流体流速对好氧颗粒污泥快速培养的影响

王陆玺,周 楠,王晨旭,苏海佳 (北京化工大学,北京市生物加工过程重点实验室,北京 100029)

近年来好氧颗粒污泥技术在实际废水处理过程中发挥了重要的作用,其应用得到了广泛关注.与常规絮状污泥技术相比,该技术通过微生物间相互作用形成的聚集体结构更加致密,沉降速度更大,对污染物负荷和环境条件变化具有高弹性的适应性[1].然而,影响这种技术广泛应用的主要原因是污泥的启动期长和稳定性低[2-3].污泥的颗粒化过程受各种因素的影响,如种子污泥,底物组成,pH 值[4],温度控制[5]、反应器操作条件[2,6]、沉降时间[5]及水力剪切力[7]等特性在污泥颗粒化过程中起着非常重要的作用.

研究人员对于反应器的高径比(H/D,即反应器的高度与其直径的比值)对好氧颗粒污泥的形态及其特性产生的影响进行了较多的研究.高景峰等[8]在H/D分别为1:1 和5:1的SBR反应器中进行好氧颗粒污泥的培养,通过研究证明,H/D为5:1的反应器仅16d就实现了颗粒化,而H/D为1:1的反应器经过36d才实现颗粒化.而且通过观察粒径的分布情况和污泥的形态结构,发现高径比较高的反应器中所培养而成的好氧颗粒污泥相比高径比较低的反应器粒径更大,结构更密实,性能更稳定,形态更规则. Long等[9]使用循环式好氧颗粒污泥反应器,有效容积为 24.2L,高径比为 22.4,底部曝气,表观气速为 1.2～2cm/s.试验采用成熟好氧颗粒污泥作为接种污泥.稳定运行65d后,好氧颗粒污泥出现解体的现象,污泥破碎洗出.张彦灼等[10]利用圆柱形、高径比为 6.5,有效体积 25L的 SBR进行好氧颗粒污泥的培养.体积交换率为 50%;维持水温在 25℃.稳定运行20d后,开始出现好氧颗粒污泥小颗粒,65d后成功培养出成熟稳定的好氧颗粒污泥.

同时对于SBR反应器,除高径比与反应器形状的影响之外,由于SBR反应器没有专门的搅拌装置,主要依靠气流实现循环,反应器的内部构型会严重影响内部泥水混合物的流体特性以及水力剪切力的变化,从而对污泥的生长和颗粒化过程产生了一定的影响.牛姝等[11]在连续流气提式好氧颗粒污泥流化床(CAFB)反应器中,采用逐级递增负荷的运行方式培养好氧颗粒污泥.结果表明,CAFB反应器运行 12d后,MLSS达到6000mg/L,SVI值稳定在 35mL/g左右,形成了大量的颗粒污泥.但在运行32d后,丝状菌大量繁殖,污泥膨胀.这说明CAFB有利于好氧颗粒污泥的形成,但是在维持好氧颗粒污泥的稳定性方面还有待提高.

本文采用挡板式与圆筒式SBR反应器,研究了SBR反应器的构型对泥水混合物的流体特性的影响,从而对颗粒污泥的形成特性以及胞外聚合物(EPS)等产生了一定的影响,能够更深入的理解外部高剪切力对细胞颗粒化的作用.

1 材料和方法

1.1 活性污泥和进水水质

实验采用絮状活性污泥作为种泥,取自北京市高碑店污水处理厂,初始浓度是 7400mg/L.实验进水采用人工合成的模拟废水,以乙酸钠(C2H3NaO2)作为碳源,氯化铵(NH4Cl)为氮源,硫酸镁(MgSO4·7H2O)为生长因子;磷酸二氢钾(KH2PO4)和磷酸氢二钾(K2HPO4)来维持 pH 值,同时提供一定的磷元素和钾元素;营养液中C:N:P维持在100:5:1.

1.2 实验装置

在本研究过程中,分别采用挡板式(R1)和圆筒式(R2)反应器作为基本装置来培养好氧颗粒污泥.图1所示为二者的结构示意图.反应器高约110cm,直径约为80mm,高径比为16,圆筒和挡板高约 75mm,圆筒直径约为 50mm.实验过程中采用顶部进水的方式,设定体积交换率为50%.两种SBR反应器采取相同的工作周期,每个工作周期可分为进水、曝气、沉降、出水四个阶段.根据污泥生长状况对进水COD以及沉降时间进行调节.另外,采用 SG9-ELK型便携式溶氧仪监测溶氧量.如表1所示.

图1 SBR反应器(左:R1-挡板式反应器;右:R2-圆筒式反应器)Fig.1 Illustration of SBRs (Left: R1-baffle SBR; right:R2-cylinder SBR)

表1 反应器运行参数Table 1 Operation parameters of SBRs

1.3 实验方法

污泥参数的测定包括对混合液悬浮固体浓度(mixed liquid suspended solids,MLSS)、沉降体积指数(Sludge Volume Index,SVI)的测定.测定方法为国标法[12]. SVI以沉降30min为标准.出水参数的测定有: COD、氨氮、TN、TP等参数.其中,COD的测定采用重铬酸钾法,氨氮的测定采用纳氏试剂分光光度法,TN的测定采用碱性过硫酸钾法,TP的测定采用抗坏血酸法[12].胞外聚合物的提取方法为氢氧化钠法,蛋白质的测定方法为考马斯亮蓝法,多糖的测定方法为蒽酮法[13].同时,利用MF10- LED型光学显微镜观测污泥颗粒的形态及其包含的各种微生物相.

2 结果与讨论

2.1 反应器结构在污泥颗粒化过程中产生的影响

本实验采用两种反应器,R1反应器中间设一挡板,左升右降实现循环,R2则在反应器内设一小的升流套管,内升外降,实现循环,反应器容量大致相同.在保证进水负荷、曝气速率、沉降时间相同的情况下,经过一段时间运行,进行 CFD(Computational Fluid Dynamics)软件模拟分析.结果如图 2所示,挡板式反应器内平均水流流速为0.32m/s,圆筒式反应器为 0.43m/s,圆筒式反应中水流流速提高了 34.4%,这表明圆筒式反应器提供更高的水力剪切力.

对反应器内部气泡分布的模拟计算表明,圆筒式反应器内部气泡分布更加均匀,这是由于其内部升流管较小,且其截面为圆柱形.而挡板式反应器横截面为半圆形,曝气过程中会偏移至半圆形的一边,导致升流管内部有湍流,影响整个系统的循环(图2).

研究表明剪切力对好氧颗粒污泥的颗粒化过程有很大的影响,在 SBR反应器中,剪切作用大部分是来自曝气阶段中所激发的液体传动.一般来说,剪切作用会随着SBR反应器中表观气体上升速率的增大而增大,二者呈正相关变化[14].鲁磊等[15]研究了好氧颗粒污泥在剪切力呈梯度变化下的特征变化,发现当SBR反应器中曝气量为0.3L/min时所产生的水力剪切力较为适宜,此时微生物易于聚集成规则的颗粒污泥;但将曝气量提高到0.4L/min则会使污泥遭到冲刷,污泥的颗粒结构被破坏,在一定程度上加快了颗粒污泥的絮化过程.Wang等[16]发现好氧颗粒污泥只有在上升流速高于1.2cm/s,甚至高于2cm/s时才能形成. Khan等[17]的研究也表明在剪切力较高的条件下培养得到的好氧颗粒污泥结构和性质更为稳定.因此,剪切力越大,微生物聚合体形成速率越高,好氧颗粒污泥的形成速率就越快.这和本研究的结果也是相符的.

图2 气泡分布模拟图(左:R1-挡板式SBR反应器;右:R2-圆筒式SBR反应器)Fig.2 Simulation diagram of bubble distribution (Left:R1-baffle SBR reactor; right: R2-cylinder SBR reactor)

剪切力是指单位面积流体上的切向力,对于一般的牛顿型流体来说,剪切力在数值上等于液体动力粘滞系数和速度梯度的乘积[14].从平均液相流速和气泡分布的模拟来看,在圆筒式反应器内,平均液相流速更高,气泡分布更均匀,速度梯度更大.所以反应器的结构会直接影响剪切特性,在相同条件下 R2剪切力更大,循环更彻底,气液分布更均匀,更加有利于颗粒污泥的形成.

2.2 污泥颗粒化过程中污泥参数的变化

MLSS以及SVI是表征好氧颗粒污泥颗粒化程度的重要参数.为了解不同类型的 SBR反应器对好氧颗粒污泥形成过程中所产生的影响,对上述两种SBR反应器中污泥的污泥参数进行了追踪测定,同时利用光学显微镜来检测污泥的形貌特征,测定结果如图3～5所示.

图3 好氧颗粒污泥培养过程中污泥MLSS的变化Fig.3 The change of MLSS during the cultivation of aerobic granular sludge

图4 好氧颗粒污泥培养过程中污泥SVI的变化Fig.4 The change of SVI during the cultivation of aerobic granular sludge

两反应器MLSS的变化由图3可知.

第一阶段(2～6d),污泥处于颗粒化过程的启动期.R1、R2中污泥的 MLSS急剧下降,由初始接种的 7400mg/L分别下降至 3520mg/L和2570mg/L.污泥微生物处于对有氧环境的适应阶段,大量被淘汰的厌氧污泥微生物流出,导致MLSS急剧下降.同时由于 R2的液相流速较高,更多的絮状污泥被淘汰,所以在初始阶段,MLSS下降的更快一些.

图5 好氧颗粒污泥培养过程中污泥形貌的变化(放大4倍)Fig.5 The change of sludge morphology during the cultivation of aerobic granular sludge (4x magnification)

第二阶段(7～23d)初期,由于 COD 的升高(500mg/L上升至750mg/L),微生物在充足的营养环境中大量繁殖,R2中污泥的 MLSS上升至3466mg/L;而此时由于沉降时间的减少,R1中MLSS则继续下降至2712mg/L.随后,丝状菌在营养丰富的条件下大量繁殖缠绕,R1中污泥在第14d后污泥浓度上升至3281mg/L,之后一直稳定维持在3400mg/L左右;而由于R1 和R2结构的差异性,R2中产生的剪切力较大,更容易形成颗粒污泥,在第 10d污泥的 MLSS就上升至3930mg/L,之后一直维持在 3600mg/L左右,此时两反应器中开始出现小颗粒污泥(图 5(c)(f)),这些小颗粒污泥为微生物附着提供了核心物质,是污泥颗粒化的标志.

第三阶段(24～40d),将进水中COD负荷增大至1000mg/L,两反应器MLSS随之升高.R1中污泥的MLSS在第40d升高至4050mg/L,污泥颗粒稳定成熟(图 5(d)).而 R2中污泥的 MLSS在第26d就达到 4343mg/L,且污泥在第 36d上升至4622mg/L,形成成熟稳定的颗粒污泥(图 5(h)).微生物大量生长并附着在小颗粒污泥表面,在 SBR反应器特定的流体力学条件下逐步生长成为形状规则、结构致密的颗粒污泥,成熟的颗粒污泥粒径最终达到1mm左右.

第四阶段,污泥的沉降时间由 8min降低至5min之后,由于R1、R2中污泥颗粒化进一步增强,污泥 MLSS继续升高至 4324,5023mg/L,污泥SVI进一步下降至63,45mL/g.由于反应器的结构不同,R2中液体流速更大,剪切力更高,所以污泥的颗粒化程度更强,同时颗粒表面更加光滑.

两种SBR 反应器SVI中污泥沉降系数的变化趋势如图 4所示.启动阶段,两反应器中污泥SVI均急剧上升至147mL/g和58mL/g.之后,两种SBR 反应器中SVI均呈下降趋势,至好氧颗粒污泥成熟时,R1、R2中SVI分别为66mL/g、52mL/g.同时,由图4不难发现,R1中污泥的SVI始终高于R2,主要是两反应器结构不同而导致.由于 R2中水流流速高于 R1,所以产生的水力剪切力较大.剪切力作为污泥颗粒化过程中重要的影响因子,直接关系到两反应器中好氧颗粒污泥颗粒化速率的快慢.通常,在一定范围之内,较大的剪切力能够对污泥的颗粒化过程起到促进作用[7].

通常情况下,当微生物生长受到某一环境因素作用时,它们会通过形成一个聚合体达到自我保护的目的,这些因素包括水力剪切力、毒性物质的添加等.因此,SBR反应器中所产生的水力剪切力越大,微生物聚合体形成速度越快,好氧颗粒污泥的颗粒化过程所需时间就越短.

2.3 污泥颗粒化过程中EPS的变化

此外,好氧颗粒污泥中所含微生物分泌的胞外聚合物(EPS)是影响颗粒化污泥形成的另一个关键因素.原因是EPS能够改变好氧颗粒污泥中微生物表面的性质,如表面电荷以及表面疏水性[6].两反应器由于结构差异,造成水力剪切力的不同,也会直接影响微生物胞外聚合物(EPS)的分泌特性.

如图6所示,培养初期,厌氧活性污泥的蛋白/多糖(PN/PS)极低,EPS的产生量也不高,仅为30mg/g SS左右.在好氧颗粒污泥颗粒化过程中,EPS含量不断升高,蛋白/多糖(PN/PS)也逐渐增大.颗粒化前期(1～14d),EPS涨幅不大,R1、R2分别上升了18.8mg/g SS和17.9mg/g SS,PN/PS也仅为0.73和0.72,此时污泥的颗粒化主要是丝状菌的骨架形成时期.污泥颗粒化后期(15～40d)随着 COD 的升高,污泥微生物营养物质丰富,在满足自身营养物质需求的情况下将多余的碳源及氮源转化为多糖和蛋白[18], EPS含量不断升高,污泥颗粒化程度也不断提高,此时EPS是污泥能够颗粒化的主要条件.

研究表明剪切力对 EPS含量以及好氧颗粒污泥中所含微生物细胞表面疏水性都有着一定程度的影响.一般来说,SBR 反应器中剪切力越大,好氧颗粒污泥中EPS含量以及细胞疏水性就会越高.而细胞表面疏水性与胞外蛋白的含量变化一致,所以水力剪切力越大,胞外蛋白含量就会越高[19].圆筒式反应器中剪切力更大,所以蛋白含量要高于挡板式反应器.至好氧颗粒污泥成熟稳定时,R1中EPS含量为63.9mg/g SS,所含蛋白为 33.7mg/g SS,多糖为 30.2mg/g SS,PN/PS为1.11.R2中成熟的好氧颗粒污泥 EPS含量为89.9mg/g SS,其 中 蛋 白 57.1mg/g SS,多 糖32.8mg/g SS,PN/PS为1.83,整体优于R1,颗粒化程度较高.

图6 污泥颗粒化过程中EPS的变化Fig.6 Change of EPS during the cultivation of aerobic granular sludge

颗粒形成结构示意图如图 7所示,颗粒化的形成过程既有外因水力剪切力的影响,也有胞内聚合物的内因影响.通过对圆筒式SBR反应器和挡板式SBR反应器同时培养好氧颗粒污泥的过程进行对比发现,由于圆筒式反应器所提供的水力剪切力更大,污泥颗粒化的速率更快,得到的好氧颗粒污泥更加紧凑密实.同时,由EPS含量也可以看出,圆筒式反应器中污泥的代谢更加旺盛.因此更加有利于污泥颗粒的形成.

图7 颗粒形成过程示意Fig.7 The formation process of granular sludge

2.4 污泥颗粒化过程中污染物降解情况分析

颗粒污泥内部微生物的种类及结构与颗粒污泥对污染物的去除能力有很大的关系[20-21].对污泥颗粒化过程中污染物降解情况的研究不仅能反映出污泥内部微生物的活性,也能为污泥颗粒化结构的形成及稳定提供依据[22].

在污泥培养启动期的前3d,微生物正在完成由厌氧菌到好氧菌的转变,微生物群落结构不稳定,两种SBR 反应器中COD的去除率都比较低,只能达到 50%(图 8).随着好氧菌占主导地位,两种SBR 反应器中COD去除率均高达90%;且随COD负荷升高, COD去除率呈缓慢升高趋势,至颗粒污泥成熟稳定时其去除率能够达到 97%以上,出水COD在30mg/L以下,去除效果良好.通过对比R1、R2COD去除率能够发现,两种SBR反应器对 COD的去除效果相当,这主要是因为COD的去除可由多种不同类型微生物单独或共同完成,而好氧颗粒污泥的颗粒化程度与 COD的去除效率无太大关系.

与COD去除相似,氨氮的去除在前3d仅为48%左右(图 9),此时厌氧菌浓度较大,氨氧化菌较少.当两种SBR 反应器运行到10d时,R2中氨氮去除率为77%,运行到14d时,R1中氨氮去除率达到 73%,这是污泥开始颗粒化、微生物种类增加的结果.此后 R2中氨氮去除率持续升高,高于80%且一度达到 90%,好氧颗粒污泥稳定形成后氨氮去除率达到86.5%.而R1中氨氮的去除率虽有所提升,但仅为82%,低于R2中氨氮的去除率.这可能是由于不同类型的反应器所产生的流体流速不同,使得污泥的颗粒化进程不同,导致两反应器中氨氮的去除率有所差异.

图8 污泥颗粒化过程中COD的变化Fig.8 The change of COD during the cultivation of aerobic granular sludge

图9 污泥颗粒化过程中氨氮的变化Fig.9 The change of ammonia nitrogen during the cultivation of aerobic granular sludge

3 结论

3.1 对圆筒式和挡板式两种反应器的研究表明:在圆筒式反应器内,平均液相流速更高,气泡分布更均匀,循环更彻底,水力剪切力较高.在36d内培养得到成熟颗粒,其 MLSS达到 4622mg/L, SVI为52mL/g;而挡板式SBR反应器在40d内培养得到颗粒污泥,其 MLSS为 4050mg/L,SVI为66mL/g.

3.2 在同样的 COD负荷水平下,圆筒式 SBR反应器内各底物去除效率高于挡板式 SBR反应器.

其中,圆筒式反应器中 COD 和氨氮去除率分别达到97%和86.5%;而挡板式反应器中COD和氨氮去除率分别为97%和82%.

3.3 由于二者结构不同,相对于挡板式反应器,圆筒式反应器所提供的水力剪切力更大,污泥颗粒化的速率更快,得到的颗粒污泥更加紧凑密实.

通过本文的研究能够更深入的理解,反应器的构型通过影响外部剪切力和气液的流态分布,从而影响污泥颗粒化的程度.

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