好氧顆粒污泥(AGS)因其獨特的優(yōu)勢而成為一項很有前途的廢水處理技術, 例如：良好的沉降性、高生物量保持率、對污染負荷變化的高回彈力以及對pH、溫度等環(huán)境變化的高適應力.
目前為止, 多數(shù)研究表明好氧顆粒污泥工藝在序批式反應器(SBR)中培養(yǎng)和運行效果良好, 在諸多類型反應器中, SBR反應器由于其運行方式, 能為污泥顆粒的形成提供較為理想的環(huán)境, 例如當污水一次性進入反應器后, 可以只進行一次厭氧、好氧循環(huán)即傳統(tǒng)A/O工藝, 也可進行多次厭氧、好氧和缺氧交替循環(huán), 從而為顆粒提供實現(xiàn)同步脫氮除磷的理想環(huán)境.然而由于我國城鎮(zhèn)污水C/N比低, 碳源不足的問題限制了好氧顆粒污泥工藝在處理實際城鎮(zhèn)污水時同步脫氮除磷的運行效果.目前已有研究證實在傳統(tǒng)(A/O)工藝的好氧段引入缺氧段可以富集一類兼有反硝化和除磷功能的微生物反硝化聚磷菌(denitrifying phosphorus-removing bacteria, DPAOs), 其細胞內(nèi)代謝作用與聚磷菌(poly-P bacteria, PAOs)相似, DPAOs可以以NOx--N為呼吸作用電子受體, 且無需在反硝化階段外加碳源, 適用于處理低碳氮比的城鎮(zhèn)污水.研究表明當好氧段中插入的缺氧段大于3時, 隨著分段數(shù)的增加, 脫氮效率增加不明顯, 費用卻線性增加, 因此從經(jīng)濟和實際操作的角度厭氧、好氧交替次數(shù)一般為3~4.然而現(xiàn)如今的研究中厭氧、好氧和缺氧多級交替時的曝氣段基本采用恒定曝氣, 在這種方式下前期溶解氧含量呈現(xiàn)規(guī)律性變化, 溶解氧濃度保持較平穩(wěn)的狀態(tài), 然而隨著氨氮氧化完全, 后期好氧段溶解氧含量逐漸升高, 長時間保持較大曝氣量將不利于DPAOs的積累, 同時造成污水處理廠能耗的浪費.因此, 合理調(diào)節(jié)間歇曝氣工藝好氧段曝氣量有利于維持好氧顆粒污泥的穩(wěn)定性同時提高同步硝化反硝化除磷(SNDPR)效率.
本研究設置3組SBR反應器, 其中一組采用單級厭氧/好氧的運行方式作為對照, 剩余兩組分別采用三級A/O恒定曝氣和梯度曝氣的運行方式, 對比3組反應器的啟動和穩(wěn)定運行情況, 探討了好氧顆粒特性、反應器性能和胞外聚合物(EPS)等, 以期為好氧顆粒污泥的SNDPR系統(tǒng)提供一種更為合理的運行方式和曝氣方式.
1 材料與方法
1.1 實驗裝置與運行方法
本實驗采用3套相同的實驗室規(guī)模有機玻璃好氧顆粒序批式反應器R1、R2和R3, 其工作體積為20 L, 內(nèi)徑為18 cm, 有效高度為80 cm.每個循環(huán)周期的容積交換率為60%.通過底部曝氣柄向反應器內(nèi)注入空氣, 轉(zhuǎn)子流量計控制曝氣量大小.
3套反應器均每天運行3個周期, 每周期8 h, 基于上述研究, 本文中厭(缺)氧、好氧的交替次數(shù)選擇3次, R1和R2均采用(A/O)3-SBR工藝運行(包括進水10 min、厭氧50 min、好氧100 min、缺氧50 min、好氧100 min、缺氧50 min、好氧100 min、沉淀3 min、出水10 min), 其中R1曝氣段采用曝氣量(L·min-1)梯度為0.80.50.2的曝氣方式, R2曝氣段采用曝氣量恒定為0.8 L·min-1的曝氣方式, R3采用單級(A/O)-SBR工藝運行(包括進水10 min、厭氧150 min、好氧300 min、沉淀3 min、出水10 min)作為對照, 其中好氧段曝氣量為0.8 L·min-1.R1中每個周期總曝氣量為150 L左右, 而R2和R3中每周期總曝氣量為240 L左右.均由時控開關自動控制.具體聯(lián)系污水寶或參見http://szhmdq.com更多相關技術文檔。
1.2 接種污泥與實驗用水
反應器接種北京市某污水處理廠二沉池回流絮狀污泥, R1、R2和R3初始混合液懸浮污泥(MLSS)分別為3 150、3 220和3 040 mg·L-1.
本實驗用水為北京市某家屬區(qū)化糞池污水, 各項水質(zhì)指標見表 1.
表 1 生活污水水質(zhì)/mg·L-1
1.3 分析項目與檢測方法
每個反應器的出水進行采樣, 檢測碳、氮和磷的濃度, 其中化學需氧量(COD)和總磷(TP)測定采用5B-3B型COD多參數(shù)快速測定儀, 氨氮(NH4+-N)測定采用納氏試劑光度法, 亞硝酸鹽氮(NO2--N)測定采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法, 硝酸鹽氮(NO3--N)測定采用紫外分光光度法.pH、溶解氧(DO)與氧化還原電位(ORP)監(jiān)測采用WTW多參數(shù)測定儀.MLSS按照稱重法測定.顆粒粒徑采用Mastersize 2000型激光粒度儀測定.顆粒形態(tài)采用OLYMPUS體視顯微鏡觀察.胞外聚合物中蛋白質(zhì)(PN)采用lowry法測定, 多糖(PS)采用蒽酮硫酸法測定.
本實驗中同步硝化反硝化(SND)率、厭氧段被PAOs和GAOs儲存為內(nèi)碳源的COD量占總消耗COD的比例(CODin, %)[14]計算方法如下：
式中, ΔNO2-、ΔNO3-和ΔNH4+分別為每個好氧段亞氮、硝氮和氨氮濃度變化量之和, mg·L-1; ΔCODan、ΔNO2 an-和ΔNO3 an-分別為厭氧段COD、亞氮和硝氮變化量, mg·L-1, 1.71和2.86分別為異養(yǎng)菌反硝化單位質(zhì)量濃度亞氮和硝氮所消耗的COD量(以N/COD計), mg·mg-1.
1.4 批次實驗
分別取3組SBR反應器在穩(wěn)定運行階段的好氧顆粒污泥進行燒杯實驗, 計算系統(tǒng)中DPAOs占PAOs的比例.實驗方法為：分別取R1、R2和R3反應器中周期結(jié)束時的泥水混合液1 000 mL, 將污泥清洗去除上清液后定容至1 000 mL, 加入丙酸鈉使其COD濃度為300 mg·L-1, 在室溫下進行實驗, 保持厭氧條件釋磷120 min后, 再次清洗污泥后均分為兩份, 分別加入等量的水定容至500 mL, 加入磷酸二氫鉀使其磷濃度與厭氧末端相同, 其中一份加入一定量的硝酸鉀溶液, 另一份曝氣使溶解氧濃度保持3mg·L-1左右, 分別運行180 min, 測量其缺氧和好氧階段的磷濃度變化, 計算出最大缺氧吸磷速率與好氧吸磷速率, 兩者的比值即為反硝化聚磷菌在聚磷菌中所占的比例.
2 結(jié)果與討論2.1 不同運行條件下污泥特性
分別取R1、R2和R3培養(yǎng)80 d的成熟好氧顆粒污泥測其粒徑分布, 如圖 1可以看出, R1粒徑明顯較R2和R3小, 且其顆粒直徑在600~800 μm占比最高為38.09%, R1、R2和R3的平均粒徑分別為727.368、815.072和895.041 μm, 可能是由于厭氧、好氧和缺氧多次交替的運行方式較單次厭(缺)氧、好氧的運行方式更有利于生長緩慢的微生物生長, 因此R1和R2粒徑略小; 并且R1采用梯度曝氣的方式, 溶解氧濃度逐級降低, 導致R1反應器中培養(yǎng)的顆粒粒徑較小.但由運行期間污染物去除效果可以看出, R1中顆粒污泥處理效果最好, 分析原因, 隨著顆粒尺寸的增大, 顆粒污泥的傳質(zhì)成為影響處理性能的重要因素, 由于傳質(zhì)限制, 大顆粒內(nèi)部生物量可能無法獲得足夠的底物, 影響脫氮除磷性能.
圖 1 不同運行方式下污泥粒徑分布及顆粒形態(tài)
由圖 1也可看出, R1中培養(yǎng)的顆粒小而密實; R2和R3中的顆粒稍大但結(jié)構較為松散, 可能是由于大顆粒內(nèi)部長時間處于貧營養(yǎng)狀態(tài)使其死細胞增多造成的.
2.2 AGS系統(tǒng)脫氮除磷性能變化
眾所周知, 溶解氧濃度變化是影響N和P去除的重要因素, 因此本實驗采用R1、R2和R3這3個SBR反應器, 通過對比得到不同的運行方式對脫氮除磷的影響.
整個運行過程中生活污水好氧顆粒污泥對C、N和P的去除性能如圖 2所示.由圖 2(a)可看出, 盡管城市生活污水COD濃度波動較大, 但R1、R2與R3的COD出水均可穩(wěn)定在50 mg·L-1以下, 去除率均達到85%以上, 符合《城鎮(zhèn)生活污水廠污染物排放標準》(GB 18918-2002)一級A標準, 表明3種運行方式下均有較高的有機物去除能力, 這是由于原水的碳氮比較低, 在厭氧或缺氧段大部分易降解有機物均已被利用, 因此, 運行和曝氣方式對COD的去除影響較小.如圖 2(b)和2(c)所示, R1、R2與R3對TN和TP的去除有較明顯差異.在顆粒化初期, R1中N和P的去除率較低, 分析原因, R2和R3由于運行過程中采用較大曝氣量, 使其在運行周期內(nèi)好氧段溶解氧含量保持在較高水平, 有研究表明, 溶解氧較高可以加快活性污泥顆�；M程, 同時形成的顆粒粒徑較大, 因此R2和R3較R1更早形成微小顆粒, 使其在運行初期對有機物有更高的去除能力.隨著運行時間的延長, R1反應器即間歇梯度曝氣的運行方式逐漸表現(xiàn)出較明顯的優(yōu)勢, TN和TP的去除率均較高.最終, R1、R2和R3對COD去除率分別達到88.68%、89.05%和88.96%, 對TN的去除率分別達到76.97%、71.99%和64.92%, 對TP的去除率分別達到96.28%、85.05%和78.97%.值得一提的是, R1反應器在運行50 d時反應器底部曝氣盤損壞導致顆粒污泥厭氧反應1 d, 從而使出水C、N和P濃度分別為80.73、30.68和6.328mg·L-1, 然而經(jīng)過3 d后基本恢復至原來水平.
圖 2 運行期間C、N和P濃度變化
2.3 不同運行條件下典型周期實驗
R1、R2與R3反應器在顆粒穩(wěn)定期時一個周期內(nèi)C、N和P濃度變化如圖 3(a)~3(c).反應器厭氧段進水后, 微生物通過糖原酵解合成PHA, 使COD含量顯著降低, 由于三組反應器中上一個周期殘存的NOx--N均由于進水稀釋作用濃度較低, 因此大部分COD被微生物進行胞內(nèi)儲存, R1、R2和R3中CODin分別為94.11%、92.36%和85.85%, 可見R1中顆粒污泥胞內(nèi)聚合物較多, 這與其粒徑較小有關, 并且R1反應器中上一周期殘留的NOx--N濃度較低, 從而減少了下一周期因外源反硝化消耗COD, 從而使內(nèi)碳源儲存量較高.由于實際生活污水COD含量低且水質(zhì)復雜, R1、R2和R3反應器在厭氧末期TP濃度均較低, 分別為10.428、9.758和9.132 mg·L-1.厭氧末期釋磷量有所不同, 分別為6.524、6.188和4.894 mg·L-1, 有研究表明, 釋磷量被認為與COD的攝取效率有關, 同樣也可看出R1中COD儲存量較大; 隨后三組反應器均進入好氧段, 由于硝化作用, NH4+-N濃度降低, NO3--N濃度升高, 硝化過程中均沒有出現(xiàn)NO2--N積累現(xiàn)象.由圖 3可以看出, R3反應器由于沒有后續(xù)缺氧段的設置, 氮損失由好氧段同步硝化反硝化反應造成, 最終仍有較多硝氮積累, 出水硝氮含量達到14.09 mg·L-1, 同時由于NO3--N積累對吸磷反應的抑制作用使出水TP濃度達到1.326 mg·L-1.R1和R2在第一好氧段結(jié)束時NO3ˉ-N濃度分別為11.13 mg·L-1和10.49 mg·L-1, TP濃度分別為3.180 mg·L-1和3.176 mg·L-1, R1和R2中好氧產(chǎn)生的NOx--N可為其隨后缺氧段提供反硝化和反硝化除磷受體, 如此交替.如圖 3(a)和3(b)可以看出, 第二、三缺氧段R1和R2中TP濃度均隨著NO3ˉ-N濃度的降低而有所下降, 可以推測DPAOs利用NO3--N為受體發(fā)生了反硝化吸磷作用, 并且計算可得R1與R2中缺氧吸磷量占總吸磷量的比值分別為21.47%和20.5%;第二、三好氧段R1中NOx--N的產(chǎn)生量明顯小于R2, 計算得知R1與R2好氧段SND率分別為39.66%和33.76%, 這是由于R1采用梯度曝氣策略, 前期采用較大曝氣量, 后期好氧段逐級降曝, 既滿足了在富營養(yǎng)期所需要的溶解氧濃度和水力剪切力, 同時增大了同步硝化反硝化效率, 提高了去除污染物的能力, 還可以達到節(jié)約能耗的目的.
圖 3 運行期間典型周期內(nèi)C、N、P和DO、pH、ORP變化情況
R1、R2與R3反應器在顆粒穩(wěn)定期時一個周期內(nèi)DO濃度、pH值和ORP變化情況如圖 3(d)~3(f).由圖 3溶解氧變化曲線可以看出, R1、R2和R3在反應后期均出現(xiàn)溶解氧陡升現(xiàn)象, 分別出現(xiàn)在第430、415和375 min, R1出現(xiàn)拐點時間最晚, 表明間歇梯度曝氣方式下NH4+-N最晚消耗完畢, 這在保證了氨氮去除率的同時充分體現(xiàn)節(jié)能的理念.由圖 3中pH變化曲線可以看出, 3個反應器在周期內(nèi)pH基本穩(wěn)定在7.5~8.5范圍內(nèi), 均有利于硝化菌與反硝化菌的生存, 由于R1和R2采用間歇曝氣系統(tǒng), 硝化與反硝化反應交替發(fā)生, 有研究表明硝化反應過程中消耗的堿度可由反硝化反應產(chǎn)生的堿度補充, 從而使pH值得到穩(wěn)定, 因此其pH變化范圍較R3窄, 而R1梯度曝氣的方式, 同步硝化反硝化效率高, pH變化(ΔpH=0.707)較R2中pH變化(ΔpH=0.782)更加平穩(wěn).3組反應器在反應后期均出現(xiàn)pH值上升現(xiàn)象, 這與DO曲線在反應后期出現(xiàn)的特征點相一致, 共同指示硝化反應的結(jié)束.由圖 3中ORP曲線可以看出, 3組反應器ORP在進水階段均不斷下降, 此時碳源充足, 反應器內(nèi)發(fā)生反硝化反應, NO3--N不斷減少, ORP均迅速下降, 有研究表明, 磷的釋放和低ORP之間有較好的線性關系, 釋磷能力隨ORP的降低而增強[23].由ORP變化曲線圖可以較明顯看出, 厭氧段R1反應器ORP最低, R2次之, R3最高, 這與上述各反應器釋磷量大小相符.
2.4 不同運行條件下AGS的胞外聚合物含量變化
EPS對好氧顆粒結(jié)構的構建和維持起著至關重要的作用.不同運行條件下好氧顆粒分泌的EPS含量見圖 4所示, EPS含量被認為是蛋白質(zhì)和多糖的總和, R1、R2和R3反應器中EPS含量均隨好氧顆粒污泥顆�；潭认葴p少后逐漸增加, 最終顆粒穩(wěn)定時期EPS含量(以VSS計)分別為103.97、92.22和76.98 mg·g-1.分析原因, 據(jù)報道, 絮狀污泥的EPS釋放量高于顆粒污泥, 因此, 分別接種絮狀污泥至3組SBR反應器后, 隨著運行條件的改變及顆�；焖龠M行, 前期均出現(xiàn)EPS含量減少現(xiàn)象.顆粒在厭氧、好氧環(huán)境下多次交替運行, 可能會刺激微生物分泌更多的胞外聚合物來抵御環(huán)境的不斷變化, 導致R1與R2中EPS含量較高, 并且He等的研究表明, 當水力剪切力較小時, 好氧顆粒污泥大量分泌EPS以維持顆粒的穩(wěn)定性, 這可能是R1中EPS含量略高的原因.
圖 4 不同運行條件下PS、PN及PN/PS的變化
有研究表明EPS的急劇增加, 尤其是PN含量的增加有利于好氧顆粒污泥的長期穩(wěn)定運行, 生長速度較慢的微生物細胞表面的負電荷較低, 疏水性較高, 這使得不同微生物之間聚集斥力降低, 細胞更容易聚集在一起, 有利于維持顆粒結(jié)構的穩(wěn)定性, 據(jù)報道細胞表面疏水性與蛋白質(zhì)含量呈正相關關系, R1中蛋白質(zhì)含量較高更加印證了上述間歇梯度曝氣的方式有利于生長緩慢的微生物富集的想法.由圖 4也可以看出, 多糖含量在好氧顆粒污泥顆�；^程中沒有出現(xiàn)明顯變化, 這與張麗麗等的研究結(jié)果類似.R1、R2和R3中PN/PS值總體呈現(xiàn)上升趨勢, 在第70 d時, R1、R2和R3中PN/PS值分別上升至6.31、5.63和4.83, 這是3組反應器均能穩(wěn)定運行的重要原因.
2.5 不同運行條件下AGS中反硝化聚磷菌的數(shù)量
有研究表明, 通過DPAOs去除的磷酸鹽對TP的去除貢獻可以根據(jù)缺氧磷酸鹽吸收速率(qpa)與好氧磷酸鹽吸收速率(qpo)的比值來計算.
如圖 5所示, 由反硝化聚磷菌占比批次實驗可知, 3組反應器均出現(xiàn)缺氧吸磷現(xiàn)象, 但不同運行方式對于吸磷速率有較大影響.由表 2計算結(jié)果可知, R1、R2和R3系統(tǒng)中反硝化聚磷菌占聚磷菌的比例分別約為25.52%、19.60%和12.77%, 對比上述R1與R2周期實驗污染物濃度變化曲線可以發(fā)現(xiàn), 其DPAOs所占的比例與缺氧吸磷量占總吸磷量的比值相近.上述結(jié)果說明了采用(A/O)3-SBR模式較(A/O)-SBR更有利于DPAOs的富集, 并且可以看出, 采用梯度曝氣的R1反應器中反硝化聚磷菌數(shù)量略高于采用恒定曝氣的R2反應器.
三角形表示相對應曲線最大斜率, 即最大缺氧或好氧吸磷速率, 三角形斜邊表示最大斜率走勢, 即第一個點與第二個點的連線
圖 5 不同運行條件下DPAOs占PAOs的比例
表 2 R1、R2和R3中最大缺氧與好氧吸磷速率及其比值
3 結(jié)論
(1) 在(A/O)3-SBR梯度曝氣、(A/O)3-SBR恒定曝氣和傳統(tǒng)的(A/O)-SBR方式下均能培養(yǎng)出性能穩(wěn)定的好氧顆粒污泥, 而間歇梯度曝氣的方式對TN和TP的去除略好, 第80 d時, 去除率分別達到76.97%和96.28%, 并且梯度曝氣的方式可以節(jié)省約37.5%的曝氣量.
(2) R1、R2和R3在相同的進水條件下, R1中成熟的好氧顆粒污泥粒徑較小且結(jié)構密實, 同時R1中厭氧段CODin較高, 表明間歇梯度曝氣的方式更有利于厭氧段微生物對碳源的儲存.
(3) R1、R2、R3顆粒穩(wěn)定時期EPS含量(以VSS計)分別為103.97、92.22和76.98 mg·g-1, R1中顆粒疏水性最高, 其PN/PS高達6.31.
(4) 3組SBR反應器在顆粒穩(wěn)定期DPAOs占比分別為25.52%、19.60%和12.77%, 表明厭氧、好氧、缺氧多次交替的運行模式更有利于反硝化聚磷菌的生長.(來源：北京工業(yè)大學建筑工程學院水質(zhì)科學與水環(huán)境恢復工程北京市重點實驗室)
