2020, Vol. 11引用本文 |
| SBR中混合接种不同储存方式的好氧颗粒污泥的恢复 |  [PDF全文] |
好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge, AGS)是微生物在特定条件下自发凝聚、增殖而形成的颗粒状生物聚集体[1], 得益于其致密的结构、良好的沉降性能、高耐毒性以及多重生物功效等优点[2-3], 已经被大量研究者认为是极具工程化前景的新一代废水生物处理技术。在近三十年的发展过程中, AGS技术历经了"小试反应器→中试示范工程→实际工程"三步发展过程, 目前正处于小范围的工程应用化阶段[4-6]。有限的工程实践结果表明AGS技术确实可显著降低土建及运行费用[7]。然而, AGS苛刻的形成条件大大阻碍了技术的持续发展。针对AGS形成时间较长这一问题, 除研究者们提出了一些快速培养策略外[8], 利用储存后的AGS的快速恢复来实现反应器的快速启动为缩短好氧颗粒化进程提供了一种新思路。目前, AGS的储存恢复主要使用单一类型的AGS, 而混合不同储存类型的AGS的恢复研究很少报道。
为克服实际工程中工艺检修、闲置或停运过程对AGS稳定性的冲击, 一些研究者对AGS的储存再利用效果进行了探索。但无论是"原位储存"[9-10]亦或是"异位储存"均会造成AGS理化性质的下降。从AGS的商品化流通的角度考虑, "异位储存"显然是更好的选择。研究者们发现, "异位湿式储存" 21天的AGS理化性质便出现了明显的下降[11], 而若储存时间长达8个月以上, AGS的比耗氧速率(specific oxygen uptake rate, SOUR)几乎降为0, 表明储存的AGS基本丧失生物活性, 但重新曝气后10天内便恢复了微生物活性[12]。赵珏等[13]对比湿式敞开和密闭条件下的AGS, 发现存储后SOUR均下降75%以上, 重新曝气后12天成功实现稳定性恢复。此外, 研究表明储存过程中由于AGS的内源呼吸作用出现了明显的气液固三相物质迁移转化[14-15], 为抑制内源呼吸作用, 研究者们开始探究"异位干式储存"AGS的效果。Cheng等[16]、赵珏等[17]、张立楠等[18]提出的琼脂包埋干式储存方案具有操作简单、易于观察污泥形貌等优点, 且实际废水下琼脂包埋的AGS仅需12天便可实现结构与功能的恢复[16]。在恢复过程中, 成熟AGS的形成往往伴随着大量排泥, 只有当沉淀时间＜5 min时, 反应器内AGS才能处于主导地位[19]。这也就导致了慢速增长的硝化细菌难于富集[20], 进而导致反应器的硝化或脱氮能力不佳。陈垚等[21]发现经过低温储存的高盐AGS恢复后对氨氮的去除率仅为62.58%, 远低于储存前的硝化能力。Gao等[22]采用多种方法对AGS进行储存, 但恢复的颗粒污泥脱氮效果依旧不佳, 在氨氮浓度为15~20 mg/L时, 去除率也仅为85%。Yuan等[23]将恢复的AGS置于氨氮浓度在15~80 mg/L之间的4个反应器中, 随着氨氮浓度增加, 去除率由85%降低至30%左右。此外, 徐颖等[24]及杨曦等[25]的研究中均出现了硝化能力不强的现象。
与接种絮状污泥培养AGS耗时一个月相比, 经过储存后的AGS重新曝气后均可在短时间内成功恢复[12-13], 表明AGS的储存及恢复技术具有良好的应用潜力。为实现AGS资源的有效利用, 作者已分别开展了异养AGS的湿式[13]及干式[16-18]储存研究, 亦正在进行自养硝化颗粒污泥(autotrophic nitrifying granular sludge, ANGS)的干式及湿式储存研究, 并发现储存过程中ANGS中硝化细菌的衰亡速度要明显慢于异养AGS[26], 这表明储存后的ANGS仍可提供一定数量的硝化细菌。相比于目前绝大多数研究中接种的单一来源的储存AGS, 混合接种恢复可以增加菌群的多样性, 尤其是增加硝化细菌的比例, 理论上可以快速提高反应器的脱氮效率。故本研究在常温湿式储存2年、1年的AGS中接种部分干式储存5个月的自养硝化颗粒污泥进行混合恢复, 并考察恢复过程添加部分硝化颗粒污泥对反应器脱氮效果的影响, 以期为AGS的工程化提供技术支持。
1 材料与方法 1.1 AGS的储存湿式储存为取反应器内成熟AGS泥水混合物, 待完全沉降后去掉上清液, 用自来水将其清洗3遍后转移至塑料桶中, 并将其置于室内储存。干式储存为将ANGS的混合液通过0.3 mm筛网筛分后, 收集0.3 mm筛网以上的ANGS并用自来水洗涤3次。然后在80 ℃以下将ANGS包埋于3.0%的琼脂溶液中, 置于2个2 L的烧杯中, 其中琼脂块中的ANGS浓度约为13 g/L, 待其凝固后将其转移至常温干燥条件下储存。
1.2 接种污泥为增加菌种多样性并保证足够的接种污泥量, 本实验接种污泥共3种, 分别为湿式储存2年的AGS、湿式储存1年的AGS和干式储存5个月的自养硝化颗粒污泥, 各部分接种污泥量分别约占总接种泥量的34%、47%和19%。接种的颗粒污泥形态表现各异。经过2年储存的AGS可以明显观察到厌氧内核, 颗粒结构松散, 基本呈现破碎状。储存1年的AGS可以观察到部分颗粒污泥出现明显变黑, 但结构依旧保持致密, 保留了基本的颗粒污泥的形状。干式储存5个月的ANGS颜色没有明显变化, 依旧呈现亮黄色, 颗粒结构致密, 但可以观察到颗粒污泥表面变得粗糙。
1.3 装置及运行方式恢复用SBR的有效容积55.39 L(内径19.8 cm, 有效高度180 cm), 换水率为60%。反应器运行周期时长为6 h, 反应器运行模式见表 1。根据污泥的具体情况, 对反应器的运行情况进行人工调控, 从而实现反应器平稳运行。反应器运行温度为室温, 压缩空气由空气泵所附带的微孔曝气器分散后从反应器底部进入, 提供约1.2 cm/s的表观上升气速。每次排水时利用标准筛(1.43 mm以上)对出流液进行筛分, 将筛上截留污泥收集后回流至反应器。
| 表 1 反应器运行模式 Table 1 Reactor operating modes |
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1.4 进水水质
试验进水均采用人工配置的模拟污水, 其中主要的碳、氮、磷3种元素分别由工业级的乙酸钠、氯化铵、磷酸二氢钾提供, 分析纯硫酸铁、七水合硫酸镁和氯化钙分别提供常量元素Fe3+、Mg2+、Ca2+, 具体见龙焙等[27]推荐的配方。进水COD浓度为600 mg/L, 氨氮浓度为60 mg/L。C:N:P=100:10:1, COD容积负荷为2.4 kg/(m3·d), 氨氮容积负荷为0.18 kg/(m3·d)。
1.5 分析项目及测试方法按照国家标准分析方法[28]测定SV、SVI、MLSS、MLVSS、氨氮和亚硝态氮等常规指标;硝态氮的测定则采用麝香草酚分光光度法;总无机氮(total inorganic nitrogen, TIN)为氨氮、亚硝态氮及硝态氮三者之和;颗粒污泥形态变化采用数码相机与倒置双目显微镜(NIB-100)记录;采用湿筛法测定颗粒化率及平均粒径, 其中粒径>0.3 mm的定义为颗粒污泥, 而平均粒径则由质量分布曲线计算得到。污泥的胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)采用超声+热提取法, 其余指标的测定方法如多糖(PS)、蛋白质(PN)以及扫描电镜(scanning electron microscope, SEM)等均参考Long等[29]推荐的方法。
2 结果与讨论 2.1 恢复过程中污泥形态变化第3天时反应器内能明显观察到颗粒污泥的破碎(图 1), 此时反应内可以明显观察到破碎的片状颗粒污泥, 且颗粒结构松散。此后, 这些颗粒碎片不断生长, 结构逐渐趋于密实, 但颗粒表面粗糙的情况并未改变。因此, 为了提高水力剪切力和产生明显的贫富氧差距, 在19天时将运行模式调整为长时间曝气。最终, 部分未破碎或较大的碎片状颗粒污泥逐渐转化为球状, 剩余大部分转变为不规则长条状成熟颗粒污泥。通过SEM观察恢复42天的AGS的微观结构, 恢复后的AGS结构致密、内部富集大量的球菌和杆菌, 同时亦能观察到微生物周围的大量惰性物质。
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| 图 1 储存及恢复过程中污泥形态变化 Fig. 1 Changes in sludge morphology during storage and recovery |
2.2 恢复过程中污泥理化性质变化
1)污泥沉降性能。SVI整体呈现下降趋势(57.53~39.18 mg/L, 图 2(a)), 19天左右出现短暂上升, 推测是由于改变了运行条件导致的。SV30/SV5的变化基本保持在0.95~1.00之间。结合在恢复过程中污泥形态的变化表明AGS具有良好的沉降性能, 同时亦表明长期的湿式、干式储存对AGS的沉降性能并无负面影响。
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| 图 2 恢复过程中AGS的理化性质变化 Fig. 2 Changes in the physical and chemical properties of AGS during recovery |
2)MLSS和MLVSS/MLSS。恢复的前22天MLSS整体呈现增长趋势(4.85~10.51 g/L, 图 2(b)), 相比于启动时污泥量增加了1倍以上。推测是由于经过长时间的基质匮乏的饥饿期, 微生物在重新获得基质的条件下开始大量繁殖。此后, 为防止污泥量过大而导致的传质效率降低, 故在28天时将沉降时间缩短至2 min, 导致MLSS开始降低。45天开始, MLSS基本维持在5.0 g/L左右。MLVSS/MLSS整体呈现上升趋势(0.6~0.75), 表明在恢复过程中有明显增殖。28天后MLVSS/MLSS趋于平缓, 维持在0.7~0.76之间。
3)EPS及PN/PS。在恢复的前25天内, EPS含量呈现上升趋势(15.05~38.36 mg/g MLSS, 图 2(c)), 随后逐渐趋于稳定(32.59~39.74 mg/g MLSS), 推测主要是经过长期基质匮乏的阶段后, 微生物大量增殖导致EPS的快速增长, 这与He等[30]的研究结果一致。PN/PS在前9天呈现上升趋势, 随后便呈现下降趋势, 推测主要是由于恢复初期储存颗粒裂解与微生物大量增殖导致的。此后, 由于在水力剪切力的作用下, 微生物不断聚集以使自身留在反应器内, 故PS含量的快速增加, 最终PN/PS稳定在0.55左右, 而颗粒污泥亦逐渐趋于成熟。PN/PS的变化亦表明在恢复的颗粒化过程中, PS起着至关重要的作用[31]。
4)颗粒化率及平均粒径。在恢复的初期反应器内的颗粒化率出现明显下降(图 2(d)), 在第5天时达到最小值80.92%。这主要是经过长期储存的颗粒污泥较脆弱, 在曝气条件下出现部分破碎、解体所致。此后, 反应器内颗粒化率不断升高, 在21天时颗粒化率首次突破90%, 最终稳定在96%左右。平均粒径在前23天内呈现明显的上升趋势(0.61~0.93 mm), 28天后平均粒径出现明显下降, 推测是由于在缩短沉降时间, 大量排泥所致。随后平均粒径不断上升, 44天时达到1.12 mm。
5)恢复前后SOUR。经过长达两年与一年湿式储存过程的AGS的SOUR均为0, 表明AGS基本丧失生物活性, 这与Xu等[11]的研究结果基本一致。而经过5个月干式储存的ANGS则保存一定的生物活性, SOUR为2.76 mgO2· (g MLSS·h)-1。而经过49天的稳定运行后, AGS的SOUR提升至27.40 mgO2/(g MLSS·h), 其中SOURH与SOURN分别为20.44 mgO2/(g MLSS·h)和5.96 mgO2/(g MLSS·h), 表明长期运行过程中AGS的中的异养菌与自养菌的活性均得到了明显提升。这也与运行过程中污染物去除效果不断升高相对应。
2.3 反应器对污染物的去除效果1)COD去除。整个恢复过程中出水COD整体呈现减小趋势(364.9~9.48 mg/L, 图 3(a)), 最终稳定在10 mg/L左右。恢复过程中COD的去除率整体呈现增大趋势, 19天时COD去除率首次超过90%, 此后, COD去除率稳定在90%以上。
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| 图 3 反应器对污染物去除效果 Fig. 3 Removal of pollutants by the reactor |
2)脱氮效果。出水氨氮整体呈现下降趋势(图 3(b)), 并在13天时去除率超过90%以上。出水亚硝态氮在前19天出现明显积累(0.28~22.25 mg/L), 并成为出水TIN的主要贡献者, 推测主要是由于A/O交替的运行模式及高FA抑制了NOB的活性, 有利于亚硝态氮积累。而在第19天调整运行模式后, 由于曝气量的增加, 出水亚硝态氮迅速降低, 与此同时, 出水硝态氮(21.17~28.62 mg/L)逐渐取代亚硝态氮成为TIN的贡献者, 推测主要是由于全程曝气提供的充足DO使得硝化反应得以完全进行, 而硝化反应所带来的pH下降也在一定程度上解除了FA对NOB的抑制[32-33]。恢复过程中, 氨氮去除率迅速增大(26.30%~99.61%), 在9天之内去除率上升至90%以上。TIN去除率整体呈现增大趋势(22.55%~62.81%, 图 3(c)), 反应器表现一定的单级脱氮效果。推测主要由两方面的原因:前19天AGS粒径较小, 总氮去除率逐渐增大主要是由于交替曝气模式下有利于提高AGS的同步硝化反硝化(simultaneous nitrification and denitrification, SND)效果, 这与其他研究者[34-36]的结论一致;而19天后伴随着AGS逐渐成熟, 得益于粒径增大构建出稳定的层状结构, 为不同功能菌的分区定殖提供了场所[37]。改变运行模式后TIN去除率变化不大, 故认为是AGS内的微环境导致了SND的发生。
3 混合污泥的长期储存与恢复机理分析根据课题组之前储存恢复方面的研究表明, 在湿式储存与干式储存的过程中颗粒污泥的理化性质均有不同程度的下降[15-17, 38], 且储存时间越长, 理化性质下降越明显。重新开始曝气与添加基质后, 异养及自养微生物由于获得了足够的溶解氧及基质后开始大量增殖。并由于颗粒污泥的骨架依旧完整, 为其他微生物的增殖提供了附着场所[13, 16-17]。COD去除效果可在19天内达到90%以上, 氨氮去除效果仅需15天便可达到90%以上, 表明短时间内便实现硝化细菌的富集。同时, 迅速增殖的微生物分泌的EPS提供类似"生物胶水"的作用[39], 使得混合污泥在21天时颗粒化率达到90%以上。结合理化性质的变化, 可认为在经过长期储存的混合污泥在21天便恢复成功(图 4)。与常规接种絮状污泥培养需要一个月以上相比, 具有明显的优势。因此, 经过长时间储存的富含不同功能菌的混合颗粒污泥可在短时间内实现恢复, 且明显可缓解由于排泥量过大导致的世代时间较长的硝化细菌难以富集的问题。为后期AGS的工程化应用提供理论支持。
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| 图 4 储存和恢复过程中颗粒污泥的稳定性机制 Fig. 4 Stability mechanism of granular sludge during storage and recovery |
4 结论与建议
1)恢复过程中污泥的沉降性能变化不大, SV30/SV5变化小于10%。SVI的下降(57.53~39.18 mg/L)与颗粒逐渐密实相对应。MLSS(4.85~10.51 g/L)与MLVSS/MLSS(0.6~0.75)的迅速增加表明恢复过程中微生物出现了明显的增殖, 而与之对应的EPS(15.05~38.36 mg/g MLSS)的迅速增加亦为颗粒化率(80.92%~97.60%)和平均粒径(0.61~1.12 mm)的增长提供了基础。
2)重新曝气后, 反应器对污染物去除效果逐渐增加。COD去除率在19天后基本稳定在90%以上, 氨氮去除率也在15天后基本稳定在90%以上, TIN去除率(22.55%~62.81%)也表现出明显增长。恢复前期出现了明显的亚硝态氮积累(0.28~22.25 mg/L), 而当反应器由A/O交替变为全程曝气后, 硝态氮迅速成为TIN的主要贡献者。
3)经过长时间储存的AGS稳定性出现了明显下降, 在恢复过程中颗粒污泥亦出现明显解体现象。但储存后的颗粒污泥保留了基本骨架, 这也为曝气后迅速增殖的微生物提供了附着场所。结合混合污泥的理化性质, 可认为21天时便实现了结构和功能的恢复。而混合污泥系统良好的脱氮能力亦表明恢复过程中投加部分ANGS有利于硝化细菌的富集。限于篇幅, 本文未能定量区分各接种AGS所发挥的骨架作用, 后续工作将针对这一问题进行深入研究。
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