李 冬,高 鑫,陳 昊,楊 杰,張 杰,2

(1.水質(zhì)科學與水環(huán)境恢復工程北京市重點實驗室(北京工業(yè)大學),北京 100124;2.城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室(哈爾濱工業(yè)大學),哈爾濱 150090)

好氧顆粒污泥(aerobic granular sludge,AGS)以其獨特的結構優(yōu)勢為各種微生物同時提供了適宜的生長環(huán)境,由于溶解氧的滲透深度不同,各種微生物在顆粒污泥內(nèi)部的分布情況也不同,硝化細菌等好氧微生物主要分布在靠近顆粒表層的好氧區(qū),反硝化聚磷菌(denitrifying phosphate accumulating organisms,DPAOs)等則主要分布在缺氧內(nèi)核區(qū)[1-2]。因此,作為顆粒的重要評價指標,粒徑不僅是顆粒穩(wěn)定性的重要影響因素,還通過影響底物的擴散深度決定微生物的分布情況,進而對處理性能產(chǎn)生重要影響[3]。

當粒徑較小時,溶解氧(dissolved oxygen,DO)易于穿透顆粒,顆粒內(nèi)部的缺氧區(qū)體積不足,無法為DPAOs提供生存環(huán)境,反硝化脫氮除磷性能則會受到限制;當粒徑過大至底物和DO無法有效滲透時,由于傳質(zhì)受限的影響,顆粒內(nèi)部底物受限區(qū)微生物的活性下降和衰亡帶來了顆粒內(nèi)部的空腔化[4],使得顆粒失穩(wěn)和解體成為了限制AGS應用的一個重要原因,顯然,粒徑的優(yōu)化調(diào)控成為了AGS實際應用的一個不可忽略的因素。但由于微生物的種類和占比以及污水處理系統(tǒng)的運行模式等方面存在的差異,許多研究得出了明顯矛盾的最適粒徑范圍,如Nguyen等[5]的研究表明,當DO為常見的2～3 mg/L時,粒徑大小為200～1 000 μm的顆粒具有最好的同步脫氮除磷效率。但易名儒等[6]的研究表明2～3 mm的粒徑在系統(tǒng)運行中最為穩(wěn)定。目前,對于厭氧/好氧/缺氧模式運行下的短程硝化反硝化除磷顆粒污泥的最適粒徑范圍尚未可知,因此,需要進行進一步的探究。

此外,如果不調(diào)控粒徑,不同粒徑大小的顆粒處于同一DO質(zhì)量濃度下具有不同滲透情況,展現(xiàn)出不同的處理性能,水廠的處理效率將受到限制。因此,在確定最適粒徑范圍后,需要人為干預來實現(xiàn)粒徑控制。Long等[7]通過定期將反應器中污泥取出過篩,將適宜粒徑范圍內(nèi)的顆粒污泥重新回流來控制粒徑,這種操作繁瑣復雜的方法在大規(guī)模的污水處理廠中顯然是不可行的。水力剪切強度作為污泥顆粒強度的影響因素之一,在顆粒污泥的形成過程中對其結構以及物化特性產(chǎn)生了重要的影響,通過調(diào)控水力剪切強度可以增大顆粒之間的碰撞頻率,因而有利于實現(xiàn)對粒徑的控制。故有研究通過安裝帶刺型曝氣頭在曝氣的同時不斷地切割顆粒污泥[8],或是采用新型反應器結合旋流器[9]或漏斗形內(nèi)部構件以調(diào)控水力剪切強度[10],但由于構型仍較為復雜,且對設備要求較高,在已有污水廠改造等項目里仍然較難應用。曲新月[11]的研究發(fā)現(xiàn)顆粒污泥表面所受平均剪切速率與機械攪拌轉(zhuǎn)速呈正相關,機械攪拌轉(zhuǎn)速對剪切速率的貢獻遠大于表觀氣速,因此,通過調(diào)節(jié)攪拌強度控制剪切強度實現(xiàn)粒徑控制,維持顆粒破碎與再生的平衡研究十分重要。

為了實現(xiàn)顆粒污泥穩(wěn)定高效地處理實際生活污水,首先通過搖床破碎實驗和活性批次實驗對不同粒徑范圍的好氧顆粒穩(wěn)定性和性能進行評價以確定最適粒徑范圍。隨后設置3組不同攪拌強度調(diào)控水力剪切強度,探究不同剪切強度對顆粒表面的沖刷作用以及對粒徑的間接控制作用,逐漸增加系統(tǒng)內(nèi)處于最佳粒徑范圍AGS的比例,探究系統(tǒng)處理實際生活污水的性能以及運行穩(wěn)定性,并分析水力剪切強度對顆粒結構的影響。

1 實 驗

1.1 實驗裝置與運行方法

本實驗采用3組有效容積為6 L的亞克力材質(zhì)序批式活性污泥反應器(sequencing batch reactor,SBR),換水比為2/3。每天運行4個周期,以厭氧/好氧/缺氧模式運行,厭氧/好氧/缺氧時間分別為120、140與80 min。好氧段曝氣強度采用4.5 L/(h·L)。通過攪拌轉(zhuǎn)速調(diào)控水力剪切強度,具體參數(shù)見表1。

表1 反應器運行工況

1.2 接種污泥與實驗用水

以人工配水培養(yǎng)的短程硝化反硝化除磷顆粒污泥作為接種污泥,其MLSS約為3 500 mg/L,以北京某大學家屬區(qū)生活污水作為進水,水質(zhì)參數(shù)如表2所示。

表2 生活污水水質(zhì)

1.3 分析項目與檢測方法

污泥EPS的提取:取30 mL泥水混合物,常溫下4 000g離心10 min,去掉上清液后加入70 ℃磷酸鹽緩沖液恢復原體積至30 mL,渦旋1 min使離心管底部污泥完全散開。常溫下4 000g離心15 min,上清液后經(jīng)0.45 μm濾膜過濾收集到的上清液為污泥的 LB-EPS。再用常溫緩沖液恢復原體積至30 mL,渦旋1 min,60 ℃水浴加熱30 min。待樣品冷卻至接近室溫時,4 ℃下20 000g離心20 min,上清液后經(jīng)0.45 μm濾膜過濾收集到的上清液為污泥的TB-EPS。

三維熒光Ex(激發(fā)光譜)和Em(發(fā)射光譜)掃描范圍分別為200～700 nm、200～600 nm,激發(fā)/發(fā)射波長間隔10 nm。利用MATLAB toolbox DOMFluor對獲得的多次三維熒光數(shù)據(jù)結果進行平行因子法建模,對 EEM 數(shù)據(jù)進行對半分析、方差檢驗和核心一致性診斷驗證方法,明確熒光成分以及數(shù)量。

1.4 批次實驗

1.4.1 活性實驗

1.4.2 強度實驗

取100 mL泥水混合物靜置于量筒中,沉淀1 min后,取出底部顆粒污泥并稀釋至100 mL。以200 r/min的轉(zhuǎn)速于搖床搖晃5 min。而后重新倒入100 mL的量筒中,沉降1 min后倒出上清液稱量其中的污泥質(zhì)量(m1)和沉降顆粒污泥的質(zhì)量(m2),污泥完整性系數(shù)(CI)按照CI=m2/(m1+m2)計算。顆粒污泥強度可以通過完整性系數(shù)來估計,CI越大,表明顆粒強度越高[14]。

1.5 計算方法

速度梯度計算公式[15]如下:

式中:G為速度梯度,s-1;Wa為輸入反應器的能量,J/s;V為混合物的體積;μ為水的動態(tài)黏度系數(shù);ρ為水的密度;C為阻力系數(shù);Z為槳的數(shù)量(= 2);b為槳的高度(=0.15 m);R為縱軸到槳葉外緣的距離(=0.05 m);ω為槳葉的旋轉(zhuǎn)角速度。

水力剪切強度計算公式如下:

SHS=Gt

式中:t為1 min,G為上述式子計算的速度梯度。

2 結果與討論

2.1 不同粒徑范圍顆粒污泥短程硝化反硝化除磷性能與顆粒強度

圖1 不同粒徑范圍顆粒污泥活性與強度

2.2 不同水力剪切強度下顆粒污泥物理特性變化

2.2.1 顆粒粒徑變化

圖2(a)～(c)分別為3組反應器運行期間的粒徑分布范圍變化,圖2(d)為第60天的粒徑分布。隨著系統(tǒng)的運行R1中的顆粒污泥逐漸成熟,粒徑整體呈現(xiàn)增大趨勢, R1中>1 400 μm的顆粒占比高達27.94%,且沉降性能和強度相對降低,這是由顆粒表面絲狀菌的增殖引起的,詳細內(nèi)容將在2.2.2節(jié)中進行討論。R2在運行初期增大水力剪切強度,粒徑>1 400 μm的顆粒污泥由于內(nèi)部老化而破碎,中小粒徑范圍的顆粒占比上升。后期隨著顆粒破碎與再生達到了平衡狀態(tài),顆粒粒徑略有增加并逐漸穩(wěn)定,最終800～1 400 μm內(nèi)的粒徑占比達到了53.39%,為3組反應器中最高。這表明當適應了這一水力剪切強度后,顆粒污泥的破碎模式逐漸從破碎轉(zhuǎn)變?yōu)楸砻媲治g,防止了絮體重新生長到原始尺寸。R3的粒徑分布表明,當顆粒受到較大的剪切強度時,形成了比原始顆粒更小的粒子。這可能是因為原顆粒表面的物質(zhì)被剪切以及老化顆粒更高的破碎程度,同時水力剪切強度又為釋放的物質(zhì)提供了碰撞的機會,相互黏附形成粒徑范圍為100～300 μm的新顆粒,導致在圖2(d)中R3出現(xiàn)了一個新的峰值,此時粒徑<800 μm的顆粒占比達到了69.04%。因此,調(diào)節(jié)水力剪切強度為1 435.2,有利于提高粒徑處于800～1 400 μm的顆粒污泥的占比。

圖2 不同階段顆粒污泥粒徑分布

2.2.2 污泥外觀變化

污泥隨系統(tǒng)運行的外觀變化如圖3所示。接種污泥為運行了90 d以上的顆粒污泥,圖3(a)顯示老化顆粒污泥內(nèi)部存在明顯的黑色厭氧核,但其仍為表面光滑、形態(tài)規(guī)則的橢球形。而當通入生活污水后,由于進水COD較低且部分難降解而導致碳源缺乏,絲狀菌利用外展的細絲和更大的比表面積獲得了競爭優(yōu)勢[20],其中,R1由于水力剪切強度過小不能產(chǎn)生表面侵蝕作用,存在絲狀菌過度生長的現(xiàn)象。同時,由于缺乏水力剪切強度顆粒粒徑整體向大粒徑范圍遷移。R2則在適宜的水力剪切強度下避免了絲狀菌的大量增殖,顆粒形態(tài)均勻,邊界清晰且致密,擁有良好的沉降性能。R3中的污泥由于受到了過大的水力剪切強度,出現(xiàn)大量形狀不規(guī)則的小顆粒,但部分小顆粒具有完整的顆粒結構,而另一部分小顆粒呈現(xiàn)邊緣透明的現(xiàn)象,這可能是由它們的形成原因不同導致的,結構完整的小顆粒為原始顆粒表面沖刷下來的物質(zhì)重新凝聚成的新顆粒,邊緣透明的顆粒則為老化顆粒破碎后殘存的一部分。此外由于污泥破碎過于嚴重,碎片沉降性能差引起了反應器生物量的流失使得處理性能也隨之惡化。

圖3 運行過程中顆粒污泥顯微鏡照片

2.3 適宜水力剪切強度對系統(tǒng)的影響

2.3.1 EPS質(zhì)量分數(shù)變化

胞外多聚物(extracellular polymer substance,EPS)在污泥顆粒的形成和穩(wěn)定中發(fā)揮著關鍵作用,影響顆粒的結構、沉降性能、表面電荷和絮凝[21]。在污泥破碎再造粒過程中,EPS的性質(zhì)和成分會有所不同,EPS成分的差異也可能導致微生物特征和顆粒性質(zhì)的變化。EPS具有流變性雙層結構,結合型胞外多聚物根據(jù)其結構形態(tài)可分為緊密型胞外多聚物(TB-EPS)和松散附著的胞外多聚物(LB-EPS)[22-23]。以蛋白質(zhì)(protein,PN)和多糖(polysaccharide,PS)的總和間接表征EPS總量。圖4(a)為LB-EPS的成分質(zhì)量分數(shù)變化,前期水力剪切強度將LB-EPS從顆粒表面剝離,單位VSS質(zhì)量分數(shù)明顯下降至13 mg/g,但隨著對水力剪切強度的適應,LB-EPS的質(zhì)量分數(shù)有所恢復,這是因為微生物會分泌更多的EPS來應對不利狀況。盡管如此,與未提升水力剪切強度時相比,LB-EPS的質(zhì)量分數(shù)仍相對較低。研究表明,LB-EPS質(zhì)量分數(shù)增多對絮凝有負面影響, 過多LB-EPS會減弱微生物附著能[24]。因此,高水力剪切強度下LB-EPS的相對減少或有利于顆粒污泥形成更穩(wěn)定的結構。與LB-EPS相比,TB-EPS的質(zhì)量分數(shù)變化較小,維持在較穩(wěn)定的狀態(tài),這是因為適宜的水力剪切強度不會侵蝕到相對更靠內(nèi)部的TB-EPS,對顆粒污泥的形成和穩(wěn)定有著非常重要的作用[25]。以往的研究已經(jīng)注意到 TB-EPS 在污泥絮凝中的重要作用[26-27]。此外,在顆粒粒徑達到穩(wěn)定后,LB-EPS與TB-EPS的質(zhì)量分數(shù)比減小至0.37,表明 EPS尤其是LB-EPS 被去除,這對污泥的沉降性能有較好的提升效果。

圖4 運行過程中顆粒污泥EPS變化

EPS中PN和PS的質(zhì)量分數(shù)變化也從一定程度上反映了顆粒的穩(wěn)定程度。PN中的氨基為正電荷,可以中和羧基和磷酸基的負電荷,從而降低污泥表面凈負電荷,促進污泥絮凝造粒,在 AGS 的形成和穩(wěn)定中發(fā)揮了重要作用[28]。而PS能夠適應微生物的黏附,對維持顆粒污泥的結構完整性至關重要。在高水力剪切強度的作用下,會形成胞外多糖幫助污泥造粒,作為骨架形成穩(wěn)定的顆粒結構。在顆粒解體后重新恢復的過程中,PS質(zhì)量分數(shù)率先增加,填補了顆粒污泥內(nèi)部的破碎結構,PN與PS質(zhì)量分數(shù)比有所下降,而后PN增加的幅度大于PS,PS則略微下降,PN與PS質(zhì)量分數(shù)比出現(xiàn)明顯上升。因為PS是親水性物質(zhì),而PN是疏水性物質(zhì),PN與PS質(zhì)量分數(shù)比的增加提高了污泥的相對疏水性,從而恢復良好的沉降性能與強度,表征了顆粒污泥結構的重新穩(wěn)定。

2.3.2 三維熒光及平行因子分析

近年來,在污水處理領域中廣泛運用三維熒光檢測(excitation-emission matrix,EEM)結合平行因子分析(parallel factor,PARAFAC),將三維熒光檢測數(shù)據(jù)中互相重疊的熒光峰中不同種類的熒光物質(zhì)識別并分類。結合先前研究[29-32],根據(jù)表3所示峰的位置將圖5標為以下4種成分:可溶性微生物副產(chǎn)物、色氨酸或類蛋白、腐殖酸A、腐殖酸B。

圖5 運行過程中顆粒污泥EPS及組分分析

表3 本研究中建立的PARAFAC模型中的物質(zhì)成分

由圖5可以明顯看出,相較初始接種污泥,增大水力剪切強度后污泥EPS被切削引起組分數(shù)與熒光強度的減少。隨著運行進入穩(wěn)定期,色氨酸或類蛋白的熒光強度從4 640.99增加到5 381.49,這與上文提到的PN質(zhì)量分數(shù)上升污泥沉降性與穩(wěn)定性提高相吻合。腐植酸作為EPS 的組分之一主要是高聚合物,官能團帶有高負電荷,不利于污泥的絮凝與顆?；?導致顆粒污泥沉降和活性變差[33]。接種污泥中腐殖酸的熒光強度高達3 275.2,但隨著高水力剪切強度的施加,腐殖酸熒光強度明顯降低。而后腐殖酸指數(shù)出現(xiàn)了一定程度的增加,這是因為實際生活污水中含有大量腐殖酸,但在第60天腐殖酸的熒光強度和仍僅為2 074.59,這一變化表明適宜的水力剪切強度有利于降低EPS中腐殖酸類物質(zhì)的質(zhì)量分數(shù)。由于腐殖酸對微生物代謝具有抑制作用,腐植酸質(zhì)量分數(shù)的降低也意味著更高的顆粒生物活性[34]。

2.3.3 處理性能及脫氮除磷路徑變化

R2的污泥粒徑范圍為最佳,對其處理性能進行分析。由圖6(a)可以看出,運行初期出水COD較高為101 mg/L,這是由水力剪切強度將顆粒表面的EPS切削到水中以及部分沉降性能差的污泥碎片的出水懸浮固體引起的。其次實際城鎮(zhèn)生活污水作為進水基質(zhì),可生化性能差難以被微生物降解利用。直到第30天系統(tǒng)已適應該水力剪切強度,不再出現(xiàn)嚴重的破碎現(xiàn)象且已經(jīng)適應生活污水,出水中COD低于15 mg/L,去除率達92.57%,此時已符合GB 18918—2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》中的一級A標準[35]。但進水COD較低對系統(tǒng)除磷性能產(chǎn)生了明顯的影響,TP去除率僅為38%左右。而在第50天去除了生物活性低的過大老化顆粒污泥后,DPAOs豐度較高的顆粒污泥占比上升,除磷性能逐漸提高使得最終出水TP質(zhì)量濃度為0.42 mg/L。

圖6 運行過程中COD、TP及N處理性能變化

圖7 典型周期內(nèi)COD、N和P的變化

3 結 論

1)調(diào)控水力剪切強度可作為控制粒徑的手段,避免好氧顆粒污泥因傳質(zhì)受限而解體失穩(wěn)。其中,粒徑范圍為800～1 400 μm的顆粒,擁有足夠的缺氧區(qū)環(huán)境富集了更多DPAOs,同時具有較高的強度,為采用厭氧/好氧/缺氧工藝運行短程硝化反硝化除磷的最優(yōu)粒徑范圍。

2)3D-EEM結合PARAFAC對顆粒污泥的EPS進行分析,進水水質(zhì)以及水力剪切強度改變影響了EPS的組分與質(zhì)量分數(shù)。提高水力剪切強度能降低腐殖酸質(zhì)量分數(shù),提高蛋白質(zhì)的質(zhì)量分數(shù),切削掉LB-EPS,提高TB-EPS占比,均有利于強化污泥顆?；c穩(wěn)定性。

3)通過水力剪切強度調(diào)控系統(tǒng)粒徑,能夠?qū)崿F(xiàn)處理生活污水時短程硝化反硝化除磷的穩(wěn)定運行。最終TN去除率達90%左右,出水TN質(zhì)量濃度僅為4.28 mg/L,TP平均去除率達93.45%,出水TP質(zhì)量濃度低于0.5 mg/L,均符合一級A排放標準。