好氧顆粒污泥同步硝化內源反硝化脫氮除磷

李 冬,李 悅,李雨朦,楊敬畏,張 杰,3

好氧顆粒污泥同步硝化內源反硝化脫氮除磷

李 冬1*,李 悅1,李雨朦1,楊敬畏2,張 杰1,3

(1.北京工業大學水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室,北京 100124；2.北京市市政工程設計研究總院有限公司,北京 100086；3.哈爾濱工業大學城市水資源與水環境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 150090)

室溫下接種絮狀污泥于分別采用梯度進水快速進水和慢速進水方式運行的SBR反應器R1、R2、R3中,人工配水為進水基質,探究進水方式對SBR系統內碳源儲存性能和污染物去除效果的影響.結果表明,梯度進水下具有更好的內碳源儲存性能和脫氮效果.啟動成功后R1內碳源儲存率(CODin)、同步硝化內源反硝化(SNED)率和TN、COD、TP平均去除率分別為99.69%、81.52%、79.07%、92.35%、96.03%.其中TP平均去除率僅次于R3的98.43%,原因是慢速進水下PAOs對內碳源儲存貢獻比例(paos)占主體(54.41%),而梯度進水下paos僅為47.90%.R1污泥濃度為5575mg/L,雖低于R2中的6389mg/L,但其MLSS/MLVSS為0.90,說明梯度進水下顆粒污泥具有較高的生物量.EPS分析結果表明,PS組成成分隨著進水方式的改變而改變,梯度進水下含有更高的蛋白質(PN),因此顆粒疏水性更強,顆粒結構更穩定.

SBR；好氧顆粒污泥；脫氮除磷；內碳源；進水方式

與傳統活性污泥工藝相比,好氧顆粒污泥工藝處理性能較好,生物量更高[1],多數好氧顆粒污泥工藝在序批式反應器(SBR)中培養且運行效果良好[2].SBR多采用快速進水,普通異養菌短時間內獲得大量外碳源并優先利用[3],聚磷菌(PAOs)、聚糖菌(GAOs)在厭氧段無法儲存足夠的內碳源并用于好氧段的脫氮除磷.研究發現慢速推流進水有助于選擇生長緩慢的PAOs和GAOs[4],提高內碳源儲存量.但不足的是慢速進水持續以低底物濃度進水,而且速率不變使進水階段處于穩態,內碳源存儲響應較小.一般認為在高底物濃度梯度下,內碳源儲存是主要的生化過程[5],非平衡生長環境才能刺激微生物的內存能力,并且使內碳源儲存細菌獲得競爭優勢[6].

基于此,本文提出在SBR中采用梯度進水啟動好氧顆粒污泥系統,即以非固定的進水速率向微生物提供外碳源創造非平衡生長條件,并縮短慢速進水的持續時間,提高內碳源存儲響應;同時,與一次性進水和慢速進水對比,探究進水方式對于系統污泥特性、處理性能、內碳源儲存的影響.以期優化SBR的進水方式,提高培養顆粒污泥的有效性以及強化同步脫氮除磷.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置與運行參數

本實驗采用有機玻璃制成的SBR反應器,有效容積6L,換水比2/3,高50cm,直徑14cm,共3組.每天運行4個周期,每周期360min.沉淀時間以污泥不被排出反應器所需時間為起始沉淀時間,每7d縮短一次沉降時間,每次5min,達到12min以后,每3d縮短一次,每次3min.最后保持1min.其余時間閑置.實驗具體參數見表1.

表1 反應器運行工況

注:梯度進水時,進水時間為33min,前3min以較高速度(同一次性進水)進水,后30min以較低速度(同慢速進水)進水.

1.2 接種污泥與實驗用水

接種污泥是北京市某污水廠絮狀污泥,平均污泥濃度為3510mg/L,實驗用水是人工配水,由自來水、CH3CH2COONa、(NH4)2SO4、KH2PO4、NaHCO3、CaCl2和MgSO4·7H2O配制而成,NaHCO3用以模擬實際生活污水的堿度并同時調節pH值穩定.COD、NH4+-N、NO3--N、NO2--N、TP濃度分別為(250±25), (40～45),(0～2),(<1),(3～4)mg/L.

1.3 分析及計算方法

檢測反應器出水碳、氮和磷的濃度,其中COD和TP測定采用SB-3B型COD多參數快速測定儀,氨氮(NH4+-N)測定采用納氏試劑光度法,亞硝酸鹽氮(NO2--N)測定采用N-(1-萘基)一乙二胺光度法,硝酸鹽氮(NO3--N)測定采用紫外分光光度法[7]. MLSS按照稱重法測定.顆粒粒徑采用Mastersize 2000型激光粒度儀測定(Mastersizer2000,UK).

1.4 EPS提取方法

胞外聚合物(EPS)按照改良的熱提取方法提取[8],首先在室溫下取30mL顆粒污泥于50mL取樣管在4000的作用力下離心10min,脫水后,顆粒污泥混合物用緩沖液定容至30mL.懸浮液在4000作用力下再次離心15min,去除上清液.隨后,用上述緩沖溶液重新定容至30mL.將顆粒污泥懸浮液在水浴中加熱至60℃,30min,每隔10min搖動1次,再將顆粒污泥混合物在20000和4℃下離心20min.進行3次樣品平行測試.EPS中蛋白質(PN)采用Lowry法測定,多糖(PS)采用蔥酮硫酸法測定[9-10].

1.5 三維熒光和平行因子分析

對不同階段顆粒污泥的EPS進行3維熒光掃描,采用掃描參數為:激發/發射波長間隔10nm,掃描速度15000nm/min,激發帶寬及發射帶寬為10nm,增益(PMT)為550V,自動匹配響應時間.得到掃描數據組后,采用Stedmon和Rasmus Bro開發的MALAB toolbox DOM Fluor對得到的結果進行平行因子法建模.根據每個模型的殘差確定每個樣品中的組分數.

1.6 計算方法

SNED率用以表示好氧段的氮損失情況[11].厭氧段有機碳源的消耗量主要包括兩部分:一部分是通過異養菌的外源反硝化作用去除的COD量,另一部分是通過PAOs和GAOs的作用儲存為內碳源的COD量(CODu).CODin指內碳源儲存占總消耗COD的比例,paos指PAOs在內碳源儲存過程中的貢獻比例.計算方法如下[12]:

式中:ΔNO2--N、ΔNO3--N、ΔNH4+-N為好氧段濃度變化量,mg/L;ΔCOD、ΔNO2-和ΔNO3-為厭氧段濃度變化量,mg/L;CODu為內碳源儲存量,mg/L,1.71和2.86分別為單位質量濃度的NO2--N和NO3--N反硝化消耗的COD質量濃度,mg/mg;PRA為厭氧段釋磷量,mg/L;0.5為PAOs厭氧條件下每吸收單位質量的有機碳源所釋放的磷量,mol/mol.

2 結果與討論

2.1 各反應器污染物去除效果

2.1.1 COD去除性能 運行過程中COD去除性能如圖1所示.3個反應器的COD出水均可穩定在50mg/L以下,去除率均達到85%以上,符合《城鎮生活污水廠污染物排放標準》[13](GB18918-2002)一級A標準,表明3種運行方式下均有較高的有機物去除能力,這是由于進水碳氮比較低,在厭氧或缺氧段大部分易降解有機物均已被利用,因此,進水方式對COD的去除影響較小.但可以看到隨著沉降時間的減少,3個反應器運行至15d時,顆粒形成的初期階段均出現了污泥流失現象,導致COD去除率下降至75%左右,隨后微生物量緩慢升高,在第25d開始COD去除率恢復至85%左右,最終穩定在85%以上.

圖1 運行過程中COD濃度變化情況

2.1.2 TP去除性能 TP去除性能如圖2所示.3個反應器的TP去除效率呈現先降低后逐漸升高并穩定的趨勢.在顆粒形成初期,由于較多污泥流失導致生物量減少,導致反應器運行的第35d左右,TP去除效果惡化去除率逐漸降低,3組反應器分別降低至38.46%、34.43%和39.59%,隨后在第40d逐漸恢復至70%以上.啟動成功以后,出水TP均可穩定在0.5mg/L以下,啟動成功后R1、R2和R3的平均去除率分別為95.87%、92.00%和98.43%.R3中除磷效果相對較好,可能是由于厭氧慢速進水的方式有利于PAOs的生長,且R3顆粒的尺寸較大導致氧擴散限制,允許具有好氧、缺氧和厭氧條件的層狀結構,這種結構為除磷創造了合適的微環境.而在R2快速進水方式下,反硝化OHO(普通異養生物)優先快速使用有機碳,而外碳源利用速率較慢的PAOs與普通異養菌相比競爭碳源能力較弱[3]導致用于去除磷的碳源不足,因此R2的TP去除率最低.

圖2 運行過程中TP濃度變化情況

2.1.3 脫氮性能 脫氮性能如圖3所示,3個反應器在顆粒形成階段,出水TN濃度逐漸上升,在17-35d, R1出水TN濃度由17.35mg/L和逐漸升高至32.30mg/L,R2由16.59mg/L逐漸升高至31.52mg/L, R3由22.06mg/L升高至32.41mg/L.第35d左右NH4+-N去除率降低至(30%±5%).脫氮主要是由于異養生物量的生長而發生的,顆?；陂g污泥流失導致的較短的固體停留時間(SRT)造成了去除率降低.隨著系統運行時間的延長,硝化菌逐漸生長增多,系統的硝化性能逐漸得以恢復.啟動成功后,R1、R2、R3出水NH4+-N濃度逐漸降低至0.75,2.79, 2.21mg/L,NH+ 4-N平均去除率分別為97.01%、93.65%、95.13%.出水NO3--N濃度降低至7.53、10.24、9.50mg/L,TN濃度分別為8.44,11.83, 11.05mg/L, TN平均去除效率分別為79.07%、69.64%、73.32%.R1在好氧段沒有額外添加外部碳源的情況下表現出較好的脫氮性能,其較高的TN去除率表明系統中發生了較完全的硝化和反硝化.而根據厭氧段COD的濃度變化可知,由于R1梯度進水的方式下,異養微生物能夠在厭氧段儲存更多內碳源,從而在好氧段有更多碳源用以脫氮,脫氮效果最好.R3厭氧慢速進水的方式雖然也有利于PAOs和GAOs生長[14-15],但相較于R1處于穩態,無法脅迫微生物儲存更多內碳源,因此TN去除率相對較低.

圖3 運行過程中NH4+-N(a), TN(b), NO2--N, NO3--N (c)變化情況

2.1.4 內碳源儲存性能 如表2所示,R1的CODu、CODin分別為233.72mg/L、99.69%,R2為195.33mg/L、96.05%,R3為201.57mg/L、96.48%.可見R1中通過PAOs和GAOs儲存為內碳源的COD量和內碳源儲存占COD消耗總量的比例都是最高,其厭氧末COD與出水COD幾乎相同,因此R1梯度進水方式下,微生物將更多的外碳源儲存為內碳源.啟動成功后,R1、R2和R3的SNED率分別81.52%、71.63%、72.00%,R1的SNED率最高,與CODu、CODin結果相一致,這解釋了R1脫氮性能較好的原因.增強的SNED可能是由于梯度進水方式下微生物能更好地利用外碳源儲存為內碳源,反硝化聚磷菌(DPAO)和GAOs可能隨著PAOs的富集而增殖,并通過使用細胞內碳源進行反硝化,提高了脫氮效果[16-17].此外,由于R1中好氧段幾乎無可生物降解有機物的剩余,進一步證實了同步硝化內源反硝化脫氮除磷(SNEDPR)系統好氧段氮的去除途徑主要是同步硝化內源反硝化.同時,R1、R2和R3中PAOs對內碳源儲存的貢獻率分別為47.90%、39.67%、54.41%,R3中PAOs對內碳源儲存的貢獻率較高,此結果與R3較高的PRA和TP去除率相一致,與CODu、CODin和SNED率卻相反.因此可知,隨著系統脫氮性能的提高,PAOs對內碳源的貢獻率降低.PAOs和GAOs都在厭氧條件下吸收COD,部分碳源可能被GAOs攝取,但是GAOs具有反硝化功能且同時具備內碳源儲存的功能,說明SNEDPR系統可以實現低C/N比污水的高效脫氮.梯度進水下厭氧階段加強細胞內碳的儲存,實現了營養和有機碳的有效同時去除,因此R1具有處理低C/N廢水的獨特優勢,在好氧段不額外添加碳源的情況下,具備良好的脫氮除磷性能,能夠使GAOs與PAOs偶聯以提高脫氮性能.

表2 運行過程中CODu, CODin, PRA, Ppaos和SNED率變化情況

2.2 污泥特性的變化

2.2.1 污泥濃度及沉降性能的變化 如表3所示,接種污泥后,R1、R2和R3中MLSS平均為3510mg/L.污泥容積指數(SVI)反映污泥凝聚性和沉降性,且除去污泥濃度因素的影響.接種污泥沉降性能較差,平均SVI值為67mL/g.實驗過程中,每天從反應器中間位置取樣口取均質泥水混合樣品進行檢測分析.運行穩定以后,3個反應器的MLSS分別為5575,6389, 4158mg/L, MLVSS分別為5029,4919,3773mg/L,均高于接種污泥.SVI最終穩定在26,30,32mL/g,3個反應器的顆粒都具有良好的沉降性能和凝聚性.啟動成功后3者(MLVSS/MLSS)分別為:0.9、0.78和0.81.其中R1中MLVSS最高,達到了0.9.這是由于R1梯度進水的方式在慢速進水基礎上施加短暫的快速進水,產生了COD濃度梯度,刺激PAOs、GAOs慢速生長,能夠加速顆粒污泥核心的形成,并且增強顆粒穩定性[18],顆粒結構密實生物質保持率較高.其次是R3慢速進水的方式,盡管慢速進水方式下有助于PAOs生長因而具有較為優異的除磷效果,但異養菌不只是PAOs,還包括具有反硝化脫氮功能的GAOs等,且R3的SVI大于R1,故污泥凝聚性也較小,生物質保持能力較弱,因此R3的生物量低于R1.而R2反應器雖然MLSS最高,但是其MLVSS相對較低,為0.78,說明R2培養的顆粒污泥無機質含量較高.

表3 運行過程中MLSS、MLVSS、SVI和粒徑變化情況

2.2.2 EPS分析 EPS是細胞絮凝物和生物膜的主要成分,對各類生物膜的形成過程(包括微生物絮凝和污泥造粒)有顯著影響[19].EPS含量是蛋白質(PN)和多糖(PS)的總和.接種污泥的EPS為59.15mg/ gVSS,啟動成功后運行至71d時(表4),R1、R2和R3中的EPS含量分別增加到平均97.38,82.63,71.47mg/ gVSS.PN從20.86mg/gVSS分別增加到65.30,53.16, 45.05mg/gVSS,而PS含量從38.29mg/gVSS分別降低至32.08,29.47,26.41mg/gVSS,PN/PS從接種污泥的0.54分別增加到71d時的2.04、1.80和1.71.顆?；?3組反應器PN含量都顯著增加,表明PN在顆粒化過程中可能起主要作用,因為EPS的PN含量可以通過減少微生物表面之間的靜電排斥和增加細胞疏水性來促進微生物聚集過程[20].EPS濃度超過200mg/gVSS已被證明會降低顆粒的孔隙率,限制營養物質從混合液運輸至顆粒,從而導致細菌死亡.3組反應器的PN和PS平均值遠低于上述閾值,說明所采用的3種進水方式都能維持健康的多孔顆粒結構,從而允許將營養物質輸送到顆粒中.

相較之下,R1的EPS、PN含量較高.究其原因:首先,R1梯度進水下容易產生較大COD濃度梯度,厭氧段產生的EPS在好氧段被消耗,并且好氧段低COD濃度PS更容易被消耗,更多的PN留在顆粒中[21];其次,細菌的疏水性通常受底物和水力選擇壓力的影響[22],不同進水方式對細胞疏水性具有顯著影響,細菌細胞疏水性的變化可以通過不同階段的動態底物濃度和流速來解釋,梯度進水下兩個階段進水流速不同且底物濃度是動態的,提高了細菌疏水性,而PN是EPS的疏水成分,細胞表面疏水性與PN含量呈正相關[23],較高的PN/PS比正是因其優異的疏水性.另外,生長緩慢的微生物細胞表面的負電荷較低疏水性較高,這使得不同微生物之間聚集斥力降低,細胞更容易聚集在一起,有利于維持顆粒結構的穩定性.因此,R1中PN含量較高進一步證明梯度進水的方式有利于生長緩慢的微生物富集.

表4 運行過程中EPS變化情況(mg/g)

2.2.3 三維熒光分析 三維熒光分析如圖4所示, PARAFAC模型分析所得各階段組成成分如表5所示.將組分分別定義為色氨酸或類蛋白物質,疏水性酸物質,腐殖酸3類物質[24].接種污泥EPS包含2種組成成分,包括色氨酸或類蛋白和疏水酸.啟動成功后(71d),R1、R2中EPS的組成成分增加至4種,包括色氨酸或類蛋白、疏水酸和2種腐殖酸;R3增加至3種,包括色氨酸或類蛋白、疏水酸和1種腐殖酸.3個反應器均存在x/m為290/350的芳香族蛋白質區域[24],且在R1、R2和R3中對應的熒光強度(FI)為8151、7653和5452,而接種污泥在此處的FI為4193,可以看出啟動成功以后3個反應器TB-EPS中蛋白質類物質都升高,其中R1最高,這與上述顆粒污泥EPS濃度分析中PN的變化趨勢一致,表明熒光蛋白物質在微生物聚集中起重要作用和結構穩定性.3個反應器都含有少量腐殖酸,腐殖酸主要來源于廢水成分的吸附和蛋白質等生物聚合物的水解,污泥水解和破壞產生的蛋白質也很可能轉化為腐殖質,因此系統存在蛋白質水解或細胞裂解,淘洗掉世代周期較長的細菌或抑制其活性,以此加速生物量的生長[25].但R1、R2中包含2種腐殖酸,R3包含1種且FI最小,因此不同的進水方式對微生物的生長代謝有不同的促進作用,這與上述MLSS、MLVSS分析結果類似.

圖4 運行過程中顆粒污泥三維熒光分析

表5 PARAFAC模型分析所得各階段組成成分

3 結論

3.1 以人工配水為進水基質的SBR系統,不同進水方式表現出不同的內碳源儲存和污染物去除性能.梯度進水下儲存了更多內碳源,厭氧段CODin為99.69%,增強了好氧段的內源反硝化作用,SNED率為81.52%,更有利于污染物尤其是TN的去除.

3.2 啟動成功后, COD、TN和TP平均去除率分別為92.35%、79.07%和96.03%.整個系統在此條件下能夠穩定運行,好氧顆粒污泥形態完整,沉降性能良好.梯度進水PN含量較高,更有利于生長緩慢的微生物富集和好氧顆粒污泥的穩定運行.

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Simultaneous nitrification and denitrification of aerobic granular sludge for nitrogen and phosphorus removal.

LI Dong1*, LI Yue1, LI Yu-meng1, YANG Jing-wei2, ZHANG Jie1,3

(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.Beijing Municipal Engineering Design and Research Institute Co. Ltd., Beijing 100086, China；3.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)., 2022,42(3)：1113～1119

Flocculent sludge was inoculated at room temperature in SBR reactors R1, R2, and R3 running in gradient, fast, and slow feeding, respectively. Using artificial water distribution as the influent substrate, the impact of the feeding method on the carbon source storage performance and pollutant removal effect was explored. The results showed that the gradient feeding had better internal carbon source storage performance and denitrification effect. After successful startup, the CODin, SNED rates and the average removal rates of TN, COD and TP in R1 were 99.69%, 81.52%, 79.07%, 92.35%, 96.03%, respectively. The average removal rate of TP was ond only to 98.43% of R3. This was because the contribution of PAO to the internal carbon source storage (paos) under slow feeding was the majority (54.41%), while the gradient waterpaoswas only 47.90%. The sludge concentration in R1 was 5mg/L, which was lower than the 6389mg/L in R2, but its MLSS/MLVSS was 0.90, indicating that the gradient influent granular sludge had a higher biomass. The EPS analysis results showed that the composition of extracellular polymeric substances (EPS) changed with the change of the feeding method, and the gradient feeding contained higher PN, so the particles were more hydrophobic and the particle structure was more stable.

SBR；aerobic granular sludge；ntrogen and phosphorus removal；intenal carbon source；feeding method

X703.1

A

1000-6923(2022)03-1113-07

李 冬(1976-),女,遼寧丹東人,教授,博士,研究方向為水環境恢復理論及關鍵技術.發表論文200余篇.

2021-08-12

北京高校卓越青年科學家計劃項目(BJJWZYJH 01201910005019)

*責任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn