高频交替OLR强化好氧颗粒污泥性能研究

李 冬,高飞雁,解一博,李 柱,张 杰,2

高频交替OLR强化好氧颗粒污泥性能研究

李 冬1*,高飞雁1,解一博1,李 柱1,张 杰1,2

(1.北京工业大学水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室,北京 100124；2.哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,黑龙江 哈尔滨 150090)

本研究设置4个反应器R1、R2、R3和R4,分别采用恒定有机负荷率(OLR)和三个交替OLR方式运行,高低OLR分别为0.67/0.67、0.71/0.60、0.77/0.52、0.80/0.40gCOD/(L∙d),以合成配水为基质,探究高频交替OLR对好氧颗粒污泥性能的影响,为提高好氧颗粒污泥的稳定性提供可行策略.由实验结果可知,R1、R2、R3和R4的完整性系数分别可达到87.26%、94.78%、96.29%、79.63%,四者的EPS含量(以VSS计)可达到81.04、109.46、115.28、139.56mg/g,PN/PS分别为4.75、7.49、8.28、3.26,表明值(高OLR/低OLR)为1.48时有利于提高好氧颗粒污泥的结构稳定性.此外R1、R2、R3和R4在稳定时期的COD平均去除率分别为92.58%、91.52%、92.45%、92.52%,TP平均去除率分别为92.81%、93.35%、95.10%、61.01%,TN平均去除率分别为93.04%、92.24%、92.06%、85.32%,表明值为1.48时好氧颗粒污泥去除污染物的效果最好.

好氧颗粒污泥；高频交替OLR；胞外聚合物；脱氮除磷；影响因素

目前,以好氧颗粒污泥(AGS)为主体的脱氮除磷工艺被认为是最具有应用前景的污水生物处理技术之一[1],其结构紧凑、致密,具有较高的生物量密度、较强的耐冲击负荷能力和良好的沉降性能. 由于溶解氧(DO)沿其纵向存在浓度差异,使AGS形成了独特的分层结构:外层为好氧层,主要存在好氧菌(如硝化菌、聚磷菌),内核会形成一个厌氧区,主要存在厌氧生物(如反硝化菌、反硝化聚磷菌).独特的分层结构,使得脱氮和除磷能够在单个颗粒单元内同步完成,相比较于絮状污泥工艺,更能减少基建面积,节约投资.然而,AGS稳定性差严重阻碍了其在废水处理中的大规模应用,Tay等[2]发现OLR影响AGS的形成及其稳定性:在1kgCOD/m3·d的低OLR下,结构松散的絮凝物在反应器中占主导地位.Zheng等[3]的研究认为在 6kg COD/(m3·d)的高OLR 下形成能够紧凑的圆形AGS,随着反应器的运行,由于丝状微生物的生长,AGS表面疏水性降低,稳定性下降.有大量研究表明胞外聚合物(EPS)在维持成熟AGS空间结构的完整性和稳定性方面起着至关重要的作用[4-7],当OLR突然增加时,会刺激某些菌种(如和)分泌黏性物质,使颗粒污泥的内部结构更加密实且细菌在环境压力下可形成过量的EPS[8].基于此,本研究采用高频率交替高低OLR的运行方式,反复刺激微生物分泌EPS,增强好氧颗粒的稳定性,以期为AGS工艺的长期稳定运行提供有效的策略.

1 材料与方法

1.1 实验装置与运行方法

设置4套SBR反应器,分别为R1、R2、R3、R4,四者是高度直径完全相同的有机玻璃柱(/= 10/3),有效容积为7L.R1、R2、R3、R4采用A/O/A模式运行,曝气强度为0.7L/min,每天运行4个周期,每个周期360min,包括10min进水,100min厌氧,130min好氧,90min缺氧,30min沉淀排水闲置时间,控制污泥龄为35d.本实验通过控制进水量实现对OLR的调整,每4天进行一次OLR的高低交替,具体运行情况如表1所示.

表1 R1、R2、R3、R4运行方式

注:=高OLR/低OLR.

1.2 接种污泥与实验用水

实验中所采用的接种污泥是实验室其他反应器中已经成熟的好氧颗粒污泥,污泥浓度为3500mg/L.实验用水为人工配水,由自来水、CH3CH2COONa、NH4Cl、KH2PO4、NaHCO3、CaCl2和MgSO4·7H2O混合配制,以NaHCO3模拟生活污水碱度并调节pH值稳定,具体水质指标如表2.

表2 人工配水水质情况(mg/L)

1.3 分析项目与检测方法

文中相关的分析项目与的检测方法如表3所示.

表3 分析项目与检测方法

1.4 EPS提取方法

取30mL泥水混合物,常温下4000离心10min,去掉上清液后加入磷酸盐缓冲液(PBS)恢复至原体积30mL.常温下4000离心15min,离心后上清液中为LB-EPS,去掉上清液后用PBS恢复至30mL,涡旋1min使离心管底部污泥完全散开,60℃水浴加热30min.待样品冷却至接近室温时,4℃下20000离心20min,离心过后上清液中为TB-EPS.蛋白质测定采用Lowry法,多糖测定采用蒽酮硫酸法[10-11].

1.5 完整性系数

完整性系数[12-13]能够反映剪切强度,测定方法:从生物反应器中取出5mL污泥颗粒悬浮液,用自来水清洗3次后,在50mL锥形瓶中用自来水稀释至30mL,加盖后将锥形瓶置于振荡器上以300r/min振荡2min,在250mL量筒中沉降1min后,倒出上清液并测量其悬浮固体(SS).将剩余的约5mL颗粒污泥再次稀释至30mL,加盖后将锥形瓶置于振荡器上以300r/min再振荡3min,在250mL量筒中沉降1min后,测定上清液中的SS,并测定沉降污泥的量.颗粒的物理强度用完整系数(IC)来表示,定义为经过一段时间震荡后残留的颗粒污泥占原污泥总量的质量百分比,计算方法如下:

式中:SSo为振荡实验中好氧颗粒污泥量,mg;SS为震荡后上清液中的污泥量,mg.

2 结果与讨论

2.1 污泥物理特性变化

2.1.1 生物量及沉淀性能变化 如图1所示,接种污泥为实验室已培育好的成熟好氧颗粒污泥,初始污泥的MLSS、SVI、值分别为3000mg/L、36.74mL/g、0.85.随着反应器的运行,R1中的MLSS稳步上升,50天后稳定在6300mg/L左右,SVI值在整个运行过程中基本稳定.R2、R3采用交替OLR方式运行,二者的MLSS在前期稍有下降,主要原因为污泥适应环境,产生一定的污泥膨胀,导致污泥流失,直至分别在第10天和第20天后开始呈上升趋势最终分别稳定在6732、6968mg/L,SVI值基本稳定在34.84mL/g和33.68mL/g,沉降性能良好.R4的OLR变化程度最大,MLSS先降低至2789mg/L,然后缓慢增加至5582mg/L,其增长速率与增长幅度小于R2、R3,主要是由于丝状菌生长导致生物流失造成的,有研究表明[14]在SBR中当饱食期远大于饥饿期时,颗粒会出现丝状膨胀的现象,R4中的m值过大导致AGS出现丝状菌生长的现象,其SVI指数呈逐渐上升的趋势,沉降性能下降.在整个运行过程中,R1、R2、R3、R4的平均值分别为0.81,0.84,0.86,0.77,Wu等[15]发现拥有大粒径的颗粒往往具有较厚的生物层,在本实验中R3的值已经达到了0.86左右,高于其他反应器,说明交替OLR的策略可以使好氧颗粒污泥的生物层增厚.

2.1.2 污泥粒径及外观形态特性 对初始好氧颗粒污泥、R1、R2、R3、R4运行至100d的AGS进行粒径分布测量.由表4可以看出初始颗粒污泥平均粒径为626.22μm,直径1000μm以上的颗粒占25.94%,直径500μm以下的占47.23%,R1、R2、R3、R4中污泥的平均粒径分别为699.73,741.99,979.26,517.39μm,直径1000μm以上的颗粒分别占28.55%、32.63%、45.24%、11.25%,与接种污泥相比,R1、R2、R3的平均粒径与大粒径占比都有所增加.主要是由于R2、R3交替OLR的运行方式会刺激AGS分泌更多的EPS导致其粒径增大,而R4过大的高低OLR差导致丝状菌增殖使部分AGS解体.

如图2所示,R1中颗粒污泥虽然表面光滑,但大多数呈扁平、杆状甚至长条状不规则分布,R2、R3中的颗粒污泥相较于R1表面更加光滑且形态大多呈圆形,结构密实,具有清晰的边界,这与MLSS的增加加剧颗粒之间的摩擦有关.有研究表明在过低的OLR条件下的好氧颗粒污泥以丝状菌为主,形态疏松[16],而R4中的颗粒污泥形状不规则且表面已经出现了丝状菌导致颗粒污泥结构疏松甚至部分解体.由此结合实验结果可知,高频交替OLR策略能够有效地增加好氧颗粒污泥的粒径且能使其形状更为规则、圆润密实.

表4 不同运行方式下运行100d时的污泥粒径分布

图2 第90d显微镜照片

2.1.3 IC值变化 颗粒污泥的强度可以定义为其抵抗剪切应力引起的崩解的能力,如表5所示,R1、R2中的颗粒污泥的IC值在震荡2min后分别为92.96%、97.59%,在5min后分别为87.26%、94.78%,而R3中颗粒污泥的IC在震荡2min后为98.72%,在5min后为96.29%,高于R1、R2,R4中颗粒污泥的IC值最小,在震荡2min后为88.60%,在5min后为79.63%,四者IC值关系为R3>R2>R1>R4,这说明在交替OLR条件下培养的颗粒具有更强的结构强度.这可能是因为交替OLR的运行模式会使好氧颗粒污泥反复产生应激反应,每完成一次交替就对污泥形成一次刺激,EPS多次产生增强了好氧颗粒污泥的结构强度,而OLR的变化程度越大其产量越多,因此R3的颗粒强度要大于R2,且R3相对于R2强度的增幅大于R2相对于R1的增幅,此外R4的值最大但其强度最差,说明OLR的增大刺激颗粒污泥产生应激反应存在最大阈值,超过阈值不仅不能增强颗粒的强度,还容易产生冲击负荷对颗粒污泥的稳定性产生负面作用,因此R4中的颗粒污泥结构松散甚至出现解体现象.

表5 不同运行方式下污泥IC值(%)

2.2 污染物去除性能变化

2.2.1 COD去除性能 反应器运行期间COD的去除效果变化,见图3.R1的COD去除率在整个运行过程中没有较大的变化,都保持在92%左右;R2、R3、R4在运行初期由于颗粒污泥没有适应OLR的交替改变所带来的冲击负荷,致使其处理COD性能相比较于R1有所下降,但分别经过16、20、22d的运行,三者COD去除率趋于稳定,稳定后的平均去除率可分别达到91.52%、92.45%、92.52%,这是由于微生物都具有一定的自我修复能力[17],可以抵御外界冲击负荷所带来的影响,适应环境的变化.由此可知,OLR的交替变化对好氧颗粒污泥去除COD的能力并无太大影响.

2.2.2 TP去除性能 如图4所示,有机底物对 PAOs的生长和代谢至关重要,在整个反应器的运行期间,R1中的TP去除率稳定在92%左右,没有较大变化.R2、R3、R4刚开始不适应新的OLR交替模式,TP去除效果出现了不同程度的下降,随着反应的运行,R2、R3分别在第16d、22d恢复至与R1相同的水平后,TP去除率相较于R1有一定的上升,平均去除率分别为93.35%、95.10%.有研究表明交替OLR形成的相对饱食饥饿环境有利于AOB的富集[18-19],从而使NO2--N积累,NO2--N是硝化和反硝化过程的中间产物,它既能在反硝化除磷过程中被用作电子受体,也可以是生物除磷过程中的抑制剂,这主要取决于NO2--N的浓度和污泥自身特点,因此,R2、R3中TP去除率的升高可能是因为NO2--N积累使系统中除了好氧除磷以外还存在反硝化除磷的缘故.R4的TP平均去除率为61.01%,其除磷效果已经出现了明显的恶化,分析其原因有两点:一是在高OLR模式下,普通异养菌利用有机物质用于自身代谢生长,而普通异养细菌的生长速度比PAOs快,它的增殖抑制了PAOs的生长,导致R4中磷的去除效果变差,二是亚硝酸盐的过度积累抑制PAOs的活性进而影响除磷效果.综上,对于TP来说,值变化影响其去除率,由1增大至1.48有利于提高磷的去除率,>2则会抑制磷的去除.

图3 运行过程中COD浓度变化

2.2.3 脱氮性能 由图5可知,4个反应器的出水平均NH4+-N浓度分别为1.06～2.81,1.03～4.98,1.41～ 8.86,1.57～9.13mg/L,R2、R3、R4除了运行前期AGS适应新的运行方式去除率有所下降以外,四者平均去除率分别为96.72%、96.17%、95.85%、92.88%,说明随着值的增大,AGS的NH4+-N去除效果有所下降,特别是R4下降程度最大. R1、R2、R3、R4的出水TN范围为2.47～4.92,3.06～7.45,3.16～11.56,3.34～12.86mg/L,适应环境后TN的平均去除率分别达到了93.04%、92.24%、92.06%、85.32%.R4的TN去除率在第32d出现了明显下降,分析其原因主要为OLR的交替变化形成的间歇饥饿环境导致好氧末端亚硝酸盐的积累,而高浓度的亚硝酸盐对硝化菌和反硝化菌等多种微生物活性产生抑制作用[20],使颗粒污泥在缺氧阶段的反硝化能力下降,出水中的NO2--N、NO3--N浓度增加,整体的TN去除率下降.

图4 运行过程中TP浓度变化

2.2.4 典型周期污染物变化 为了明晰一个周期内污染物的具体变化,在反应器运行的第100天进行了周期实验,具体污染物变化如图6所示.在厌氧阶段COD被迅速消耗,厌氧前50min,COD去除速率最快,同时水中TP随着COD浓度的下降同步增长,50min时四个反应器的TP浓度分别达到34.86,36.26,36.45,35.86mg/L,液相中TP浓度不断上升,COD浓度逐渐下降,符合聚磷微生物典型的厌氧代谢特征,通常在强化生物除磷系统中,ΔP/ΔVFA值(ΔP为TP的变化量,mmol P/L,ΔVFA值为有机物的变化量,mmol C/L)作为厌氧条件下微生物参与有机物摄取过程重要的代谢指标和生物除磷过程的典型参数,可以粗略用来表示微生物的代谢类型. Acevedo等[21]的研究中提到PAOs代谢模型的ΔP/ΔVFA值范围在0.16～0.50之间,本研究中R1、R2、R3、R4的ΔP/ΔVFA值分别为0.21,0.20,0.21,0.20,均处于0.16和0.50之间,说明R1、R2、R3、R4中的绝大部分COD在厌氧阶段,被PAOs吸收转化为聚羟基脂肪酸酯(PHA)

进入好氧阶段后NH4+-N下降,直至200min后浓度接近于0,在此期间各个反应器的NO2--N、NO3--N浓度增加,好氧末端R1、R2、R3、R4的NO2--N浓度分别增加至0.31,2.76,4.96,8.10mg/L,NO3--N浓度分别增加至9.50,9.17,8.25,7.20mg/L,NH4+-N分别转化为NO2--N、NO3--N,不同的是好氧末端R1、R2中的NO2--N浓度明显小于R3、R4,说明在交替OLR的模式下,值越大则越有利于AOB的增殖,特别是R4,好氧末的NO2--N远高于其他3个反应器,验证了2.2.3节中R4除磷效果较差的原因分析.TP在好氧段通过PAOs的吸磷作用迅速被去除,在好氧末端的TP浓度别为0.47,0.66,0.75,3.42mg/L,说明随着亚氮积累浓度的增加好氧吸磷的效果受到影响,导致R4中的除磷效果恶化,与2.2.2节的结果一致.

在缺氧阶段,NO2--N、NO3--N在反硝化菌的作用下迅速被去除,不同的是在缺氧末端,R4的NO2--N、NO3--N明显高于R1、R2和R3,说明过高的NO2--N抑制了反硝化菌的活性,导致R4中N的去除能力降低.R1、R2的TP浓度在缺氧段并无太大变化,说明R1、R2中的P几乎全是通过聚磷菌好氧吸磷去除的,R3中缺氧末端的TP浓度为0.27mg/L,小于好氧末端TP浓度,说明R3中存在反硝化聚磷菌参与除磷,因此R3中的TP去除率要高于R1、R2(2.2.2节),R4中的缺氧末TP浓度小于其好氧末TP浓度,虽然也存在一定的反硝化除磷,但由于过高的NO2--N浓度抑制了除磷主力PAOs,其总体的TP去除率并没有提高反而降低.

2.3 EPS分析

颗粒的结构稳定性与EPS密切相关,EPS是蛋白质(PN)和多糖(PS)的总和,运行过程中的EPS含量(以VSS计)变化如图7所示.初始接种污泥的EPS为52.92mg/g,随着反应器的运行,R1、R2、R3、R4的EPS含量逐步稳定在81.04,109.46,115.28,139.56mg/g.有研究表明[22-23],颗粒污泥会分泌胞外聚合物来抵御环境的不断变化,间歇饥饿条件能够促进EPS的产生,有利于提高AGS的稳定性,而R2、R3的OLR的交替变化使之形成相对饱食饥饿环境促进了R2、R3中EPS的产生使其高于R1.R4中的EPS含量高于其他反应器,有研究表明[24],与颗粒污泥相比,絮状污泥的EPS释放量更高,结合2.1.2节颗粒污泥的粒径与形态,说明R4中EPS含量的增加与R2、R3中EPS增加的原因不同,其颗粒污泥解体为絮状污泥是其EPS含量增加的主要原因.

R1、R2、R3、R4中的PN(以VSS计)含量分别为66.95,96.57,102.86,106.80mg/g,PS(以VSS计)含量分别为14.09,12.89,12.42,32.76mg/g. PN/PS分别为4.75,7.49,8.28,3.26,有研究表明[25-26],PN的含量与细胞表面疏水性呈正相关关系,疏水性氨基酸的量随着PN的减少而减少,从而降低了污泥表面的疏水性,使污泥中的结合水增加,导致絮体松散,脱水沉降困难,且PN含量的增加能增强PN与二价金属离子(Ca2+、Mg2+等)之间的架桥效应,提高生物聚集体的稳定性,与其他反应器相比,R3中的PN含量较高,较高的PN/PS值(可达8.28)也从另一方面印证了R3中颗粒良好的疏水性与稳定性,说明高频交替OLR策略有助于AGS产生EPS特别是PN.R4中PS的含量随着反应器的运行增加,最终稳定至32.76mg/g,PN/PS值较低,说明高低OLR运行模式下过大的OLR差容易使AGS产生更多的PS,而PS中含有大量亲水基团,对污泥表面的亲水性有很大贡献[27],因此,R4中PS的增加使AGS的亲水性增加,促进了EPS与水的结合,导致污泥结构松散和沉降性能变差.综上所述,高频交替OLR运行模式能促进AGS分泌EPS增加其稳定性,值得注意的是,OLR的值要控制在2以内,值过大反而不利于AGS的稳定性.

3 结论

3.1 通过高频交替OLR的运行方式可以提高AGS的稳定性,与值为1的反应器相比,为1.48的OLR交替条件下的AGS形态更加圆润规则,其IC值可达到96.29%,具有良好的结构强度.

3.2 OLR交替下AGS的SVI值稳定在33.68mL/g左右,平均粒径可达到979.26μm,维持在0.86左右,具有良好的沉降性和生物活性.

3.3 随着交替OLR下值的增大,AGS的COD去除性能并没有受到太大影响,去除率始终保持在90%以上,TP、TN的去除率略有增大后减小,说明值要控制在2以内,否则不利于N、P的去除.

3.4 PN/PS值随着值的增大先升高后降低,而m值为1.48时PN/PS值最高,可达到8.28.

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Enhancement of aerobic granular sludge by high-frequency alternating OLR.

LI Dong1*,GAO Fei-yan1,XIE Yi-bo1,LI Zhu1,ZHANG Jie1,2

(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering,Beijing University of Technology,Beijing 100124,China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment,Harbin Institute of Technology,Harbin 150090,China).,2022,42(8)：3635～3642

In this study,four parallel cylindrical sequencing batch reactors,R1,R2,R3 and R4,were operated by constant organic loading rate (OLR) and three alternating OLR modes respectively,fed with synthetic water. Their high and low OLR were 0.67/0.67,0.71/0.60,0.77/0.52 and 0.80/0.40gCOD/(L∙d) respectively. The effect of high-frequency alternating OLR on the performance of aerobic granular sludge was explored to provide feasible strategies for improving the stability of aerobic granular sludge. The results showed,the integrity coefficients of R1,R2,R3 and R4 could reach 87.26%,94.78%,96.29% and 79.63%,respectively. The EPS content (VSS) of the four reactors were 81.04,109.46,115.28 and 139.56mg/g and PN/PS were 4.75,7.49,8.28 and 3.26,respectively,indicating that thevalue (high OLR/low OLR) of 1.48 was beneficial to improve the structural stability of aerobic granular sludge. In addition,the average COD removal efficiency of R1,R2,R3 and R4in the stable period were 92.58%,91.52%,92.45% and 92.52%,respectively. The average TP removal efficiency were 92.81%,93.35%,95.10% and 61.01%,respectively. The average TN removal efficiency were 93.04%,92.24%,92.06% and 85.32%,respectively,indicating that the aerobic granular sludge had the best effect of removing pollutants when the m value was 1.48.

aerobic granular sludge；high frequency alternating OLR；extracellular polymeric substance；nitrogen andphosphorus removal；influencing factors

X703.1

A

1000-6923(2022)08-3635-08

2022-01-13

北京高校卓越青年科学家计划项目(BJJWZYJH 01201910005019)

* 责任作者,教授,lidong2006@bjut.edu.cn

李 冬(1976-),女,辽宁丹东人,教授,博士,研究方向为水环境恢复理论及关键技术.发表论文200余篇.