好氧颗粒污泥造粒过程中EPS及脱氮除碳性能

曾天续,马 娇 ,党鸿钟,严 渊, 吴新波,李维维,4,陈永志

(1.兰州交通大学 甘肃省黄河水环境重点实验室,兰州 730070;2.兰州交通大学 环境与市政工程学院,兰州 730070;3.甘肃省污水处理行业技术中心,兰州 730070; 4.甘肃省轻工研究院有限责任公司,兰州 730000)

1 研究背景

好氧颗粒污泥(Aerobic Granular Sludge,AGS)是微生物在好氧条件下自凝聚形成的颗粒聚集体。与普通絮状活性污泥相比,AGS具有较好的结构致密性、优良的沉降性、抗冲击负荷能力强、耐毒性高和剩余污泥量少等优点[1-2]。采用AGS的污水处理厂可稳定降低出水浊度,无需添加混凝剂或设置二沉池,比传统活性污泥法具有更短的水力停留时间、更低的运行能耗和更小的场地面积[3-4]。而在不同水质条件和温度下AGS的启动及稳定运行存在较大差异。AGS处理实际生活污水会导致AGS稳定性降低[5];季节性的温度变化阻碍AGS启动并降低其性能[6]。

颗粒污泥的胞外聚合物(Extracellular Polymeric Substances,EPS)是微生物在一定环境下分泌的高分子物质,作为微生物聚集体的骨架在废水处理过程中起着至关重要的作用,其主要成分为胞外蛋白质(Proteins,PN)和多糖(Polysaccharides,PS)[7],含量变化可影响AGS的沉降性能[8]。EPS还作为电子受体参与微生物代谢并保护微生物免受恶劣环境条件的影响[9],不同水质和温度会引起EPS含量的变化,进而影响AGS的造粒过程。

目前,关于AGS的培养大多在人工配水或实际生活污水下进行,而实际生活污水成分较为复杂,有机物不易被微生物吸收,造成在实际生活污水中培养的AGS形成速度比人工配水慢且在处理实际生活污水时出现污泥解体现象[5]。国内大多数实际生活污水的碳氮比(C/N)<4[10],C/N变化可引起EPS中PN和PS的变化,进而影响污泥的致密性[11]。当温度低于室温时,微生物会产生应激反应分泌更多的EPS[12]。而不同水质和温度下AGS的EPS与污泥沉降关系鲜见报道。本试验以低C/N的人工配水和实际生活污水联合培养AGS,探究不同水质和温度在AGS造粒过程中EPS与其沉降速度的关系及脱氮除碳特征,并对EPS与污泥指数(SVI)进行线性拟合,分析EPS对AGS沉降性能的影响,以期在低C/N生活污水中快速培养出稳定性较好的AGS,为AGS在实际工程中的应用提供参考。

2 材料与方法

2.1 试验装置及运行方式

试验采用4组SBR反应器,装置如图1所示,其高和直径分别为50 cm和14 cm,有效容积为6 L。侧壁设置排水口,底部设有排泥口。

图1 SBR反应装置示意图Fig.1 Schematic diagram of SBR process device

4组反应器每天均运行2个周期,其中进水10 min,缺氧50 min,好氧150 min,沉淀:1～4 d 20 min、5～6 d 14 min、7～8 d 13 min、8～10 d 10 min、11～16 d 8 min、16～60 d 5 min,排水10 min。R1、R2中加入活性炭粉末,R3、R4未添加活性炭粉末。具体运行工况如表1所示,V表示体积。

表1 反应器运行工况Table 1 Operation condition of reactors

2.2 水质与接种污泥

2.3 分析项目及方法

2.4 计算方法

(1)

式中:SV30为曝气池混合液在量筒内静止沉降30 min后污泥所占混合液的体积百分比(mL/L);MLVSS为混合液悬浮固体浓度(g/L)。

3 结果与讨论

3.1 AGS培养阶段EPS及沉速变化

图2为AGS培养阶段PN、PS及沉降速度的变化。4组反应器内PN比PS增加更为显著,其中R2的PN由初始值11.3 mg/g增加到142.4 mg/g,增幅最大;R4内PN的增幅最小,为84.9 mg/g。PS与污泥表面亲水性呈正相关。而PN与污泥的疏水性正相关,PN越大,越有利于微生物的聚集,加速形成AGS[17-19]。这表明人工配水中逐渐添加生活污水的比例更有利于AGS的形成,而低温时PN的分泌量显著减少,不利于AGS的形成[20]。

图2 反应器中PN、PS及沉降速度变化Fig.2 Changes of PN, PS and sedimentation velocity in the reactors

其中,24 d时R1中PN减少,其原因是R1的进水改为生活污水,产生了较高的基质浓度差,微生物的生存条件发生了变化,影响了微生物细胞间的信息交流和信号分子的传递,抑制了微生物新陈代谢活动[21]。因此,PN出现明显波动。Cai等[22]也证实了进水成分条件的变化会引发EPS含量的变化。当微生物适应新的外界环境后,PN又出现了新的增长。R4反应器在1～8 d期间PN、PS分泌量出现了骤增,是由于微生物受到温度的胁迫产生了应激反应,通过分泌PN来应对胁迫,维持AGS的稳定性。

AGS的沉降速度与污泥颗粒的结构及大小有关。污泥颗粒粒径越大,结构越密实,污泥的沉降速度越大[23]。图2中,R1、R2、R3中AGS的沉降速度随着PN增大而增大,分析原因为PS与污泥表面亲水性呈正相关,而PN中带正电的官能团能够与其他官能团中的负电荷中和,降低污泥表面的电负性,污泥表面的疏水性增强,促进微生物聚集,AGS粒径增大,使AGS沉降速度增加[18]。1～17 d,R1 和R3进水均为人工配水,稳定后R1的沉降速度明显大于R3的沉降速度,这是因为R1中添加活性炭粉末为AGS创造了良好的晶核环境[24]。17 d后,R1改为生活污水,沉降速度在第48天时稳定为59.8 m/h,R2的沉降速度在第40天时稳定为60.7 m/h,这是因为人工配水和生活污水占比逐渐增加的方式形成了较平缓的底物浓度梯度,平缓的浓度梯度更有利于形成致密稳定的颗粒[25]。R3和R4在第20和第32天时沉降速度分别达到53.2 m/h和50.3 m/h,表明在低温条件下可以培养出AGS,但时间较长。Wang等[6]研究结果与本研究结果一致。

3.2 AGS培养阶段EPS和SVI的关系

图3 AGS培养阶段EPS含量与SVI的关系Fig.3 Relationship between EPS and SVI in AGS cultivation stage

3.3 AGS颗粒化进程

4组反应器接种污泥相同,呈灰褐色絮状。R2进水采用在人工配水中逐渐添加生活污水占比,并添加活性炭粉末,其培养的AGS具有沉降速度大、SVI低及形成时间短等优点。当其运行至第11天时,沉淀时间由初始的20 min缩短至8 min,出现少量黄色颗粒,活性炭粉末表面附着浅黄色生物膜。这是因为活性炭粉末作为自凝聚的初始内核,细菌在表面上附着生长,有利形成初始颗粒;同时菌胶团与活性炭粉末碰撞与摩擦形成了AGS所需的水力选择压,增强了颗粒污泥结构的强度,促进了颗粒污泥的形成[27]。继续缩短沉淀时间至5 min,淘洗絮状污泥,提升颗粒占比[28]。第50天时,污泥呈现黄色粒状,结构密实,实现颗粒化。图4为R2反应器中第50天时AGS粒径占比分布。粒径在1.0～1.5 mm和1.5～2.0 mm的粒径占比分别为40.26%和28.26%;>2.5 mm的占4.15%;>1.0 mm的颗粒占比>80%,即认为成功培养出AGS[29]。

图4 R2反应器中第50天时AGS粒径占比Fig.4 Proportion of AGS sludge particles at 50 d in R2 reactor

3.4 AGS系统脱氮除碳性能

图5 AGS培养阶段COD及变化Fig.5 Changes of COD and content in AGS cultivation stage

图6 AGS培养阶段和NiAR 变化Fig.6 Changes of and NiAR in AGS cultivation stage

4 结 论

(1)以污水厂A2/O工艺二沉池污泥为种泥,采用人工配水和生活污水2种进水方式,均能实现污泥的颗粒化。25 ℃时,PN和PS在AGS培养阶段整体呈上升趋势,PS沉降速度与PN变化趋势一致。