以脫水污泥為接種污泥促進好氧污泥顆粒化

王良杰,湛含輝,孫 璨 (中國礦業大學環境與測繪學院,江蘇 徐州 221116)

以脫水污泥為接種污泥促進好氧污泥顆粒化

王良杰,湛含輝*,孫 璨 (中國礦業大學環境與測繪學院,江蘇 徐州 221116)

以脫水造粒形成的物理顆粒污泥為接種污泥,明顯提高了好氧污泥顆粒化速度.研究結果表明： 在第 20d,接種物理顆粒污泥的 R2中 90%以上的污泥粒徑即大于 0.2mm,而接種絮狀污泥的 R1中只有 26.7%.顆粒化過程中,接種物理顆粒污泥的 R2中 SVI始終小于80mL/g沉降性能良好,第25d時污泥濃度為6300mg/L,而R1為3200mg/L.脫水過程未對污泥活性造成明顯影響,培養期間兩者COD去除率均大于90%,但培養后期R2中TN的去除率約為70%,明顯優于R1的55%,其主要原因為R2中的污泥粒徑大于R1.經過5d的曝氣剪切后仍有39.8%的物理顆粒污泥大于0.2mm, 為顆粒化提供了大量誘導核,同時物理顆粒污泥內部營養傳輸孔道的形成與EPS的內源消化和反硝化產氣有關.

好氧顆粒化；物理顆粒污泥；誘導核；EPS內源消化

污泥顆粒化技術具有剩余污泥排放量少,對污泥沉降系統要求低,可在高容積負荷下降解高濃度有機廢水,所需占地面積小,能實現同時硝化反硝化等特點,因而在污水處理工藝中受到普遍關注[1-3].

但好氧顆粒污泥的形成過程復雜,影響因素多.近年來,有大量關于促進好氧污泥顆粒化的研究.Liu等[4]根據多種顆粒化模型,提出污泥顆粒化可分為四個過程,包括：微生物與微生物或非生物顆粒接觸;在物理化學作用力(范德華力靜電力,疏水作用)下發生穩定附著;在微生物作用下發生不可逆附著;在水力作用下成形.微生物表面多由胞外聚合物(EPS)包裹,其橋聯黏結作用對于形成不可逆的附著有重要作用[5-8],但胞外聚合物表面因帶負電荷,會形成壁壘(雙電層,水化膜)阻礙EPS的橋聯粘結作用,即阻礙有效碰撞的發生.為增加有效碰撞,可采用添加多價金屬離子,如Ca2+、Al3+和Fe3+等,中和EPS表面的負電荷,減弱雙電層和降低水化膜來促進顆粒化[9-12];提高曝氣剪切力或反應器高徑比,可增加污泥動量來克服壁壘(雙電層,水化膜),可增大污泥間的碰

撞幾率[13-15].

而通過污泥脫水可讓污泥緊密接觸,直接克服雙電層斥力,擠壓水化膜,使EPS相互交錯充分發揮其橋聯粘結作用,同時脫水污泥可作為誘導核促進顆粒化.韓豐波以厭氧脫水污泥作為接種污泥快速培養出了生物活性良好的厭氧顆粒污泥[16],但污泥顆粒化不是簡單的顆粒聚團,涉及到復雜的生物作用,脫水后形成的顆粒并不是真正的顆粒污泥.本研究以新鮮好氧脫水污泥為接種污泥來促進好氧污泥顆粒化,通過粒徑分布、顆粒形態及活性、污泥濃度及沉降性來判斷其顆粒化效果.

1 材料與方法

1.1 接種污泥預處理

接種污泥取自徐州某污水處理站A/A/O工藝段好氧池污泥,過100目篩去除絲狀和大顆粒物后,作為試驗所用污泥.本試驗研究以脫水污泥為接種污泥來促進好氧污泥顆粒化,圖1為其脫水造粒過程.脫水污泥泥餅經篩網(孔徑 1.5mm)切割造粒后,稱其為物理顆粒污泥,含水率為81%.

圖1 脫水造粒過程Fig.1 The pretreatment process of seed sludge

1.2 實驗裝置及運行

設置兩組SBR(R1、R2)培養好氧顆粒污泥,柱高45cm,內徑8cm,有效容積2.0L.R1接種絮狀污泥,R2接種物理顆粒污泥,起始污泥濃度約3000mg/L.每個運行周期為 4h,包括 5min 的進水,3～8min的沉淀和 5min 出水,剩余時間為曝氣降解時間.進水和出水由蠕動泵完成,曝氣量為 2L/min.進水為模擬廢水,由 CH3COONa, NH4Cl, KH2PO4和自來水配制而成,表1為詳細參數.

表1 進水水質變化Table 1 The change of influent water

1.3 檢測分析

粒徑分布：濕式篩分法[17];完整系數：采用Tay等采用的方法[18];MLSS：重量法;COD：重鉻酸鉀法( GB11914-89);TN：堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法( GB11894-89);微生物相觀察：數碼相機及掃描電鏡;污泥中EPS的提取采用熱提取法,多糖和蛋白質的測定分別采用蒽酮法和修正的Lowry[19].

2 結果與討論

2.1 粒徑與形態變化

粒徑大于0.2mm的污泥可稱為好氧顆粒污泥[20],判斷好氧污泥實現顆粒化的方法,常用的有兩個：一是 90%以上的污泥顆粒徑大于0.2mm[21];二是SVI5/SVI30＞0.9[13],在此以前者為判斷依據,由圖2可知,以物理顆粒污泥為接種污泥,可在短時間內實現好氧污泥顆粒化,第 15d, R2中粒徑大于 0.2mm的顆粒已經達到 85.5%,而在第20d超過了90%,實現了好氧污泥快速顆粒化;而接種絮狀污泥的 R1,顆粒化速度緩慢,一直到第20d粒徑大于0.2mm的只為26.7%.但在20～30d的范圍內,R1中的污泥粒徑增長顯著,到第30d時,有85%左右的污泥粒徑大于0.2mm,基本實現顆粒化;R2中的顆粒污泥總量未發生明顯變化,但大于 1.5mm的顆粒污泥量,有明顯增加,說明經過長時間培養R1中污泥的粒徑逐步接近R2.R2接種的物理顆粒污泥初始粒徑為 1.5mm左右,到第5d時污泥粒徑全部小于1.5m,且只有39.8%的污泥粒徑大于 0.2mm,說明在曝氣剪切作用下,物理顆粒污泥破碎為絮體和小粒徑物理顆粒污泥.而到第10d時,雖然未出現大于1.5mm的顆粒,但此時粒徑大于0.2mm的污泥升到70%以上,而R1中只有10%左右,意味著破碎的物理顆粒污泥作為良好的誘導核供微生物附著生長,

加快污泥顆粒化.這與添加成熟好氧顆粒污泥促進顆粒化相似[21-22],兩者本身都為污泥聚集體,作為誘導核有很好的生物附著性.

圖2 粒徑分布Fig.2 Particulars size distribution

表2 好氧顆粒污泥特性Table 2 Characteristics of granules in two reactors

以物理顆粒污泥為接種污泥培養出的好氧顆粒污泥結接構密實,沉降性能良好.由表2可知,在15d和30d時,其與正常培養的好氧顆粒污泥的完整系數和含水率相近,但沉降速度差別明顯,主要是因為R2中的污泥顆粒粒徑大,而R1中的顆粒污泥隨著粒徑的增加,其含水率有明顯的降低,完整系數有所提高.說明以物理顆粒污泥接種培養出的好氧顆粒污泥與正常培養出的好氧顆粒污泥,物理性質相似.

由圖3可清晰地觀察到,物理顆粒污泥在顆粒化中經歷了一個特殊地變化過程.圖 3(a)為物理顆粒污泥初始形態,其顏色深;第5d時,顆粒破碎,顏色變淺;第 10d時,顏色進一步變淺,并出現大量顆粒污泥,其顏色明亮;第15d時,物理顆粒污泥消失,顆粒狀污泥全部為顏色明亮的污泥.特別是在第 10d,部分顆粒狀污泥出現一半顏色深一般顏色明亮的狀態,說明物理顆粒污泥作為誘導核時,是有活性的誘導核,除了供微生物附著外,其自身也在經歷一個過程轉變為成熟顆粒污泥.

圖3 顆粒化過程中物理顆粒污泥形態變化Fig.3 Morphologic change of physical granular sludge

2.2 沉降性與污泥濃度

圖4 SVI變化趨勢Fig.4 SVI profile

由圖4可知,接種物理顆粒污泥的R2可在顆粒化過程中一直保持較好的沉降性,其沉降性能一直優于R1,運行期間R1中的最高SVI為165mL/g,而R2為78mL/g,運行末期R1的SVI為50mL/g左右,R2約為90mL/g.運行初期,沉淀時間較長為 8min,此時污泥增長速度大于污泥流失速度,污泥濃度呈增長趨勢.隨著絮狀污泥的生長,在5～10d,R1-R2中SVI升高,污泥沉降性變差,為及時排走沉降性差的懸浮生長型污泥,為附著型生長的污泥提供良好的環境,在第8d,將沉降時間由8min縮短為3min.此時,R2中因物理顆粒污泥的存在,沉降性能良好,污泥未大量流失;R1的沉降性能差,污泥大量流失,污泥濃度急劇下降,在 15d后才出現增長趨勢.在快

速顆粒化的培養中,因采用短時間沉降來排掉懸浮生長型微生物,減少與附著生長型微生物的競爭,基本都會在運行初期出現污泥流失現象,但在后期會顯著增長[23-24].由圖 5可知,顆粒化期間,R2的污泥濃度從第8d開始就顯著高于R1,到第25d時,R2中的污泥濃度約6300mg/L,而R1只有3200mg/L左右.說明物理顆粒污泥,在顆粒化過程中,可保持良好的沉降性能,減少污泥流失,增加污泥濃度.

圖5 污泥濃度變化Fig.5 MLSS profile

2.3 生物活性

由圖6可知,運行初期,接種脫水污泥的R2,其COD去除率未明顯小于R1,說明脫水對污泥活性未造成明顯影響.韓豐波在以厭氧脫水污泥為接種污泥促進厭氧顆粒化時,也發現脫水未對厭氧污泥的活性有很大影響[16].由圖7可知,在運行后期R2的TN去除率明顯高于R1,R2近70%,而R1為55%左右,因為R2中的顆粒污泥多且粒徑大,可以限制氧的傳遞,為反硝化提供所需的缺氧環境,R2中的有6.8%的污泥大于1.0mm,而R1中沒有,而Wang等人[25]提到只有顆粒粒徑大于 1.0mm時,污泥內部的氧傳質才受明顯限制,形成較好的缺氧環境.而R2的COD去除率效果未明顯優于 R1,兩者的去除率都可達95%以上,雖然R2中污泥濃度高,但有機物在顆粒內部的傳遞受限,且由勞-麥方程可知,當有機物濃度低時,反應速率主要受限于有機物濃度,而不是微生物量.

圖6 COD去除效果Fig.6 COD removal performance

圖7 TN去除效果Fig.7 TN removal performance

2.4 TN去除效果對比

在第25d,將R1和R2中的污泥各等分成兩組,一組用于對比R1和R2在同MLSS(3000mg/L)時的TN去除效果(圖8(a)),以判斷污泥粒徑對脫氮效果的影響;另一組不做處理繼續培養觀察兩者粒徑、污泥濃度變化和溶解氧(DO)的變化,并在31d時,取兩者0.7～1.5mm之間的顆粒態污泥,在同MLSS(5000mg/L)下進行TN去除效果對比(圖8(b)).

結果表明,在相同 MLSS不同粒徑的情況下,R2的TN去除效果明顯優于R1,而同MLSS同粒徑范圍時 TN去除效果差別不大,表現為好氧顆粒污泥的脫氮效果與粒徑有關,安鵬等的試驗結果表明,在一定范圍內,顆粒越大脫氮效果越好,1.0～1.5mm范圍內的顆粒污泥脫氮效果要優于0.5～1.0mm和1.5mm以上的顆粒污泥[26].經過

31d的培養,R1中的污泥濃度與粒徑(圖2)一樣在逐步接近 R2,31d時 R2中的 MLSS達到4500mg/L左右,而R2只增長到6700mg/L左右(此數據未在圖 5中給出),綜上說明以物理顆粒污泥為接種污泥主要是加快了顆粒化進程;此時進水后2h測DO,R1為7.1mg/L,R2為6.3mg/L,雖然污泥濃度的不同導致兩者 DO有較明顯的差距,但DO濃度遠高于同步硝化反硝化所需的低DO濃度(＜4mg/L[27]),說明前期R2脫氮效果優于 R1主要是因為顆粒污泥粒徑較大,而 Bella等[28]研究也表明,在高 DO(7～8mg/L)的條件下,顆粒平均粒徑大于1.5mm的好氧顆粒污泥系統依然有良好的脫氮效果.

圖8 同MLSS不同粒徑和同MLSS同粒徑下脫氮效果Fig.8 Comparison of TN removal performance at both same and different granular sizes in the same MLSS concentration.

2.5 脫水污泥顆粒化機理

在污泥顆粒化中,EPS起到橋聯粘結作用,當利用藥劑將PN或PS水解后,顆粒污泥會發生破碎[5].通過污泥脫水,克服水化膜等,使EPS發生緊密接觸,充分發揮其粘結作用,使污泥在形態上首先成為具有一定強度和活性的物理顆粒污泥.物理顆粒污泥作為接種污泥,除起到誘導核的作用外,其本身也在經歷一個由物理性顆粒污泥到成熟好氧顆粒污泥轉變的過程,圖3可以說明此點.圖9為R2中初始物理顆粒污泥和成熟顆粒污泥的電鏡圖,由圖 9(a)可知,初始物理顆粒污泥結構緊密,沒有豐富的孔隙;而圖9(b)中的成熟顆粒污泥,由其截面可知,存在豐富的孔隙,說明作為誘導核的物理顆粒污泥,其結構也發生了變化,變得多孔適合微生物生長.

圖9 物理顆粒污泥和成熟顆粒污泥的掃描電鏡圖Fig.9 SEM of physical and mature granule sludge

由圖10中EPS的變化可知,1～10d內,R1中的EPS呈上升趨勢,而R2中顆粒態污泥的EPS先減少,后又增加.第 1～5d,胞外多糖(PS)由18.8mg/L降低到15.3mg/L,而胞外蛋白質(PN)由21.8mg/L降低到19.4mg/L,說明初始物理顆粒污泥內部緊密傳質差,缺少營養,而EPS作為碳源被微生物消耗[19,29],且主要消化的是 PS.顆粒內部的反硝化菌等在消化EPS的同時產氣,在部分微生物和EPS的消融及氣體的溢出作用下,營養傳輸孔道慢慢形成,物理顆粒污泥逐步轉變為成熟的顆粒污泥,圖11反映出其過程.此外,從圖9可知,在第5d～10d時,PN量大大增加,PN/PS由1.16升至1.31, PN為疏水性,而PS為親水性,PN/PS的增加有利于顆粒化[8].

圖10 1～10d的PN與PS變化Fig.10 The change of PN and PS from day 1 to day 10

在上述過程中,脫水后污泥接觸緊密,在疏水作用、范德華力和 EPS的橋聯粘結等作用下不易破碎,起到了一個物理化學“傳質”過程,在后續微生物的作用下(EPS組分及含量的變化,微生物信號分子的調控),該物理化學“傳質”過程慢慢成為生物“傳質”,形成成熟好氧顆粒污泥.此外,脫水后微生物間的距離大大縮短,微生物間的信息交流和物質傳遞過程也可能被大大增強,加快顆粒化.

圖11 物理顆粒污泥內部營養孔道的形成過程Fig.11 The formation of nutrient pores inside physical granule

3 結論

3.1 以物理顆粒污泥作為接種污泥,在20d內完成了顆粒化,與正常培養出顆粒污泥物理性質相似.第20d時,接種物理顆粒污泥的R2,粒徑大于0.2mm的顆粒為90.7%,R1為26.7%,且R2中有6.8%的顆粒大于1.5mm,R1中沒有.

3.2 在 25d的培養下,R2中的 MLSS達到6300mg/L,R1為3200mg/L.兩者COD去除都大于95%,但TN去除率差別明顯,R2可達70%,R1為55%,其主要原因為R2中的污泥粒徑大于R1.

3.3 物理顆粒污泥在好氧污泥顆粒化過程中,一方面經過曝氣剪切后能有 39.8%的粒徑大于0.2mm的物理顆粒污泥作為誘導核,為微生物提供附著生長點;另一方面通過物理顆粒污泥內部的EPS內源消化和反硝化產氣,促使營養傳輸孔道的形成.

[1] Adav S S, Lee D J, Show K Y, et al. Aerobic granular sludge：Recent advances [J]. Biotechnology Advances, 2008,26(5)：411-423.

[2] Ni B, Yu H. Mathematical modeling of aerobic granular sludge： A review [J]. Biotechnology Advances, 2010,28(6)：895-909.

[3] Gao D, Liu L, Liang H, et al. Aerobic granular sludge：characterization, mechanism of granulation and application to wastewater treatment. [J]. Critical Reviews in Biotechnology, 2011,31(2)：137-152.

[4] Liu Y, Xu H, Yang S, et al. Mechanisms and models for anaerobic granulation in upflow anaerobic sludge blanket reactor [J]. Water Research, 2003,37(3)：661-673.

[5] Caudan C, Filali A, Spérandio M, et al. Multiple EPS interactions involved in the cohesion and structure of aerobic granules [J]. Chemosphere, 2014,117：262-270.

[6] Sheng G, Yu H, Li X. Extracellular polymeric substances (EPS) of microbial aggregates in biological wastewater treatment systems：A review [J]. Biotechnology Advances, 2010,28(6)：882-894.

[7] More T T, Yadav J S S, Yan S, et al. Extracellular polymeric substances of bacteria and their potential environmental applications [J]. Journal of Environmental Management, 2014, 144：1-25.

[8] 蔡春光,劉軍深,蔡偉民.胞外多聚物在好氧顆粒化中的作用機理 [J]. 中國環境科學, 2004,24(5)：623-626.

[9] Liu Z, Liu Y, Kuschk P, et al. Poly aluminum chloride (PAC) enhanced formation of aerobic granules： Coupling process between physicochemical–biochemical effects [J]. Chemical Engineering Journal, 2016,284：1127-1135.

[10] Sajjad M, Kim K S. Studies on the interactions of Ca2+and Mg2+with EPS and their role in determining the physicochemical characteristics of granular sludges in SBR system [J]. Process Biochemistry, 2015,50(6)：966-972.

[11] Konczak B, Karcz J, Miksch K. Influence of calcium, magnesium, and iron ions on aerobic granulation [J]. Appl. Biochem. Biotechnol., 2014,174(8)：2910-2918.

[12] 劉 麗,任婷婷,徐得潛,等.高強度好氧顆粒污泥的培養及特性研究 [J]. 中國環境科學, 2008,28(4)：360-364.

[13] Gao D, Liu L, Liang H, et al. Comparison of four enhancement strategies for aerobic granulation in sequencing batch reactors [J]. Journal of Hazardous Materials, 2011,186(1)：320-327.

[14] Liu Y, Tay J. Fast formation of aerobic granules by combining strong hydraulic selection pressure with overstressed organic loading rate [J]. Water Research, 2015,80：256-266.

[15] 高景峰,郭建秋,陳冉妮,等.SBR反應器排水高度與直徑比對污泥好氧顆粒化的影響 [J]. 中國環境科學, 2008,28(6)：512-516.

[16] 韓豐波.厭氧顆粒污泥的快速培養技術及保活儲存方法研究[D]. 楊凌：西北農林科技大學, 2008.

[17] Zhang B, Chen Z, Qiu Z, et al. Dynamic and distribution of ammonia-oxidizing bacteria communities during sludge granulation in an anaerobic–aerobic sequencing batch reactor [J]. Water Research, 2011,45(18)：6207-6216.

[18] Tay J H, Liu Q S, Liu Y. Characteristics of aerobic granules grown on glucose and acetate in sequential aerobic sludge blanket reactors. [J]. Environmental Technology, 2002,23(8)：931-936.

[19] 張云霞,季 民,李 超,等.好氧顆粒污泥胞外聚合物(EPS)的生化性研究 [J]. 環境科學, 2008,29(11)：3124-3127.

[20] de Kreuk M K, Kishida N, van Loosdrecht M C M. Aerobic granular sludge – state of the art [J]. Water Science & Technology, 2007,55(8/9)：75-81.

[21] Verawaty M, Pijuan M, Yuan Z, et al. Determining the mechanisms for aerobic granulation from mixed seed of floccular and crushed granules in activated sludge wastewater treatment [J]. Water Research, 2012,46(3)：761-771.

[22] Pijuan M, Werner U, Yuan Z. Reducing the startup time of aerobic granular sludge reactors through seeding floccular sludge with crushed aerobic granules [J]. Water Research, 2011,45(16)：5075-5083.

[23] Huang L, Yang T, Wang W, et al. Effect of Mn2+augmentation on reinforcing aerobic sludge granulation in a sequencing batch reactor [J]. Appl. Microbiol. Biotechnol., 2012,93(6)：2615-2623.

[24] He-Long Jiang J T Y L. Ca2+augmentation for enhancement of aerobically grown microbial [J]. Biotechnology Letters, 2003, 25(2)：95-99.

[25] Wang Z W, Li Y, Liu Y. Mechanism of calcium accumulation in acetate-fed aerobic granule [J]. Appl. Microbiol. Biotechnol., 2007, 74(2)：467-473.

[26] 安 鵬,楊鳳林,張捍民,等.不同粒徑好氧顆粒污泥的性質比較[J]. 給水排水, 2007,33(S1)：45-49.

[27] 榮宏偉,張朝升,彭永臻,等.DO對SBBR工藝同步硝化反硝化的影響研究 [J]. 環境科學與技術, 2009,32(8)：16-19.

[28] Bella G D, Torregrossa M. Simultaneous nitrogen and organic carbon removal in aerobic granular sludge reactors operated with high dissolved oxygen concentration [J]. Bioresource Technology, 2013,142(8)：706-713.

[29] 張蘭河,徐恒鐸,龐香蕊,等.低溫下碳源對同步硝化反硝化的影響 [J]. 化學工程, 2013(4)：11-15.

Enhancing aerobic granulation by seeding dewatered sludge.

WANG Liang-jie, ZHAN Han-hui*, SUN Can (School of Environment Science and Spatial Informatics, China University of Mining and Technology, Xuzhou 221116, China). China Environmental Science, 2016,36(11)：3405～3411

Physical granular sludge formed by dewatering as seed sludge, significantly enhanced aerobic granulation. On day 20, there was 90% of sludge larger than 0.2mm in R2 seeded with physical granular sludge,and only 26.7% was in R1 seeded with flocculent sludge. The SVI of R2 maintained below 80mL/g meaning better settleability.Compared with 3200mg/L of MLSS in R1, R2 had a much higher MLSS at 6300 mg/L on day 25.In the whole process, COD removal rate of both reactor exceeded 90%, suggesting sludge activity was not obviously decreased by dewatering, but TN removal rate was about 70% in R2 superior than the 55% in R1on account of the lager particles size in R2. Experienced 5 days shearing, 39.8% of physical granular sludge were still larger than 0.2 mm providing plentiful cores for aerobic granulation, and nutrition transmission channel was formed inside physical granular sludge by endogenous digestion of EPS and gas escaping of denitrification.

aerobic granulation；physical granular sludge；core；EPS endogenous digestion

X703.5

A

1000-6923(2016)11-3405-07

王良杰(1991-),男,山東壽光人,中國礦業大學碩士研究生,主要從事污泥顆粒化研究.

2016-03-07

國家自然科學基金資助項目(51574238);中國礦業大學大學生創新創業基金立項大學生創新項目(201562)

* 責任作者, 教授, zhanhhh@263.net