响应面法优化解体好氧颗粒污泥的修复方式

王文啸,卞 伟,李 军,阚睿哲,赵 青,梁东博,张舒燕,李文静 (北京工业大学建筑工程学院,北京100124)

好氧颗粒污泥(AGS)作为一种污泥中微生物自絮凝和固定化的特殊形式[1],与普通活性污泥相比具有微生物种类丰富,沉降性能好,耐冲击负荷能力强等优势[2-3],逐渐成为了广大科研人员的研究热点.但在 AGS长期运行过程中,由于水力剪切力、底物基质浓度以及周期时间等因素的波动,常常会出现颗粒解体现象,从而导致体系处理效果变差甚至体系崩溃,限制了AGS在实际污水处.理过程中的应用[4-5].

对AGS的研究大多在于提高性能以及稳定运行等方面,对于解体AGS的修复研究却鲜有报道,在这些文献报道中龙焙等[6]通过降低 C/N比的方式对颗粒污泥进行修复,经过 30d运行基本完成解体修复;王新华等[7]的研究表明加入活性污泥对修复AGS也有一定效果,但是需要3周以上的时间,两者都是以单一的修复方式对解体AGS进行修复,且耗时较长,基本与活性污泥颗粒化时间相近,因此为了提高AGS在未来污水处理工艺中的应用价值,本实验根据颗粒形成机理以及本实验室日常运行经验,分别采用提高水力剪切力、增加底物浓度、投加污泥和惰性载体(活性炭粉末)的方法对解体 AGS进行修复探究,期以得出可以快速修复颗粒污泥的手段,为AGS实际运行过程中出现的解体问题提供参考和理论依据.

1 材料和方法

1.1 试验装置

本实验使用5个完全相同的SBR实验装置对解体 AGS修复进行探究.实验装置如图 1所示,SBR反应器整体由有机玻璃制成,有效容积1L,外壁直径为10cm,高度为17cm.反应器底部装有曝气头,采用鼓风曝气装置连接转子流量计进行曝气.反应器外壁设有进水口和排水口,排水比为60%,即排出水的体积占原水总体积的60%.反应器装有pH值和DO在线检测设备,可进行pH值和DO的在线监测.

图1 实验装置示意Fig.1 Schematic diagram of experimental device

1.2 接种污泥与试验用水

本实验接种解体 AGS,污泥浓度(MLSS)为4200mg/L左右,MLVSS/MLSS =0.74左右,平均粒径约为0.93mm.进水除氨氮和COD浓度外,其他水质条件均相同,总磷质量浓度为 6～8mg/L,CaCl2·2H2O 为 100～120mg/L, MgSO4·7H2O 为180～200mg/L,投加16g左右NaHCO3用来维持反应器pH值在7.4～8.0之间并提供足够的碱度.

1.3 实验方法

反应器运行方法：解体 AGS-SBR反应器在室温下运行,周期时间为12h,每天运行2个周期,每个周期都包括2min进水,12h曝气阶段,30s沉淀,1.5min快速排水.

采用 5种方法对解体的颗粒污泥进行修复小试实验,以 R1～R5命名(表 1),且周期时间均为12h.

表1 5种小试实验进水工况Table 1 5kinds of small tests experimental water conditions

R1和R2采用提高底物基质浓度的方法,对颗粒污泥进行快速修复.R3采用增强系统内水力剪切力对颗粒污泥进行修复,即增强曝气量,通过较大水力剪切力,增加微小颗粒之间的碰撞,将解体破碎的颗粒污泥快速恢复.由相关报道[8-10]可知,底物浓度以及水力剪切力对污泥颗粒化具有一定影响,为了更好体现出各个变化因素所带来的效果,故增大了相关因素的变化幅度,其进水底物浓度以及曝气量均为正常进水的2倍.R4采用投加活性炭的方式对颗粒污泥进行修复,创造良好的晶核环境,促使微小的解体颗粒污泥再次重新结合成为较大的颗粒污泥[11-12],活性炭粉末投加量为 4000mg/L.R5方式采用投加活性污泥的方式,对解体AGS进行修复[7],投加活性污泥为高碑店污水处理厂的回流污泥,MLSS为3000mg/L左右,SVI为70mL/g.

1.4 分析项目与方法

NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法检测;NO2--N采用 N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法检测;NO3--N采用麝香草酚分光光度法检测;DO和pH用WTW在线测定仪测定;MLSS采用重量法测定;COD质量浓度采用COD采用快速测定仪测定.颗粒沉降速率采用重力沉降法测定[13].以上测量结果均取3组平行样进行检测.

取适量 AGS泥样,离心后用 2.5%的戊二醛在4℃条件固定1.5h,用磷酸缓冲溶液冲洗3次,分别用浓度50%、70%、80%、90%的乙醇进行脱水,再用 100%的乙醇脱水 3次.用 100%乙醇：乙酸异戊酯=1：1和纯乙酸异戊酯各置换一次,再用 FD-1A-50型冷冻干燥机对样品进行干燥.用IB25(Giko)型离子溅射镀膜仪在样品表面镀上金属膜,最后置于扫描电镜下观察[14].

平均粒径采用湿式筛分法[15]测定：准备筛孔孔径分别为4.0,2.5,2.0,1.5,1.0,0.5mm的不锈钢筛网.从反应器中取污泥混合液,用1×PBS冲洗3遍后待用.将筛网按孔径大小由上而下垂直放置,在最底层的0.5mm的筛下放一个容器盛放筛出的细小颗粒,筛分结束后将不同粒径范围的颗粒污泥分别收集到不同的容器内,测量各筛网截留颗粒污泥的MLSS和MLVSS,可计算出的平均粒径及粒径分布情况.

2 结果与讨论

2.1 实验结果对比分析

小试实验分别经过了60个周期的运行,探究5种方法对解体AGS的修复效果.如图2,通过平均粒径的变化曲线可得,提高进水 COD浓度对粒径修复的效果明显,经过 60个周期的运行,R2中平均粒径由最初的(0.93±0.2)mm 增加到(2.00±0.3)mm.这主要是因为进水碳源的增多,微生物可利用的营养物质增多,微生物大量分泌多糖、蛋白质等胞外聚合物[16],这促使了不断碰撞的解体AGS相互粘连、重组,形成新的完整AGS,同时原本就较大的解体颗粒污泥也可以结合破碎细小的 AGS和絮体污泥,组成结构完整的颗粒.

图2 小试实验平均粒径变化曲线Fig.2 The variation curve of average particle size in small experiment

投加活性污泥的 R5小试,平均粒径也有小幅提升,从(0.94±0.2)mm 提高到了(1.43±0.3)mm,与其他修复研究文献相比,平均粒径增长的幅度也较为明显.且通过图3和图4可知,R5对颗粒沉降速率以及氨氧化速率都有提高效果,这一现象是由于投加活性污泥后,活性污泥吸附在解体AGS的表面和内部空穴或大的通道上,通过水力剪切力作用,附着在表面的活性污泥部分脱落,但附着在颗粒内部空穴的活性污泥受到挤压则逐渐变得紧实,从而解体AGS不断被修复[7,17],粒径增大,内部结构也逐渐完整.投加活性污泥后体系内硝化细菌相对增多,同时也会在体系内产生更多新的较小AGS,为氨氧化速率的提高奠定了良好基础.但投加的活性污泥存在大量流失的问题,对活性污泥的利用率较低.

粒径修复效果较好的R2,与相关文献中报道的AGS相比具有更密实的结构以及较好外观性状,颗粒的沉降速率有了大幅提升,但是同时也出现了氨氧化速率较大幅度的下降,这主要是由于进水 COD提升,导致了 R2中异养菌大幅增生.在其他文献报道中也出现过,过高的碳源会影响氨氧化速率,主要是因为异养菌大量增殖形成较好颗粒结构的同时也极大的抑制了以自养菌为主的氨氧化细菌(AOB)以及其他自养细菌[18].还可能是COD的提升致使系统内AGS表面的异养菌层变厚,DO及其他营养物质传质受到了阻碍,进而抑制了下层自养硝化细菌的活性,造成了氨氧化速率的下降[19].

图3 小试实验氨氧化速率变化曲线Fig.3 Curve of ammonia oxidation rate of small experiment

图4 小试实验颗粒沉降速率变化曲线Fig.4 Curve of sedimentation rate of small experimental

投加粉末活性炭的 R4,其对粒径及氨氧化速率的提升作用不明显,但颗粒沉降速率由55mm/h增至 94mm/h左右.活性炭粉末作为晶核载体,通过吸附及水力剪切力的作用,将解体AGS以及一些污泥絮体,重组为新的颗粒污泥,这些新形成的颗粒污泥具有良好的外形结构,提高了平均颗粒的沉降速率[20-21],但新形成颗粒污泥表面的自养硝化细菌生长世代周期时间较长,体系内硝化细菌可能还未大量富集或活性未显著提高,导致了R4的氨氧化速率没有大幅升高.

通过增加曝气量提高水力剪切力的R3,对解体 AGS的修复效果不明显.值得注意的是,提高进水氨氮的R1,对解体AGS不具有修复作用,通过60个周期的运行,R1内的颗粒平均粒径、氨氧化速率、沉降速率都为下降趋势,这是由于高氨氮浓度,刺激了 AGS中丝状菌过度生长,导致颗粒污泥发生膨胀逐渐解体并恶化[22],较高的进水氨氮也会抑制硝化细菌的活性[23],导致氨氧化速率下降.

综上所述,5种因素对解体AGS修复作用不是简单的线性关系,且单一修复方式的效果不理想.提高 COD 浓度,投加活性炭粉末和活性污泥都有相对较好的修复效果并且可能存在一定的交互作用,因此采用响应面分析手段,对这3种修复方式进行耦合分析考察.

2.2 响应面分析探究最佳修复方式

表2 Box-Behnken法方案及结果Table 2 Box-Behnken experiment plan and results

根据上述小试实验结果以及响应面分析原理,采用Box-Behnken法[24]探究耦合体系中进水COD浓度、投加活性炭粉末和活性污泥量这 3种影响因子对颗粒修复效果的影响,选取颗粒沉降速率和氨氧化速率这两个指标说明颗粒修复的效果.

实验设计及结果如表2所示,其中A为进水COD浓度(mg/L),B为投加活性炭粉末量(g/L),C为投加活性污泥量(g/L),Y1为颗粒沉降速率(m/h),Y2为氨氧化速率[mg/(g·h)],3种因素分别取高中低 3 个值,A：900,600,300mg/L;B：6,4,2g/L;C：5,3,1g/L.

其中所得颗粒沉降速率以及氨氧化速率的实验结果均由相同的小试反应器运行,单个周期时间为12h,运行60周期后,测量结果为运行基本稳定后所得结果.

利用Design Expert 8.0.6软件分析表2实验数据,失拟项P1=0.033,P2=0.0014(P＜0.05为显著),拟合模型均表现为显著性.

图5 3种因素对颗粒沉降速率的响应面曲线Fig.5 Response surface curves of the three factors to the grain settling rate

图6 3种因素对氨氧化速率的响应面曲线Fig.6 Response surface curves of the three factors for ammonia oxidation rate

得二次多项式回归方程为：

针对颗粒沉降速率和氨氧化速率两个因变量得出响应面图5和图6.通过分析可得出3种影响因子间不是线性关系,并且对于颗粒沉降速率这一指标受COD浓度和投加活性污泥量这2因素影响较大,且两者具有一定的交互作用.对于颗粒沉降速率体系的影响因子排序为：C＞A＞B.

进水碳源和投加活性污泥量具有交互影响,因此单因素实验修复方法可以得到良好的改良.同时由实验结果可知大幅提高COD和体系内活性污泥浓度时,活性污泥本身易发生丝状菌及其他异养菌的快速增殖,导致活性污泥膨胀,进而恶化反应体系不利于对AGS的修复.

氨氧化速率主要受A、C和AB这3个影响项作用,单一影响因子排序为：A＞C＞B,因此也不能仅仅通过单因素实验来探究.COD浓度和活性炭投加量的交互影响(AB)可能是因为活性炭对COD以及其他营养物质具有良好的吸附作用,同时活性炭又可以作为晶核富集解体AGS,作为良好惰性吸附载体,因此活性炭和 COD浓度互相作用,促进了完整 AGS的形成,营造了适宜氨氧化细菌及其他自养硝化细菌的生存空间,由此提高了体系内氨氧化速率.

通过上述分析可知, 3种因素对修复解体AGS具有一定的交互作用,相互影响.采用对响应面数据的预测分析法,得出 3种因素最优工况为 ：A=337.11mg/L,B=4.64g/L,C=2.82g/L,其 对 颗粒沉降速率和氨氧化速率的预测值为107.03m/h和 3.34 [mg/(g·h)].

2.3 修复方式可行性

SBR反应装置不变,进水水质以响应面分析法所得最优工况值为准,进水 COD为 340mg/L,活性炭投加量为 4.64g/L,活性污泥投加量为2900g/L左右,所接种解体 AGS的 MLSS为3000mg/L,f值为0.76左右,其他进水条件与初始进水条件相同.单个周期为12h,如图7所示,经过17d的运行,解体颗粒污泥修复基本完成,颗粒污泥对于COD、TN和NH4+-N的去除率已经基本稳定,解体颗粒外观性状已经完整.在整体修复过程中,体系都表现出较高的 COD和氨氮去除率,TN去除率也有了一定幅度的提升.

图7 修复过程中COD、TN、NH4+-N去除率Fig.7 The removal curve of COD, TN and NH4+-N during the repair process

体系内颗粒平均粒径由(0.89±0.5) mm快速增加到了(2.19±0.4) mm,颗粒沉降速率由70m/h左右快速增至 115m/h,氨氧化速率由 2.49mg(g·h)提高到 3.18mg/(g·h),完全达到了预期的修复效果.平均粒径的快速增长认为可能是由于 3种因素耦合作用的结果,进水 COD 浓度的提高,刺激了解体AGS以及活性污泥中微生物分泌的 EPS水平,有利于微小污泥之间相互结合,同时投加的活性炭可以吸附营养物质、活性污泥以及解体颗粒.3种因素相互作用,都有利于粒径的快速增长.

通过对运行稳定体系周期内检测的数据(图8)可以进一步探究颗粒污泥修复后的性能.经修复后的AGS对COD具有快速降解吸附的作用,在周期内的前2h内已将绝大部分COD降解或吸附,这说明了大量异养菌的存在,构成了AGS颗粒修复的体系结构.在快速消耗COD的同时,TN浓度也有一定幅度降低,且TN在前2h内降解速率快,之后降解速率有所下降,但仍有降解能力.综合图7中TN去除率变化趋势可知,修复后的AGS粒径不断增大并具有良好的结构特征和种类复杂的微生物生态系统,发生了同步硝化反硝化过程,并对初期大量COD具有吸附作用,以供周期后段体系内缺少碳源时反硝化所利用.

图8 稳定周期内COD、TN、NH4+-N浓度变化曲线Fig.8 Variation curve of COD, TN and NH4+-N in stable cycle

采用SEM手段对修复前后的颗粒进行观察,所得结果如图 9所示.从图 9可知,修复前 AGS表面存在大量孔洞和间隙,表面结构很不完整且少见球菌和短杆菌,杂质较多.经修复后 AGS孔洞大幅减小,表面更为致密光滑,结构更加密实,表面丝状菌可能作为 AGS结构骨架大量增殖,保证了AGS表面及内层的结构完整.由于底物浓度提高,微生物产生了更多EPS也可促进修复行为的发生[25],投加活性炭及活性污泥又进一步增加了修复行为发生的可能性.同时大量研究[26-27]表明AGS因其表面疏水性及表面能等因素作用下,具有和活性炭相同的具有吸附作用,活性炭粉和活性污泥都可以进入到解体AGS较大的孔隙内,增强其结构强度.

图9 AGS修复前后SEM观察图片Fig.9 SEM images of AGS before and after the repair

图10 AGS修复前后显微镜观察图片Fig.10 The microscope pictures of AGS before and after the repair

对修复前后AGS进行取样,涂片通过奥林巴斯光学显微镜(U-LH100-3)对修复前后 AGS表面的性状进行观察,如图 10所示,体系内不仅活性炭作为形成的AGS内部晶核,还形成了许多新AGS,而且普遍存在由活性污泥以及解体颗粒污泥絮体共同作用形成的较小颗粒.

综上,由于AGS及活性炭对活性污泥的大量利用,MLSS增加至 5000mg/L左右,体系内污泥没有大量流失.因此本实验得出了快速修复解体AGS的方法(文献报道修复时长约为 3周左右,本实验优化的方法在 17d左右基本完成了解体AGS的修复).解体AGS取得较好的修复效果,验证了响应面法所得出的最优修复方式.

3 结论

3.1 单因素小试实验得出提高进水COD浓度、投加活性污泥和活性炭这 3种方式对颗粒具有一定修复作用,但单一修复方法存在缺陷,需要通过耦合方式进行优化.

3.2 响应面法分析得出修复后的颗粒沉降速率受COD浓度和投加活性污泥量这两因素影响较大且具有交互作用.氨氧化速率主要受 COD浓度、活性炭投加量影响,且COD浓度和活性污泥投加量对其存在交互作用.得出最佳工况点进水COD、投加活性炭和活性污泥质量浓度分别为340mg/L、4.64g/L和2900mg/L.

3.3 响应面法所得最优工况运行17d后颗粒修复完成,平均粒径提升至(2.19±0.4) mm,颗粒沉降速率和氨氧化速率分别为 115m/h和 3.18mg/(g⋅h).对修复前后AGS进行SEM观察,得出修复后颗粒的孔隙明显减少,外部结构较好,即所得耦合修复方式具有良好可行性.

[1]Wu L, Peng C, Peng Y, et al. Effect of wastewater COD/N ratio on aerobic nitrifying sludge granulation and microbial population shift [J]. Journal of Environmental Sciences (China), 2012,24(2)：234-241.

[2]汪善全,孔云华,原 媛,等.AGS中丝状微生物生长研究 [J]. 环境科学, 2008,29(3)：696-702.

[3]Chen Y, Jiang W, Liang D T, et al. Aerobic granulation under the combined hydraulic and loading selection pressures [J].Bioresource Technology, 2008,99(16)：7444-7449.

[4]Zheng Y, Yu H, Liu S, et al. Formation and instability of aerobic granules under high organic loading conditions [J]. Chemosphere,2006,63(10)：1791-1800.

[5]Moy B, Tay J H, Toh S K, et al. High organic loading influences the physical characteristics of aerobic sludge granules [J]. Letters In Applied Microbiology, 2002,34(6)：407-412.

[6]龙 焙,濮文虹,杨昌柱,等.失稳AGS在SBR中的修复研究 [J].中国给水排水, 2015,31(7)：29-33.

[7]王新华,张捍民,杨凤林,等.解体 AGS修复 [J]. 大连理工大学学报, 2010,50(2)：183-187.

[8]彭永臻,吴 蕾,马 勇,等. AGS的形成机制、特性及应用研究进展 [J]. 环境科学, 2010,31(2)：273-281.

[9]Adav S S, Lee D J, Lai J Y. Effects of aeration intensity on formation of phenol-fed aerobic granules and extracellular polymeric substances [J]. Appl. Microbiol. Biotechnol., 2007,77(1)：175-182.

[10]刘小朋,王建芳,钱飞跃,等.提高有机负荷对AGS形成与稳定过程的影响 [J]. 环境科学, 2015,(9)：3352-3357.

[11]魏燕杰,季 民,李国一,等.投加粉末活性炭强化AGS的稳定性[J]. 天津大学学报, 2012,45(3)：247-253.

[12]高景峰,张 倩,王金惠,等.颗粒活性炭对SBR反应器中AGS培养的影响研究 [J]. 应用基础与工程科学学报, 2012,20(3)：345-354.

[13]Wang X H, Zhang H M, Yang F L, et al. Improved stability and performance of aerobic granules under stepwise increased selection pressure [J]. Enzyme and Microbial. Technology, 2007,41(3)：205-211.

[14]王 盟,卞 伟,侯爱月,等.两段式曝气工艺的短程硝化反硝化特性 [J]. 化工学报, 2016,67(4)：1497-1504.

[15]石宪奎,王凯军,倪 文.颗粒污泥粒径的工程测定方法 [J]. 环境污染与防治, 2006,28(2)：140-142.

[16]王浩宇,苏本生,黄 丹,等.好氧污泥颗粒化过程中 Zeta电位与EPS的变化特性 [J], 环境科学, 2012,33(5)：1614-1620.

[17]Tay J H, Liu Q S, Liu Y. The effects of shear force on the formation, structure and metabolism of aerobic granules [J].Applied Microbiology And Biotechnology, 2001,57(1/2)：227-233.

[18]阮文权,卞庆荣,陈 坚. COD与DO对AGS同步硝化反硝化脱氮的影响 [J]. 应用与环境生物学报, 2004,10(3)：366-369.

[19]Nogueira R, Melo L F, Purkhold U, et al. Nitrifying and heterotrophic population dynamics in biofilm reactors： effects of hydraulic retention time and the presence of organic carbon [J].Water Res., 2002,36(2)：469-481.

[20]李 冬,姜沙沙,张金库,等.颗粒活性炭诱导亚硝化污泥快速颗粒化 [J]. 中国环境科学, 2016,36(1)：50-55.

[21]王一波,蔡昌凤,黄礼超.活性炭粉末对 AGS形成及性能的影响研究 [J]. 安徽工程大学学报, 2012,27(2)：23-26.

[22]刘宏波,杨昌柱,濮文虹,等.进水氨氮浓度对 AGS的影响研究[J]. 环境科学, 2009,30(7)：2030-2034.

[23]张 亮,张树军,彭永臻.污水处理中游离氨对硝化作用抑制影响研究 [J]. 哈尔滨工业大学学报, 2012,44(2)：75-79.

[24]Yan L, Hu H, Zhang S, et al. Arsenic tolerance and bioleaching fromrealgar based on response surface methodology by Acidithiobacillus ferrooxidans isolated from Wudalianchi volcanic lake, northeast China [J]. Electronic Journal of Biotechnology, 2017,25：50-57.

[25]王昌稳,李 军,赵白航,等.AGS的快速培养与污泥特性分析[J]. 中南大学学报(自然科学版), 2013,44(6)：2623-2628.

[26]Liu Y, Yang S F, Liu Q S, et al. The role of cell hydrophobicity in the formation of aerobic granules [J]. Curr. Microbiol., 2003,46(4)：270-274.

[27]Tay J H, Liu Q S, Liu Y. Characteristics of aerobic granules grown on glucose and acetate in sequential aerobic sludge blanket reactors [J]. Environmental Technology, 2002,23(8)：931-936.