钙镁离子对好氧污泥快速颗粒化的影响

2017-03-15 08:53:51 8

  1 引言

  颗粒污泥技术具有剩余污泥排放量少,对污泥沉降系统要求低,可在高容积负荷下降解高浓度有机废水,所需占地面积小等特点,因而在污水处理工艺中受到普遍关注.其中,好氧颗粒污泥技术一方面由于能产生不易发生污泥膨胀、抗冲击能力强、能承受高有机负荷且集不同性质的微生物于一体的好氧颗粒污泥;另一方面克服了厌氧颗粒污泥技术较高的运行温度、较长的启动期、不可去除氮和磷等技术缺陷,已成为污水生物技术领域研究的新热点.

  近年来,国内外许多学者研究表明,反应器结构、沉淀时间、运转负荷、接种污泥种类的不同对颗粒污泥形成有不同程度的影响.部分研究也发现(Jiang et al., 2003;Li et al., 2009),Ca2+、Mg2+不仅是厌氧颗粒污泥中的重要组分,而且与接种普通活性污泥相比,Ca2+、Mg2+的投加会影响厌氧颗粒污泥的物理和生物特性.有文献指出(肖本益等,2002;李志健等,2011),Ca2+对微生物凝聚作用产生影响,添加Ca2+形成的厌氧颗粒污泥沉降性能好,并可加快反应器的启动.Mg2+会影响高温厌氧污泥的微生物特征,即Mg2+会影响污泥中各种微生物的相对数量,改变其中的优势菌.

  然而由于好氧颗粒污泥形成过程的复杂性,有关Ca2+、Mg2+对好氧污泥颗粒化的影响机制研究报道较少.因此,本试验通过对好氧颗粒培养过程中污泥形态结构变化、性能变化等方面的对比研究,来探讨添加Ca2+、Mg2+在好氧污泥颗粒化进程中的作用及其机理,以期为好氧污泥快速颗粒化研究提供有益的参考.

  2 材料与方法

  2.1 原水水质与接种污泥

  试验用水为合肥市某高校生活污水,水质参数见表 1.

表1 合肥市某高校生活污水水质

 

试验接种的絮状活性污泥取自合肥市望塘污水处理厂二沉池回流污泥,其污泥浓度(MLSS)为2896 mg · L-1,污泥容积指数(SVI)为101 mg · L-1.各反应器污泥培养方式见表 2.

  表2 好氧颗粒污泥培养方式

 

  2.2 试验装置与运行方法

  本试验为平行试验,采用3组圆柱形SBR反应器(R1、R2、R3,图 1),反应器内径均为7 cm,高为120 cm,有效容积为4 L.采用粘砂块微孔曝气器和空气压缩机来供气,通过玻璃转子流量计控制曝气量.试验在常温下运行,同时定期测定反应器内pH值,并调节使其维持在6.5~7.5范围内.SBR反应器的运行控制参数见表 3.

 

  图 1 SBR试验装置(1.潜水泵,2.进水箱,3.时间控制装置,4.空压机,5.玻璃转子流量计,6.排水电磁阀,7.出水箱,8.溢流口,9.排出口,10.放空口,11.排泥口,12.微孔曝气头,13.取样口)

  表3 SBR反应器的运行控制参数

 

  2.3 分析项目和方法

  污泥容积指数(SVI)、混合液悬浮固体浓度(MLSS)、混合液挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)采用国家环保总局(2002)标准方法测定.

  污泥形态采用生物光学显微镜(OLYNPUS-CX31)观察;pH值采用WTW340i-pH测定仪测定;污泥好氧速率(OUR)采用Thermo Orion805A仪测定;粒径分布采用多目分筛法分析(Laguna et al., 1999);污泥沉降速度采用重力沉降法测定(刘玉玲等,2011).

  EPS的提取采用加热法(Adav et al., 2008).首先将污泥从反应器中取出,接着调整污泥浓度使之保持在5.0 g · L-1左右;取适量污泥样品离心(4000 r · min-1,5 min)后弃去上清液,以超纯水补足体积,混合后离心弃去上清液,留下污泥备用;备用污泥用超纯水补足体积,加盖密封后于80 ℃水浴提取30 min,取出,混合均匀后离心(5000 r · min-1,15 min),取出上清液通过0.22 μm微孔滤膜过滤后分析污泥EPS.

  多糖与蛋白质的测定:多糖采用苯酚-硫酸法测定,以0~50 mg · L-1的葡萄糖溶液作为标准;蛋白质采用修正的Lowry法测定,以0~250 mg · L-1的牛血清蛋白作为标准.

  3 结果与讨论

  3.1 污泥外观形态变化

  好氧颗粒污泥的形成和生长可分为3个阶段,即污泥驯化期、污泥颗粒化期和颗粒污泥成熟期(Wang et al., 2008).在污泥培养驯化期,3个SBR反应器均整体呈现黑色,经过3 d(15个周期)的运行后,污泥颜色均逐渐从黑色变为棕黑色.在反应器运行初期絮状污泥的沉降性能较差,为防止污泥大量流失排出系统,将沉降时间设置为10 min.随着培养的进行,反应系统中的沉降时间逐渐从10 min~5 min~2 min进行缩减,强化结构松散的絮状污泥的排出,以期筛选出结构紧密、沉降性能好的污泥,促进反应器中颗粒污泥的形成.在污泥颗粒化期,投加Ca2+的R2反应器运行至第6 d(第27周期),出现了好氧颗粒污泥,污泥颜色从棕黑色变成黄褐色;而投加Mg2+的R3反应器在第7 d(第31周期)后才出现好氧颗粒污泥;同时,R1反应器在第7 d(第32周期)也出现少量细小的好氧颗粒污泥.

  在缩减沉降时间的调控过程中,R1、R2、R3反应器的颗粒污泥数量不断增加,粒径明显增大,絮状污泥不断减少直至消失,逐渐实现污泥颗粒化.根据Bhunia等(2006)的理论,粒径大于0.34 mm的微粒可以称为颗粒,评价指出当大于0.34 mm的污泥颗粒占50%以上时,已基本实现好氧污泥颗粒化.据此,在Ca2+投加条件下好氧污泥颗粒化在第19 d(第92周期)实现,而投加Mg2+的反应器则在第23 d(第112周期)后实现此目标,而R1反应器要将近35 d才实现完全颗粒化.此后,微生物不断聚集、生长,颗粒污泥进入成熟生长期.本试验采用生物光学显微镜定期对培养中的污泥形态进行观察,如图 2所示,Ca2+、Mg2+的投加能促进好氧污泥颗粒化进程,而投加Ca2+条件下好氧污泥颗粒化进程更快.

 

  图 2 污泥颗粒化过程中形态变化(×40倍)

  3.2 粒径变化

  颗粒的粒径对污泥的生物活性、传质特性及沉降性能均具有显著影响.常规的活性絮状污泥粒径一般介于20~200 μm,而颗粒污泥则具有较大的粒径,能够达到絮状污泥的5~20倍,甚至更大.颗粒粒径的变化可以直观地体现污泥颗粒化的过程,本试验分别于第1、15、20、40 d测定各反应器内粒径分布以观察其颗粒化进程(图 3).

 

  图 3 污泥粒径分布随时间的变化

  在接种污泥的第1 d,3个反应器内都是絮状污泥,污泥的粒径几乎均小于0.355mm.运行15 d之后,由于SBR中水力剪切的作用和沉降时间的逐步缩减,性能不好的絮状活性污泥逐渐被排出系统,R1、R2、R3反应器中都不同程度地出现小米粒一样的颗粒污泥,这种小颗粒的形成是一个相对较快的过程.运行至第20 d,R2、R3反应器中的污泥粒径绝大多数超过0.355 mm,其中,R2反应器中污泥粒径在1~2 mm之间和大于2 mm的分别占体积分数的16.1%和3.9%,相比之下,R3反应器中分别为11.6%和2.4%,可见R2反应器的颗粒化程度比R3反应器更快,颗粒粒径也较大.运行至第40 d,R1、R2、R3反应器中污泥粒径在0.355 mm以上的分别达到56.6%、72.2%、70.6%,3个反应器中颗粒化均已完成.从图 3中可以看出,Ca2+诱导下颗粒粒径较大,根据Ca2+作用分析原因可能有:①加入Ca2+会中和细菌表面的负电荷,减少细胞间的静电斥力,进而促进污泥颗粒化;②Ca2+通过EPS-Ca2+-EPS起到架桥作用,从而形成微生物聚集生长的骨架;③投加的Ca2+作为颗粒中心形成诱导核,促进微生物凝聚,并增加成熟颗粒物理强度.相比之下,Mg2+诱导下颗粒粒径较Ca2+小,Mg2+的物理作用不明显.

  3.3 SVI与沉降速度变化

  反映污泥沉降性能的SVI与沉降速度的变化趋势同样显示了污泥颗粒化进程,其变化情况如图 4所示.由图 4a可知,接种污泥SVI值为101 mL · g-1,沉降性能较差.随着反应的进行,各反应器内颗粒污泥SVI逐渐降低.这一方面是由于沉淀时间缩短,选择性的洗出沉淀性能差的絮状污泥;另一方面,随着反应器中污泥颗粒化程度不断提高,其紧凑和密实的结构致使污泥沉降性能大大提升.在污泥颗粒化过程中,Ca2+诱导下污泥的SVI值从初始值101 mL · g-1降低到29.6 mL · g-1,相比之下,Mg2+诱导下污泥的SVI值从初始值101 mL · g-1降低到33.6 mL · g-1,说明Ca2+的添加可能更有利于污泥沉降性能的提高.各反应器颗粒污泥进入成熟生长期之后,SVI值也趋于稳定.Ca2+诱导下污泥的SVI值在第29 d开始稳定在30~35 mL · g-1左右,Mg2+诱导下污泥SVI值从第33 d开始稳定在上述范围内,而未投加金属离子的污泥在第41 d开始稳定在36 mL · g-1左右.因此,从沉降性能角度分析,金属离子的添加促进了污泥的颗粒化进程.

 

  图 4 反应器内SVI(a)和污泥沉降速度(b)的变化

  颗粒污泥的沉降速度与颗粒结构和大小有关,反映了污泥的颗粒化进程.刚接种时,各反应器中污泥沉降速度都较低,均为8.55 m · h-1左右(图 4b).随着好氧污泥颗粒化进程的推进,3个反应器内污泥的沉降速度逐步加大.从图 4b可以看出,在好氧污泥的颗粒化全程中,Ca2+投加下的好氧污泥沉降速度始终大于Mg2+投加下,而仅接种普通活性污泥的R1反应器中污泥沉降速度一直低于前二者.在整个反应结束时,R2反应器内成熟的好氧颗粒污泥沉降速度为43.17 m · h-1,R3反应器内好氧颗粒污泥沉降速度为38.41 m · h-1.相比之下,R1反应器内成熟的好氧颗粒污泥沉降速度仅为34.52 m · h-1.由此可见,金属离子的添加加速了好氧污泥颗粒化进程,而Ca2+的添加更有益于提高污泥的沉降性能.3个反应器内成熟的好氧颗粒污泥沉降速度均大于30 m · h-1,大约是刚接种时普通活性污泥的3倍左右.

  3.4 MLSS与MLVSS/MLSS变化

  MLSS在一定程度上反映了污泥的生物活性,而污泥内部挥发组分比例(MLVSS/MLSS)代表活性污泥中有机固体的比例,表示污泥内部活性微生物量,MLVSS/MLSS越大说明污泥内部微生物的含量越高.MLSS与MLVSS/MLSS的变化情况如图 5所示.

 

  图 5 反应器内MLSS(a)和MLVSS/MLSS(b)变化

  刚开始接种时,R1、R2、R3反应器中普通活性污泥的初始浓度(MLSS)均为2896 mg · L-1.随着污泥进入驯化期,由于接种污泥对于反应器的运行方式、水质情况等不适应且部分松散絮状污泥被选择性排出反应器,3个反应器中MLSS开始降低(图 5a).随着培养过程中沉淀时间的逐渐缩短,R1、R2、R3反应器中污泥浓度迅速下降,R2反应器中的污泥浓度直到第15 d达到3106 mg · L-1才超过接种时水平,此时R3反应器中污泥浓度为2994 mg · L-1,也超过了接种时水平,而R1中污泥浓度直到第21 d才达到2977 mg · L-1,开始超过接种时水平,此后3个反应器中污泥浓度快速增加.运行1个月之后,R2、R3反应器内基本实现颗粒化,MLSS增长开始减缓,浓度也趋于稳定,保持在5500 mg · L-1左右.

  刚接种的普通活性污泥,内部活性微生物量较少,MLVSS/MLSS仅为0.5左右.反应器启动后,由于加入新鲜污水,污泥内微生物获得充足的营养,活性微生物量开始增大.至反应结束第45 d,R1、R2、R3反应器内MLVSS/MLSS分别为0.72、0.74、0.79,与反应器内刚接种普通活性污泥相比,MLVSS/MLSS高出近0.3,具有较高的生物量.由图 5b可知,在整个反应时期,MLVSS/MLSS总体是保持上升的趋势,且金属离子诱导下的反应器内污泥内部活性微生物量较高,Mg2+诱导下的污泥内部微生物量增高尤为明显.

  综上,与未添加金属离子相比,Mg2+的添加可能促进微生物的生长与聚集,MLSS、MLVSS/MLSS始终高于前者,微生物量最高.

  3.5 污泥好氧速率与比好氧速率的变化

  污泥好氧速率(OUR)与比好氧速率(SOUR)是评价污泥微生物代谢活性的重要指标,其变化可在一定程度上反映好氧污泥快速颗粒化过程中生物活性的变化(周曼等,2012).本试验选测在好氧污泥快速颗粒化进程中,第5、15、30、45 d 3个反应器内污泥的OUR和SOUR值,结果见表 4.

  表4 反应器内OUR与SOUR的变化

 

  在反应器启动初期的第5 d时,3个反应器中OUR和SOUR都较低且无明显差异,OUR不超过0.40 mg · min-1 · L-1,SOUR不超过0.13 mg · min-1 · g-1.这是因为反应器刚启动不久,污泥中的微生物对运行环境尚处于适应阶段,生物活性都较低.运行至第30 d时,由前可知,R2和R3反应器中好氧污泥已经完全颗粒化,而R1反应器中的污泥却仍处在颗粒化期.此时3个反应器中OUR和SOUR呈现明显区别,金属离子诱导下的颗粒污泥较仅接种普通活性污泥培养形成的颗粒污泥OUR和SOUR有显著提高,其中,Mg2+诱导下的颗粒污泥OUR和SOUR 最高,分别为3.53 mg · min-1 · L-1和0.61 mg · min-1 · g-1. 到反应结束第45 d时,3个反应器中好氧污泥均已实现完全颗粒化,进入成熟期.从表 4中可以看出,金属离子投加下培养成熟的好氧颗粒污泥具有更高的OUR和SOUR,且Mg2+诱导下成熟的好氧颗粒污泥从OUR和SOUR角度来说,生物活性最高.

  由于酶是一种能够激发微生物活性的特殊蛋白质,而Mg2+能够作为酶的激活剂参与酶促反应,结合MLSS与MLVSS/MLSS变化数据分析,Mg2+可能是通过影响好氧污泥的生化性质来促进污泥颗粒化,使诱导下的好氧颗粒污泥保持更高的生物活性.

  3.6 Ca2+和Mg2+对产生EPS的影响

  EPS通常包括蛋白质(PN)、多糖(PS)、DNA、脂类、腐殖酸及一些无机成分,其各组分含量和所占比例受基质种类和负荷、温度、溶解氧、水力剪切条件、pH等培养参数影响(王硕等,2012).而部分研究表明(Wang et al., 2007),EPS组分中以PN、PS为主,占总量的70%~80%,其它成分含量相对较低.多年来,很多研究发现,EPS含量的增加对于微生物聚集、颗粒污泥形成及稳定性具有积极的促进作用(邱光磊等,2011;俞言文等,2012;Liu et al., 2004).本试验对不同培养方式下好氧颗粒形成过程中EPS组成含量变化进行研究分析.R1、R2、R3反应器内EPS中PN和PS含量随时间的变化如图 6所示.

 

  图 6 PN(a)和PS(b)含量的变化

  在整个培养过程中,3个反应器中PN含量呈现先快速增加后期稍缓的趋势.R1反应器中PN含量在第40 d达到55.9 mg · g-1(以VSS计),然后开始放缓,R2反应器中PN含量在第35 d达到58.7 mg · g-1后开始放缓,R3反应器中PN含量一直增长直到第40 d达到72.4 mg · g-1后才稍缓.从图 6a可以看出,R1反应器中PN含量均在R2、R3反应器之下,在第45 d达到最大值57.1 mg · g-1.从曲线变化趋势来看,R2反应器中PN增长速度与R1反应器相当,但R2反应器中PN含量一直较R1反应器高,在第40 d达到最大值60.4 mg · g-1.R3反应器中PN含量一开始便快速增长,增长速度明显快于R1、R2反应器,且颗粒化进程中R3反应器中的PN含量一直高于R1和R2反应器.

  从图 6b中还可以看出,整个运行期间3个反应器中PS含量呈现前期缓慢增长后期快速增长的特点.在第5 d,3个反应器中PS含量均未超过20 mg · g-1(以VSS计).在第5~20 d,R1和R2反应器中PS含量处于平稳状态,增长保持在1 mg · g-1左右,随后R1、R2反应器中PS含量快速增长,且R2反应器的增长速度略高于R1反应器.R3反应器在第5~20 d增长放缓后又开始保持较高的增长速度直到第45 d达到最大值25.9 mg · g-1.在整个培养过程中,R3反应器中PS含量高于R1和R2反应器,R2反应器高于R1反应器,但三者之间PS含量全程相差不大,保持在3 mg · g-1左右范围内.

  据上推测,金属离子的投加能促进细胞分泌EPS中PN、PS含量的增加.与Ca2+相比,Mg2+诱导下细胞分泌EPS中PN和PS的量均有更大的提高,且PN、PS含量增加速度明显加快.这可能因为Mg2+作为一种酶促剂,参与微生物体内核酸和蛋白质的合成,使颗粒污泥体系中出现更丰富种类的微生物、更高的生物活性,而Ca2+更多是通过物理作用影响污泥颗粒化.

  EPS中的PN/PS比与好氧颗粒污泥性质密切相关,其通过影响颗粒污泥细胞表面疏水性与表面电荷来调控微生物的聚集状态(王浩宇等,2012).由于蛋白质中的氨基基团是EPS中的疏水组分,有利于污泥絮凝,而多糖中含有较高比例的亲水基团(如羟基),是亲水性的主要成分.适当的PN/PS对菌体细胞表面的亲疏水性,进而对污泥的絮凝沉降性能十分重要.本试验中m(PN)/m(PS)随时间的变化曲线如图 7所示.

 

  图 7 m(PN)/m(PS)变化

  从图中可以看出,3个反应器中蛋白质与多糖含量的比值在整个运行过程中总体呈上升的趋势.R1、R2反应器内第1~5 d PN/PS稍降,至第5~25 d比值呈快速上升趋势,在第25~40 d基本稳定在2.5~2.6左右,且R2反应器整个颗粒化过程中PN/PS整体高于R1反应器.R3反应器在整个颗粒化过程中PN/PS一直增长,到第40 d达到最大值3.0后略降,且R3反应器在反应全程中PN/PS整体明显高于R1和R2反应器.3个反应器中,随着PN/PS的不断增大,污泥颗粒化程度不断提高,说明PN/PS与污泥颗粒化程度密切相关,且Mg2+通过生化作用更能提高颗粒污泥生物活性,PN/PS明显更大.

  3.7 Ca2+和Mg2+对快速颗粒化进程中除污效能的影响

  好氧颗粒污泥对COD的去除主要通过物理吸附和生物降解两个途径完成,未去除的有机物可能是某些不易生物降解的复杂成分或者微生物溶解产物(SMP).从表 5可以看出,快速颗粒化进程中3个反应器中COD的去除效果在相似的水平上,没有显著性的差异.但R1反应器中COD的去除效果波动性较大且平均去除率为74.16%,低于R2和R3反应器中的77.75%和77.43%.

 

  表5 除污效率单因素分析表

  污水中NH4+-N的去除主要是通过硝化作用来实现的,硝化作用是在好氧状态下分两个基本阶段将NH4+-N转化为NO3-N.由表 5可知,3个反应器中氨氮的去除率都达到了85%以上,且添加Mg2+与未添加金属离子相比NH4+-N去除效果有明显差异;从去除率平均水平来看,R3反应器效果最佳,为87.16%,R1反应器最差,为84.78%.金属离子的添加对除氨氮起到一定的效果,且Mg2+的添加将更有助于提高NH4+-N的降解效率.Mg2+作为微生物所需的一种微量元素,参与细胞的能量代谢,调控细胞增殖与分化,刺激微生物生长,提高微生物活性.Ca2+条件下氨氮去除率低于Mg2+条件下,这是因为Ca2+诱导形成的好氧颗粒污泥粒径较大,营养基质和氧气在颗粒中传递运输受阻,颗粒中心为厌氧无机带且生物多样性单一,对氨氮的去除不利.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。

  磷的去除是通过排出系统中的剩余污泥来实现的,SBR反应器运行中,通过好氧颗粒污泥周期性的排泥来达到除磷目的.由表 5可知,添加Ca2+条件下,PO43--P的去除率明显优于未添加金属离子,且有显著性差异,但Ca2+、Mg2+在同等浓度条件下对PO43--P的去除效果影响无明显差别.从表 5中还可以看出,PO43--P的去除效果整体具有较大的波动性,这不仅与进水水质波动有关,还与聚磷菌(POA)、反硝化聚磷菌(DPB)的生长及好氧颗粒成熟状态(形成好氧-缺氧-厌氧的交替环境)都有密切关系.

  4 结论

  1)Ca2+、Mg2+的添加能快速缩短好氧污泥颗粒化所需时间,但作用机理并非完全相同.Ca2+的添加更有利于好氧颗粒污泥系统启动时间的缩短,其形成的颗粒污泥结构更为致密,形状较为规则,并且粒径也较大,沉降性能更好,表现出更优越的物理特性.而Mg2+添加条件下形成的颗粒污泥,其MLSS、MLVSS/MLSS、OUR和SOUR显著提高,生物多样性更丰富,表现出更显著的生化特性.

  2)与未添加金属离子相比,添加Ca2+、Mg2+促使颗粒污泥中PN、PS含量有较高的增加,特别是PN的含量增加更明显,这对好氧颗粒污泥的形成起到促进作用.与Ca2+相比,Mg2+诱导下细胞分泌EPS中PN、PS含量均有更大的提高,且增速明显更快.

  3)Ca2+、Mg2+的添加使好氧颗粒污泥具有更显著的除污优势,稳态下COD、NH4+-N、PO-34-P的去除率均提升3%左右.

电话咨询
客户案例
服务项目
QQ客服