流體流速對好氧顆粒污泥快速培養的影響

王陸璽,周 楠,王晨旭,蘇海佳 (北京化工大學,北京市生物加工過程重點實驗室,北京 100029)

近年來好氧顆粒污泥技術在實際廢水處理過程中發揮了重要的作用,其應用得到了廣泛關注.與常規絮狀污泥技術相比,該技術通過微生物間相互作用形成的聚集體結構更加致密,沉降速度更大,對污染物負荷和環境條件變化具有高彈性的適應性[1].然而,影響這種技術廣泛應用的主要原因是污泥的啟動期長和穩定性低[2-3].污泥的顆粒化過程受各種因素的影響,如種子污泥,底物組成,pH 值[4],溫度控制[5]、反應器操作條件[2,6]、沉降時間[5]及水力剪切力[7]等特性在污泥顆粒化過程中起著非常重要的作用.

研究人員對于反應器的高徑比(H/D,即反應器的高度與其直徑的比值)對好氧顆粒污泥的形態及其特性產生的影響進行了較多的研究.高景峰等[8]在H/D分別為1:1 和5:1的SBR反應器中進行好氧顆粒污泥的培養,通過研究證明,H/D為5:1的反應器僅16d就實現了顆粒化,而H/D為1:1的反應器經過36d才實現顆粒化.而且通過觀察粒徑的分布情況和污泥的形態結構,發現高徑比較高的反應器中所培養而成的好氧顆粒污泥相比高徑比較低的反應器粒徑更大,結構更密實,性能更穩定,形態更規則. Long等[9]使用循環式好氧顆粒污泥反應器,有效容積為 24.2L,高徑比為 22.4,底部曝氣,表觀氣速為 1.2～2cm/s.試驗采用成熟好氧顆粒污泥作為接種污泥.穩定運行65d后,好氧顆粒污泥出現解體的現象,污泥破碎洗出.張彥灼等[10]利用圓柱形、高徑比為 6.5,有效體積 25L的 SBR進行好氧顆粒污泥的培養.體積交換率為 50%;維持水溫在 25℃.穩定運行20d后,開始出現好氧顆粒污泥小顆粒,65d后成功培養出成熟穩定的好氧顆粒污泥.

同時對于SBR反應器,除高徑比與反應器形狀的影響之外,由于SBR反應器沒有專門的攪拌裝置,主要依靠氣流實現循環,反應器的內部構型會嚴重影響內部泥水混合物的流體特性以及水力剪切力的變化,從而對污泥的生長和顆粒化過程產生了一定的影響.牛姝等[11]在連續流氣提式好氧顆粒污泥流化床(CAFB)反應器中,采用逐級遞增負荷的運行方式培養好氧顆粒污泥.結果表明,CAFB反應器運行 12d后,MLSS達到6000mg/L,SVI值穩定在 35mL/g左右,形成了大量的顆粒污泥.但在運行32d后,絲狀菌大量繁殖,污泥膨脹.這說明CAFB有利于好氧顆粒污泥的形成,但是在維持好氧顆粒污泥的穩定性方面還有待提高.

本文采用擋板式與圓筒式SBR反應器,研究了SBR反應器的構型對泥水混合物的流體特性的影響,從而對顆粒污泥的形成特性以及胞外聚合物(EPS)等產生了一定的影響,能夠更深入的理解外部高剪切力對細胞顆粒化的作用.

1 材料和方法

1.1 活性污泥和進水水質

實驗采用絮狀活性污泥作為種泥,取自北京市高碑店污水處理廠,初始濃度是 7400mg/L.實驗進水采用人工合成的模擬廢水,以乙酸鈉(C2H3NaO2)作為碳源,氯化銨(NH4Cl)為氮源,硫酸鎂(MgSO4·7H2O)為生長因子;磷酸二氫鉀(KH2PO4)和磷酸氫二鉀(K2HPO4)來維持 pH 值,同時提供一定的磷元素和鉀元素;營養液中C:N:P維持在100:5:1.

1.2 實驗裝置

在本研究過程中,分別采用擋板式(R1)和圓筒式(R2)反應器作為基本裝置來培養好氧顆粒污泥.圖1所示為二者的結構示意圖.反應器高約110cm,直徑約為80mm,高徑比為16,圓筒和擋板高約 75mm,圓筒直徑約為 50mm.實驗過程中采用頂部進水的方式,設定體積交換率為50%.兩種SBR反應器采取相同的工作周期,每個工作周期可分為進水、曝氣、沉降、出水四個階段.根據污泥生長狀況對進水COD以及沉降時間進行調節.另外,采用 SG9-ELK型便攜式溶氧儀監測溶氧量.如表1所示.

圖1 SBR反應器(左:R1-擋板式反應器;右:R2-圓筒式反應器)Fig.1 Illustration of SBRs (Left: R1-baffle SBR; right:R2-cylinder SBR)

表1 反應器運行參數Table 1 Operation parameters of SBRs

1.3 實驗方法

污泥參數的測定包括對混合液懸浮固體濃度(mixed liquid suspended solids,MLSS)、沉降體積指數(Sludge Volume Index,SVI)的測定.測定方法為國標法[12]. SVI以沉降30min為標準.出水參數的測定有: COD、氨氮、TN、TP等參數.其中,COD的測定采用重鉻酸鉀法,氨氮的測定采用納氏試劑分光光度法,TN的測定采用堿性過硫酸鉀法,TP的測定采用抗壞血酸法[12].胞外聚合物的提取方法為氫氧化鈉法,蛋白質的測定方法為考馬斯亮藍法,多糖的測定方法為蒽酮法[13].同時,利用MF10- LED型光學顯微鏡觀測污泥顆粒的形態及其包含的各種微生物相.

2 結果與討論

2.1 反應器結構在污泥顆粒化過程中產生的影響

本實驗采用兩種反應器,R1反應器中間設一擋板,左升右降實現循環,R2則在反應器內設一小的升流套管,內升外降,實現循環,反應器容量大致相同.在保證進水負荷、曝氣速率、沉降時間相同的情況下,經過一段時間運行,進行 CFD(Computational Fluid Dynamics)軟件模擬分析.結果如圖 2所示,擋板式反應器內平均水流流速為0.32m/s,圓筒式反應器為 0.43m/s,圓筒式反應中水流流速提高了 34.4%,這表明圓筒式反應器提供更高的水力剪切力.

對反應器內部氣泡分布的模擬計算表明,圓筒式反應器內部氣泡分布更加均勻,這是由于其內部升流管較小,且其截面為圓柱形.而擋板式反應器橫截面為半圓形,曝氣過程中會偏移至半圓形的一邊,導致升流管內部有湍流,影響整個系統的循環(圖2).

研究表明剪切力對好氧顆粒污泥的顆粒化過程有很大的影響,在 SBR反應器中,剪切作用大部分是來自曝氣階段中所激發的液體傳動.一般來說,剪切作用會隨著SBR反應器中表觀氣體上升速率的增大而增大,二者呈正相關變化[14].魯磊等[15]研究了好氧顆粒污泥在剪切力呈梯度變化下的特征變化,發現當SBR反應器中曝氣量為0.3L/min時所產生的水力剪切力較為適宜,此時微生物易于聚集成規則的顆粒污泥;但將曝氣量提高到0.4L/min則會使污泥遭到沖刷,污泥的顆粒結構被破壞,在一定程度上加快了顆粒污泥的絮化過程.Wang等[16]發現好氧顆粒污泥只有在上升流速高于1.2cm/s,甚至高于2cm/s時才能形成. Khan等[17]的研究也表明在剪切力較高的條件下培養得到的好氧顆粒污泥結構和性質更為穩定.因此,剪切力越大,微生物聚合體形成速率越高,好氧顆粒污泥的形成速率就越快.這和本研究的結果也是相符的.

圖2 氣泡分布模擬圖(左:R1-擋板式SBR反應器;右:R2-圓筒式SBR反應器)Fig.2 Simulation diagram of bubble distribution (Left:R1-baffle SBR reactor; right: R2-cylinder SBR reactor)

剪切力是指單位面積流體上的切向力,對于一般的牛頓型流體來說,剪切力在數值上等于液體動力粘滯系數和速度梯度的乘積[14].從平均液相流速和氣泡分布的模擬來看,在圓筒式反應器內,平均液相流速更高,氣泡分布更均勻,速度梯度更大.所以反應器的結構會直接影響剪切特性,在相同條件下 R2剪切力更大,循環更徹底,氣液分布更均勻,更加有利于顆粒污泥的形成.

2.2 污泥顆粒化過程中污泥參數的變化

MLSS以及SVI是表征好氧顆粒污泥顆粒化程度的重要參數.為了解不同類型的 SBR反應器對好氧顆粒污泥形成過程中所產生的影響,對上述兩種SBR反應器中污泥的污泥參數進行了追蹤測定,同時利用光學顯微鏡來檢測污泥的形貌特征,測定結果如圖3～5所示.

圖3 好氧顆粒污泥培養過程中污泥MLSS的變化Fig.3 The change of MLSS during the cultivation of aerobic granular sludge

圖4 好氧顆粒污泥培養過程中污泥SVI的變化Fig.4 The change of SVI during the cultivation of aerobic granular sludge

兩反應器MLSS的變化由圖3可知.

第一階段(2～6d),污泥處于顆粒化過程的啟動期.R1、R2中污泥的 MLSS急劇下降,由初始接種的 7400mg/L分別下降至 3520mg/L和2570mg/L.污泥微生物處于對有氧環境的適應階段,大量被淘汰的厭氧污泥微生物流出,導致MLSS急劇下降.同時由于 R2的液相流速較高,更多的絮狀污泥被淘汰,所以在初始階段,MLSS下降的更快一些.

圖5 好氧顆粒污泥培養過程中污泥形貌的變化(放大4倍)Fig.5 The change of sludge morphology during the cultivation of aerobic granular sludge (4x magnification)

第二階段(7～23d)初期,由于 COD 的升高(500mg/L上升至750mg/L),微生物在充足的營養環境中大量繁殖,R2中污泥的 MLSS上升至3466mg/L;而此時由于沉降時間的減少,R1中MLSS則繼續下降至2712mg/L.隨后,絲狀菌在營養豐富的條件下大量繁殖纏繞,R1中污泥在第14d后污泥濃度上升至3281mg/L,之后一直穩定維持在3400mg/L左右;而由于R1 和R2結構的差異性,R2中產生的剪切力較大,更容易形成顆粒污泥,在第 10d污泥的 MLSS就上升至3930mg/L,之后一直維持在 3600mg/L左右,此時兩反應器中開始出現小顆粒污泥(圖 5(c)(f)),這些小顆粒污泥為微生物附著提供了核心物質,是污泥顆粒化的標志.

第三階段(24～40d),將進水中COD負荷增大至1000mg/L,兩反應器MLSS隨之升高.R1中污泥的MLSS在第40d升高至4050mg/L,污泥顆粒穩定成熟(圖 5(d)).而 R2中污泥的 MLSS在第26d就達到 4343mg/L,且污泥在第 36d上升至4622mg/L,形成成熟穩定的顆粒污泥(圖 5(h)).微生物大量生長并附著在小顆粒污泥表面,在 SBR反應器特定的流體力學條件下逐步生長成為形狀規則、結構致密的顆粒污泥,成熟的顆粒污泥粒徑最終達到1mm左右.

第四階段,污泥的沉降時間由 8min降低至5min之后,由于R1、R2中污泥顆粒化進一步增強,污泥 MLSS繼續升高至 4324,5023mg/L,污泥SVI進一步下降至63,45mL/g.由于反應器的結構不同,R2中液體流速更大,剪切力更高,所以污泥的顆粒化程度更強,同時顆粒表面更加光滑.

兩種SBR 反應器SVI中污泥沉降系數的變化趨勢如圖 4所示.啟動階段,兩反應器中污泥SVI均急劇上升至147mL/g和58mL/g.之后,兩種SBR 反應器中SVI均呈下降趨勢,至好氧顆粒污泥成熟時,R1、R2中SVI分別為66mL/g、52mL/g.同時,由圖4不難發現,R1中污泥的SVI始終高于R2,主要是兩反應器結構不同而導致.由于 R2中水流流速高于 R1,所以產生的水力剪切力較大.剪切力作為污泥顆粒化過程中重要的影響因子,直接關系到兩反應器中好氧顆粒污泥顆粒化速率的快慢.通常,在一定范圍之內,較大的剪切力能夠對污泥的顆粒化過程起到促進作用[7].

通常情況下,當微生物生長受到某一環境因素作用時,它們會通過形成一個聚合體達到自我保護的目的,這些因素包括水力剪切力、毒性物質的添加等.因此,SBR反應器中所產生的水力剪切力越大,微生物聚合體形成速度越快,好氧顆粒污泥的顆粒化過程所需時間就越短.

2.3 污泥顆粒化過程中EPS的變化

此外,好氧顆粒污泥中所含微生物分泌的胞外聚合物(EPS)是影響顆粒化污泥形成的另一個關鍵因素.原因是EPS能夠改變好氧顆粒污泥中微生物表面的性質,如表面電荷以及表面疏水性[6].兩反應器由于結構差異,造成水力剪切力的不同,也會直接影響微生物胞外聚合物(EPS)的分泌特性.

如圖6所示,培養初期,厭氧活性污泥的蛋白/多糖(PN/PS)極低,EPS的產生量也不高,僅為30mg/g SS左右.在好氧顆粒污泥顆粒化過程中,EPS含量不斷升高,蛋白/多糖(PN/PS)也逐漸增大.顆粒化前期(1～14d),EPS漲幅不大,R1、R2分別上升了18.8mg/g SS和17.9mg/g SS,PN/PS也僅為0.73和0.72,此時污泥的顆粒化主要是絲狀菌的骨架形成時期.污泥顆粒化后期(15～40d)隨著 COD 的升高,污泥微生物營養物質豐富,在滿足自身營養物質需求的情況下將多余的碳源及氮源轉化為多糖和蛋白[18], EPS含量不斷升高,污泥顆粒化程度也不斷提高,此時EPS是污泥能夠顆粒化的主要條件.

研究表明剪切力對 EPS含量以及好氧顆粒污泥中所含微生物細胞表面疏水性都有著一定程度的影響.一般來說,SBR 反應器中剪切力越大,好氧顆粒污泥中EPS含量以及細胞疏水性就會越高.而細胞表面疏水性與胞外蛋白的含量變化一致,所以水力剪切力越大,胞外蛋白含量就會越高[19].圓筒式反應器中剪切力更大,所以蛋白含量要高于擋板式反應器.至好氧顆粒污泥成熟穩定時,R1中EPS含量為63.9mg/g SS,所含蛋白為 33.7mg/g SS,多糖為 30.2mg/g SS,PN/PS為1.11.R2中成熟的好氧顆粒污泥 EPS含量為89.9mg/g SS,其 中 蛋 白 57.1mg/g SS,多 糖32.8mg/g SS,PN/PS為1.83,整體優于R1,顆粒化程度較高.

圖6 污泥顆粒化過程中EPS的變化Fig.6 Change of EPS during the cultivation of aerobic granular sludge

顆粒形成結構示意圖如圖 7所示,顆粒化的形成過程既有外因水力剪切力的影響,也有胞內聚合物的內因影響.通過對圓筒式SBR反應器和擋板式SBR反應器同時培養好氧顆粒污泥的過程進行對比發現,由于圓筒式反應器所提供的水力剪切力更大,污泥顆粒化的速率更快,得到的好氧顆粒污泥更加緊湊密實.同時,由EPS含量也可以看出,圓筒式反應器中污泥的代謝更加旺盛.因此更加有利于污泥顆粒的形成.

圖7 顆粒形成過程示意Fig.7 The formation process of granular sludge

2.4 污泥顆粒化過程中污染物降解情況分析

顆粒污泥內部微生物的種類及結構與顆粒污泥對污染物的去除能力有很大的關系[20-21].對污泥顆粒化過程中污染物降解情況的研究不僅能反映出污泥內部微生物的活性,也能為污泥顆粒化結構的形成及穩定提供依據[22].

在污泥培養啟動期的前3d,微生物正在完成由厭氧菌到好氧菌的轉變,微生物群落結構不穩定,兩種SBR 反應器中COD的去除率都比較低,只能達到 50%(圖 8).隨著好氧菌占主導地位,兩種SBR 反應器中COD去除率均高達90%;且隨COD負荷升高, COD去除率呈緩慢升高趨勢,至顆粒污泥成熟穩定時其去除率能夠達到 97%以上,出水COD在30mg/L以下,去除效果良好.通過對比R1、R2COD去除率能夠發現,兩種SBR反應器對 COD的去除效果相當,這主要是因為COD的去除可由多種不同類型微生物單獨或共同完成,而好氧顆粒污泥的顆粒化程度與 COD的去除效率無太大關系.

與COD去除相似,氨氮的去除在前3d僅為48%左右(圖 9),此時厭氧菌濃度較大,氨氧化菌較少.當兩種SBR 反應器運行到10d時,R2中氨氮去除率為77%,運行到14d時,R1中氨氮去除率達到 73%,這是污泥開始顆粒化、微生物種類增加的結果.此后 R2中氨氮去除率持續升高,高于80%且一度達到 90%,好氧顆粒污泥穩定形成后氨氮去除率達到86.5%.而R1中氨氮的去除率雖有所提升,但僅為82%,低于R2中氨氮的去除率.這可能是由于不同類型的反應器所產生的流體流速不同,使得污泥的顆粒化進程不同,導致兩反應器中氨氮的去除率有所差異.

圖8 污泥顆粒化過程中COD的變化Fig.8 The change of COD during the cultivation of aerobic granular sludge

圖9 污泥顆粒化過程中氨氮的變化Fig.9 The change of ammonia nitrogen during the cultivation of aerobic granular sludge

3 結論

3.1 對圓筒式和擋板式兩種反應器的研究表明:在圓筒式反應器內,平均液相流速更高,氣泡分布更均勻,循環更徹底,水力剪切力較高.在36d內培養得到成熟顆粒,其 MLSS達到 4622mg/L, SVI為52mL/g;而擋板式SBR反應器在40d內培養得到顆粒污泥,其 MLSS為 4050mg/L,SVI為66mL/g.

3.2 在同樣的 COD負荷水平下,圓筒式 SBR反應器內各底物去除效率高于擋板式 SBR反應器.

其中,圓筒式反應器中 COD 和氨氮去除率分別達到97%和86.5%;而擋板式反應器中COD和氨氮去除率分別為97%和82%.

3.3 由于二者結構不同,相對于擋板式反應器,圓筒式反應器所提供的水力剪切力更大,污泥顆粒化的速率更快,得到的顆粒污泥更加緊湊密實.

通過本文的研究能夠更深入的理解,反應器的構型通過影響外部剪切力和氣液的流態分布,從而影響污泥顆粒化的程度.

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