低表观气速间歇曝气AGS-SBR系统处理实际生活污水

李 冬,曹思雨,王 琪,张 杰,2

低表观气速间歇曝气AGS-SBR系统处理实际生活污水

李 冬1*,曹思雨1,王 琪1,张 杰1,2

(1.北京工业大学城市建设学部,水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室,北京 100124；2.哈尔滨工业大学环境学院,城市水资源与水环境国家重点实验室,黑龙江 哈尔滨 150001)

实验选用3个SBR反应器接种污水厂活性污泥,R1采用高表观气速(SGV)连续曝气,R2采用低SGV连续曝气,R3采用低SGV间歇曝气,在低碳氮比的实际生活污水中培养好氧颗粒污泥,探究不同SGV曝气条件对好氧颗粒污泥的形成及系统处理效果的影响.经过120d的培养,R1､R2和R3中颗粒粒径分别为(754±78),(812±86),(1183±93)μm,R3的脱氮除磷效果优于R1和R2.结果表明,应用低SGV间歇曝气策略在低碳氮比实际生活污水中培养的好氧颗粒污泥脱氮除磷性能良好,且系统中反硝化聚磷菌(DPAO)占聚磷菌(PAO)比例为24.75%.

好氧颗粒污泥(AGS)；表观气速(SGV)；间歇曝气；反硝化除磷菌(DPAO)；生活污水；脱氮除磷

好氧颗粒污泥(AGS)因其沉降性能好、生物保留量高及基建占地面积小等优点,有着广泛的应用前景[1].AGS通常具有直径大于0.2mm的颗粒结构,可以在一个颗粒内保持好氧、缺氧和厌氧的环境,有利于富集不同种类的功能菌,实现多种污染物的同步去除[2-3].

我国城市生活污水COD浓度较低,培养出的好氧颗粒污泥往往结构松散,易发生崩解[4-7].研究表明[8],在低COD进水条件下,选择性富集聚糖菌(GAO)和聚磷菌(PAO)等功能菌更有助于形成结构光滑､致密和稳定的颗粒污泥.反硝化聚磷菌(DPAO)是一种特殊的PAO,能够在缺氧条件下以NO--N为电子受体,同时进行反硝化和吸磷,实现“一碳两用”,为处理低碳氮比生活污水提供了新思路[9].有研究表明,厌氧/缺氧或厌氧/缺氧/好氧交替的环境有利于DPAO的生长[10-11].此外,硝酸盐氮的积累会对PAO的吸磷作用产生抑制,影响系统的除磷效率[12-14],而间歇曝气能够提供交替好氧/缺氧环境,可以减少硝酸盐氮的积累,有利于PAO和DPAO的富集.

同时在好氧颗粒污泥的培养过程中,表观气速(SGV)通常是一个比较重要的曝气参数.以往的研究认为,高SGV是培养好氧颗粒污泥的必要因素[15-17],然而,这些研究均使用COD浓度较高的人工配水进行实验,但由于我国城市生活污水具有COD浓度较低的特点[4],并不能完全借鉴以往实验的经验. Devlin等[18]在反应器SGV为0.41cm/s的条件下,探究不同COD浓度培养好氧颗粒污泥.发现进水COD浓度为340mg/L时生成了稳定密实的颗粒,而进水COD浓度为1300mg/L时形成的颗粒结构松散,边缘模糊.

虽然该实验并未对所培养好氧颗粒污泥的脱氮除磷效果进行详细讨论,但是能够说明在低COD条件下,高SGV并不是颗粒形成的必要条件.而低SGV的条件可能更适合在低COD进水下培养好氧颗粒污泥,并且结合好氧颗粒污泥的结构特点,在单个颗粒中提供好氧/缺氧/厌氧区[30],选择性强化系统对PAO和DPAO的富集,使培养出的好氧颗粒污泥更适合应用于我国的低碳氮比生活污水,并降低系统能耗.以往研究中[19],培养结构强度高的好氧颗粒污泥大多需要投加金属离子,若能通过运行方式对好氧颗粒污泥进行强化,也能提升好氧颗粒污泥系统的经济效益.

基于此,本研究使用3组序批式反应器(SBR)进行实验,分别应用高SGV连续曝气､低SGV连续曝气和低SGV间歇曝气这3种曝气方式,在低碳氮比实际生活污水中培养好氧颗粒污泥,以此探究不同曝气策略对好氧颗粒污泥特性､功能菌富集和污染物去除效率等方面的影响,以期为好氧颗粒污泥工艺处理实际生活污水提供理论指导.

1 材料与方法

1.1 实验装置与运行方式

使用3组序批式反应器R1、R2和R3,反应器有效容积6L,换水比为75%.反应器采用底部进水,通过PLC(Programmable Logic Controller)控制进水､搅拌､曝气和出水.系统颗粒化完成后,通过反应器底部排水口手动控制排泥,使3个反应器的SRT均为30d.使用鼓风机进行底部曝气,通过转子流量计控制曝气流量.实验装置图如图1所示.

R1、R2和R3分别应用SGV速(1.0cm/s)连续曝气、低SGV(0.4cm/s)连续曝气和低SGV (0.4cm/s)间歇曝气进行好氧颗粒污泥的培养,其中间歇曝气设置为每曝气60min,停曝30min.SGV通过调整曝气强度进行调控,计算见式(1).

式中:表示SGV,cm/s;表示单位时间内曝气量, cm3/s;表示反应器横截面面积, cm2.

图1 反应器装置示意

(1)进水箱;(2)蠕动泵;(3)出水;(4)气体流量计;(5)鼓风机;(6)进水､出水､搅拌､曝气时序控制器;(7)搅拌机

反应在室温条件下进行,运行过程中不对pH值进行控制.每周期运行时间为6h.厌氧段前先进行5min进水,进水结束后进入厌氧搅拌阶段.初始污泥沉降时间设置为30min,之后每4d将沉降时间减少2min,最终将沉降时间设置为4min.3个反应器的具体运行参数如表1所示.

表1 反应器运行参数

1.2 接种污泥与实验用水

反应器的接种污泥使用北京市某污水处理厂的二沉池回流污泥,R1､R2和R3的初始MLSS分别为4179,4296,4144mg/L,初始VSS/SS分别为0.63、0.62和0.63.实验用水为某小区化粪池的实际生活污水,污水水质如表2所示.

表2 生活污水水质(mg/L)

1.3 分析项目及方法

本实验的NH4+-N、NO2--N、NO3--N、MLSS和SVI等指标均采用国家规定的标准方法进行测定[20],胞外聚合物(EPS)中的蛋白质(PN)采用Lowry法进行测定,多糖(PS)采用蒽酮硫酸法进行测定.使用WTW多参数测定仪对pH值和溶解氧(DO)进行测定.使用Mastersize 2000型激光粒度仪测定颗粒粒径,通过OLYMPUS体式显微镜观察颗粒形态.

其中,EPS的提取步骤如下:

(1)在反应器内均匀搅拌条件下,由反应器侧面取样口取30mL污泥混合液,在常温条件下4000倍重力加速度离心15min,之后去除上清液;

(2)使用缓冲液(组成成分:2mmol/L Na3PO4, 4mmol/L; NaH2PO4,9mmol/L; NaCl,1mmol/L KCl)将剩余样品体积恢复至30mL,震荡1min使样品与缓冲液混合均匀,60℃条件下水浴加热30min;

(3)样品冷却至室温后,在4℃条件下20000倍重力加速度离心20min,上清液经0.22µm滤膜过滤后得到待测EPS样品.

1.4 批次实验

在实验运行过程中通过批次实验对系统中DPAO的富集情况进行考察.实验方法如下:从反应器中取出2L的泥水混合液,使用自来水搅拌清洗并去除上清液,重复3次,之后定容至2L.加入丙酮酸,控制COD浓度为300mg/L,在室温下厌氧搅拌120min.再次清洗污泥并定容至2L,将污泥平均分为两份,加入磷酸二氢钾控制TP浓度为6mg/L,其中一份通过曝气进行好氧吸磷实验,另一份加入硝酸钾控制初始硝氮浓度为20mg/L进行缺氧吸磷实验.定时取样测定好氧和缺氧实验的TP浓度.计算公式如下:

式中:ONn表示能利用O2、NO3-和NO2-作为电子受体去除的磷;ON表示能利用O2和NO3-(不能利用NO2-)作为电子受体去除的磷;O表示只能利用O2作为电子受体去除的磷;O表示利用O2为电子受体在好氧段的吸磷量;ON表示利用NO3-为电子受体在缺氧段的吸磷量;ONn表示利用NO2-为电子受体的吸磷量.

2 结果与讨论

2.1 不同运行条件下污泥理化性质变化

R1､R2和R3在运行过程中颗粒平均粒径变化如图2所示.可以看出在整个实验过程中,3个反应器的平均粒径均呈现上升趋势.最终R3中生成的颗粒平均粒径最大,为(1183±93)μm,R1和R2中颗粒的平均粒径分别为(754±78)μm和(812±86)μm.

图2 运行期间3个反应器中颗粒平均粒径的变化

有研究认为[21],较高的SGV提供的水力剪切力有利于微生物分泌EPS,从而促进颗粒的形成.但是由于本实验所用进水的COD浓度较低,虽然R1采取了较高的SGV进行曝气,但在进入好氧段时,由于丝状细菌比非丝状细菌具有高的比表面积,故能够更快地从进水当中吸收营养物质[22],因此R1中生成的颗粒污泥主要由丝状菌构成,结构较为松散,有研究表明[23],高SGV条件可能导致颗粒磨损性增加,最终导致反应器内生成的好氧颗粒污泥机械强度较低,在高SGV条件下粒径较小.另有研究表明[24],在SGV相同的条件下,不同曝气装置产生的气泡大小不同,也会对好氧颗粒污泥的形成产生不同的影响.王陆玺等[25]的研究也表明,曝气气泡的分布方式也会影响好氧颗粒污泥的形成,因此这部分影响因素还有待进一步实验考证.

R3由于采用间歇曝气的方式运行,反应器中形成颗粒的粒径较R1和R2的更大,有研究表明[26],间歇曝气提供的饱食/饥饿交替的条件有利于促进细胞分泌EPS,进而促进颗粒的形成.黄健盛等[27]在对比连续曝气与间歇曝气条件下培养好氧颗粒污泥的实验中也有相似结论,在间歇曝气条件下,颗粒污泥粒径的增长速度更快.而R2相较于R3缺少刺激微生物分泌EPS的选择压条件,因而在颗粒污泥培养过程中粒径增长较R3更低,且稳定运行后反应器内颗粒污泥平均粒径更小.可见在低C/N生活污水条件下,SGV不再是影响颗粒形成的主要因素,可以通过其他运行参数促进颗粒的培养.

由图3可见,实验初期由于通过逐步缩短沉降时间筛选沉降性能好的污泥,3个反应器的MLSS均出现一定程度的下降,随后呈上升趋势.当系统的SV30/SV5大于0.9时,即可认为反应器造粒完成[27].因此R1、R2、R3分别在第56,40,36d完成颗粒污泥的培养.

图4 污泥显微镜照片

图4(a)为接种絮状物泥的显微镜照片,图4(b)～ (d)分别为R1､R2和R3这3个反应器在第100d的颗粒污泥显微镜照片.可以看到3个反应器中生成的颗粒污泥均呈现较为不规则的边缘,这是由于实际生活污水中有机物较为复杂,降解步骤较多,因而在实际生活污水中培养的好氧颗粒污泥边缘较为不规则,多具有复杂的微观结构[29].其中R1中生成的颗粒边缘丝状结构较多,且有较多呈不规则破碎状的颗粒,R2中生成的颗粒粒径偏小,R3中生成的颗粒边缘更加光滑,结构更密实.说明在低C/N实际生活污水条件下,应用低SGV间歇曝气有助于培养结构稳定的颗粒污泥.

2.2 不同运行条件下系统污染物去除效率变化

由图5(a)可以看出,刚接种活性污泥的运行初期,3个反应器的COD处理效果均不够理想,之后随着沉降时间的缩短,沉降性能较差的污泥随出水被排出,反应器的COD去除效率略有波动.在随后的实验过程中,3个反应器的COD去除效果均表现良好,出水COD浓度在50mg/L以下,符合《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A的标准[41],最终R1、R2和R3的COD去除率为94.75%、95.69%和97.25%.

图5(b)为实验过程中3个反应器的TN去除效果变化,可以看出R1和R2的TN去除率较R3更低.有研究表明,氧气在好氧颗粒污泥中的传质深度为150～300μm[30],故当颗粒污泥的粒径小于300μm时,颗粒内主要为好氧区.当颗粒粒径继续上升时,才能够提供缺氧区甚至厌氧区,进而通过反硝化作用获得较好的脱氮效率.R1由于反应器内生成颗粒结构疏松,粒径偏小,且反应器曝气强度较高,导致运行过程中缺乏缺氧条件,不利于系统反硝化,出水中硝态氮浓度较高.R2由于所用曝气强度较低,随着反应器内颗粒污泥的出现,能够在反应器内形成一定的缺氧区,故出水TN浓度低于R1.但是由于连续曝气,运行周期末系统内DO浓度升高,对反硝化菌､DPAO的活性有一定的影响,TN去除率仍低于R3.

图5(c)为实验过程中3个反应器的TP去除效果的变化情况,与TN去除效率的变化情况相似,R1和R2的TP去除率低于R3.由于硝态氮的积累会对PAO吸磷产生影响[12-14],故R1和R2的除磷效果较差可能是由于连续曝气条件下,生成的硝态氮不能及时去除,对PAO的除磷效果产生影响.R2较R1所用的SGV更低,系统中包含更多的缺氧区,有利于同步硝化反硝化作用消耗硝态氮,故与R1相比,R2的脱氮除磷效果更好.

2.3 不同运行条件下AGS胞外聚合物含量变化

EPS被认为是维持好氧颗粒污泥结构的重要组成部分[31],PN和PS的含量及PN/PS值的变化也可以从一定程度上反映颗粒形成的情况.图6所示为R1､R2和R3反应器在实验进行过程中EPS含量的变化.可以看出,在颗粒化过程中,3个反应器的EPS含量均较接种时有所上升.

实验初期R1的PS含量增长较快,可能是由于高SGV有利于刺激细胞分泌EPS[20],但是R1中生成的颗粒结构较为松散,丝状结构较多,在高SGV条件下并不能保持很好的稳定性,颗粒粒径增长缓慢,实验后期EPS总量较R2和R3的更低.研究表明,PS能够起到粘结细胞的作用,进而促进颗粒化,但是过量的PS也会使形成的颗粒结构松散,最终因为微生物的过快生长导致颗粒破碎[32].He等[33]的研究也发现,系统中PS含量的增加与颗粒的丝状菌膨胀有关.故虽然高SGV有助于刺激细胞分泌EPS,但更多的是PS含量的增长,生成的颗粒污泥丝状菌较多,不利于生成结构密实的颗粒.R2中的EPS含量在初期呈上升趋势,但之后略有下降,并在一定范围内波动,不再上升.R2采用连续曝气,导致好氧段饥饿期较长,而饥饿环境下,EPS可以作为微生物的临时碳源被消耗[34],这可能是R2中EPS含量较低的原因.

在实验过程中R3的EPS含量较R1和R2的更高,且EPS中PN的增长更为显著.Zhang等[35]的研究表明,在污泥颗粒化的过程中,随着PN含量的增加,细胞表面的疏水性也随之增加,同时电负性减小,而这有利于细胞之间的聚集.McSwain等[36]通过激光共聚焦技术(CLSM)对好氧颗粒内部进行染色观察的结果也表明,PN是颗粒核心的主要构成成分,而PS主要聚集在颗粒外层,说明了PN在促进颗粒污泥稳定方面的作用.R3所用的间歇曝气提供了交替的好氧/缺氧条件,有利于刺激EPS特别是PN的分泌,同时也有利于富集DPAO等细菌,使生成的颗粒结构更加密实稳定.因R3的PN增长较PS更快,故在实验过程中系统的PN/PS呈上升趋势.有研究表明[37],较高的PN/PS值有利于污泥的絮凝,说明R3所应用的低SGV间歇曝气策略促进了颗粒的形成.

2.4 不同运行条件下系统中DPAO比例

实验通过批次实验来测定运行期间3个反应器内DPAO占PAO的比例变化.运行期间,R1､R2和R3中DPAO占PAO比例变化情况如图7所示.由于厌氧/缺氧或厌氧/缺氧/好氧交替的环境有利于DPAO的生长[10-11],可以看出,实验运行期间,R3中DPAO占PAO的比例上升最快,最终达到24.75%.R1和R2由于采用连续曝气的运行方式,好氧段硝态氮的积累抑制DPAO的活性,不利于DPAO的富集,最终R1和R2系统中DPAO仅占PAO的11.75%和14.32%.说明通过应用低SGV间歇曝气,可以在低C/N比生活污水中加强对DPAO的富集,实现“一碳两用”,提高系统的脱氮除磷效率.

图7 运行期间DPAO占PAO比例的变化

2.5 不同运行条件下典型周期实验

图8所示为第110d时R1、R2和R3一个周期内COD、TP、NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度的变化情况.由于进水COD浓度不高,R1、R2和R3中的大部分COD在厌氧段就已被去除,部分难降解COD在好氧段初期被异养菌消耗,最终3个反应器出水COD浓度均小于50mg/L,符合《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A的标准[41].

R1和R2在连续曝气条件下,系统提供的DO虽然有利于硝化作用去除NH4+-N,但由于颗粒粒径较小,在连续曝气条件下不能为反硝化作用提供足够的缺氧､厌氧环境,可以看到,在运行周期中,硝态氮浓度随着持续的曝气不断增加,出水中硝态氮浓度较高,且多为NO3--N,TN去除率较R3更差.又因为硝态氮的积累会对PAO的吸磷作用产生抑制影响除磷效率[12-14],R1和R2的除磷效果也不够理想.

R3由于采用低SGV间歇曝气,运行过程中硝态氮的积累量并不高,多为NO2--N积累.当环境由缺氧向好氧过度时,AOB具有能够快速从缺氧饥饿环境中恢复的生理特性[38-40],故R3中间歇曝气带来的好氧/缺氧交替使得R3中更多地富集了AOB.且能够在好氧段后的缺氧段观察到TP与硝态氮浓度的同步下降,说明有反硝化吸磷现象发生,使R3能够获得较好的脱氮除磷效率.

3 结论

3.1 低SGV间歇曝气条件下,以实际生活污水为进水的R3能够培养出结构密实的好氧颗粒污泥,且造粒成功后出水能够满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A的标准[41].

3.2 第120d时R1､R2和R3的平均粒径分别为(754±78),(812±86),(1183±93)μm,R3中在低SGV间歇曝气条件下生成的颗粒表面更光滑､结构更密实.

3.3 低SGV间歇曝气的运行方式有利于选择性富集DPAO,最终R1、R2和R3中DPAO占PAO的比例分别为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,辽宁丹东人,教授,博士,主要研究方向为水质科学与水环境恢复技术.发表论文160余篇.

2021-02-23

北京高校卓越青年科学家计划项目(BJJWZYJH0120191 0005019);国家水体污染控制与治理科技重大专项(2018ZX07601-001)

* 责任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn