好氧颗粒污泥的培养

2017-03-15 05:24:48 11

  好氧颗粒污泥[1, 2, 3](aerobic granular sludge,AGS)是微生物在特定的环境下自发凝聚、 增殖而形成的颗粒状生物聚合体,它具有许多普通活性污泥难以比拟的优点,如致密的结构、 良好的沉降性能、 多重生物功效(有机物降解、 脱氮、 除磷等)、 高耐毒性、 相对较低的剩余污泥产量等. 得益于这些优点,AGS已成为废水处理领域的研究热点[4]. 迄今为止,AGS的绝大部分研究成果都来自于间歇式运行反应器[5, 6, 7, 8, 9, 10, 11, 12, 13, 14],如SBR、 SBAR等. 然而,研究结果[15]表明,长期运行的AGS反应器会出现不稳定甚至解体现象,这说明间歇式反应器并非是好氧颗粒化的最佳选择.

  序半连续式反应器(sequencing fed batch reactor,SFBR)是近年来发展起来的一种新型反应器,主要特征是连续进水,反应完后一次性排水. 目前,在SFBR中利用活性污泥对废水进行处理的研究已见报道[16, 17, 18, 19, 20, 21],也有针对连续进水[22]或分段进水[23, 24, 25]对SBR中的AGS稳定性影响的报道,而有关SFBR中成功实现好氧颗粒化的研究鲜有报道. 相比于SBR,SFBR运行灵活、 控制简便,较容易建造、 实施,若能实现好氧颗粒化及稳定运行无疑会增加AGS反应器的形式. 因此,本研究尝试在SFBR中进行AGS的培养,并对AGS的特性进行研究,以期为AGS技术的发展提供理论支持.

  1 材料与方法

  1.1 试验装置及运行方式

  1.1.1 试验装置

  反应器总高度2.3 m,内径8.4 cm,有效容积11.64 L(有效高度2.1 m),排水口距底座高度54 cm(换水率74.3%). 模拟污水由蠕动泵从反应器底部引入(进水口距底部高4 cm),压缩空气由空压机提供,经硅胶管后由曝气砂头从反应器底部压入. 试验装置见图 1所示.

  图 1 试验装置示意

  1.1.2 周期组成

  反应器在09:00~21:00运行周期为6 h,其余为12 h一周期,厌氧/好氧(A/O)交替运行,厌氧期不搅拌,除沉淀、 排水外,反应器均为连续进水,当水位达到有效高度(2.1 m)时停止进水及曝气,沉淀3~15 min后排出上清液,反应器进入下一循环周期. 培养过程中根据污泥的沉降性能逐渐减少沉淀时间. 具体见表 1所示.

  表 1 反应器周期组成

  1.1.3 其它运行参数

  运行过程中根据反应器对污染物的去除效果而改变COD、 NH+4-N、 TP的浓度,具体见表 2.

  表 2 反应器运行参数

  1.2 接种污泥

  接种5 L化粪池污水和500 mL序批式好氧颗粒污泥反应器(AGSBR)出水,连续曝气1 d后采用SBR运行模式(6 h ·周期-1,4个周期 ·d-1),COD从500mg ·L-1逐渐增至800mg ·L-1,第2 d时反应器内即出现了细小的生物絮体,并夹杂着少量好氧颗粒污泥(SBR中排出的解体颗粒). 运行8 d后培养出沉降性能良好的活性污泥,颜色主要为黄色. 反应器污泥浓度达到2 558 mg ·L-1,SVI 30.11mL ·g-1,MLVSS/MLSS为0.45. 活性污泥的形成过程见图 2.

  图 2 活性污泥培养过程数码照片

  1.3 模拟污水

  模拟污水成分及浓度见表 3,对应的COD、 TIN、 TP浓度为1 000、 50、 10mg ·L-1,微量元素添加量为1 mL ·L-1模拟污水,根据反应器内污泥生长状况不断调整C、 N、 P的浓度配比,其它成分不变.

  表 3 模拟污水组成

  1.4 分析方法

  COD、 NH+4-N、 NO-2-N、 TP、 电导率均采用国家标准分析方法测定[26],NO-3-N采用麝香草酚分光光度法,[TIN]=[NH+4-N]+[NO-3-N]+[NO-2-N]; SV、 SVI、 MLSS、 MLVSS采用标准方法; 颗粒污泥粒径分布采用标准筛筛分测定,标准筛孔径分别为:0.30、 0.60、 1.0、 1.43、 2.0、 4.0 mm,测量经筛分后各粒径范围内污泥的MLSS,计算其占总MLSS的质量分数后得到粒径分布情况(>0.3 mm的视为颗粒,其所占质量分数称为颗粒化率),平均粒径从筛上累积质量分数曲线上查出,对应的累积筛上、 筛下污泥质量分数均为50%; 使用Canon数码照相机记录颗粒形态.

  胞外聚合物(extracellular polymeric substances,EPS)的提取方法为:将摇匀后的污泥样品25 mL放置于离心管中,在4℃,2 000 r ·min-1下离心10 min,沉淀物溶解于磷酸盐缓冲液,放置于80℃ 恒温水浴中加热60 min,提取EPS,然后在10 000 r ·min-1下离心30 min,上清液过滤后用于EPS成分分析[27]. 蛋白质测定采用考马斯亮蓝试剂法,多糖测定采用硫酸-苯酚法.

  2 结果与讨论 2.1 污泥形态变化

  培养过程中污泥的形态变化见图 3. 观察发现:随着沉降时间的减小,松散的絮体污泥逐渐转变为较大的菌胶团,11 d时几乎全部以大片菌胶团和细小颗粒形式存在,28 d时AGS占绝对优势(颗粒化率为86.12%),所形成的好氧颗粒污泥呈黄色、 形状不规则,且粒径较小(平均粒径0.56 mm). 此后,反应器内始终以AGS为主,但当改变运行条件时,污泥会出现短暂的不适应期,部分AGS会变得很疏松,出现絮状物. 43~53 d内由于进水浓度高致使反应器内液体含盐量过大(测得混合液电导率为3.05 S ·m-1),液体比重的增加使得部分AGS悬浮在反应器上部难以下沉,造成污泥的大量流失,使得污泥负荷迅速增加,加之渗透压的增加使得微生物细胞出现不适情况,以致部分AGS出现解体,降低负荷后(54~63 d)AGS形状变得更加不规则,且污泥颗粒颜色变浅.

  图 3 好氧颗粒污泥形态变化数码照片

  2.2 污泥的理化特性

  2.2.1 SVI

  SVI变化情况见图 4(a). 从中可知:正常情况下的污泥SVI保持在70mL ·g-1以下,但当运行条件改变时污泥的SVI会出现波动. 运行初期(1~4 d)由于污泥量较少、 污泥无机成分较高,造成SVI较小; 随着污泥量的增加,SVI值趋于平缓. 第16 d时提高了氮负荷,污泥变得松散,沉降性能变差,反应器中混合液变得黏稠和浑浊,可能是异养菌难以承受氨氮突然增加造成的冲击,出现细胞破裂及死亡,导致大量污泥随出水排出反应器,SVI急剧下降,随着污泥逐渐适应进水水质,SVI值趋于稳定. 第32 d实验室停电、 反应器处于静置状态,33 d的SVI有所上升,随着微生物逐渐适应周围环境后SVI又逐渐降至80 mL ·g-1以下. 43 d后由于进水盐度较高,AGS出现解体、 沉降性能变差,54 d降低进水负荷后SVI值出现一定下降.

  图 4 运行过程中SVI、 MLSS、 EPS含量及PN/PS变化情况

  2.2.2 污泥浓度(MLSS)

  MLSS的变化情况见图 4(b). 从中可知,MLSS整体呈下降趋势. 1~4 d时MLSS有短暂的上升,随着沉降时间的缩短,沉降性能差的絮体污泥被排出反应器,MLSS逐渐减小,14 d时由于提高了NH+4-N浓度、 污泥出现短暂不适应而造成MLSS显著降低,待污泥适应新环境后MLSS基本稳定在2 000~3 000 mg ·L-1之间(18~31 d),42 d以后由于反应器内高含盐量导致污泥难以下沉而大量流失,MLSS持续下降最终低于1 000 mg ·L-1. 反应器运行过程中未能保持较高的污泥量,一方面是当运行条件改变使微生物不适应造成污泥流失所致; 另一方面是夜间连续进料使曝气阶段反应器内底物浓度较低、 易造成丝状菌生长[37, 38, 39],为维持AGS的稳定需采取较短的沉降时间及时排出絮体污泥,也造成了一定的污泥流失.

  2.2.3 胞外聚合物(EPS)

  EPS含量及PS/PN分别见图 4(c)、 图 4(d). 由图 4(c)可知:EPS含量(以MLVSS计)处于波动状态,1~59 d内呈上升趋势,59 d时达到最大值373.24 mg ·g-1 ,较培养初期增加了约2.5倍,这与大量研究得出的EPS有利于细胞之间的自凝聚及AGS的稳定性维持[28, 29, 30]是一致的,运行后期由于AGS出现解体,导致EPS急剧下降. 由图 4(d)可发现PN/PS在1~16 d逐渐增大,17~52 d基本保持在1左右,53 d以后迅速下降至0.3以下,表明蛋白质在EPS中的比例先增加、 后趋于稳定,最后又急剧下降. 研究表明:EPS中蛋白质与多糖的组成对AGS的稳定性有显著影响[29, 30, 31],但二者谁起决定作用还存在争议. 本研究表明当AGS出现解体时蛋白质含量显著下降,说明EPS中蛋白质对SFBR中AGS的稳定性有重要影响.

  2.2.4 粒径分布

  反应器内污泥的粒径分布见图 5所示. 从中可知,随着逐渐缩短沉降时间,反应器内污泥的粒径逐渐增大,4、 14、 21、 28 d时对应的平均粒径分别为:0.19、 0.43、 0.54及0.56 mm. 同时,粒径小于0.3 mm的污泥的比例逐渐减少,反应器的颗粒化率逐渐增大,可以看到污泥的颗粒化率由初期的18.17%上升到86.12%,但0.3~0.6 mm内AGS始终占主导,这可能与SFBR中较低的底物传质梯度有关,粒径大的AGS内部难以得到基质而极易解体. 随后由于污泥量减少及沉降性能变差,未进行粒径分析.

  图 5 第4 d、 14 d、 21 d、 28 d粒径分布

  2.3 反应器对污染物的去除效果

  2.3.1 COD去除效果

  反应器对COD的去除效果见图 6. 从中可以看到,除异常波动外,反应器对COD的去除率基本维持在90%左右,正常情况下出水COD小于100mg ·L-1,表明连续进料下AGS对COD亦具有较好的去除效果,这主要得益于AGS致密的结构和较高的生物活性.

  图 6 出水COD浓度及去除率

  2.3.2 脱氮效果

  各态氮的浓度变化及TIN去除率见图 7. 可以看出,反应器对NH+4-N、 TIN的去除效果波动较大,去除率分别为44.45%~94.72%及43.87%~93.13%. 分析原因:一是改变氮负荷时会有短暂的不适应,此时的脱氮效率较差; 二是连续进料使得部分NH+4-N未被氧化即排出反应器. 从图 7中还可以看出,出水中NO-3-N浓度绝大部分时间均高于NO-2-N浓度,但也并未出现明显的NO-3-N、 NO-2-N积累,分析可能是AGS的内部分层结构发生了同步硝化反硝化作用,而连续进料为反硝化提供了所需的碳源.

  图 7 出水NH+4-N、 NO-3-N、 NO-2-N、 TIN浓度

  2.3.3 TP去除效果

  反应器对TP的去除效果见图 8. 从中可知,反应器对TP去除效果波动较大,去除率在44.50%~97.40%之间. 分析原因:一是改变运行条件会有短暂的不适应,此时的除磷效果较差; 二是连续进料使得部分TP未完全反应. 除14 d突然提高氮负荷造成系统短暂不适应外,TP去除率可维持在60%以上.

  图 8 出水TP浓度及去除率

  2.4 典型周期污染物降解规律

  2.4.1 COD周期降解规律

  典型周期内COD的降解规律见图 9(a). 可以发现,由于厌氧期内未曝气、 也未搅拌,使反应器中COD逐步升高,90 min时达到321.95mg ·L-1,开始曝气后积累的COD被AGS迅速吸附并降解,200 min以后反应器内COD浓度趋于平稳并维持在100mg ·L-1以下. SFBR中厌氧/好氧交替及连续进料的运行模式使其流态在时间上具有一定的推流特征,可为生化反应提供较大的传质推动力,这被认为可有效抑制丝状菌过度生长[37, 38, 39].

  2.4.2 氮周期降解规律

  典型周期内氮的降解情况见图 9(b). 厌氧期内(0~80 min)由于连续进料且未搅拌,NH+4-N、 TIN的浓度逐渐升高,好氧期内二者均出现一定的波动,但波动幅度不大. 另外,硝氮、 亚硝氮呈交替升高、 降低情况. 分析原因包括:一是进水中的NH+4-N氧化不完全及混合不均匀使NH+4-N、 TIN上下波动; 二是发生氨氧化及硝化反应的同时,进水提供的碳源即可与NO-3-N发生反硝化,亦可与NO-2-N发生反硝化,由于两种过程随机进行,使得NO-3-N、 NO-2-N浓度上下波动.

  2.4.3 TP周期降解规律

  典型周期内TP的降解情况见图 9(c). TP的浓度总体呈下降趋势,但变化幅度较小,基本维持在3.0mg ·L-1左右. 虽然设置了80 min的厌氧期,但并未出现传统除磷机制中明显的厌氧释磷及好氧吸磷状况,厌氧段的长短对TP的去除效果及除磷机制尚需后续深入研究.

  图 9 典型周期COD、 NH+4-N及TP降解规律

  3 SFBR中好氧颗粒化的机制探讨及稳定性分析

  对于好氧颗粒化过程来说,选择压假说[32,33]越来越受到学者们的认可. 选择压[34]分为水力选择压和生物选择压,前者是通过控制反应器结构特性和水力条件等将性能差的污泥淘汰出反应体系,后者通过改变混合液中营养成分的负荷来使适应此负荷的微生物生存下来而不能适应的微生物逐步消退. 本试验主要是通过控制沉淀时间、 水力剪切力、 A/O交替运行等水力选择压来促进AGS的形成. 主要表现在:①通过逐渐缩短反应器的沉淀时间,逐渐将沉降性能差的絮体污泥排出,而沉降性能好的菌胶团逐渐得到富集; ②反应器采用较大的高径比(H/D为25)及较大的曝气量(0.24~0.40 m3 ·h-1),可为反应器内提供连续、 均匀的水力剪切力(1.2~2 cm ·s-1),研究表明它们能刺激细胞EPS的分泌及疏水性的增加,促进细胞之间的自凝聚[35,36]; ③A/O交替运行方式使SFBR在前80 min内呈理想的推流流态,而好氧期内呈完全混合状态,相比于完全混合式反应器,这种模式可为生化反应提供较大的传质推动力,使得菌胶团在同丝状菌的生长竞争中处于优势地位[37, 38, 39],有利于AGS的形成.

  通过逐步提高选择压,28 d后在SFBR中成功培养出了AGS,但32 d后反应器内污泥量持续下降,42 d时反应器内出现AGS解体现象. 除操作条件不当,如检修期静置、 进水含盐量过高造成污泥流失及解体外,后期反应器内丝状菌过度繁殖,并在生长竞争中逐渐占优势是AGS解体的主要原因. 主要表现在:通过提高进水浓度及A/O运行模式可在SFBR中创造较高的传质推动力,这在白天12 h内可一定程度上维持AGS的稳定性,但限于自动控制水平,夜间存在635 min的好氧反应期,长时间的好氧饥饿期不仅不利于AGS的稳定性维持[40,41]、 亦容易造成丝状菌生长[37, 38, 39],使得AGS在生长竞争中逐渐处于劣势,为及时将沉降性能差的絮体污泥排出仍需维持较短的沉降时间(3 min),致使每天早上排水时较多污泥被排出,污泥的生长量难以补充污泥的流失量,最终导致了AGS的解体. 为维持SFBR中AGS的稳定性,后续研究需提高反应器的自动控制水平,并将有机负荷、 污泥负荷[42]控制在合理范围内.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。

  4 结论

  (1)利用自行培养的活性污泥作为接种污泥,采用厌氧/好氧交替、 逐渐缩短沉淀时间等策略(选择压法),28 d后在SFBR中成功培养出AGS. 所形成的AGS呈黄色、 形状不规则,且粒径较小. 正常情况下的污泥SVI保持在70mL ·g-1以下,运行中后期出现污泥流失及解体,AGS形状变得更加不规则,且颜色变浅.

  (2)在63 d的运行时间里,除异常波动外,反应器对COD的去除率基本维持在90%左右,正常情况下出水COD小于100mg ·L-1,反应器对NH+4-N、 TIN的去除效果波动较大,去除率分别为44.45%~94.72%及43.87%~93.13%,对TP的去除率在44.50%~97.40%之间,正常情况下TP去除率可维持在60%以上,表明AGS对污染物具有较好地去除效果.

  (3)反应器中未能维持较高的污泥浓度,后期出现污泥解体,主要是夜间长时间的好氧饥饿期容易造成丝状菌过度生长,使得AGS在生长竞争中处于劣势,较短的沉降时间使大量沉降性能差的絮体污泥被排出,最终导致了AGS的解体.(来源及作者:华中科技大学环境科学与工程学院 龙焙、杨昌柱、濮文虹、杨家宽、白俊、王晶、周玄月、蒋国盛、李春阳、刘福标)

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