天然混凝劑強化好氧顆粒污泥成形研究

楊志穎，李江琴，歐陽二明，閔航，程潔

(南昌大學 資源與環(huán)境學院，江西 南昌 330031)

好氧顆粒污泥成形(AGS)是一種新興的污水處理工藝，但長耗時成形限制了AGS的應(yīng)用推廣[1-2]。相關(guān)研究著力于強化AGS的快速形成[3-4]，其中聚合氯化鋁(PAC)促進顆粒污泥形成，方法相對便捷且效果較好[5]，但存在生物毒害風險[6-7]。因此，研究一種環(huán)保型混凝劑替代PAC對好氧顆粒污泥形成的促進作用，對AGS的應(yīng)用具有重要的現(xiàn)實意義。淀粉基天然混凝劑(SNC)具有螯合吸附能力、表面分子無毒性、生物相容性好和可生物降解性等特點[8]，更加環(huán)保和經(jīng)濟。本研究以常規(guī)混凝劑PAC為對照，從成形時間、對污染物去除效果和微生物群落的差異，探求SNC強化好氧顆粒污泥成形規(guī)律及其性能，進而實現(xiàn)以廢治廢。

1 實驗部分

1.1 試劑與儀器

葡萄糖、CH3COONa、NH4Cl、KH2PO4、MgSO4、FeSO4·7H2O、CaCl2、NaOH、HCl、NaHCO3、HgI2、KI、AgSO4、HgSO4、H2SO4(98%)、KNaC2H4O6·4H2O、H3BO3、PAC、C10H7NHC2H4NH2·2HCl、NH2C6H4SO2NH2均為分析純；K2Cr2O7，優(yōu)級純；PAC，工業(yè)品；實驗用水，為模擬生活廢水，主要成分葡萄糖、乙酸鈉、氯化銨、磷酸二氫鉀等；其中葡萄糖和乙酸鈉提供碳源，氯化銨提供氮源，磷酸二氫鉀提供磷源，具體濃度見表1，并用碳酸氫鈉調(diào)節(jié)pH=7.0～8.0；接種污泥，取自南昌市某污水處理廠的回流污泥，MLSS為 2.86 g/L，MLVSS為2.04 g/L，SVI30為76.96 mL/g，經(jīng)10目鋼篩濾去雜質(zhì)后，呈褐色、絮狀。

UV-5200紫外分光光度計；MS3000激光粒度分析儀；COD-571化學需氧量測定儀；PHS-25 pH測定儀；MLA650F掃描電子顯微鏡；202電熱恒溫干燥箱；TCW-32B一體化自動程控高溫爐。

表1 模擬生活廢水成分Table 1 Simulate the composition of domestic wastewater

1.2 SNC混凝劑的制備

淀粉基天然混凝劑(SNC)從回收的菠蘿蜜核中提取，提取方法為堿式提取法[9]。將菠蘿蜜果皮和種子分開，放入預熱至65 ℃的烤箱中干燥 48 h。用磨粉機將其粉碎，收集果渣，用0.05 mol/L的氫氧化鈉浸泡24 h。用紗布過濾，將濾液離心分離，得到白色糊狀物，低溫烘干，即得到具有凝結(jié)能力的支鏈淀粉(用碘液測試，呈紫紅色，確認提取材料成分為支鏈淀粉)——淀粉基天然混凝劑(SNC)。將其配制為10 g/L的溶液，通過燒杯實驗，確定最佳投加量60 mg/L。

PAC粉劑配制成10 g/L的溶液，投加量與SNC保持一致 。

1.3 實驗方法

實驗采用兩個完全相同的序批式反應(yīng)器(S1、S2)，反應(yīng)器材質(zhì)為有機玻璃，其工作容積為3 L，徑深比約為4.5。底部安裝有砂芯曝氣盤，使用空氣泵進行曝氣，通過流量計將曝氣量調(diào)節(jié)為8 L/min，此時表觀氣速為1.88 cm/s。每天運行4個周期，每個周期時間為6 h，其中進水5 min，曝氣330 min，沉降3 min，出水17 min(排水比為50%)，閑置5 min，周期內(nèi)時間由定時器控制。自第3天起，每天的第3個周期進水時，S1同步投加20 mL SNC溶液，S2同步投加20 mL PAC溶液。在周期結(jié)束前10 min時從反應(yīng)器中部排水口取污泥樣。

圖1 SBR裝置Fig.1 SBR device 1.水箱；2.進水蠕動泵；3.出水蠕動泵；4.曝氣泵； 5.轉(zhuǎn)子流量計；6.曝氣頭；7.定時器

1.4 分析方法

2 結(jié)果與討論

2.1 混凝劑對污泥顆粒化的物理特性影響

2.1.1 對好氧顆粒污泥粒徑的影響 S1和S2反應(yīng)器自每天第3個周期投入PAC和SNC，在曝氣作用下，PAC和SNC與活性污泥充分混合。運行至 21 d 時，S1中出現(xiàn)肉眼可見形狀不規(guī)則的白色顆粒物，此時開始對S1和S2中污泥取樣，進行粒度分析，結(jié)果見圖2。

由圖2a可知，S1和S2的污泥平均粒徑于21 d分別為290 μm和105 μm，于 28 d分別為424 μm和217 μm。以200 μm作為顆粒污泥形成界限，SNC型和PAC型好氧顆粒污泥分別成形于21 d和28 d。隨實驗運行，S1和S2的污泥平均粒徑迅速增加，分別于42 d和56 d達到780 μm和759 μm后，增長均明顯趨于平緩，此時可認為SNC型和PAC型好氧顆粒污泥均趨于成熟，而兩組成熟的好氧顆粒污泥粒徑差異不明顯。陳翰等研究發(fā)現(xiàn)，成熟顆粒污泥的粒徑主要與進水COD濃度相關(guān)[10]，與混凝劑的類型無顯著相關(guān)性。

AGS粒徑分布的均勻性可以表征系統(tǒng)內(nèi)部的穩(wěn)定性[11]。粒徑分布越均勻，AGS的處理效果越佳，混凝強化效果越好。S1和S2的粒徑分布見圖2b，好氧顆粒污泥形成過程中，S1的好氧顆粒粒徑分布均呈正態(tài)分布，而前期S2的好氧顆粒污泥粒徑分布出現(xiàn)明顯雜峰，成熟后趨于正態(tài)分布。在好氧顆粒污泥成形過程中，PAC具有壓縮雙電層作用，將使絮體污泥失穩(wěn)，并且PAC的生物毒性作用將對污泥的適應(yīng)產(chǎn)生影響，因此S1前期出現(xiàn)雜峰現(xiàn)象。綜上結(jié)果可知，SNC和PAC均能強化好氧顆粒污泥成形和成熟，但SNC的促進效果更顯著。分析SNC的無毒性和選擇作用溫和，能更好促進污泥顆粒化。

圖2 混凝劑對顆粒污泥粒徑(a) 和粒徑分布(b)的影響Fig.2 Effect of coagulant on particle size and particle size distribution of granular sludge

2.1.2 對好氧顆粒污泥形態(tài)結(jié)構(gòu)影響 不同混凝劑型好氧顆粒污泥形態(tài)結(jié)構(gòu)見圖3和圖4。

圖3 好氧顆粒污泥成熟前后形態(tài)對比Fig.3 Comparison of the morphology of aerobic granular sludge before and after mature

由圖3可知，接種污泥經(jīng)48 h曝氣后呈黃色、絮狀。成熟后的SNC型和PAC型好氧顆粒污泥存在顯著差異：SNC型好氧顆粒污泥顏色偏白，呈顆粒狀，輪廓清晰；PAC型好氧顆粒污泥顏色偏黃，顆粒污泥周圍附有絨毛狀的物質(zhì)。絨毛狀物質(zhì)的產(chǎn)生主要因?qū)嶒炗盟乃|(zhì)波動[12]，而成熟的SNC型好氧顆粒污泥表面光滑，說明成熟的SNC型好氧顆粒污泥具有良好的抗沖擊能力。

圖4 成熟好氧顆粒污泥表面SEM觀察結(jié)果Fig.4 SEM observation results on the surface of mature aerobic granular sludge

由圖4的S1-A和S2-A可知，SNC型AGS存在明顯的絲狀物質(zhì)纏繞，并且出現(xiàn)了特殊的紡錘體型結(jié)構(gòu)和球形團聚物；而PAC型AGS內(nèi)存在明顯的特殊網(wǎng)狀孔洞，微生物等物質(zhì)以網(wǎng)狀孔洞核心圍繞附著。由S1-B和S2-B可知，SNC型AGS中含有大量桿菌、球菌和絲狀菌，彼此緊密相連而形成一個緊湊的結(jié)構(gòu)。并且球菌散布在表面和桿菌位于AGS內(nèi)部，將有助于創(chuàng)造適當?shù)沫h(huán)境來提高AGS的污染降解能力。而PAC型AGS菌型大多為桿菌和絲狀菌，球菌相對較少，結(jié)構(gòu)較致密。成熟的SNC型和PAC型AGS中均存在細小的孔洞，這有利于基質(zhì)和氧氣進入顆粒內(nèi)部，并且有利于排出內(nèi)部微生物產(chǎn)生的代謝產(chǎn)物。此外，成熟的SNC型和PAC型AGS的表觀結(jié)構(gòu)存在差異，所產(chǎn)生的特殊結(jié)構(gòu)歸因于PAC和SNC混凝劑特性的差異。

2.1.3 對SVI和MLSS的影響 不同混凝劑對好氧顆粒污泥的SVI和MLSS影響見圖5。

由圖5可知，在反應(yīng)器運行15 d前，S1和S2反應(yīng)器的MLSS均出現(xiàn)下降，S2的MLSS下降顯著于S1。此外，S2的SVI會先上升再下降，由于PAC會先使反應(yīng)器內(nèi)的菌膠團解體，形成無定型的絮狀物，在沉降時被排除，導致S2的MLSS下降明顯，而S1無此類現(xiàn)象。經(jīng)過前期篩選，小的松散的絮狀物被洗脫出來，沉降性能逐漸變好，S1和S2的SVI趨于穩(wěn)定(40 mL/g)，MLSS呈穩(wěn)步上升趨勢。結(jié)果表明，SNC和PAC均對沉降性能好的微生物具有選擇作用，但SNC的影響比PAC相對溫和。

圖5 反應(yīng)器MLSS和SVI變化比較Fig.5 Comparison of MLSS and SVI changes in the reactor

2.2 顆粒化過程中系統(tǒng)對污染物的去除性能

圖去除效果

2.2.2 對COD去除影響 S1和S2出水COD濃度和去除率變化見圖7。

圖7 COD去除效果Fig.7 COD removal efficiency

由圖7可知，接種污泥活性高，對COD去除效能好。第1天，反應(yīng)器污泥對COD的去除達到93%，隨后由于沉降時間短，大量沉降性能較差的污泥被排出，使污泥微生物量降低，S1和S2對COD去除率明顯下降。隨S1和S2污泥內(nèi)部的微生物對實驗水質(zhì)適應(yīng)，生物量持續(xù)積累，混凝劑促使好氧顆粒污泥形成，S1和S2中微生物對COD去除能力逐步提高。好氧顆粒污泥成熟后，S1和S2的出水COD濃度維持在20 mg/L，COD去除率分別為 96.22% 和95.67%，SNC型好氧顆粒污泥對COD的去除效能稍優(yōu)于PAC，SNC能提高好氧顆粒污泥微生物群落，提高系統(tǒng)對COD去除效能。

2.2.3 對TIN去除影響 S1和S2出水TIN濃度和去除率變化見圖8。

圖8 TIN去除效果Fig.8 TIN removal efficiency

2.3 不同混凝劑對微生物群落的影響

PAC和SNC會影響好氧顆粒污泥的微生物群落，圖9為成熟后的好氧顆粒污泥微生物門級比較。

圖9 不同混凝劑對好氧顆粒污泥微生物群落的影響Fig.9 Effect of different coagulants on aerobic granular sludge microbialcommunity

由圖9可知，SNC型和PAC型好氧顆粒污泥的微生物主要門類為Proteobacteria(55.80%～45.44%)、Bacteroidota(17.90%～21.85%)、Actinobacteriota(12.14%～17.16%)、Chlorflexi(5.44%～7.58%)。這四種主要門在SNC型好氧顆粒污泥和PAC型好氧顆粒污泥存在差異。有研究表明，AOB和NOB大多屬于變形菌門(Proteobacteria)[16-17]，SNC型好氧顆粒污泥中的Proteobacteria相對豐度顯著高于PAC型。此外，NOB菌所屬的硝化螺旋體門(Nitrospirota)在SNC型和PAC型AGS的相對豐度分別為1.03%和0.71%，具有硝化作用的疣微菌門(Verrucomicrobiocta)在SNC型和PAC型AGS的相對豐度分別為1.11%和1.47%，此兩種菌門對于SNC型和PAC型AGS差異不顯著。但SNC型AGS的AOB菌和NOB菌豐度仍相對高于PAC型AGS，因此SNC型AGS的硝化作用相對強于PAC型AGS。據(jù)文獻報道，Chloroflexi和Bacteroidota具有骨架作用[18]，能促進好氧顆粒污泥的形成，這兩種門的相對豐度在PAC型AGS(29.72%)高于SNC型AGS(23.33%)，分析SNC自身的骨架作用強于PAC，致使SNC型好氧顆粒污泥對Chloroflexi和Bacteroidota的菌屬選擇弱于PAC型。

2.4 不同混凝劑強化顆粒污泥形成機制

混凝劑型好氧顆粒污泥的形成方式主要是以混凝劑的水解物作為依附骨架，微生物逐步填充，形成好氧顆粒污泥。PAC和SNC強化顆粒污泥的具體形成機制存在差異。PAC水解形成分子間復合物，并產(chǎn)生卷曲的沉淀物[19]。PAC型好氧顆粒污泥形成：以PAC中的水解物作為橋梁和紐帶，形成好氧顆粒污泥網(wǎng)狀空間結(jié)構(gòu)核，從而促使好氧顆粒污泥的形成。SNC型好氧顆粒污泥形成：一是以淀粉顆粒為凝結(jié)核，微生物附著在淀粉顆粒表面繁衍生長，促使好氧顆粒污泥形成；二是SNC支鏈淀粉水解形成絲狀黏性物質(zhì)，該物質(zhì)能起到絲狀菌成形假說中絲狀菌作用[20]，促使小顆粒污泥形成大顆粒污泥。

3 結(jié)論

(1) SNC型和PAC型好氧顆粒污泥分別成形于21 d和28 d，成熟于42 d和56 d，SNC促進好氧顆粒污泥成形和成熟時間早于PAC。

(3)SNC型和PAC型AGS的強化形成機理存在差異。從混凝強化機理而言，PAC混凝的主要依靠電性中和作用和卷捕網(wǎng)掃作用。而SNC主要依靠高分子吸附架橋作用。而從AGS形成機理而言，PAC型和SNC型AGS具均有多種假說作用，但作用形式不同。