低碳源廢水培養的好氧顆粒污泥常溫儲存后活性恢復研究

鄒金特,何航天,潘繼楊,陶亞強,李 軍*

低碳源廢水培養的好氧顆粒污泥常溫儲存后活性恢復研究

鄒金特1,何航天2,潘繼楊2,陶亞強2,李 軍1*

(1.浙江省工業污染微生物控制技術重點實驗室,浙江工業大學環境學院,杭州 浙江 310014；2.浙江工業大學建筑工程學院,杭州 浙江 310014)

通過考察好氧顆粒污泥特征、比耗氧速率(SOUR)、處理效果和菌群的變化,探索常溫儲存實際低碳源廢水培養出的好氧顆粒污泥的可行性.試驗結果表明,常溫清水儲存60d后顆粒結構未出現明顯解體;污泥濃度由4960mg/L小幅降低至4740mg/L,但沉降性能保持良好(SVI為24.2mL/g);SOUR整體下降較小(16%),尤其是硝化菌的SOUR;污泥菌群在門和屬水平上的相對豐度均發生了變化.在恢復運行后,顆粒形態恢復快且良好,粒徑在長期運行后明顯增大(200~250μm);污泥沉降性能始終保持良好(SVI﹤20mL/g),SOUR在運行20d后既能恢復;運行11d后COD處理效果完全恢復(平均出水COD為53mg/L),運行5d后NH4+-N處理效果完全恢復(平均出水NH4+-N為0.7mg/L).常溫清水儲存好氧顆粒污泥不僅操作方便,而且反應器能快速恢復穩定運行,具有顯著的實際應用價值.

實際低碳源廢水；常溫儲存；好氧顆粒污泥；活性恢復

好氧顆粒污泥是微生物自凝聚形成的聚集體,具有結構密實,沉降速度快、高耐毒性等優點[1-2].目前,有關好氧顆粒污泥實際工程應用的案例已有報道[3-4].好氧顆粒污泥儲存技術對顆粒反應器暫停運行后的活性恢復及顆粒運輸至關重要.已有學者對好氧顆粒污泥的常溫儲存、低溫儲存、低溫營養液儲存和脫水儲存等開展了相關研究[5-8].但對采用實際低碳源廢水培養的好氧顆粒污泥的儲存研究仍較少,同時采用連續流工藝恢復儲存好氧顆粒污泥活性的研究也仍鮮有報道.本研究針對實際低碳源廢水培養出的好氧顆粒污泥,采用常溫清水儲存的方法,考察儲存后的好氧顆粒污泥在兩區沉淀池連續流反應器中活性恢復的效果,為好氧顆粒污泥技術的發展提供技術支持.

1 材料與方法

1.1 好氧顆粒污泥的儲存

試驗采用的好氧顆粒污泥由實際低碳源廢水培養而成,其污泥特征和處理效果見文獻[2],具體水質和反應器見2.2節.存儲好氧顆粒污泥的方法如下:將培養出的好氧顆粒污泥仍置于原反應器中,待曝氣池污泥完全沉淀后排去上清液,并用等體積的清水進行置換,使好氧顆粒污泥靜置沉淀在清水中,然后放置在室溫下保存60d.本試驗采用的清水為放置7d的自來水,余氯含量基本為0mg/L.好氧顆粒污泥室溫儲存期間水溫在20~30℃左右.

1.2 好氧顆粒污泥的恢復

1.2.1 試驗裝置及運行條件 采用兩區沉淀池連續流反應器,其有效容積為26.8L,由1個曝氣池(長40cm,寬15cm,高49cm)、1個回流區(長7.5cm,寬4cm,高49cm)和1個兩區沉淀池(兩區體積相同,長15cm,寬15cm,高39cm)組成.反應器示意圖和實物圖如圖1所示.好氧顆粒污泥培養的運行方式和條件見文獻[2].恢復過程中,反應器的運行方式與顆粒培養過程相同,具體為:進水流量24.5mL/min,好氧池曝氣量0.4m3/h,回流區曝氣量0.1m3/h,試驗溫度為20~30℃.恢復試驗的水力停留時間約為18h,通過排出第二沉淀池中的污泥來維持反應器一定的污泥濃度.

圖1 兩區沉淀池連續流反應器

1.2.2 試驗用水 好氧顆粒污泥活性恢復試驗采用的進水為浙江某污水處理廠水解酸化池的實際出水,該廠進水由25%的生活污水和75%的工業廢水組成,其中工業廢水主要來自化工、紡織、皮革和印染等行業.具體水質指標如下:CODCr為(120± 27)mg/L,NH4+-N為(20±3)mg/L,PO43--P為(3±2)mg/ L,BOD5/CODCr為(0.38±0.08).活性恢復試驗的水質與培養階段相同[2],為實際低碳源廢水,有機負荷為(0.16±0.05)kg/(m3·d).

1.3 分析項目及測試方法

混合液懸浮固體(MLSS)、混合液揮發性懸浮固體(MLVSS)、污泥容積指數(SVI)、COD和NH4+-N采用標準分析方法測定[9].好氧顆粒污泥的粒徑采用Motic生物顯微鏡拍照法測定.污泥的比好氧速率測定方法見文獻[10],其中,SOURH表示異氧菌的代謝活性,SOURAOB表示氨氧化菌的代謝活性, SOURNOB表示亞硝酸鹽氧化菌的代謝活性,SOURT表示總代謝活性.活性測試的污泥分別為恢復前(清水儲存60d)和恢復后(反應器運行20d)的好氧顆粒污泥.

好氧顆粒污泥儲存前、恢復前和恢復30d的微生物種群分布采用高通量測序獲得.測序樣品送浙江天科高新技術發展有限公司進行分析測試,具體流程如下:選用PowerSoil? DNA分離試劑盒(MoBio,U.S.)提取污泥DNA,并對細菌16S的V3和V4區進行PCR擴增,引物為341F(5’- CCTACGGGNGGCWGCAG-3’)/805R(5’-GACTACHVGGGTATCTAATCC-3’).擴增程序如下:98℃預變性1min;然后98℃變性10s,50℃退火30s,72℃延伸30s,循環30次;最后72℃延伸5min.PCR反應體系如下:2×Phusion Master Mix 15μL,上下游引物(2μmol/L)各3μL,DNA模板(1ng/μL)10μL,H2O 2μL. PCR產物使用2%的瓊脂糖凝膠進行電泳檢測.根據PCR產物濃度進行等濃度混樣,充分混勻后使用1×TAE,濃度2%的瓊脂糖膠電泳純化PCR產物,選擇主帶大小在400~450bp之間的序列,割膠回收目標條帶,產物用GeneJET凝膠回收試劑盒(Thermo Scientific, U.S.)回收.使用New England Biolabs公司的Next?Ultra? DNA Library Prep Kit for Illumina建庫試劑盒進行文庫的構建,構建好的文庫經過Qubit定量和文庫檢測,合格后使用Miseq進行上機測序[2].

2 結果與討論

2.1 好氧顆粒污泥的特征變化

好氧顆粒污泥活性恢復過程中污泥形態的變化情況如圖2所示.常溫儲存60d后好氧顆粒污泥的顏色由黃褐色變成淺黑褐色,這可能是由于常溫儲存期間污泥長期處于厭氧饑餓狀態,微生物厭氧內源呼吸釋放的硫化物形成沉淀沉積在顆粒表面導致的[11].但常溫儲存期間,顆粒結構基本完整,并沒有觀察到明顯的解體現象.反應器恢復運行7d后,曝氣池中的好氧顆粒污泥輪廓清晰,結構形態良好,活性恢復過程中并未發生明顯的破損現象.由圖2(c)-2(h)可知,活性恢復過程中,兩區沉淀池連續流反應器中的顆粒粒徑逐漸增大,至52~61d,曝氣池中好氧顆粒污泥的平均粒徑在200~250μm.

兩區沉淀池能夠在普通的連續流反應器中創造沉淀選擇壓,使沉降性能好的顆粒污泥留在第一沉淀區(通過回流返回好氧池),沉降性能較差的絮體污泥留在第二沉淀區(作為剩余污泥排出) (圖3),因此長期運行能夠促進好氧顆粒化,這與我們前期的研究成果一致[2].本試驗好氧顆粒污泥粒徑較小主要是由于進水的有機負荷極低[(0.16±0.05)kg/ (m3·d)],微生物生長緩慢導致[2,12].污泥形態變化的結果表明,采用實際低碳源廢水在兩區沉淀池連續流反應器中培養出的好氧顆粒污泥,經過60d的常溫清水儲存,在恢復運行后,顆粒形態能快速恢復,顆粒穩定性較佳,長期運行能提高顆?；潭?

好氧顆粒污泥活性恢復過程中MLSS、MLVSS和SVI的變化如圖4所示.由圖可知,反應器恢復運行初期,好氧顆粒污泥的MLSS、MLVSS和SVI分別為4740mg/L、1836mg/L和12.7mL/g,與好氧顆粒污泥常溫儲存前(分別為4960mg/L、2176mg/L和24.2mL/g)相比均有所降低,這主要是由于好氧顆粒污泥常溫清水儲存期間,污泥處于長期的厭氧饑餓狀態,微生物內源呼吸導致污泥濃度有所下降[12].好氧顆粒污泥活性恢復過程中,MLSS在運行前37d逐漸降低至2646mg/L,然后慢慢上升到3200mg/L左右.MLVSS的變化與MLSS的類似,運行前40d呈現小幅下降的趨勢(從1836mg/L降低至1276mg/L),然后逐漸升高到1800mg/L左右.這一結果表明,常溫清水儲存導致的長期厭氧饑餓會使好氧顆粒污泥活性恢復過程中污泥濃度出現下降,但在微生物適應環境后污泥濃度能逐漸恢復.活性恢復過程中,污泥濃度整體不高主要是由于本試驗采用實際低碳源廢水,進水有機負荷僅為(0.16±0.05)kg/(m3·d).此外,在整個試驗過程中,好氧顆粒污泥的SVI值基本都低于20mL/g,這表明恢復過程中好氧顆粒污泥始終保持著良好的沉降性能.

圖2 常溫儲存60d后好氧顆粒污泥活性恢復過程中污泥形態的變化(標尺:200μm)

圖3 兩區沉淀池連續流反應器恢復運行第70d第一沉淀區和第二沉淀區污泥形態的變化(標尺:200μm)

圖4 好氧顆粒污泥活性恢復過程中MLSS、MLVSS和SVI的變化

2.2 好氧顆粒污泥活性恢復

常溫清水儲存60d的好氧顆粒污泥活性恢復前后污泥的SOUR變化情況如表1所示.由表可知,恢復前好氧顆粒污泥的SOURT為(10.44±0.54)mgO2/ (gVSS?h);恢復運行20d后, SOURT上升到(12.38± 0.02)mgO2/(gVSS?h),與儲存前的SOURT[(12.43± 0.12)mgO2/(gVSS?h)]基本相同.這一結果表明,常溫清水儲存60d的好氧顆粒污泥恢復運行后能很快恢復污泥活性.此外,從SOURT的變化可以發現,常溫清水儲存60d后好氧顆粒污泥的活性下降僅為16%,這一結果與之前的文獻報道不同.Tay[13]的研究結果顯示,采用乙酸鈉培養的好氧顆粒污泥在4℃下儲存4個月后SOURT下降90%,而采用葡萄糖培養的好氧顆粒污泥在相同條件下SOURT下降60%.劉玨等[5]發現用乙酸鈉培養的好氧顆粒污泥在常溫(8~ 25℃)敞開下儲存50d后SOURT下降74%.He等[14]的研究表明,采用乙酸鈉培養的好氧顆粒污泥在長期的室溫閑置下(58d,15℃),SOURT會降低32%左右.本試驗常溫清水儲存60d污泥活性下降較小的主要原因是由于儲存的好氧顆粒污泥采用實際低碳源廢水在極低有機負荷下培養而來,其SOURH[(3.07± 0.27)mgO2/(gVSS?h)]遠低于人工配水培養的好氧顆粒污泥的SOURH[大約25mgO2/(gVSS?h)][5],因此儲存期間異養微生物的活性下降較小[(1.74±0.03) mgO2/(gVSS?h)],致使整體污泥活性下降較低.此外,本試驗所用的實際低碳源廢水含有較多工業廢水,導致由該廢水培養成的好氧顆粒污泥對不利環境的抵抗能力較強,這可能也是儲存期間污泥活性下降較小的一個原因.

由表1可知,恢復運行前好氧顆粒污泥的SOURAOB和SOURNOB分別為(3.10±0.28)和(5.61± 0.24)mgO2/(gVSS?h);恢復運行20d后, SOURAOB和SOURNOB小幅升高至(3.59±0.14)和(5.73± 0.12)mgO2/(gVSS?h).這一結果表明,常溫清水儲存60d后AOB和NOB的活性下降較小,恢復運行后污泥的硝化能力能很快恢復.硝化菌是自養型細菌,其在厭氧饑餓條件下的活性衰減速率小于異養型細菌[6,15],這可能是導致儲存期間硝化菌活性下降較小的一個原因.此外,由于硝化菌和異養菌會對溶解氧產生競爭,在高有機物濃度下硝化菌的活性會被抑制[16-17],而本試驗采用的實際低碳源廢水有機物濃度較低,對硝化菌的活性影響較小,這可能是恢復運行后好氧顆粒污泥硝化能力很快恢復的一個原因.總體上,從污泥活性變化的結果可知,實際低碳源廢水培養的好氧顆粒污泥常溫清水儲存后污泥活性下降較低,反應器恢復運行后污泥活性恢復較快,具有較強的適應性.

表1 兩區沉淀池連續流反應器恢復運行前后好氧顆粒污泥的活性變化情況

2.3 好氧顆粒污泥處理效果恢復

好氧顆粒污泥活性恢復過程中COD的去除效果如圖5(a)所示.由圖可知,反應器的出水COD整體呈減小趨勢,至恢復運行11d后,出水COD基本小于60mg/L.由前期培養階段的數據可知,成熟顆粒穩定運行階段平均出水COD及其去除率分別為59mg/L和38%[2].而本試驗恢復運行11d后平均出水COD及其去除率分別為53mg/L和52%,甚至優于儲存前好氧顆粒污泥對COD的去除效果.這一結果表明,采用實際低碳源廢水在兩區沉淀池連續流反應器中培養出的好氧顆粒污泥,經過60d的常溫清水儲存,在恢復運行11d后,反應器對COD的去除效果即能完全恢復.恢復階段實際低碳源廢水的平均BOD5/CODCr(0.38)略高于培養階段的平均值(0.33),這是恢復階段COD去除效果較好的一個原因.此外,好氧顆粒污泥密實的結構使得其對有毒物質具有一定的抵抗能力[1],長期運行有利于提高難降解廢水COD的去除效果.

好氧顆粒污泥活性恢復過程中NH4+-N的去除效果如圖5(b)所示.由圖可知,出水NH4+-N在恢復運行初期快速下降,至恢復運行5d后,出水NH4+-N均小于2mg/L.由前期培養階段的數據可知,成熟顆粒穩定運行階段平均出水NH4+-N及其去除率分別為1.2mg/L和93%[2].而本試驗恢復運行5d后平均出水NH4+-N及其去除率分別為0.7mg/L和96%,略優于儲存前好氧顆粒污泥對NH4+-N的去除效果.這一結果與2.2節硝化菌活性分析的結果相一致,進一步表明實際低碳源廢水培養出的好氧顆粒污泥常溫清水儲存60d對其硝化菌活性的影響較小,且恢復運行5d后就能恢復污泥的硝化能力.

2.4 好氧顆粒污泥微生物菌群變化

對好氧顆粒污泥儲存前、恢復前和恢復30d的微生物菌群進行門水平上的分析(圖6),發現Proteobacteria和Bacteroidetes在儲存前的污泥樣品中豐度分別為66.3%和9.1%,而在恢復前的污泥樣品中豐度下降至54.2%和5.7%,通過30d的恢復運行,其豐度上升至69.0%和9.8%.這與文獻報道的結果一致,即Proteobacteria和Bacteroidetes在污水生物處理工藝中占主要地位,其豐度隨著處理效果的提高而增加[18-19].此外,在儲存前和恢復運行30d的污泥樣品中,Firmicutes(1.1%和2.6%)、Actinobacteria(5.1%和3.8%)、Gemmatimonadetes(2.1%和2.5%)、Chlorolexi(2.2%和1.5%)、Chlorobi(1.1%和0.6%)、Thaumarchaeota(0.6%和0.1%)、Spirochaetae(0.1%和0.1%)的豐度差別均不大;而對比恢復前的污泥樣品(常溫清水儲存60d),其相應門水平上的豐度(3.3%、8.0%、5.7%、4.8%、3.8%、2.2%和1.7%)均出現了升高.這一結果表明,實際低碳源廢水培養成的好氧顆粒污泥在常溫清水儲存60d后,其微生物菌群在門水平上發生了較為明顯的變化.

圖6 好氧顆粒污泥儲存前、恢復前和恢復30d微生物菌群在門水平上的相對豐度變化(至少一個樣品中的豐度30.1%)

圖7 好氧顆粒污泥儲存前、恢復前和恢復30d微生物菌群在屬水平上的相對豐度變化(至少一個樣品中的豐度30.1%)

進一步分析好氧顆粒污泥儲存前、恢復前和恢復30d微生物菌群在屬水平上的相對豐度變化(圖7)可知,儲存前的污泥樣品中主要的屬是(3.6%)、(1.4%)、(1.3%)和(1.2%);恢復前的污泥樣品中主要的屬是(3.1%)、(2.6%)、(2.1%)、(2.0%)、(1.9%)和(1.1%);而恢復30d的污泥樣品中主要的屬是(4.0%)、(2.1%)、(2.0%)、(2.0%)、(1.5%)、(1.5%)、(1.2%)和(1.1%).相比儲存前和恢復30d的污泥樣品,恢復前的污泥樣品中、、和的豐度明顯增加;而、、和的豐度則明顯下降.和被認為與反硝化相關,是一類兼氧或厭氧菌[20-21],其豐度的升高可能是由于常溫儲存期間顆粒污泥處于厭氧狀態導致.被認為是一類氨氧化古菌,更適應貧營養環境[22],而從土壤中分離而來[23],在廢水生物處理中報道極少,這兩種屬在常溫儲存期間豐度的升高還需進一步研究.是常見的硝化菌[6,14],其在恢復前的污泥樣品中豐度為2.6%,恢復運行30d后提高至4.0%,這表明實際低碳源廢水培養的好氧顆粒污泥常溫儲存60d后硝化菌的豐度下降較小,、恢復運行后其豐度又能很快恢復,這一結果與2.2節硝化菌的活性分析結果一致.此外,有文獻報道[24]和[25]均為好氧菌,表明其豐度在常溫儲存期間的下降可能是由于污泥處于厭氧狀態導致.

3 結論

3.1 采用實際低碳源廢水在兩區沉淀池連續流反應器中培養出的好氧顆粒污泥,經過60d的常溫清水儲存后,顆粒顏色變成淺黑褐色,但顆粒結構完整,并未出現明顯解體;污泥濃度出現小幅降低,但沉降性能保持良好;污泥活性整體降低較小,尤其是硝化菌活性;污泥菌群結構發生變化.

3.2 在恢復運行后,顆粒形態恢復快且良好,長期運行粒徑增大明顯;污泥沉降性能始終保持良好,污泥活性恢復較快;運行11d后COD處理效果完全恢復,運行5d后NH4+-N處理效果完全恢復.

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Reactivation of aerobic granular sludge cultivated by low-strength wastewater after room-temperature storage.

ZOU Jin-te1, HE Hang-tian2, PAN Ji-yang2, TAO Ya-qiang2, LI Jun1*

(1.Key Laboratory of Microbial Technology for Industrial Pollution Control of Zhejiang Province, College of Environment, Zhejiang University of Technology, Hangzhou 310014, China；2.College of Civil Engineering, Zhejiang University of Technology, Hangzhou 310014, China)., 2018,38(12)：4530~4536

To investigate the feasibility of room-temperature storage of aerobic granular sludge (AGS) cultivated by real and low-strength wastewater, the variations of AGS characteristics, specific oxygen uptake rate (SOUR), removal efficiency and microbial community were explored. The experimental results show that after 60days storage using tap water at room-temperature, the structure of AGS was still intact and did not disintegrate obviously. The mixed liquor suspended solids (MLSS) slightly decreased from 4960mg/L to 4740mg/L, but the settling property maintained well (SVI: 24.2mL/g). The decrease in SOUR was very slight (16%), especially for the SOUR of nitrifying bacteria. The abundance of microbial community changed at the phylum and genus level. After restarting the reactor, AGS morphology recovered quickly and the granule size increased after long-term operation (200~250μm). The sludge settling property has always maintained well (SVI<20mL/g), and the SOUR recovered soon after 20days operation. The COD removal efficiency was completely recovered after 11days operation (around 53mg/L in the effluent). The NH4+-N removal efficiency was also completely recovered after 5 days operation (around 0.7mg/L in the effluent). AGS storage at room-temperature has significant value in practical application due to its convenient operation and fast recovery of reactor stable operation.

real and low-strength wastewater；room-temperature storage；aerobic granular sludge；reactivation

X703

A

1000-6923(2018)12-4530-07

鄒金特(1988-),男,浙江寧波人,助理研究員,博士,主要從事高效污水生物處理技術研究.發表論文10余篇.

2018-04-24

國家自然科學基金項目(51478433,51708500);浙江省大學生科技創新活動計劃(新苗人才計劃)項目(2018R403067)

* 責任作者, 教授, tanweilijun@zjut.edu.cn