低表觀氣速間歇曝氣AGS-SBR系統處理實際生活污水

李 冬,曹思雨,王 琪,張 杰,2

低表觀氣速間歇曝氣AGS-SBR系統處理實際生活污水

李 冬1*,曹思雨1,王 琪1,張 杰1,2

(1.北京工業大學城市建設學部,水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室,北京 100124；2.哈爾濱工業大學環境學院,城市水資源與水環境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 150001)

實驗選用3個SBR反應器接種污水廠活性污泥,R1采用高表觀氣速(SGV)連續曝氣,R2采用低SGV連續曝氣,R3采用低SGV間歇曝氣,在低碳氮比的實際生活污水中培養好氧顆粒污泥,探究不同SGV曝氣條件對好氧顆粒污泥的形成及系統處理效果的影響.經過120d的培養,R1?R2和R3中顆粒粒徑分別為(754±78),(812±86),(1183±93)μm,R3的脫氮除磷效果優于R1和R2.結果表明,應用低SGV間歇曝氣策略在低碳氮比實際生活污水中培養的好氧顆粒污泥脫氮除磷性能良好,且系統中反硝化聚磷菌(DPAO)占聚磷菌(PAO)比例為24.75%.

好氧顆粒污泥(AGS)；表觀氣速(SGV)；間歇曝氣；反硝化除磷菌(DPAO)；生活污水；脫氮除磷

好氧顆粒污泥(AGS)因其沉降性能好、生物保留量高及基建占地面積小等優點,有著廣泛的應用前景[1].AGS通常具有直徑大于0.2mm的顆粒結構,可以在一個顆粒內保持好氧、缺氧和厭氧的環境,有利于富集不同種類的功能菌,實現多種污染物的同步去除[2-3].

我國城市生活污水COD濃度較低,培養出的好氧顆粒污泥往往結構松散,易發生崩解[4-7].研究表明[8],在低COD進水條件下,選擇性富集聚糖菌(GAO)和聚磷菌(PAO)等功能菌更有助于形成結構光滑?致密和穩定的顆粒污泥.反硝化聚磷菌(DPAO)是一種特殊的PAO,能夠在缺氧條件下以NO--N為電子受體,同時進行反硝化和吸磷,實現“一碳兩用”,為處理低碳氮比生活污水提供了新思路[9].有研究表明,厭氧/缺氧或厭氧/缺氧/好氧交替的環境有利于DPAO的生長[10-11].此外,硝酸鹽氮的積累會對PAO的吸磷作用產生抑制,影響系統的除磷效率[12-14],而間歇曝氣能夠提供交替好氧/缺氧環境,可以減少硝酸鹽氮的積累,有利于PAO和DPAO的富集.

同時在好氧顆粒污泥的培養過程中,表觀氣速(SGV)通常是一個比較重要的曝氣參數.以往的研究認為,高SGV是培養好氧顆粒污泥的必要因素[15-17],然而,這些研究均使用COD濃度較高的人工配水進行實驗,但由于我國城市生活污水具有COD濃度較低的特點[4],并不能完全借鑒以往實驗的經驗. Devlin等[18]在反應器SGV為0.41cm/s的條件下,探究不同COD濃度培養好氧顆粒污泥.發現進水COD濃度為340mg/L時生成了穩定密實的顆粒,而進水COD濃度為1300mg/L時形成的顆粒結構松散,邊緣模糊.

雖然該實驗并未對所培養好氧顆粒污泥的脫氮除磷效果進行詳細討論,但是能夠說明在低COD條件下,高SGV并不是顆粒形成的必要條件.而低SGV的條件可能更適合在低COD進水下培養好氧顆粒污泥,并且結合好氧顆粒污泥的結構特點,在單個顆粒中提供好氧/缺氧/厭氧區[30],選擇性強化系統對PAO和DPAO的富集,使培養出的好氧顆粒污泥更適合應用于我國的低碳氮比生活污水,并降低系統能耗.以往研究中[19],培養結構強度高的好氧顆粒污泥大多需要投加金屬離子,若能通過運行方式對好氧顆粒污泥進行強化,也能提升好氧顆粒污泥系統的經濟效益.

基于此,本研究使用3組序批式反應器(SBR)進行實驗,分別應用高SGV連續曝氣?低SGV連續曝氣和低SGV間歇曝氣這3種曝氣方式,在低碳氮比實際生活污水中培養好氧顆粒污泥,以此探究不同曝氣策略對好氧顆粒污泥特性?功能菌富集和污染物去除效率等方面的影響,以期為好氧顆粒污泥工藝處理實際生活污水提供理論指導.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置與運行方式

使用3組序批式反應器R1、R2和R3,反應器有效容積6L,換水比為75%.反應器采用底部進水,通過PLC(Programmable Logic Controller)控制進水?攪拌?曝氣和出水.系統顆粒化完成后,通過反應器底部排水口手動控制排泥,使3個反應器的SRT均為30d.使用鼓風機進行底部曝氣,通過轉子流量計控制曝氣流量.實驗裝置圖如圖1所示.

R1、R2和R3分別應用SGV速(1.0cm/s)連續曝氣、低SGV(0.4cm/s)連續曝氣和低SGV (0.4cm/s)間歇曝氣進行好氧顆粒污泥的培養,其中間歇曝氣設置為每曝氣60min,停曝30min.SGV通過調整曝氣強度進行調控,計算見式(1).

式中:表示SGV,cm/s;表示單位時間內曝氣量, cm3/s;表示反應器橫截面面積, cm2.

圖1 反應器裝置示意

(1)進水箱;(2)蠕動泵;(3)出水;(4)氣體流量計;(5)鼓風機;(6)進水?出水?攪拌?曝氣時序控制器;(7)攪拌機

反應在室溫條件下進行,運行過程中不對pH值進行控制.每周期運行時間為6h.厭氧段前先進行5min進水,進水結束后進入厭氧攪拌階段.初始污泥沉降時間設置為30min,之后每4d將沉降時間減少2min,最終將沉降時間設置為4min.3個反應器的具體運行參數如表1所示.

表1 反應器運行參數

1.2 接種污泥與實驗用水

反應器的接種污泥使用北京市某污水處理廠的二沉池回流污泥,R1?R2和R3的初始MLSS分別為4179,4296,4144mg/L,初始VSS/SS分別為0.63、0.62和0.63.實驗用水為某小區化糞池的實際生活污水,污水水質如表2所示.

表2 生活污水水質(mg/L)

1.3 分析項目及方法

本實驗的NH4+-N、NO2--N、NO3--N、MLSS和SVI等指標均采用國家規定的標準方法進行測定[20],胞外聚合物(EPS)中的蛋白質(PN)采用Lowry法進行測定,多糖(PS)采用蒽酮硫酸法進行測定.使用WTW多參數測定儀對pH值和溶解氧(DO)進行測定.使用Mastersize 2000型激光粒度儀測定顆粒粒徑,通過OLYMPUS體式顯微鏡觀察顆粒形態.

其中,EPS的提取步驟如下:

(1)在反應器內均勻攪拌條件下,由反應器側面取樣口取30mL污泥混合液,在常溫條件下4000倍重力加速度離心15min,之后去除上清液;

(2)使用緩沖液(組成成分:2mmol/L Na3PO4, 4mmol/L; NaH2PO4,9mmol/L; NaCl,1mmol/L KCl)將剩余樣品體積恢復至30mL,震蕩1min使樣品與緩沖液混合均勻,60℃條件下水浴加熱30min;

(3)樣品冷卻至室溫后,在4℃條件下20000倍重力加速度離心20min,上清液經0.22μm濾膜過濾后得到待測EPS樣品.

1.4 批次實驗

在實驗運行過程中通過批次實驗對系統中DPAO的富集情況進行考察.實驗方法如下:從反應器中取出2L的泥水混合液,使用自來水攪拌清洗并去除上清液,重復3次,之后定容至2L.加入丙酮酸,控制COD濃度為300mg/L,在室溫下厭氧攪拌120min.再次清洗污泥并定容至2L,將污泥平均分為兩份,加入磷酸二氫鉀控制TP濃度為6mg/L,其中一份通過曝氣進行好氧吸磷實驗,另一份加入硝酸鉀控制初始硝氮濃度為20mg/L進行缺氧吸磷實驗.定時取樣測定好氧和缺氧實驗的TP濃度.計算公式如下:

式中:ONn表示能利用O2、NO3-和NO2-作為電子受體去除的磷;ON表示能利用O2和NO3-(不能利用NO2-)作為電子受體去除的磷;O表示只能利用O2作為電子受體去除的磷;O表示利用O2為電子受體在好氧段的吸磷量;ON表示利用NO3-為電子受體在缺氧段的吸磷量;ONn表示利用NO2-為電子受體的吸磷量.

2 結果與討論

2.1 不同運行條件下污泥理化性質變化

R1?R2和R3在運行過程中顆粒平均粒徑變化如圖2所示.可以看出在整個實驗過程中,3個反應器的平均粒徑均呈現上升趨勢.最終R3中生成的顆粒平均粒徑最大,為(1183±93)μm,R1和R2中顆粒的平均粒徑分別為(754±78)μm和(812±86)μm.

圖2 運行期間3個反應器中顆粒平均粒徑的變化

有研究認為[21],較高的SGV提供的水力剪切力有利于微生物分泌EPS,從而促進顆粒的形成.但是由于本實驗所用進水的COD濃度較低,雖然R1采取了較高的SGV進行曝氣,但在進入好氧段時,由于絲狀細菌比非絲狀細菌具有高的比表面積,故能夠更快地從進水當中吸收營養物質[22],因此R1中生成的顆粒污泥主要由絲狀菌構成,結構較為松散,有研究表明[23],高SGV條件可能導致顆粒磨損性增加,最終導致反應器內生成的好氧顆粒污泥機械強度較低,在高SGV條件下粒徑較小.另有研究表明[24],在SGV相同的條件下,不同曝氣裝置產生的氣泡大小不同,也會對好氧顆粒污泥的形成產生不同的影響.王陸璽等[25]的研究也表明,曝氣氣泡的分布方式也會影響好氧顆粒污泥的形成,因此這部分影響因素還有待進一步實驗考證.

R3由于采用間歇曝氣的方式運行,反應器中形成顆粒的粒徑較R1和R2的更大,有研究表明[26],間歇曝氣提供的飽食/饑餓交替的條件有利于促進細胞分泌EPS,進而促進顆粒的形成.黃健盛等[27]在對比連續曝氣與間歇曝氣條件下培養好氧顆粒污泥的實驗中也有相似結論,在間歇曝氣條件下,顆粒污泥粒徑的增長速度更快.而R2相較于R3缺少刺激微生物分泌EPS的選擇壓條件,因而在顆粒污泥培養過程中粒徑增長較R3更低,且穩定運行后反應器內顆粒污泥平均粒徑更小.可見在低C/N生活污水條件下,SGV不再是影響顆粒形成的主要因素,可以通過其他運行參數促進顆粒的培養.

由圖3可見,實驗初期由于通過逐步縮短沉降時間篩選沉降性能好的污泥,3個反應器的MLSS均出現一定程度的下降,隨后呈上升趨勢.當系統的SV30/SV5大于0.9時,即可認為反應器造粒完成[27].因此R1、R2、R3分別在第56,40,36d完成顆粒污泥的培養.

圖4 污泥顯微鏡照片

圖4(a)為接種絮狀物泥的顯微鏡照片,圖4(b)～ (d)分別為R1?R2和R3這3個反應器在第100d的顆粒污泥顯微鏡照片.可以看到3個反應器中生成的顆粒污泥均呈現較為不規則的邊緣,這是由于實際生活污水中有機物較為復雜,降解步驟較多,因而在實際生活污水中培養的好氧顆粒污泥邊緣較為不規則,多具有復雜的微觀結構[29].其中R1中生成的顆粒邊緣絲狀結構較多,且有較多呈不規則破碎狀的顆粒,R2中生成的顆粒粒徑偏小,R3中生成的顆粒邊緣更加光滑,結構更密實.說明在低C/N實際生活污水條件下,應用低SGV間歇曝氣有助于培養結構穩定的顆粒污泥.

2.2 不同運行條件下系統污染物去除效率變化

由圖5(a)可以看出,剛接種活性污泥的運行初期,3個反應器的COD處理效果均不夠理想,之后隨著沉降時間的縮短,沉降性能較差的污泥隨出水被排出,反應器的COD去除效率略有波動.在隨后的實驗過程中,3個反應器的COD去除效果均表現良好,出水COD濃度在50mg/L以下,符合《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918-2002)一級A的標準[41],最終R1、R2和R3的COD去除率為94.75%、95.69%和97.25%.

圖5(b)為實驗過程中3個反應器的TN去除效果變化,可以看出R1和R2的TN去除率較R3更低.有研究表明,氧氣在好氧顆粒污泥中的傳質深度為150～300μm[30],故當顆粒污泥的粒徑小于300μm時,顆粒內主要為好氧區.當顆粒粒徑繼續上升時,才能夠提供缺氧區甚至厭氧區,進而通過反硝化作用獲得較好的脫氮效率.R1由于反應器內生成顆粒結構疏松,粒徑偏小,且反應器曝氣強度較高,導致運行過程中缺乏缺氧條件,不利于系統反硝化,出水中硝態氮濃度較高.R2由于所用曝氣強度較低,隨著反應器內顆粒污泥的出現,能夠在反應器內形成一定的缺氧區,故出水TN濃度低于R1.但是由于連續曝氣,運行周期末系統內DO濃度升高,對反硝化菌?DPAO的活性有一定的影響,TN去除率仍低于R3.

圖5(c)為實驗過程中3個反應器的TP去除效果的變化情況,與TN去除效率的變化情況相似,R1和R2的TP去除率低于R3.由于硝態氮的積累會對PAO吸磷產生影響[12-14],故R1和R2的除磷效果較差可能是由于連續曝氣條件下,生成的硝態氮不能及時去除,對PAO的除磷效果產生影響.R2較R1所用的SGV更低,系統中包含更多的缺氧區,有利于同步硝化反硝化作用消耗硝態氮,故與R1相比,R2的脫氮除磷效果更好.

2.3 不同運行條件下AGS胞外聚合物含量變化

EPS被認為是維持好氧顆粒污泥結構的重要組成部分[31],PN和PS的含量及PN/PS值的變化也可以從一定程度上反映顆粒形成的情況.圖6所示為R1?R2和R3反應器在實驗進行過程中EPS含量的變化.可以看出,在顆粒化過程中,3個反應器的EPS含量均較接種時有所上升.

實驗初期R1的PS含量增長較快,可能是由于高SGV有利于刺激細胞分泌EPS[20],但是R1中生成的顆粒結構較為松散,絲狀結構較多,在高SGV條件下并不能保持很好的穩定性,顆粒粒徑增長緩慢,實驗后期EPS總量較R2和R3的更低.研究表明,PS能夠起到粘結細胞的作用,進而促進顆粒化,但是過量的PS也會使形成的顆粒結構松散,最終因為微生物的過快生長導致顆粒破碎[32].He等[33]的研究也發現,系統中PS含量的增加與顆粒的絲狀菌膨脹有關.故雖然高SGV有助于刺激細胞分泌EPS,但更多的是PS含量的增長,生成的顆粒污泥絲狀菌較多,不利于生成結構密實的顆粒.R2中的EPS含量在初期呈上升趨勢,但之后略有下降,并在一定范圍內波動,不再上升.R2采用連續曝氣,導致好氧段饑餓期較長,而饑餓環境下,EPS可以作為微生物的臨時碳源被消耗[34],這可能是R2中EPS含量較低的原因.

在實驗過程中R3的EPS含量較R1和R2的更高,且EPS中PN的增長更為顯著.Zhang等[35]的研究表明,在污泥顆粒化的過程中,隨著PN含量的增加,細胞表面的疏水性也隨之增加,同時電負性減小,而這有利于細胞之間的聚集.McSwain等[36]通過激光共聚焦技術(CLSM)對好氧顆粒內部進行染色觀察的結果也表明,PN是顆粒核心的主要構成成分,而PS主要聚集在顆粒外層,說明了PN在促進顆粒污泥穩定方面的作用.R3所用的間歇曝氣提供了交替的好氧/缺氧條件,有利于刺激EPS特別是PN的分泌,同時也有利于富集DPAO等細菌,使生成的顆粒結構更加密實穩定.因R3的PN增長較PS更快,故在實驗過程中系統的PN/PS呈上升趨勢.有研究表明[37],較高的PN/PS值有利于污泥的絮凝,說明R3所應用的低SGV間歇曝氣策略促進了顆粒的形成.

2.4 不同運行條件下系統中DPAO比例

實驗通過批次實驗來測定運行期間3個反應器內DPAO占PAO的比例變化.運行期間,R1?R2和R3中DPAO占PAO比例變化情況如圖7所示.由于厭氧/缺氧或厭氧/缺氧/好氧交替的環境有利于DPAO的生長[10-11],可以看出,實驗運行期間,R3中DPAO占PAO的比例上升最快,最終達到24.75%.R1和R2由于采用連續曝氣的運行方式,好氧段硝態氮的積累抑制DPAO的活性,不利于DPAO的富集,最終R1和R2系統中DPAO僅占PAO的11.75%和14.32%.說明通過應用低SGV間歇曝氣,可以在低C/N比生活污水中加強對DPAO的富集,實現“一碳兩用”,提高系統的脫氮除磷效率.

圖7 運行期間DPAO占PAO比例的變化

2.5 不同運行條件下典型周期實驗

圖8所示為第110d時R1、R2和R3一個周期內COD、TP、NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度的變化情況.由于進水COD濃度不高,R1、R2和R3中的大部分COD在厭氧段就已被去除,部分難降解COD在好氧段初期被異養菌消耗,最終3個反應器出水COD濃度均小于50mg/L,符合《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918-2002)一級A的標準[41].

R1和R2在連續曝氣條件下,系統提供的DO雖然有利于硝化作用去除NH4+-N,但由于顆粒粒徑較小,在連續曝氣條件下不能為反硝化作用提供足夠的缺氧?厭氧環境,可以看到,在運行周期中,硝態氮濃度隨著持續的曝氣不斷增加,出水中硝態氮濃度較高,且多為NO3--N,TN去除率較R3更差.又因為硝態氮的積累會對PAO的吸磷作用產生抑制影響除磷效率[12-14],R1和R2的除磷效果也不夠理想.

R3由于采用低SGV間歇曝氣,運行過程中硝態氮的積累量并不高,多為NO2--N積累.當環境由缺氧向好氧過度時,AOB具有能夠快速從缺氧饑餓環境中恢復的生理特性[38-40],故R3中間歇曝氣帶來的好氧/缺氧交替使得R3中更多地富集了AOB.且能夠在好氧段后的缺氧段觀察到TP與硝態氮濃度的同步下降,說明有反硝化吸磷現象發生,使R3能夠獲得較好的脫氮除磷效率.

3 結論

3.1 低SGV間歇曝氣條件下,以實際生活污水為進水的R3能夠培養出結構密實的好氧顆粒污泥,且造粒成功后出水能夠滿足《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918-2002)一級A的標準[41].

3.2 第120d時R1?R2和R3的平均粒徑分別為(754±78),(812±86),(1183±93)μm,R3中在低SGV間歇曝氣條件下生成的顆粒表面更光滑?結構更密實.

3.3 低SGV間歇曝氣的運行方式有利于選擇性富集DPAO,最終R1、R2和R3中DPAO占PAO的比例分別為11.75%、14.32%和24.75%.

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Low superficial gas velocity intermittent aeration AGS (aerobic granular sludge) SBR system oftreating domestic wastewater.

LI Dong1*, CAO Si-yu1, WANG Qi1, ZHANG Jie1,2

(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Faculty of Architecture, Civil and Transportation Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, School of Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150001, China)., 2021,41(10)：4588～4596

Three SBR reactors were used to inoculate activated sludge from sewage treatment plants in this experiment. R1was used high SGV continuous aeration, R2 was used low SGV continuous aeration, and R3 was used low SGV intermittent aeration to cultivate aerobic granular sludge in actual domestic sewage, and explore the effect of different SGV aeration conditions on the formation of aerobic granular sludge and the effect of system processing. After 120 days of incubation, the particle sizes of R1, R2 and R3 were (754±78)μm, (812±86)μm and (1183±93)μm, respectively. The denitrification and phosphorus removal effect of R3 was better than that of R1 and R2. The results show that the application of low SGV intermittent aeration strategy can realize the cultivation of aerobic granular sludge in actual domestic sewage, and the system had good denitrification and phosphorus removal performance. The proportion of denitrifying phosphorus-removing organisms (DPAO) to phosphorous accumulating organisms (PAO) was 24.75%.

aerobic granular sludge(AGS)；superficial gas velocity (SGV)；intermittent aeration；denitrifying phosphorus-removing organism (DPAO)；domestic；nitrogen and phosphorus removal

X703.1

A

1000-6923(2021)10-4588-09

李 冬(1976-),女,遼寧丹東人,教授,博士,主要研究方向為水質科學與水環境恢復技術.發表論文160余篇.

2021-02-23

北京高校卓越青年科學家計劃項目(BJJWZYJH0120191 0005019);國家水體污染控制與治理科技重大專項(2018ZX07601-001)

* 責任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn