥外观较接种时呈现明显的模糊、 不规则; 图 5所示为CSTR中颗粒污泥的平均沉降速率变化过程,从中可见在反应器运行的前一个月内颗粒污泥的平均沉降速率由接种时的130 m ·h-1降至110 m ·h-1左右. 反应器构型的变化造成了颗粒污泥的解体.

  图 3 CSTR中污泥形态变化

  图 4 反应器运行过程中出水SS的变化

  图 5 反应器运行过程中颗粒污泥平均沉降速率的变化

  值得注意的是,尽管CSTR在运行初期出现了颗粒污泥解体现象,但颗粒态仍是反应器中占绝对优势的污泥形态,且随着反应器的继续运行解体现象逐渐得到改善.

  约从反应器运行的第30 d起,出水中SS开始逐渐降低,约在第60 d之后基本保持在10mg ·L-1以下(图 4),同时颗粒污泥的平均沉降速率也渐渐恢复到120m ·h-1以上(图 5).图 6所示为第80 d时CSTR内颗粒污泥粒径分布与接种时的对比状况,从中可见本研究末期,CSTR中粒径大于0.8 mm的污泥占总污泥的质量分数较接种时有明显降低,但仍保持在80%以上. 同时,图 6还显示出第80 d时CSTR中颗粒污泥分布状况与接种时最显著的差异主要在粒径>2.5 mm的和粒径<0.3 mm的两部分,其中,粒径>2.5mm的污泥占总污泥的质量分数由接种时的约45%降至第70 d时的35%左右,而粒径<0.3 mm的部分则由接种时的不足1%升至约17%. 然而,需要指出的是图 6中粒径<0.3 mm的污泥与CSTR运行初期的絮体污泥[图 3(c)]完全不同,此时粒径<0.3 mm的污泥均呈良好的颗粒形态[图 3(e)].

  图 6 第80 d时CSTR中污泥粒径分布

  反应器构型对包括水流模式、 剪切力大小和方向、 传质效率及基质在流体中的分布等水力因素产生重要影响[12]. 研究发现完全混合式反应器与柱状上流式反应器呈现不同的水力动力学形态[22,23]. Kishida[24]指出由于反应器构型和污泥混合条件的改变造成反应器内水力流态和剪切力发生变化,从而在很大程度上影响了颗粒污泥表面微生物的剥离. 颗粒污泥粒径较大时,需要的水力流态和剪切力也较高,而当剪切力下降时颗粒粒径也会减小,最终,颗粒污泥粒径和剪切力达到平衡状态. 高景峰等[25]针对普通好氧颗粒污泥的研究证实,连续进水方式造成的低底物浓度梯度不利于颗粒污泥的稳定维持,并指出胞外聚合物(EPS)的分泌量以及空间分布对好氧颗粒污泥的形成及其稳定维持起着至关重要的作用. 本研究针对以自养微生物为优势种群的亚硝化颗粒污泥进行,硝化细菌不但生长速率缓慢,而且有研究[26]证实其具有相对较低的EPS产率,加之研究过程中始终没有发现丝状菌的产生,可见与高景峰等[25]研究不同. 也许正如Torà等[2]分析,连续进水造成的低底物浓度梯度对自养型颗粒污泥的影响并没有像对普通好氧颗粒污泥如此显著. 同样本研究尽管采用了无较大高径比、 无较强选择压的CSTR反应器,而这些在普通好氧颗粒污泥形成和稳定维持方面发挥重要作用的因素对于以慢速生长型细菌为优势种群的硝化颗粒污泥似乎并不重要[13,27]; 另外,关于生物膜的研究表明水力流态或剪切力的作用和微生物的比生长速率相关,对于快速生长型微生物形成光滑的生物膜一般需要较高的水力冲刷作用,而对于低比生长速率生物膜所需剪切力应当适当减小[28]. 然而,本研究除反应器构型(CSTR)和进水模式与颗粒污泥接种前所处的(SBR)不同之外,其他主要运行控制参数基本保持一致,据此可以得出反应器的构型和进水模式的改变确实造成了亚硝化颗粒污泥的解体(尤其粒径>2.5 mm部分),而对于颗粒污泥解体的机制还有待深入研究.

  对于反应器运行中出现的絮体是否完全来源于颗粒污泥的解体本研究尚难以证实,但从CSTR中MLSS的变化(由接种时的8.7 g ·L-1下降至第40 d的5.3 g ·L-1)可以证明颗粒污泥的解体是造成部分污泥随出水流失的重要原因,这与Kishida等[14]研究结论一致. 但污泥流失的问题并没有一直恶化下去,随着反应器的运行絮体污泥逐渐转化为小粒径颗粒污泥[图 3(e)],出水中悬浮物稳定在较低水平(图 4). 高景峰等[25]对于研究后期好氧颗粒污泥的稳定归结为反应器中仍然存在的一定的底物浓度梯度和颗粒污泥较高的EPS产率; Kishida等[14]就CSTR中粒径分布状况的改变和小粒径污泥的产生解释为进水水质的变化和水力流态的变化两种可能,并认为小粒径部分比例的增加是原来大颗粒污泥粒径减小的直接结果. 加之,以上报道[14,25]均没有明确小粒径部分污泥的具体形态. 然而,本研究发现粒径<0.3 mm的污泥不仅在数量上发生了由少到多的逐渐积累,而且在形态上经历了由运行前期的以絮体为主到中后期的基本完全颗粒化的变化过程. 可见,与有关研究不同[14,25],本研究中蕴含了CSTR中硝化颗粒污泥的培养过程,并且该过程所用时间(少于2个月)远低于一般硝化颗粒污泥的培养过程[21,29]. 分析认为虽然硝化细菌的EPS产生能力较低,但是由于接种的成熟亚硝化颗粒污泥内已经含有较高的EPS[30,31],在颗粒污泥解体后EPS分散于絮体污泥中,从而加速了絮体污泥的颗粒化,正如Tsuneda等[26]通过投加异养微生物产生的EPS强化硝化生物膜快速形成的研究报道.

  2.2 氮转化特性的变化

  图 7 CSTR运行概况

  反应器构型的改变不但致使颗粒污泥的理化特性发生显著变化,而且还对污泥的硝化性能具有一定影响. 图 7所示为亚硝化颗粒污泥接种至CSTR后的整体运行状况,从中可以看出,在CSTR运行前期(前一个月)NH+4-N去除效果呈现较大波动,出水中NO-2-N和NO-3-N浓度亦随之变化难稳. 研究证实与絮体污泥不同,成熟的硝化颗粒污泥一般具有独特的微生物种群分布规律[31,32],然而,反应器构型的变化引起部分颗粒污泥的解体,其微生物种群的分布规律也随之被打破,絮体污泥在不断产生的同时亦随出水不断流失(图 4),加之反应器中蕴含的絮体污泥的颗粒化过程,因此,在上述各过程达到动态平衡之前硝化反应亦难以稳定. 当CSTR运行至约30 d时,出水中NH+4-N、 NO-2-N和NO-3-N开始趋于稳定,并在随后的运行中一直保持. 正如2.1节中所述,在CSTR运行的中后期反应器中污泥的形态与运行前期显著不同,较大粒径颗粒污泥的沉降性能逐渐改善(图 5),粒径<0.3 mm的部分逐渐实现颗粒化[图 3(d)和3(e)],且出水SS也趋于稳定(图 4),说明反应器中微生物逐渐构建了新的微生态平衡系统,保证了CSTR稳定的硝化性能.

  图 8 第80 d时CSTR中污泥活性对比

  本研究还考察了实验末期CSTR中不同粒径颗粒污泥的活性以及与接种污泥的活性对比,如图 8所示. 从中可以看出粒径<0.8 mm的颗粒污泥活性远高于粒径>0.8 mm的活性,各自的氨氮比去除速率μ(NH+4-N)和亚硝酸盐比累积速率μ(NO-2-N)分别约为35mg ·(g ·h)-1、 30 mg ·(g ·h)-1和13 mg ·(g ·h)-1、 12.5 mg ·(g ·h)-1 [图 8(a)]; 同时,正是因为CSTR中小粒径颗粒污泥比例的增加(图 6)及其较高活性,第80 d时CSTR中污泥的平均活性高于接种污泥(第1 d时)的活性[图 8(b)]. 当然,对于不利于亚硝酸盐累积的亚硝酸盐氧化过程也呈现出相似的规律,即颗粒粒径<0.8 mm污泥比粒径>0.8 mm污泥具有较高的硝酸盐比产生速率μ(NO-3-N)[图 8(a)],第80 d时CSTR内污泥的μ(NO-3-N)也高于接种污泥的μ(NO-3-N),见图 8(b).

  另外,更值得关注的是在本研究的整个过程中出水亚硝酸盐累积率(即亚硝化率)始终保持在85%左右(图 7),即反应器构型的改变对亚硝化率没有显著影响. 本研究认为其原因可能有以下几个方面: 首先,接种污泥具有良好的亚硝化效果(亚硝化率在80%~85%),保证了初始CSTR中较低的NOB数量; 其次类似于SHARON工艺的控制策略[8],尤其在CSTR运行的前期,较低的HRT(4 h)致使絮体污泥不断被洗脱,降低了反应器中NOB累积的几率; 另外,大量的研究已经证实AOB比NOB更易在颗粒化污泥中成为优势种群[1, 31, 33, 34],在CSTR运行的中后期颗粒污泥性能的不断改善以及絮体污泥逐渐实现颗粒化,重新形成了利于AOB为种群优势的污泥形态,保证了出水中亚硝酸盐累积率的稳定.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。

  3 结论

  (1)从SBR到CSTR的反应器构型和进水模式的变化造成了部分亚硝化颗粒污泥的解体,运行约1个月后,解体现象开始得到改善; CSTR中颗粒污泥变化最显著的是粒径>2.5mm颗粒的减少和粒径<0.3mm颗粒的增加,但整个研究过程中,始终保持了颗粒态污泥是CSTR中占绝对优势的污泥形态.

  (2)CSTR中实现了亚硝化絮体污泥的快速颗粒化,所用时间少于2个月,接种颗粒污泥中含有的较高量EPS和反应器较低的HRT对该过程有重要贡献.

  (3)反应器构型和进水模式的改变对出水中亚硝酸盐累积率无显著影响,始终保持在85%左右; 新生的小粒径颗粒污泥较大粒径颗粒污泥具有更高的活性,同时此CSTR中污泥的平均活性高于接种颗粒污泥活性,包括氨氮比去除速率μ(NH+4-N)、 亚硝酸盐比累积速率μ(NO-2-N)以及硝酸盐比产生速率μ(NO-3-N).

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