進水模式對強化脫氮好氧顆粒污泥培養的影響

金正宇,郗 皓,2,苑 泉,王凱軍*

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進水模式對強化脫氮好氧顆粒污泥培養的影響

金正宇1,郗 皓1,2,苑 泉1,王凱軍1*

(1.清華大學環境學院,環境模擬與污染控制國家重點聯合實驗室,北京 100084；2.華電水務工程有限公司,北京 100160)

針對不同進水模式對好氧顆粒污泥培養及強化脫氮效果的影響尚無統一定論的問題,系統比較研究了快速進水直接曝氣、快速進水厭氧攪拌和厭氧推流慢速進水3種模式對好氧顆粒污泥形成特性及脫氮效果的影響.研究發現,快速進水直接曝氣模式所形成顆粒污泥表面易生長絲狀菌,顆粒粒徑可達2.0mm以上,但易解體;快速進水厭氧攪拌模式可形成粒徑多為1.5~2.0mm的好氧顆粒污泥,TN去除率達到80%,優于前種模式,但未能避免顆粒解體;厭氧推流慢速進水可獲得粒徑多為1.0~1.5mm的顆粒污泥,常規負荷下出水COD濃度約10~15mg/L,TN濃度小于1mg/L,TN去除率達90%,滿足地表III類水標準.系統比較證實,厭氧推流慢速進水方式是實現強化脫氮好氧顆粒污泥培養的最佳模式.

好氧顆粒污泥；強化脫氮；進水模式；高品質水

傳統活性污泥污水處理系統因其龐大的占地及出水水質的瓶頸,在我國土地資源日益稀缺和水處理品質需求不斷提升的快速城鎮化過程中弊端逐漸凸顯.好氧顆粒污泥優良的沉淀性能和密集多樣的生物質分布,可以滿足集約節地型及高品質出水污水處理技術的要求[1].城鎮污水基質濃度不高,應用好氧顆粒污泥工藝過程中容易出現顆粒污泥培養時間長、長期穩定運行困難、高品質脫氮效果難以實現等技術瓶頸[2].

研究表明,序批式反應器(SBR)進水模式的優化有助于適宜的豐盛-饑餓交替循環的構建和慢速生長微生物的篩選(主要是聚磷菌),對好氧顆粒污泥培養起到關鍵作用,進而最直接影響好氧顆粒污泥的穩定培養和脫氮效果的提升[3].好氧顆粒污泥早期研究主要采用快速進水模式,雖然中低負荷城鎮污水好氧顆粒污泥培養較易實現,但顆粒易解體,且未見具有較好脫氮效果的相關報道[4-7].針對快速進水系統溶解氧(DO)濃度較高、絲狀菌或真菌易繁殖的弊端,有學者提出慢速進水、增加厭氧過程的進水策略,以促進慢速生長微生物形成致密、穩定的顆粒污泥[8].還有學者提出快速進水后厭氧攪拌的方式以促進顆粒污泥的反硝化[9-10].然而,進水模式對城鎮污水強化脫氮好氧顆粒污泥培養的最適條件尚無統一定論,也未見系統比較進水模式影響的文獻報道.因此,本研究針對快速進水直接曝氣、快速進水厭氧攪拌和厭氧推流慢速進水3種模式對城鎮污水強化脫氮好氧顆粒污泥培養的影響進行系統比較,以期判別最有利于強化脫氮好氧顆粒污泥高效培養的進水模式,為工藝在高品質水處理中的推廣提供技術依據和參考性建議.

1 材料與方法

1.1 水質與接種污泥

模擬城鎮污水的碳源基質設為乙酸鈉(NaAc),氮源利用氯化銨(NH4Cl)提供,磷源由磷酸二氫鉀(KH2PO4)和磷酸氫二鉀(K2HPO4)提供,pH值控制在7.0±0.2.模擬污水元素比C:N:P設置為100:5:1以利于微生物最佳生長,具體濃度依據不同培養階段等比例調整.模擬污水具體主要成分如表1所示.

表1 模擬城鎮污水主要組分

注:模擬污水中微量元素濃度隨COD變化等比例變化.

接種污泥為北京市肖家河污水處理廠A2/O工藝曝氣池中深褐色絮狀活性污泥,污泥濃度(MLSS)平均值約為(4.8±1.2)g/L,污泥體積指數(SVI30)約為(77±16)mL/g,經測定5min自然沉降污泥沉降比(SV)為70%~80%.

1.2 試驗裝置

本研究中SBR反應器構型為圓形玻璃柱,內徑7.9cm,柱高100cm,側面每隔25cm設置取樣口或排水口,底部法蘭連接曝氣砂頭,易于拆洗.柱體運行時有效容積3L.鼓風曝氣由轉子流量計調節,控制曝氣量在3L/min左右,約合升流速度1.4cm/s,曝氣時混合液DO濃度約為6mg/L.好氧顆粒污泥SBR試驗裝置示意見圖1.

圖1 SBR試驗裝置與控制示意

(1).曝氣泵; (2).轉子流量計; (3).曝氣砂頭; (4).蠕動泵; (5).進水箱;(6).DO探頭; (7).pH探頭; (8).出水電動閥; (9).電控箱

1.3 分析方法

COD、NH4+-N、NO3--N和NO2--N等常規水質指標采用國家規定標準方法進行測定.

1.4 試驗設計

表2 不同進水模式好氧顆粒污泥培養運行參數

試驗設計的不同進水模式包括快速進水后直接曝氣(R1),快速進水后厭氧攪拌(R2)和厭氧推流進水(R3),具體運行參數如表2所示.各反應器排水比均為50%,HRT為6h.

2 結果與討論

2.1 不同進水模式對好氧顆粒污泥培養MLSS的影響

各個SBR反應器內顆粒污泥的培養可以分為5個階段:馴化階段、生長階段、加速生長階段、強化篩選階段、成熟階段.各階段污泥MLSS變化如圖2所示.

圖2 不同進水模式下污泥MLSS的變化

I馴化階段:0~25d.進水有效COD約為400~ 450mg/L.在接種污泥沉淀時間設為10min的條件下,由于絮狀污泥初始沉降性能較差,各反應器前3天污泥流失均較顯著,MLSS從6g/L降低至2~3g/L.此后污泥量達到相對穩定狀態,污泥沉降性能逐漸提高,10min內沉淀的污泥床高度約在反應器高度的50%處.

II生長階段:25~42d.進水有效COD約為450~500mg/L.考慮到有機負荷過低對好氧顆粒污泥顆粒化效率的影響,顆粒污泥生長速率仍較緩慢,故在運行25d時將沉淀時間調整為5min,強化選擇壓篩選[11].可以觀察到,污泥顏色逐漸由深褐轉為淺黃,絮狀污泥逐步被淘汰,污泥沉降性能大幅提高,出現了少量微小顆粒.但由于選擇壓較高,R1反應器和R3反應器仍出現了污泥流失的現象.

III加速生長階段:42~52d.為防止顆粒污泥系統因泥量過少而失敗,將進水COD提高至900mg/L以加速污泥生長.可以看到,污泥濃度得到迅速提高.但由于絮狀污泥對高負荷基質較強的競爭性,絮狀污泥也大量繁殖,各反應器污泥體系的沉降性能變差,需要進一步強化顆粒污泥的選擇壓篩選效果[12].

IV強化篩選階段:52~68d.進水有效COD保持在900mg/L左右.為進一步減少沉降性能較差的絮狀污泥對污泥顆粒化過程的影響,增大選擇壓的手段主要是在52d時將沉降時間進一步降至3min.雖然各反應器污泥濃度在調整后出現污泥MLSS下降的情況,但經過篩選后污泥MLSS實現了快速回升,R3反應器甚至上升至約9g/L.同時發現,各反應器均出現了顯著顆粒狀的污泥,絮狀污泥比例顯著減少,形態結構與先前發生了較大變化.

V成熟階段: 68~100d.進水有效COD約為900~950mg/L左右.該階段初期,R2反應器和R3反應器內污泥MLSS濃度接近,所形成的顆粒污泥形態結構類似,均為表面光滑的細小黃色球體.但在70d時,R2反應器內顆粒污泥出現解體現象,污泥大量流失,MLSS降低至約3g/L.而R3反應器內顆粒污泥繼續保持良好生長狀態,污泥MLSS也逐漸提升至12g/L,且形態及運行保持穩定.R1反應器內形成的顆粒污泥表面可以發現被絲狀菌覆蓋,因而污泥濃度提升緩慢[13],最終達到約5g/L.

2.2 不同進水模式對好氧顆粒污泥整體形態的影響

各反應器運行至60d時,均逐步成功實現絮狀污泥的顆粒化培養,故使用pH=7.2的PBS緩沖液將各反應器內成型好氧顆粒污泥樣品沖洗3遍,置于墊有1mm網格線的培養皿中進行宏觀形態觀察,如圖3所示.

由圖3知,各反應器中的污泥均已基本實現完全顆粒化,顆粒呈淡黃色球狀結構,表面光滑致密,只是粒徑有所不同.R1反應器的顆粒污泥形態與其他兩反應器差異顯著,表面生長有大量白色絲狀菌,核心顏色偏褐色,顆粒粒徑整體較大,但質地疏松,形狀不規則.與其他類似快速進水條件下生成顆粒污泥相比,顏色近似,但顆粒更加疏松,顆粒深色內核與淺色外延的分解更加清晰[14].由此可見,快速進水直接曝氣的進水模式所培養的顆粒污泥確實易致絲狀菌競爭性生長,從而難以獲得結構密實的顆粒污泥[15].R2反應器的顆粒污泥呈黃褐色,也能觀察到深色核心,粒徑更小,表面更光滑,密實性顯著優于R1反應器的顆粒污泥,但仍體現了絲狀菌顆粒外延的特性.R3反應器的顆粒污泥呈淡黃色,密實程度與R2反應器的顆粒污泥類似,無顯著內核分界層,表面光滑度優于R2,更接近于其他快速進水模式培養的成熟顆粒污泥的形態[16-17].

圖3 運行60d時各反應器好氧顆粒污泥宏觀形態

對運行60d時各反應器的典型顆粒污泥進行掃描電鏡(SEM)微觀結構分析,結果如圖4所示.從圖4b和4c可以看出,R2反應器與R3反應器形成的顆粒污泥擁有相似的微觀結構,顆粒形狀較為規則,結構致密.進一步放大到5000倍(圖4e和4f)可以發現,顆粒內部的優勢菌群主要為球狀菌與桿狀菌,僅含少量絲狀菌.盡管宏觀形態中表面光滑致密,但微觀SEM觀察顆粒污泥仍主要為多孔結構,顆粒內部與溶液中基質的傳質基本不受影響.

而通過圖4a可以發現,R1反應器內的顆粒污泥呈絨團狀,表面被絲狀菌覆蓋,放大的結構進一步確證為絲狀菌與桿狀菌、球狀菌相互攪纏,絲狀菌起主體骨架作用,其他菌種附著于其上生長[7].早期好氧顆粒污泥研究認為,絲狀菌因其較易形成菌絲纏繞的菌團,大量細菌以菌絲團為附著母體形成吸附性生長,有利于微生物量在菌絲團附近的有效增長,進一步團聚累積后即形成顆粒污泥[3].R1中形成的好氧顆粒污泥輔證了這個觀點.

圖4 運行60d時各反應器好氧顆粒污泥SEM形態

2.3 不同進水模式對好氧顆粒污泥粒徑分布的影響

用濕篩法對各反應器內的顆粒污泥進行粒徑分析,結果如圖5所示.

圖5 運行60d時各反應器好氧顆粒污泥粒徑分布

R2與R3反應器顆粒污泥粒徑基本呈高斯分布.R2反應器(快速進水厭氧攪拌)內顆粒污泥粒徑主要集中在1.5~2.0mm,而R3反應器(厭氧慢速推流式進水)內顆粒污泥粒徑主要分布在1.0~1.5mm,說明加入快速進水厭氧攪拌的模式利于更大粒徑顆粒污泥的形成.而R1反應器(快速進水直接曝氣)內顆粒污泥粒徑呈兩極化分布,主要顆粒污泥粒徑分布在2.0mm以上及1.0mm以下,說明R1反應器中在形成較大粒徑顆粒污泥的同時,絮狀污泥殘留量也較多.R1反應器快速進水直接曝氣的傳統培養模式,在較短的運行周期中實現了較長的曝氣時間,體系溶解氧濃度更高,在有機負荷較高的條件下,有利于真菌或絲狀菌的競爭性生長,在長期運行過程中易于誘發污泥解體,導致處理能力下降[18].

R2與R3反應器在單個運行周期中,會有1h的富營養物質的厭氧階段(即豐盛階段),此階段下污水水解后產生的揮發性脂肪酸(VFA),如乙酸等,易于被微生物利用轉化為聚-β-羥基丁酸酯(PHB)而被作為內碳源儲存在細胞內部,這些碳源在后續的曝氣階段(即饑餓階段)會被微生物利用進行正常的生命過程[19].由于PHB屬于多聚物,微生物利用速率較慢,可以降低微生物的生長速度,調節微生物生長的空間分布,因此以PHB為碳源的微生物不易發生擴張性快速生長,從而加速顆粒的密實化成型,增強顆粒穩定性[20].

R2與R3進水模式的主要區別體現在流態上.R2是全混模式而R3是推流模式.R2反應器快速進水后的厭氧攪拌過程能使底物與微生物充分接觸,可以使得PHB的轉化更加充分;而R3反應器通過推流模式延長了進水時間,進水呈升流速度小于0.5m/h的慢速進水狀態,從而利于在反應器底部形成局部高有機負荷,強化了VFA基質向顆粒污泥內部的擴散傳質,進而促進在顆粒污泥內部形成PHB,增強了顆粒污泥內部結構的穩定性[21].同時,R2反應器在運行15d時即出現好氧顆粒污泥雛形,進一步培養成型后平均粒徑會大于R3反應器.但長期培養過程的運行結果表明,R2反應器中好氧顆粒污泥穩定性不及R3反應器,在運行至70d后平均粒徑達到2.5~3mm時,R2反應器開始出現較嚴重的污泥解體現象,引起了約50%的污泥流失.而R3反應器中,盡管顆粒污泥出現較晚且粒徑不大,但綜合污泥MLSS數據考量,可以發現所形成的顆粒污泥更加致密,顆粒強度較高不易解體,進而最終實現了更穩定的顆粒污泥培養及較長期優良運行效果.

2.4 不同進水模式對好氧顆粒污泥COD去除效率的影響

根據好氧顆粒污泥培養策略的需求及反應器的實際運行情況的變化,整個運行期間進水COD濃度主要分為兩個階段,前42d為各反應器運行的第一階段,進水COD控制在(425±40) mg/L,之后將各反應器進水COD濃度提升至(900±37)mg/L.各反應器的COD去除效率變化如圖6所示.

圖6 不同進水模式出水COD變化

由圖6a可以看出,進水COD為400mg/L時,各反應器出水COD均在10~15mg/L,滿足地表III類水標準[22];當進水COD提升至約900mg/L后,出水COD仍基本維持在20~30mg/L以下,基本滿足地表III~IV類水標準.

根據圖6b所示,COD去除率在各反應器啟動初期較低,而3~5d適應期后,COD去除率迅速提升并達到96%以上,至提高負荷階段,COD去除率仍能達94%以上,未見顯著下降.因此,好氧顆粒污泥較傳統活性污泥法能承受更高的有機負荷,并具有更好的抗沖擊負荷能力[23].COD實現有效去除的原因主要包括:各反應器均擁有較高的生物質濃度,能承受更高的有機負荷,單位體積處理能力更強;反應器的曝氣強度在保持充分的水力剪切力同時可以保證好氧反應階段的充分供氧;配水作為碳源的乙酸鈉較易為微生物吸收利用,利于微生物的有效生長.總而言之,不同進水模式的COD去除效率均較好,進水模式對好氧顆粒污泥COD去除的影響并不顯著.

2.5 不同進水模式對好氧顆粒污泥脫氮效率的影響

在各反應器運行的前42d,即低負荷階段,進水氨氮濃度設定為(26.3±1.7) mg/L,碳氮比約為17:1;提升COD負荷后,進水氨氮濃度也調整為(52.9±2.3) mg/L,碳氮比約為18:1.各反應器進出水TN濃度及TN去除率的變化趨勢如圖7所示.在低負荷階段,R1出水TN約為10mg/L,TN去除率達到60%~70%;R3出水TN濃度約為6~ 7mg/L,TN去除率達到80%;而R2的出水TN濃度基本在5mg/L以下,TN去除率接近90%.R1反應器出水TN濃度略高的主要原因應為其運行周期中厭氧段運行時間較短,不易實現充分的反硝化反應.而R2反應器和R3反應器在每個周期中都有1h的厭氧階段,反硝化更為充分,反硝化反應時長也更長,故TN去除率相對較高.進一步比較R2反應器和R3反應器可以發現,R2在厭氧階段利用氮氣實現了全混式攪拌,此條件下污泥與基質可以獲得更充分的接觸,進而可以進一步提高反硝化效率,提高TN去除率[10].而進入高負荷階段,因進水氨氮濃度波動,各反應器TN去除率均有所下降,R1反應器中TN去除率甚至降至20%以下,而R2反應器與R3反應器則仍能保持TN去除率不低于60%,出水TN濃度約為10~15mg/L.經過約10d的適應期后,TN去除率逐漸恢復至提升負荷前的水平.隨著好氧顆粒污泥在反應器中穩定生長,R2反應器和R3反應器的TN去除率已能達到90%以上,R1反應器TN去除率也恢復至70%.當反應器運行到90d時,R3中好氧顆粒污泥在成熟過程中脫氮效率進一步提升,TN去除率接近99%,出水TN濃度基本維持在1mg/L以下,已經達到地表水III類水標準[22],可以滿足高品質水的要求.由此可見,厭氧推流式慢速進水較快速進水而言可以更有利于好氧顆粒污泥脫氮效果的發揮,從而實現強化脫氮好氧顆粒污泥的培養.

圖7 不同進水模式出水TN變化

為進一步解析進水模式對好氧顆粒污泥脫氮過程的影響,對各反應器運行過程中各種氮素形態的變化進行了分析.由于進水為人工模擬配水,氮素全部來自NH4Cl,故認為進水TN濃度即為NH4+-N濃度.而由上文可知,出水中COD濃度極低,故暫不考慮出水中有機氮濃度.綜合分析結果如圖8所示.

圖8 不同進水模式出水N素濃度變化

圖8為各反應器進水NH4+-N濃度與出水NH4+-N、NO3--N及NO2--N濃度的變化趨勢.可以發現,無論在低負荷還是高負荷階段, NH4+-N都能夠實現較徹底地去除,并且在負荷提升階段出水NH4+-N濃度并沒有發生明顯的變化,表明各反應器抗NH4+-N沖擊負荷的能力均較強.但在整個運行過程中,各反應器出水中NO3--N和NO2--N濃度差異較為顯著.在低負荷階段,各反應器的出水中氮素的主要形態是NO3--N,R2反應器的出水中NO3--N濃度穩定在5mg/L以下,R3反應器出水中NO3--N濃度維持在5~6mg/L,而R1反應器出水中NO3--N濃度則在10mg/L附近波動.可以發現,R1反應器的反硝化能力較弱,而R2反應器和R3反應器由于厭氧段的存在而獲得了更好的反硝化效果.在提高負荷階段,初期運行中R2反應器出水中的NO2--N濃度上升至10mg/L,而NO3--N濃度則接近于0,而隨著好氧顆粒污泥逐漸成型,出水中NO3--N和NO2--N濃度均降低到3mg/L以下.但在反應器運行后期,R2反應器中好氧顆粒污泥出現解體與污泥流失的現象,脫氮效果因而受到影響,出水中NO3--N和NO2--N濃度升高至5mg/L左右.R1反應器在提高負荷階段的初期,出水中NO3--N和NO2--N濃度分別升高至25mg/L與15mg/L,效果顯著變差.而隨著反應不斷進行和顆粒污泥的進一步成型,出水中NO2--N濃度基本降至0.05mg/L以下,但NO3--N仍有15mg/L左右.R3反應器在提高負荷階段初期,出水中NO3--N和NO2--N濃度均上升至10mg/L左右,但運行50d后,隨著顆粒污泥的形成和脫氮效果的進一步強化,出水中NO3--N和NO2--N濃度實現迅速降低,最終維持在1mg/L以下,實現了高品質出水的要求.

針對各反應器在提高負荷階段初期均出現一定程度的亞硝酸鹽積累的現象,可能的解釋是:進水氨氮濃度較高的條件下會產生一定量的游離氨(FA),FA對亞硝酸鹽氧化菌(NOB)的活性具有一定的抑制作用.盡管R2反應器和R3反應器同樣存在1h的厭氧階段,但在形成顆粒污泥前,R2反應器因基質接觸更充分而擁有更好的脫氮效果.當形成成型的好氧顆粒污泥后,由于顆粒污泥的圈層多功能結構,外層在曝氣階段為好氧區,內部由于傳質限制呈現缺/厭氧區,內部微生物利用儲存的PHB作為碳源能夠實現同步硝化反硝化,效率更高,而使出水NO3--N和NO2--N濃度均大幅降低達到強化脫氮[24].R1反應器雖然形成了成型的好氧顆粒污泥,但顆粒污泥組成形態及功能微生物分布均與其余兩反應器有較大差異,而通過SEM觀察也未發現顯著的分層結構,故出水中仍含有較多的NO3--N和NO2--N.

3 結論

不同進水模式可以使培養的好氧顆粒污泥形態構成及脫氮性能發生較大差異.厭氧/好氧交替模式促進顆粒污泥致密規則,快速進水直接曝氣模式易致絲狀菌競爭性增殖使系統失效.厭氧攪拌進水模式,所成顆粒污泥粒徑較大,但在高有機負荷下易解體.厭氧推流慢速進水模式可形成更穩定的強化脫氮顆粒污泥,出水COD去除率達96%,TN濃度可控制在1mg/L以下,達到地表III類水標準.系統比較結果顯示,厭氧推流慢速進水方式是實現強化脫氮好氧顆粒污泥培養的最佳模式.

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Impacts of feeding mode on stable aerobic granular sludge cultivation for enhanced denitrification.

JIN Zheng-yu1, XI Hao1,2, YUAN Quan1, WANG Kai-jun1*

(1.State Key Joint Laboratory of Environmental Simulation and Pollution Control, School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China；2.Huadian Water Engineering Co., LTD, Beijing 100160, China)., 2018,38(3)：935~942

The role of feeding mode in cultivating stable aerobic granular sludge for enhanced denitrification was studied. Three typical modes, including direct aeration after fast feeding, anaerobic stirring after fast feeding and anaerobic plug-flow slow feeding, were compared in this study in terms of granular stability and denitrification performance. Large granules with a diameter over 2.0mm formed in the first mode, but underwent severe filamentation and degranulation afterwards. Granules with an average diameter of 1.5~2.0mm in the second mode achieved a TN removal of 80%, but failed to prevent degranulation. Anaerobic plug-flow slow feeding mode formed stable granules with an average diameter of 1.0~1.5mm and managed effluent quality with a COD concentration of 10~15mg/L and a TN concentration less than 1mg/L (90% removal), which matched the requirement of surface water quality standards class III in China. As such, anaerobic plug-flow slow feeding was demonstrated the most promising feeding mode for stable aerobic granular sludge cultivation aiming at enhanced denitrification.

aerobic granular sludge；enhanced denitrification；feeding mode；high-quality effluent

X703.5

A

1000-6923(2018)03-0935-08

金正宇(1986-),男,江蘇蘇州人,助理研究員,博士,主要從事污水資源化處理研究.發表論文10余篇.

2017-08-17

國家自然科學基金青年科學基金資助項目(51608298);國家水體污染控制與治理科技重大專項資助項目(2017ZX07102- 003,2017ZX07103)

* 責任作者, 研究員, wkj@tsinghua.edu.cn